辛龍川, 吳文雪, 薛 萐, 付格娟, 陳延華, 王學(xué)霞, 劉東生, 楊曉梅,**

紅壤不同粒徑團(tuán)聚體對(duì)草甘膦農(nóng)藥降解動(dòng)力學(xué)的影響*

辛龍川1, 吳文雪1, 薛 萐2, 付格娟3, 陳延華4, 王學(xué)霞4, 劉東生4, 楊曉梅1,2**

(1. 西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院 楊凌 712100; 2. 西北農(nóng)林科技大學(xué)水土保持研究所/黃土高原土壤侵蝕與旱地農(nóng)業(yè)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 楊凌 712100; 3. 西安市環(huán)境監(jiān)測(cè)站 西安 710100; 4. 北京市農(nóng)林科學(xué)院植物營(yíng)養(yǎng)與資源研究所 北京 100097)

草甘膦農(nóng)藥的大量噴施, 使其在環(huán)境特別是土壤中的殘留-累積風(fēng)險(xiǎn)日益突出, 從團(tuán)聚體粒徑角度研究紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦的降解動(dòng)力學(xué)及其相互作用特征仍鮮有報(bào)道?；诖? 本研究通過(guò)干篩篩分、室內(nèi)控制培養(yǎng)、液質(zhì)聯(lián)用定量分析相結(jié)合等探究草甘膦降解殘留, 并進(jìn)一步分析團(tuán)聚體理化性質(zhì)與草甘膦降解的關(guān)系。結(jié)果表明: 1)不同粒徑團(tuán)聚體中, 草甘膦殘留量隨降解時(shí)間不斷減小, 且粒徑之間降解動(dòng)力學(xué)差異不顯著。降解半衰期為15.8~20.6 d, 粒徑最小的團(tuán)聚體(<0.25 mm)中草甘膦的降解半衰期最長(zhǎng), 為20.6 d。草甘膦在土壤中的主要降解產(chǎn)物氨甲基磷酸(AMPA)的含量隨著降解時(shí)間的增加而增加, 且在第5 d達(dá)到峰值, 而后不斷減小; 不同粒徑團(tuán)聚體間AMPA含量差異顯著(<0.05)。2)相關(guān)分析及主成分分析發(fā)現(xiàn), 草甘膦殘留量與紅壤團(tuán)聚體中速效磷含量呈顯著正相關(guān)(<0.05), 而其降解產(chǎn)物AMPA含量與團(tuán)聚體中酸性磷酸酶活性及N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶活性呈顯著正相關(guān)(<0.05)。團(tuán)聚體粒徑與草甘膦殘留量間沒(méi)有顯著相關(guān)性, 但與AMPA含量顯著正相關(guān)(<0.05)。此外, 草甘膦降解過(guò)程中, 團(tuán)聚體中有機(jī)質(zhì)含量及β-葡萄糖苷酶、N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶、酸性磷酸酶活性與團(tuán)聚體粒徑為顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(<0.05)。由此表明: 紅壤不同粒徑團(tuán)聚體影響草甘膦降解速率, 粒徑最小的團(tuán)聚體(<0.25 mm)中草甘膦農(nóng)藥的降解速率最慢, 但試驗(yàn)結(jié)束時(shí), 各粒徑紅壤團(tuán)聚體中的草甘膦和AMPA含量均較高, 可能會(huì)影響土壤健康及生態(tài)環(huán)境安全; 此外, 草甘膦降解與土壤磷素密切相關(guān), 后續(xù)研究需探討磷虧缺或豐盈條件下, 草甘膦農(nóng)藥的土壤環(huán)境特征, 為后續(xù)農(nóng)田草甘膦環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供依據(jù)。

土壤團(tuán)聚體; 草甘膦; 降解動(dòng)力學(xué); 土壤磷; 紅壤

農(nóng)藥是當(dāng)前全球農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中重要的生產(chǎn)資料。草甘膦(C3H8NO5P)因低毒性、非選擇性強(qiáng)、見(jiàn)效快等優(yōu)點(diǎn)被廣泛使用, 特別是隨著抗草甘膦作物的大面積種植, 草甘膦農(nóng)藥已成為全球使用量最大的除草劑[1]。據(jù)統(tǒng)計(jì), 我國(guó)草甘膦農(nóng)藥2018年生產(chǎn)量為50萬(wàn)t, 使用量為4萬(wàn)t, 2019年生產(chǎn)量更是達(dá)55萬(wàn)t[2]。然而, 隨著草甘膦的大量施用, 其在農(nóng)田[3-4]及周邊水域[5-6]中不斷累積, 特別是降解產(chǎn)物氨甲基磷酸(AMPA)的檢測(cè)率顯著增加, 并隨著雨滴擊濺、剝蝕搬運(yùn)及徑流輸移進(jìn)入下游生態(tài)系統(tǒng), 嚴(yán)重威脅著人類健康及生態(tài)環(huán)境安全。

