王澤正，楊亮，李婕，付東東，胡維薇，范正權(quán)，彭麗成*

（1.海南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，海口 570100；2.海南省農(nóng)林環(huán)境過程與生態(tài)調(diào)控重點實驗室，?？?570100；3.墣錦環(huán)境工程（海南）有限公司，海口 570105）

近年來，新型污染物微塑料引起了全球的廣泛關(guān)注[1-3]。據(jù)統(tǒng)計，土壤中的微塑料污染十分普遍，其豐度可能是海洋中的 4～23 倍[1，4]。其中，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程因大量使用農(nóng)用塑料薄膜、有機肥等農(nóng)資，或通過污水灌溉、大氣沉降等途徑而導(dǎo)致農(nóng)田土壤中積累的微塑料含量遠高于海洋[5-10]。有研究報道我國經(jīng)有機肥施用進入農(nóng)田土壤的微塑料含量高達52.4～26 400.0 t[1]。上海郊區(qū)農(nóng)田土壤中微塑料殘留達（78.00±12.91）個·kg-1土（0～3 cm 土層）和（62.50±12.97）個·kg-1土（3～6 cm 土層）[11]。由此，土壤生態(tài)系統(tǒng)被認為是受微塑料污染最為嚴重的陸地生態(tài)系統(tǒng)[12-13]，微塑料污染可能成為陸地生態(tài)系統(tǒng)的新威脅[14-15]。

農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中的微塑料可造成土壤質(zhì)地和結(jié)構(gòu)的物理化學(xué)變化（如增加孔隙率、改變團粒結(jié)構(gòu)），改變生物物理環(huán)境，從而影響生物適應(yīng)性和土壤功能，降低土壤生物多樣性及其功能多樣性，并對陸地系統(tǒng)的水循環(huán)和生態(tài)系統(tǒng)功能以及土壤生物的多樣性產(chǎn)生影響[16-19]。當(dāng)微塑料對土壤中植物營養(yǎng)元素的循環(huán)過程產(chǎn)生一定擾動時，植物種子萌發(fā)及生長特性也可能隨之受到影響[5，7，20-21]。如連加攀等[5]發(fā)現(xiàn)，乙烯-乙酸乙烯酯共聚合物（EVA）、低密度聚乙烯（LDPE）和聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA）會不同程度地影響小麥種子的發(fā)芽和幼苗生長。在物理特性上，微塑料在環(huán)境中可進一步降解成納米級塑料甚至更小的顆粒，使其比表面積增大，成為更有效的污染物吸附劑和載體，并對動物和人類健康構(gòu)成威脅[4]。此外，（微）塑料容易在環(huán)境中發(fā)生老化，在湍流、鹽度和紫外線輻射等外部作用下，其表面電荷、粗糙度、孔隙度、極性和疏水性都會增加，這些特性使其成為從環(huán)境中吸收更多污染物如重金屬、持久性有機污染物（POPs）等的完美載體[6-7]。付東東等[8]研究了微米級聚苯乙烯對銅的吸附特性，結(jié)果表明其對銅有一定的吸附能力。楊杰等[22]研究了微塑料對四環(huán)素的吸附，結(jié)果表明不同種類的微塑料（如聚苯乙烯、聚酰胺和聚乙烯等）對四環(huán)素均有一定的吸附能力。

除微塑料污染之外，我國土壤同時面臨較為嚴重的重金屬污染，其中鎘較為常見[23]。調(diào)查表明，土壤中鎘的含量遠高于背景值，我國鎘污染耕地面積達1 300 萬hm2，多地區(qū)農(nóng)田在一定程度上受到污染[24-26]。鎘易被植物吸收并累積，影響人類對土壤的長期利用和作物種植安全，甚至可通過食物鏈最終威脅人類健康[23，26-27]。

