扑草净用于仿刺参养殖塘的安全性研究──基于营养盐在生物沉积物-水界面扩散的视角

发布时间：2020-03-23

　　摘 要：温带海域普遍养殖仿刺参，仿刺参养殖塘中常有大型藻类爆发，进而影响仿刺参的生长和生存。通常用扑草净清除大型藻类，由于除草剂的生态毒性，可推断扑草净将影响仿刺参生物沉积物中营养盐的再生，本研究则要验证该假说。将仿刺参生物沉积物暴露于不同浓度的扑草净7天，并测定生物沉积物-水界面营养盐的扩散通量。结果表明：在正常使用的去除大型藻类的扑草净剂量之下，营养盐在仿刺参生物沉积物-水界面的扩散通量不受扑草净的影响。按正常剂量使用扑草净并不影响仿刺参生物沉积物中营养盐的再生与积聚，无需对扑草净对营养盐水平的影响而担忧。研究结果将有助于评估除草剂对海水中营养盐循环的影响。

　　关键词：生物沉积;扩散通量;营养盐;扑草净;仿刺参;生态毒性

　　0 引言

　　仿刺参(Apostichopus japonicus)是温带海域的重要养殖对象，在中国北方仿刺参的养殖是海水养殖的支柱 ，而池塘养殖是其重要的养殖模式[1] 。浒苔 (Enteromorpha prolifera)和硬毛藻(Chaetomorpha sp.) 等大型藻类在仿刺参养殖塘内的大量增生一直困扰着仿刺参的养殖[2] ，因为大型藻类的爆发影响仿刺参的生长和存活。因此，有必要对仿刺参养殖塘内的大型藻类进行防控。1970s 以来，就用扑草净清理大型藻类[3-4] 。仿刺参主要以沉积物中的有机物为食，而依赖于营养盐的微型藻类是沉积物中有机物的重要构成[5] 。水产养殖系统中营养盐的内源包括养殖生物的排泄、营养盐在沉积物-水界面的扩散、生物沉积物中营养盐的再生等[6] 。仿刺参的生物沉积物速率可观，因而仿刺参生物沉积物中再生的营养盐在仿刺参养殖系统中不可忽视[7] 。沉积物中营养盐的再生受微生物驱动[8] ，而微生物群落结构及其活性、沉积物酶的活性等极易受除草剂的影响[9-10] 。因而，可推断扑草净能影响生物沉积物中营养盐的再生。氮、磷是初级生产必需的生源要素，两者具双重阈值作用，高浓度营养盐会导致水域富营养化并可对水生生物产生毒害作用，低浓度的营养盐则限制初级生产并进而引起某些生物的食物短缺[11] 。因此，该假说和水域生态系统的营养盐循环、仿刺参的成功养殖密切相关。然而，目前为止，相关研究极其匮乏，扑草净对水域生态系统的作用难以正确评估、仿刺参养殖业主也对扑草净与养殖水质间的关系持质疑态度。将仿刺参生物沉积物暴露于不同浓度的扑草净，研究营养盐在仿刺参生物沉积物-水界面的扩散通量。为验证上述假说，笔者评估扑草净对仿刺参养殖塘中营养盐的再生和积聚的作用，以期认识除草剂作用下的氮、磷等生源要素的物质循环行为，指导仿刺参养殖塘大型藻类的控制等。

　　1 材料与方法

　　1.1 试验材料

　　水生态系统中最典型的生物沉积物为生物粪便。采用虹吸法在山东大学(威海)海洋学院海洋生物繁育中心采集仿刺参的粪便。在该中心，仿刺参与摄食海带(Saccharina japonica)和裙带菜(Undar pinnatifida)的杂交鲍(Haliotis discus hannai×Haliotis rubra)混养。有效成分为 C10H19N5S 且含量为 40%的扑草净产自浙江长兴第一化工厂。试验用海水采自威海市沿海并以脱脂棉过滤以去除可见杂质。

　　1.2 暴露于扑草净的仿刺参生物沉积物中营养盐的再生试验设计

　　据仿刺参养殖塘中控制大型藻类的扑草净的正常使用量，设4个扑草净浓度水平，分别是0、0.09、0.18、 0.27 mg/L。在250 mL海水中，将湿重8 g的仿刺参生物沉积物暴露于上述浓度的扑草净7天。扑草净暴露期 间 ，水 温 、光 照 强 度 和 光 照 周 期 分 别 为 20℃ ， 1500 lx和12 D:12 L。此外，暴露试验中的锥形瓶以透气而不透水膜封口。

