鹵代阻燃劑和鎘對(duì)旱稻種子萌發(fā)和生長(zhǎng)的影響

江秀蘭，謝 慧，2*，常曉云

（1.山東農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，山東省高校農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東 泰安271018；2.土肥資源高效利用國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，山東農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，山東 泰安271018）

隨著阻燃劑四溴雙酚A（TBBPA）和得克?。―P）的大范圍應(yīng)用和長(zhǎng)期以來(lái)原始的粗放型電子拆解活動(dòng)，我國(guó)典型電子垃圾拆解場(chǎng)土壤環(huán)境中重金屬鎘、DP 和TBBPA 污染嚴(yán)重，其在土壤中的殘留對(duì)農(nóng)作物和土壤生態(tài)環(huán)境的影響已引起人們的高度重視。得克隆（Dechlorane Plus，DP），化學(xué)名為雙（六氯環(huán)戊二烯）環(huán)辛烷，是一種添加型阻燃劑。目前科研工作者已在土壤[1-2]、沉積物[3-4]、水[5]、大氣[6]、生物[7-9]等多種環(huán)境介質(zhì)中檢出了DP。DP 具有很強(qiáng)的疏水性和親脂性，會(huì)在生物體內(nèi)不斷蓄積，并沿著食物鏈在各營(yíng)養(yǎng)級(jí)生物中逐漸放大。同時(shí)，DP熱穩(wěn)定性好（分解溫度285 ℃），難于被水解和生物降解，可在環(huán)境中穩(wěn)定長(zhǎng)期存在。近年來(lái)，研究表明DP對(duì)鵪鶉、大鼠和中華鱘幼魚均具有肝臟毒性，對(duì)斑馬魚具有潛在的神經(jīng)毒性。四溴雙酚A（Tetrabromobisphenol A，TBBPA）是一種反應(yīng)型和添加型阻燃劑，目前已在水、土壤、粉塵和生物體等多種環(huán)境介質(zhì)中檢出[10-13]，TBBPA 廣泛存在于各種生物體中，如海洋哺乳動(dòng)物、鳥類、魚類、無(wú)脊椎動(dòng)物等。此外，在人體的血清、母乳和脂肪中均有不同程度TBBPA 的檢出[14-15]。研究發(fā)現(xiàn)巢湖水體中TBBPA 含量最大達(dá)到4.87 μg·L-1[16]。TBBPA 具有較強(qiáng)的免疫毒性、細(xì)胞毒性和神經(jīng)毒性，因其結(jié)構(gòu)與甲狀腺素相似，被認(rèn)為是一種潛在的內(nèi)分泌干擾物質(zhì)，對(duì)某些水生生物具有很強(qiáng)的急性毒性[17]，并極容易在環(huán)境和生物體內(nèi)積累，對(duì)環(huán)境和生物產(chǎn)生嚴(yán)重影響。鎘（Cd）是生物毒性最強(qiáng)的重金屬元素，具有較強(qiáng)的致癌、致畸和致突變作用，由于在環(huán)境中的化學(xué)活力強(qiáng)，移動(dòng)性大，毒性持久，容易通過(guò)食物鏈的富集作用危及人類健康。

陸生植物作為敏感物種，利用陸生高等植物對(duì)污染土壤進(jìn)行生態(tài)毒性評(píng)估是典型的生態(tài)毒理學(xué)方法，采用的試驗(yàn)方法為種子發(fā)芽、根伸長(zhǎng)抑制和植物幼苗早期生長(zhǎng)試驗(yàn)[18]。在污染脅迫下植物生長(zhǎng)狀況可綜合反映生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境健康水平，也是土壤診斷的重要方法之一。本研究以高等植物水稻作為供試生物，通過(guò)種子萌發(fā)試驗(yàn)，研究了DP、TBBPA與重金屬鎘污染土壤對(duì)水稻種子萌發(fā)狀況、芽伸長(zhǎng)和根伸長(zhǎng)及其生理生化指標(biāo)的影響，通過(guò)種子萌發(fā)、根伸長(zhǎng)受抑制的程度及其種子萌發(fā)時(shí)生理生化指標(biāo)的變化，確定鹵代阻燃劑和重金屬鎘對(duì)水稻種子萌發(fā)的影響，探討污染物對(duì)水稻的生態(tài)毒性和污染生態(tài)指標(biāo)，為評(píng)估復(fù)合污染區(qū)域環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

供試植物為原旱稻3 號(hào)（國(guó)審稻2012041）；得克?。兌?9.00%，AccuStandard，Inc. USA）丙酮配制，syn-DP和anti-DP 標(biāo)樣（濃度為50 mg·L-1，溶劑為苯，AccuStandard，Inc. USA）；氯化鎘（優(yōu)級(jí)純，99.85%）；四溴雙酚A（純度99.00%，德國(guó)Dr）色譜純甲醇配制；正己烷（色譜純）；二氯甲烷（色譜純）；無(wú)水硫酸鈉（分析純）。

