聚乙烯和聚乳酸微塑料對大豆生長和生理生化及代謝的影響

廉宇航,劉維濤,史瑞瀅,王 琦,李劍濤,鄭澤其

聚乙烯和聚乳酸微塑料對大豆生長和生理生化及代謝的影響

廉宇航,劉維濤*,史瑞瀅,王 琦,李劍濤,鄭澤其

(南開大學環(huán)境科學與工程學院,污染過程與基準教育部重點實驗室/天津市城市環(huán)境污染診斷與修復技術工程中心,天津 300350)

為揭示生物可降解性不同的微塑料對農作物的毒性效應,選擇聚乳酸(polylactic acid 可生物降解)和聚乙烯(polyethylene 難生物降解)微塑料(microplastics)為供試材料,以大豆為供試植物,深入探究了不同暴露水平(0.1%, 1%,/)下兩種不同的微塑料對大豆()生長、光合作用、抗氧化性、營養(yǎng)品質以及代謝方面的影響.結果表明,聚乙烯微塑料(PEMPs)對大豆根部鮮重有促進作用,而0.1%聚乳酸微塑料(PLAMPs)則抑制根部長度.大豆的葉綠素含量在0.1% PEMPs作用下能夠顯著提高. PLAMPs則能夠導致大豆過氧化氫酶(CAT)活性顯著下降,而過氧化氫(H2O2)含量在0.1% PEMPs和1% PLAMPs下顯著升高.此外,微塑料的暴露能夠改變大豆根部中錳、鐵以及銅的含量,其中0.1% PEMPs的效應最為顯著.大豆葉片中的氨基酸代謝在PEMPs的作用下上調,而0.1% PLAMPs則引起有機酸以及糖類代謝下調.綜上,微塑料的植物毒性效應與其生物可降解性及濃度密切相關,低濃度可生物降解微塑料的效應最強.這些發(fā)現(xiàn)有望為微塑料的植物毒理研究提供新的方向.

微塑料；植物毒性；光合作用；抗氧化酶；營養(yǎng)品質；代謝物

微塑料是一種新型的環(huán)境污染物,其粒徑小、難降解、分布廣的特點已經引起了國內外學者的高度重視[1-3].當前學術界一般將粒徑小于5mm的塑料顆粒定義為微塑料[4].微塑料的來源非常廣泛,一方面,如磨砂膏一類生活用品中添加的微塑料顆粒在使用過程中能夠直接進入到環(huán)境介質中,從而形成初級微塑料[5];另一方面,隨著塑料產量的與日俱增[6],進入到環(huán)境中的大塊塑料在降解風化等過程中會逐漸形成更小的塑料碎片,這類塑料碎片為次級微塑料[7].已有研究表明,微塑料廣泛存在于大氣[8]、水體[7]、土壤[9-10]等各種環(huán)境介質之中.

近年來,陸地生態(tài)系統(tǒng)特別是農田生態(tài)系統(tǒng)中微塑料的分布及其生態(tài)毒理學效應引起了國內外學者的高度關注[3,11].有研究學者指出農用土壤中每年的微塑料輸入量要遠超于向全球海洋中的輸入量[12].微塑料可通過有機肥的施用以及農用地膜降解殘留等方式進入到土壤環(huán)境[11].我國的農膜使用量預計到2025年將達到228萬t[13].農膜的主要成分為聚乙烯(polyethylene, PE)[14],有研究報道,農用土壤中的微塑料化學成分由約40%的聚乙烯所組成[15].此外, Ohtake等[16]推測60μm厚度的聚乙烯薄膜在土壤中的降解時長可達300a.為應對普通塑料難降解的問題,生物可降解性材料被引入應用.聚乳酸(polylactic acid, PLA)是一種以淀粉為主的材料,在土壤中短期內便可完全降解為二氧化碳和水[17].然而,目前也有研究表明生物可降解微塑料的植物毒性效應會更強[18-19].