水稻是我國的主要糧食作物，全國60%以上的人口以稻米為主食[28]。有關(guān)重金屬對水稻種子萌發(fā)的影響已有較多研究，但針對新型污染物微塑料與重金屬復(fù)合污染對水稻種子萌發(fā)特性的影響尚未見報道。土壤中可能同時存在微塑料和重金屬鎘，二者極可能會發(fā)生不同的交互作用。因此，本文采用水稻作為供試植物，以重金屬鎘和兩種典型微塑料——聚苯乙烯（mPS）與聚對苯二甲酸類塑料（mPET）為研究對象，主要研究其單一及復(fù)合污染對水稻種子萌發(fā)特性的影響，旨在探討共存污染物對農(nóng)作物的生態(tài)效應(yīng)，為后期評估微塑料污染對作物的生態(tài)毒理效應(yīng)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試水稻為Y 兩優(yōu)900（國審稻2016044，實測發(fā)芽率為95%）。過氧化氫（H2O2，30%）和氯化鎘（CdCl2·2.5H2O）均為分析純。實驗中所用塑料聚苯乙烯（PS）購買于上海阿拉丁生化科技股份有限公司（CAS 號：9003-53-6），聚對苯二甲酸乙二醇酯（PET）購買于No.8863 華潤（中國常州）。兩種塑料顆粒經(jīng)液氮冷凍干燥后由高速破碎機研磨成粒徑為200～300 μm 的微塑料mPS 和mPET。經(jīng)掃描電子顯微鏡（圖1）可見，微塑料粒徑分布較為均勻。

1.2 實驗方法

采用1.5%H2O2溶液浸泡健康飽滿的參試水稻種子20 min，去離子水反復(fù)沖洗并浸泡6 h 后將種子瀝干備用。將20 粒水稻種子整齊擺放于鋪有兩層濾紙的培養(yǎng)皿（直徑為9 cm）中。本研究主要參考了連加攀等[5]研究中設(shè)置的微塑料濃度，同時結(jié)合前期預(yù)實驗結(jié)果，設(shè)置了單一和復(fù)合實驗中的外加微塑料量。鎘暴露濃度參考陳杰[28]的研究，并結(jié)合前期預(yù)實驗結(jié)果進行設(shè)置。具體操作中，將定量微塑料撒在濾紙上，盡量使其分布均勻，使水稻種子受到的暴露一致。

單一污染實驗：在上述培養(yǎng)皿中分別加入5 mL濃度為100、300、500、1 000 mg·L-1和1 500 mg·L-1的微塑料（mPS 和 mPET）懸浮液；2、5、10 mg·L-1和 50 mg·L-1鎘溶液。所有處理設(shè)置3次重復(fù)。

復(fù)合污染實驗：基于上述單一污染實驗結(jié)果，在培養(yǎng)皿中分別加入5 mL mPS 和mPET（100 mg·L-1和500 mg·L-1）及鎘（2 mg·L-1和10 mg·L-1）的復(fù)合溶液，所有處理設(shè)置3 次重復(fù)，探究二者復(fù)合對水稻種子發(fā)芽的影響。

對照組：用等量的去離子水培養(yǎng)，所有處理設(shè)置3次重復(fù)。

將處理好的培養(yǎng)皿置于生化培養(yǎng)箱（型號LRH-150），在25 ℃的條件下培養(yǎng)7 d。培養(yǎng)過程中，每日記錄小麥種子萌發(fā)情況，并加入適量的去離子水以補償蒸發(fā)的水分，保持培養(yǎng)液的濃度不變。補充的水量根據(jù)預(yù)實驗階段的結(jié)果確定，大致為：在未加濾紙和種子的情況下，向培養(yǎng)皿中加入5 mL 去離子水，蓋上蓋，在與處理組實驗條件相同的情況下，每隔24 h 測定培養(yǎng)皿中剩余水的體積，間接計算出每日的蒸發(fā)水分量，約0.3～0.5 mL。

1.3 測定方法

以幼芽達到種子長度一半，根長與種子等長作為發(fā)芽標(biāo)準，第7 d 統(tǒng)計發(fā)芽率、平均胚根長和胚芽長。胚根長度與胚芽長度用1/10 cm尺子人工測量。發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)等指標(biāo)的計算公式如下：