TSQ8000 三重四極桿氣質(zhì)聯(lián)用儀（Thermo Fisher Scientific）；三重四極桿液質(zhì)聯(lián)用儀（TSQ Quantum Access Max，Thermo Fisher Scientific）；ICP/MS（Thermo Fisher Scientific）。

1.2 DP、TBBPA和鎘土壤染毒試驗(yàn)

供試土壤為棕壤，采于山東農(nóng)業(yè)大學(xué)試驗(yàn)農(nóng)場(chǎng)，采集表層土壤（2～20 cm），混勻過(guò)20 目篩，土壤理化性質(zhì)如下：有機(jī)氮、速效磷、速效鉀和有機(jī)質(zhì)分別為133.3、18.6、123.7 mg·kg-1和17.8 g·kg-1，土壤中TBBPA染毒濃度分別設(shè)置為：1、5、10、50、100 mg·kg-1和250 mg·kg-1；DP染毒濃度分別設(shè)置為：1、5、10、50 mg·kg-1和100 mg·kg-1；鎘濃度分別設(shè)置為：1、5、10、50 mg·kg-1和100 mg·kg-1；三者復(fù)合污染濃度均為10 mg·kg-1，同時(shí)設(shè)置空白對(duì)照，土壤染毒后平衡24 h待用。

1.3 水稻種子萌發(fā)試驗(yàn)

采用土壤染毒法進(jìn)行水稻種子萌發(fā)試驗(yàn)，挑選籽粒飽滿、大小一致的水稻種子進(jìn)行催芽處理，待種子露白后，用醫(yī)用小鑷子將15 粒露白的種子播種于染毒的土壤中，置于生化培養(yǎng)箱中培養(yǎng)[溫度（25±1）℃，濕度（75±1）%，光照時(shí)間12 h]。觀察到種子發(fā)芽后揭開培養(yǎng)皿蓋繼續(xù)培養(yǎng)，每日澆一次水，保持土壤濕潤(rùn)。5 d 記錄發(fā)芽粒數(shù)，計(jì)算發(fā)芽勢(shì)，10 d 記錄發(fā)芽粒數(shù)，計(jì)算發(fā)芽率，并收獲植株，將根部和地上部分分開，用刻度尺（最小分度單位為mm）測(cè)定芽長(zhǎng)和根長(zhǎng)。用刻度尺測(cè)量根頸部至幼苗頂端葉尖，即為芽長(zhǎng)；測(cè)量根尖到幼苗莖基部的長(zhǎng)度，即為根長(zhǎng)[19]。每個(gè)處理設(shè)置5個(gè)平行。種子活力指標(biāo)采用發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)表示，活力指數(shù)是種子萌發(fā)速率和生長(zhǎng)量的綜合反映。

1.4 阻燃劑和鎘污染土壤對(duì)水稻種子萌發(fā)的生理生化指標(biāo)的影響

選取DP（5 mg·kg-1）、四溴雙酚A（10 mg·kg-1）、鎘（25 mg·kg-1）和DP+TBBPA+鎘復(fù)合污染及空白對(duì)照5個(gè)處理的水稻萌發(fā)幼苗，測(cè)定阻燃劑和鎘污染土壤對(duì)水稻種子萌發(fā)的生理生化指標(biāo)的影響，測(cè)定指標(biāo)分別為：反映物質(zhì)代謝能力的可溶性總糖（蒽酮比色法）和可溶性蛋白質(zhì)（考馬斯亮藍(lán)法）、反映逆境對(duì)水稻影響的脯氨酸（酸性茚三酮法）和水稻的根系活力（TTC法）[20]，水稻的根系活力采用四氮唑還原強(qiáng)度表示。

1.5 水稻幼苗中DP、TBBPA和鎘的殘留測(cè)定

取培養(yǎng)10 d的整株幼苗剪碎研磨，準(zhǔn)確稱取樣品2.00 g，加入3 g硅藻土為分散劑，混合均勻，裝入快速溶劑萃取儀（ASE）150 樣品池中，樣品池的頂部和底部各墊一層玻璃纖維濾膜（美國(guó)Dionex公司），防止土壤和硅藻土阻塞管路。平衡過(guò)夜后，加5 mL 正己烷/二氯甲烷（1∶1，V/V），在100 ℃和壓力10.34 MPa 下萃取10 min，萃取液直接過(guò)SampliQ SPE-C18固相萃取小柱凈化，氮吹儀吹干后加入1 mL 正己烷，用三重四極桿氣質(zhì)聯(lián)用儀進(jìn)行測(cè)定DP。

