镉-乙草胺胁迫对蚯蚓-土壤-玉米系统的影响*

时间：2024-05-22

刘嫦娥, 秦媛儒, 孟祥怀, 董红娟, 王朋, 岳敏慧, 肖艳兰, 汪元凤, 段昌群**

刘嫦娥1, 秦媛儒1, 孟祥怀1, 董红娟2, 王朋1, 岳敏慧1, 肖艳兰1, 汪元凤1, 段昌群1**

(1. 云南大学生态与环境学院/云南省高原山地生态与退化环境修复重点实验室/云南省高原湖泊生态修复及流域管理国际联合研究中心昆明 650091; 2.云南大学科技咨询中心昆明 650091)

重金属与农药复合型污染成为重要的环境问题之一, 然而当前关于两者共同作用对蚯蚓-土壤-植物系统的影响研究还很少。为了探讨镉-乙草胺复合污染对蚯蚓-土壤-玉米农田系统的生态毒理效应和生态过程的影响, 本研究通过室内模拟试验, 从镉-乙草胺复合胁迫下蚯蚓生理响应、土壤理化性质及玉米形态特征等变化, 探讨两者复合污染对玉米生长的影响机制。结果表明: 1)随着处理时间的延长, 镉-乙草胺复合胁迫下蚯蚓体内SOD活性呈先降低再升高的趋势, 而MDA含量呈先升高后降低的趋势; 复合胁迫处理第2 d和50 d时, 20~30 cm土层的蚯蚓数量占所有土层蚯蚓总量百分比比对照分别增加1.34倍和1.14倍, 蚯蚓对镉-乙草胺复合污染作出规避效应而向深层土壤迁移。2)镉-乙草胺复合胁迫下土壤有机质和速效磷含量与处理时间、处理方式、污染物无关, 随着处理时间的延长, 土壤碱解氮含量呈先显著降低后升高的趋势。3)处理第50 d, 30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺及30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组玉米根数均显著低于对照, 抑制率分别为23.21%、42.86%和50.00%, 玉米生物量与株高呈相同趋势, 即30 mg∙kg−1镉处理>200 mg∙kg−1乙草胺处理>30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理。相关分析表明, 两种污染物除对蚯蚓SOD活性产生拮抗效应外, 对蚯蚓MDA、土壤养分与玉米生长指标均不存在交互作用。本研究得出镉-乙草胺复合污染促进蚯蚓向下迁移影响其垂直分布, 并且可以通过改变土壤营养元素含量最终抑制玉米的生长。

镉-乙草胺复合污染; 蚯蚓垂直分布; 玉米生长; 土壤养分

随着农药在农业中的大量使用和采矿业的发展,土壤生态系统的农药和重金属污染问题愈发严重[1-2]。根据2014年《全国土壤污染状况调查公报》, 我国耕地环境污染严重, 质量堪忧, 其中镉点位超标率为7.0%, 是所有无机污染物超标点位最高的物质, 成为最受关注的元素之一[3]。调查表明, 广西农田土壤镉含量为0.022~91.500mg∙kg−1[4]。同时, 乙草胺在我国使用广泛, 在目前所有使用的农药品种中, 其用量位居第二, 使用年限超过30年[5], 在土壤中的积累量已达38~256 mg∙kg−1, 在大田土壤中理论半衰期为15.1 d, 安全间隔期为56.0 d[6], 作为非极性且不可电离的化学物质, 乙草胺在土壤中活动性较高, 能够对土壤生物产生严重危害[7]。

