微塑料與鉛復(fù)合污染對(duì)水稻幼苗根系生長(zhǎng)和氧化應(yīng)激的影響

劉玲，洪婷婷，胡倩男，謝瑞麗，周穎，王玲，汪承潤(rùn)*

（1.淮南師范學(xué)院生物工程學(xué)院，安徽 淮南 232038；2.資源與環(huán)境生物技術(shù)安徽普通高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，安徽 淮南 232038）

20 世紀(jì)50 年代以來(lái)，全球工業(yè)等領(lǐng)域?qū)崿F(xiàn)了大規(guī)模生產(chǎn)，塑料產(chǎn)量迅速增加[1]。然而，塑料再利用率低，多數(shù)被丟棄至環(huán)境中，因物理化學(xué)作用，較大塑料被降解成粒徑小于5 mm的顆粒、碎片，形成微塑料（MPs）[2]。近年來(lái)，MPs 被認(rèn)為是一種新型污染物[3]，其在海洋、河流、土壤等生態(tài)系統(tǒng)中皆已被發(fā)現(xiàn)[4?6]，MPs的大小[7]、特性[8]和豐度[9]等已得到研究。據(jù)統(tǒng)計(jì)，大量的設(shè)施農(nóng)業(yè)生產(chǎn)導(dǎo)致了土壤中MPs含量劇增，土壤生態(tài)系統(tǒng)中MPs 已遠(yuǎn)超海洋[10?11]，MPs 對(duì)土壤性質(zhì)和土壤生物生長(zhǎng)的影響引起了廣泛關(guān)注。前人研究顯示，MPs 改變了農(nóng)田的結(jié)構(gòu)及性質(zhì)，阻礙土壤中養(yǎng)分運(yùn)輸，進(jìn)而對(duì)生物多樣性產(chǎn)生一定負(fù)面影響[12?14]。另外，由于MPs 粒徑小，易被濾食性動(dòng)物[15]、環(huán)節(jié)動(dòng)物[16?17]及鳥類[18]誤食，進(jìn)一步通過(guò)食物鏈傳遞、富集到更高級(jí)生物體，引起機(jī)體器官堵塞或機(jī)械損傷及免疫系統(tǒng)功能受損甚至死亡[19]，影響動(dòng)物的生長(zhǎng)、繁殖等[20]，此外，MPs 對(duì)植物也有一定損傷作用。LAGARDE 等[21]指出，MPs 可與微藻、胞外多糖組成異質(zhì)聚集體，推測(cè)這種異質(zhì)聚集體是MPs垂直運(yùn)輸?shù)闹匾緩?，進(jìn)而誘導(dǎo)微藻、衣藻毒性。SJOLLEMA 等[22]的研究表明，MPs 可降低藻類的光合作用。MPs 不僅對(duì)低等植物產(chǎn)生影響，當(dāng)其對(duì)土壤功能產(chǎn)生擾動(dòng)時(shí)，高等植物的生長(zhǎng)生理特性可能也會(huì)隨之受到影響。連加攀等[23]的研究指出，MPs 減少了小麥對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的吸收量，影響能量代謝的調(diào)節(jié)，降低了小麥的芽根生物量比。此外，李連禎等[24]指出，MPs既可被植物根部吸收進(jìn)入維管組織進(jìn)而到達(dá)地上器官，又可通過(guò)土壤?植物系統(tǒng)對(duì)植物生長(zhǎng)表現(xiàn)出毒性效應(yīng)。JIANG等[25]的研究顯示，MPs 在蠶豆根系中的大量積累很可能會(huì)阻止胞間連絲運(yùn)輸營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)而對(duì)其造成氧化損傷。因此，MPs對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中的生產(chǎn)者構(gòu)成了潛在威脅。