準(zhǔn)確稱取樣品2.00 g，加入3 g 硅藻土作為分散劑，混合均勻，裝入ASE 150 樣品池中，樣品池的頂部和底部各墊一層玻璃纖維濾膜（美國(guó)Dionex公司），防止土壤和硅藻土阻塞管路。平衡過(guò)夜后，加5 mL 乙腈（1∶1，V/V），在100 ℃和壓力10.34 MPa 下萃取10 min，氮吹儀吹干后加入1 mL乙腈，過(guò)0.22μm有機(jī)相濾膜過(guò)濾，用液質(zhì)聯(lián)用儀進(jìn)行測(cè)定TBBPA。

稱取樣品試樣1.000 g 于三角瓶中，取3 份平行，放數(shù)粒玻璃珠，加硝酸/高氯酸混合酸（4∶1）5 mL，蓋上小漏斗，浸泡過(guò)夜，將三角瓶放置電熱板上于280 ℃消化，直至消化液呈無(wú)色透明，冷卻后將消化液過(guò)濾入5 mL 比色管中，用1%硝酸多次沖洗三角瓶，定容，用ICP/MS測(cè)定。

幼苗中DP、TBBPA 和鎘的殘留測(cè)定方法均已經(jīng)做了添加回收率的試驗(yàn)驗(yàn)證，回收率分別為86.78%～90.23%、88.25%～93.43%和93.46%～96.87%，滿足污染物測(cè)定分析方法的要求。

1.6 數(shù)據(jù)處理和分析

種子萌發(fā)的發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽率、發(fā)芽指數(shù)、活力指數(shù)、芽長(zhǎng)的抑制率和根伸長(zhǎng)的抑制率采用以下公式計(jì)算，由SPSS 22.0 和Sigmaplot 12.5 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析和回歸擬合方程分析，對(duì)劑量-效應(yīng)曲線進(jìn)行擬合并作圖，計(jì)算出土壤中TBBPA、DP和鎘單一及復(fù)合污染對(duì)根和芽伸長(zhǎng)50%抑制濃度（EC50）[21]。脯氨酸含量、水稻根系活力、可溶性總糖和可溶性蛋白質(zhì)采用相應(yīng)公式計(jì)算[20]，采用平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（Mean±SD）表示，差異顯著性水平為P＜0.05。

活力指數(shù)VI=GI×S（S為一定時(shí)期內(nèi)幼苗長(zhǎng)度，cm）

芽長(zhǎng)的抑制率=（對(duì)照種子平均芽長(zhǎng)-處理種子平均芽長(zhǎng)）/對(duì)照種子平均芽長(zhǎng)

根伸長(zhǎng)的抑制率=（對(duì)照種子平均根長(zhǎng)-處理種子平均根長(zhǎng)）/對(duì)照種子平均根長(zhǎng)

富集系數(shù)=植株鎘含量（mg·kg-1）/土壤鎘含量（mg·kg-1）

2 結(jié)果與分析

2.1 阻燃劑和鎘對(duì)水稻種子萌發(fā)的影響

阻燃劑和鎘對(duì)水稻種子萌發(fā)的影響采用發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)表示（表1），而活力指數(shù)指標(biāo)最靈敏，可作為評(píng)價(jià)水稻萌發(fā)的一個(gè)敏感指標(biāo)。由表1 可知，DP、TBBPA 和鎘對(duì)水稻種子萌發(fā)的影響趨勢(shì)基本一致，隨著土壤中DP、TBBPA和鎘濃度的增加，發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)均呈下降趨勢(shì)，與土壤中的濃度呈負(fù)相關(guān)性，對(duì)于水稻種子的萌發(fā)具有顯著的抑制作用。土壤中濃度均為10 mg·kg-1的DP、TBBPA 和鎘復(fù)合污染與單一污染相比，水稻發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽指數(shù)均無(wú)顯著性差異，活力指數(shù)僅和DP 單一污染具有顯著性差異，和TBBPA與鎘的單一污染無(wú)顯著性差異，這與DP的性質(zhì)有關(guān)，DP 分子量大（相對(duì)分子質(zhì)量為653.7），水溶性極小，生物有效性較弱，對(duì)水稻種子萌發(fā)影響較小，而鎘和TBBPA 的生物有效性較強(qiáng)，對(duì)水稻種子萌發(fā)影響較大，所以復(fù)合污染對(duì)水稻種子萌發(fā)的影響主要是由TBBPA和鎘造成的。

2.2 阻燃劑和鎘對(duì)水稻根和芽伸長(zhǎng)的影響

DP、TBBPA和鎘對(duì)水稻根和芽伸長(zhǎng)的影響如圖1所示。

表1 阻燃劑和鎘對(duì)原旱稻3號(hào)稻種子萌發(fā)的影響Table 1 The effect of flame retardant and Cd on germination of rice

