聚苯乙烯納米塑料與鉛脅迫對菠菜種子萌發(fā)和幼苗生長的影響*

郭琳琳,俎敬美,王晶晶,諶柄旭

(1.滄州師范學院生命科學系 滄州 061001;2.大連大學生命健康學院 大連 116622;3.滄州環(huán)創(chuàng)環(huán)保技術(shù)服務有限公司 滄州 061001)

2020 年全球塑料產(chǎn)量3.67 億t,預計到2050 年將會達11 億t[1]。由于塑料制品在自然環(huán)境中難以降解,其對生態(tài)環(huán)境所造成的影響已成為研究的熱點問題。塑料在生物體、風力、水流、紫外線等外力條件的作用下能夠被降解為＜5 mm 的塑料碎片,被稱為微塑料(microplastics,MPs),而粒徑小于1 μm的微塑料稱為納米塑料(nanoplastics,NPs)[2]。現(xiàn)今,對于MPs 污染的研究大多集中于海洋生態(tài)系統(tǒng),而其對于陸地生態(tài)系統(tǒng)的影響研究還相對較少。但是,相關(guān)研究表明,陸地作為塑料生產(chǎn)的源頭和匯集區(qū),每年釋放到土壤的MPs 大概是海洋的4～23 倍[3]。因此,MPs 很可能是首先與陸地系統(tǒng)中的生物群相互作用,并對陸地生態(tài)系統(tǒng)造成影響[4]。土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,近年來有關(guān)土壤MPs 的污染問題已成為生態(tài)環(huán)境領(lǐng)域的研究熱點。土壤中的MPs 主要由人類活動產(chǎn)生,來源于農(nóng)業(yè)用膜的降解、垃圾填埋、污水排放、廢水灌溉等,同時排放到環(huán)境中的MPs,又可經(jīng)過大氣沉降與地表徑流等方式重新進入到土壤中[5]。進入土壤中的MPs 不但可以釋放出有害物質(zhì),還可以從環(huán)境中吸附污染物,從而對土壤環(huán)境及生物體產(chǎn)生影響。MPs 可能通過胞吞作用、離子通道、載體蛋白或水通道蛋白、土壤碳或根系分泌物介導等途徑進入植物體,從而在食物鏈中累積,對人體產(chǎn)生不利影響[4,6]。

目前,僅有少數(shù)報道是圍繞MPs/NPs 對植物的影響進行研究的。例如,在對植物種子萌發(fā)和生長特征等的研究中,Pignattelli 等[7]發(fā)現(xiàn),不同類型的MPs (聚丙烯、聚乙烯、聚氯乙烯等)暴露均會抑制獨行菜(Lepidium sativum)種子的萌發(fā);粒徑20 nm的聚苯乙烯微球能夠抑制水稻(Oryza sativa)的根伸長,降低根的干重[8];而對伊樂藻(Elodeasp.)的研究發(fā)現(xiàn),粒徑為50～190 nm 的聚苯乙烯微粒會增加其根和芽的生物量[9]。也有部分研究人員對MPs 作用下植物的氧化防御體系進行了研究,Jiang 等[10]的研究發(fā)現(xiàn),粒徑5 μm 的聚苯乙烯MPs 脅迫會引起蠶豆(Vicia faba)幼苗體內(nèi)SOD 活性的升高,而1 μm 聚苯乙烯MPs 脅迫對貍藻體(Utricularia vulgaris)內(nèi)的SOD 活性無顯著影響,卻降低POD 的活性[11]?？梢?粒徑、聚合物組成、受試植物等因素均會影響MPs對植物體的作用。

除MPs 污染之外,重金屬污染也是影響我國土壤環(huán)境的重要因素之一。我國耕地中Pb、Hg 等重金屬污染面積約2000 萬hm2,大致占據(jù)耕地總面積的1/5[12]。已有研究發(fā)現(xiàn),土壤中提取的MPs 中含有不同濃度的Pb、Cd、Cu 等重金屬[10]。已有研究發(fā)現(xiàn),MPs 能夠促進螃蟹體內(nèi)Pb 的生物累積以及脂質(zhì)代謝酶的活性,并加重肝損傷,表明MPs 可以作為Pb 的潛在載體進入生物體內(nèi)[13-14]。劉玲等[15]的研究發(fā)現(xiàn),低濃度的MPs 能夠緩解Pb 對水稻幼苗根系的氧化脅迫,而高濃度的MPs 加劇了Pb 對水稻根系的氧化損傷。MPs 和Cd 共同暴露,會改變玉米(Zea mays)對Cd 的吸收,改變植物體的生理指標以及土壤的性質(zhì)[16]。由此可見,MPs 可以改變重金屬在生物體內(nèi)的毒理學效應。

