不同粒徑商品聚乙烯微塑料對2種蔬菜種子發芽和幼苗生長的影響

栗敏，劉強，曹東東，邵夢瑩，劉一帆，羅先香,2，李鋒民,2，鄭浩,2,*

1. 中國海洋大學近海環境污染控制研究所，海洋環境與生態教育部重點實驗室，青島 266100 2. 青島海洋科學與技術國家實驗室，海洋生態與環境科學功能實驗室，青島 266237

微塑料(MPs)是指環境中<5 mm的塑料碎片或顆粒[1-2]，按其來源分為初生MPs和次生MPs[1]。初生MPs指直接排入環境中的塑料顆粒，如個人洗護產品中的塑料微珠和工業研磨劑等，次生MPs指環境中的塑料在物理、化學、生物因素的作用下破碎分解形成的小碎片和微粒[3]。由于其獨特的非天然聚合物結構以及含有豐富的異生物質，MPs具有“不易消亡或環境持久”的物理和化學綜合效應[4]，可能對全球生態環境健康構成重大風險，已經成為全球性的熱點環境問題。最早MPs的研究主要聚焦于海洋和淡水生態系統[5]，陸地生態系統中MPs污染的研究起步較晚。然而，與水生生態系統相比，陸地生態系統可能更容易受到MPs的污染。據估計，每年釋放到陸地生態系統中的MPs豐度可能是釋放到水生生態系統中的MPs的4倍～23倍[6]。另外，陸地生態系統中的MPs也是水生生態系統中MPs污染的重要來源[7]。土壤MPs的污染現象廣泛存在，已在耕地、林地、草地和建設用地等土壤中均被檢出[8]。其中，農田土壤系統被認為是MPs的關鍵源匯之一[9]，也是MPs與土壤動物、植物及微生物作用的熱點區域[10]。農業地膜的殘留[11]、廢水灌溉[12]、土壤改良劑的使用[13]和大氣沉降[14]等是MPs進入農田土壤的主要途徑。聚乙烯(PE)地膜因其農藝效益而被廣泛應用于現代農業。據估計，20世紀末全世界每年有1.0×106t地膜用于農業生產[15]。僅在美國，2004年就使用了1.3×105t地膜[16]。在中國，地膜使用量在2015年增加到1.5×106t，地膜覆蓋面積達到1.8×107hm2以上[17]。地膜的大規模使用造成了土壤中MPs的廣泛殘留[10]。研究表明，MPs顆粒的累積及其化學添加劑(如抗氧化劑、穩定劑和著色劑等)的浸出可顯著改變土壤理化性質(如降低土壤容重、促進水分蒸發和改變土壤結構等)[18]，影響土壤碳(C)、氮(N)和磷(P)等養分元素的生物地球化學循環過程[19]，改變微生物群落結構和土壤酶活性[20]，影響植物生長[21]，危害土壤動物生存[22]，進而影響土壤生態系統的結構和功能。因此，關注MPs尤其是聚乙烯微塑料(PE-MPs)對土壤生態系統的影響，明確其潛在生態效應對評估MPs的生態風險具有重要意義。