草甘膦進(jìn)入土壤后, 因強(qiáng)烈的吸附力, 被固定在土壤顆粒中并參與土壤物理、化學(xué)、生物過(guò)程。土壤中草甘膦通過(guò)微生物降解, 降解主要有兩種途徑: 其一, 草甘膦在轉(zhuǎn)氨酶的作用下C—N鍵氧化斷裂生成中間產(chǎn)物AMPA; 其二, 草甘膦在C—P裂解酶的作用下生成肌氨酸[7-8], 其中絕大部分降解中間產(chǎn)物為AMPA。草甘膦在土壤中的持久性及降解在一定程度上受土壤理化性質(zhì)的影響, 與土壤類型、pH、有機(jī)質(zhì)含量、溫度、含水量等密切相關(guān), 從而草甘膦在土壤中的半衰期差異較大。Mamy等[9]研究發(fā)現(xiàn), 不同類型土壤中草甘膦的降解速率差異顯著(<0.05), 在pH小的砂質(zhì)黏壤土中的殘留量明顯高于其他土壤類型, 并且沙土含量較高的土壤中草甘膦的半衰期小于1 d, 黏土含量較高的土壤中草甘膦的半衰期為3.7 d; 而胡繼業(yè)等[10]研究發(fā)現(xiàn)草甘膦在沙質(zhì)土的半衰期為9.2 d; Yang等[11]研究表明, 草甘膦在中國(guó)楊凌黃土中的降解半衰期為3.5 d; 汪立高等[12]對(duì)比發(fā)現(xiàn)草甘膦在紅壤、沙壤和黃壤中的半衰期分別為15.71 d、12.86 d和13.30 d。微生物降解是進(jìn)入土壤草甘膦衰減的重要途徑, 微生物活性及群落特征直接影響著其在土壤中的消散。謝怡等[13]研究發(fā)現(xiàn), 草甘膦在水稻土中的自然降解半衰期為38.72 d, 而滅菌除去原生微生物后, 半衰期可延長(zhǎng)至96.27 d。長(zhǎng)期施用草甘膦的土壤中, 存在種類繁多的能耐受或降解草甘膦的微生物類群, 如假單胞菌屬()、無(wú)色菌屬()、青霉屬()、嗜熱菌屬()等, 它們能夠以草甘膦為碳源、氮源、磷源等生長(zhǎng), 不僅對(duì)土壤的物質(zhì)轉(zhuǎn)化起到推動(dòng)作用, 同時(shí)也可以加速草甘膦農(nóng)藥降解[14]。尚軼等[15]從草甘膦污染土壤中分離得到的菌株G1以草甘膦為唯一的碳源, 草甘膦降解率達(dá)71.76%; 石成春等[16]分離得到的黑曲霉B21對(duì)草甘膦的降解率達(dá)97%; 湯鳴強(qiáng)等[17]分離得到的以草甘膦為唯一碳源、氮源生長(zhǎng)的酵母菌ZM-1對(duì)草甘膦降解率為85.38%。然而, 基于不同試驗(yàn)研究的條件及研究手段, 草甘膦在土壤中的行為追蹤還存在較大的不足, 其衰減及消散仍需進(jìn)一步研究與探討。

目前, 針對(duì)草甘膦的研究主要集中在土壤類型、整個(gè)土體耕層以及環(huán)境因素對(duì)其降解衰減的影響。然而, 受田間環(huán)境的影響, 草甘膦及其降解產(chǎn)物會(huì)隨著土壤顆粒的剝蝕, 在土壤內(nèi)部或被地表徑流沖刷下搬運(yùn)、轉(zhuǎn)移并在土壤顆粒上衰減消散, 因此土壤顆粒性質(zhì), 特別是土壤團(tuán)聚體理化特征對(duì)其環(huán)境行為起著重要作用。潘吉秀等[18]研究表明, 六氯苯、多環(huán)芳烴等有機(jī)污染物在土壤不同粒徑團(tuán)聚體中的含量隨粒徑減小先降低后升高, 滴滴涕含量隨粒徑減小先升高后降低; 黃玉芬等[19]研究了土壤不同粒徑團(tuán)聚體對(duì)農(nóng)藥丁草胺的吸附, 發(fā)現(xiàn)其吸附能力由大到小依次為黏粒(<0.002 mm)、粉粒(0.002~0.02 mm)、砂粒(0.02~0.05 mm)。Bento等[20]通過(guò)風(fēng)洞模擬試驗(yàn)研究了草甘膦在風(fēng)蝕過(guò)程中的分布及降解情況, 發(fā)現(xiàn)不同土壤粒徑上草甘膦和AMPA含量差異顯著, 且隨粒徑的增加而降低。然而, Bento等[20]的研究缺乏對(duì)不同顆粒團(tuán)聚體性質(zhì)的分析, 且風(fēng)洞試驗(yàn)?zāi)M時(shí)間較短, 無(wú)法進(jìn)一步探明草甘膦在顆粒上的降解衰減動(dòng)力學(xué)特征, 從而給后續(xù)污染評(píng)價(jià)帶來(lái)諸多的不確定性。鑒于此, 本研究采用室內(nèi)模擬培養(yǎng)試驗(yàn), 研究紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦的降解動(dòng)力學(xué)及不同粒徑團(tuán)聚體理化性質(zhì)與草甘膦降解的關(guān)系, 為進(jìn)一步探究草甘膦在土壤團(tuán)聚體中的衰減規(guī)律以及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)土壤

試驗(yàn)選用中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院祁陽(yáng)紅壤實(shí)驗(yàn)站周邊農(nóng)田土壤作為試驗(yàn)土樣(0~30 cm, 田間持水量25%), 去除土壤中的枯落物、根系及礫石等雜質(zhì), 對(duì)大土塊進(jìn)行破碎處理, 并在野外條件下全部過(guò)2 mm篩, 風(fēng)干后帶回實(shí)驗(yàn)室, 在采集和運(yùn)輸過(guò)程中盡量減少對(duì)土樣的擾動(dòng), 以免破壞土壤團(tuán)聚體。在室內(nèi)采用干篩法, 將土壤進(jìn)行篩分, 過(guò)篩孔徑分別為2 mm、1 mm、0.25 mm、0.05 mm, 其質(zhì)量比分別為26.01%、49.77%、23.80%、0.42%。篩分過(guò)程中, 由于<0.05 mm粒徑的土壤較少, 與上一級(jí)篩分粒徑0.25 mm的土壤混合使用, 從而得到待試土壤粒徑為: <2 mm (未篩分土樣)、1~2 mm、0.25~1 mm、<0.25 mm, 其基本化學(xué)性質(zhì)如表1所示。

表1 試驗(yàn)用紅壤不同粒徑團(tuán)聚體的基本性質(zhì)

1.2 研究方法

將篩分好的土壤分別放入自封袋中, 調(diào)節(jié)土壤水分為田間持水量的60%, 然后放入培養(yǎng)箱中, 調(diào)節(jié)氣候箱溫度為(25±0.5) ℃, 濕度為(80±2)%, 光照16 h, 黑暗8 h, 培養(yǎng)7 d, 每天進(jìn)行兩次水分調(diào)節(jié), 使其土壤含水量保持穩(wěn)定。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后, 分別稱取4種粒徑團(tuán)聚體57.5 g放入白色塑料盒中(直徑為7 cm, 高10 cm), 每種粒徑團(tuán)聚體稱取21盒, 噴施配制好的草甘膦溶液, 濃度為15 μg?g?1, 與土壤混合均勻, 同時(shí)設(shè)置空白對(duì)照試驗(yàn)。在培養(yǎng)期間, 監(jiān)測(cè)土壤水分變化, 并進(jìn)行每日兩次調(diào)節(jié), 校對(duì)土壤水分含量。在添加農(nóng)藥后的0 d、1 d、3 d、5 d、7 d、14 d和30 d采樣, 采樣時(shí)將培養(yǎng)盒中的土壤混合均勻后全部收集, 同種粒徑的團(tuán)聚體每次采集3盒, 作為試驗(yàn)重復(fù)樣品。迅速將采集的樣品分成兩部分, 一部分迅速冷凍保存(?20 ℃), 以測(cè)試不同粒徑團(tuán)聚體草甘膦、AMPA含量以及酶活性; 另一部分風(fēng)干, 用來(lái)分析土壤團(tuán)聚體的理化性質(zhì)。