式中：Gt為td內(nèi)的發(fā)芽數(shù)；Dt為對應(yīng)的發(fā)芽天數(shù)，d。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

實驗結(jié)果均以平均值±標(biāo)準偏差（Mean±SD）表示，采用Excel 2010 對數(shù)據(jù)進行處理，采用SPSS 23.0對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，其中，單一實驗采用單因素ANOVA檢驗分析，復(fù)合實驗采用雙因素方差分析。

采用計算生長凈變化量（ΔI）[29]的方法來判斷微塑料和鎘對水稻種子萌發(fā)的聯(lián)合作用：

式中：IMPs+Cd、ICd、IMPs和ICK為微塑料與鎘復(fù)合、單獨加入鎘和單獨加入微塑料以及空白對照的生長變化。ΔI=0，微塑料與鎘之間無交互作用；ΔI＞0，微塑料與鎘之間存在拮抗作用；ΔI＜0，微塑料與鎘之間存在協(xié)同作用。

2 結(jié)果與分析

2.1 單一微塑料對水稻種子發(fā)芽的影響

2.1.1 單一微塑料對水稻種子發(fā)芽率的影響

發(fā)芽率是衡量種子在污染物脅迫下萌發(fā)能力強弱的重要指標(biāo)。在微塑料暴露下，水稻種子的發(fā)芽率為86.7%～96.7%（圖2），表明大部分水稻種子在微塑料影響下仍可以萌發(fā)，但不同的微塑料對水稻種子發(fā)芽的影響有所差異。在mPS暴露下，水稻種子的發(fā)芽率基本表現(xiàn)為低促高抑的規(guī)律（圖2a），即mPS 濃度較低時（100 mg·L-1和300 mg·L-1）對水稻種子的發(fā)芽有所促進，濃度較高時（＞300 mg·L-1）對水稻種子的發(fā)芽表現(xiàn)出一定的抑制作用。值得注意的是，與500 mg·L-1和 1 500 mg·L-1的 mPS 相比較，1 000 mg·L-1mPS對水稻種子的抑制作用減弱，發(fā)芽率與空白對照組相同。相比而言，mPET 對水稻種子發(fā)芽率的影響為低促中抑高恢復(fù)（圖2b）。濃度為100 mg·L-1（低濃度）時，mPET 促進了水稻種子的發(fā)芽；濃度為300 mg·L-1時，對水稻種子的發(fā)芽幾乎無影響，發(fā)芽率與空白對照組相同；濃度升高至500 mg·L-1和1 000 mg·L-（1中濃度）時，水稻種子的發(fā)芽受到抑制；然而當(dāng)濃度為1 500 mg·L-（1高濃度）時，mPET 對水稻種子的抑制作用消失，甚至出現(xiàn)發(fā)芽率高于空白對照組的現(xiàn)象。

2.1.2 單一微塑料對水稻種子生長特性的影響

mPS 處理對水稻種子發(fā)芽勢的影響基本表現(xiàn)為抑制作用（表1），各處理間差異不顯著（P＞0.05）。mPS 濃度為500 mg·L-1時，對水稻種子發(fā)芽勢的抑制作用最大。mPS 處理對水稻種子發(fā)芽指數(shù)的影響基本表現(xiàn)為低促高抑的規(guī)律（表1），即低濃度（100 mg·L-1）促進，中、高濃度（300、500、1 000 mg·L-1和1 500 mg·L-1）抑制，其中 1 500 mg·L-1的 mPS 的抑制作用顯著（P＜0.05）。mPS 處理對水稻種子活力指數(shù)的影響基本表現(xiàn)為促進作用，在濃度為1 000 mg·L-1時，促進作用顯著（P＜0.05）。