菠菜(Spinacia oleracea)是莧菜科(Amaranthaceae)的一種可食用開花植物[17],是在我國普遍種植并廣泛食用的蔬菜作物。已有報道指出菠菜可以用于Pb和As 污染土壤的修復[18]。截至目前,有關(guān)Pb 與MPs/NPs 共同作用對菠菜的毒理學效應尚不明確。本研究以菠菜為研究對象,研究單一MPs/Pb 或二者復合污染條件下對菠菜種子萌發(fā)和幼苗生長的影響,并探討MPs 與Pb 可能的作用機理,以期為陸地生態(tài)系統(tǒng)中MPs 的生態(tài)風險評估以及蔬菜作物的栽培提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試菠菜種子購于滄州市某農(nóng)貿(mào)市場。Pb 溶液由Pb(NO3)2配制。單分散聚苯乙烯微球(PSNPs)購于無錫瑞格生物技術(shù)有限責任公司,粒徑為(100±10) nm。

1.2 試驗設計

選取顆粒飽滿、大小均勻、狀態(tài)良好的種子清水浸泡12 h。將種子取出并瀝干后放置托盤中,用鑷子將種子外殼剝掉,剝殼后的種子采用1% H2O2溶液浸泡消毒30 min,再用蒸餾水沖洗多次,用濾紙將種子表面的水分吸干后放入已洗凈消毒并鋪有兩層紗布的培養(yǎng)皿(直徑為9 cm)中,在每個培養(yǎng)皿中加入2 mL 蒸餾水以及2 mL Hoagland 營養(yǎng)液(按照硝酸鈣945 mg·L-1,硝酸鉀607 mg·L-1,磷酸銨115 mg·L-1,硫酸鎂493 mg·L-1,鐵鹽溶液2.5 ml·L-1,微量元素5 mL·L-1的濃度進行配制,并調(diào)整營養(yǎng)液pH=6),待種子萌發(fā)后置于人工氣候培養(yǎng)箱(RYQH-250F,上海姚氏儀器設備廠)內(nèi)培養(yǎng)(25 ℃恒溫、光照14 h),培養(yǎng)過程中及時觀察種子萌發(fā)情況并補充適量的蒸餾水。待菠菜幼苗第2 片真葉展開之前,將幼苗移栽到裝有25 mL Hoagland 營養(yǎng)液的100 mL 三角瓶中,放入人工氣候培養(yǎng)箱中繼續(xù)培養(yǎng),光暗周期為12 h∶12 h,溫度23 ℃,濕度60%,每3 d 更換一次培養(yǎng)液,在菠菜第3 片真葉展開后,選取長勢較好、一致的幼苗分別移栽到裝有Hoagland 營養(yǎng)液和不同處理液的三角瓶中,繼續(xù)培養(yǎng),并每天更換培養(yǎng)液,繼續(xù)培養(yǎng)14 d 后進行各項生理指標的測定[19]。試驗設置以下不同處理組,所有處理組均設置3 個重復。單一PSNPs 脅迫組: 在上述培養(yǎng)皿/三角瓶中分別加入2 mL 濃度為200 mg·L-1、400 mg·L-1、800 mg·L-1和1600 mg·L-1的PSNPs 懸浮液;單一重金屬Pb 脅迫組: 在上述培養(yǎng)皿/三角瓶中分別加入2 mL 濃度為5 mg·L-1、25 mg·L-1、50 mg·L-1和100 mg·L-1的Pb 溶液;PSNPs-Pb 復合污染組: 在上述培養(yǎng)皿/三角瓶中分別加入2 mL PSNPs (低濃度200 mg·L-1和高濃度800 mg·L-1)及Pb (低濃度5 mg·L-1和高濃度50 mg·L-1)的復合溶液(兩種溶液配比為1∶1);對照組: 加入2 mL蒸餾水。