蚯蚓作为最主要的土壤动物, 被认为是决定土壤生态过程的生态工程师, 是陆生生物与土壤介质之间信息传递的桥梁。蚯蚓由于没有坚硬的表皮, 极易与土壤中污染物发生接触, 因此是生态毒理学研究最常用的土壤污染指示生物。研究报道, 当乙草胺浓度大于20 mg∙kg−1时, 蚯蚓的生长速率、卵茧数量、纤维素酶活性均受到显著抑制[8], 蚯蚓抗氧化酶系统(SOD、CAT等)亦会受到乙草胺毒性的影响, 且呈现出低浓度促进、高浓度抑制的剂量-效应关系。同时, 蚯蚓对乙草胺除了被动适应外, 也会通过各种直接或间接机制促进乙草胺分解, 提高其降解速度, 从而降低乙草胺的土壤生态风险[9]。此外, 乙草胺的作用还与土壤环境中存在的其他环境污染物有关, 尤其是重金属。研究表明, 农药与金属离子的混合污染可引起蚯蚓DNA损伤、酶活性破坏、个体存活率及产量和生长率的降低、摄食率等个体行为的改变[10], 并影响蚯蚓的蚓洞总长度和洞穴结构, 进一步改变其垂直分布[11]。蚯蚓-土壤-植物系统在重金属与农药复合胁迫下, 影响土壤中重金属的生物有效性, 其中镉的有效性显著降低, 砷有效性显著提高, 在植物体内镉与砷的累积量显著减少, 镉在蚯蚓体内的累积系数最高, 为18.12[12], 进而影响土壤生态系统的生产力。研究表明, 镉和乙草胺胁迫下玉米幼苗生长受到一定的抑制[13]。目前镉-乙草胺复合污染对蚯蚓垂直分布、土壤质量改变和植物生长的综合系统报道较少。

鉴于此, 本研究选用镉和乙草胺两种土壤中普遍存在的污染物作为研究对象, 从镉-乙草胺复合污染下蚯蚓生理、土壤营养元素含量和植物生长的变化, 综合探讨镉-乙草胺复合污染对蚯蚓-土壤-植物生态系统蚯蚓垂直分布、土壤质量和植物生长的影响, 以期为重金属和农药复合污染对土壤生态过程影响及其作用机制的研究提供数据支撑。

1 材料与方法

1.1 试验材料

选用评估土壤污染物毒性的模式动物且具有广泛敏感反应的国际标准蚯蚓种——赤子爱胜蚓()[寡毛纲(Oligochaeta)后孔寡毛目(Opisthopora)正蚓科(Lumbricidae)爱胜蚓属(Malm), 食碎屑类表栖型蚯蚓]为受试土壤动物, 购买于云南圣比科技有限公司, 挑选蚯蚓体重为0.3~0.5 g、健康且具环带的成年蚯蚓驯化两周以便其适应试验环境后备用; 受试重金属为氯化镉, 购买于天津市分船化学试剂科技有限公司(分析纯); 受试农药为90%乙草胺乳油, 购买于江苏省农垦生物化学有限公司。受试土壤为云南省典型红壤, 取自云南大学校园内无人为干扰和污染的0~30 cm土层, 过2 mm筛后与腐殖质混匀, 土壤与腐殖土体积比为2∶1, 有机质为(9.30±0.18) g∙kg−1, 碱解氮(104.01±6.37) mg∙kg−1, 速效磷(12.08±0.31) mg∙kg−1, 调节土壤湿度到30%。受试植物为实验室多年连续培养的玉米(), 选取健康饱满的玉米种子, 经0.5%次氯酸钠溶液消毒25 min后, 用去离子水反复冲洗干净备用。

1.2 试验设计

在每个自制的PVC试验装置(直径20 cm×高35 cm, 底盖可以打开)中装入7.5 kg受试土壤, 先在土壤表面均匀喷施氯化镉溶液, 稳定两周后, 再在土壤表面均匀喷施乙草胺溶液(模拟农业施药过程污染土壤的方式), 结合环境中土壤镉与乙草胺的浓度, 分别设置对照(无添加)、镉(30 mg∙kg−1)、乙草胺(200 mg∙kg−1)、镉(30 mg∙kg−1)+乙草胺(200 mg∙kg−1) 4个处理, 每个处理设9个平行。立即投加蚯蚓30条∙盆−1[即4条∙kg−1(土), 该密度符合自然界可以观察到的蚯蚓密度范围][8], 然后每个试验装置播种玉米种子4颗。用土壤水分测定仪TDR定时测量土壤水分, 每天用喷壶喷水且维持土壤水分为田间持水量30%左右。试验装置置于实验室内, 室温培养, 晚上采用日光灯光照的方式防止蚯蚓逃逸。