相比而言，mPET 處理對水稻種子發(fā)芽勢的影響基本表現(xiàn)為抑制作用（表1），僅1 500 mg·L-1時表現(xiàn)為促進作用，但促進作用較弱，各處理間差異不顯著（P＞0.05）。與對照組相比，mPET 處理對水稻種子發(fā)芽指數(shù)的影響基本表現(xiàn)為低促中抑高恢復(fù)的規(guī)律，即低濃度（100 mg·L-1）促進，中濃度（300、500 mg·L-1和1 000 mg·L-1）抑制，高濃度（1 500 mg·L-1）促進作用恢復(fù)，但與對照組相比差異均不顯著（P＞0.05）。mPET處理對水稻種子活力指數(shù)的影響基本表現(xiàn)為促進作用，在濃度為1 500 mg·L-1時，促進作用顯著（P＜0.05）。然而，500 mg·L-1的mPET 對水稻種子活力指數(shù)的影響表現(xiàn)為抑制作用。在微塑料暴露時，對水稻種子生長特性的影響結(jié)論不一，與對照組相比，處理組mPS（1 000 mg·L-1）和mPET（1 500 mg·L-1）顯著地增強了處理組中水稻種子的活力指數(shù)（P＜0.05)，而這兩個處理在對水稻中的發(fā)芽勢和發(fā)芽指數(shù)上分別表現(xiàn)出不顯著地抑制或促進作用（表1）。

表1 單一微塑料及重金屬鎘對水稻種子生長特征的影響Table 1 Effects of single MPs（mPS，mPET）and Cd on seeds growth characteristics of rice

2.1.3 單一微塑料對水稻種子根長和芽長的影響

由圖3a 可知，mPS 和mPET 對水稻芽的生長均起促進作用，具體表現(xiàn)為微塑料高濃度（1 000 mg·L-1和1 500 mg·L-1）和低濃度（100 mg·L-1）時，促進作用較強，中濃度（300 mg·L-1和500 mg·L-1）時，促進作用較弱。由圖3b可知，mPS和mPET 對水稻根的生長影響基本表現(xiàn)為促進作用。有所不同的是，500 mg·L-1的mPET 對水稻的根長有所抑制，但抑制作用較弱?？傮w來說，單一微塑料對水稻種子根和芽的生長影響相對較小。

2.2 單一重金屬鎘對水稻種子發(fā)芽的影響

2.2.1 單一鎘對水稻種子發(fā)芽率的影響

在鎘脅迫下，隨著鎘濃度的升高，水稻種子的發(fā)芽率呈下降趨勢（圖4）。鎘脅迫對水稻種子發(fā)芽率的影響總體表現(xiàn)出低促高抑的規(guī)律，鎘溶液濃度較低時（2 mg·L-1和5 mg·L-1），對發(fā)芽率起促進作用，當(dāng)鎘溶液濃度升高時（10 mg·L-1和50 mg·L-1）則抑制發(fā)芽率。

2.2.2 單一鎘對水稻種子生長特性的影響

鎘污染對水稻種子的生長特性指標(biāo)（發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)及活力指數(shù)）基本表現(xiàn)為低促高抑的規(guī)律（表1），但具體表現(xiàn)有所差異。鎘濃度為2 mg·L-1和5 mg·L-1時，對水稻種子的生長特征指標(biāo)均表現(xiàn)為促進作用。當(dāng)鎘濃度增加至10 mg·L-1和50 mg·L-1時，對水稻種子的發(fā)芽勢和發(fā)芽指數(shù)均表現(xiàn)出抑制作用，而10 mg·L-1的鎘對水稻種子的活力指數(shù)表現(xiàn)為促進作用。由表1 可知，隨著鎘脅迫濃度的升高，水稻種子的生長特征指標(biāo)均呈現(xiàn)出下降趨勢。與對照組相比，鎘脅迫濃度在 2 mg·L-1和 50 mg·L-1時差異顯著（P＜0.05）。

2.2.3 單一鎘對水稻芽長和根長的影響

單一鎘對水稻芽生長的影響表現(xiàn)為低促高抑的規(guī)律（圖5），低濃度（2、5 mg·L-1和10 mg·L-1）促進芽的生長，高濃度（50 mg·L-1）抑制芽的生長。與對照組相比，促進作用和抑制作用均不顯著（P＞0.05）。