1.3 測定方法

1.3.1 生長指標測定

在第7 天統(tǒng)計計算各生長指標,用直尺測定根長、芽長,其余各項生長指標的計算公式如下[20]:

式中:Gt為t天內(nèi)的發(fā)芽數(shù),Dt為對應的發(fā)芽天數(shù)。

1.3.2 幼苗生理指標測定

對幼苗進行暴露培養(yǎng)14 d 后,稱取新鮮健康的整株菠菜幼苗,低溫研磨,經(jīng)離心提取后,分別采用氮藍四唑法測定SOD 活性,采用愈創(chuàng)木酚法測定POD 活性,采用考馬斯亮藍G-250 染色法測定可溶性蛋白的含量[21]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

使用SPSS 23.0 軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析,采用單因素方差分析法(ANOVA)對不同處理組和對照組的數(shù)據(jù)進行分析比較(P＜0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 PSNPs 與Pb 脅迫對菠菜種子萌發(fā)的影響

2.1.1 PSNPs 或Pb 單獨脅迫對菠菜種子萌發(fā)的影響

發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)是表征種子成活度、發(fā)芽速度和整齊度以及種子活力的重要指標。由表1 可知,與對照組相比,單一PSNPs 脅迫下,隨著PS 濃度的升高,中高濃度(400 mg·L-1、800 mg·L-1、1600 mg·L-1)脅迫下菠菜種子的發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)均顯著低于對照組(P＜0.05),而低濃度PSNPs (200 mg·L-1)脅迫對菠菜種子的活力無顯著影響。由此可知,單一PSNPs 脅迫(≥400 mg·L-1)對菠菜種子的萌發(fā)具有抑制作用。單一重金屬Pb 脅迫(≥25 mg·L-1)顯著降低菠菜種子的發(fā)芽率、發(fā)芽指數(shù)(P＜0.05),而低濃度5 mg·L-1Pb 暴露對菠菜種子的發(fā)芽勢有輕微促進作用,但無顯著性差異。

表1 聚苯乙烯納米塑料(PSNPs)、Pb 單獨脅迫或復合污染對菠菜種子萌發(fā)及根長和芽長的影響Table 1 Effects of single or combined pollution of polystyrene nanoplastics (PSNPs) and Pb on seed germination,seedling root and shoot lengthes of spinach

低濃度200 mg·L-1PSNPs 脅迫對菠菜種子芽的伸長有顯著促進作用(P＜0.05),而其余濃度PSNPs 單獨脅迫對根長和芽長無顯著影響(表1)。5 mg·L-1低濃度Pb 暴露組的根長和芽長顯著(P＜0.05)高于對照組,而隨著Pb 濃度的增加(25 mg·L-1、50 mg·L-1、100 mg·L-1),菠菜種子的根和芽的生長受到抑制,除25 mg·L-1Pb 脅迫下芽長無顯著變化外,其余濃度組的根長和芽長均顯著低于對照組(P＜0.05)。由此可知,單一Pb 脅迫對菠菜種子的根和芽的伸長表現(xiàn)為“低促高抑”的作用規(guī)律。

2.1.2 PSNPs 與Pb 復合污染對菠菜種子萌發(fā)的影響

由表1 可知,相比于對照組,復合污染組對菠菜種子的發(fā)芽率無顯著影響,而低濃度200 mg·L-1PSNPs 與不同濃度Pb 復合脅迫顯著增加種子的發(fā)芽勢和發(fā)芽指數(shù)(P＜0.05),并促進根和芽的伸長;而高濃度800 mg·L-1PSNPs 與不同濃度Pb 復合脅迫則顯著降低種子的發(fā)芽勢(P＜0.05),降低發(fā)芽指數(shù),并抑制根和芽的生長。