由圖1 可知，隨著土壤中DP、TBBPA 和鎘濃度的增加，水稻芽和根長(zhǎng)均受到不同程度的抑制作用。DP污染土壤雖然對(duì)水稻芽長(zhǎng)沒(méi)有顯著性抑制作用（P＞0.05），但對(duì)根具有顯著的影響，施藥處理組均與對(duì)照具有顯著性差異（P＜0.05），濃度50 mg·kg-1和100 mg·kg-1對(duì)水稻根長(zhǎng)抑制率分別為34.65%和49.15%，說(shuō)明水稻根比芽對(duì)DP 更敏感；TBBPA 處理，除了濃度為1 mg·kg-1與對(duì)照的水稻芽長(zhǎng)無(wú)顯著性差異（P＞0.05），其他處理和對(duì)照相比均具有顯著性差異（P＜0.05），而對(duì)水稻根長(zhǎng)均具有顯著性差異（P＜0.05），說(shuō)明不同濃度的TBBPA 對(duì)水稻根長(zhǎng)具有顯著的影響作用。土壤中TBBPA 濃度為10 mg·kg-1時(shí)，根和芽伸長(zhǎng)抑制率分別為31.43%和31.15%，土壤中TBBPA 濃度高達(dá)100 mg·kg-1時(shí)，根和芽伸長(zhǎng)抑制率則分別為49.47%和47.90%，說(shuō)明高濃度TBBPA 對(duì)水稻芽和根均具有嚴(yán)重的影響。10 mg·kg-1是本試驗(yàn)水稻對(duì)鎘的敏感濃度分界線，當(dāng)濃度為10 mg·kg-1，處理和對(duì)照之間的芽長(zhǎng)具有顯著性差異，而根長(zhǎng)無(wú)顯著性差異；當(dāng)土壤中鎘濃度為5 mg·kg-1時(shí)，水稻根和芽伸長(zhǎng)抑制率分別為4.55%和15.85%，土壤中鎘濃度為10 mg·kg-1時(shí)，根和芽伸長(zhǎng)抑制率則分別達(dá)到4.83% 和29.87%，土壤中鎘濃度為50 mg·kg-1時(shí)，根和芽伸長(zhǎng)抑制率高達(dá)46.94%和49.60%。雖然隨著土壤中鎘濃度的增大，芽和根長(zhǎng)逐漸減小，但不同濃度遞減幅度差別非常大，低濃度對(duì)水稻影響較小，超過(guò)水稻敏感濃度后則對(duì)水稻幼苗生長(zhǎng)具有顯著的抑制作用，同時(shí)也說(shuō)明了水稻對(duì)低濃度鎘具有一定的耐受性，對(duì)高濃度鎘的生物有效性減弱。

采用SPSS 統(tǒng)計(jì)分析，濃度均為10 mg·kg-1的DP、TBBPA 和鎘復(fù)合污染與對(duì)照相比，水稻芽和根的伸長(zhǎng)均受到明顯的抑制作用；復(fù)合污染與DP 處理的芽長(zhǎng)具有顯著性差異，對(duì)芽長(zhǎng)的抑制作用大于單一污染，但與TBBPA 和鎘處理的芽長(zhǎng)無(wú)顯著性差異，對(duì)水稻幼苗生長(zhǎng)的影響主要是由TBBPA 和鎘造成的；復(fù)合污染與DP 和鎘處理的根長(zhǎng)具有顯著性差異，與TBBPA處理的根長(zhǎng)無(wú)顯著性差異。

圖1 土壤中阻燃劑和鎘對(duì)水稻根芽伸長(zhǎng)毒性的劑量-效應(yīng)關(guān)系Figure 1 Dose-response curves of flame retardants and Cd on root and shoot elongation of rice seedlings

2.3 TBBPA 與DP 和鎘對(duì)水稻幼苗根和芽長(zhǎng)抑制的擬合方程和EC50

污染物對(duì)植物的急性毒性采用毒理學(xué)指標(biāo)半數(shù)效應(yīng)濃度EC50來(lái)評(píng)價(jià)，鹵代阻燃劑和鎘對(duì)水稻幼苗根和芽長(zhǎng)抑制的擬合方程和EC50如表2所示。

