劉嫦娥, 秦媛儒, 孟祥懷, 董紅娟, 王 朋, 岳敏慧, 肖艷蘭, 汪元鳳, 段昌群**

鎘-乙草胺脅迫對(duì)蚯蚓-土壤-玉米系統(tǒng)的影響*

劉嫦娥1, 秦媛儒1, 孟祥懷1, 董紅娟2, 王 朋1, 岳敏慧1, 肖艷蘭1, 汪元鳳1, 段昌群1**

(1. 云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院/云南省高原山地生態(tài)與退化環(huán)境修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/云南省高原湖泊生態(tài)修復(fù)及流域管理國際聯(lián)合研究中心 昆明 650091; 2.云南大學(xué)科技咨詢中心 昆明 650091)

重金屬與農(nóng)藥復(fù)合型污染成為重要的環(huán)境問題之一, 然而當(dāng)前關(guān)于兩者共同作用對(duì)蚯蚓-土壤-植物系統(tǒng)的影響研究還很少。為了探討鎘-乙草胺復(fù)合污染對(duì)蚯蚓-土壤-玉米農(nóng)田系統(tǒng)的生態(tài)毒理效應(yīng)和生態(tài)過程的影響, 本研究通過室內(nèi)模擬試驗(yàn), 從鎘-乙草胺復(fù)合脅迫下蚯蚓生理響應(yīng)、土壤理化性質(zhì)及玉米形態(tài)特征等變化, 探討兩者復(fù)合污染對(duì)玉米生長的影響機(jī)制。結(jié)果表明: 1)隨著處理時(shí)間的延長, 鎘-乙草胺復(fù)合脅迫下蚯蚓體內(nèi)SOD活性呈先降低再升高的趨勢, 而MDA含量呈先升高后降低的趨勢; 復(fù)合脅迫處理第2 d和50 d時(shí), 20~30 cm土層的蚯蚓數(shù)量占所有土層蚯蚓總量百分比比對(duì)照分別增加1.34倍和1.14倍, 蚯蚓對(duì)鎘-乙草胺復(fù)合污染作出規(guī)避效應(yīng)而向深層土壤遷移。2)鎘-乙草胺復(fù)合脅迫下土壤有機(jī)質(zhì)和速效磷含量與處理時(shí)間、處理方式、污染物無關(guān), 隨著處理時(shí)間的延長, 土壤堿解氮含量呈先顯著降低后升高的趨勢。3)處理第50 d, 30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺及30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組玉米根數(shù)均顯著低于對(duì)照, 抑制率分別為23.21%、42.86%和50.00%, 玉米生物量與株高呈相同趨勢, 即30 mg?kg?1鎘處理>200 mg?kg?1乙草胺處理>30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理。相關(guān)分析表明, 兩種污染物除對(duì)蚯蚓SOD活性產(chǎn)生拮抗效應(yīng)外, 對(duì)蚯蚓MDA、土壤養(yǎng)分與玉米生長指標(biāo)均不存在交互作用。本研究得出鎘-乙草胺復(fù)合污染促進(jìn)蚯蚓向下遷移影響其垂直分布, 并且可以通過改變土壤營養(yǎng)元素含量最終抑制玉米的生長。

鎘-乙草胺復(fù)合污染; 蚯蚓垂直分布; 玉米生長; 土壤養(yǎng)分

隨著農(nóng)藥在農(nóng)業(yè)中的大量使用和采礦業(yè)的發(fā)展,土壤生態(tài)系統(tǒng)的農(nóng)藥和重金屬污染問題愈發(fā)嚴(yán)重[1-2]。根據(jù)2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》, 我國耕地環(huán)境污染嚴(yán)重, 質(zhì)量堪憂, 其中鎘點(diǎn)位超標(biāo)率為7.0%, 是所有無機(jī)污染物超標(biāo)點(diǎn)位最高的物質(zhì), 成為最受關(guān)注的元素之一[3]。調(diào)查表明, 廣西農(nóng)田土壤鎘含量為0.022~91.500mg?kg?1[4]。同時(shí), 乙草胺在我國使用廣泛, 在目前所有使用的農(nóng)藥品種中, 其用量位居第二, 使用年限超過30年[5], 在土壤中的積累量已達(dá)38~256 mg?kg?1, 在大田土壤中理論半衰期為15.1 d, 安全間隔期為56.0 d[6], 作為非極性且不可電離的化學(xué)物質(zhì), 乙草胺在土壤中活動(dòng)性較高, 能夠?qū)ν寥郎锂a(chǎn)生嚴(yán)重危害[7]。