單一鎘對水稻根生長的影響也表現(xiàn)為低促高抑的規(guī)律（圖5），低濃度（2 mg·L-1和5 mg·L-1）促進根的生長，濃度為10 mg·L-1時不影響根的生長，高濃度（50 mg·L-1）顯著抑制根的生長。

2.3 微塑料-鎘復(fù)合污染對水稻種子發(fā)芽的影響

2.3.1 微塑料-鎘復(fù)合對水稻種子發(fā)芽率的影響

低濃度mPET與鎘的復(fù)合作用促進了水稻種子的發(fā)芽，較高濃度mPET 與鎘的復(fù)合作用幾乎不影響水稻種子的發(fā)芽（圖6a）。鎘濃度一定時，mPET 濃度升高，對發(fā)芽率的促進作用減弱，即100 mg·L-1的mPET與鎘溶液（2 mg·L-1和10 mg·L-1）的復(fù)合作用促進水稻種子發(fā)芽；500 mg·L-1的mPET 與鎘溶液（2 mg·L-1和10 mg·L-1）的復(fù)合作用幾乎不影響水稻種子的發(fā)芽。

低濃度鎘溶液與mPS 的復(fù)合作用對水稻種子的發(fā)芽有所抑制，但抑制作用較小，較高濃度鎘與mPS的復(fù)合作用對水稻種子的發(fā)芽幾乎無影響（圖6b）。mPS 濃度一定時，鎘濃度升高，對發(fā)芽率的抑制作用減弱，即2 mg·L-1的鎘溶液與mPS（100 mg·L-1和500 mg·L-1）的復(fù)合作用抑制水稻種子的發(fā)芽；10 mg·L-1的鎘溶液與 mPS（100 mg·L-1和 500 mg·L-1）的復(fù)合作用對水稻種子的發(fā)芽無明顯影響，發(fā)芽率與對照組相近。

2.3.2 微塑料-鎘復(fù)合對水稻種子生長特性的影響

由表2可知，微塑料-鎘的復(fù)合效應(yīng)對水稻種子的發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)的影響均表現(xiàn)為促進作用，且對活力指數(shù)的促進作用顯著（P＜0.05）。微塑料-鎘的復(fù)合效應(yīng)對水稻種子發(fā)芽勢的影響基本表現(xiàn)為促進作用，僅10 mg·L-1的鎘溶液和500 mg·L-1的mPS、2 mg·L-1的鎘溶液和500 mg·L-1的mPS的復(fù)合作用對水稻種子的發(fā)芽勢起抑制作用。對比單一污染物脅迫，高濃度微塑料（500 mg·L-1）與鎘的復(fù)合效應(yīng)對水稻種子生長特征的影響基本表現(xiàn)為拮抗作用，如對發(fā)芽勢均表現(xiàn)為拮抗作用，這表明在兩種污染物（微塑料-鎘復(fù)合）脅迫下，水稻種子的發(fā)芽率比單一（微塑料或鎘）污染脅迫下高，對水稻種子的影響降低。低濃度微塑料（100 mg·L-1）與低濃度鎘（2 mg·L-1）的復(fù)合效應(yīng)對水稻種子的發(fā)芽指數(shù)為協(xié)同作用，即低濃度微塑料會增強低濃度鎘對水稻種子發(fā)芽的抑制作用。

2.3.3 微塑料-鎘復(fù)合對水稻根長和芽長的影響

由表3 可知，微塑料-鎘復(fù)合效應(yīng)能夠顯著促進水稻芽的生長（P＜0.05），且不同處理下，對芽的生長的促進作用差異不大。微塑料-鎘復(fù)合效應(yīng)對水稻根生長的影響幾乎表現(xiàn)為促進作用。對比單一污染物，低濃度的mPS（100 mg·L-1）與低濃度的鎘溶液對根和芽的生長為協(xié)同作用，這與表2 中低濃度微塑料與低濃度鎘對水稻種子的協(xié)同作用相似。低濃度（100 mg·L-1）的mPET 與高濃度（10 mg·L-1）的鎘溶液的復(fù)合效應(yīng)也為協(xié)同作用。根生長受到的復(fù)合影響比芽大。