分别于处理第2 d、25 d和50 d每处理随机选取1盆, 共12盆装置进行采样, 探讨乙草胺、镉单一/复合污染是否能够影响蚯蚓垂直分布, 进而影响土壤生态过程及土壤理化性质和初级生产力[14]。打开试验装置底盖, 从底部开始向上剥离, 并将土壤划分为0~10 cm、10~20 cm、20~30 cm 3个土层采集蚯蚓。采样时蚯蚓的瞬时位置即为所处土壤深度, 取出蚯蚓后, 用生理盐水冲洗干净, 在(20±1) ℃的培养箱中过夜吐泥, 用于试验测定相关指标。同时采集土样与整株植物用于分析测定相关指标。

1.3 样品分析与测定方法

选择蚯蚓SOD活性、MDA含量表征蚯蚓氧化损伤, 均采用试剂盒法测定, 试验步骤根据试剂盒说明进行; 选择有机质、碱解氮和有效磷表征土壤营养状况, 其中土壤有机质采用重铬酸钾硫酸法测定, 碱解氮采用间接扩散法测定, 有效磷使用氟化铵盐酸浸提法测定; 选择生物量、株高与根数量表征玉米生长, 其中玉米生物量(干重)用重量法测定, 株高采用直尺直接测定, 根系数量采用直接数数的方式测定。

1.4 数据处理

所得试验数据用Excel 2007进行统计与图表处理; 采用SPSS 19.0软件进行数据的显著性分析, 试验结果以平均值±标准差的形式表示; 采用双因素方差分析(ANOVA)和Duncan检验法分析处理组间的差异, 显著性水平为<0.05。为了描述不同浓度污染物胁迫下的抑制作用, 采用抑制率予以表征, 抑制率(%)=(1−试验组指标值/对照组指标值)× 100%。

2 结果与分析

2.1 乙草胺和镉胁迫对蚯蚓的影响

2.1.1 对蚯蚓SOD活性的影响

镉和乙草胺单一/复合处理对蚯蚓体内SOD活性的影响如图1A所示。处理第2 d、50 d蚯蚓体内的SOD活性与处理方式无关, 第25 d, 复合处理的蚯蚓体内SOD活性显著低于乙草胺单一处理, 在乙草胺、镉单一处理下蚯蚓SOD活性较高, 但与对照相比差异不显著。第50 d时, 蚯蚓SOD活性整体较25 d时略有升高, 且同样表现出单一污染促进、复合污染抑制的现象, 但与对照相比差异不显著。

蚯蚓SOD活性与处理时间显著相关。处理第2 d活性最高, 且随着处理时间的延长, 蚯蚓体内SOD活性呈现先降低再升高的趋势, 第25 d、50 d的蚯蚓SOD活性与第2 d存在显著差异。其中30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理蚯蚓SOD活性从初期的22.87 U∙mg−1(prot)显著下降为第50 d的15.35 U∙mg−1(prot)。

2.1.2 对蚯蚓MDA含量的影响

镉和乙草胺单一及复合处理蚯蚓体内MDA含量如图1B所示。蚯蚓MDA含量与处理时间有关, 随着处理时间的延长, 蚯蚓MDA含量呈现先升高后降低的趋势, 处理第25 d蚯蚓MDA含量最高, 且显著高于第2 d。

处理第2 d, 不同处理组蚯蚓体内MDA含量差异不显著。处理第25 d, 对照蚯蚓MDA含量最高, 为1.77 nmol∙mg−1, 但与其他处理差异不显著。当处理第50 d时, 30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺及30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理的蚯蚓MDA含量抑制率分别为13.09%、17.13%、22.04%, 同一处理时间, 同一镉处理浓度下, 乙草胺的加入并没有影响蚯蚓MDA含量的变化。

CK: 对照(无添加)处理; Cd: 镉30 mg∙kg−1处理; Ace: 乙草胺200 mg∙kg−1处理; Cd+Ace: 镉30 mg∙kg−1+乙草胺200 mg∙kg−1处理。不同小写字母表示不同处理时间不同处理间变化显著(<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 对蚯蚓在土壤中垂直分布的影响