蚯蚓作為最主要的土壤動(dòng)物, 被認(rèn)為是決定土壤生態(tài)過程的生態(tài)工程師, 是陸生生物與土壤介質(zhì)之間信息傳遞的橋梁。蚯蚓由于沒有堅(jiān)硬的表皮, 極易與土壤中污染物發(fā)生接觸, 因此是生態(tài)毒理學(xué)研究最常用的土壤污染指示生物。研究報(bào)道, 當(dāng)乙草胺濃度大于20 mg?kg?1時(shí), 蚯蚓的生長速率、卵繭數(shù)量、纖維素酶活性均受到顯著抑制[8], 蚯蚓抗氧化酶系統(tǒng)(SOD、CAT等)亦會(huì)受到乙草胺毒性的影響, 且呈現(xiàn)出低濃度促進(jìn)、高濃度抑制的劑量-效應(yīng)關(guān)系。同時(shí), 蚯蚓對(duì)乙草胺除了被動(dòng)適應(yīng)外, 也會(huì)通過各種直接或間接機(jī)制促進(jìn)乙草胺分解, 提高其降解速度, 從而降低乙草胺的土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[9]。此外, 乙草胺的作用還與土壤環(huán)境中存在的其他環(huán)境污染物有關(guān), 尤其是重金屬。研究表明, 農(nóng)藥與金屬離子的混合污染可引起蚯蚓DNA損傷、酶活性破壞、個(gè)體存活率及產(chǎn)量和生長率的降低、攝食率等個(gè)體行為的改變[10], 并影響蚯蚓的蚓洞總長度和洞穴結(jié)構(gòu), 進(jìn)一步改變其垂直分布[11]。蚯蚓-土壤-植物系統(tǒng)在重金屬與農(nóng)藥復(fù)合脅迫下, 影響土壤中重金屬的生物有效性, 其中鎘的有效性顯著降低, 砷有效性顯著提高, 在植物體內(nèi)鎘與砷的累積量顯著減少, 鎘在蚯蚓體內(nèi)的累積系數(shù)最高, 為18.12[12], 進(jìn)而影響土壤生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力。研究表明, 鎘和乙草胺脅迫下玉米幼苗生長受到一定的抑制[13]。目前鎘-乙草胺復(fù)合污染對(duì)蚯蚓垂直分布、土壤質(zhì)量改變和植物生長的綜合系統(tǒng)報(bào)道較少。

鑒于此, 本研究選用鎘和乙草胺兩種土壤中普遍存在的污染物作為研究對(duì)象, 從鎘-乙草胺復(fù)合污染下蚯蚓生理、土壤營養(yǎng)元素含量和植物生長的變化, 綜合探討鎘-乙草胺復(fù)合污染對(duì)蚯蚓-土壤-植物生態(tài)系統(tǒng)蚯蚓垂直分布、土壤質(zhì)量和植物生長的影響, 以期為重金屬和農(nóng)藥復(fù)合污染對(duì)土壤生態(tài)過程影響及其作用機(jī)制的研究提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

選用評(píng)估土壤污染物毒性的模式動(dòng)物且具有廣泛敏感反應(yīng)的國際標(biāo)準(zhǔn)蚯蚓種——赤子愛勝蚓()[寡毛綱(Oligochaeta)后孔寡毛目(Opisthopora)正蚓科(Lumbricidae)愛勝蚓屬(Malm), 食碎屑類表?xiàng)万球綸為受試土壤動(dòng)物, 購買于云南圣比科技有限公司, 挑選蚯蚓體重為0.3~0.5 g、健康且具環(huán)帶的成年蚯蚓馴化兩周以便其適應(yīng)試驗(yàn)環(huán)境后備用; 受試重金屬為氯化鎘, 購買于天津市分船化學(xué)試劑科技有限公司(分析純); 受試農(nóng)藥為90%乙草胺乳油, 購買于江蘇省農(nóng)墾生物化學(xué)有限公司。受試土壤為云南省典型紅壤, 取自云南大學(xué)校園內(nèi)無人為干擾和污染的0~30 cm土層, 過2 mm篩后與腐殖質(zhì)混勻, 土壤與腐殖土體積比為2∶1, 有機(jī)質(zhì)為(9.30±0.18) g?kg?1, 堿解氮(104.01±6.37) mg?kg?1, 速效磷(12.08±0.31) mg?kg?1, 調(diào)節(jié)土壤濕度到30%。受試植物為實(shí)驗(yàn)室多年連續(xù)培養(yǎng)的玉米(), 選取健康飽滿的玉米種子, 經(jīng)0.5%次氯酸鈉溶液消毒25 min后, 用去離子水反復(fù)沖洗干凈備用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

在每個(gè)自制的PVC試驗(yàn)裝置(直徑20 cm×高35 cm, 底蓋可以打開)中裝入7.5 kg受試土壤, 先在土壤表面均勻噴施氯化鎘溶液, 穩(wěn)定兩周后, 再在土壤表面均勻噴施乙草胺溶液(模擬農(nóng)業(yè)施藥過程污染土壤的方式), 結(jié)合環(huán)境中土壤鎘與乙草胺的濃度, 分別設(shè)置對(duì)照(無添加)、鎘(30 mg?kg?1)、乙草胺(200 mg?kg?1)、鎘(30 mg?kg?1)+乙草胺(200 mg?kg?1) 4個(gè)處理, 每個(gè)處理設(shè)9個(gè)平行。立即投加蚯蚓30條?盆?1[即4條?kg?1(土), 該密度符合自然界可以觀察到的蚯蚓密度范圍][8], 然后每個(gè)試驗(yàn)裝置播種玉米種子4顆。用土壤水分測定儀TDR定時(shí)測量土壤水分, 每天用噴壺噴水且維持土壤水分為田間持水量30%左右。試驗(yàn)裝置置于實(shí)驗(yàn)室內(nèi), 室溫培養(yǎng), 晚上采用日光燈光照的方式防止蚯蚓逃逸。