　　经过 7 天的扑草净暴露，测定培养水体的总氮(TN)、总磷(TP)、NO3-N、NO2-N、NH4-N 和 PO4-P 浓度。同时，测定仿刺参生物沉积物的含水率、有机物含量、 TN和TP含量。

　　1.3 测定方法

　　将湿仿刺参生物沉积物在65℃下烘至恒重，然后将烘至恒重的仿刺参生物沉积物在450℃下灼烧5.5 h 以获得灰分。仿刺参生物沉积物中的TN和TP含量以碱性过硫酸钾法氧化法测定[12- 13] ，而 NO3-N、NO2-N、 NH4-N 和 PO4-P 浓度分别采用锌镉还原法、重氮偶氮法、靛酚蓝法和磷钼酸蓝法测定。

　　1.5 统计分析

　　如果方差齐性，使用单因素方差分析确定扑草净浓度对营养盐在生物沉积物-水界面扩散通量的影响，其中的多重比较使用 Bonferroni 检验。否则，使用 Dunnet’s-T3检验分析各个处理的作用。为分析扑草净浓度对源自仿刺参生物沉积物的营养盐的氮磷比的作用，使用成对数据 t 检验。此外，显著性水平均为 0.05。

　　2 结果与分析

　　2.1 仿刺参生物沉积物特性

　　仿刺参生物沉积物的含水率为(91.98±0.15)%(均值±标准误差)，其有机物含量为(40.03±1.90)%。此外，TN 和 TP 的含量分别为(2.41±0.33) mg/g 和(0.65± 0.01) mg/g。

　　2.2 仿刺参生物沉积物-水界面氮的扩散通量

　　将仿刺参生物沉积物暴露于浓度为0、0.09、0.180.27 mg/L的扑草净7天，生物沉积物-水界面TN的扩散通量分别为(331.60±19.16)、(372.17±6.13)、(350.31± 3.34)、(359.03±28.05) μg/(g · d)(图 1)。尽管仿刺参生物沉积物-水界面的TN扩散通量随扑草净的浓度增加而有升高的趋势，这种关系并不显著。

　　仿刺参生物沉积物-水界面的NH4-N扩散通量有随扑草净浓度升高而降低的趋势，但这种趋势并不显著(图2)，如扑草净浓度为0、0.09、0.18、0.27 mg/L，仿刺参生物沉积物-水界面 NH4-N 的扩散通量分别为 (54.80±9.35)、(50.01±13.43)、(38.81±3.79)、(40.60±4.2 μg/(g·d)。仿刺参生物沉积物-水界面的NO3-N、NO2-N 扩散通量的变化趋势和TN的类似(图3~4)。如扑草净的浓度为 0、0.09、0.18、0.27 mg/L，仿刺参生物沉积物-水界面的 NO3-N 扩散通量分别为(183.86±16.27)、 (163.12±14.02)、(150.66±22.12)、(160.77±6.68) μg/(g·d);在扑草净浓度为0.18 mg/L时，NO2-N的扩散通量达到最大，为(1.05±0.16) μg/(g·d)。

　　2.3 仿刺参生物沉积物-水界面磷的扩散通量

　　扑草净不能显著影响TP在生物沉积物-水界面的扩散通量(图5)，仿刺参生物沉积物-水界面的TP扩散通量在扑草净浓度为0、0.09、0.18、0.27 mg/L时，分别为(14.21 ± 1.27)、(13.55 ± 1.45)、(14.81 ± 1.43)、(16.38 ± 1.22) μg/(g·d)。

　　仿刺参生物沉积物-水界面的 PO4-P 扩散通量的变化规律和 TP 的类似，都不受扑草净的影响(图 6)。如扑草净的浓度为0、0.09、0.18、0.27 mg/L，PO4-P 的扩散 通 量 分 别 为 (13.20 ± 0.73)、(11.11 ± 0.73)、(11.70 ± 0.72)、(13.24±0.69) μg/(g·d)。

　　2.4 扑草净对源自仿刺参生物沉积物的营养盐结构的影响

　　源自仿刺参生物沉积物的营养盐的 TN/TP 比远大于 IN/IP 之比(P<0.05)，其中，无机氮(IN)包括 NH4-N、NO3-N 和 NO2-N，而无机磷(IP)则指 PO4-P。然而，扑草净并不能影响源自仿刺参生物沉积物的营养盐的结构。如扑草净的浓度为0、0.09、0.18、0.27 mg/L，TN/ TP (IN/IP)的比分别为52.21±3.90 (40.58±4.18)、62.08± 5.93 (43.01 ± 3.23)、53.42 ± 5.46 (36.80 ± 6.08)、49.23 ± 5.68 (34.00±2.12)。