農(nóng)田土壤中的污染物除MPs 外，還存在重金屬等。Pb 是當(dāng)前土壤環(huán)境中污染情況較為嚴(yán)重的一類重金屬，在以土壤為生存環(huán)境的部分農(nóng)作物（蕹菜、茄子、小白菜）中含量超標(biāo)[26]。未處理的工業(yè)廢水和污水處理廠的沉積物用于土壤灌溉、肥料可導(dǎo)致作物的生長(zhǎng)環(huán)境中MPs大量存在[27?28]，所以Pb與MPs的共存不可避免。MPs具有高疏水性和較高的比表面積，易吸附有機(jī)及重金屬污染物，已有大量研究證明MPs對(duì)Pb 有吸附作用[29?30]，且不同濃度的MPs 與Pb 會(huì)產(chǎn)生協(xié)同或拮抗作用[31]。目前，關(guān)于單一MPs 在植物體內(nèi)的遷移及其對(duì)植物生長(zhǎng)、氧化應(yīng)激的影響有一定的研究[32?33]，但是，不同濃度的MPs 與重金屬?gòu)?fù)合脅迫下作物生長(zhǎng)及氧化應(yīng)激能力變化的研究較少。因此，本研究利用主要糧食作物水稻作為供試材料，揭示其幼苗暴露于MPs 單一或與Pb 復(fù)合脅迫環(huán)境下生長(zhǎng)生理特性的變化規(guī)律，并深入探究MPs 與Pb 產(chǎn)生效應(yīng)的機(jī)理，旨在為MPs生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試水稻為徽兩優(yōu)9810，購(gòu)于安徽荃銀高科種業(yè)股份有限公司。聚苯乙烯熒光微球（Fluorescent poly?styrene microspheres，PS?MPs）購(gòu)自天津大鵝科技有限公司。用透射電子顯微鏡（TEM，Jeol 2100F，日本Jeol公司）表征微塑料的形貌（圖1），粒徑為（100±4.47）nm。

1.2 儲(chǔ)備液制備

Pb2+母液：稱量0.66 g Pb（NO3）2，用去離子水溶解，定容至100 mL，制成20μmol·mL?1的Pb離子溶液。

PS?MPs 母液：量取10 mg·mL?1PS?MPs 30 mL，用適量的去離子水溶解，使用超聲破碎儀（SCIENTZ JY92?Ⅱ，寧波新芝生物科技股份有限公司）振蕩3 min，最后定容至60 mL，制成5 mg·mL?1PS?MPs 母液備用。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

選擇大小均勻、無(wú)損傷、飽滿的水稻種子，清水浸泡24 h 后轉(zhuǎn)移至恒溫水浴鍋（35 ℃），待種子萌發(fā)后移至鋪有潮濕紗布的托盤中，置于人工氣候培養(yǎng)箱內(nèi)（QHX?250 BS?Ⅲ，上海新苗醫(yī)療器械制造有限公司）培養(yǎng)，日溫/夜溫為30 ℃/25 ℃，光照/黑暗為14 h/10 h，相對(duì)濕度為80%。待幼苗長(zhǎng)出3 片真葉后，挑選長(zhǎng)勢(shì)良好且株高相近的植株定植于裝有1/4 Hoagland營(yíng)養(yǎng)液[34]的培養(yǎng)盒（34.7 cm×24.8 cm×9.4 cm），在人工氣候室內(nèi)進(jìn)行處理和培養(yǎng)，日溫/夜溫為28 ℃/25 ℃，光照/黑暗為15 h/9 h，每盒48 株。試驗(yàn)設(shè)置的8 個(gè)處理：不添加PS?MPs 和Pb（CK）、10 mg·L?1PS?MPs（T1）、20 mg·L?1PS?MPs（T2）、40 mg·L?1PS?MPs（T3）、20 μmol·L?1Pb（T4）、10 mg·L?1PS?MPs+20μmol·L?1Pb（T5）、20 mg·L?1PS?MPs+20μmol·L?1Pb（T6）、40 mg·L?1PS?MPs+20 μmol·L?1Pb（T7），每個(gè)處理重復(fù)3 次。每周更換一次水稻處理液（優(yōu)化Hoagland營(yíng)養(yǎng)液+各處理試劑），每2 d用加氧泵通氣，21 d 后測(cè)量各項(xiàng)生長(zhǎng)生理指標(biāo)。PS?MPs、Pb 濃度設(shè)定分別參照李連禎等[24]、WANG等[34]的研究。