由表2可知，土壤中污染物的濃度與水稻芽伸長(zhǎng)和根伸長(zhǎng)抑制率之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），水稻的根（或芽）伸長(zhǎng)抑制率與土壤中DP、TBBPA 和鎘的濃度存在顯著的劑量-效應(yīng)關(guān)系。通過(guò)擬合方程的相關(guān)系數(shù)可知，污染物對(duì)芽和根伸長(zhǎng)抑制的影響采用對(duì)數(shù)回歸擬合方程描述更確切。鎘對(duì)水稻根伸長(zhǎng)和芽伸長(zhǎng)的EC50分別為133.41 mg·kg-1和81.80 mg·kg-1，TBBPA 對(duì)水稻根伸長(zhǎng)和芽伸長(zhǎng)的EC50分別為124.75 mg·kg-1和244.52 mg·kg-1，DP 對(duì)水稻根伸長(zhǎng)和芽伸長(zhǎng)的EC50分別為250.40 mg·kg-1和645 265.53 mg·kg-1。研究結(jié)果表明本試驗(yàn)水稻對(duì)鎘污染具有較強(qiáng)的敏感性，其中芽比根更為敏感；TBBPA 對(duì)水稻抑制作用較強(qiáng)，根更敏感；土壤中較高濃度的DP 對(duì)水稻種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用，水稻根比芽對(duì)TBBPA 和DP 污染更敏感。鹵代阻燃劑在水中的溶解度影響其由根部向莖葉轉(zhuǎn)運(yùn)的能力，影響著被植物吸收的能力。

表2 TBBPA、DP和鎘對(duì)水稻幼苗根和芽長(zhǎng)抑制的擬合方程和EC50Table 2 Fitting equations for the inhibition of root and shoot length of rice seedlings and EC50 by TBBPA，DP and Cd pollution

2.4 阻燃劑和鎘對(duì)水稻幼苗生理生化指標(biāo)的影響

阻燃劑和鎘對(duì)水稻幼苗根系活力、脯氨酸、蛋白質(zhì)和可溶性糖含量的影響如圖2。

種子根系活力是決定種子在發(fā)芽和出苗期間的活性強(qiáng)度和種子特性的綜合表現(xiàn)，根系活力反映根系吸收營(yíng)養(yǎng)元素和水分的能力[22-23]。由圖2A 可知，10 mg·kg-1TBBPA、5 mg·kg-1DP、25 mg·kg-1鎘和復(fù)合污染處理的水稻根系活力均比對(duì)照分別增加了7.01%、22.04%、25.09%和32.58%，除了四溴雙酚A 和對(duì)照無(wú)顯著性差異外，其他處理與對(duì)照均具有顯著性差異。染毒處理增強(qiáng)了水稻種子根系的活力，復(fù)合污染和25 mg·kg-1鎘處理的水稻根系活力均較強(qiáng)，可能污染物刺激了根系中物質(zhì)的合成，增強(qiáng)根系的代謝能力，可能是水稻幼苗對(duì)低濃度阻燃劑和重金屬鎘脅迫的一種適應(yīng)性機(jī)制[23]。

圖2 阻燃劑和鎘對(duì)水稻幼苗生理生化指標(biāo)的影響Figure 2 Effects of flame retardant and Cd on physiological indexes of rice seedlings

脯氨酸是植物細(xì)胞膜以及酶的保護(hù)物質(zhì)，具有清除植物活性氧、調(diào)節(jié)細(xì)胞質(zhì)滲透勢(shì)、穩(wěn)定蛋白結(jié)構(gòu)的功能，在受到污染等脅迫條件下，導(dǎo)致植物體內(nèi)脯氨酸迅速積累，進(jìn)而提高植物的抗逆性。由圖2B可知，TBBPA、DP、鎘和復(fù)合污染處理中脯氨酸均比對(duì)照分別增加了51.03%、4.91%、42.52%和86.35%，脯氨酸的累積反映出水稻幼苗受污染物的脅迫提高自身的抗逆性。除了得克隆與對(duì)照無(wú)顯著差異外，其他處理均與對(duì)照具有顯著性差異，且復(fù)合污染與其他處理間差異顯著，說(shuō)明復(fù)合污染對(duì)水稻幼苗的影響較大，脯氨酸積累對(duì)植物抵抗污染脅迫具有重要意義。

植物體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)可以通過(guò)誘導(dǎo)抗氧化酶、解毒酶、代謝酶和幾種消除植物自由基的功能因子來(lái)提高植物對(duì)環(huán)境脅迫的耐受性[24]。由圖2C 可知，阻燃劑TBBPA 和DP 具有促進(jìn)植物可溶性蛋白質(zhì)生成的作用，比對(duì)照分別增加了36.55%和5.86%，但是鎘和復(fù)合污染均抑制了水稻幼苗可溶性蛋白質(zhì)的生成，抑制率分別為28.86%和15.09%，重金屬鎘顯著影響了水稻幼苗體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)的生成，可溶性蛋白質(zhì)含量的變化可以污染脅迫下的總代謝水平和植物損傷程度。