分別于處理第2 d、25 d和50 d每處理隨機(jī)選取1盆, 共12盆裝置進(jìn)行采樣, 探討乙草胺、鎘單一/復(fù)合污染是否能夠影響蚯蚓垂直分布, 進(jìn)而影響土壤生態(tài)過程及土壤理化性質(zhì)和初級(jí)生產(chǎn)力[14]。打開試驗(yàn)裝置底蓋, 從底部開始向上剝離, 并將土壤劃分為0~10 cm、10~20 cm、20~30 cm 3個(gè)土層采集蚯蚓。采樣時(shí)蚯蚓的瞬時(shí)位置即為所處土壤深度, 取出蚯蚓后, 用生理鹽水沖洗干凈, 在(20±1) ℃的培養(yǎng)箱中過夜吐泥, 用于試驗(yàn)測定相關(guān)指標(biāo)。同時(shí)采集土樣與整株植物用于分析測定相關(guān)指標(biāo)。

1.3 樣品分析與測定方法

選擇蚯蚓SOD活性、MDA含量表征蚯蚓氧化損傷, 均采用試劑盒法測定, 試驗(yàn)步驟根據(jù)試劑盒說明進(jìn)行; 選擇有機(jī)質(zhì)、堿解氮和有效磷表征土壤營養(yǎng)狀況, 其中土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀硫酸法測定, 堿解氮采用間接擴(kuò)散法測定, 有效磷使用氟化銨鹽酸浸提法測定; 選擇生物量、株高與根數(shù)量表征玉米生長, 其中玉米生物量(干重)用重量法測定, 株高采用直尺直接測定, 根系數(shù)量采用直接數(shù)數(shù)的方式測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

所得試驗(yàn)數(shù)據(jù)用Excel 2007進(jìn)行統(tǒng)計(jì)與圖表處理; 采用SPSS 19.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)的顯著性分析, 試驗(yàn)結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示; 采用雙因素方差分析(ANOVA)和Duncan檢驗(yàn)法分析處理組間的差異, 顯著性水平為<0.05。為了描述不同濃度污染物脅迫下的抑制作用, 采用抑制率予以表征, 抑制率(%)=(1?試驗(yàn)組指標(biāo)值/對(duì)照組指標(biāo)值)× 100%。

2 結(jié)果與分析

2.1 乙草胺和鎘脅迫對(duì)蚯蚓的影響

2.1.1 對(duì)蚯蚓SOD活性的影響

鎘和乙草胺單一/復(fù)合處理對(duì)蚯蚓體內(nèi)SOD活性的影響如圖1A所示。處理第2 d、50 d蚯蚓體內(nèi)的SOD活性與處理方式無關(guān), 第25 d, 復(fù)合處理的蚯蚓體內(nèi)SOD活性顯著低于乙草胺單一處理, 在乙草胺、鎘單一處理下蚯蚓SOD活性較高, 但與對(duì)照相比差異不顯著。第50 d時(shí), 蚯蚓SOD活性整體較25 d時(shí)略有升高, 且同樣表現(xiàn)出單一污染促進(jìn)、復(fù)合污染抑制的現(xiàn)象, 但與對(duì)照相比差異不顯著。

蚯蚓SOD活性與處理時(shí)間顯著相關(guān)。處理第2 d活性最高, 且隨著處理時(shí)間的延長, 蚯蚓體內(nèi)SOD活性呈現(xiàn)先降低再升高的趨勢, 第25 d、50 d的蚯蚓SOD活性與第2 d存在顯著差異。其中30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理蚯蚓SOD活性從初期的22.87 U?mg?1(prot)顯著下降為第50 d的15.35 U?mg?1(prot)。

2.1.2 對(duì)蚯蚓MDA含量的影響

鎘和乙草胺單一及復(fù)合處理蚯蚓體內(nèi)MDA含量如圖1B所示。蚯蚓MDA含量與處理時(shí)間有關(guān), 隨著處理時(shí)間的延長, 蚯蚓MDA含量呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢, 處理第25 d蚯蚓MDA含量最高, 且顯著高于第2 d。

處理第2 d, 不同處理組蚯蚓體內(nèi)MDA含量差異不顯著。處理第25 d, 對(duì)照蚯蚓MDA含量最高, 為1.77 nmol?mg?1, 但與其他處理差異不顯著。當(dāng)處理第50 d時(shí), 30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺及30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理的蚯蚓MDA含量抑制率分別為13.09%、17.13%、22.04%, 同一處理時(shí)間, 同一鎘處理濃度下, 乙草胺的加入并沒有影響蚯蚓MDA含量的變化。

CK: 對(duì)照(無添加)處理; Cd: 鎘30 mg?kg?1處理; Ace: 乙草胺200 mg?kg?1處理; Cd+Ace: 鎘30 mg?kg?1+乙草胺200 mg?kg?1處理。不同小寫字母表示不同處理時(shí)間不同處理間變化顯著(<0.05)。CK: no addition treatment; Cd: 30 mg?kg?1Cd treatment; Ace: 200 mg?kg?1acetochlor treatment; Cd+Ace: 30 mg?kg?1Cd+200 mg?kg?1acetochlor treatment. Different lowercase letters indicate significant differences among different treatments in different exposure times (<0.05).