目前,關于生物可降解性不同的微塑料對植物生長的影響研究仍處于起步階段.已有文獻開展了對植物如玉米(L.)[20]、小麥(L.)[18]和黑麥草(L.)等的影響研究.例如,Wang等[20]的研究結果表明聚乙烯微塑料對玉米的生長沒有產生明顯的毒性作用,而聚乳酸微塑料則能夠降低植株的生物量和葉綠素含量,且高濃度下抑制效應更強;張彥 等[21]發(fā)現(xiàn)聚乳酸微塑料對小麥幼苗生長產生的抑制作用比聚丙烯和高密度聚乙烯微塑料更為顯著; Boots等[22]的研究則表明聚乳酸微塑料對黑麥草的發(fā)芽率以及莖長的負面影響要強于高密度聚乙烯微塑料.

大豆()是一類重要的糧食作物,具有很高的蛋白質含量[23-24].此前,吳佳妮等[25]研究發(fā)現(xiàn)20nm和100nm的聚苯乙烯塑料會對大豆的發(fā)芽過程產生抑制作用;而Li等[26]研究表明聚乙烯和可生物降解微塑料會對大豆的株高和葉面積等產生不同的影響.然而,生物可降解性不同的微塑料在不同濃度下對大豆生長產生影響的潛在機制尚不明確.因此,本研究以大豆作供試植物,以聚乙烯微塑料(PEMPs)和聚乳酸微塑料(PLAMPs)為研究對象,探究其在不同濃度(0.1%, 1%,/)下對大豆生長、生理生化、營養(yǎng)品質以及代謝上的影響,以期為今后評估微塑料的生態(tài)環(huán)境風險、食品安全和人體健康風險提供基礎數據.

1 材料與方法

1.1 供試材料

兩種不同類型的微塑料粉末均購于廣州華創(chuàng)塑化公司.供試大豆種子購于江蘇宏蔬源種業(yè)公司.土壤取自天津市(38°59′N, 117°21′E)表層土,土壤類型為潮土.土壤的pH值為8.30,有機質含量為13.32g/kg.全氮,全磷,全鉀的含量分別為1.40,2.48, 7.38g/kg.

1.1.1 微塑料表征 使用場發(fā)射掃描電鏡(SEM) (JW-BK200C,精微高博,中國)對微塑料的外部形貌進行觀察, SEM的加速電壓為5.0kV, 工作距離為8.0mm.而后使用Image-J軟件統(tǒng)計計算微塑料的平均粒徑.

1.1.2 試驗土壤的制備 將取得的土壤在室溫條件下自然風干后過2mm篩網備用.微塑料的含量分別設置為0.1%和1% (/)[26-27].將微塑料和土壤混合后置于底部墊有紗布的花盆中,靜置一周后澆水200mL待用.

1.2 盆栽試驗

本試驗共5個處理組,分別為對照, 0.1% PEMPs, 1% PEMPs, 0.1% PLAMPs和1% PLAMPs.每個處理組設置4個平行.大豆種子使用2% (/)的H2O2消毒30min,再使用去離子水反復沖洗.將大小均勻一致的種子置于室溫黑暗條件下催芽.當幼芽長度達到3～4mm時,將其播種到土壤中.每盆中播種3株大豆幼芽.培養(yǎng)一周后,每盆中留下2株長勢一致的幼苗.盆栽試驗于室溫6000lx光照(光照:黑暗=14h: 10h)下培養(yǎng)49d,每2d澆水50mL.

1.3 測定方法

1.3.1 SPAD值 培養(yǎng)第43d時,使用便攜式SPAD- 502葉綠素儀(SPAD, Minolta Camera,日本)測定大豆幼苗的葉綠素含量.選取同一處理組中三株長勢相同的植株作為試驗對象,等距測定試驗對象第一個三出復葉中每片完全展開的小葉上三個不同位置處的SPAD值.取其平均作為每個處理組中的葉綠素含量.

1.3.2 生長指標的測定 培養(yǎng)第49d時,將大豆幼苗收獲.具體步驟為:將大豆植株輕輕地與土壤分離,將其分為地上部和根部.先去除根部上附著的大塊土壤后,再使用自來水小心地清洗,隨后使用去離子水反復沖洗干凈,最后用濾紙擦干.分別使用鋼尺和天平(SQP-PRACTUM224-1CN,賽多利斯,德國)測量植株的長度和鮮重.