1.4 樣品采集與處理

于每培養(yǎng)盒隨機(jī)取出10 株幼苗（每盒取樣位置相同），用清水沖洗、擦干后剪去莖葉部分。

1.5 測(cè)定項(xiàng)目與方法

1.5.1 生長(zhǎng)指標(biāo)測(cè)定

用直尺（精確到0.1 cm）測(cè)根長(zhǎng)；運(yùn)用分析天平（AX224ZH/E，常州奧豪斯儀器有限公司，精確度為0.001 g）測(cè)根鮮質(zhì)量；將水稻根置于105 ℃烘箱（上海?，攲?shí)驗(yàn)設(shè)備有限公司）中殺青0.5 h 后在80 ℃下烘干至恒質(zhì)量，測(cè)干質(zhì)量。

1.5.2 抗氧化酶活性測(cè)定

過(guò)氧化物酶（POD）活性采用愈創(chuàng)木酚比色法[35]測(cè)定；超氧化物歧化酶（SOD）活性采用氮藍(lán)四唑（NBT）光化還原法[35]測(cè)定；抗壞血酸過(guò)氧化物酶（APX）和過(guò)氧化氫酶（CAT）活性采用紫外吸收法[36]測(cè)定。

1.5.3 抗氧化同工酶電泳圖譜

利用聚丙烯酰胺凝膠技術(shù)進(jìn)行電泳[37]，設(shè)置電泳儀（DYY?6D，北京六一生物科技有限公司）的穩(wěn)定電壓為135 V，于冰浴中電泳3～4 h 后，當(dāng)指示染料下行至距膠板末端1～2 cm 時(shí)停止電泳。采用氮藍(lán)四唑法[38]、乙酸?聯(lián)苯胺法[38]、淀粉法[38]分別對(duì)SOD、POD、CAT泳帶染色，APX同工酶染色采用邵巍等[39]的方法。

1.5.4 氧化損傷指標(biāo)測(cè)定

丙二醛含量采用硫代巴比妥酸顯色法[40]測(cè)定；超氧自由基（）產(chǎn)生速率采用羥胺法[41]測(cè)定；根細(xì)胞死亡檢測(cè)采用伊文斯藍(lán)染色法[42]，后用光學(xué)顯微鏡（OLYM?PUSCX23，奧林巴斯工業(yè)有限公司）觀察并拍照。

1.5.5 樣品消解和Pb含量測(cè)定

采用硝酸?高氯酸（4∶1）消解水稻幼苗根系[43]。利用石墨爐法檢測(cè)（原子吸收光譜儀：novAA 400P，德國(guó)Analytik Jen 公司），標(biāo)準(zhǔn)樣為GBW（E）080119，灰化、原子化溫度分別為300、1 400 ℃。

1.6 數(shù)據(jù)處理

運(yùn)用Excel 2016、SPSS 17.0 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)和單因素方差分析，數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差，經(jīng)Dun?can 法對(duì)各處理間的差異性進(jìn)行多重比較，利用Pho?toshop 軟件對(duì)同工酶圖譜進(jìn)行灰度分析。使用Origin 2018軟件對(duì)統(tǒng)計(jì)結(jié)果做圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 PS?MPs和Pb脅迫對(duì)水稻幼苗根系生長(zhǎng)的影響