植物在生態系統的物質循環、能量流動和信息傳遞中發揮關鍵作用，是土壤生態系統的重要組成部分，也是人類食物的重要來源。因此，了解MPs對植物，尤其是蔬菜等農作物的影響，是MPs風險評估的關鍵環節和目前研究的熱點[23]。近年來，越來越多的研究表明，MPs可通過直接或間接作用促進或抑制植物生長[21-28]。Qi等[21]率先關注了土壤MPs污染對作物生長的影響，發現大顆粒(7 mm×6 mm)和小顆粒(0.05～1 mm)MPs暴露均顯著抑制了小麥(Triticumaestivum)的營養生長和生殖生長，且可生物降解地膜的抑制程度強于聚乙烯地膜。Boots等[22]隨后發現聚乳酸MPs(65.6 μm)可以抑制黑麥草(Loliumperenne)的發芽和地上部的生長。更有甚者，Lozano和Rillig[24]發現MPs污染會改變植物群落結構，影響植物物種的優勢度。然而，一些研究也發現MPs污染促進了植物的生長。例如，de Souza Machado等[25]發現聚酰胺和聚酯MPs均不同程度地促進了洋蔥(Alliumfistulosum)的生長。Lian等[26]通過發芽和水培實驗發現聚苯乙烯納米塑料(PS-NPs)對小麥種子萌發沒有影響，但通過調節能量代謝和氨基酸代謝促進了幼苗的生長。植物根系由于具有固著、吸收和儲藏等多方面的功能，在植物生長發育及對環境脅迫的響應中發揮著至關重要的作用[27]。Sun等[28]首次發現帶正電荷的PS-NPs會在擬南芥(Arabidopsisthaliana)根系聚集，誘導活性氧的積累和根系分泌物的產生，抑制植物生長和幼苗發育；然而帶負電的PS-NPs對擬南芥的影響較小，但會通過質外體途徑進入維管束并在植物根系累積。Li等[23]發現微米及亞微米的塑料顆?？梢酝ㄟ^植物根系裂縫進入根系，并通過蒸騰作用傳輸到植物的莖和葉中?？梢?，除對植物的直接毒性外，小粒徑的MPs還可能進入植物體，破壞植物內各細胞和分子的穩態調節。因此，植物毒性研究中關注MPs的粒徑效應至關重要。另外，MPs對植物的影響也與其形狀、表面性質、內源污染物、濃度和植物類型等密切相關[24-28]。但是，目前MPs對植物生長的影響及機制尚存在很多不確定性，MPs對土壤中高等植物特別是典型農作物的直接毒性研究相對較少，對蔬菜種子發芽和幼苗生長綜合影響的研究仍處于起步階段。

西紅柿(Lycopersiconesculentum)和辣椒(CapsicumannuumL.)是世界上最重要的蔬菜作物之一，在全球范圍內的使用量逐年升高[29-30]。且其作為雙子葉植物的代表，研究MPs對其不同生長階段的影響具有重要的科學意義。因此，本研究以PE-MPs為代表，利用發芽實驗和盆栽實驗探究不同粒徑的PE-MPs在不同污染濃度下對典型蔬菜西紅柿和辣椒種子發芽和幼苗生長的影響。研究結果將為農業土壤生態系統中MPs生態風險評估提供理論依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實驗材料

實驗用PE-MPs購于上海陽勵機電科技有限公司，其由塑料原料微粒研磨制得。塑料粒徑分別為1 000目、250目和80目，分別命名為PE-S、PE-M和PE-L。供試土壤采自山東省招遠市(37.43N, 120.33E)農田表層土(0～20 cm)。土壤經自然風干后過2 mm篩備用。土壤pH為4.98，總碳(TC)為1.37%，總氮(TN)為0.17%。供試西紅柿和辣椒種子購買于青島嶗山區北龍口種子站。

1.2 MPs的表征

利用ATR-FTIR光譜儀(Tensor 27，Bruker Optics，德國)確定塑料類型。利用貝克曼分析儀(LS I3 320，Beckman Coulter，美國)測定PE-MPs顆粒的粒徑分布。利用HITACHI S-4800掃描電鏡分析3種PE-MPs的表面形態結構特征。利用元素分析儀(MicroCube，Elementar，德國)測定PE-MPs中C和H的含量。每個樣品設置3個平行，取平均值并計算PE-MPs樣品中的H/C的原子比。利用物理化學吸附儀(Autosorb-1C-TCD Ready，Quantachrome，美國)通過N2吸附-解吸法測定其比表面積、孔體積和平均孔徑[31]。PE-MPs浸出液的提取和分析采用如下方法[32]：土壤和超純水以1∶5的比例在室溫下150 r·min-1震蕩30 min，靜置8 h，用0.45 μm醋酸纖維濾膜過濾得到土壤溶液。之后分別向含有30 mL超純水和土壤水溶液(土水比為1∶5)的頂空瓶中添加0.75 g PE-MPs，在室溫下150 r·min-1振蕩14 d，過0.45 μm醋酸纖維濾膜，收集濾液，以備溶解性有機碳(DOC)測定。分別使用pH計(AB150，Thermo Fisher Scientific，美國)和TOC分析儀(Elementar TOC-Vcpn，Shimadzu，日本)以超純水和土壤溶液作為空白對照，測定浸出液pH值和DOC的含量。

