鎘-乙草胺脅迫對蚯蚓-土壤-玉米系統(tǒng)的影響*

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. 云南大學生態(tài)與環(huán)境學院/云南省高原山地生態(tài)與退化環(huán)境修復重點實驗室/云南省高原湖泊生態(tài)修復及流域管理國際聯(lián)合研究中心 昆明 650091; 2.云南大學科技咨詢中心 昆明 650091)

重金屬與農藥復合型污染成為重要的環(huán)境問題之一, 然而當前關于兩者共同作用對蚯蚓-土壤-植物系統(tǒng)的影響研究還很少。為了探討鎘-乙草胺復合污染對蚯蚓-土壤-玉米農田系統(tǒng)的生態(tài)毒理效應和生態(tài)過程的影響, 本研究通過室內模擬試驗, 從鎘-乙草胺復合脅迫下蚯蚓生理響應、土壤理化性質及玉米形態(tài)特征等變化, 探討兩者復合污染對玉米生長的影響機制。結果表明: 1)隨著處理時間的延長, 鎘-乙草胺復合脅迫下蚯蚓體內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; 復合脅迫處理第2 d和50 d時, 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照分別增加1.34倍和1.14倍, 蚯蚓對鎘-乙草胺復合污染作出規(guī)避效應而向深層土壤遷移。2)鎘-乙草胺復合脅迫下土壤有機質和速效磷含量與處理時間、處理方式、污染物無關, 隨著處理時間的延長, 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。相關分析表明, 兩種污染物除對蚯蚓SOD活性產生拮抗效應外, 對蚯蚓MDA、土壤養(yǎng)分與玉米生長指標均不存在交互作用。本研究得出鎘-乙草胺復合污染促進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-乙草胺復合污染; 蚯蚓垂直分布; 玉米生長; 土壤養(yǎng)分

隨著農藥在農業(yè)中的大量使用和采礦業(yè)的發(fā)展,土壤生態(tài)系統(tǒng)的農藥和重金屬污染問題愈發(fā)嚴重[1-2]。根據(jù)2014年《全國土壤污染狀況調查公報》, 我國耕地環(huán)境污染嚴重, 質量堪憂, 其中鎘點位超標率為7.0%, 是所有無機污染物超標點位最高的物質, 成為最受關注的元素之一[3]。調查表明, 廣西農田土壤鎘含量為0.022~91.500mg?kg?1[4]。同時, 乙草胺在我國使用廣泛, 在目前所有使用的農藥品種中, 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物質, 乙草胺在土壤中活動性較高, 能夠對土壤生物產生嚴重危害[7]。

蚯蚓作為最主要的土壤動物, 被認為是決定土壤生態(tài)過程的生態(tài)工程師, 是陸生生物與土壤介質之間信息傳遞的橋梁。蚯蚓由于沒有堅硬的表皮, 極易與土壤中污染物發(fā)生接觸, 因此是生態(tài)毒理學研究最常用的土壤污染指示生物。研究報道, 當乙草胺濃度大于20 mg?kg?1時, 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)亦會受到乙草胺毒性的影響, 且呈現(xiàn)出低濃度促進、高濃度抑制的劑量-效應關系。同時, 蚯蚓對乙草胺除了被動適應外, 也會通過各種直接或間接機制促進乙草胺分解, 提高其降解速度, 從而降低乙草胺的土壤生態(tài)風險[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, 尤其是重金屬。研究表明, 農藥與金屬離子的混合污染可引起蚯蚓DNA損傷、酶活性破壞、個體存活率及產量和生長率的降低、攝食率等個體行為的改變[10], 并影響蚯蚓的蚓洞總長度和洞穴結構, 進一步改變其垂直分布[11]。蚯蚓-土壤-植物系統(tǒng)在重金屬與農藥復合脅迫下, 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, 在植物體內鎘與砷的累積量顯著減少, 鎘在蚯蚓體內的累積系數(shù)最高, 為18.12[12], 進而影響土壤生態(tài)系統(tǒng)的生產力。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-乙草胺復合污染對蚯蚓垂直分布、土壤質量改變和植物生長的綜合系統(tǒng)報道較少。