由表1 可知，水稻幼苗經(jīng)10、20、40 mg·L?1PS?MPs 單一處理后，每株幼苗根系鮮質(zhì)量、干質(zhì)量顯著低于對(duì)照，20 mg·L?1PS?MPs 處理幼苗的根長(zhǎng)與對(duì)照差異較?。≒＞0.05），40 mg·L?1PS?MPs 處理的3 個(gè)生長(zhǎng)指標(biāo)皆是最低，表明10～40 mg·L?1PS?MPs 對(duì)水稻幼苗的生長(zhǎng)有一定的抑制作用，20 mg·L?1PS?MPs 抑制作用較低，而40 mg·L?1PS?MPs抑制作用最強(qiáng)。Pb單一處理下，水稻幼苗鮮質(zhì)量、干質(zhì)量、根長(zhǎng)較對(duì)照分別顯著降低26.6%、44.8%、36.7%；10、20 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合Pb 處理下，水稻幼苗根長(zhǎng)與生物量（干質(zhì)量與鮮質(zhì)量）皆高于Pb 單一處理，當(dāng)PS?MPs 質(zhì)量濃度達(dá)40 mg·L?1時(shí)，鮮質(zhì)量與根長(zhǎng)低于Pb單一處理，可見低質(zhì)量濃度（10、20 mg·L?1）PS?MPs 減輕了Pb 對(duì)水稻根系生長(zhǎng)的抑制，高質(zhì)量濃度PS?MPs 則起到了加劇作用，產(chǎn)生低促高抑的現(xiàn)象。此外，PS?MPs 復(fù)合Pb處理生長(zhǎng)指標(biāo)均低于PS?MPs 單一處理，表明Pb 與PS?MPs的復(fù)合污染對(duì)水稻根系生長(zhǎng)的抑制具有協(xié)同效應(yīng)。

2.2 PS?MPs 和Pb 脅迫對(duì)水稻幼苗根系SOD、POD、APX、CAT活性的影響

如圖2（A）所示，PS?MPs 單一處理水稻幼苗根系SOD 活性均高于對(duì)照，并隨著PS?MPs 質(zhì)量濃度的增加呈先上升后下降的趨勢(shì)。10 mg·L?1PS?MPs 脅迫下，SOD 活性與對(duì)照處理接近，在20 mg·L?1PS?MPs處理水稻幼苗時(shí)，根系SOD 活性顯著增加，高達(dá)7.3 U·mg?1（以單位蛋白計(jì)，下同），是對(duì)照的1.3 倍，而當(dāng)PS?MPs 質(zhì)量濃度增加至40 mg·L?1時(shí)，酶活性又逐漸恢復(fù)至對(duì)照水平，說(shuō)明20 mg·L?1PS?MPs較大程度提高了SOD 活性；Pb 單一處理水稻幼苗根系SOD 活性達(dá)到最大，為8.3 U·mg?1，是對(duì)照的1.4 倍；PS?MPs 復(fù)合Pb 各處理水稻根系SOD 活性較Pb 單一處理分別顯著降低了21.6%、9.1%、12.3%，可見二者復(fù)合污染中和了Pb 單一污染所引起的SOD 活性的增高，其中以低質(zhì)量濃度（10 mg·L?1）PS?MPs 最為顯著。10、20 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合處理與相應(yīng)的PS?MPs 單一處理相比無(wú)顯著性差異，40 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合處理SOD活性較該質(zhì)量濃度PS?MPs單一處理則顯著提高。

由圖2（B）可知，與對(duì)照相比，PS?MPs 單一處理POD 活性整體下降，變化趨勢(shì)與SOD 活性相似，且各處理之間無(wú)顯著差異；Pb 單一處理水稻幼苗根系POD 活性降至最低，為7.4 U·mg?1，較對(duì)照顯著降低32.0%；10 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合Pb 處理使POD 活性升至最高，為11.4 U·mg?1，是對(duì)照的1.1 倍，與10 mg·L?1PS?MPs復(fù)合處理相比，20、40 mg·L?1PS?MPs復(fù)合Pb處理抑制了水稻根系POD 活性的升高，恢復(fù)至Pb 單一處理水平。

圖2（C）表明，PS?MPs 單一處理APX 活性呈先下降后上升的趨勢(shì)，各質(zhì)量濃度處理較對(duì)照相比均顯著增高了APX 活性，分別上升了42.2%、23.1%、57.0%，且在20 mg·L?1時(shí)達(dá)到最低，為9.3 U·mg?1，是對(duì)照的1.2 倍，40 mg·L?1時(shí)達(dá)到最高，為11.9 U·mg?1，是對(duì)照的1.6 倍；Pb 單一處理較對(duì)照顯著提高了42.2%；10、40 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合處理APX 活性較Pb 單一處理分別顯著上升17.9%、28.4%，說(shuō)明10、40 mg·L?1PS?MPs的存在升高了APX 活性，而20 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合處理接近Pb單一處理水平。復(fù)合處理APX活性均高于對(duì)應(yīng)的PS?MPs單一處理。