1.3.3 抗氧化酶的測定 取約0.10g的植物新鮮葉片與1.0mL酶提取液冰浴混合,而后使用研磨機(JXFSTPRP-48,凈信,中國)進行破碎,將混合液于8000, 4℃下離心分離10min,上清液用于分析超氧化物歧化酶(Superoxide dismutase, SOD),過氧化物酶(Peroxidase, POD)以及過氧化氫酶(Catalase, CAT)的活性.過氧化氫(Hydrogen peroxide, H2O2)含量的測定使用1.0mL丙酮作為植物提取液,其他步驟均與上述相同.使用酶標儀(Spark10M, Tecan,瑞士)于特定波長處測定提取液中各物質的吸光度.以上物質均使用試劑盒(蘇州科銘生物技術有限公司)進行測定.

1.3.4 營養(yǎng)元素的測定 將地上部和根部置于烘箱中105℃殺青0.5h, 80℃烘干48h[28].使用研磨機破碎后取約0.10g地上部(約0.05g根系)于錐形瓶中,加入6.0mL硝酸和2.0mL過氧化氫.靜置過夜后置于電熱板上按程序升溫消解,消解完全后將消解液轉移到25mL比色管中,使用2% (/)硝酸定容, 0.45μm濾膜過濾后備用.使用多元素標準溶液配置系列標樣.電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS)(Elan DRC-e, PerkinElmer,美國)用于測定大豆地上部及根部中Mn,Fe以及Cu元素的含量.

1.3.5 代謝物的測定 樣品的制備按照Lian等[29]的方法并有所改進.具體步驟為:取約0.10g新鮮大豆葉片,液氮研磨后加入4.5mL提取混合液(甲醇:氯仿:高純水=2.5:1:1,//).超聲提取30min后4500r/ min離心15min,將上清液與沉淀分離后向沉淀物中再加入4.5mL提取混合液,再次超聲提取后離心.將兩次得到的上清液混合后加入1.0mL超純水.甲醇/水相(上層)過0.22μm有機濾膜,氯仿相(下層)過5cm硅膠柱,分別使用3.0mL二氯甲烷和1.0mL甲醇淋洗.氮吹氯仿相后,將甲醇/水相與氯仿相混合,使用旋轉離心以及冷凍干燥的方法將其濃縮后即制得樣品.上機測試前使用兩步法進行衍生化,首先加入50μL用吡啶溶解的甲氧氨基鹽酸鹽,充分混合后30℃水浴90min,再加入80μL硅烷化試劑N-甲基-N-(三甲基硅烷)-三氟乙酰胺(MSTFA), 37℃水浴30min后高速離心.將上清液轉移到內襯管后上機測試.代謝物分析使用氣相色譜-質譜聯(lián)用儀(GC-MS)(Agilent 7890B-5977A, Agilent,美國). GC參數設置:載氣流速保持在1mL/min;進樣體積為1μL;注射溫度: 290℃;傳輸線溫度:280℃;升溫程序:先在70℃下保持4min,然后以15℃/min的速度升至300℃,最后在此溫度下保持5min. MS參數設置:離子源溫度: 230℃; MS四極桿溫度: 150℃;全掃描模式,質荷比范圍為35～600/.

1.4 數據處理

試驗結果均以平均值±標準偏差表示,采用Excel 2019處理, SPSS 26進行單因素方差分析,以LSD檢驗進行事后多重比較,并由Origin 2019和ImageJ軟件進行繪圖和圖片信息的處理,使用MassHunter定性分析軟件對獲得的代謝數據進行分析后,與NIST14譜庫對比來鑒定代謝物. MetaboAnalyst 5.0 (https://www.metaboanalyst.ca/)繪制代謝圖.僅當<0.05時,認為具有顯著統(tǒng)計學差異.

2 結果與討論

2.1 微塑料的表征

PEMPs和PLAMPs的形貌特征如圖1所示,通過SEM圖觀察發(fā)現(xiàn): PEMPs大多呈現(xiàn)橢圓形(圖1a),其平均粒徑約為38.23μm(圖1c); PLAMPs中含有大量片狀與塊狀的不規(guī)則碎片(圖1b),平均粒徑約為45.69μm (圖1d). PLA是一種半結晶聚合物,在室溫下具有較高的強度和硬度,而斷裂韌性和脆性則較低[30],在液氮研磨塑料(制作微塑料的方法)的過程中很容易形成粘連而導致片狀和塊狀微塑料的形成.

