氟磺胺草醚對(duì)大豆根際土壤微生物和酶活性的影響及其在根際的降解

周世雄，魏朝俊，胡海燕，高寶嘉，李兆君

（1 河北農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院，河北保定 071000；2 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)部華北都市農(nóng)業(yè)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 102206；3 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/農(nóng)業(yè)部植物營(yíng)養(yǎng)與肥料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100081）

氟磺胺草醚為5-(2-氯-4-三氟甲基苯氧基)-N-甲磺酰-2-硝基苯甲酰胺，是一種二苯醚類選擇性除草劑，廣泛用于大豆、花生等農(nóng)田除草。其作用機(jī)理是通過(guò)抑制靶標(biāo)植物原卟啉原氧化酶，破壞植物細(xì)胞膜，導(dǎo)致細(xì)胞死亡[1]，從而達(dá)到防治田間雜草的目的。隨著氟磺胺草醚的用量增多，再加上氟磺胺草醚不易降解、半衰期長(zhǎng) (100～240 d) 等特性，導(dǎo)致其在土壤環(huán)境中不斷積累[2-3]。據(jù)報(bào)道，殘留在土壤中的氟磺胺草醚極易對(duì)大豆和后茬敏感作物造成藥害，使作物減產(chǎn)、甚至絕產(chǎn)[4]。此外，氟磺胺草醚可能會(huì)殺死土壤中的細(xì)菌、真菌和放線菌，破壞微生物多樣性，對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)健康造成危害[5-7]。Zhang等[5]對(duì)添加了氟磺胺草醚的土壤生物指標(biāo)進(jìn)行了測(cè)定，證明土壤酶活性、微生物數(shù)量的變化均不同程度受到除草劑的影響。吳小虎等[8]研究了氟磺胺草醚對(duì)不同土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能多樣性的影響，結(jié)果表明高濃度氟磺胺草醚改變了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能多樣性，對(duì)細(xì)菌、真菌影響顯著。

植物根際具有豐富的微生物群落和根系分泌物[9-10]，在根系活動(dòng)的影響下，除草劑的降解及其微生態(tài)效應(yīng)更加復(fù)雜[11]。虞云龍等[12]測(cè)定了小麥、棉花、水稻和玉米根際土壤和非根際土壤中丁草胺的降解特征及其降解菌的變化動(dòng)態(tài)，結(jié)果表明根際土壤中豐富的微生物對(duì)丁草胺的降解具有顯著的促進(jìn)作用。Arthur等[13]研究表明，阿特拉津在植物根區(qū)土壤中的半衰期較無(wú)植物對(duì)照土壤縮短約75%，且根區(qū)土壤中阿特拉津的降解菌數(shù)量比對(duì)照土壤多9倍。Souto等[14]研究證實(shí)，除草劑甲咪唑煙酸在植物根際土壤中有更高的降解速率。由此可見(jiàn)，根際環(huán)境、微生物和除草劑三者之間存在一定程度的相互作用，除草劑在作物根際的生態(tài)效應(yīng)與根際環(huán)境密切相關(guān)，研究根際環(huán)境中除草劑的微生態(tài)效應(yīng)及其降解規(guī)律，對(duì)于了解除草劑、作物和土壤之間的相互關(guān)系，揭示除草劑在作物根際的降解機(jī)理具有重要的指導(dǎo)意義。

目前對(duì)氟磺胺草醚的研究多集中于其對(duì)土壤中微生物數(shù)量、群落結(jié)構(gòu)和土壤酶活性的影響，關(guān)于氟磺胺草醚在植物根際環(huán)境的微生態(tài)效應(yīng)及其降解尚未見(jiàn)報(bào)道。本文通過(guò)室內(nèi)根箱模擬栽培試驗(yàn)，在土壤中添加不同濃度氟磺胺草醚后種植大豆，研究了根際土壤中微生物數(shù)量和土壤酶活性的變化以及氟磺胺草醚在大豆根際的降解動(dòng)態(tài)。旨在為探明氟磺胺草醚在大豆根際的微生態(tài)效應(yīng)及其降解機(jī)理提供必要的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 土壤 供試土壤為黑土 (Mollisols)，采自吉林省公主嶺市城西玉米田0—20 cm耕層土壤，5年內(nèi)未曾使用過(guò)氟磺胺草醚除草劑。采集后的土壤在室溫下風(fēng)干，過(guò)5 mm篩，其中一部分供根箱栽培試驗(yàn)用，另一部分供土壤基本理化性質(zhì)分析用。土壤基本理化性質(zhì)為pH6.15、EC158.37 μS/cm、有機(jī)質(zhì)22.91 g/kg、全氮1.2 g/kg、有效磷34.52 mg/kg、速效鉀163.40 mg/kg。

1.1.2 儀器與試劑 Agilent 1200高效液相色譜儀。氟磺胺草醚 (fomesafen)，純度96%，由山東省青島瀚生生物科技有限公司提供原藥。試驗(yàn)過(guò)程中所用的其它試劑都是分析純。

1.1.3 供試大豆 試驗(yàn)所用大豆品種為中黃13號(hào)，由中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院作物科學(xué)研究所提供。

1.1.4 根箱試驗(yàn) 所用根箱為亞克力板所制，長(zhǎng)30 cm、寬15 cm、高20 cm，根箱內(nèi)用0.5 mm (300目)尼龍網(wǎng)分隔出根際區(qū)。每個(gè)根箱裝相當(dāng)于8.0 kg風(fēng)干土的試驗(yàn)處理土壤。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