　　3 结论

　　营养盐在生物沉积物-水界面的扩散通量可以反映营养盐在生物沉积物中的再生和积聚。在防控大型藻类的扑草净使用剂量作用下，营养盐在仿刺参生物沉积物-水界面的扩散通量、释放自生物沉积物的营养盐的结构不受扑草净的影响，即扑草净不会影响营养盐在仿刺参生物沉积物的扩散与迁移。因此，从系统内营养盐再生的角度看，扑草净在仿刺参养殖塘中使用是安全的。

　　4 讨论

　　营养盐在液-固界面的扩散服从Fick第一定律，扩散的主要动力是液-固界面的营养盐的浓度差，扩散的方向是固体对营养盐吸附/解吸作用的结果，因而营养盐在液-固界面的扩散通量可以反映营养盐在固态物种中的再生和积聚。

　　通过直接毒害作用、影响营养级之间的相互作用，除草剂影响微生物群落及生态系统过程[14-15] 。微生物生物量C和N以及土壤基础呼吸率在土壤施用浓度为 10 mg/kg的甲磺隆、丁草胺和阿特拉津后均会有所降低，尤其是在施用除草剂的最初的20天内;然而，施用除草剂 20 天后，除草剂的这种降低作用就会降低[16] 。高剂量的敌草胺能降低土壤脱氢酶、酸性和碱性磷酸酶的活性;然而，当施用正常剂量的敌草胺时，土壤细菌和真菌的生物量、格兰仕阴性菌的生物量将升高[17] 。剂量为500 mg/kg的甜菜呋会降低杀虫剂对土壤微生物的胁迫，而剂量为50、500 mg/kg的甜菜呋导致较低的反硝化速度[18] 。此外，土壤经过 15 天的草甘膦暴露，土壤微生物的活性和功能多样性将得到提升;经 30天草甘膦暴露处理的土壤，其微生物群落的活性和微生物群落的多样性和草甘膦的施用量之间的关系并不一致，这种关系可能由草甘膦是可以利用的C、N和 P源所致[19-20] 。因此，暴露于不同的除草剂，微生物结构的响应并不一致。

　　通常除草剂能促进微生物的生长及其活性[21-22] ，诸如麦草畏、二氯吡啶酸、溴草腈、丙酸、草甘膦等除草剂对细菌的初级生产具有促进作用[23] 。在施用扑草净的初期，扑草净能促进土壤酶活性，而在后期则抑制其活性[24] 。土壤暴露于阿特拉津、百草枯，如施加(NH4)2SO4，土壤呼吸和土壤N2O的释放通量不会发生显著变化;然而，草甘膦将抑制土壤呼吸、苯磺隆将使土壤呼吸增加14.3%，乙草胺则提升土壤呼吸和N2O释放通量，增加量分别为6.1%和45.1%[25] 。土壤脲酶活性随地乐胺的浓度升高而升高，而高浓度异丙甲草胺抑制土壤脲酶活性而低浓度的异丙甲草胺则会提升土壤脲酶的活性[26] 。土壤脲酶的活性却随使它隆的剂量增加而增加，土壤碱性磷酸酶活性随地乐胺、异丙甲草胺和使它隆剂量的增加而升高[26] 。此外，土壤脱氢酶活性受乙草胺的抑制，然而，在施用乙草胺后，土壤呼吸作用表现为初期因除草剂的施用而增加，接着下降，并在最终降低到正常水平[27-28] 。如果以浓度0.05、0.50、5.00 mg/kg 的甲基咪草烟、乳氟禾草灵、扑草净和噻吩磺隆处理土壤，土壤蔗糖酶活性先下降，然后上升，在第3~40天恢复到正常的水平[29] 。因此，除草剂对微生物代谢的影响因除草剂的种类而异，讨论其生态效应时应当分情况讨论。

　　正是这种除草剂生态效应因除草剂种类而异的差异性，可以说明扑草净不能显著影响仿刺参生物沉积物-水界面的氮、磷的扩散通量是一种正常的情况，这是由扑草净和仿刺参生物沉积物的相互作用决定的，原有的假说证实是不能成立的。

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