2.1.3 對(duì)蚯蚓在土壤中垂直分布的影響

鎘、乙草胺單一和復(fù)合脅迫下, 蚯蚓在土壤中垂直空間分布變化如圖2所示。蚯蚓在土壤表層(0~10 cm)分布數(shù)量與污染物的作用時(shí)間有關(guān)。處理第2 d, 30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺及30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理下0~10 cm土層蚯蚓數(shù)量比對(duì)照組分別少47.16%、59.67%和62.38%。處理第25 d, 對(duì)照、30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺和30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理20~30 cm土層的蚯蚓分布比0~10 cm土層分別增加0.82倍、2.08倍、2.27倍和0.71倍, 隨著處理時(shí)間的延長, 包括對(duì)照組蚯蚓均往下遷移, 這可能是蚯蚓進(jìn)入新的土壤生態(tài)系統(tǒng)中適應(yīng)新環(huán)境而做出的響應(yīng)。處理50 d, 對(duì)照、30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺和30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組在20~30 cm土層蚯蚓數(shù)量分布百分比分別為20.19%、19.49%、30.85%和51.02%。根據(jù)20~30 cm土層蚯蚓數(shù)量變化幅度得出: 復(fù)合處理下, 25~50 d蚯蚓比例升高10.62%, 而Cd單一處理下降低31.51%, 復(fù)合處理下蚯蚓變化幅度反而小于兩者單獨(dú)作用下變化幅度; 4個(gè)處理下, 0~10 cm表層土壤蚯蚓分布百分比分別為53.10%、23.93%、47.09%和36.18%, 蚯蚓上移可能是由于污染影響了蚯蚓的呼吸能力, 上移以獲得更多的氧氣。

30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組蚯蚓在處理2 d、50 d時(shí), 20~30 cm土層的蚯蚓分布比分別為55.61%和51.02%, 比對(duì)照組分別增加1.34倍和1.14倍, 可見蚯蚓對(duì)于鎘-乙草胺復(fù)合污染及時(shí)做出規(guī)避效應(yīng), 雖然垂直分布差異不顯著, 但有向下遷移躲避污染的趨勢。

CK: 對(duì)照(無添加)處理; Cd: 鎘30 mg?kg?1處理; Ace: 乙草胺200 mg?kg?1處理; Cd+Ace: 鎘30 mg?kg?1+乙草胺200 mg?kg?1處理。CK: no addition treatment; Cd: 30 mg?kg?1Cd treatment; Ace: 200 mg?kg?1acetochlor treatment; Cd+Ace: 30 mg?kg?1Cd+200 mg?kg?1acetochlor treatment.

2.2 乙草胺和鎘脅迫對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

從圖3A可以看出, 土壤有機(jī)質(zhì)含量與處理時(shí)間有關(guān), 隨著處理時(shí)間的延長, 土壤有機(jī)質(zhì)含量有增加的趨勢, 但不顯著。此外, 同一處理時(shí)間, 土壤有機(jī)質(zhì)含量與處理方式無關(guān)。由圖3B可知, 在試驗(yàn)周期內(nèi), 土壤堿解氮呈現(xiàn)先顯著降低后升高的趨勢, 且第2 d最高, 對(duì)照處理、30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺及30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組分別比第25 d高25.23%、21.79%、15.18%、28.88%, 且差異顯著。此外, 同一處理時(shí)間土壤堿解氮含量與污染物無關(guān)。由圖3C可知, 同一處理時(shí)間下土壤速效磷含量與處理污染物無關(guān)。對(duì)照組、200 mg?kg?1乙草胺處理組土壤速效磷第25 d顯著低于第2 d, 第50 d 30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組土壤速效磷顯著低于第2 d外, 其他處理組速效磷含量均與處理時(shí)間無關(guān)。

CK: 對(duì)照(無添加)處理; Cd: 鎘30 mg?kg?1處理; Ace: 乙草胺200 mg?kg?1處理; Cd+Ace: 鎘30 mg?kg?1+乙草胺200 mg?kg?1處理。不同小寫字母表示不同處理時(shí)間不同處理間變化顯著(<0.05)。CK: no addition treatment; Cd: 30 mg?kg?1Cd treatment; Ace: 200 mg?kg?1acetochlor treatment; Cd+Ace: 30 mg?kg?1Cd+200 mg?kg?1acetochlor treatment. Different lowercase letters indicate significant differences among different treatments in different exposure times (<0.05).

2.3 乙草胺和鎘脅迫對(duì)玉米生長的影響

2.3.1 對(duì)玉米根數(shù)量的影響

鎘、乙草胺單一和復(fù)合脅迫對(duì)玉米根數(shù)量的影響如圖4A所示。從圖4A可以看出, 對(duì)照組玉米根數(shù)隨著時(shí)間的延長顯著增加, 第50 d比第2 d、25 d分別增加1.947倍和0.217倍(<0.001), 而其他處理組第25 d、50 d玉米根數(shù)顯著(<0.001)多于第2 d, 但隨著時(shí)間的延長, 玉米根數(shù)減少, 其中第50 d 30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組玉米根數(shù)顯著(<0.05)少于第25 d。

此外, 處理第2 d, 玉米根數(shù)與處理污染物無關(guān); 第25 d, 200 mg?kg?1乙草胺處理組玉米根數(shù)顯著(<0.001)低于對(duì)照組, 較對(duì)照組少21.74%, 且復(fù)合處理組玉米根數(shù)高于各單一處理組, 相同乙草胺處理下, 鎘的加入明顯降低了乙草胺對(duì)玉米根長的抑制率, 兩者聯(lián)合作用為拮抗效應(yīng); 第50 d, 30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺和30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組玉米根數(shù)均顯著低于對(duì)照組, 抑制率分別為23.21%、42.86%和50.00%, 且復(fù)合處理組玉米根數(shù)低于各單一處理組, 與30 mg?kg?1鎘處理組差異顯著, 相同鎘處理下, 加入乙草胺后明顯增加了鎘對(duì)玉米根長的抑制率。