大豆盆栽試驗(yàn)于人工氣候室內(nèi)進(jìn)行，室溫 (28 ±3)℃。根據(jù)田間推薦劑量試驗(yàn)設(shè)4個(gè)處理，分別為：不添加氟磺胺草醚 (CK)；添加氟磺胺草醚濃度為3.75 mg/kg，為田間使用推薦劑量 (T1)；添加氟磺胺草醚濃度為7.5 mg/kg，為田間使用推薦劑量的2倍(T2)；添加氟磺胺草醚濃度為18.75 mg/kg，為田間使用推薦劑量的5倍 (T5)。每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)。

氟磺胺草醚溶解于甲醇后，均勻加入到一定量的試驗(yàn)土壤中，充分?jǐn)嚢?、混勻制成含有氟磺胺草醚的母土。根?jù)3種處理濃度設(shè)置，分別稱取氟磺胺草醚母土和未處理的土壤，充分混勻，得到初始濃度為3.75 mg/kg、7.50 mg/kg和18.75 mg/kg的試驗(yàn)土壤。將各處理試驗(yàn)土壤移至根箱中 (圖1)，同時(shí)在每個(gè)根箱中加入尿素和磷酸二氫鉀作為基肥，使得N、P均為0.2 g/kg土。60%田間持水量下平衡3 d后，待用。對(duì)照 (CK) 添加同樣比例的甲醇，不添加氟磺胺草醚。大豆育苗至第1片復(fù)葉期移栽到根箱的根區(qū)內(nèi)，每個(gè)根箱種植6株，株間距設(shè)置為4 cm。試驗(yàn)期間，所有農(nóng)藝管理措施都按照常規(guī)盆栽試驗(yàn)進(jìn)行。于移栽后的7 d、14 d、28 d、42 d、56 d采用破壞性取樣法取根際土樣，并對(duì)土壤中微生物數(shù)量、土壤酶活性和氟磺胺草醚含量進(jìn)行測(cè)定分析。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 土壤微生物的測(cè)定方法 土壤微生物采用稀釋平板法測(cè)定[15-16]。細(xì)菌采用牛肉膏蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基(pH 7.0～7.2)，在28℃～30℃恒溫培養(yǎng)箱中保濕培養(yǎng)，36～48 h后觀察計(jì)數(shù)。放線菌采用改良高氏一號(hào)培養(yǎng)基 (pH 7.2～7.4)，其中，每300 mL培養(yǎng)基中加入3%的重鉻酸鉀1 mL，以抑制細(xì)菌和霉菌的生長(zhǎng)，在30℃～32℃恒溫箱中保濕培養(yǎng)，7～10 d內(nèi)觀察計(jì)數(shù)。真菌采用馬丁氏培養(yǎng)基 (鏈霉素在培養(yǎng)基滅菌之后加入)，在24℃～26℃恒溫箱中保濕培養(yǎng)，4 d后觀察計(jì)數(shù)。

1.3.2 土壤酶活性的測(cè)定方法 土壤過(guò)氧化氫酶采用高錳酸鉀滴定法測(cè)定，其活性用20 min后1 g土消耗0.1 mol/L KMnO4的mL數(shù)表示。土壤磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法測(cè)定，其活性以24 h后100 g土光密度值對(duì)應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)曲線上酚的mg數(shù)表示。土壤脲酶采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定，其活性用38℃培養(yǎng)3 h后單位土重釋放的NH4+-N的μg數(shù)表示。土壤蔗糖酶采用3,5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定，其活性以24 h后1 g土壤中葡糖糖的質(zhì)量 (mg) 表示[17]。

1.3.3 土壤中氟磺胺草醚含量的測(cè)定方法 樣品提取和凈化方法：稱取相當(dāng)于10 g干土的過(guò)篩土樣于50 mL離心管中，加入15 mL丙酮/正己烷 (1∶2，V/V)提取液，渦旋提取3 min，置于超聲波清洗器中超聲提取30 min，在8000 rpm離心10 min，將上清液移至50 mL旋蒸瓶中。重復(fù)上述提取步驟3次，合并上清液于旋蒸瓶中，35℃旋蒸近干，將殘留物溶于5 mL氯仿。過(guò)層析柱 (無(wú)水硫酸鈉和弗羅里硅土柱)凈化[18]，先用10 mL氯仿淋洗層析柱，將淋洗液收集棄去，待凈化樣品移入層析柱中，用10 mL氯仿再次淋洗層析柱，淋洗液收集棄去。再用40 mL甲醇/氯仿 (3∶1，V/V) 洗脫，收集洗脫液。于35℃下旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)近干，用甲醇定容至5 mL，過(guò)0.22 μm有機(jī)濾膜，供HPLC檢測(cè)。

色譜分析條件：具備自動(dòng)進(jìn)樣器和紫外檢測(cè)器(G1314B)；色譜柱 Eclipse XDB-C18，5 μm，4.6 ×250 mm；流動(dòng)相為乙腈∶水 (50∶50)，水中含有0.1%磷酸；流速1.0 mL/min，柱溫40℃，檢測(cè)波長(zhǎng)290 nm，進(jìn)樣量20 μL，保留時(shí)間11 min。