1.3 發芽實驗

本研究選取西紅柿和辣椒為受試植物進行發芽實驗。發芽試驗具體步驟如下：將種子浸泡在30%的H2O2中30 min進行表面消毒，用蒸餾水沖洗5次后，于飽和CaSO4溶液中浸泡過夜后，用蒸餾水沖洗3次后備用。分別取不同質量的PE-MPs配制濃度依次為0%、0.1%、0.5%、1%、2%和5%(m%)的懸浮液。于含有雙層無菌濾紙的培養皿(90 mm)中，分別放入20粒受試種子，隨后分別加入5 mL不同濃度的PE-MPs懸浮液。每個處理設置4個平行。所有培養皿置于25 ℃的生物培養箱(KRC-250CL，Keelrein，中國)中黑暗培養。西紅柿和辣椒分別培養12 d和14 d。每天補充水分，同時記錄西紅柿和辣椒種子的發芽數并在培養結束后量取幼苗的根長和莖長。種子發芽勢(RE)、發芽率(GR)和種子活力指數(SVI)的計算利用如下公式[28]：

(1)

(2)

(3)

式中：M1為發芽過程中日發芽種子數最大時的發芽數量；M2為發芽試驗結束時發芽種子的數量；M為供測種子總數；S為發芽種子莖長；R為發芽種子根長。

1.4 盆栽實驗

選取上述西紅柿和辣椒種子進行盆栽實驗。具體步驟為：向供試土壤中分別加入不同質量的PE-MPs，使其濃度依次為0%、0.1%、0.5%、1%、2%和5%(m%)。PE-MPs的濃度是依據農田土壤中MPs的環境濃度(0.004%～1.88%)和植物毒理學試驗暴露濃度(0～16%)確定的[8,33-34]。將80 g混勻后的土壤裝于預清洗的花盆(60 mm×28 mm×53 mm)中，加入蒸餾水使其達到最大持水量(WHC)的60%，活化2 d后，在每個花盆中播3粒種子。每個處理設3個重復。置于溫室中光照培養30 d。每天定時稱量澆水至60%WHC，且定期隨機改變花盆位置，盡量減小光照帶來的系統誤差。培養結束后，采集植物幼苗，分為地上部和地下部根系，記錄生物量鮮質量。用蒸餾水將植株根系沖洗干凈，濾紙吸干水分，利用根系掃描儀(10000XL，Epson Scanning，日本)，運用WinRHIZO軟件(Prp.2005，Regent，加拿大)分析根系形態。之后地上部和地下部于105 ℃下殺青30 min后，于60 ℃烘干至恒質量，記錄生物量。

1.5 數據處理

使用Excel 2016和Origin 2018進行實驗結果的處理分析及圖表繪制。雷達圖可以用來反映某種污染物對生物相關參數的影響[35]。使用Origin 2018繪制PE-MPs對植物生長綜合影響的雷達圖。采用SPSS 20.0軟件對實驗數據進行顯著性差異分析(Duncan檢驗，P=0.05)。使用R 4.0.3軟件(Corrplot 軟件包)對PE-MPs的性質和植物的各項生長指標進行Pearson相關性分析。

2 結果(Results)

2.1 微塑料的基本性質

PE-MPs的FTIR光譜如圖1(a)所示。3種粒徑的PE-MPs均在2 920 cm-1和2 852 cm-1出現了較強的吸收峰，這主要是由于PE聚合物中—CH2—的C—H的不對稱振動和C—H的對稱伸縮振動引起[36]。此外在1 466 cm-1和723 cm-1處也出現了2個較小的吸收峰，分別歸因于—(CH2)n—中的C—H的變形振動和—(CH2)n—中的C—C的搖擺振動。這些特征峰的出現與PE的標準紅外譜峰[36]及文獻報道中PE的特征峰一致[37]，說明所購買的受試材料種類符合要求。另外，元素分析結果發現PE-MPs的整體C含量達到了84.9%～85.3%，H含量為13.6%～16.2%(表1)，說明其含碳量較高，且與其他2種粒徑相比，PE-M的含碳量最大。3種PE-MPs的H∶C比為1.91～2.29，與根據其分子式計算的理論值非常接近[38]，進一步說明這3種粒徑的塑料顆粒均為PE-MPs。通過粒徑分析發現PE-S、PE-M和PE-L的平均粒徑分別為23、54和155 μm(圖1(b)～(d))，符合預期的粒徑要求。SEM的結果進一步證實了粒徑的差異(圖1(e)～(j))。且觀察表面形貌可發現，PE-S表面褶皺，大多為不規則的微米級顆粒，片層狀及孔隙結構較多，許多粒徑較小的顆粒聚合在一起形成粒徑略大的微球。PE-M的形狀大多數為近似球形，個別呈棒狀，表面有裂痕。PE-L多為近似球形或棒狀顆粒，但其表面相對光滑平整，裂隙結構較少。這與比表面積分析的結果一致(表1)。PE-MPs的比表面積相對較小，整體約在0.543～1.363 m2·g-1，其中PE-S的比表面積最大。此外，PE-MPs的微孔體積和平均孔徑分別為0.0016～0.0120 cm3·g-1和9.06～35.1 nm，且隨粒徑降低，其微孔體積和平均孔徑逐漸增大(圖1(k)～(l))。