圖2（D）顯示，10、20 mg·L?1PS?MPs 單一處理的CAT 活性分別較對(duì)照顯著增高，20 mg·L?1時(shí)達(dá)到最高，為25.0 U·mg?1，是對(duì)照的2.2 倍；Pb 單一處理較對(duì)照顯著增高84.8%；復(fù)合處理隨PS?MPs 質(zhì)量濃度升高呈緩慢下降趨勢(shì)，40 mg·L?1PS?MPs復(fù)合處理與Pb單一處理有顯著差異，顯示出高質(zhì)量濃度PS?MPs 抑制了Pb 單一脅迫所引起的水稻根系CAT 活性的升高，即高質(zhì)量濃度PS?MPs和Pb的復(fù)合污染對(duì)CAT活性的影響也存在中和效應(yīng)。

2.3 PS?MPs和Pb脅迫下水稻幼苗根系同工酶圖譜及灰度分析

圖3 顯示，4 種抗氧化酶同工酶圖譜在各處理下變化不盡相同。SOD 同工酶圖譜均顯示3 條酶帶；POD 同工酶圖譜在單一Pb處理及復(fù)合處理中表達(dá)了3條酶帶，其他處理只有2條酶帶；APX 同工酶圖譜與CAT 同工酶圖譜均只出現(xiàn)了1 條酶帶。PS?MPs 單一處理較對(duì)照相比誘導(dǎo)了POD 同工酶圖譜帶型光密度的減少、總灰度值的降低（圖4）；Pb 單一及復(fù)合處理較對(duì)照處理均誘導(dǎo)了POD 同工酶圖譜帶型數(shù)量的增多和帶型光密度的變化。Pb 單一處理的總灰度值降至最低；10 mg·L?1PS?MPs復(fù)合處理與Pb單一處理相比帶型數(shù)量和帶型光密度明顯增加，且總灰度值升高，20、40 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合處理較對(duì)照誘導(dǎo)了帶型光密度顯著減少，總灰度值降低。各處理的同工酶帶型光密度（圖3）、同工酶圖譜灰度分析（圖4）與酶活性（圖2）變化趨勢(shì)基本一致。

2.4 PS?MPs和Pb脅迫對(duì)水稻幼苗根系氧化損傷的影響

如圖5所示，3個(gè)PS?MPs單一處理水稻根系丙二醛含量與超氧自由基產(chǎn)生速率呈上升趨勢(shì)，各處理MDA 含量分別較對(duì)照顯著增高26.0%、35.0%、41.2%，但處理間未達(dá)到顯著水平，各處理超氧自由基產(chǎn)生速率分別較對(duì)照顯著增高34.5%、41.9%、60.2%，表明水稻在PS?MPs 單一脅迫下均受到嚴(yán)重?fù)p傷；Pb 單一處理MDA 含量與產(chǎn)生速率均升至最高，為12.7 nmol·g?1（以鮮質(zhì)量計(jì)，下同）和5.7 nmol·min?1·mg?1，分別是對(duì)照的1.7、2.0 倍；PS?MPs 復(fù)合處理與Pb單一處理相比，MDA含量與產(chǎn)生速率有先降低再升高的趨勢(shì)，復(fù)合處理中隨著PS?MPs 質(zhì)量濃度增加，MDA含量與產(chǎn)生速率逐漸升高，至40 mg·L?1時(shí)變化顯著，分別達(dá)到13.2 nmol·g?1、5.9 nmol·min?1·mg?1，是對(duì)照的1.8 倍與2.1 倍，超過(guò)Pb、PS?MPs單一處理水平，說(shuō)明高質(zhì)量濃度（40 mg·L?1）PS?MPs復(fù)合Pb處理加重了水稻幼苗生活環(huán)境的脅迫程度，PS?MPs與Pb對(duì)幼苗根系損傷表現(xiàn)為協(xié)同性。

2.5 根細(xì)胞死亡檢測(cè)