镉、乙草胺单一和复合胁迫下, 蚯蚓在土壤中垂直空间分布变化如图2所示。蚯蚓在土壤表层(0~10 cm)分布数量与污染物的作用时间有关。处理第2 d, 30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺及30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理下0~10 cm土层蚯蚓数量比对照组分别少47.16%、59.67%和62.38%。处理第25 d, 对照、30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺和30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理20~30 cm土层的蚯蚓分布比0~10 cm土层分别增加0.82倍、2.08倍、2.27倍和0.71倍, 随着处理时间的延长, 包括对照组蚯蚓均往下迁移, 这可能是蚯蚓进入新的土壤生态系统中适应新环境而做出的响应。处理50 d, 对照、30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺和30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组在20~30 cm土层蚯蚓数量分布百分比分别为20.19%、19.49%、30.85%和51.02%。根据20~30 cm土层蚯蚓数量变化幅度得出: 复合处理下, 25~50 d蚯蚓比例升高10.62%, 而Cd单一处理下降低31.51%, 复合处理下蚯蚓变化幅度反而小于两者单独作用下变化幅度; 4个处理下, 0~10 cm表层土壤蚯蚓分布百分比分别为53.10%、23.93%、47.09%和36.18%, 蚯蚓上移可能是由于污染影响了蚯蚓的呼吸能力, 上移以获得更多的氧气。

30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组蚯蚓在处理2 d、50 d时, 20~30 cm土层的蚯蚓分布比分别为55.61%和51.02%, 比对照组分别增加1.34倍和1.14倍, 可见蚯蚓对于镉-乙草胺复合污染及时做出规避效应, 虽然垂直分布差异不显著, 但有向下迁移躲避污染的趋势。

CK: 对照(无添加)处理; Cd: 镉30 mg∙kg−1处理; Ace: 乙草胺200 mg∙kg−1处理; Cd+Ace: 镉30 mg∙kg−1+乙草胺200 mg∙kg−1处理。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 乙草胺和镉胁迫对土壤理化性质的影响

从图3A可以看出, 土壤有机质含量与处理时间有关, 随着处理时间的延长, 土壤有机质含量有增加的趋势, 但不显著。此外, 同一处理时间, 土壤有机质含量与处理方式无关。由图3B可知, 在试验周期内, 土壤碱解氮呈现先显著降低后升高的趋势, 且第2 d最高, 对照处理、30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺及30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组分别比第25 d高25.23%、21.79%、15.18%、28.88%, 且差异显著。此外, 同一处理时间土壤碱解氮含量与污染物无关。由图3C可知, 同一处理时间下土壤速效磷含量与处理污染物无关。对照组、200 mg∙kg−1乙草胺处理组土壤速效磷第25 d显著低于第2 d, 第50 d 30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组土壤速效磷显著低于第2 d外, 其他处理组速效磷含量均与处理时间无关。

2.3 乙草胺和镉胁迫对玉米生长的影响

2.3.1 对玉米根数量的影响

镉、乙草胺单一和复合胁迫对玉米根数量的影响如图4A所示。从图4A可以看出, 对照组玉米根数随着时间的延长显著增加, 第50 d比第2 d、25 d分别增加1.947倍和0.217倍(<0.001), 而其他处理组第25 d、50 d玉米根数显著(<0.001)多于第2 d, 但随着时间的延长, 玉米根数减少, 其中第50 d 30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组玉米根数显著(<0.05)少于第25 d。

此外, 处理第2 d, 玉米根数与处理污染物无关; 第25 d, 200 mg∙kg−1乙草胺处理组玉米根数显著(<0.001)低于对照组, 较对照组少21.74%, 且复合处理组玉米根数高于各单一处理组, 相同乙草胺处理下, 镉的加入明显降低了乙草胺对玉米根长的抑制率, 两者联合作用为拮抗效应; 第50 d, 30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺和30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组玉米根数均显著低于对照组, 抑制率分别为23.21%、42.86%和50.00%, 且复合处理组玉米根数低于各单一处理组, 与30 mg∙kg−1镉处理组差异显著, 相同镉处理下, 加入乙草胺后明显增加了镉对玉米根长的抑制率。

2.3.2 对玉米株高的影响

镉、乙草胺单一和复合胁迫对玉米株高的影响如图4B所示。除第50 d, 30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组玉米株高显著低于对照组外, 同一处理时间, 各处理组玉米株高均与处理方式、污染物无关。处理第50 d, 两者复合污染较单一污染对玉米株高的毒性作用显著加剧。

各处理组玉米株高第25 d、50 d显著高于第2 d, 除30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组第50 d玉米株高显著低于第25 d外, 其他处理组株高第25 d与第50 d无显著差异。