1.3 草甘膦與AMPA的測(cè)定

1.3.1 試劑

草甘膦和氨甲基磷酸(AMPA)(純度≥98%)購(gòu)自美國(guó)Sigma-Aldrich公司, 100 μg·L?1的草甘膦同位素內(nèi)標(biāo)物(13C2-15N-GLY)和AMPA同位素內(nèi)標(biāo)物(13C-15N-AMPA)購(gòu)自德國(guó)Augsburg公司, 氯甲酸-9-芴基甲酯(純度≥98%)購(gòu)自瑞士Sigma-Aldrich公司, 十水合四硼酸鈉(純度≥99.5%)購(gòu)自美國(guó)Sigma-Aldrich公司, 氫氧化鉀和鹽酸(分析純)購(gòu)自德國(guó)Darmstadt公司, 甲醇和乙腈(色譜純)購(gòu)自荷蘭All Chemicals公司, 甲酸(純度≥98%)購(gòu)自荷蘭Gevaar公司, 乙酸銨(色譜純)購(gòu)自美國(guó)Sigma公司, 氨溶液(純度25%)購(gòu)自德國(guó)Merck KGaA公司, 試驗(yàn)用水為超純水。

1.3.2 草甘膦和AMPA的提取和衍生

將2 g不同粒級(jí)土壤團(tuán)聚體加入到50 mL塑料離心管中, 加入10 mL 0.6 mol?L?1的KOH對(duì)土壤樣本進(jìn)行浸提, 經(jīng)震蕩機(jī)震蕩1 h后放入離心機(jī)在3500 r?min?1下離心15 min。吸取1 mL上清液至10 mL離心管中, 加入80 μL 6 mol?L?1的HCl調(diào)節(jié)pH至9左右, 然后加入40 μL的5 μg?mL?1同位素標(biāo)記的草甘膦/AMPA混合溶液, 充分混合后加入0.5 mL濃度為5%的硼酸鹽緩沖液及0.5 mL 6.5 mmol?L?1的FMOC-Cl, 震蕩試管使溶液充分混合均勻, 在室溫條件下衍生反應(yīng)30 min。衍生反應(yīng)結(jié)束后, 加入50 μL蟻酸, 再次混勻試管內(nèi)的溶液, 并將0.5 mL的衍生物轉(zhuǎn)移且過(guò)0.45 μm膜的測(cè)試瓶中待試。標(biāo)準(zhǔn)曲線采用0 μg?mL?1、0.01 μg?mL?1、0.02 μg?mL?1、0.04 μg?mL?1、0.1 μg?mL?1、0.2 μg?mL?1、0.4 μg?mL?1、1 μg?mL?1、2 μg?mL?1和4 μg?mL?1的標(biāo)準(zhǔn)溶液, 其衍生方式與樣品相同[21]。

1.3.3 高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法

色譜柱: XBridge? Shield RP C18色譜柱(孔徑3.5 μm, 長(zhǎng)度150 mm, 內(nèi)徑2.1 mm)。流動(dòng)相為溶于超純水的5 mmol?L?1NH4Ac (溶劑A, pH=9)和比例為9∶1的MeOH∶H2O溶液(溶劑B, pH=9), 使用25% NH3將pH調(diào)整至約9。洗脫程序?yàn)? 0~1 min, 100% A∶0 B; 1~6 min, 溶劑B從0到100%線性增加; 6~8 min, 0 A∶100% B; 8~9 min, B從100%線性降低至0; 9~14 min, 100% A∶0 B。柱溫為35.0 ℃, 流速為0.4 mL?min?1, 在1 min內(nèi)重新建立初始條件, 總運(yùn)行時(shí)間為15 min。使用以下離子源參數(shù)在負(fù)離子模式下進(jìn)行電噴霧電離可獲得最佳響應(yīng): 毛細(xì)管電壓3500 V, 錐管電壓20 V, 離子源溫度120 ℃, 脫溶氣體溫度400 ℃, 氣流160~200 L?h?1(錐管)和580~600 L?h?1(脫溶), 具體參考Yang等[21]的研究。

1.4 團(tuán)聚體理化性質(zhì)測(cè)定

團(tuán)聚體的理化性質(zhì)測(cè)試方法如下: 采用0.5 mol?L?1NaHCO3溶液浸提, 鉬銻抗比色法測(cè)土壤樣品速效磷含量; 采用重鉻酸鉀容量法測(cè)土壤有機(jī)質(zhì)含量; 采用H2SO4-HClO4消解法測(cè)土壤全磷含量; 采用凱式法消解, 凱式定氮儀測(cè)定土壤全氮含量; 采用微孔板熒光法測(cè)量土壤中β-葡萄糖苷酶(BG)、N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶(NAG)和酸性磷酸酶(ACP)活性。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

基于草甘膦的化學(xué)特征, 其在土壤中衰減特征采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)降解模型擬合(SFO)。

C=C0′e (1)

式中:是時(shí)間的草甘膦濃度,0是初始草甘膦濃度(=0),是降解速率常數(shù)。

化學(xué)污染物的半衰期是評(píng)估其是否對(duì)環(huán)境造成威脅的重要參數(shù), 因此用草甘膦的半衰期(DT50)表征草甘膦在土壤中的殘留狀況, 并分析其潛在威脅。草甘膦降解半衰期采用式(2)計(jì)算。

DT50=ln2/(2)

數(shù)據(jù)采用SPSS 26.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析, 采用單因素方差分析(One-way ANOVA)比較紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦、AMPA含量以及土壤理化性質(zhì)在相同培養(yǎng)時(shí)間的顯著性差異, 多重比較采用Duncan法(<0.05); 使用SPSS 26.0進(jìn)行相關(guān)性分析和主成分分析; 運(yùn)用OriginPro 9.1進(jìn)行數(shù)據(jù)繪圖并進(jìn)行數(shù)據(jù)的擬合。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦及AMPA含量特征及降解動(dòng)力學(xué)曲線

紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦與AMPA含量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化差異顯著(圖1)。在培養(yǎng)初期, 4種粒徑團(tuán)聚體中草甘膦殘留量快速下降, 到噴施后的第5 d, 4種粒徑團(tuán)聚體中草甘膦殘留量分別降低30.0% (<2 mm)、33.4% (1~2 mm)、37.0% (0.25~ 1 mm)、34.8% (<0.25 mm); 然而隨著觀測(cè)時(shí)間的延長(zhǎng), 草甘膦殘留量逐漸降低, 各粒徑間草甘膦殘留量差異不顯著(圖1A)。相對(duì)應(yīng)的, 4種粒徑團(tuán)聚體中AMPA含量在噴施初期呈快速增長(zhǎng)趨勢(shì), 各粒徑間差異不顯著, 且在第5 d達(dá)濃度峰值; 之后隨著觀測(cè)時(shí)間的推移, AMPA含量逐漸下降(圖1B), 各粒徑間的含量差異顯著(<0.05)。這是因?yàn)樵诩尤氩莞熟⒊跗? 草甘膦降解生成AMPA, 土壤中AMPA含量開(kāi)始增加, 但同時(shí)AMPA本身也會(huì)發(fā)生降解, 因此隨著觀測(cè)時(shí)間的推移, 其含量逐漸下降。4種粒徑團(tuán)聚體中AMPA的含量峰值分別為2.21 μg·g–1(<2 mm)、2.43 μg·g–1(1~2 mm)、2.14 μg·g–1(0.25~1 mm)和2.47 μg·g–1(<0.25 mm); 但隨著時(shí)間的推移, AMPA含量隨團(tuán)聚體粒徑的增加而增加, 以1~2 mm粒徑最高, <0.25 mm粒徑最低。

對(duì)不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦殘留量采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬和其降解過(guò)程(表2)。結(jié)果表明, 不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦的降解動(dòng)力學(xué)符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型,2分別為0.73 (<2 mm)、0.73 (1~2 mm)、0.62 (0.25~1 mm)、0.65 (<0.25 mm)。4種粒徑團(tuán)聚體中, 草甘膦的半衰期分別為18.5 d (<2 mm)、15.8 d (1~2 mm)、17.7 d (0.25~1 mm)、20.6 d (<0.25 mm)?？梢钥闯? 除未篩分土樣外, 草甘膦半衰期均隨著土壤團(tuán)聚體粒徑的增加而降低, 而<2 mm的未篩分土樣的草甘膦半衰期介于0.25~1 mm和<0.25 mm團(tuán)聚體之間。

表2 紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦降解動(dòng)力學(xué)方程

2.2 不同粒徑團(tuán)聚體理化性質(zhì)及酶活性

2.2.1 理化性質(zhì)

4種粒徑團(tuán)聚體土壤理化性質(zhì)如表3所示。由表3可知, 有機(jī)質(zhì)含量隨培養(yǎng)時(shí)間的增加波動(dòng)明顯, 特別是噴施草甘膦1~3 d后, 有機(jī)質(zhì)含量下降(除未篩分土樣外), 此時(shí)其最小值分別為15.84 g?kg?1(1~2 mm)、16.37 g?kg?1(0.25~1 mm)和18.04 g?kg?1(<0.25 mm); 此后逐漸增加, 除未篩分土樣在噴施草甘膦7 d后達(dá)最大值17.30 g?kg?1外, 其余粒徑團(tuán)聚體有機(jī)質(zhì)含量均在噴施后5 d達(dá)最大值, 分別為16.33 g?kg?1(1~2 mm)、17.34 g?kg?1(0.25~1 mm)和19.41 g?kg?1(<0.25 mm); 隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng), 有機(jī)質(zhì)含量逐漸降低, 在噴施后30 d (未篩分土壤除外)各粒徑的含量低于噴施后0 d, 略有減少。<0.25 mm團(tuán)聚體與0.25~1 mm團(tuán)聚體、1~2 mm團(tuán)聚體和未篩分土樣的有機(jī)質(zhì)含量差異顯著, 土壤粒徑小的有機(jī)質(zhì)含量高。

添加草甘膦后, 4種粒徑團(tuán)聚體的全氮含量整體變化相似, 隨培養(yǎng)時(shí)間增加先上升后下降, 但變化幅度有所不同(表3), <0.25 mm團(tuán)聚體全氮含量在噴施后1 d達(dá)最大值(1.21 g?kg?1), 其余粒徑則在噴施后5~7 d達(dá)最大值, 分別為1.15 g?kg?1(<2 mm)、1.20 g?kg?1(1~2 mm)、1.10 g?kg?1(0.25~1 mm)。此后, 隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng), 全氮含量逐漸減小, 噴施農(nóng)藥30 d后各粒徑中全氮含量高于噴施后0 d, 略有增加。4種粒徑團(tuán)聚體全氮含量的變化可能是由于不是完全封閉試驗(yàn), 在草甘膦降解期間, 土壤中有氮的進(jìn)入與釋放, 與土壤中利用氮源的微生物有關(guān)。<0.25 mm團(tuán)聚體與0.25~1 mm、1~2 mm團(tuán)聚體和未篩分土樣的全氮含量差異顯著, 土壤粒徑小的全氮含量高。

由表3知, 紅壤各粒徑團(tuán)聚體間全磷含量差異不顯著。同時(shí), 在農(nóng)藥噴施0~1 d后, 速效磷含量達(dá)最大值, 分別為0.15 g?kg?1(<2 mm)、0.15 g?kg?1(1~2 mm)、0.14 g?kg?1(0.25~1 mm)和0.15 g?kg?1(<0.25 mm); 此后逐漸降低, 于噴施后5 d達(dá)最小值, 分別為0.12 g?kg?1(<2 mm)、0.12 g?kg?1(1~2 mm)、0.13 g?kg?1(0.25~1 mm)和0.12 g?kg?1(<0.25 mm); 然而, 隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng), 速效磷含量逐漸增加, 噴施農(nóng)藥30 d后各粒徑中速效磷含量與噴施后5 d的含量接近, 且各種粒徑間速效磷含量差異并不顯著。

表3 噴施草甘膦后不同時(shí)間紅壤不同粒徑團(tuán)聚體的性質(zhì)

不同小寫(xiě)字母表示同一指標(biāo)同一時(shí)間不同粒徑間差異在<0.05水平顯著。Different lowercase letters indicate significant differences among different aggregate sizes for the same index at the same time at<0.05 level.