以樣品保留時(shí)間定性，外標(biāo)法定量，計(jì)算公式：

公式 (1) 為標(biāo)準(zhǔn)品濃度與峰面積之間的擬合關(guān)系，c為標(biāo)準(zhǔn)品濃度，a、b為擬合曲線的常數(shù)值，A為不同標(biāo)準(zhǔn)品濃度對(duì)應(yīng)的峰面積；公式 (2) 中A樣為樣品對(duì)應(yīng)的峰面積，V終為樣品溶液的最終定容體積 (mL)，W為樣品質(zhì)量 (g)，R為樣品中農(nóng)藥殘留量 (mg/kg)。

添加回收率試驗(yàn)表明，該方法添加氟磺胺草醚濃度在1～10 mg/kg (1、5、10 mg/kg)，回收率為75%～86%，變異系數(shù)為1.2%～9.8%，滿足試驗(yàn)分析要求。

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)均為3次重復(fù)的平均值。采用Microsoft Excel 2010進(jìn)行基本計(jì)算和作圖，采用SPSS 21.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，各項(xiàng)測(cè)定指標(biāo)在不同處理之間的差異顯著性采用Tukey honestly significant difference (HSD) 法進(jìn)行檢驗(yàn)分析，差異顯著水平設(shè)置為P = 0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤微生物數(shù)量

在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中，低濃度 (T1) 和中濃度 (T2)氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤細(xì)菌數(shù)量均低于對(duì)照 (CK) 處理，并且低濃度處理在第7 d、42 d和56 d與對(duì)照差異達(dá)到顯著水平 (P ＜ 0.05)。高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤細(xì)菌數(shù)量只有在28 d時(shí)顯著大于對(duì)照 (CK)，其它各時(shí)期與對(duì)照差異均不顯著。在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中，同一采樣時(shí)期3種濃度氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤細(xì)菌數(shù)量與氟磺胺草醚濃度呈現(xiàn)正相關(guān)，細(xì)菌數(shù)量均為T1 ＜ T2 ＜ T5。并且在28 d時(shí)，高濃度 (T5) 處理的細(xì)菌數(shù)量顯著大于低濃度和中濃度 (P ＜ 0.05)。在42 d時(shí)，高濃度(T5) 和中濃度 (T2) 處理的細(xì)菌數(shù)量顯著大于低濃度(T1)(圖2)。

在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中，高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤真菌數(shù)量與對(duì)照 (CK) 相比表現(xiàn)出先減少后增加的趨勢(shì)；低濃度 (T1) 和中濃度 (T2) 則表現(xiàn)為先減少后增加再減少。而低濃度 (T1) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤放線菌數(shù)量與對(duì)照 (CK) 相比呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢(shì)；中濃度 (T2) 和高濃度(T5) 則表現(xiàn)為先增加后減少再增加。但是根際土壤真菌和放線菌數(shù)量在各處理之間的差異均未達(dá)到顯著水平 (圖2)。

圖2 施用不同濃度氟磺胺草醚后不同時(shí)期大豆根際土壤細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量Fig. 2 Numbers of bacteria, fungi and actinomycete in the soybean rhizosphere with different concentrations of fomesafen

2.2 土壤酶活性

由圖3可知，在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中，低濃度 (T1)氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤過(guò)氧化氫酶活性與對(duì)照 (CK) 相比表現(xiàn)出先減少后增加的趨勢(shì)，7 d、14 d和28 d時(shí)過(guò)氧化氫酶活性均低于對(duì)照 (CK)，42 d以后均高于對(duì)照 (CK)。中濃度 (T2) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤過(guò)氧化氫酶活性與對(duì)照 (CK) 相比同樣表現(xiàn)出先減少后增加的趨勢(shì)，只有在56 d時(shí)略高于對(duì)照 (CK)。高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤過(guò)氧化氫酶活性的變化趨勢(shì)與低濃度和中濃度一致，在培養(yǎng)7 d和14 d時(shí)低于對(duì)照，28 d以后均略高于對(duì)照 (CK)。但是，大豆根際土壤過(guò)氧化氫酶活性在各處理之間的差異并未達(dá)到顯著水平。

圖3 施用不同濃度氟磺胺草醚后不同時(shí)期大豆根際土壤酶活性Fig. 3 Soil enzyme activities in the soybean rhizosphere under different concentrations of fomesafen

低濃度 (T1) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤磷酸酶活性只有在14 d時(shí)顯著低于對(duì)照 (CK)(P ＜ 0.05)，其余各時(shí)期與對(duì)照差異均不顯著。中濃度 (T2) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤磷酸酶活性在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中與對(duì)照 (CK) 均無(wú)顯著差異。高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤磷酸酶活性在7 d和28 d時(shí)與對(duì)照 (CK) 差異達(dá)到顯著水平 (P ＜ 0.05)，7 d時(shí)低于對(duì)照，28 d時(shí)高于對(duì)照。

在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中，高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤脲酶活性與對(duì)照 (CK) 相比表現(xiàn)出先增加后減少的趨勢(shì)，培養(yǎng)7 d時(shí)高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤脲酶活性大于對(duì)照(CK)，14 d以后均小于對(duì)照，并且在培養(yǎng)14 d、28 d、42 d時(shí)差異達(dá)到顯著水平 (P ＜ 0.05)。中濃度 (T2) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤脲酶活性在7 d時(shí)顯著大于對(duì)照 (CK)，而14 d到42 d均顯著小于對(duì)照 (P ＜0.05)。低濃度 (T1) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤脲酶活性在14 d和28 d時(shí)顯著低于對(duì)照 (P ＜ 0.05)，其余時(shí)間兩者差異不顯著。