表1 聚乙烯微塑料(PE-MPs)的物理化學性質Table 1 The physicochemical properties of polyethylene microplastics (PE-MPs)

此外，不同粒徑的PE-MPs在超純水中浸出液的pH存在差異(圖1(m))。與PE-M、PE-L相比，PE-S的pH較高，這可能是由于小粒徑的PE-MPs中的抗氧化劑和穩定劑等添加劑(如二苯甲酮-3)更易釋放導致的[39]。土壤溶液中，不同粒徑的PE-MPs浸出液pH無顯著差異，這主要是因為土壤溶液具有一定的緩沖能力。PE-MPs在超純水中DOC的釋放量為0.02～0.08 mg·g-1(以C計)(圖1(n))。PE-S釋放的DOC濃度遠高于PE-M和PE-L。Romera-Castillo等[40]在PE浸出液中檢測到低濃度的DOC(0.26～8.9 μg·cm-2(以C計))，這與我們的研究結果一致。另外，PE-MPs在土壤溶液中DOC的釋放量(0.14～0.32 mg·g-1(以C計))遠高于超純水體系，這可能是由于土壤復雜的環境加劇了PE-MPs中添加劑的釋放。

圖1 PE-MPs的基本性質注：(a) FTIR；(b)～(d) 粒徑分布；(e)～(j) SEM；(k) PE-MPs的N2吸附曲線；(l) PE-MPs的孔徑分布；(m) pH；(n)～(o) 溶解性有機碳(DOC)；不同字母表示不同處理之間存在顯著差異(P<0.05)。Fig. 1 Characterization of PE-MPsNote: (a) FTIR; (b)～(d) Size diameter; (e) ～(j) SEM; (k) N2 adsorption isotherms of PE-MPs; (l) Pore distribution of PE-MPs; (m) pH; (n)～(o) Dissolved organic carbon (DOC); different letters indicate significant difference between different treatments (P<0.05).

2.2 微塑料對西紅柿和辣椒種子發芽的影響

PE-MPs對2種作物種子發芽的影響如圖2所示。對西紅柿而言，PE-S僅在5%的暴露濃度下顯著抑制了種子RE和GR，抑制程度分別為31.1%和25.1%(圖2(a)～(b))。0.1%、1%、2%和5%暴露濃度下，西紅柿種子的莖長顯著降低(圖2(c))，而在1%～5%的暴露濃度下，其根長受到顯著抑制(圖2(d))。SVI可反映GR和生長量的綜合狀況。PE-S僅在高濃度(5%)下顯著抑制了西紅柿的SVI，抑制率達到50.8%(圖2(e))。與PE-S相比，PE-M在1%～5%的暴露濃度下均顯著抑制了西紅柿種子的RE(圖2(a))，但僅在2%的暴露濃度下抑制西紅柿種子的GR，抑制率達到14.2%(圖2(b))。與RE類似，西紅柿的莖長在1%～5%的暴露濃度下受到顯著抑制，抑制率為11.5%～34.7%(圖2(c))。但僅5%暴露濃度的PE-M顯著降低了其根長(圖2(d))。此外，2%和5%濃度的PE-M暴露顯著降低了西紅柿的SVI(圖2(e))。對于PE-L，0.5%～5%濃度的MPs暴露均顯著抑制了西紅柿的RE、GR和種子根長，抑制程度分別為16.1%～24.5%、13.7%～17.8%和7.82%～16.3%(圖2(a)～(b), 圖2(d))。但PE-L對西紅柿莖長的影響呈現低促高抑的趨勢，在0.1%的濃度下顯著促進了西紅柿莖長，在2%和5%的暴露濃度下則對西紅柿莖長呈現抑制效果(圖2(c))。此外，PE-L在1%～5%的暴露濃度下均不同程度降低了西紅柿的SVI，降低程度達到17.8%～33.7%(圖2(e))。且不同粒徑的PE-MPs在不同濃度下對西紅柿種子萌發的影響存在差異。在0.1%的暴露濃度下，PE-M顯著提高了西紅柿種子的GR。但在0.1%、1%和5%的暴露濃度下，與PE-L相比，對PE-S對西紅柿莖長的抑制程度更大。而僅在5%的暴露濃度下，PE-MPs對西紅柿根長的影響表現出相似的趨勢。