2.2.2 酶活性

4種粒徑團(tuán)聚體噴施草甘膦后相對(duì)于對(duì)照的β-葡萄糖苷酶(BG)活性及變化率見(jiàn)圖2a與圖2b。結(jié)果表明: 各粒徑間BG活性及變化率變化趨勢(shì)相似, 隨培養(yǎng)時(shí)間波動(dòng)明顯, 且存在一定的差異。噴施草甘膦后, 首先抑制BG活性, 之后隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng), 可能由于微生物對(duì)環(huán)境刺激的適應(yīng)性加強(qiáng), 再加上草甘膦提供了新的碳源, 草甘膦對(duì)BG活性由抑制變?yōu)榧せ? BG活性于噴施3 d后達(dá)最大值, 分別為38.18 μmol?kg?1?h?1(<2 mm)、33.46 μmol?kg?1?h?1(1~2 mm)、58.05 μmol?kg?1?h?1(0.25~1 mm)、77.35 μmol?kg?1?h?1(<0.25 mm)。然而噴施后7~14 d草甘膦對(duì)BG活性又表現(xiàn)為明顯的抑制作用, BG活性小幅度下降, 與剛噴施時(shí)接近。這可能是因?yàn)橥寥乐心承┨荚聪拇M, 而利用這些碳源的微生物繁殖受到抑制, 但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng), 抑制作用逐漸減弱, BG活性逐漸恢復(fù)到對(duì)照水平。在相同培養(yǎng)時(shí)間, BG活性隨土壤粒徑減小而增大, 較小土壤團(tuán)聚體中含有較高BG活性。

由圖2c和圖2d可知, 4種粒徑團(tuán)聚體N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶(NAG)活性及其變化率隨時(shí)間變化波動(dòng)明顯, 在噴施草甘膦當(dāng)天, 受草甘膦抑制, NAG活性逐漸下降, 活性變化率于噴施后1 d達(dá)最小值, 分別為?59.90% (<2 mm)、?90.64% (1~2 mm)、?73.55% (0.25~1 mm)、?24.48% (<0.25 mm)。之后, 可能部分微生物能夠利用草甘膦作為新的氮源, 草甘膦對(duì)NAG的抑制作用逐漸減弱并轉(zhuǎn)變?yōu)榧せ? NAG活性變化率于噴施后3 d達(dá)最大值, 分別為245.83% (<2 mm)、1047.17% (1~2 mm)、144.09% (0.25~1 mm)、233.82% (<0.25 mm); 此時(shí), NAG活性達(dá)最大值, 分別為21.78 μmol?kg?1?h?1(<2 mm)、31.68 μmol?kg?1?h?1(1~2 mm)、20.48 μmol?kg?1?h?1(0.25~1 mm)、27.23 μmol?kg?1?h?1(<0.25 mm); 然而隨草甘膦不斷降解, NAG活性逐漸恢復(fù)到對(duì)照水平。在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中, 各粒徑間NAG活性大部分時(shí)間隨土壤粒徑減小而增加; 未篩分土樣NAG活性大部分時(shí)間介于其他3種土壤粒徑之間。

4種粒徑團(tuán)聚體酸性磷酸酶(ACP)活性及變化率見(jiàn)圖2e和圖2f。ACP活性隨時(shí)間增加波動(dòng)明顯, 噴施草甘膦后, ACP活性迅速增加, 于第1 d達(dá)到峰值, 分別為125.82 μmol?kg?1?h?1(<2 mm)、92.50 μmol?kg?1?h?1(1~2 mm)、87.34 μmol?kg?1?h?1(0.25~1 mm)、162.90 μmol?kg?1?h?1(<0.25 mm); 此后ACP活性逐漸下降。而噴施草甘膦后3~30 d與0~3 d變化趨勢(shì)相似, 于7 d達(dá)到峰值, 分別為157.90 μmol?kg?1?h?1(<2 mm)、86.14 μmol?kg?1?h?1(1~2 mm)、102.83 μmol?kg?1?h?1(0.25~1 mm)、193.58 μmol?kg?1?h?1(<0.25 mm), 與第1 d活性相比較高; 值得注意的是, 噴施農(nóng)藥30 d后各粒徑中ACP活性與噴施后第0 d的活性接近, 趨于增加。不同培養(yǎng)時(shí)期, 土壤ACP活性隨團(tuán)聚體粒徑的減小而增加。由圖2f可知, 在培養(yǎng)過(guò)程中, 添加草甘膦對(duì)4種粒徑團(tuán)聚體ACP活性大部分時(shí)間都表現(xiàn)出抑制作用, ACP活性在試驗(yàn)結(jié)束后仍未恢復(fù)到對(duì)照水平。

2.3 紅壤團(tuán)聚體特征與草甘膦降解特征的相關(guān)性

運(yùn)用SPSS對(duì)草甘膦在團(tuán)聚體土壤中的殘留量與團(tuán)聚體粒徑、AMPA含量、速效磷含量、有機(jī)質(zhì)含量、相關(guān)酶活性等進(jìn)行相關(guān)性分析(表4), 結(jié)果表明: 團(tuán)聚體粒徑與土壤有機(jī)質(zhì)、BG活性、NAG活性、ACP活性顯著負(fù)相關(guān)(<0.05), 但團(tuán)聚體粒徑與草甘膦殘留量間沒(méi)有顯著相關(guān)性, 團(tuán)聚體粒徑與AMPA含量顯著正相關(guān)(<0.05)。微生物在降解草甘膦時(shí), 會(huì)影響土壤性質(zhì)。從表4可知, 草甘膦在土壤中的殘留量與速效磷含量呈顯著正相關(guān)(<0.05), 與土壤有機(jī)質(zhì)含量和BG、NAG、ACP活性無(wú)顯著相關(guān)性。AMPA含量與NAG、ACP活性顯著正相關(guān)(<0.05)。