在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中，低濃度 (T1) 和中濃度 (T2)氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤蔗糖酶活性與對(duì)照相比均沒(méi)有顯著差異。高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤蔗糖酶活性在試驗(yàn)前期與對(duì)照(CK) 差異不顯著，只有在42 d和56 d時(shí)顯著低于對(duì)照 (CK)(P ＜ 0.05)。在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中，高濃度 (T5)處理的大豆根際土壤蔗糖酶活性均低于低濃度 (T1)和中濃度 (T2)，并且在42 d時(shí)差異達(dá)到顯著水平(P ＜ 0.05)。

2.3 氟磺胺草醚在大豆根際土壤中的降解

低濃度 (T1) 和中濃度 (T2) 氟磺胺草醚在整個(gè)56 d的試驗(yàn)過(guò)程中降解非常緩慢，濃度分別從起始的2.55 mg/kg和6.22 mg/kg減少到56 d后的2.16 mg/kg和4.76 mg/kg。高濃度 (T5) 氟磺胺草醚在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中降解很明顯，從起始的15.33 mg/kg減少到56 d后的9.44 mg/kg，并且在最初的1周內(nèi)降解速率最快，以后隨著農(nóng)藥濃度的降低降解逐漸變慢 (圖4)。

3種濃度的氟磺胺草醚在大豆根際土壤中的降解均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程：

圖4 不同濃度的氟磺胺草醚在大豆根際的降解動(dòng)態(tài)Fig. 4 Degradation of different concentrations of fomesafen in the soybean rhizosphere

式中：Ct為氟磺胺草醚t時(shí)刻在土壤中的殘留濃度；C0為氟磺胺草醚的初始濃度；k為降解速率常數(shù)；t為時(shí)間。據(jù)此求得不同濃度氟磺胺草醚在大豆根際土壤中的降解動(dòng)力學(xué)參數(shù)。

由表1可以看出，不同濃度的氟磺胺草醚在大豆根際土壤中的半衰期差異明顯，T1、T2和T5的半衰期分別為231 d、173.5 d和99 d，由低濃度到高濃度半衰期逐漸變短。土壤中氟磺胺草醚初始濃度越高，降解速率越快，半衰期越短。

3 討論

3.1 土壤微生物數(shù)量

土壤微生物能夠促進(jìn)土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)，是土壤健康、土壤污染和生態(tài)恢復(fù)等指示生物，有很好的環(huán)境指示作用[19-20]。眾多研究[21-22,30]結(jié)果表明，除草劑氟磺胺草醚對(duì)土壤中的微生物產(chǎn)生不同程度的刺激或抑制等作用。本研究發(fā)現(xiàn)T5濃度的氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤細(xì)菌數(shù)量在28 d和42 d時(shí)表現(xiàn)出一定程度的“激增效應(yīng)”[22]，據(jù)推測(cè)細(xì)菌的增長(zhǎng)可能是由于氟磺胺草醚的添加為微生物提供更多能源，導(dǎo)致某種適應(yīng)的細(xì)菌數(shù)量有所增加。而T1和T2濃度氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤細(xì)菌數(shù)量在整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期均低于CK，可能是由于除草劑添加量并未達(dá)到某類可以利用它的細(xì)菌生長(zhǎng)所需的濃度，而卻對(duì)大量的微生物產(chǎn)生了毒性，具體還需進(jìn)一步設(shè)計(jì)實(shí)驗(yàn)進(jìn)行分析驗(yàn)證。據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，大豆根際土壤真菌和放線菌數(shù)量在對(duì)照和各濃度氟磺胺草醚處理之間，以及不同濃度氟磺胺草醚處理之間差異并不顯著，這可能是因?yàn)榇蠖垢H土壤中真菌和放線菌對(duì)氟磺胺草醚具有一定的抗性，并未受到氟磺胺草醚添加的影響。土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與植物根系活力有密切關(guān)系，在植物生長(zhǎng)過(guò)程中，根系分泌物由于受到除草劑的影響而產(chǎn)生變化，從而對(duì)根際土壤微生物產(chǎn)生一定的影響。因此，今后可通過(guò)測(cè)定除草劑脅迫下植物根系分泌物的成分，以及根際微生物的群落結(jié)構(gòu)來(lái)進(jìn)一步探索除草劑、根系分泌物以及根際微生物之間的相互關(guān)系。

3.2 土壤酶活性

土壤酶是反映土壤對(duì)環(huán)境變化響應(yīng)的重要指標(biāo)之一，它在土壤的物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)以及污染物的降解方面有十分重要的作用[23]，然而大量的研究證明土壤酶活性明顯會(huì)受到包括殺蟲(chóng)劑、除草劑等農(nóng)藥的影響[24]。Kuchaeski等[25]研究表明，除草劑對(duì)土壤中的過(guò)氧化氫酶和磷酸酶活性有刺激作用。孫約兵等[26]研究了硝磺草酮對(duì)土壤酶活性的影響，其結(jié)果表明，土壤過(guò)氧化氫酶活性和蔗糖酶活性隨硝磺草酮濃度增加呈現(xiàn)出“先升高后降低”的趨勢(shì)，在最大濃度50 mg/kg處理下與對(duì)照相比增加最大，而添加了硝磺草酮的脲酶活性反而降低。張清明等[5]研究表明添加氟磺胺草醚30 d后，土壤脲酶活性受到抑制，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)轉(zhuǎn)而受到刺激，而酸性磷酸酶活性隨著添加氟磺胺草醚濃度的增加而升高。