2.3.2 對(duì)玉米株高的影響

鎘、乙草胺單一和復(fù)合脅迫對(duì)玉米株高的影響如圖4B所示。除第50 d, 30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組玉米株高顯著低于對(duì)照組外, 同一處理時(shí)間, 各處理組玉米株高均與處理方式、污染物無關(guān)。處理第50 d, 兩者復(fù)合污染較單一污染對(duì)玉米株高的毒性作用顯著加劇。

各處理組玉米株高第25 d、50 d顯著高于第2 d, 除30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組第50 d玉米株高顯著低于第25 d外, 其他處理組株高第25 d與第50 d無顯著差異。

2.3.3 對(duì)玉米生物量的影響

鎘、乙草胺單一和復(fù)合脅迫對(duì)玉米生物量的影響如圖4C所示。處理第2 d, 復(fù)合處理組玉米生物量與其他處理組差異顯著, 與對(duì)照組相比低74.55%; 第25 d各處理組玉米生物量與處理方式、污染物無關(guān); 第50 d, 復(fù)合處理組玉米生物量顯著低于對(duì)照組, 與對(duì)照組相比低55.54%。且處理第2 d和50 d, 玉米生物量呈現(xiàn)與玉米株高一致的趨勢: 30 mg?kg?1鎘處理>200 mg?kg?1乙草胺處理組>30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組。此外, 隨著處理時(shí)間的延長, 單一處理組玉米生物量均呈顯著增加的趨勢, 不同處理時(shí)間鎘和乙草胺的復(fù)合污染對(duì)玉米生物量的抑制率分別為74.55%、4.88%和55.55%。

CK: 對(duì)照(無添加)處理; Cd: 鎘30 mg?kg?1處理; Ace: 乙草胺200 mg?kg?1處理; Cd+Ace: 鎘30 mg?kg?1+乙草胺200 mg?kg?1處理。不同小寫字母表示不同處理時(shí)間不同處理間變化顯著(<0.05)。CK: no addition treatment; Cd: 30 mg?kg?1Cd treatment; Ace: 200 mg?kg?1acetochlor treatment; Cd+Ace: 30 mg?kg?1Cd+200 mg?kg?1acetochlor treatment. Different lowercase letters indicate significant differences among different treatments in different exposure times (<0.05).

2.4 蚯蚓-土壤-玉米系統(tǒng)指標(biāo)的相關(guān)分析

蚯蚓-土壤-玉米組成的土壤生態(tài)系統(tǒng)中, 各指標(biāo)的相關(guān)性如表1所示。蚯蚓生理屬性與土壤營養(yǎng)相關(guān), 作物的生長與蚯蚓生理屬性、土壤營養(yǎng)亦相關(guān)。蚯蚓SOD活性與土壤速效磷、堿解氮、有機(jī)質(zhì)含量極顯著相關(guān); 玉米生物量與土壤速效磷、堿解氮含量及蚯蚓SOD活性、MDA含量極顯著相關(guān), 而玉米生物量與土壤有機(jī)質(zhì)相關(guān)不顯著?？梢? 污染物損壞了蚯蚓的抗氧化酶活性, 可能導(dǎo)致蚯蚓產(chǎn)生趨避效應(yīng)。

此外, 基于鎘、乙草胺、處理時(shí)間建立的3因素分析如表2所示。處理時(shí)間對(duì)蚯蚓、玉米和土壤等各項(xiàng)指標(biāo)都有顯著影響; 鎘對(duì)蚯蚓MDA含量、玉米生物量及根數(shù)有顯著影響(<0.05), 而乙草胺對(duì)玉米株高有顯著影響(<0.05), 對(duì)玉米生物量和根數(shù)具有極顯著影響(<0.001)。并且, 鎘和乙草胺對(duì)蚯蚓SOD活性的影響有交互效應(yīng), 兩者同時(shí)暴露下, 蚯蚓SOD活性比兩者單獨(dú)處理時(shí)更低, 說明鎘和乙草胺產(chǎn)生了拮抗作用, 復(fù)合污染對(duì)蚯蚓生理毒性小于單一處理, 可能是由于鎘與乙草胺發(fā)生了某種化學(xué)作用或絡(luò)合或螯合作用, 形成了毒性更小的化合物, 使兩者復(fù)合處理作用大于單一處理的趨勢。此外, 時(shí)間與兩種污染物暴露存在一定的交互作用。乙草胺對(duì)玉米生物量和根數(shù)量的影響與時(shí)間有關(guān), 乙草胺表現(xiàn)出抑制植物生物量積累、減少根系數(shù)量的趨勢, 且該現(xiàn)象隨時(shí)間的延長愈發(fā)明顯(時(shí)間與乙草胺交互達(dá)顯著水平,<0.01)。鎘對(duì)玉米生物量的影響, 也與時(shí)間有關(guān), 表現(xiàn)出初期略微促進(jìn)生長, 而中后期轉(zhuǎn)變?yōu)橐种朴衩咨锪糠e累, 并且隨時(shí)間進(jìn)一步增加, 抑制作用愈發(fā)明顯。重金屬鎘對(duì)植物來說, 存在兩面性, 適量的濃度往往表現(xiàn)出一定的促進(jìn)作用, 因此, 在試驗(yàn)前期, 植物體內(nèi)積累的鎘元素濃度低, 發(fā)揮了微量元素對(duì)植物生長的促進(jìn)作用, 隨著種植時(shí)間的增加, 植物體內(nèi)積累的鎘濃度逐漸增加, 超過了植物忍耐的限度, 必然會(huì)開始轉(zhuǎn)變?yōu)橐种谱饔? 且隨時(shí)間增加, 濃度增加, 抑制作用會(huì)越來越明顯。而乙草胺是酰胺類除草劑, 對(duì)植物體來說, 抑制植物根系的生長, 不是其生活所需的物質(zhì)或元素, 因此對(duì)植物沒有表現(xiàn)出促進(jìn)作用。