如圖6 所示，水稻幼苗根尖細(xì)胞染色在CK 組最淺，細(xì)胞死亡較少，能夠正常地進(jìn)行細(xì)胞代謝活動(dòng)。PS?MPs 單一處理與10、20 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合Pb 處理下幼苗根尖染色較深。Pb 單一處理與40 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合處理下染色最深，即細(xì)胞死亡情況最為嚴(yán)重。而與Pb 單一處理相比，PS?MPs 與Pb 聯(lián)合處理水稻根尖染色由淺變深，可見，低質(zhì)量濃度PS?MPs減輕了Pb 對(duì)水稻根系的損傷，高質(zhì)量濃度的PS?MPs則加重了Pb對(duì)水稻根系的損傷。

2.6 PS?MPs和Pb脅迫對(duì)水稻幼苗根系Pb含量的影響

表2 顯示，PS?MPs 復(fù)合Pb 脅迫下，當(dāng)PS?MPs 質(zhì)量濃度為10、20 mg·L?1時(shí)，根中Pb 含量均顯著低于Pb 處理，分別較Pb 單一處理降低了23.2%、24.7%；在40 mg·L?1PS?MPs處理下，水稻根系的Pb含量增加到最大，為93.1μg·g?1，是Pb 單一處理的1.1 倍。可見，10、20 mg·L?1PS?MPs 的存在降低了水稻根系中的Pb含量，而更高質(zhì)量濃度（40 mg·L?1）PS?MPs 顯著增加了Pb在水稻根系中的積累量。

表2 PS?MPs復(fù)合Pb脅迫對(duì)水稻幼苗根系鉛含量的影響Table 2 Effects of PS?MPs combined with Pb on lead content in rice seedlings root

3 討論

3.1 PS?MPs和Pb脅迫對(duì)水稻根系生長(zhǎng)的影響

已有研究表明MPs 會(huì)對(duì)動(dòng)物產(chǎn)生不可逆的生理毒害，PAUL?PONT 等[44]指出其可直接誘導(dǎo)海洋貽貝組織、細(xì)胞和分子的毒性，影響動(dòng)物體的生長(zhǎng)繁殖。此外，MPs 對(duì)植物的生長(zhǎng)也有抑制作用。吳佳妮等[45]研究了100 nm PS?NPs 在0、50、100、200、500、1 000 mg·L?1質(zhì)量濃度梯度下對(duì)大豆幼苗生長(zhǎng)的影響，發(fā)現(xiàn)在200 mg·L?1時(shí)，其對(duì)幼苗產(chǎn)生的抑制作用最強(qiáng)，根系干質(zhì)量較對(duì)照降低17.1%，根長(zhǎng)降低20.0%。本研究使用的PS?MPs 質(zhì)量濃度（10、20、40 mg·L?1）雖較低，但單一處理水稻幼苗后，也不同程度地抑制了水稻根系生長(zhǎng)，表現(xiàn)為隨著PS?MPs 質(zhì)量濃度的增高，根系干質(zhì)量較對(duì)照分別降低了16.3%、10.1%、22.8%，根長(zhǎng)分別降低了20.3%、6.7%、14.6%，且在中等濃度下（20 mg·L?1）抑制作用最弱。推測(cè)MPs 對(duì)植物生長(zhǎng)的抑制效應(yīng)除了與質(zhì)量濃度有關(guān)[46]，還與其粒徑、植物抗性等因素有關(guān)，尤其MPs粒徑可能會(huì)影響生物體對(duì)MPs的吸收和吸附，小粒徑（20、50 nm）的微塑料對(duì)植物生長(zhǎng)影響更大，體現(xiàn)在微塑料對(duì)植物的附著力變大和胞外聚合物的重排[47]。水稻幼苗除了吸附MPs，也吸收重金屬。水稻根部與Pb 最先接觸，積累了較多Pb 且不易轉(zhuǎn)移，成為對(duì)Pb 污染最敏感部位[48]。AKHTAR 等[49]的研究顯示，高質(zhì)量濃度Pb（500 mg·L?1）脅迫對(duì)水稻根系生長(zhǎng)具有明顯的抑制作用，其中根長(zhǎng)、干質(zhì)量及鮮質(zhì)量較對(duì)照分別降低了18.5%、21.1%、30.9%。