可溶性糖含量是植物抗逆性的指標(biāo)，由圖2D 可知，鎘具有抑制水稻體內(nèi)可溶性糖生成的作用，抑制率為8.41%，阻燃劑和復(fù)合污染具有促進(jìn)水稻體內(nèi)可溶性糖生成的作用，TBBPA、DP 和復(fù)合污染比對(duì)照分別增加了32.12%、33.63%和11.15%。在污染脅迫下，植物積累可溶性糖以調(diào)節(jié)滲透勢(shì)并維持保證正常生長(zhǎng)所需的水分[25]。Chaum 等[26]報(bào)道秈稻積累可溶性糖以應(yīng)對(duì)鹽脅迫，植物的代謝活動(dòng)隨著植物的發(fā)育過(guò)程而不斷發(fā)生著變化，碳水化合物的代謝也不例外，其含量也隨之發(fā)生變化，水稻種子萌發(fā)過(guò)程中，受到外界污染環(huán)境的脅迫等情況，植物可溶性糖含量都會(huì)發(fā)生變化。

DP 處理種子根系活力較高，脯氨酸含量較低，蛋白質(zhì)含量較高，可溶性糖含量最高，由此表明土壤中濃度為5 mg·kg-1的DP 對(duì)水稻幼苗的毒害較小，幼苗產(chǎn)生一些參與代謝和調(diào)節(jié)細(xì)胞環(huán)境的物質(zhì)提高對(duì)DP的抗逆性，從而表現(xiàn)出較高的生長(zhǎng)活力。TBBPA 處理種子根系活力較低，脯氨酸含量較高，蛋白質(zhì)含量最高，可溶性糖含量較高，水稻幼苗受土壤中TBBPA脅迫較為嚴(yán)重時(shí)，通過(guò)增加脯氨酸、可溶性蛋白質(zhì)和可溶性糖的含量來(lái)增強(qiáng)自身抗逆性。鎘處理種子根系活力較高，脯氨酸含量較低，蛋白質(zhì)含量和可溶性糖含量最低，其對(duì)25 mg·kg-1的鎘有一定的耐受性。復(fù)合污染對(duì)水稻幼苗影響最大，脯氨酸含量最高，蛋白質(zhì)含量和可溶性糖含量較低，水稻幼苗受土壤環(huán)境中污染物的脅迫時(shí)，脯氨酸大量增加以調(diào)節(jié)細(xì)胞滲透勢(shì)，維持細(xì)胞正常的生理狀態(tài)。

2.5 水稻幼苗中污染物殘留量

按照1.5 方法處理幼苗后測(cè)定3 種污染物的殘留量如表3。

研究結(jié)果表明DP 和TBBPA 在幼苗中的濃度均較小，盡管土壤濃度均達(dá)到mg·kg-1水平，但幼苗中殘留濃度均為ng·g-1水平，這是由于兩種阻燃劑分子量較大且疏水性強(qiáng)，很難被植物吸收，而且DP兩種順?lè)串悩?gòu)體在幼苗中的殘留水平差異較大；重金屬鎘在幼苗中濃度達(dá)到59.37 mg·kg-1（干樣），鎘的富集系數(shù)為2.37，說(shuō)明本品種對(duì)鎘具有一定的生物積累作用。

表3 原旱稻3號(hào)幼苗中DP、TBBPA和鎘的殘留量Table 3 DP,TBBPA and Cd residues in rice seedlings

3 討論

3.1 DP對(duì)生物的毒性

雖然在環(huán)境中廣泛檢出，但目前對(duì)DP 的毒理學(xué)機(jī)制研究仍十分有限。受試生物多為動(dòng)物[27-32]。研究結(jié)果顯示，雖然DP的生物毒性較低，但高濃度長(zhǎng)期作用仍會(huì)對(duì)機(jī)體造成一定損傷；與十溴聯(lián)苯醚（溴代阻燃劑）相比，DP所導(dǎo)致的繁殖毒性及生物富集則更為嚴(yán)重。鹵化有機(jī)污染物從土壤向作物的遷移被認(rèn)為是人類暴露于此類化學(xué)品的重要途徑[33]。Sun 等[34]研究表明溫室增加了蔬菜對(duì)土壤濃度高的DP 的吸收，DP 可以從根部運(yùn)輸?shù)焦麑?shí)，溫室土壤中DP 的消散速度略慢于常規(guī)土壤。但從目前研究進(jìn)展來(lái)看，有關(guān)DP 生態(tài)毒理學(xué)機(jī)制的研究還不夠全面，主要集中在生理水平、基因和蛋白質(zhì)表達(dá)層面，缺乏對(duì)個(gè)體、種群和群落水平的研究；受試對(duì)象也很局限，主要集中在動(dòng)物，而在植物中還缺乏廣泛的研究。