3 討論

重金屬與農(nóng)藥復(fù)合污染的農(nóng)田土壤中, 很少有研究關(guān)注這種復(fù)合污染對(duì)蚯蚓分布、土壤養(yǎng)分含量和植物生長的生態(tài)效應(yīng)。本研究評(píng)估了復(fù)合污染對(duì)蚯蚓垂直分布、土壤化學(xué)肥力與植物生產(chǎn)力的影響。復(fù)合污染對(duì)蚯蚓生理的作用類型較為復(fù)雜, 與污染物的化學(xué)性質(zhì)、濃度配比及染毒時(shí)間有關(guān), 對(duì)蚯蚓毒性作用類型通常通過死亡率、抗氧化酶等指標(biāo)[10,12,15]進(jìn)行衡量判斷。外源污染物會(huì)導(dǎo)致土壤生物在垂直方向向下遷移, 以避免噴施農(nóng)藥的污染[16]。為了避免不利生理變化, 蚯蚓對(duì)農(nóng)藥和重金屬污染通常都存在趨避效應(yīng)[17], 具體包括水平遷移和垂直遷移[18]?？梢? 本研究表面噴施鎘和乙草胺的方式導(dǎo)致表層土壤污染物濃度高, 深層低, 故處理初期蚯蚓遷移到深層中以躲避污染物的毒害。結(jié)果表明, 各個(gè)時(shí)間段內(nèi), 兩者共同作用的結(jié)果都沒有造成蚯蚓趨避效應(yīng)的增強(qiáng), 在試驗(yàn)后期甚至有減弱的現(xiàn)象, 說明乙草胺和鎘共同作用產(chǎn)生了拮抗效果。其機(jī)制可能是由于乙草胺和鎘的交互作用可能影響了蚯蚓的呼吸強(qiáng)度, 使其獲取氧氣的能力下降[19-20],在這種情況下, 蚯蚓不能再進(jìn)一步下移, 反而開始向上層遷徙, 以獲得更多的氧氣。遺憾的是, 本研究并沒有直接反映蚯蚓缺氧情況的指標(biāo), 無法給出直接的證據(jù), 需要進(jìn)一步試驗(yàn)證明。但是, 從以往的研究中可知, 兩種污染物存在抑制蚯蚓呼吸的可能性[21-22]。

表1 蚯蚓-土壤-玉米體系中各指標(biāo)相關(guān)性

**:<0.01水平(雙尾)相關(guān)性極顯著; *:<0.05水平(雙尾)相關(guān)性顯著。** and * indicate significant correlation at<0.01 (double tails) and<0.05 (double tails) levels, respectively.

表2 蚯蚓-土壤-玉米體系指標(biāo)的時(shí)間、污染物及處理方式3因素相關(guān)分析

ns: 相關(guān)性不顯著; *: 顯著相關(guān)(<0.05); **: 極顯著相關(guān)(<0.01); ***: 極顯著相關(guān)(<0.001). ns: non-significant correlation; *: significant correlation at<0.05 level; **: significant correlation at<0.01 level; ***: significant correlation at<0.001.

本研究結(jié)果表明, 在復(fù)合污染處理中, 隨著處理時(shí)間的延長, 土壤有機(jī)質(zhì)含量增加, 但不顯著, 堿解氮和速效磷降低, 而處理第25 d和50 d時(shí)出現(xiàn)顯著降低的現(xiàn)象。

一般而言, 蚯蚓以有機(jī)物為食, 分解有機(jī)物, 釋放出可供植物利用的礦物質(zhì), 因此, 導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)含量降低。然而, 這一結(jié)果與本研究復(fù)合污染土壤中有機(jī)質(zhì)含量增加的趨勢(但不顯著)不一致。由于本研究并沒有對(duì)比有無添加蚯蚓, 并不能表明土壤有機(jī)質(zhì)含量變化與蚯蚓行為有直接關(guān)系, 因此原因推測可能是: 第一, 當(dāng)土壤系統(tǒng)中有蚯蚓存在時(shí), 蚯蚓會(huì)降解有機(jī)物并釋放養(yǎng)分, 從而提高它們的生物利用度[23]; 第二, 蚯蚓對(duì)土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的改變, 進(jìn)一步改變了土壤有機(jī)質(zhì)的降解強(qiáng)度和養(yǎng)分的釋放; 第三, 在污染土壤的情況下, 植物提高了主要元素N、P的生物有效性[12]; 第四, 蚯蚓作用下土壤酶活性的變化會(huì)影響土壤養(yǎng)分有效性[24]。