本研究發(fā)現(xiàn)在20 μmol·L?1（4.1 mg·L?1）Pb 處理下，水稻（徽兩優(yōu)9810）根系根長(zhǎng)、干質(zhì)量及鮮質(zhì)量較對(duì)照均顯著降低，分別降低26.6%、44.8%、36.7%，表明20μmol·L?1Pb較大程度地抑制了該水稻根系的生長(zhǎng)，推測(cè)是根部細(xì)胞被嚴(yán)重?fù)p傷[50]。DONG 等[51]的研究指出重金屬與不同質(zhì)量濃度的PS?MPs 復(fù)合會(huì)對(duì)水稻產(chǎn)生不同的效應(yīng)，較低質(zhì)量濃度（40 mg·L?1）PS?MPs能有效減弱重金屬對(duì)水稻生長(zhǎng)的抑制，從而較單一重金屬處理促進(jìn)了植物生長(zhǎng)，高質(zhì)量濃度（200 mg·L?1）PS?MPs 則加重了重金屬對(duì)水稻生長(zhǎng)的毒害。本試驗(yàn)研究結(jié)果與前人結(jié)論基本一致，10、20 mg·L?1PS?MPs 復(fù)合處理下水稻幼苗生長(zhǎng)量高于單一Pb 處理，40 mg·L?1下根長(zhǎng)及鮮質(zhì)量低于單一Pb處理，表明低質(zhì)量濃度（10 mg·L?1）PS?MPs 復(fù)合處理緩解了Pb對(duì)水稻幼苗根系生長(zhǎng)的毒害，高質(zhì)量濃度（40 mg·L?1）PS?MPs 與Pb 復(fù)合則加劇了毒害，對(duì)水稻根系生長(zhǎng)有明顯的抑制作用，主要可能是引起了細(xì)胞的氧化應(yīng)激反應(yīng)，導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)的ROS 含量增加，防御系統(tǒng)平衡被打破[51]。