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象, 從鎘-乙草胺復合污染下蚯蚓生理、土壤營養(yǎng)元素含量和植物生長的變化, 綜合探討鎘-乙草胺復合污染對蚯蚓-土壤-植物生態(tài)系統(tǒng)蚯蚓垂直分布、土壤質量和植物生長的影響, 以期為重金屬和農藥復合污染對土壤生態(tài)過程影響及其作用機制的研究提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

選用評估土壤污染物毒性的模式動物且具有廣泛敏感反應的國際標準蚯蚓種——赤子愛勝蚓()[寡毛綱(Oligochaeta)后孔寡毛目(Opisthopora)正蚓科(Lumbricidae)愛勝蚓屬(Malm), 食碎屑類表棲型蚯蚓]為受試土壤動物, 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試驗環(huán)境后備用; 受試重金屬為氯化鎘, 購買于天津市分船化學試劑科技有限公司(分析純); 受試農藥為90%乙草胺乳油, 購買于江蘇省農墾生物化學有限公司。受試土壤為云南省典型紅壤, 取自云南大學校園內無人為干擾和污染的0~30 cm土層, 過2 mm篩后與腐殖質混勻, 土壤與腐殖土體積比為2∶1, 有機質為(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, 調節(jié)土壤濕度到30%。受試植物為實驗室多年連續(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, 用去離子水反復沖洗干凈備用。

1.2 試驗設計

在每個自制的PVC試驗裝置(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(模擬農業(yè)施藥過程污染土壤的方式), 結合環(huán)境中土壤鎘與乙草胺的濃度, 分別設置對照(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個處理, 每個處理設9個平行。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], 然后每個試驗裝置播種玉米種子4顆。用土壤水分測定儀TDR定時測量土壤水分, 每天用噴壺噴水且維持土壤水分為田間持水量30%左右。試驗裝置置于實驗室內, 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每處理隨機選取1盆, 共12盆裝置進行采樣, 探討乙草胺、鎘單一/復合污染是否能夠影響蚯蚓垂直分布, 進而影響土壤生態(tài)過程及土壤理化性質和初級生產力[14]。打開試驗裝置底蓋, 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個土層采集蚯蚓。采樣時蚯蚓的瞬時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, 用于試驗測定相關指標。同時采集土樣與整株植物用于分析測定相關指標。

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, 試驗步驟根據(jù)試劑盒說明進行; 選擇有機質、堿解氮和有效磷表征土壤營養(yǎng)狀況, 其中土壤有機質采用重鉻酸鉀硫酸法測定, 堿解氮采用間接擴散法測定, 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

所得試驗數(shù)據(jù)用Excel 2007進行統(tǒng)計與圖表處理; 采用SPSS 19.0軟件進行數(shù)據(jù)的顯著性分析, 試驗結果以平均值±標準差的形式表示; 采用雙因素方差分析(ANOVA)和Duncan檢驗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?試驗組指標值/對照組指標值)× 100%。

2 結果與分析

2.1 乙草胺和鎘脅迫對蚯蚓的影響

2.1.1 對蚯蚓SOD活性的影響

鎘和乙草胺單一/復合處理對蚯蚓體內SOD活性的影響如圖1A所示。處理第2 d、50 d蚯蚓體內的SOD活性與處理方式無關, 第25 d, 復合處理的蚯蚓體內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, 但與對照相比差異不顯著。第50 d時, 蚯蚓SOD活性整體較25 d時略有升高, 且同樣表現(xiàn)出單一污染促進、復合污染抑制的現(xiàn)象, 但與對照相比差異不顯著。