對辣椒而言，PE-S僅在0.1%的暴露濃度下顯著提高了其RE，但在0.5%和5%的暴露濃度下顯著抑制了其GR(圖2(f)～(g))。且PE-S在5%的暴露濃度下均顯著抑制了辣椒的莖長、根長和SVI(圖2(h)～(j))。區別于PE-S，PE-M對辣椒RE無顯著影響(圖2(f))，但在5%的濃度下顯著降低了辣椒的GR、莖長和根長(圖2(h)～(i))，且在0.1%、0.5%、2%和5%濃度的PE-M暴露下均顯著抑制了其SVI，抑制程度為9.27%～45.4%(圖2(j))。對PE-L而言，僅在5%的濃度下促進了辣椒的RE(圖2(f))，但對其GR無顯著影響(圖2(g))。PE-L在高濃度(2%和5%)下均顯著抑制了辣椒種子莖的生長(圖2(h))，但對根長的影響呈現低濃度促進高濃度抑制的趨勢(圖2(i))。此外，高濃度的PE-L也顯著抑制了辣椒的SVI，且在5%暴露濃度下抑制程度最大(圖2(j))。

圖2 PE-MPs對西紅柿(a)～(e)和辣椒(f)～(j)種子萌發的影響注：RE表示種子發芽勢；GR表示發芽率；SVI表示種子活力指數；不同字母表示不同處理之間存在顯著差異(P<0.05)。Fig. 2 Effect of PE-MPs on seed germination of tomato (a)～(e) and pepper (f)～(j)Note: RE stands for germination potential; GR stands for germination rate; SVI stands for seedling vigour index; different letters indicate significant difference between different treatments (P<0.05).

不同粒徑的PE-MPs在不同濃度下對辣椒種子萌發的影響存在差異。在5%的暴露濃度下，與PE-M和PE-L相比，PE-S顯著降低了辣椒種子RE和SVI。此外，高濃度(5%)暴露下，PE-M和PE-S對辣椒根長的影響也存在顯著差異，與PE-M相比，PE-S對其抑制程度更大。

2.3 微塑料對農作物幼苗生長的影響

為了更好地模擬植物在MPs污染土壤中的生長狀況，本研究通過盆栽實驗，探究了3種粒徑PE-MPs對農作物幼苗生長的影響(圖3)。結果顯示，對西紅柿而言，僅5%暴露濃度的PE-S顯著抑制了其株高和地上部鮮質量，抑制程度分別為19.1%和28.7%。但對地下部鮮質量和植物干質量無顯著影響(圖3(a)～(c))。而不同濃度的PE-M暴露對西紅柿幼苗生長無顯著影響。此外，不同濃度PE-L暴露對西紅柿株高和幼苗干質量無顯著影響，但0.5%暴露濃度的PE-L會顯著促進西紅柿地上部鮮質量，且在0.1%、1%和2%的暴露濃度下對其地下部分鮮質量的抑制程度最大(圖3(a)～(c))。對辣椒而言，不同濃度的PE-S暴露對其株高、幼苗鮮質量和地下部鮮質量無顯著影響，但5%暴露濃度的PE-S會顯著抑制辣椒地上部鮮質量，抑制程度達到40.1%(圖3(d)～(f))。而PE-M和PE-L對辣椒幼苗生長無顯著影響。

圖3 PE-MPs對西紅柿(a)～(c)和辣椒(d)～(f)幼苗生長的影響注：不同字母表示不同處理之間存在顯著差異(P<0.05)。Fig. 3 Effect of PE-MPs on seedling growth of tomato (a)～(c) and pepper (d)～(f)Note: Different letters indicate significant difference between different treatments (P<0.05).