2.3.3 对玉米生物量的影响

镉、乙草胺单一和复合胁迫对玉米生物量的影响如图4C所示。处理第2 d, 复合处理组玉米生物量与其他处理组差异显著, 与对照组相比低74.55%; 第25 d各处理组玉米生物量与处理方式、污染物无关; 第50 d, 复合处理组玉米生物量显著低于对照组, 与对照组相比低55.54%。且处理第2 d和50 d, 玉米生物量呈现与玉米株高一致的趋势: 30 mg∙kg−1镉处理>200 mg∙kg−1乙草胺处理组>30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组。此外, 随着处理时间的延长, 单一处理组玉米生物量均呈显著增加的趋势, 不同处理时间镉和乙草胺的复合污染对玉米生物量的抑制率分别为74.55%、4.88%和55.55%。

2.4 蚯蚓-土壤-玉米系统指标的相关分析

蚯蚓-土壤-玉米组成的土壤生态系统中, 各指标的相关性如表1所示。蚯蚓生理属性与土壤营养相关, 作物的生长与蚯蚓生理属性、土壤营养亦相关。蚯蚓SOD活性与土壤速效磷、碱解氮、有机质含量极显著相关; 玉米生物量与土壤速效磷、碱解氮含量及蚯蚓SOD活性、MDA含量极显著相关, 而玉米生物量与土壤有机质相关不显著。可见, 污染物损坏了蚯蚓的抗氧化酶活性, 可能导致蚯蚓产生趋避效应。

此外, 基于镉、乙草胺、处理时间建立的3因素分析如表2所示。处理时间对蚯蚓、玉米和土壤等各项指标都有显著影响; 镉对蚯蚓MDA含量、玉米生物量及根数有显著影响(<0.05), 而乙草胺对玉米株高有显著影响(<0.05), 对玉米生物量和根数具有极显著影响(<0.001)。并且, 镉和乙草胺对蚯蚓SOD活性的影响有交互效应, 两者同时暴露下, 蚯蚓SOD活性比两者单独处理时更低, 说明镉和乙草胺产生了拮抗作用, 复合污染对蚯蚓生理毒性小于单一处理, 可能是由于镉与乙草胺发生了某种化学作用或络合或螯合作用, 形成了毒性更小的化合物, 使两者复合处理作用大于单一处理的趋势。此外, 时间与两种污染物暴露存在一定的交互作用。乙草胺对玉米生物量和根数量的影响与时间有关, 乙草胺表现出抑制植物生物量积累、减少根系数量的趋势, 且该现象随时间的延长愈发明显(时间与乙草胺交互达显著水平,<0.01)。镉对玉米生物量的影响, 也与时间有关, 表现出初期略微促进生长, 而中后期转变为抑制玉米生物量积累, 并且随时间进一步增加, 抑制作用愈发明显。重金属镉对植物来说, 存在两面性, 适量的浓度往往表现出一定的促进作用, 因此, 在试验前期, 植物体内积累的镉元素浓度低, 发挥了微量元素对植物生长的促进作用, 随着种植时间的增加, 植物体内积累的镉浓度逐渐增加, 超过了植物忍耐的限度, 必然会开始转变为抑制作用, 且随时间增加, 浓度增加, 抑制作用会越来越明显。而乙草胺是酰胺类除草剂, 对植物体来说, 抑制植物根系的生长, 不是其生活所需的物质或元素, 因此对植物没有表现出促进作用。

3 讨论

重金属与农药复合污染的农田土壤中, 很少有研究关注这种复合污染对蚯蚓分布、土壤养分含量和植物生长的生态效应。本研究评估了复合污染对蚯蚓垂直分布、土壤化学肥力与植物生产力的影响。复合污染对蚯蚓生理的作用类型较为复杂, 与污染物的化学性质、浓度配比及染毒时间有关, 对蚯蚓毒性作用类型通常通过死亡率、抗氧化酶等指标[10,12,15]进行衡量判断。外源污染物会导致土壤生物在垂直方向向下迁移, 以避免喷施农药的污染[16]。为了避免不利生理变化, 蚯蚓对农药和重金属污染通常都存在趋避效应[17], 具体包括水平迁移和垂直迁移[18]。可见, 本研究表面喷施镉和乙草胺的方式导致表层土壤污染物浓度高, 深层低, 故处理初期蚯蚓迁移到深层中以躲避污染物的毒害。结果表明, 各个时间段内, 两者共同作用的结果都没有造成蚯蚓趋避效应的增强, 在试验后期甚至有减弱的现象, 说明乙草胺和镉共同作用产生了拮抗效果。其机制可能是由于乙草胺和镉的交互作用可能影响了蚯蚓的呼吸强度, 使其获取氧气的能力下降[19-20],在这种情况下, 蚯蚓不能再进一步下移, 反而开始向上层迁徙, 以获得更多的氧气。遗憾的是, 本研究并没有直接反映蚯蚓缺氧情况的指标, 无法给出直接的证据, 需要进一步试验证明。但是, 从以往的研究中可知, 两种污染物存在抑制蚯蚓呼吸的可能性[21-22]。