蚯蚓SOD活性與處理時間顯著相關。處理第2 d活性最高, 且隨著處理時間的延長, 蚯蚓體內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 對蚯蚓MDA含量的影響

鎘和乙草胺單一及復合處理蚯蚓體內MDA含量如圖1B所示。蚯蚓MDA含量與處理時間有關, 隨著處理時間的延長, 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MDA含量差異不顯著。處理第25 d, 對照蚯蚓MDA含量最高, 為1.77 nmol?mg?1, 但與其他處理差異不顯著。當處理第50 d時, 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 對蚯蚓在土壤中垂直分布的影響

鎘、乙草胺單一和復合脅迫下, 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間有關。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)量比對照組分別少47.16%、59.67%和62.38%。處理第25 d, 對照、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, 隨著處理時間的延長, 包括對照組蚯蚓均往下遷移, 這可能是蚯蚓進入新的土壤生態(tài)系統(tǒng)中適應新環(huán)境而做出的響應。處理50 d, 對照、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%, 復合處理下蚯蚓變化幅度反而小于兩者單獨作用下變化幅度; 4個處理下, 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, 20~30 cm土層的蚯蚓分布比分別為55.61%和51.02%, 比對照組分別增加1.34倍和1.14倍, 可見蚯蚓對于鎘-乙草胺復合污染及時做出規(guī)避效應, 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 乙草胺和鎘脅迫對土壤理化性質的影響

從圖3A可以看出, 土壤有機質含量與處理時間有關, 隨著處理時間的延長, 土壤有機質含量有增加的趨勢, 但不顯著。此外, 同一處理時間, 土壤有機質含量與處理方式無關。由圖3B可知, 在試驗周期內, 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, 同一處理時間土壤堿解氮含量與污染物無關。由圖3C可知, 同一處理時間下土壤速效磷含量與處理污染物無關。對照組、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間無關。

CK: 對照(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 乙草胺和鎘脅迫對玉米生長的影響

2.3.1 對玉米根數(shù)量的影響

鎘、乙草胺單一和復合脅迫對玉米根數(shù)量的影響如圖4A所示。從圖4A可以看出, 對照組玉米根數(shù)隨著時間的延長顯著增加, 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; 第25 d, 200 mg?kg?1乙草胺處理組玉米根數(shù)顯著(<0.001)低于對照組, 較對照組少21.74%, 且復合處理組玉米根數(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玉米根長的抑制率, 兩者聯(lián)合作用為拮抗效應; 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)均顯著低于對照組, 抑制率分別為23.21%、42.86%和50.00%, 且復合處理組玉米根數(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玉米根長的抑制率。

2.3.2 對玉米株高的影響

鎘、乙草胺單一和復合脅迫對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照組外, 同一處理時間, 各處理組玉米株高均與處理方式、污染物無關。處理第50 d, 兩者復合污染較單一污染對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 對玉米生物量的影響

鎘、乙草胺單一和復合脅迫對玉米生物量的影響如圖4C所示。處理第2 d, 復合處理組玉米生物量與其他處理組差異顯著, 與對照組相比低74.55%; 第25 d各處理組玉米生物量與處理方式、污染物無關; 第50 d, 復合處理組玉米生物量顯著低于對照組, 與對照組相比低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, 不同處理時間鎘和乙草胺的復合污染對玉米生物量的抑制率分別為74.55%、4.88%和55.55%。

CK: 對照(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)指標的相關分析

蚯蚓-土壤-玉米組成的土壤生態(tài)系統(tǒng)中, 各指標的相關性如表1所示。蚯蚓生理屬性與土壤營養(yǎng)相關, 作物的生長與蚯蚓生理屬性、土壤營養(yǎng)亦相關。蚯蚓SOD活性與土壤速效磷、堿解氮、有機質含量極顯著相關; 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, 而玉米生物量與土壤有機質相關不顯著。可見, 污染物損壞了蚯蚓的抗氧化酶活性, 可能導致蚯蚓產生趨避效應。