堿解氮是植物從環(huán)境中直接攝取轉(zhuǎn)化的化合物質(zhì)[25], 其含量越高, 說明環(huán)境中植物可利用的氮元素含量越高, 而乙草胺和鎘的噴施造成了土壤中堿解氮含量的降低, 必然會(huì)導(dǎo)致植物可利用氮含量的降低, 從而導(dǎo)致后期作物生物量降低。本試驗(yàn)中堿解氮的變化可能與兩個(gè)因素有關(guān): 1)乙草胺和鎘對(duì)土壤的直接作用, 對(duì)土壤中氮素氨化、硝化等過程產(chǎn)生抑制, 進(jìn)而降低了土壤中氮素的有效性[26]。2)蚯蚓向下遷移規(guī)避污染物的活動(dòng)導(dǎo)致土壤氮的損失,在表層土壤中觀察發(fā)現(xiàn), 蚯蚓存在時(shí), 土壤中無機(jī)氮肥的回收率更低[27]。

本研究結(jié)果表明, 處理初期與第50 d, 玉米生物量呈現(xiàn)與玉米株高一致的趨勢, 即30 mg?kg?1鎘處理>200 mg?kg?1乙草胺處理組>30 mg?kg?1鎘+ 200 mg?kg?1乙草胺處理組。隨著處理時(shí)間的延長, 各處理組玉米生物量均呈顯著增加的趨勢, 不同處理時(shí)間復(fù)合污染對(duì)玉米生物量的抑制作用均大于單一處理。與已有研究結(jié)果一致, 鎘、乙草胺兩者復(fù)合污染在低濃度下對(duì)玉米幼芽和幼根的抑制作用均比較明顯, 且隨著加入乙草胺濃度的增大, 抑制程度增大[28]。推測原因可能有3方面: 第一, 大量的Cd2+、乙草胺在玉米體內(nèi)積累, 鎘抑制玉米葉片核酮糖-二磷酸羧化酶活性[29], 從而影響了葉綠素的生物合成, 抑制光合作用[30]; 此外, 乙草胺直接對(duì)葉綠體產(chǎn)生毒害作用, 或者加劇了Cd2+脅迫引起的膜脂過氧化, 產(chǎn)生大量H2O2而間接毒害葉綠體。第二, 乙草胺主要作用機(jī)制是抑制脂肪和脂肪酸的生物合成, 包括對(duì)軟酯酸和油酸生物合成的抑制, 也抑制發(fā)芽種子a-淀粉酶及蛋白酶的活性, 從而抑制幼芽和根生長; 而Cd2+能強(qiáng)烈抑制細(xì)胞和整個(gè)植株的生長, 引起植物水分和養(yǎng)分吸收的減少[31]。第三, 由于玉米受鎘脅迫, 細(xì)胞膜透性受損, 使細(xì)胞內(nèi)一些可溶性物質(zhì)外滲, 破壞細(xì)胞內(nèi)酶及代謝作用原有的區(qū)域[32]; 而乙草胺對(duì)植物的毒性機(jī)理是抑制根的生長, 影響細(xì)胞膜的透性[33], 鎘更加容易進(jìn)入植物體內(nèi), 因此增加了對(duì)植物的毒性。

此外, 玉米生物量、株高與根數(shù)量三者呈極顯著正相關(guān)(表1), 可見根系發(fā)育對(duì)玉米地上部分的生長具有重要作用。從玉米生長情況來看, 不同鎘、乙草胺處理對(duì)玉米生物量、根數(shù)量和株高均產(chǎn)生了顯著抑制效應(yīng), 而植物生物量與葉片光合速率顯著相關(guān)[34], 大量研究表明, 污染脅迫下光合速率的降低可能與光能的吸收、能量轉(zhuǎn)化、電子傳遞、Rubisco 酶羧化反應(yīng)和葉片內(nèi)CO2擴(kuò)散等光合過程有關(guān)[32,35]。

蚯蚓作為土壤環(huán)境的一種指示生物, 處于陸地生態(tài)系統(tǒng)食物鏈的底部, 對(duì)除草劑和重金屬產(chǎn)生趨避行為并影響其掘穴行為[11,36], 改變土壤理化等土壤質(zhì)量, 能夠有效激活整個(gè)土壤生態(tài)系統(tǒng), 優(yōu)化土壤微生物群落結(jié)構(gòu)及營養(yǎng)元素的轉(zhuǎn)化, 進(jìn)而促進(jìn)植物的生長[12]。本研究結(jié)果表明, 鎘/乙草胺脅迫下玉米生長受到抑制(圖5), 原因可能有二: 一是外源污染物的添加加劇了對(duì)植物的毒性; 二是蚯蚓可以通過土壤顆粒的混合與粉碎, 以及蚯蚓腸道中所含的腐殖物質(zhì)和碎屑, 影響土壤中金屬的生物有效性, 促進(jìn)土壤中鎘進(jìn)入植物體內(nèi), 進(jìn)一步抑制了玉米在土壤中的生長[37]。

本研究發(fā)現(xiàn), 隨著環(huán)境中污染物濃度的增加, 尤其是在兩種污染物的交互作用下, 蚯蚓發(fā)生了明顯的趨避效應(yīng)。大量研究還表明, 蚯蚓在重金屬或者農(nóng)藥污染下其掘穴行為通常也會(huì)受到抑制[38], 一定程度上導(dǎo)致其土壤通氣性和土壤營養(yǎng)狀況改良能力下降[39], 這可能是造成本系統(tǒng)中營養(yǎng)物質(zhì)含量隨污染物濃度增加呈下降趨勢的原因。此外, 玉米根系的減少除了源于重金屬和農(nóng)藥毒害作用外, 也可能是土壤通氣性下降的結(jié)果。雖然本研究沒有包含蚯蚓行為和土壤透氣性數(shù)據(jù)[15], 但是從已有理論和現(xiàn)象是可以一定程度上間接驗(yàn)證該推論的可行性的。因此, 本研究表明, 重金屬和農(nóng)藥對(duì)農(nóng)作物的影響, 不能忽視土壤載體中土壤動(dòng)物對(duì)土壤-作物系統(tǒng)的影響。