表1 氟磺胺草醚在大豆根際土壤中的降解動(dòng)力學(xué)特征Table 1 Degradation kinetics of fomesafen in the soybean rhizosphere

本研究結(jié)果表明高濃度 (T5) 氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤酶活性與對(duì)照相比，比低濃度 (T1) 和中濃度 (T2) 響應(yīng)更為強(qiáng)烈，這說(shuō)明土壤酶活性與氟磺胺草醚濃度存在一定的劑量關(guān)系[27]。土壤過(guò)氧化氫酶活性在試驗(yàn)初期受到氟磺胺草醚一定程度的抑制，試驗(yàn)后期與對(duì)照相比略有升高，但統(tǒng)計(jì)分析表明各濃度處理與對(duì)照之間并沒(méi)有顯著性差異，這與鄭景瑤等[22]研究獲得的氟磺胺草醚對(duì)過(guò)氧化氫酶活性呈先抑制后刺激的結(jié)果一致，這個(gè)結(jié)果可能是因?yàn)橥寥牢⑸镫m然在氟磺胺草醚的作用下受到一定程度的損害，但還不足以激發(fā)酶活性響應(yīng)機(jī)制[28]。大豆根際土壤中的磷酸酶活性在不同時(shí)期的響應(yīng)比較敏感，表明其易受到氟磺胺草醚的影響，試驗(yàn)初期表現(xiàn)出的抑制作用，說(shuō)明氟磺胺草醚對(duì)微生物產(chǎn)生了一定的毒害，降低了土壤中有機(jī)磷的轉(zhuǎn)化速度。此后磷酸酶活性表現(xiàn)出的增長(zhǎng)，可能是由于氟磺胺草醚的滲透和融入，為微生物生長(zhǎng)提供了能量來(lái)源，表現(xiàn)出激活作用[29]。不同濃度氟磺胺草醚對(duì)大豆根際土壤脲酶活性影響不同，表現(xiàn)先抑制后輕微刺激的趨勢(shì)，這與張清明等報(bào)道的氟磺胺草醚對(duì)脲酶活性影響的結(jié)果相似，說(shuō)明氟磺胺草醚在初期會(huì)對(duì)脲酶表現(xiàn)出一定的毒性，不利于有效氮的充分利用[30]，而T2和T5處理則在后期表現(xiàn)出較長(zhǎng)的抑制作用。蔗糖酶活性在短時(shí)期內(nèi)并未受到氟磺胺草醚的顯著影響，高濃度氟磺胺草醚處理的大豆根際土壤蔗糖酶活性顯著受到抑制，這可能是因?yàn)殡S著氟磺胺草醚的滲透融入，逐漸對(duì)土壤微生物表現(xiàn)出一定的毒性。本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)脲酶活性和磷酸酶活性對(duì)氟磺胺草醚的響應(yīng)較為敏感，建議其可作為衡量氟磺胺草醚對(duì)土壤生態(tài)影響的環(huán)境指標(biāo)。

不同除草劑對(duì)同一種酶的影響不同，本研究中氟磺胺草醚對(duì)不同酶活性的影響也有所不同。目前有解釋認(rèn)為這與除草劑對(duì)土壤酶的作用機(jī)制有關(guān)[31]，除草劑與酶分子之間產(chǎn)生作用[8]，同一底物表現(xiàn)出對(duì)不同酶的不同作用，除草劑分子可能是某種酶的最適底物，也可能是另外一種酶的天然抑制劑[32]。然而酶活性同樣也受到根系活動(dòng)的影響，根系越發(fā)達(dá)，根系分泌物越多，能夠在一定程度上促進(jìn)細(xì)菌、真菌等微生物繁殖，從而酶活性有所增加[33]。有研究發(fā)現(xiàn)農(nóng)藥處理水稻后，水稻根系對(duì)營(yíng)養(yǎng)液中氮、磷、鉀等元素的吸收能力受到一定程度的影響[34]，根系活力有所下降。還有學(xué)者[35]認(rèn)為，除草劑對(duì)植物吸收的影響主要表現(xiàn)在植物根系，用高濃度除草劑容易對(duì)根系產(chǎn)生毒害現(xiàn)象，而植物根系活力與酶活性相互影響。一般認(rèn)為，使用高劑量化學(xué)農(nóng)藥后會(huì)對(duì)作物造成藥害，影響到植物的正常生長(zhǎng)發(fā)育，從而對(duì)植物根系產(chǎn)生消極作用。本試驗(yàn)研究過(guò)程中高濃度劑量處理對(duì)大豆外部形態(tài)有明顯的抑制效果，但關(guān)于氟磺胺草醚對(duì)大豆根系活力造成的影響與酶活性之間的相互關(guān)系還需進(jìn)一步研究。本研究結(jié)果僅僅在推薦劑量基礎(chǔ)上和盆栽條件下得出的，與田間廣闊的根系生長(zhǎng)環(huán)境不同，而除草劑與土壤酶活性的相互作用十分復(fù)雜，需要進(jìn)一步結(jié)合大豆根系分泌物、微生物和復(fù)雜的微生態(tài)環(huán)境探索其機(jī)理。