與單一Pb 脅迫相比,不同濃度的PSNPs 與Pb復合顯著提高菠菜種子的發(fā)芽率和發(fā)芽指數(shù)(P＜0.05)。低濃度(200 mg·L-1) PSNPs 與不同濃度Pb復合脅迫能夠提高種子的發(fā)芽勢,而高濃度(800 mg·L-1) PSNPs 與Pb 復合脅迫會降低種子的發(fā)芽勢或無顯著影響。不同濃度PSNPs 與低濃度(5 mg·L-1)Pb 復合脅迫,會減弱低濃度Pb 的促進作用,而抑制菠菜種子根和芽的生長;不同濃度PSNPs 與高濃度(50 mg·L-1) Pb 復合,會緩解Pb 對根和芽生長的抑制作用。綜上可知,PSNPs-Pb 復合在影響菠菜種子萌發(fā)以及根、芽的生長時,總體表現(xiàn)為拮抗作用。

2.2 PSNPs 與Pb 脅迫對菠菜幼苗生理指標的影響

2.2.1 PSNPs 或Pb 單獨脅迫對菠菜幼苗SOD 和POD 活性的影響

SOD 和POD 是構(gòu)成植物抗氧化系統(tǒng)的主要酶,其活性水平能反映植物受外界逆境影響的程度。由表2 可知,相比于對照組,不同濃度PSNPs 脅迫下SOD 活性均降低,在中高濃度組(800 mg·L-1、1600 mg·L-1) SOD 活性受到顯著抑制(P＜0.05)。POD 活性在200 mg·L-1、400 mg·L-1、800 mg·L-1PSNPs 處理組均顯著高于對照組(P＜0.05);而在1600 mg·L-1PSNPs 處理POD 活性達最低,且顯著低于其他處理(P＜0.05)。不同濃度Pb 脅迫導致菠菜幼苗的SOD 活性呈劑量效應降低(P＜0.05),而POD 活性相比于對照組均顯著升高(P＜0.05)。

表2 聚苯乙烯納米塑料(PSNPs)、Pb 單獨脅迫或復合污染對菠菜幼苗生理指標的影響Table 2 Effects of single or combined pollution of polystyrene nanoplastics (PSNPs) and Pb on physiological indexes of spinach seedlings

2.2.2 PSNPs 或Pb 單獨脅迫對菠菜幼苗可溶性蛋白含量的影響

可溶性蛋白是植物體必備的營養(yǎng)物質(zhì),也是其進行生理代謝的重要調(diào)控物質(zhì)。由表2 可知,不同濃度PSNPs 脅迫下菠菜幼苗可溶性蛋白含量均有一定程度的增加,且表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢,但僅在400 mg·L-1和800 mg·L-1處理組顯著高于對照組(P＜0.05)。隨著Pb 濃度的升高,菠菜幼苗的可溶性蛋白含量先減少后增加,且在5 mg·L-1低濃度組略低于對照組,在25 mg·L-1、50 mg·L-1和100 mg·L-1組顯著高于對照組(P＜0.05)。

2.2.3 PSNPs 與Pb 復合污染對菠菜幼苗生理指標的影響

由表2 可知,PSNPs 與Pb 復合作用下,菠菜幼苗的SOD 活性均顯著低于對照組(P＜0.05)。相比于單一低濃度5 mg·L-1Pb 脅迫,PSNPs 與Pb 復合暴露顯著降低SOD 活性(P＜0.05),表明PSNPs 能夠加強Pb對SOD 活性的抑制作用,二者表現(xiàn)為協(xié)同作用。

與單一Pb 脅迫相 比,低濃度200 mg·L-1PSNPs 與Pb 復合脅迫顯著提高POD 活性(P＜0.05),二者表現(xiàn)為協(xié)同作用;而高濃度800 mg·L-1PSNPs 與Pb復合脅迫顯著抑制POD 活性(P＜0.05),說明高濃度PSNPs 能夠減弱Pb 對POD 活性的誘導作用,二者表現(xiàn)為拮抗作用。

與單一Pb 脅迫相 比,低濃度200 mg·L-1PSNPs 與Pb 復合對菠菜幼苗的可溶性蛋白含量無顯著影響,而高濃度(800 mg·L-1) PSNPs 與低濃度(5 mg·L-1) Pb 復合脅迫顯著增加可溶性蛋白含量(P＜0.05),表明PSNPs 可減弱5 mg·L-1Pb 對可溶性蛋白的抑制作用;而高濃度(800 mg·L-1) PSNPs 與高濃度(50 mg·L-1) Pb 復合脅迫顯著降低可溶性蛋白的含量(P＜0.05),PSNPs 會減弱50 mg·L-1Pb 對可溶性蛋白的促進作用。