4 結(jié)論

1)蚯蚓對(duì)鎘/乙草胺復(fù)合污染及時(shí)做出規(guī)避效應(yīng)向下遷移影響了垂直分布, 改變了土壤營養(yǎng)元素含量, 其中土壤有機(jī)質(zhì)、速效磷含量與處理時(shí)間、處理方式、污染物無關(guān), 土壤堿解氮呈現(xiàn)先顯著降低后升高的趨勢;

2)鎘/乙草胺污染降低了蚯蚓改善土壤質(zhì)量的能力, 玉米生長受到抑制。處理第50 d, 30 mg?kg?1鎘、200 mg?kg?1乙草胺和30 mg?kg?1鎘+200 mg?kg?1乙草胺處理組玉米根數(shù)均顯著低于對(duì)照組, 抑制率分別為23.21%、42.86%和50.00%, 玉米生物量呈現(xiàn)與玉米株高一致的趨勢, 兩種污染物復(fù)合處理對(duì)玉米生長的抑制作用大于單一處理。

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The combined effects of cadmium and acetochlor on an earthworm-soil-maize system*

LIU Chang’e1, QIN Yuanru1, MENG Xianghuai1, DONG Hongjuan2, WANG Peng1, YUE Minhui1, XIAO Yanlan1, WANG Yuanfeng1, DUAN Changqun1**

(1. School of Ecology and Environmental Sciences, Yunnan University / Yunnan Key Laboratory for Plateau Mountain Ecology and Restoration of Degraded Environments / International Cooperative Center of Plateau Lake Ecological Restoration and Watershed Management of Yunnan, Kunming 650091, China; 2. Technology Counseling Center, Yunnan University, Kunming 650091, China)

Heavy metal and pesticide pollution is a major environmental problem, and the combined effects on earthworm-soil-plant systems have not been thoroughly explored. This study investigated the individual and combined effects of cadmium (Cd) and acetochlor on earthworm physiological responses, soil physical and chemical properties, and maize growth and morphological characteristics. The results showed that superoxide dismutase (SOD) activity in earthworms decreased and then increased, whereas the opposite trend was observed with malondialdehyde (MDA) content. The earthworm distribution across soil layers increased in the compound pollution treatment, and the percentage of earthworms in the total soil layer increased by 1.34 times (on day 2) and 1.14 times (on day 50) compared with that in the control group. The soil organic matter and available phosphorus contents were unaffected by treatment time or contamination method, but alkali-hydrolyzable nitrogen content decreased and then increased with Cd + acetochlor pollution. On day 50, the maize root numbers in all treatment groups were significantly lower than those in the control group; the inhibition rates were 23.21% (30 mg?kg?1Cd), 42.86% (200 mg?kg?1acetochlor), and 50.00% (30 mg?kg?1Cd + 200 mg?kg?1acetochlor). The maize biomasses and plant heights were largest in the 30 mg?kg?1Cd group, followed by the 200 mg?kg?1acetochlor group, and were smallest in the 30 mg?kg?1Cd + 200 mg?kg?1acetochlor group. Correlation analysis showed that the interaction between Cd and acetochlor did not affect earthworm MDA content, soil nutrients, or the maize growth index, but antagonistically affected earthworm SOD activity. This study concluded that combined Cd and acetochlor pollution promoted earthworm distribution in the topsoil and inhibited maize growth by altering the soil’s physical and chemical properties.

Compound pollution of Cd and acetochlor; Vertical distribution of earthworm; Growth of maize;Soil nutrients

10.13930/j.cnki.cjea.200490

劉嫦娥, 秦媛儒, 孟祥懷, 董紅娟, 王朋, 岳敏慧, 肖艷蘭, 汪元鳳, 段昌群. 鎘-乙草胺脅迫對(duì)蚯蚓-土壤-玉米系統(tǒng)的影響[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)(中英文), 2021, 29(3): 549-558

LIU C E, QIN Y R, MENG X H, DONG H J, WANG P, YUE M H, XIAO Y L, WANG Y F, DUAN C Q. The combined effects of cadmium and acetochlor on an earthworm-soil-maize system[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2021, 29(3): 549-558

X171.3

* 國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31660169)和云南省科技計(jì)劃重點(diǎn)研發(fā)項(xiàng)目(2019BC001, 2018DG005)資助

段昌群, 主要從事污染與恢復(fù)生態(tài)學(xué)研究。E-mail: chqduan@ynu.edu.cn

劉嫦娥, 主要從事污染與恢復(fù)生態(tài)學(xué)研究。E-mail: change@ynu.edu.cn

2020-06-23

2020-10-10

* This study was supported by the National Natural Science Foundation of China (31660169) and the Key Research and Development Projects of Science and Technology of Yunnan Province (2019BC001, 2018DG005).

, E-mail: chqduan@ynu.edu.cn

Jun. 23, 2020;

Oct. 10, 2020