本試驗(yàn)研究了DP 對(duì)水稻種子萌發(fā)的影響，隨著DP 濃度增加，種子活力指數(shù)逐漸減小，DP 對(duì)種子萌發(fā)的抑制作用逐步加強(qiáng)。DP各濃度處理組對(duì)于水稻芽伸長(zhǎng)沒(méi)有顯著性抑制，DP≥5 mg·kg-1的處理組對(duì)于根伸長(zhǎng)有顯著性抑制作用（P＜0.05），且隨著DP 濃度增加抑制作用也隨之加強(qiáng)，存在著明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系，DP 對(duì)水稻根伸長(zhǎng)的EC50為250.40 mg·kg-1，可能的原因是DP 誘導(dǎo)了水稻細(xì)胞的氧化應(yīng)激，抑制了細(xì)胞伸長(zhǎng)和細(xì)胞分裂。5 mg·kg-1的DP處理下水稻種子根系活力高，代謝較為活躍，推測(cè)可能是低濃度的DP 對(duì)水稻的整個(gè)萌發(fā)過(guò)程毒害較輕，而根部對(duì)于DP更為敏感。水稻根系是直接與土壤接觸的部位，土壤中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)通過(guò)根系進(jìn)入到水稻植株各個(gè)器官。當(dāng)然，DP脅迫逆境環(huán)境中，水稻根系也是最先感受到DP 脅迫的器官。因此，水稻根系感受到低濃度DP 的脅迫，而高濃度DP 勢(shì)必會(huì)影響水稻植株根系生長(zhǎng)及其生理生化的變化。

3.2 TBBPA對(duì)植物的影響

本試驗(yàn)研究了TBBPA 對(duì)水稻種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)的影響，研究結(jié)果表明TBBPA 對(duì)水稻種子的萌發(fā)有不利影響，TBBPA 處理組與對(duì)照相比發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)都有下降。TBBPA 對(duì)水稻芽與根伸長(zhǎng)均有顯著的抑制效應(yīng)，其中根對(duì)TBBPA敏感性較強(qiáng)，這與Wang 等[35]研究的TBBPA 對(duì)于玉米種子發(fā)芽的影響結(jié)果一致。試驗(yàn)結(jié)果表明TBBPA 對(duì)水稻根伸長(zhǎng)和芽伸長(zhǎng)的EC50分別為124.75 mg·kg-1和244.52 mg·kg-1，水稻的根比芽對(duì)TBBPA 更敏感。Dogan等[36]研究表明發(fā)芽期鷹嘴豆在低濃度的TBBPA處理下，根質(zhì)膜的完整性得到了相對(duì)保護(hù)，高濃度下沒(méi)有保持完整性。Sverdrup 等[37]報(bào)道，TBBPA 對(duì)紅三葉草（Trifolium pratense）的影響較小，對(duì)紅三葉草的莖和根伸長(zhǎng)沒(méi)有顯著影響。也可能是由于水稻對(duì)TBBPA 比較敏感。TBBPA 對(duì)不同作物的種子發(fā)芽和生長(zhǎng)的影響還需進(jìn)一步研究。Ge等[38]有關(guān)TBBPA對(duì)大豆種子發(fā)芽影響的研究表明，5～100 mg·kg-1TBBPA處理降低了芽長(zhǎng)和植株質(zhì)量，低濃度的TBBPA處理增加了可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)含量，高濃度的TBBPA 處理降低了可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)含量，這與試驗(yàn)結(jié)果10 mg·kg-1的TBBPA 處理增加了脯氨酸、可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)含量一致。這3 個(gè)指標(biāo)的增高說(shuō)明水稻幼苗生長(zhǎng)受到TBBPA 脅迫，并調(diào)節(jié)物質(zhì)代謝增強(qiáng)自身抗逆性。研究發(fā)現(xiàn)，TBBPA 誘導(dǎo)氧化應(yīng)激，增強(qiáng)了H2O2水平和脂質(zhì)過(guò)氧化，抑制了細(xì)胞伸長(zhǎng)和細(xì)胞分裂，氧化應(yīng)激會(huì)促進(jìn)細(xì)胞死亡，被認(rèn)為是一個(gè)重要的病理生理?xiàng)l件。水稻在TBBPA 低濃度具有耐受氧化應(yīng)激的能力，高濃度此能力部分喪失，因此水稻種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)均受到高濃度TBBPA 的毒害。