2.2 微塑料對大豆生長的影響

大豆地上部及根部的生長情況如圖2a和2d所示.與對照相比,兩種微塑料的暴露均未顯著(>0.05)改變大豆地上部的長度和鮮重(圖2b和2c);大豆根部鮮重在PEMPs下能夠顯著升高(<0.05),而PLAMPs的添加對根部鮮重雖沒有造成顯著影響,但根部長度在0.1% PLAMPs的作用下可以顯著降低28.62%(<0.05)(圖2e和2f).與本研究類似,Wang等[20]研究證實10% PEMPs具有促進玉米根部(L.)干重的效應,而PLAMPs則顯著抑制. PLAMPs大多呈現(xiàn)片狀,其邊緣較為鋒利,在與植物根部相互作用的過程中,容易對其造成更大的機械性傷害[31-32],從而引起更強的植物毒性.然而, Li等[26]的研究發(fā)現(xiàn)0.1%含量的可生物降解微塑料會促進大豆()的生長、提高植株高度以及葉面積等.這可能是由于試驗所使用的微塑料化學組成以及尺寸等特性上的不同而導致的結果差異性.因此,微塑料對植物生長的影響與微塑料類型、濃度以及受試植物種類等因素均有密切關系.

圖2 大豆的生長情況(a, d),地上部長度(b)及鮮重(c),根部長度(e)及鮮重(f)的變化(不同小寫字母表示同一指標下,不同微塑料處理組間的差異顯著(P<0.05))

A.對照; B.0.1% PEMPs; C.1% PEMPs; D.0.1% PLAMPs; E.1% PLAMPs

2.3 微塑料對大豆光合作用的影響

兩種微塑料在不同濃度下對大豆葉片SPAD值的影響如表1所示. 0.1% PEMPs在6d內均能夠顯著提高大豆葉片的SPAD值(<0.05),其平均值增幅分別為12.71%、18.09%、15.85%、16.52%、13.81%以及14.39%.而當PEMPs的含量為1%時,大豆幼苗的SPAD值與對照相比沒有顯著差異(>0.05); PLAMPs的暴露對大豆葉片6d內的SPAD值均無顯著影響(>0.05).目前,已有很多關注于微塑料對植物光合作用影響的研究. Lian等[33]的研究揭示低濃度(0.1mg/L, 1mg/L)聚苯乙烯納米塑料可顯著提高小麥(L.)的SPAD值,而隨著納米塑料濃度的提高,植株的SPAD值與對照相比無顯著差異(>0.05).這可能是由于低濃度的微塑料更容易被植物所吸收,進而導致體內的代謝物質發(fā)生了改變.

表1 微塑料對大豆植株SPAD值的影響

注:不同小寫字母表示同一天下,不同微塑料處理組間的差異顯著(<0.05).

2.4 微塑料對大豆抗氧化系統(tǒng)的影響

已有大量的研究結果表明植物在微塑料的作用下會產生過量的活性氧(ROS)[34].低濃度的ROS可以作為防御反應的信號分子,而ROS一旦過量則會導致氧化還原系統(tǒng)的紊亂,進而對植物的生長產生影響[35-36].為了應對微塑料導致的氧化脅迫,植物體內的抗氧化物質將會發(fā)生不同程度的改變[37]. PEMPs與PLAMPs對大豆葉片抗氧化系統(tǒng)的影響如圖3所示.超氧化物歧化酶(SOD)是植物體內一種重要的抗氧化酶,在應對氧化的過程中可以催化超氧陰離子生成過氧化氫和氧氣[38].與對照相比,微塑料的添加對SOD的活性沒有造成顯著差異(>0.05,圖3a),但總體上來說,SOD活性具有上升的趨勢.已有很多的研究表明在微塑料的作用下,植物體內的SOD活性可顯著提高.例如,生菜(L.)體內的SOD活性在1%聚氯乙烯微塑料的作用下能夠顯著升高[39].Xu等的研究結果[40]表明不同粒徑的聚苯乙烯微塑料可以顯著提高大豆(L.)根部的SOD活性.