2.4 微塑料對植物根系的影響

PE-MPs對幼苗根系形態的影響如表2所示。在2%和5%的暴露濃度下，PE-S會顯著促進西紅柿的根長，促進程度分別為57.4%和39.2%。但不同濃度的PE-S暴露對西紅柿根體積、根面積和根尖數均無顯著影響。此外，不同濃度下PE-M和PE-L暴露對西紅柿根系形態無顯著影響(表2)。對辣椒而言，在不同暴露濃度下，不同粒徑的PE-MPs對辣椒根系形態均無顯著影響(表2)。

表2 PE-MPs對西紅柿和辣椒根系發育的影響Table 2 Effects of PE-MPs on root development of tomato and pepper

不同粒徑PE-MPs對作物發芽和幼苗生長階段的綜合影響如圖4所示。不同濃度PE-MPs暴露下，西紅柿和辣椒的生長狀況存在差異。對西紅柿而言，高濃度的PE-S和PE-L暴露均抑制了其生長，而PE-M對其影響程度較小。對辣椒而言，在高濃度下不同粒徑的PE-MPs均顯著抑制其生長，且PE-S對其影響程度較大。PE-MPs對作物的影響與培養環境相關，在更為復雜的土壤環境中，PE-MPs對作物的影響程度減弱。這一結果與發芽和盆栽實驗的研究結果一致。對PE-MPs特性與植物生長參數進行相關性分析(圖5)，發現PE-MPs粒徑與RE呈顯著負相關，與發芽莖長呈顯著正相關，平均孔徑影響程度與之相反，這說明在發芽實驗中粒徑越小、平均孔徑越大，對種子萌發的影響程度越大。此外，在幼苗生長階段，PE-MPs的比表面積與株高呈顯著正相關，微孔體積與地下鮮質量和地上干質量呈顯著正相關，這說明在土壤環境中MPs的孔隙越多，可能越有利于植物生長。

圖4 PE-MPs對西紅柿(a)～(c)和辣椒(d)～(f)種子發芽和幼苗生長影響的總覽圖Fig. 4 Overview of the effects of PE-MPs on germination and seedling growth of tomato (a)～(c) and pepper (d)～(f)

3 討論(Discussion)

3.1 微塑料對西紅柿和辣椒種子發芽的影響

種子萌發是植物生長、發育繁殖的決定性過程，是植物生命周期中最關鍵的階段[41]，對生物多樣性的形成具有重要的生態意義。污染物對種子萌發的影響是判斷其對植物毒性效應的首要指標。本研究發現隨著暴露濃度的增加，PE-MPs對植物種子萌發率和活力抑制程度增強(圖2)。這可能是由于PE-MPs在種子表皮和根毛上積累，造成物理堵塞，降低種子活性導致的(圖2)。這與Bosker等[42]的研究結果一致，其發現MPs可能在水芹種子(LepidiumsativumL.)的表皮和根系積累，抑制種子萌發和根系生長。此外，PE-MPs對種子發芽的抑制效果也可能與其有毒添加劑的浸出高度相關。在發芽后期，高濃度(5%)MPs對幼苗莖長和根長抑制最顯著，這可能是由于PE-MPs有毒添加劑的釋放導致了活性氧積累[26]，誘導植物產生氧化應激[20]，且碳水化合物相關代謝酶活性受限，損害了植物自身的調節網絡[43]。Pearson相關性分析發現MPs粒徑與種子RE呈顯著負相關，與發芽種子莖長呈正相關，說明PE-MPs的粒徑對種子萌發具有重要影響(圖5)。導致這種現象的原因可能是由于PE-MPs粒徑越大，在種子表皮越易聚集，物理堵塞效果更強，導致發芽勢顯著降低。但隨根系的伸長及根毛的發育，物理堵塞對其影響程度逐漸減小。MPs添加劑的積累誘導的氧化損傷成為抑制種子發芽的主要因素。PE-MPs的粒徑越小，其浸出液的pH越高、DOC含量越大，對植物根系的損傷可能越劇烈。此外，小粒徑的MPs更易進入植物組織[23]，并在根中積累，堵塞營養物質的運輸，因而，粒徑越小，對發芽種子莖長的抑制程度越強。目前已有大量研究表明，納米(1～100 nm)、亞微米(100 nm～1 μm)和微米(1～5 μm)尺寸的MPs可被擬南芥、小麥等植物根系吸收，并通過蒸騰作用在植物體內遷移擴散[22, 28]。微塑料進入植物體的方式主要包括質外體途徑、木質部通路和裂縫進入模式[22, 26, 28]。本研究發現，在5%的暴露濃度下，與其他2種粒徑相比，PE-S對種子萌發的抑制程度更大，這可能是由于PE-S中存在的亞微米級塑料(圖2(a)～(b))，通過質外體通路及裂縫進入模式在作物中積累，進而抑制植物生長[22, 28]。然而，Lian等[26]研究發現0.01～10 mg·L-1的PS-NPs對小麥種子萌發沒有影響，且對其幼苗生長呈現促進效果。這主要是由于PS-NPs暴露調節了小麥能量代謝和氨基酸代謝水平，加速了能量的產生過程。這種差異可能與植物和MPs的類型差異有關。不同植物具有不同的種皮結構和根結構，對外界脅迫的響應存在差異。而不同種類的MPs由于顆粒本身化學結構及添加劑的不同對植物的影響存在差異。因此，為了更好地了解土壤-植物系統中塑料殘留對植物萌發的影響，需要進一步研究不同粒徑和類型的MPs暴露對不同植物的生態效應。