3.3 氟磺胺草醚在大豆根際土壤中的降解

除草劑在土壤中的降解受土壤pH值、土壤類型、有機(jī)質(zhì)等不同因素的影響[36-37]，但研究證明土壤微生物對(duì)除草劑的降解起促進(jìn)作用。殷春濤等[38]研究滅菌與非滅菌土，觀察到甲基磺草酮在非滅菌土中降解更迅速，說(shuō)明微生物對(duì)甲基磺草酮的降解有一定的促進(jìn)作用。郭華等[39]研究草萘胺在土壤中的降解，結(jié)果證明草萘胺在滅菌土中降解的半衰期是非滅菌土的3倍，土壤微生物是影響草萘胺降解的主要因素。吳小虎等[8]研究氟磺胺草醚在黑土中的降解動(dòng)態(tài)，結(jié)果表明氟磺胺草醚的降解呈現(xiàn)先快后慢的趨勢(shì)，分析認(rèn)為這與微生物對(duì)其利用方式有關(guān)。本試驗(yàn)結(jié)果表明3種濃度的氟磺胺草醚在大豆根際土壤中的降解均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，半衰期為99～231 d，高濃度 (T5) 氟磺胺草醚降解速率明顯高于低濃度 (T1) 和中濃度 (T2)，降解趨勢(shì)與吳小虎等所得研究結(jié)果相似，呈現(xiàn)先快后慢的趨勢(shì)。與高濃度相比，中濃度 (T2) 和低濃度 (T1) 氟磺胺草醚降解緩慢。分析認(rèn)為可能是因?yàn)樵谵r(nóng)藥濃度較低的情況下，微生物傾向于利用其它有機(jī)物維持自身生長(zhǎng)，對(duì)農(nóng)藥的利用效率較低[40-42]，隨著農(nóng)藥濃度降低，降解趨于緩慢，從而導(dǎo)致低濃度氟磺胺草醚在土壤中殘留時(shí)間較長(zhǎng)。

4 結(jié)論

總體而言，氟磺胺草醚只在施用濃度較低時(shí)會(huì)降低大豆根際土壤細(xì)菌數(shù)量，而對(duì)大豆根際土壤真菌和放線菌的數(shù)量均沒(méi)有顯著影響。氟磺胺草醚對(duì)大豆根際土壤過(guò)氧化氫酶活性沒(méi)有顯著影響，在短期內(nèi)對(duì)根際土壤磷酸酶活性有一定程度的抑制作用；低濃度氟磺胺草醚可以顯著降低大豆根際土壤脲酶活性，中濃度和高濃度對(duì)脲酶活性表現(xiàn)為先刺激后抑制的作用；高濃度氟磺胺草醚在試驗(yàn)后期可以顯著抑制大豆根際土壤蔗糖酶活性。氟磺胺草醚降解半衰期由低濃度到高濃度逐漸變短，即大豆根際土壤中氟磺胺草醚初始濃度越高，降解速率越快，半衰期越短。

參 考 文 獻(xiàn)：

[1]戰(zhàn)徊旭, 任洪雷, 蔣凌雪, 等. 氟磺胺草醚降解菌的分離鑒定及生長(zhǎng)特性研究[J]. 作物雜志, 2011, (2): 40-44.Zhan H X, Ren H L, Jiang L X, et al. Separation, identification and growth characters of herbicide fomesafen degrading-fungi[J]. Crops,2011, (2): 40-44.

[2]Kizilkaya R, Izzet Akca, Askin T, et al. Effect of soil contamination with azadirachtin on dehydrogenase and catalase activity of soil[J].Eurasian Journal of Soil Science, 2012, 1(2): 98-103.

[3]Guo J F, Zhu G N, Shi J J, et al. Adsorption, desorption and mobility of formesafen in Chinese soils[J]. Water Air & Soil Pollution, 2003,148(1-4): 77-85.

[4]Rauch B J, Bellinder R R, Brainard D C, et al. Dissipation of fomesafen in New York State soils and potential to cause carryover injury to sweet corn[J]. Weed Technology, 2007, 21(1): 206-212.

[5]Zhang Q M, Zhu L S, Wang J, et al. Effects of fomesafen on soil enzyme activity, microbial population, and bacterial community composition[J]. Environmental Monitoring & Assessment, 2014,186(5): 2801-2812.

[6]MariAc Z, Jayl G, Marisaa G. An integrated approach to evaluate the impacts of the herbicides glyphosate, 2,4-D and metsulfuron-methyl on soil microbial communities in the Pampas region, Argentina[J].Applied Soil Ecology, 2008, 40(1): 1-12.

[7]Kalia A, Gupta R P. Disruption of foodweb by pesticides[J]. Indian Journal of Ecology, 2004, 31(2): 85-92.

[8]Wu X H, Xu J, Dong F S, et al. Responses of soil microbial community to different concentration of fomesafen[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 273(3): 155-164.

[9]Zobiole L H S, Kremer R J, Oliveira R S, et al. Glyphosate affects micro-organisms in rhizosphere of glyphosate-resistant soybeans[J].Journal of Applied Microbiology, 2011, 110(1): 118-127.

[10]Zhang X L, Li X, Zhang C G, et al. Ecological risk of long-term chlorimuron-ethyl application to soil microbial community: an in situ investigation in a continuously cropped soybean field in Northeast China[J]. Environmental Science & Pollution Research International,2011, 18(3): 407-415.

[11]何艷, 徐建民, 李兆君. 有機(jī)污染物根際脅迫及根際修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 土壤通報(bào), 2004, 35(5): 658-662.He Y, Xu J M, Li Z J. Rhizosphere stress effect and rhizoidremediation of organic pollutants in soil[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2004, 35(5): 658-662.