與對照相比, 1% PEMPs能夠使得過氧化物酶(POD)的活性顯著降低(<0.05),而其他處理組雖沒有產生顯著差異(>0.05),其趨勢也表現(xiàn)為下降. 0.1% PEMPs,1% PEMPs,0.1% PLAMPs和1% PLAMPs的暴露分別使得POD活性下降了約7.39%,21.40%,11.21%和15.59% (圖3b). POD是參與植物生長發(fā)育以及衰老過程的重要物質,影響木質素和乙烯的合成過程以有效抵抗外界病原體的入侵,在抗氧化的反應中起到重要作用[41-42].類似的,廖苑辰等[37]發(fā)現(xiàn)5μm聚苯乙烯塑料在高濃度下能夠顯著降低小麥(L.)葉片中的POD活性.然而, Jiang等[32]的研究表明5μm 聚苯乙烯塑料(10,50,100mg/L)可使得蠶豆()的POD活性顯著上升.可見,不同類型/濃度的微塑料對不同植物的POD活性產生的影響不同.

過氧化氫酶(CAT)的活性在PLAMPs的刺激下發(fā)生顯著降低(<0.05). 0.1% PLAMPs與1% PLAMPs分別使得CAT活性下降了約66.04%和46.38%; PEMPs的添加雖然對CAT活性沒有造成顯著差異(>0.05),其趨勢也表現(xiàn)為下降(圖3c).CAT可以將過氧化氫(H2O2)轉換成水和氧氣來緩解植物體內由于H2O2的積累而造成的脅迫[43].本研究中的H2O2含量在0.1% PEMPs和1% PLAMPs的作用下顯著升高(<0.05),其他處理組與對照相比均無顯著變化(圖3d).類似地,Li等[44]發(fā)現(xiàn)在700nm聚苯乙烯塑料(50mg/L)的刺激下,黃瓜(L.)葉片中的CAT活性顯著降低,而H2O2的含量則顯著升高. H2O2是ROS的一種存在形式,這在Xu等[40]的研究結果中表現(xiàn)為:與對照相比,大豆(L.)根部中的ROS含量在聚苯乙烯微塑料的存在下能夠顯著升高.綜上所述, PEMPs和PLAMPs均會使得大豆植株的抗氧化系統(tǒng)受到干擾,但并沒有表現(xiàn)出濃度依賴性[28].這可能是由于植物在調控ROS的過程中,體內的抗氧化物質以及ROS水平均處于動態(tài)變化中[41].

圖3 微塑料對大豆SOD (a),POD (b),CAT (c),H2O2 (d)的影響(不同小寫字母表示同一指標下,不同微塑料處理組間的差異顯著(P<0.05))

A.對照; B.0.1% PEMPs; C.1% PEMPs; D.0.1% PLAMPs; E.1% PLAMPs

2.5 微塑料對大豆微量營養(yǎng)元素的影響

微量營養(yǎng)元素能夠參與植物體內電子傳遞以及酶促反應等重要過程[45].微塑料對大豆Mn、Fe以及Cu三種微量元素的影響如圖4所示.添加微塑料雖然對大豆地上部中的Mn含量沒有造成顯著影響,但與對照相比, 0.1% PEMPs, 1% PEMPs, 0.1% PLAMPs和1% PLAMPs使得大豆地上部中的Mn含量分別變化了?29.93%,6.08%,?30.51%和?19.10%(圖4a);大豆根部中的Mn含量在0.1% PEMPs的作用下顯著提高了約48.75% (<0.05) (圖4b). Lian等[33]的研究表明在聚苯乙烯納米塑料的刺激下,小麥(L.)地上部中的Mn含量與對照相比均顯著下降. Mn元素可以通過產生木質素和其他酚類物質以及誘導活性氧等方式來提高植物的病原菌抗性[46].因此,在本項研究中,由微塑料導致的Mn元素的變化很有可能會使得大豆幼苗抗病性發(fā)生改變,進而對其生長造成影響.

與對照相比,微塑料處理組對大豆地上部中的Fe含量沒有造成顯著差異(圖4c); 0.1% PEMPs的刺激能夠使得根部Fe含量顯著上升(<0.05),增加了約45.80%,而0.1% PLAMPs則會引起根部中Fe含量顯著下降(<0.05),其他處理均無顯著影響(圖4d).植物體內的Fe元素是參與葉綠素合成的重要物質,主要用于電子傳輸等過程[47].因此,本研究中0.1% PEMPs處理下的根部Fe含量升高會進一步使得大豆葉綠素含量升高,而0.1% PLAMPs對大豆根部Fe含量以及葉綠素含量的影響趨勢則相反.這一結論與前面2.3中得到的關于大豆葉綠素含量的變化規(guī)律相一致.