對(duì)草甘膦殘留量、速效磷含量、有機(jī)質(zhì)含量、BG活性、NAG活性、ACP活性進(jìn)行主成分分析, 并提取兩種主成分, 其貢獻(xiàn)率分別為41.56%和21.24%。不同粒徑團(tuán)聚體草甘膦殘留量和速效磷含量、有機(jī)質(zhì)含量、BG活性、NAG活性、ACP活性的主成分得分在第2主成分出現(xiàn)明顯的分布差異: <0.25 mm團(tuán)聚體分布于第2主成分正方向上, 1~2 mm團(tuán)聚體、0.25~1 mm團(tuán)聚體分布于第2主成分負(fù)方向上(圖3a)。而從圖3b看出, 對(duì)第1主成分起主要作用的指標(biāo)是BG酶活性、NAG酶活性等, 命名為土壤酶活性; 對(duì)第2主成分起主要作用的指標(biāo)是草甘膦殘留量與速效磷含量, 命名為土壤磷含量。

表4 團(tuán)聚體粒徑與草甘膦及氨甲基磷酸(AMPA)含量的相關(guān)性分析

BG: β-葡萄糖苷酶; NAG: N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶; ACP: 酸性磷酸酶。*和**分別表示顯著性水平為<0.05和<0.01。BG: β-glucosidase; NAG: N-acetylamino-β-glucosidase; ACP: acid phosphatase. * and ** indicate significant correlation at<0.05 and<0.01 levels, respectively.

Gly: 草甘膦殘留量; OM: 有機(jī)質(zhì)含量; AP: 速效磷含量; BG: β-葡萄糖苷酶活性; NAG: N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶活性; ACP: 酸性磷酸酶活性。Gly: glyphosate residue; OM: organic matter content; AP: available phosphorus content; BG: β-glucosidase activity; NAG: N-acetylamino-β-glucosidase activity; ACP: acid phosphatase activity.

3 討論

3.1 紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦及AMPA的變化特征

隨著草甘膦使用量的增加, 農(nóng)田土壤中草甘膦及其代謝產(chǎn)物AMPA的出現(xiàn)引發(fā)了人們對(duì)草甘膦環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的高度關(guān)注與研究, 而從不同粒徑微觀尺度研究草甘膦在土壤中的衰減特征有助于更深一步了解草甘膦在土壤中的環(huán)境行為和后續(xù)評(píng)估農(nóng)田侵蝕性污染風(fēng)險(xiǎn)。不同粒徑團(tuán)聚體特性不同, 對(duì)有機(jī)污染物的降解、吸附等特征不同, 在養(yǎng)分的保持和供應(yīng)中的作用不同[22]。有研究發(fā)現(xiàn), 大部分重金屬如Cd、Cu、Pb和Zn等在土壤中的含量都隨著土壤粒徑的減小而增加[23-25], 部分農(nóng)藥如六六六(BHC)、滴滴涕(DDT)等的殘留量隨土壤粒徑的減小而增大[26], 而部分農(nóng)藥如氯丹等的殘留量則隨土壤粒徑的減小先減小后增大[27], 說(shuō)明土壤粒徑對(duì)不同污染物的影響不同。本研究結(jié)果表明, 紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中的草甘膦殘留量差異不顯著, 說(shuō)明粒徑對(duì)草甘膦在紅壤團(tuán)聚體中的殘留量影響不明顯。但噴施后期, 在粒徑小的團(tuán)聚體中, 草甘膦殘留量略高于較大粒級(jí)的土壤團(tuán)聚體, 這一結(jié)果可能與土壤對(duì)草甘膦的吸附有關(guān)。研究表明, 草甘膦的吸附過(guò)程主要通過(guò)配位體交換, 與礦物化合物、有機(jī)質(zhì)等形成絡(luò)合物。一方面粒徑小的團(tuán)聚體比表面積大, 吸附點(diǎn)位多, 對(duì)草甘膦的吸附量相比于粒徑大的團(tuán)聚體不容易達(dá)到飽和; 另一方面, 有機(jī)質(zhì)含量與吸附量呈正相關(guān), 而粒徑小的團(tuán)聚體有機(jī)質(zhì)含量高, 草甘膦更容易被吸附, 且吸附后的回收率也相對(duì)較低[28]。另外, 草甘膦進(jìn)入土壤后易降解, 在施用草甘膦2 h內(nèi), 草甘膦會(huì)立即降解產(chǎn)生AMPA[29]; 同樣, Paudel等[30]發(fā)現(xiàn), AMPA會(huì)在反應(yīng)的1 min內(nèi)形成。本研究在噴施草甘膦當(dāng)天檢測(cè)到了AMPA則佐證了這一結(jié)論。

Yang等[11]研究表明, 自然條件下草甘膦在黃土中的殘留量隨時(shí)間變化差異顯著, 初期快速下降, 隨后緩慢下降, 符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)降解模型, 而AMPA含量則隨時(shí)間增加先快速上升后逐漸下降, 這一結(jié)果與本試驗(yàn)結(jié)果類似, 說(shuō)明草甘膦衰減和AMPA形成與降解在不同土壤類型中的總體差異不大, 但擬合的降解模型的值卻與Yang等[11]相比相差1個(gè)數(shù)量級(jí)。本研究擬合結(jié)果可以看出, 不同粒徑團(tuán)聚體草甘膦降解動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)2均低于0.8; 從初始濃度0可以判斷, 模型預(yù)測(cè)值與其實(shí)測(cè)值有所差別, 因此在后續(xù)研究或模型應(yīng)用時(shí), 應(yīng)該考慮預(yù)測(cè)效率。通過(guò)擬合方程, 本研究得到的草甘膦在紅壤4種粒徑團(tuán)聚體中的半衰期分別為18.5 d (未篩分土樣)、15.8 d (1~2 mm)、17.7 d (0.25~1 mm)、20.6 d (<0.25 mm), 均比Yang等[11]計(jì)算的半衰期長(zhǎng), 介于沙土(16.9 d)和黏土(110 d)之間[31], 且半衰期隨著團(tuán)聚體粒徑的減小而增大。草甘膦半衰期在不同研究中存在差異的原因可能有兩種: 一是在實(shí)驗(yàn)室中估計(jì)的草甘膦半衰期不能真實(shí)反映田間草甘膦的降解, 特別是在環(huán)境系統(tǒng)的動(dòng)態(tài)變化[32]。汪立高等[12]報(bào)道草甘膦在紅壤自然環(huán)境下的半衰期為15.71 d, 比本研究在實(shí)驗(yàn)室中的模擬結(jié)果低; Litz等[33]報(bào)道在8 ℃的實(shí)驗(yàn)室條件下草甘膦的半衰期為30 d, 其衰減率為0.023 d?1, 但是高溫野外條件下草甘膦的衰減更快, 半衰期為7.5~10.5 d。二是不同粒徑團(tuán)聚體性質(zhì)存在差異(表1), 土壤性質(zhì)的復(fù)雜作用會(huì)影響草甘膦在土壤中的降解, 如土壤pH[34]等。