此外, 基于鎘、乙草胺、處理時間建立的3因素分析如表2所示。處理時間對蚯蚓、玉米和土壤等各項指標都有顯著影響; 鎘對蚯蚓MDA含量、玉米生物量及根數(shù)有顯著影響(<0.05), 而乙草胺對玉米株高有顯著影響(<0.05), 對玉米生物量和根數(shù)具有極顯著影響(<0.001)。并且, 鎘和乙草胺對蚯蚓SOD活性的影響有交互效應, 兩者同時暴露下, 蚯蚓SOD活性比兩者單獨處理時更低, 說明鎘和乙草胺產生了拮抗作用, 復合污染對蚯蚓生理毒性小于單一處理, 可能是由于鎘與乙草胺發(fā)生了某種化學作用或絡合或螯合作用, 形成了毒性更小的化合物, 使兩者復合處理作用大于單一處理的趨勢。此外, 時間與兩種污染物暴露存在一定的交互作用。乙草胺對玉米生物量和根數(shù)量的影響與時間有關, 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)象隨時間的延長愈發(fā)明顯(時間與乙草胺交互達顯著水平,<0.01)。鎘對玉米生物量的影響, 也與時間有關, 表現(xiàn)出初期略微促進生長, 而中后期轉變?yōu)橐种朴衩咨锪糠e累, 并且隨時間進一步增加, 抑制作用愈發(fā)明顯。重金屬鎘對植物來說, 存在兩面性, 適量的濃度往往表現(xiàn)出一定的促進作用, 因此, 在試驗前期, 植物體內積累的鎘元素濃度低, 發(fā)揮了微量元素對植物生長的促進作用, 隨著種植時間的增加, 植物體內積累的鎘濃度逐漸增加, 超過了植物忍耐的限度, 必然會開始轉變?yōu)橐种谱饔? 且隨時間增加, 濃度增加, 抑制作用會越來越明顯。而乙草胺是酰胺類除草劑, 對植物體來說, 抑制植物根系的生長, 不是其生活所需的物質或元素, 因此對植物沒有表現(xiàn)出促進作用。

3 討論

重金屬與農藥復合污染的農田土壤中, 很少有研究關注這種復合污染對蚯蚓分布、土壤養(yǎng)分含量和植物生長的生態(tài)效應。本研究評估了復合污染對蚯蚓垂直分布、土壤化學肥力與植物生產力的影響。復合污染對蚯蚓生理的作用類型較為復雜, 與污染物的化學性質、濃度配比及染毒時間有關, 對蚯蚓毒性作用類型通常通過死亡率、抗氧化酶等指標[10,12,15]進行衡量判斷。外源污染物會導致土壤生物在垂直方向向下遷移, 以避免噴施農藥的污染[16]。為了避免不利生理變化, 蚯蚓對農藥和重金屬污染通常都存在趨避效應[17], 具體包括水平遷移和垂直遷移[18]。可見, 本研究表面噴施鎘和乙草胺的方式導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。結果表明, 各個時間段內, 兩者共同作用的結果都沒有造成蚯蚓趨避效應的增強, 在試驗后期甚至有減弱的現(xiàn)象, 說明乙草胺和鎘共同作用產生了拮抗效果。其機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, 無法給出直接的證據(jù), 需要進一步試驗證明。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-玉米體系中各指標相關性

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

表2 蚯蚓-土壤-玉米體系指標的時間、污染物及處理方式3因素相關分析

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

本研究結果表明, 在復合污染處理中, 隨著處理時間的延長, 土壤有機質含量增加, 但不顯著, 堿解氮和速效磷降低, 而處理第25 d和50 d時出現(xiàn)顯著降低的現(xiàn)象。