表1 蚯蚓-土壤-玉米体系中各指标相关性

**:<0.01水平(双尾)相关性极显著; *:<0.05水平(双尾)相关性显著。** and * indicate significant correlation at<0.01 (double tails) and<0.05 (double tails) levels, respectively.

表2 蚯蚓-土壤-玉米体系指标的时间、污染物及处理方式3因素相关分析

ns: 相关性不显著; *: 显著相关(<0.05); **: 极显著相关(<0.01); ***: 极显著相关(<0.001). ns: non-significant correlation; *: significant correlation at<0.05 level; **: significant correlation at<0.01 level; ***: significant correlation at<0.001.

本研究结果表明, 在复合污染处理中, 随着处理时间的延长, 土壤有机质含量增加, 但不显著, 碱解氮和速效磷降低, 而处理第25 d和50 d时出现显著降低的现象。

一般而言, 蚯蚓以有机物为食, 分解有机物, 释放出可供植物利用的矿物质, 因此, 导致土壤有机质含量降低。然而, 这一结果与本研究复合污染土壤中有机质含量增加的趋势(但不显著)不一致。由于本研究并没有对比有无添加蚯蚓, 并不能表明土壤有机质含量变化与蚯蚓行为有直接关系, 因此原因推测可能是: 第一, 当土壤系统中有蚯蚓存在时, 蚯蚓会降解有机物并释放养分, 从而提高它们的生物利用度[23]; 第二, 蚯蚓对土壤细菌群落结构的改变, 进一步改变了土壤有机质的降解强度和养分的释放; 第三, 在污染土壤的情况下, 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变化会影响土壤养分有效性[24]。

碱解氮是植物从环境中直接摄取转化的化合物质[25], 其含量越高, 说明环境中植物可利用的氮元素含量越高, 而乙草胺和镉的喷施造成了土壤中碱解氮含量的降低, 必然会导致植物可利用氮含量的降低, 从而导致后期作物生物量降低。本试验中碱解氮的变化可能与两个因素有关: 1)乙草胺和镉对土壤的直接作用, 对土壤中氮素氨化、硝化等过程产生抑制, 进而降低了土壤中氮素的有效性[26]。2)蚯蚓向下迁移规避污染物的活动导致土壤氮的损失,在表层土壤中观察发现, 蚯蚓存在时, 土壤中无机氮肥的回收率更低[27]。

本研究结果表明, 处理初期与第50 d, 玉米生物量呈现与玉米株高一致的趋势, 即30 mg∙kg−1镉处理>200 mg∙kg−1乙草胺处理组>30 mg∙kg−1镉+ 200 mg∙kg−1乙草胺处理组。随着处理时间的延长, 各处理组玉米生物量均呈显著增加的趋势, 不同处理时间复合污染对玉米生物量的抑制作用均大于单一处理。与已有研究结果一致, 镉、乙草胺两者复合污染在低浓度下对玉米幼芽和幼根的抑制作用均比较明显, 且随着加入乙草胺浓度的增大, 抑制程度增大[28]。推测原因可能有3方面: 第一, 大量的Cd2+、乙草胺在玉米体内积累, 镉抑制玉米叶片核酮糖-二磷酸羧化酶活性[29], 从而影响了叶绿素的生物合成, 抑制光合作用[30]; 此外, 乙草胺直接对叶绿体产生毒害作用, 或者加剧了Cd2+胁迫引起的膜脂过氧化, 产生大量H2O2而间接毒害叶绿体。第二, 乙草胺主要作用机制是抑制脂肪和脂肪酸的生物合成, 包括对软酯酸和油酸生物合成的抑制, 也抑制发芽种子a-淀粉酶及蛋白酶的活性, 从而抑制幼芽和根生长; 而Cd2+能强烈抑制细胞和整个植株的生长, 引起植物水分和养分吸收的减少[31]。第三, 由于玉米受镉胁迫, 细胞膜透性受损, 使细胞内一些可溶性物质外渗, 破坏细胞内酶及代谢作用原有的区域[32]; 而乙草胺对植物的毒性机理是抑制根的生长, 影响细胞膜的透性[33], 镉更加容易进入植物体内, 因此增加了对植物的毒性。