3.2 不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦降解與土壤性質(zhì)和酶活性的關(guān)系

通常來(lái)說(shuō), 微生物的代謝會(huì)影響草甘膦在土壤中的吸附、遷移、降解等, 進(jìn)而影響土壤的物質(zhì)轉(zhuǎn)化, 使土壤的一些理化性質(zhì)發(fā)生相應(yīng)的變化。研究表明, 短期使用93.7 μg?g?1的草甘膦, 使紅壤全氮含量增加, 速效磷、有機(jī)質(zhì)含量減少[34], 這與本研究結(jié)果類似。毛美紅等[35]研究發(fā)現(xiàn), 長(zhǎng)期施用草甘膦的土壤, 有機(jī)質(zhì)有所減少, 但全氮、全磷、速效磷無(wú)顯著變化; 林德喜等[36]發(fā)現(xiàn)噴施1年草甘膦, 土壤性質(zhì)變化不明顯, 而噴施2年, 土壤有機(jī)質(zhì)、全氮等都有不同程度的提高。兩個(gè)研究同屬于長(zhǎng)期施用草甘膦對(duì)土壤性質(zhì)的影響研究, 但結(jié)果卻有所不同,說(shuō)明草甘膦在土壤中的不斷積累對(duì)土壤性質(zhì)的影響是復(fù)雜的, 進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估時(shí)要關(guān)注草甘膦的施用年限。另外, 草甘膦與磷酸鹽存在著吸附位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng), 草甘膦的存在占據(jù)了磷在土壤上的吸附位點(diǎn), 且草甘膦濃度越高競(jìng)爭(zhēng)得到的吸附位點(diǎn)越多[37], 因此速效磷含量隨草甘膦的降解而減少, 兩者呈顯著正相關(guān)(<0.05, 表4)。劉合明等[38]研究發(fā)現(xiàn)在3種農(nóng)田土壤中不同粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量差異顯著, 且隨粒徑減少而增加, 這與本研究結(jié)果一致。但馬瑞萍等[39]發(fā)現(xiàn)有機(jī)碳在森林帶黃土隨著團(tuán)聚體粒徑的減小而先逐漸增加再減少, 在草原帶黃土中則隨粒徑的減小而增加; 同時(shí)黃榮珍等[40]研究發(fā)現(xiàn)不同作物紅壤團(tuán)聚體有機(jī)質(zhì)隨粒徑減小先減少后增加再減少。造成這種差異的原因可能有兩種: 一是團(tuán)聚體有機(jī)質(zhì)含量可能因植被方式的變化而不同; 二是篩分選擇的粒徑不同, 研究的團(tuán)聚體粒徑大小不統(tǒng)一。

土壤酶主要來(lái)自于土壤中微生物的生命活動(dòng), 參與了土壤中絕大多數(shù)生化過(guò)程, 在碳、氮、磷循環(huán)過(guò)程發(fā)揮著重要的作用, 與土壤微生物一起對(duì)土壤的物質(zhì)轉(zhuǎn)化起到推動(dòng)作用[41]。通常認(rèn)為, β-葡萄糖苷酶(BG)、N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶(NAG)和酸性磷酸酶(ACP)等是微生物分泌的碳、氮和磷獲取酶, 其活性可以作為微生物獲取碳、氮和磷的資源分配的替代指標(biāo)[42-43], 因?yàn)槠渌嚓P(guān)酶的活性通常低于這些酶并與之相關(guān)。草甘膦進(jìn)入土壤后, 會(huì)與土壤酶發(fā)生反應(yīng), 酶活性可能被激活或被抑制, 其特征變化可反映草甘膦在土壤中的環(huán)境行為及土壤污染程度[44]。磷酸酶能促進(jìn)分解各種有機(jī)磷化合物。呼蕾等[45]研究發(fā)現(xiàn)50~2000 μg?g?1的草甘膦、鄧曉等[46]研究發(fā)現(xiàn)50~500 μg?g?1的草甘膦, 都抑制ACP活性, 且隨著草甘膦濃度的增加抑制程度加深。而本研究噴施的草甘膦濃度為15 μg?g?1, 草甘膦對(duì)ACP也表現(xiàn)出抑制作用(圖2c), 說(shuō)明草甘膦在低濃度也抑制ACP活性, 可能是因?yàn)椴莞熟⒅写嬖诹姿峄鶊F(tuán), 與磷酸酶存在競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系, 但需要進(jìn)一步研究。紅壤不同粒經(jīng)團(tuán)聚體磷酸酶活性隨粒徑減小而增大, 這是因?yàn)榱叫〉膱F(tuán)聚體表面吸附有大量的草甘膦, 降低了草甘膦對(duì)磷酸酶活性的抑制作用。另外, 草甘膦在降解過(guò)程中, BG和NAG活性波動(dòng)變化大, 草甘膦對(duì)其既有激活作用, 也有抑制作用, 但最后兩種酶活性均恢復(fù)到未噴施草甘膦的水平。

4 結(jié)論

1)紅壤不同粒徑團(tuán)聚體中草甘膦的衰減符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)降解模型, 其半衰期分別為18.5 d (未篩分土樣)、15.8 d (1~2 mm)、17.7 d (0.25~1 mm)、20.6 d (<0.25 mm), 半衰期隨團(tuán)聚體粒徑的減小而增加(未篩分土樣外); 而AMPA含量隨培養(yǎng)時(shí)間增加先上升后下降。不同粒徑間草甘膦殘留量差異不顯著, 而不同粒徑間AMPA含量差異顯著(<0.05), 隨團(tuán)聚體粒徑增大而增加。