3.3 鎘對(duì)植物的影響

鎘脅迫對(duì)水稻種子萌發(fā)與幼苗生長(zhǎng)具有不同程度的影響。本研究以原旱稻3 號(hào)水稻為試驗(yàn)生物，濃度＞10 mg·kg-1時(shí)，處理組和對(duì)照之間的根和芽長(zhǎng)均存在顯著性差異（P＜0.05）。在種子萌發(fā)指標(biāo)中活力指數(shù)最敏感，其次是發(fā)芽指數(shù)，受抑制最輕的是發(fā)芽率，這與前人研究鎘對(duì)水稻[39]、烏麥[40]等植物上的試驗(yàn)結(jié)果基本一致。研究表明，低濃度Cd2+（≤1 mg·L-1）促進(jìn)水稻種子萌發(fā)，隨著Cd2+（≥10 mg·L-1）溶液濃度的增加，水稻種子萌發(fā)逐漸受到抑制。Cd2+對(duì)水稻幼根生長(zhǎng)的影響，在低濃度下即表現(xiàn)為抑制作用，根長(zhǎng)隨Cd2+濃度的增加而遞減。鎘對(duì)水稻根伸長(zhǎng)和芽伸長(zhǎng)的EC50分別為133.41 mg·kg-1和81.80 mg·kg-1，由于水稻種子萌發(fā)時(shí)根部最先吸收、積累并固定重金屬鎘，破壞根細(xì)胞內(nèi)核仁及染色體，同時(shí)誘導(dǎo)產(chǎn)生對(duì)根細(xì)胞具有較強(qiáng)傷害作用的乙烯，從而嚴(yán)重抑制根的生長(zhǎng)；隨著根中鎘和乙烯的增加及向芽部輸導(dǎo)，芽的生長(zhǎng)也受到傷害，芽長(zhǎng)及芽鮮質(zhì)量受到一定影響。前人研究顯示，鎘脅迫下各營(yíng)養(yǎng)器官鎘含量表現(xiàn)一致，均隨鎘濃度增加而升高。一般表現(xiàn)為水稻根系的鎘含量最高，莖的鎘含量次之，葉鞘中鎘含量較低[39]。25 mg·kg-1鎘處理水稻根系活力較高，水稻幼苗生長(zhǎng)對(duì)土壤中鎘脅迫有一定的耐性，水稻幼苗生長(zhǎng)較種子萌發(fā)能耐受更高濃度的鎘脅迫。

3.4 阻燃劑和鎘復(fù)合污染對(duì)生物的影響

陸雅婕等[41]研究了鎘和TBBPA 復(fù)合污染對(duì)小白菜的生物效應(yīng)，結(jié)果表明野外長(zhǎng)期污染土壤中的TBBPA 對(duì)小白菜沒(méi)有明顯的毒性效應(yīng)，但與鎘復(fù)合后，抑制了鎘在小白菜莖葉中的累積，誘導(dǎo)了SOD、CAT和類胡蘿卜素等抗氧化劑生成，減弱了脂質(zhì)過(guò)氧化，增加了葉綠素的含量，緩解了重金屬對(duì)小白菜的生長(zhǎng)抑制作用，產(chǎn)生了拮抗效應(yīng)。本研究結(jié)果表明，DP、TBBPA、鎘濃度為10 mg·kg-1，其單一及復(fù)合污染都對(duì)水稻種子的萌發(fā)和幼苗的生長(zhǎng)起抑制作用，DP生物有效性較弱，對(duì)水稻種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)影響較小，而鎘和TBBPA 的生物有效性較強(qiáng)，對(duì)水稻種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)影響較大，復(fù)合污染對(duì)水稻種子萌發(fā)的影響主要由TBBPA 和鎘造成。在5 mg·kg-1的DP、10 mg·kg-1的TBBPA 和25 mg·kg-1的鎘污染時(shí)，水稻受DP 脅迫較輕，受TBBPA 脅迫較為嚴(yán)重，對(duì)鎘有一定的耐受性；由復(fù)合污染對(duì)旱稻種子萌發(fā)生長(zhǎng)的影響結(jié)果得知，TBBPA 和鎘共同作用對(duì)水稻產(chǎn)生了明顯的毒性效應(yīng)，DP在復(fù)合污染中所起作用較小。

4 結(jié)論

（1）DP、TBBPA 和鎘對(duì)原旱稻3 號(hào)種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)具有抑制作用，且存在明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系。

（2）DP 的生物有效性較弱，對(duì)原旱稻3 號(hào)影響較小，TBBPA 對(duì)原旱稻3 號(hào)毒性較強(qiáng)，原旱稻3 號(hào)幼苗對(duì)鎘具有一定的積累作用，對(duì)高濃度鎘的生物有效性減弱。

（3）鹵代阻燃劑和鎘對(duì)原旱稻3 號(hào)幼苗生理生化指標(biāo)具有一定的影響，幼苗通過(guò)調(diào)節(jié)細(xì)胞中脯氨酸、可溶性糖和可溶性蛋白質(zhì)等物質(zhì)的含量來(lái)提高對(duì)鹵代阻燃劑和鎘脅迫的耐受性。