與對照相比,微塑料處理組沒有對大豆地上部中的Cu含量產生顯著影響(圖4e);而0.1% PEMPs, 1% PEMPs, 0.1% PLAMPs以及 1% PLAMPs作用下的根部Cu含量與對照相比均顯著下降,分別下降了約33.52%,41.96%,23.72%以及21.99%(圖4f).Cu元素在植物體內參與了感知乙烯、細胞壁代謝以及氧化應激保護等重要過程,植物缺Cu可能會影響幼葉以及生殖器官的發(fā)育[48].Lian等[28]最新的研究結果表明生菜(L.)在葉面暴露聚苯乙烯納米塑料時,根部的Cu含量會顯著下降,植株的抗病性可能會因此而發(fā)生改變.微塑料對大豆吸收微量營養(yǎng)元素的影響可能與多方面機制有關.其中,微塑料的物理堵塞作用可能會直接抑制植物根部吸收營養(yǎng)元素[49],從而使得大豆根部中的Mn, Fe以及Cu含量與對照相比會產生顯著差異,而地上部中三種微量元素的差異性則并不明顯(圖4).此外,微塑料還可能會通過影響某些水通道蛋白以及離子跨膜運輸,金屬離子運輸等過程[50-51],進而對植物吸收微量營養(yǎng)元素造成影響.

圖4 微塑料對大豆地上部中Mn(a), Fe (c), Cu (e)及根部中Mn(b), Fe (d), Cu (f)含量的影響(不同小寫字母表示同一指標下,不同微塑料處理組間的差異顯著(P<0.05))

A.對照; B.0.1% PEMPs; C.1% PEMPs; D.0.1% PLAMPs; E.1% PLAMPs

2.6 微塑料對大豆代謝的影響

使用GC-MS方法在大豆葉片中共鑒別出了29種代謝物質.微塑料對大豆代謝的影響如圖5所示. PLS-DA分析圖(圖5a)表明低濃度微塑料處理組與對照組分離,說明大豆葉片代謝受到了微塑料的干擾.各代謝物質的具體變化如圖5b所示.與對照相比,暴露于PEMPs尤其是0.1% PEMPs下的大豆植株,其氨基酸代謝有上調的趨勢,其中包括天冬氨酸、纈氨酸、絲氨酸、蘇氨酸、異亮氨酸、丙氨酸、甘氨酸以及酪氨酸.氨基酸在碳氮代謝中起著重要的作用[52],它們是植物葉片中蛋白質合成的主要物質[53].因此,氨基酸代謝的上調可能是PEMPs顯著提高大豆根部鮮重的原因之一.此外,氨基酸還可以通過調節(jié)離子運輸、充當滲透劑、控制氣孔開合以及參與防御相關的反應等方式來調節(jié)植物的生理生化功能[53-54].例如,絲氨酸是參與葉綠素合成的重要前體物質[55].在本研究中,0.1% PEMPs的處理可以使得絲氨酸代謝上調.Lian等[33]的研究表明,低濃度的聚苯乙烯納米塑料能夠使得小麥(L.)的絲氨酸代謝上調,從而對其光合作用進程造成影響.甘氨酸可以通過清除ROS和抑制炎癥反應等方式起到細胞保護劑的作用,通過穩(wěn)定細胞膜以及防止細胞壞死來改善免疫功能和各種類型的組織損傷[56]. PEMPs的暴露可以使得大豆甘氨酸代謝上調,說明大豆的抗氧化系統(tǒng)在此處理下被激活.