[12]虞云龍, 楊基峰, 潘學(xué)冬, 等. 作物種類對(duì)根際土壤中丁草胺降解的影響[J]. 農(nóng)藥學(xué)學(xué)報(bào), 2004, 6(1): 46-52.Yu Y L, Y J F, Pan X D, et al. Effect of plant species on degradation of butachlor on rhizosphere soils collected from agricultural field[J].Chinese Journal of Pesticide Science, 2004, 6(1): 46-52.

[13]Arthur E L, Perkovieh B S, Anderson T A, et al. Degradation of an atrazine and metolaehlor herbicide mixture in pesticide-contaminated soils from two agrochemical dealerships in Lowa[J]. Water Air &Soil Pollution, 2000, 119(1-4): 75-90.

[14]Souto K M, Jacques R J S, Avilal A D, et al. Biodegradation of the herbicides imazethapyr and imazapic in rhizosphere soil of six plant species[J]. Ciência Rural, 2013, 43(10): 1790-1796.

[15]許光輝, 鄭洪元. 土壤微生物分析方法手冊(cè)[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 1986.Xu G H, Zheng H Y. Handbook of analytical method on soil microorganism [M]. Beijing: China Agriculture Press, 1986.

[16]李阜棣, 喻子牛, 何紹江. 農(nóng)業(yè)微生物學(xué)實(shí)驗(yàn)技術(shù)[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 1996.Li F D, Yu Z N, He S J. Experimental techniques in agricultural microbiology[M]. Beijing: China Agriculture Press, 1996.

[17]關(guān)松蔭, 等. 土壤酶及其研究法[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 1986.Guan S Y, et al. Soil enzyme and its research methods [M]. Beijing:China Agriculture Press, 1986.

[18]郭江峰, 陸怡通, 孫錦荷. 氟磺胺草醚在花生和大豆田中的殘留動(dòng)態(tài)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 2000, 19(2): 82-84.Guo J F, Lu Y T, Sun J H. Residue dynamics of fomesafen in peanut and soybean fields[J]. Agroenvironmental Protection, 2000, 19(2):82-84.

[19]吳雪楠, 孫菁菁, 羅園園, 等. 草甘磷對(duì)土壤微生物能量代謝的影響[J]. 化學(xué)與生物工程, 2016, 33(4): 18-21.Wu X N, Sun J J, Luo Y Y, et al. Effect of glyphosate on energy metabolism of soil micro-organisms[J]. Chemistry and Bioengineering, 2016, 33(4): 18-21.

[20]劉貝貝, 陳冬, 康秋玉, 等. 土壤微生物對(duì)農(nóng)藥場(chǎng)地土壤環(huán)境的生物指示作用[J]. 土壤通報(bào), 2013, 44(5): 1210-1217.Liu B B, Chen D, Kang Q Y, et al. The biological indication of soil organisms to soil environment of insecticide factory[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2013, 44(5): 1210-1217.

[21]楊會(huì)青, 孔祥清, 王智慧, 等. 四種除草劑對(duì)根瘤菌、AMF等土壤微生物的影響[J]. 微生物學(xué)通報(bào), 2009, 36(4): 511-514.Yang H Q, Kong X Q, Wang Z H, et al. The effect of four herbicides on rhizobium, AMF and other soil microbe[J]. Microbiology, 2009,36(4): 511-514.

[22]鄭景瑤, 王百惠, 岳忠輝, 等. 氟磺胺草醚對(duì)黑土微生物數(shù)量及酶活性的影響[J]. 植物保護(hù)學(xué)報(bào), 2013, 40(5): 468-472.Zheng J Y, Wang B H, Yue Z H, et al. Effect of fomesafen on microorganism quantity and enzyme activities in black soil[J]. Acta Phytophylacica Sinica, 2013, 40(5): 468-472.

[23]Ge G F, Li Z J, Zhang J, et al. Geographical and climatic differences in long-term effect of organic and inorganic amendments on soil enzymatic activities and respiration in field experimental stations of China[J]. Ecological Complexity, 2009, 6(4): 421-431.

[24]Kucharski J, Wyszkowska J. Biological properties of soil contaminated with the herbicide Apyros 75 WG[J]. Journal of Elementology, 2008, 13(3): 357-371.

[25]Kucharski J, Tomkiel M, Bacmaga M, et al. Enzyme activity and microorganisms diversity in soil contaminated with the Boreal 58 WG herbicide[J]. Journal of Environmental Science and Health Part B, 2016, 51(7): 446.

[26]孫約兵, 王潤(rùn)瓏, 徐應(yīng)明, 等. 除草劑硝磺草酮對(duì)土壤微生物生態(tài)效應(yīng)研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016, 36(1): 190-196.Sun Y B, Wang R L, Xu Y M, et al. Ecological effect of herbicide mesotrione on soil microbial communities[J]. China Environmental Science, 2016, 36(1): 190-196.

[27]宋福強(qiáng), 范曉旭, 常偉, 等. 苜蓿菌根對(duì)土壤中阿特拉津降解及酶活性影響[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2016, 32(30): 182-187.Song F Q, Fan X X, Chang W, et al. Effect of alfalfa mycorrhiza on atrazine degradation and enzyme activities in soil[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2016, 32(30): 182-187.