2)噴施草甘膦后, 不同粒徑團(tuán)聚體有機(jī)質(zhì)、全氮及速效磷含量變化較大, 特別是速效磷含量隨著草甘膦農(nóng)藥的降解呈現(xiàn)強(qiáng)烈的波動(dòng), 這可能是因?yàn)椴莞熟⑴c速效磷在土壤顆粒表面吸附點(diǎn)位類似, 相互之間存在競(jìng)爭(zhēng)導(dǎo)致的; 但后期隨著草甘膦的降解及礦化, 速效磷含量波動(dòng)相對(duì)較小。而受噴施草甘膦影響, 土壤酸性磷酸酶活性明顯受到抑制, 而β-葡萄糖苷酶活性表現(xiàn)為先增加后減小的趨勢(shì), N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶活性波動(dòng)較大。此外, 主成分及相關(guān)分析表明, 團(tuán)聚體粒徑與有機(jī)質(zhì)含量及β-葡萄糖苷酶、N-乙酰氨基-β-葡萄糖苷酶、酸性磷酸酶活性呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05), 而團(tuán)聚體粒徑與AMPA含量呈顯著正相關(guān)(<0.05), 草甘膦在土壤團(tuán)聚體中的殘留量與速效磷含量呈顯著正相關(guān)(<0.05), 草甘膦的降解與土壤中的磷密切相關(guān)。因此, 后續(xù)還應(yīng)探討磷虧缺或豐盈條件下, 草甘膦的環(huán)境特征, 以期為后續(xù)農(nóng)田草甘膦環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供依據(jù)。

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Effects of aggregate size on kinetics of glyphosate degradation in red soil*

XIN Longchuan1, WU Wenxue1, XUE Sha2, FU Gejuan3, CHEN Yanhua4, WANG Xuexia4, LIU Dongsheng4, YANG Xiaomei1,2**

(1. College of Natural Resources and Environment, Northwest A&F University, Yangling 712100, China; 2. Institute of Soil and Water Conservation, Northwest A&F University / The State Key Laboratory of Soil Erosion and Dryland Farming on Loess Plateau, Yangling 712100, China; 3. Xi’an Environmental Monitoring Station, Xi’an 710100, China; 4. Institute of Plant Nutrition and Resources, Beijing Academy of Agricultural and Forestry Sciences, Beijing 100097, China)

With intensive glyphosate application, its residues and consequent risks of soil health and ecological environment safety have received greater attention. The degradation kinetics of glyphosate in red soil aggregates with different sizes, as well as the interaction between physical and chemical properties of soil aggregates and the degradation of glyphosate, have rarely been studied. Thus, in this study, the degradation characteristics of glyphosate in red soil aggregates with different sizes were observed under laboratory conditions by particle pre-sieving, incubation in a controlled climatic chamber, and residue analysis via liquid chromatography-tandem mass spectrometry. The physical and chemical properties of the soil aggregates, such as contents of organic matter, total phosphorus, and available phosphorus, were tested according to the national approved methods and standards. The relationships between the physical and chemical properties of the aggregates and the degradation of glyphosate were further analyzed and compared in the same observation day. The results showed that 1) the glyphosate content decreased in the different aggregate particles during the observation period, following the single first-order kinetic degradation model. However, no significant differences were observed among different aggregate sizes. The half-life time of glyphosate in the different red soil aggregates ranged from 15.8 to 20.6 d, with a longer half-life time in the smallest aggregates (<0.25 mm, 20.6 d). The aminomethylphosphonic acid (AMPA) content, the main metabolite of glyphosate, increased immediately and peaked on the 5thday after glyphosate application, but no differences were found among different aggregates. However, the AMPA content changed and declined significantly in different aggregates after the 5thobservation day (<0.05). The contents of organic matter, total nitrogen, total phosphorus, and available phosphorus in different aggregates varied greatly, especially the available phosphorus content, which decreased with glyphosate degradation. 2) Correlation analysis and principal component analysis of glyphosate, aggregate size, and their properties showed that the residual glyphosate was significantly positively correlated with the content of available phosphorus (<0.05), and the AMPA content was significantly positively correlated with the activities of acid phosphatase and N-acetylamino-β-glucosidase (<0.05). There were no significant relationships between the aggregate size and the residuals of glyphosate, but a significant positive correlation was observed between the aggregate size and the AMPA content (<0.05). Furthermore, during the whole period of glyphosate degradation, the organic matter content, acid phosphatase, N-acetylamino-β-glucosidase, and β-glucosidase showed a significant negative relationship with the soil aggregate size (<0.05). In conclusion, the characteristics of the red soil aggregates affect the degradation kinetics of glyphosate, as well as the persistence of AMPA, especially the residuals in the smallest aggregates (<0.25 mm). The contents of glyphosate and AMPA in the red soil aggregates were still high after 30 days, which may affect soil health. Glyphosate degradation was also closely related to phosphorus in the soil. Therefore, the fate of glyphosate under conditions of phosphorus deficiency or abundant soil should be explored to provide detailed information on glyphosate risk assessment in red soil.

Soil aggregates; Glyphosate; Degradation kinetics; Soil phosphorus; Red soil

10.13930/j.cnki.cjea.200686

辛龍川, 吳文雪, 薛萐, 付格娟, 陳延華, 王學(xué)霞, 劉東生, 楊曉梅. 紅壤不同粒徑團(tuán)聚體對(duì)草甘膦農(nóng)藥降解動(dòng)力學(xué)的影響[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)(中英文), 2021, 29(5): 910-921

XIN L C, WU W X, XUE S, FU G J, CHEN Y H, WANG X X, LIU D S, YANG X M. Effects of aggregate size on kinetics of glyphosate degradation in red soil[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2021, 29(5): 910-921

X53

* 國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41877072)和陜西省自然科學(xué)基金項(xiàng)目(2019JQ-639)資助

楊曉梅, 主要研究方向?yàn)檗r(nóng)田污染物遷移機(jī)理與模型模擬、污染物環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估、土壤侵蝕與污染、土壤質(zhì)量評(píng)估與可持續(xù)發(fā)展。E-mail: xiaomei.yang@nwafu.edu.cn

辛龍川, 主要研究方向?yàn)橥寥牢廴疚锱c微生物互饋?zhàn)饔?。E-mail: xinlongchuan@163.com

2020-08-21

2021-01-01

* The study was supported by the National Natural Science Foundation of China (41877072) and the Natural Science Foundation of Shaanxi Province (2019JQ-639).

, E-mail: xiaomei.yang@nwafu.edu.cn

Aug. 21, 2020;

Jan. 1, 2021