圖5 PE-MPs特性與植物生長參數的相關性分析注：從藍色到紅色代表皮爾遜相關系數從-1到1的變化，*表示P<0.05。Fig. 5 Pearson correlation analysis of basic properties of PE-MPs and plant growthNote: Colors from blue to red represent changes in the Pearson correlation coefficient from -1 to 1, and * represents P<0.05.

3.2 微塑料對作物幼苗生長的影響

作物幼苗期是其生長發育的關鍵環節，幼苗期作物的生長發育直接影響果實的產量和品質，是植物生命周期中的重要階段。由于幼苗期作物的脆弱性和敏感性，探究該階段污染物對幼苗生長發育的影響對于明確污染物的生態風險具有重大意義。大量的研究發現氧化鋅、氧化鈦等納米顆粒暴露可以內化到植物中，在植物幼苗和細胞水平上造成毒性效應[44]。區別于納米材料，MPs具有非天然聚合物結構以及含有豐富的異生物質，具有物理和化學綜合效應，其對幼苗生長發育的影響不容忽視[4]。本研究發現，5%暴露濃度的PE-S會顯著抑制西紅柿和辣椒幼苗的生長。這可能是由于PE-MPs在植物根部聚集，阻礙植物對水分及營養物質的吸收進而抑制植物生長[45](圖6)。此外，MPs添加劑如抗氧化劑(三亞磷酸酯、二十八烷基二硫化物)、穩定劑(氧化鈣、碳酸鎂)、阻燃劑(氫氧化鋁、三氧化二銻)和著色劑(銅、不溶性有機顏料)等的浸出也是抑制植物生長的重要因素[46]。這些化學物質可能改變幼苗中活性氧(ROS)代謝酶的活性[28]，擾亂植物中的氧化還原穩態[20]、碳水化合物代謝和植物激素調節網絡進而抑制其生長[43]。此外，進入土壤中的MPs還可以通過改變土壤結構，影響土壤肥力和養分，改變土壤微生物的群落結構影響植物生長[18-20]。本研究中，與發芽實驗相比，盆栽實驗PE-MPs對作物的毒性顯著降低(圖2和圖3)。這可能是由于土壤作為一個較復雜的生態體系，作物在其中的生長受到土壤理化性質、酶和微生物等多種因素的調節。PE-MPs暴露后，能有效促進土壤團聚體的形成，降低植物根部的穿透阻力，改善土壤通氣性，進而降低PE-MPs對植物的毒性[18]。目前大量的研究基于水培體系[26, 41, 44]，由于培養體系相對單一，忽視了MPs在復雜土壤環境中的生態效應，可能高估了MPs的生態毒性。此外，微生物在植物生長發育過程中發揮重要作用，PE-MPs暴露可能緩解其他污染物對土壤微生物群落結構的影響，進而緩解植物微生物組的變化，調節植物生長發育[47]。Dong等[48]發現聚苯乙烯、聚四氟乙烯和砷共同暴露降低了土壤中變形菌門(Proteobacteria)的豐度，增加了綠彎菌門(Chloroflexi)和酸桿菌門(Acidobacteria)的豐度，且MPs的加入抑制了砷對根際土壤微生物和化學性質的影響。MPs對土壤的影響很大程度上取決于MPs的濃度和暴露時間[9]。本研究中，可能由于土壤復雜的物理環境，微生物的作用促進了土壤C、N、P等養分循環，提升了土壤的養分有效性[19]。土壤作為一個復雜的生態系統，殘留的MPs也可能富集其他污染物(如抗生素、有機污染物)[49]，部分耐藥菌及人類致病菌也可能在其上定殖，從而加劇MPs的植物毒性[4]，這需要未來進一步研究。