綜上可知,PSNPs-Pb 復合對菠菜幼苗的影響主要是: 低濃度PSNPs 與Pb 主要表現(xiàn)為協(xié)同作用,而高濃度的PSNPs 與Pb 主要表現(xiàn)為拮抗作用。

3 討論

3.1 PSNPs 和Pb 污染對種子萌發(fā)的影響

本研究表明,單一PSNPs 脅迫顯著降低菠菜種子的發(fā)芽率、發(fā)芽勢和發(fā)芽指數(shù),能夠?qū)ΨN子萌發(fā)起到抑制作用。已有研究發(fā)現(xiàn),不同粒徑的MPs 暴露均會顯著降低水芹種子(Lepidium sativum)的發(fā)芽率[22-23]。而不同類型、不同粒徑的MPs 對小麥(Triticum aestivum)種子的發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)均起到抑制作用[24-25]。這些結(jié)果均與本研究結(jié)果相一致。MPs 抑制種子萌發(fā)的主要原因可能是MPs 顆粒堵塞種子囊中的孔隙,從而對種子萌發(fā)產(chǎn)生不利影響[22]。而在本研究中,低濃度(200 mg·L-1)的PSNPs 可以促進菠菜種子根和芽的伸長,而中高濃度(≥400 mg·L-1)的PSNPs 對種子根和芽的伸長無顯著影響。研究發(fā)現(xiàn),低濃度PSNPs 能夠促進大豆(Glycine max)種子的根和芽的伸長[26]。Bosker 等[22]研究發(fā)現(xiàn)低濃度下50 nm、500 nm NPs 能夠促進水芹種子根的伸長,這可能是由于低濃度的NPs 更易被植物體所吸收,并誘導α-淀粉酶活性,為根和芽的生長提供更多的能量[27]。但是,也有一些研究發(fā)現(xiàn),MPs 的暴露會抑制種子根和芽的生長[28-30]。本研究中采用的PSNPs 為粒徑小于1 μm 的NPs,相比于MPs,NPs 的粒徑更小、流動性更強,更加容易穿透生物體表面,引起植物體內(nèi)更為復雜的毒理學效應[31]。因此,與以往研究相比,MPs 對根長和芽長的不同影響可能與MPs 的聚合物組成、MPs 的質(zhì)量濃度、供試植物的種類等因素有關(guān)[32]。

本研究發(fā)現(xiàn),單一重金屬Pb 脅迫能夠抑制菠菜種子的萌發(fā),這與前人的研究結(jié)果一致[33-36]。而本研究中,單一Pb 脅迫對菠菜種子根和芽生長的影響表現(xiàn)為“低促高抑”的規(guī)律。楊文玲等[35]的研究發(fā)現(xiàn),低濃度Pb 對早熟禾(Poa annua)和狗牙根(Cynodon dactylon)種子根長和出苗率也具有低促高抑的作用規(guī)律;張雅莉等[37]在研究Pb 對硬粒小麥種子根和芽的影響時也發(fā)現(xiàn)了相同的規(guī)律,這些均與本研究結(jié)果一致。分析原因,低濃度的重金屬脅迫可能會誘發(fā)植物體內(nèi)的某些生理代謝途徑,并提高某些酶的活性,從而對種子根、芽的伸長起到一定促進作用;而高濃度的重金屬會阻礙植物細胞分裂和生長,抑制蛋白酶和淀粉酶的活性,從而影響代謝,抑制種子的萌發(fā)[35,37]。但也有研究發(fā)現(xiàn),不同濃度的Pb 脅迫均會對植物種子的根和芽的伸長起抑制作用[38-40]。分析原因,可能主要與Pb 的脅迫濃度以及受試植物的品種有關(guān)。

在復合污染對菠菜種子的萌發(fā)影響研究中,不同濃度MPs 與不同濃度Pb 復合均會減弱Pb 單獨作用下的抑制/促進作用,MPs-Pb 整體表現(xiàn)為拮抗作用。分析原因,可能是在菠菜種子萌發(fā)的過程中,MPs 顆粒堵塞種子囊中的孔隙[22],進而阻礙了Pb 的吸附,從而二者表現(xiàn)出拮抗作用。王澤正等[20]的研究發(fā)現(xiàn)MPs 與重金屬鎘復合對水稻種子生長特性、根長和芽長的影響總體表現(xiàn)出一定的拮抗作用,這與本文的研究結(jié)果一致。