[28]呂林蘭, 楊家新, 董學(xué)興, 等. 馬拉硫磷對(duì)雙齒圍沙蠶乙酰膽堿酯酶和過(guò)氧化氫酶的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 29(3): 431-436.Lü L L, Yang J X, Dong X X, et al. Effection of malathion on the activity of acetycholinesterase and catalase of polychaete Perinereis aibuhitensis[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(3):431-436.

[29]傅麗君, 楊文金. 四種農(nóng)藥對(duì)枇杷園土壤磷酸酶活性及微生物呼吸的影響[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2007, 15(6): 113-116.Fu L J, Yang W J. Effect of pesticides on soil phosphatase activity and respiration of soil microorganisms in loquat orchard[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2007, 15(6): 113-116.

[30]張清明. 除草劑氟磺胺草醚對(duì)土壤酶、微生物與蚯蚓的生態(tài)毒理研究[D]. 山東: 山東農(nóng)業(yè)大學(xué)博士學(xué)位論文, 2012.Zhang Q M. Ecological toxicology studies of herbicide fomesafen on soil enzyme, microorganism and earthworm(Eisenia fetida)[D].Tai’an, Shandong: PhD Dissertation of Shandong Agricultural University, 2012.

[31]嚴(yán)巖, 文波龍, 徐惠風(fēng), 等. 除草劑芐嘧磺隆對(duì)鹽堿化沼澤蘆葦生長(zhǎng)及土壤酶活性影響的實(shí)驗(yàn)研究[J]. 濕地科學(xué), 2016, 14(1): 117-120.Yan Y, Wen B L, Xu H F, et al. Effects of herbicide bensulfuronmethyl on growth of reed and activities of enzymes in soil in salinized marshes[J]. Wetland Science, 2016, 14(1): 117-120.

[32]杜慧玲, 吳濟(jì)南, 王麗玲, 等. 苯磺隆對(duì)土壤酶活性的影響[J]. 核農(nóng)學(xué)報(bào), 2010, 24(3): 585-588.Du H L, Wu J N, Wang L L, et al. Effect of tribenuron-methyl application on activity of soil enzyme[J]. Journal of Nuclear Agricultural Science, 2010, 24(3): 585-588.

[33]李曉慧, 韓曉增, 王樹(shù)起, 等. 小麥不同施肥方式對(duì)黑土微生物數(shù)量和酶活性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2010, 29(6): 1143-1148.Li X H, Han X Z, Wang S Q, et al. Effects of wheat root activity and fertilization mode on the microbial amount and enzyme activities in black soil[J]. Chinese Journal of Ecology, 2010, 29(6): 1143-1148.

[34]劉井蘭, 于建飛, 印建莉, 等. 化學(xué)農(nóng)藥對(duì)植物生理生化影響的研究進(jìn)展[J]. 農(nóng)藥, 2006, 45(8): 511-514.Liu J L, Yu J F, Yin J L, et al. Research progress on the effect of chemical pesticides on the plant physiology and biochemistry[J].Agrochemicals, 2006, 45(8): 511-514.

[35]趙藝, 趙保衛(wèi). 土壤污染對(duì)植物根系生長(zhǎng)影響的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué)與管理, 2008, 33(6): 13-15.Zhao Y, Zhao B W. Advances in the research of the impact of soil pollution on the growth of plant roots[J]. Environmental Science and Management, 2008, 33(6): 13-15.

[36]Lehmann R G, Miller J R, Fontaine D D, et al. Degradation of a sulfonamide herbicide as a function of soil sorption[J]. Weed Research, 2010, 32(3): 197-205.

[37]Beynon K I, Roberts T R, Wright A N. The degradation of the herbicide benzoylprop-ethyl following its application to wheat[J].Pesticide Management Science, 2010, 5(4): 429-442.

[38]殷春濤, 陳天明, 崔立強(qiáng), 等. 典型土壤中除草劑甲基磺草酮降解特性研究[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014, 42(5): 253-255.Yin C T, Chen T M, Cui L Q, et al. Study on degradation characteristics of herbicide mesotrione in typical soil[J]. Jiangsu Agriculture Science, 2014, 42(5): 253-255.

[39]郭華, 朱紅梅, 楊紅. 除草劑草萘胺在土壤中的降解與吸附行為[J].環(huán)境科學(xué), 2008, 29(6): 1729-1736.Guo H, Zhu H M, Yang H. Degradation and adsorption behavior of napropamide in soils[J]. Environmental Science, 2008, 29(6):1729-1736.

[40]Nannipieri P, Giagnoni L, Landi L, et al. Role of phosphatase enzymes in soil/phosphorus in action [M]. Berlin Heidelberg:Springer, 2011(26): 215-243.

[41]向月琴, 高春明, 龐國(guó)輝, 等. 土壤中多菌靈的降解動(dòng)態(tài)及其對(duì)土壤微生物群落多樣性的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2008, 45(4): 699-704.Xiang Y Q, Gao C M, Pang G H, et al. Degradation dynamics of carbendazim in soil and its effects on soil microbial community diversity[J]. Acta Pedologica Sinica, 2008, 45(4): 699-704.

[42]謝慧, 朱魯生, 譚梅英. 哌蟲(chóng)啶在土壤中的降解動(dòng)態(tài)及對(duì)土壤微生物的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2016, 53(1): 232-240.Xie H, Zhu L S, Tan M Y. Degradation dynamics of IPP in soil and its effects on soil microorganisms[J]. Acta Pedologica Sinica, 2016,53(1): 232-240.