圖6 PE-MPs對植物生長的影響Fig. 6 Effect of PE-MPs on plant growth

植物多樣性是陸地生態系統的關鍵屬性，有超過30萬種可食用的植物，構成了人類的主要食物來源[50]。因植物具有較高的遺傳多樣性，它們對外界刺激和環境脅迫的反應可能不同，因此預期會出現物種依賴性反應[51]。本研究發現，PE-MPs對西紅柿和辣椒的毒性效果存在差異(圖3)。不同植物的種皮結構和根系結構(木質部和韌皮部)的差異可能會影響種皮對污染物的滲透能力，這可能是導致物種依賴反應的關鍵因素之一[44]。不同植物除了遺傳多樣性的差異外，種子大小也可能是影響種子萌發和生長的重要因素。粒徑較小的種子因具有較高的表面積與體積比而有助于促進植物與污染物的相互作用[51]。另外，目前的研究大多只關注了MPs暴露對單一植物生長的影響，忽視了MPs對植物群落的影響。當前僅有一篇文章報道了MPs暴露會改變溫帶草原生態系統中植物群落的結構，影響植物物種的優勢度，但對于其他環境尤其是農業生態系統中植物群落的影響尚無報道。因此，在以后的實驗中要關注不同種類植物對MPs的響應，尤其應關注MPs對植物群落的影響，以加深對MPs在土壤-植物生態系統中的環境行為和生態風險的認識。

3.3 微塑料對植物根系的影響

根系是植物的重要組成部分，它具有固著、支撐、吸收、輸導、合成、儲藏和繁殖等多方面的功能，在生態系統物質和能量循環中發揮著十分重要的作用[27]。植物面對環境脅迫時可以通過促進根系延伸來應對壓力環境[52]。本研究發現，隨著暴露濃度的增加，PE-S會顯著促進西紅柿幼苗根系的伸長，而對辣椒而言，PE-M對其影響更大(表2)。這可能是由于進入土壤中的PE-MPs降低了土壤容重，增加了土壤孔隙度和通氣性[18]，促進了植物根系在土壤中的延伸，誘導根系脅迫導致的。此外，也有大量研究表明MPs暴露會降低植物根系水通道蛋白的活性，誘導氧化應激，改變根系抗氧化酶的含量，降低根系生物量[20, 42]。如Sun等[28]研究發現PS-NH2納米塑料可以誘導根系分泌物的形成，促進根中活性氧的積累，改變根表皮細胞的形狀，促進根成熟區腫脹，加劇根系損傷。MPs對植物根系的影響可能與塑料類型、粒徑、濃度以及植物種類有關。因此，在以后的實驗中要關注不同種類和粒徑的MPs對植物根系形態及發育的影響，以明確MPs對植物生長的潛在脅迫。

本研究采用不同濃度的PE-MPs探究其對不同植物種子萌發和幼苗生長的影響。然而，本研究未測定PE-MPs暴露前后土壤相關指標的變化情況以及微生物群落結構的變化，不能確定影響幼苗生長的直接或間接因素，也未考慮MPs顆粒本及其添加劑對植物生長影響的貢獻。因此。未來的研究應進一步揭示MPs特性及其添加劑釋放的規律，明確MPs性狀與毒性效應之間的內在機制，揭示MPs顆粒本身與添加劑對植物生長影響的貢獻度。此外，本研究的另一個局限是選取單一塑料在實驗室規模進行實驗，未來的研究中應該選取不同類型的MPs進行田間實驗，確定不同種類的微塑料對自然條件下植物生長的影響。