3.2 PS?MPs和Pb脅迫對(duì)水稻根系氧化損傷的影響

3.3 PS?MPs和Pb脅迫對(duì)水稻根系抗氧化酶活性的影響

植物可通過(guò)體內(nèi)的幾種抗氧化酶活性來(lái)應(yīng)對(duì)外界脅迫，多種抗氧化酶通過(guò)協(xié)同作用使植物體內(nèi)的自由基含量保持動(dòng)態(tài)平衡的狀態(tài)，防止自由基過(guò)多對(duì)植物生長(zhǎng)生理造成損傷，從而緩解外界環(huán)境對(duì)植物的毒害效應(yīng)，但是當(dāng)脅迫下ROS 過(guò)量積累時(shí)會(huì)通過(guò)破壞抗氧化酶的表達(dá)系統(tǒng)和結(jié)構(gòu)，造成酶活性降低[59?60]。ZHAO 等[61]測(cè)定了水稻、大豆等作物在應(yīng)對(duì)脅迫時(shí)的各項(xiàng)生理指標(biāo)，發(fā)現(xiàn)抗氧化酶活性等參數(shù)比其他生理指標(biāo)（如色素和總蛋白含量）更敏感，能作為有效檢測(cè)植物對(duì)脅迫響應(yīng)的指標(biāo)。本試驗(yàn)中單一PS?MPs 處理除POD 活性低于對(duì)照以外，其他酶活性均整體高于對(duì)照，說(shuō)明水稻對(duì)脅迫有一定的耐受性，各PS?MPs處理下酶活性的短暫升高是機(jī)體為免受外界脅迫而產(chǎn)生的調(diào)節(jié)反應(yīng)，酶活性降低則表示ROS 大量消耗了抗氧化酶，且ROS 積累超出酶調(diào)節(jié)能力的閾值[62]。在低質(zhì)量濃度（10 mg·L?1）PS?MPs 脅迫條件下，水稻通過(guò)SOD、APX、CAT 活性增加來(lái)中和產(chǎn)生的ROS，使機(jī)體免受MPs的毒害。張晨等[63]探究PS?MPs對(duì)黑藻酶活性的影響時(shí)也發(fā)現(xiàn)，在低質(zhì)量濃度（5 mg·L?1）PS?MPs 脅迫條件下，黑藻會(huì)通過(guò)增高酶活性來(lái)使其生理生化作用免受PS?MPs的影響。而廖苑辰等[62]研究了PS?MPs（0～100 mg·kg?1）處理小麥后抗氧化酶活性的變化，其中SOD 活性始終低于對(duì)照，CAT 活性呈先降低后升高的趨勢(shì)，這與本研究結(jié)果不太一致，可能是植物種類與PS?MPs 處理濃度不同所導(dǎo)致的[64]。本試驗(yàn)測(cè)定的SOD、CAT、APX 活性在單一Pb 脅迫時(shí)較對(duì)照均顯著增高，而POD 活性較對(duì)照低。ASHRAF等[56]在研究Pb 脅迫對(duì)水稻生理影響時(shí)也發(fā)現(xiàn)水稻通過(guò)改變SOD、CAT、APX、POD活性來(lái)抵抗Pb脅迫。苑文珂[31]研究重金屬在大型溞體內(nèi)的積累量的結(jié)果顯示低質(zhì)量濃度（0.01～10 mg·L?1）PS?MPs 能夠減少重金屬在大型溞體內(nèi)的積累量，而高質(zhì)量濃度（10～1 000 mg·L?1）PS?MPs 導(dǎo)致重金屬在大型溞體內(nèi)較大程度的積累，隨著MPs 質(zhì)量濃度的增加，重金屬和MPs的復(fù)合效應(yīng)從拮抗作用轉(zhuǎn)變?yōu)榧映勺饔?，顯示低促高抑的效應(yīng)。WANG 等[65]也表明一定質(zhì)量濃度（1 mg·L?1）的MPs 與Pb 的結(jié)合對(duì)微囊藻會(huì)顯示協(xié)同作用。本研究中，低質(zhì)量濃度（10 mg·L?1）PS?MPs 復(fù)合Pb 處理下4 種酶表現(xiàn)不盡相同，其SOD、CAT 活性較Pb 處理降低，可能是由于低質(zhì)量濃度PS?MPs 減緩了水稻根系對(duì)Pb 的吸收而減輕毒害，使SOD、CAT 活性降低，而POD、APX 活性升高可能是在過(guò)量消耗后因損傷減輕而逐漸恢復(fù)其活性。高質(zhì)量濃度（40 mg·L?1）PS?MPs 復(fù)合處理較低質(zhì)量濃度復(fù)合處理相比有更大的危害，表現(xiàn)在酶活性顯著上升或抗氧化酶遭到損傷而導(dǎo)致活性大幅下降。推測(cè)可能是由于高質(zhì)量濃度PS?MPs吸附、運(yùn)載大量Pb到水稻體內(nèi)而造成重金屬在水稻體內(nèi)的大量積累[31]。

4 結(jié)論

（1）PS?MPs 或Pb 單一污染對(duì)水稻根系生長(zhǎng)、氧化應(yīng)激均顯示一定的危害性，且PS?MPs 的質(zhì)量濃度與水稻根系的損傷有相關(guān)性。

（2）20μmol·L?1Pb對(duì)水稻根系生長(zhǎng)、丙二醛和超氧自由基的產(chǎn)生及對(duì)POD、SOD活性的抑制作用均強(qiáng)于單一PS?MPs脅迫。

（3）低質(zhì)量濃度PS?MPs（10 mg·L?1）的存在占據(jù)Pb在根部的吸附位點(diǎn)進(jìn)而減輕了Pb對(duì)水稻根系的毒性效應(yīng)，表現(xiàn)為拮抗作用；高質(zhì)量濃度PS?MPs（40 mg·L?1）將更多的重金屬運(yùn)輸?shù)剿倔w內(nèi)組織并積累而產(chǎn)生協(xié)同作用。