此外, 玉米生物量、株高与根数量三者呈极显著正相关(表1), 可见根系发育对玉米地上部分的生长具有重要作用。从玉米生长情况来看, 不同镉、乙草胺处理对玉米生物量、根数量和株高均产生了显著抑制效应, 而植物生物量与叶片光合速率显著相关[34], 大量研究表明, 污染胁迫下光合速率的降低可能与光能的吸收、能量转化、电子传递、Rubisco 酶羧化反应和叶片内CO2扩散等光合过程有关[32,35]。

蚯蚓作为土壤环境的一种指示生物, 处于陆地生态系统食物链的底部, 对除草剂和重金属产生趋避行为并影响其掘穴行为[11,36], 改变土壤理化等土壤质量, 能够有效激活整个土壤生态系统, 优化土壤微生物群落结构及营养元素的转化, 进而促进植物的生长[12]。本研究结果表明, 镉/乙草胺胁迫下玉米生长受到抑制(图5), 原因可能有二: 一是外源污染物的添加加剧了对植物的毒性; 二是蚯蚓可以通过土壤颗粒的混合与粉碎, 以及蚯蚓肠道中所含的腐殖物质和碎屑, 影响土壤中金属的生物有效性, 促进土壤中镉进入植物体内, 进一步抑制了玉米在土壤中的生长[37]。

本研究发现, 随着环境中污染物浓度的增加, 尤其是在两种污染物的交互作用下, 蚯蚓发生了明显的趋避效应。大量研究还表明, 蚯蚓在重金属或者农药污染下其掘穴行为通常也会受到抑制[38], 一定程度上导致其土壤通气性和土壤营养状况改良能力下降[39], 这可能是造成本系统中营养物质含量随污染物浓度增加呈下降趋势的原因。此外, 玉米根系的减少除了源于重金属和农药毒害作用外, 也可能是土壤通气性下降的结果。虽然本研究没有包含蚯蚓行为和土壤透气性数据[15], 但是从已有理论和现象是可以一定程度上间接验证该推论的可行性的。因此, 本研究表明, 重金属和农药对农作物的影响, 不能忽视土壤载体中土壤动物对土壤-作物系统的影响。

4 结论

1)蚯蚓对镉/乙草胺复合污染及时做出规避效应向下迁移影响了垂直分布, 改变了土壤营养元素含量, 其中土壤有机质、速效磷含量与处理时间、处理方式、污染物无关, 土壤碱解氮呈现先显著降低后升高的趋势;

2)镉/乙草胺污染降低了蚯蚓改善土壤质量的能力, 玉米生长受到抑制。处理第50 d, 30 mg∙kg−1镉、200 mg∙kg−1乙草胺和30 mg∙kg−1镉+200 mg∙kg−1乙草胺处理组玉米根数均显著低于对照组, 抑制率分别为23.21%、42.86%和50.00%, 玉米生物量呈现与玉米株高一致的趋势, 两种污染物复合处理对玉米生长的抑制作用大于单一处理。

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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

刘嫦娥, 秦媛儒, 孟祥怀, 董红娟, 王朋, 岳敏慧, 肖艳兰, 汪元凤, 段昌群. 镉-乙草胺胁迫对蚯蚓-土壤-玉米系统的影响[J]. 中国生态农业学报(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

* 国家自然科学基金项目(31660169)和云南省科技计划重点研发项目(2019BC001, 2018DG005)资助

段昌群, 主要从事污染与恢复生态学研究。E-mail: chqduan@ynu.edu.cn

刘嫦娥, 主要从事污染与恢复生态学研究。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