3.2 PSNPs 和Pb 污染對幼苗生長的影響

本研究發(fā)現(xiàn),PSNPs 單獨脅迫下,SOD 活性在中高濃度組(800 mg·L-1、1600 mg·L-1)受到顯著抑制;而POD 活性在中低濃度(200 mg·L-1、400 mg·L-1、800 mg·L-1)處理組升高,而在最高處理組1600 mg·L-1受到顯著抑制。中低濃度下POD 活性的上升,可能是低濃度的PSNPs 增強了活性氧(ROS)刺激酶編碼基因的表達,從而提高了抗氧化酶POD 的活性,而高濃度下PSNPs 可能會破壞抗氧化防御系統(tǒng),從而抑制SOD 和POD 的活性[32]。廖苑辰等[41]研究發(fā)現(xiàn),粒徑100 nm PSNPs 處理小麥后,SOD 活性始終低于對照組,POD 活性在中低濃度組極顯著高于對照組;黃獻培等[42]發(fā)現(xiàn)當MPs 濃度高于750 mg·L-1時菜心(Brassica campestris)幼苗中SOD 活性均顯著低于對照組,濃度低于750 mg·L-1時無顯著影響;也有研究[21,43]發(fā)現(xiàn),中低濃度的聚乙烯MPs 能顯著提高蠶豆幼苗和花生(Arachis hypogaea)幼苗的POD 活性,這些研究與本研究結(jié)果一致。但是,也有研究[44]發(fā)現(xiàn),低濃度的MPs 對小麥幼苗的SOD、POD 活性無顯著影響,中高濃度能提高SOD、POD 的活性,這與本研究的結(jié)果不同,分析原因可能是由于MPs 粒徑、質(zhì)量濃度以及受試植物的不同造成的。另外,本研究發(fā)現(xiàn),單一Pb 脅迫抑制菠菜幼苗的SOD 活性,而誘導POD 活性升高。林琳等[45]的研究發(fā)現(xiàn),不同濃度、不同暴露時間的Pb 顯著抑制生菜(Lactuca sativa)幼苗的SOD 活性,而誘導POD 的活性,這與本研究的結(jié)果一致,即Pb 脅迫引起POD 活性上升,誘發(fā)機體的調(diào)節(jié)反應,而抑制SOD 酶的活性,造成損傷。

在對可溶性蛋白的研究中發(fā)現(xiàn),PSNPs 單獨脅迫引起可溶性蛋白含量先升高后降低。已有研究發(fā)現(xiàn),粒徑80 nm 的PSNPs 對兩種外生菌根真菌彩色豆馬勃(Pisolithus tinctorius)和松乳菇(Lactarius delicious)可溶性蛋白的影響,也表現(xiàn)為相同的規(guī)律[46]。但是,也有研究發(fā)現(xiàn)粒徑70 nm PSNPs 脅迫會引起菜心幼苗可溶性蛋白含量先升高后降低,而粒徑20 μm聚苯乙烯微球脅迫導致可溶性蛋白含量始終低于對照組[42];100～400 nm PSNPs 和10～15 μm 聚苯乙烯微球均會引起生菜幼苗的可溶性蛋白含量降低[47],這與本研究的結(jié)果不一致。分析原因,可能是受試植物暴露時間不同,生菜幼苗是在暴露培養(yǎng)28 d 后進行可溶性蛋白的測定,而菜心幼苗的暴露則是在種子出芽試驗結(jié)束后即停止并進行測定,而本研究的菠菜幼苗是在第三片真葉展開后暴露14 d 后進行測定,暴露時間的不同會導致外源物質(zhì)在植物體內(nèi)的影響不同;另一方面,可能是MPs 的粒徑不同造成的,本研究采用的是100 nm 的PSNPs,粒徑更小,比表面積更大,更易引起植物體內(nèi)更為復雜的生理效應。本研究中,單一Pb 脅迫引起菠菜幼苗中可溶性蛋白含量先降低后升高,且在中高濃度(25 mg·L-1、50 mg·L-1、100 mg·L-1)組顯著高于對照組。王芳洲等[48]對秋茄(Kandelia obovata)幼苗處理14 d 后,發(fā)現(xiàn)可溶性蛋白含量隨PbCl2濃度升高呈現(xiàn)先降后升的趨勢;也有研究發(fā)現(xiàn),Pb 脅迫下,金絲草(Pogonatherum crinitum)根系可溶性蛋白含量則先減后增[49],這些結(jié)果與本研究的一致。以上結(jié)果表明,單一的PSNPs 或Pb 脅迫,能夠使菠菜幼苗體內(nèi)的可溶性蛋白含量處于較高水平,間接平衡了細胞的滲透勢,維持正常的代謝水平。