一般而言, 蚯蚓以有機物為食, 分解有機物, 釋放出可供植物利用的礦物質, 因此, 導致土壤有機質含量降低。然而, 這一結果與本研究復合污染土壤中有機質含量增加的趨勢(但不顯著)不一致。由于本研究并沒有對比有無添加蚯蚓, 并不能表明土壤有機質含量變化與蚯蚓行為有直接關系, 因此原因推測可能是: 第一, 當土壤系統(tǒng)中有蚯蚓存在時, 蚯蚓會降解有機物并釋放養(yǎng)分, 從而提高它們的生物利用度[23]; 第二, 蚯蚓對土壤細菌群落結構的改變, 進一步改變了土壤有機質的降解強度和養(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)境中直接攝取轉化的化合物質[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, 必然會導致植物可利用氮含量的降低, 從而導致后期作物生物量降低。本試驗中堿解氮的變化可能與兩個因素有關: 1)乙草胺和鎘對土壤的直接作用, 對土壤中氮素氨化、硝化等過程產生抑制, 進而降低了土壤中氮素的有效性[26]。2)蚯蚓向下遷移規(guī)避污染物的活動導致土壤氮的損失,在表層土壤中觀察發(fā)現(xiàn), 蚯蚓存在時, 土壤中無機氮肥的回收率更低[27]。

本研究結果表明, 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, 不同處理時間復合污染對玉米生物量的抑制作用均大于單一處理。與已有研究結果一致, 鎘、乙草胺兩者復合污染在低濃度下對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, 乙草胺直接對葉綠體產生毒害作用, 或者加劇了Cd2+脅迫引起的膜脂過氧化, 產生大量H2O2而間接毒害葉綠體。第二, 乙草胺主要作用機制是抑制脂肪和脂肪酸的生物合成, 包括對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+能強烈抑制細胞和整個植株的生長, 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, 細胞膜透性受損, 使細胞內一些可溶性物質外滲, 破壞細胞內酶及代謝作用原有的區(qū)域[32]; 而乙草胺對植物的毒性機理是抑制根的生長, 影響細胞膜的透性[33], 鎘更加容易進入植物體內, 因此增加了對植物的毒性。

此外, 玉米生物量、株高與根數(shù)量三者呈極顯著正相關(表1), 可見根系發(fā)育對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、乙草胺處理對玉米生物量、根數(shù)量和株高均產生了顯著抑制效應, 而植物生物量與葉片光合速率顯著相關[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、能量轉化、電子傳遞、Rubisco 酶羧化反應和葉片內CO2擴散等光合過程有關[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, 對除草劑和重金屬產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量, 能夠有效激活整個土壤生態(tài)系統(tǒng), 優(yōu)化土壤微生物群落結構及營養(yǎng)元素的轉化, 進而促進植物的生長[12]。本研究結果表明, 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和碎屑, 影響土壤中金屬的生物有效性, 促進土壤中鎘進入植物體內, 進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。大量研究還表明, 蚯蚓在重金屬或者農藥污染下其掘穴行為通常也會受到抑制[38], 一定程度上導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藥毒害作用外, 也可能是土壤通氣性下降的結果。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證該推論的可行性的。因此, 本研究表明, 重金屬和農藥對農作物的影響, 不能忽視土壤載體中土壤動物對土壤-作物系統(tǒng)的影響。

4 結論

1)蚯蚓對鎘/乙草胺復合污染及時做出規(guī)避效應向下遷移影響了垂直分布, 改變了土壤營養(yǎng)元素含量, 其中土壤有機質、速效磷含量與處理時間、處理方式、污染物無關, 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, 兩種污染物復合處理對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-乙草胺脅迫對蚯蚓-土壤-玉米系統(tǒng)的影響[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報(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

* 國家自然科學基金項目(31660169)和云南省科技計劃重點研發(fā)項目(2019BC001, 2018DG005)資助

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

劉嫦娥, 主要從事污染與恢復生態(tài)學研究。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