大豆葉片中的有機酸代謝在PLAMPs的暴露下會呈現(xiàn)不同程度的下調,主要包括蘋果酸、棕櫚酸、乳酸、丙二酸以及檸檬酸.低濃度PLAMPs的作用更為顯著(圖5b).有機酸是植物細胞中主要碳代謝(光合作用和呼吸作用)的中間體[57],有機酸代謝的下調表明大豆葉片中的能量消耗量可能超過了其積累量,大豆的生長狀態(tài)可能會因此受到影響.此外,大豆部分氨基酸(纈氨酸、天冬氨酸、酪氨酸、亮氨酸)以及糖類(來蘇糖、鼠李糖)代謝的下調也可以證實0.1% PLAMPs能夠抑制大豆生長這一規(guī)律.此外,有機酸還是一類重要的陽離子螯合劑,在很多非生物脅迫的解毒反應中都發(fā)揮著重要的作用[54,58-59].例如,蘋果酸是TCA循環(huán)的中間體,在植物氧化應激防御中起著重要的作用,已有研究發(fā)現(xiàn)它能夠激活生物體的耐受能力[60].在本研究中, 0.1% PLAMPs能夠使得蘋果酸代謝顯著下調.這一現(xiàn)象表明大豆的氧化應激系統(tǒng)受到了影響,與前面所得到的結果相一致.

圖5 大豆葉片代謝物的PLS-DA分析(a)和熱圖(b)

A.對照; B.0.1% PEMPs; C.1% PEMPs; D.0.1% PLAMPs; E.1% PLAMPs

3 結論

3.1 PEMPs可提高大豆根部鮮重,而0.1% PLAMPs能夠顯著抑制根部長度.地上部長度和鮮重均無顯著變化.

3.2 0.1% PEMPs主要通過上調大豆葉片中的絲氨酸代謝,提高根部中的Fe含量,進而對大豆幼苗的葉綠素含量起到促進作用.

3.3 0.1% PEMPs和1% PLAMPs可顯著提高大豆葉片中H2O2含量,而CAT活性在PLAMPs作用下顯著下降.表明大豆葉片的抗氧化系統(tǒng)受到了微塑料的干擾.

3.4 PEMPs導致大豆葉片中的氨基酸代謝上調,低濃度下效應更為顯著;0.1% PLAMPs能夠引起大豆葉片中有機酸以及糖類代謝下調.這可能是微塑料改變大豆幼苗長度及鮮重的原因所在.

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Impact of polyethylene and polylactic acid microplastics on growth, physio-biochemistry and metabolism in soybean ().

LIAN Yu-hang, LIU Wei-tao*, SHI Rui-ying, WANG Qi, LI Jian-tao, ZHENG Ze-qi

(Key Laboratory of Pollution Processes and Environmental Criteria, Ministry of Education/Tianjin Engineering Center of Environmental Diagnosis and Contamination Remediation, College of Environmental Science and Engineering, Nankai University, Tianjin 300350, China)., 2022,42(6)：2894～2903

The influence of bio (polylactic acid) and non-biodegradable (polyethylene) at two different concentrations (0.1%, 1%,/) on the growth, photosynthesis, oxidation resistance, nutritional quality, and metabolism of soybean () were deeply studied to reveal the ecotoxicological impact of microplastics with different biodegradability on crops. Results revealed that polyethylene microplastics (PEMPs) tend to increase the fresh weight ofroots. The treatment of 0.1% Polylactic acid microplastics (PLAMPs) inhibited the root length. Whereas, PEMPs enhanced the chlorophyll content ofsignificantly. The catalase (CAT) activity was decreased under PLAMPs, while the hydrogen peroxide (H2O2) content was increased by 0.1% PEMPs and 1% PLAMPs exposure. In addition, the Mn, Fe, and Cu content ofroots also changed, which had the most obvious impact with 0.1% PEMPs. Furthermore, the amino acid metabolisms inwere up regulated under PEMPs, while organic acid and sugar metabolisms were down regulated under 0.1% PLAMPs. Overall, the phytotoxicity of microplastics is closely related to their biodegradability and concentrations. Biodegradable microplastics at lower doses had the most profound effect on. These findings are expected to provide new insights into the effects of microplastics on crop plants in the future.

microplastics；phytotoxicity；photosynthesis；antioxidant enzyme；nutritional quality；metabolites

X171.5

A

1000-6923(2022)06-2894-10

廉宇航(1997-),女,河北承德人,南開大學碩士研究生,主要從事污染生態(tài)修復研究.

2021-11-05

國家自然科學基金項目(32171614);國家重點研發(fā)計劃頂目(2020YFC1808800)

*責任作者, 副教授, lwt@nankai.edu.cn