本研究中,相比于Pb 單獨脅迫,低濃度PSNPs 與Pb 復合污染抑制SOD 活性,而提高POD 活性,對可溶性蛋白含量無顯著影響;而高濃度的PSNPs 與Pb 復合抑制SOD、POD 的活性,對可溶性蛋白的影響表現(xiàn)為與Pb 單獨脅迫相反的影響(即Pb 5 mg·L-1+PSNPs 800 mg·L-1增加菠菜幼苗的可溶性蛋白含量,緩解了5 mg·L-1Pb 單獨脅迫下對可溶性蛋白含量的抑制;而Pb 50 mg·L-1+PSNPs 800 mg·L-1降低了菠菜幼苗的可溶性蛋白含量,抑制了50 mg·L-1Pb 單獨作用下可溶性蛋白含量的升高)。劉玲等[15]的研究發(fā)現(xiàn),與Pb 處理組相比,低濃度PSNPs 與Pb復合降低了水稻幼苗的SOD 活性,提高了POD 的活性,而高濃度PSNPs 與Pb 復合對水稻幼苗造成更大毒害,主要表現(xiàn)為抗氧化酶活性的下降;WANG 等[50]的研究也表明較低質(zhì)量濃度(1 mg·L-1)的PSNPs 與Pb 復合對微囊藻(Microcystis aeruginosa)的生長表現(xiàn)為協(xié)同作用,上述研究的結(jié)果與本研究基本一致。分析原因,可能是低濃度的PSNPs 吸附Pb2+后,作為其載體穿過細胞壁的孔洞、幼苗側(cè)根的縫隙或者通過內(nèi)吞作用進入植物體內(nèi),二者發(fā)揮協(xié)同效應,從而增加Pb 的毒性;而高濃度的PSNPs 會發(fā)生團聚效應[32],導致游離態(tài)的PSNPs 減少,降低對Pb 的吸附;另一方面團聚體的形成會阻礙菠菜幼苗對Pb2+的吸收,從而使二者表現(xiàn)為拮抗作用。

4 結(jié)論

1) PSNPs (≥400 mg·L-1)與Pb 單獨脅迫均會對菠菜種子的發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)等起抑制作用,低濃度PSNPs (200 mg·L-1)脅迫對菠菜種子根和芽的伸長起促進作用,而單一Pb 脅迫對菠菜種子的根和芽的伸長表現(xiàn)為“低促高抑”的作用規(guī)律。

2) PSNPs 單獨脅迫抑制菠菜幼苗的SOD 活性,對POD 活性表現(xiàn)為“低促高抑”的作用規(guī)律;單一Pb脅迫抑制菠菜幼苗的SOD 活性,而誘導POD 活性;高濃度的PSNPs (200 mg·L-1)-Pb (50 mg·L-1、100 mg·L-1)脅迫均會顯著提高菠菜幼苗中的可溶性蛋白的含量。

3)相比于單獨Pb 脅迫,PSNPs-Pb 復合污染會緩解Pb 對菠菜種子萌發(fā)以及種子根、芽生長的抑制作用,二者表現(xiàn)為拮抗作用;PSNPs-Pb 復合污染對菠菜幼苗的影響是低濃度(200 mg·L-1) PSNPs-Pb 復合效應主要表現(xiàn)為協(xié)同作用,而高濃度(800 mg·L-1)PSNPs 與Pb 復合污染會進一步加強Pb 對菠菜幼苗的毒害作用。