3 討論

發(fā)芽率、發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)等是衡量農(nóng)作物種子發(fā)芽能力的重要指標(biāo)，活力指數(shù)是反映農(nóng)作物種子品質(zhì)的重要參數(shù)[30-31]。鎘脅迫對水稻種子的萌發(fā)具有不同程度的影響。根據(jù)陳杰[28]的研究，低濃度鎘對水稻種子的萌發(fā)有促進作用，高濃度鎘會影響水稻種子的發(fā)芽率，且隨鎘濃度增加，抑制作用增強；鎘對水稻幼根生長的影響，在低濃度下即表現(xiàn)為抑制作用，根長隨鎘濃度的增加而遞減。閆靜等[32]研究指出，鎘對根生長的影響要大于芽。本研究結(jié)果表明，鎘對水稻種子萌發(fā)特性的影響基本表現(xiàn)為低促高抑，且隨著鎘濃度的升高，各項指標(biāo)均呈現(xiàn)下降的趨勢。鎘濃度較高時，其能顯著抑制根的生長，此結(jié)論與前人的研究結(jié)果基本吻合。

表2 微塑料-鎘復(fù)合污染對水稻種子生長特征的交互作用Table 2 Combined effects of MPs and Cd on growth characteristics of rice seeds

表3 微塑料-鎘復(fù)合污染對水稻種子根長和芽長的交互作用Table 3 Combined effects of MPs and Cd on root length and bud length of rice seeds

當(dāng)前，農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中微塑料與作物之間相互作用的研究較少，微塑料對植物的作用機理尚不清晰[5，7，13]。 本 研 究 發(fā) 現(xiàn) mPS 和 mPET 在 低 濃 度 時 對 水稻種子的發(fā)芽起促進作用，中濃度起抑制作用，高濃度抑制作用減弱，或無影響甚至是促進作用。劉鎣鎣等[9]研究了聚乙烯微塑料對綠豆發(fā)芽的毒性效果，指出聚乙烯微塑料的植物毒性與粒徑和濃度密切相關(guān)，粒徑越小、濃度越高，其植物毒性可能越強。微塑料本身所帶的電荷和粒徑可能會影響水稻種子對微塑料的吸收和吸附[6，33]。低中濃度下粒徑可能是影響微塑料生物效應(yīng)的主要原因，微塑料粒徑變小，其比表面積增大，可能更利于水稻對微塑料的吸附[5，9]。當(dāng)微塑料的濃度較高時，其容易發(fā)生團聚，導(dǎo)致溶液中游離態(tài)微塑料濃度減小，即實際發(fā)揮作用的濃度降低，從而減弱對水稻種子發(fā)芽率的抑制，甚至無影響以及起到促進作用[6，34]。團聚后，微塑料的粒徑會阻礙吸附，從而降低水稻種子對微塑料的可接觸性，減輕發(fā)芽脅迫[5]。與對照組相比，微塑料對水稻種子的根長和芽長均起一定的促進作用，表明一定量的微塑料有助于水稻種子的生長，與連加攀等[5]和劉鎣鎣等[9]的研究相比有所不同，可能是由微塑料種類和粒徑的差異所造成的。與鎘相比較，微塑料對水稻種子生長的影響較小。

在研究微塑料與重金屬的聯(lián)合作用時，考慮到不同條件下微塑料對重金屬的吸附量不同，故在前期工作中先測定了微塑料mPS對鎘的吸附量變化（暫未發(fā)表）。實驗結(jié)果表明，在吸附動力學(xué)實驗中，稱取0.02 g的mPS于50 mL聚乙烯離心管中，再加入20 mL濃度為1 mg·L-1的鎘溶液，結(jié)果表明：mPS 對鎘離子的平衡吸附量為0.185 mg·g-1，吸附開始5 h 內(nèi)為快速吸附階段，5～24 h為緩慢吸附階段，24～48 h逐漸達到吸附平衡。在吸附等溫線實驗中，稱取0.02 g 的mPS于50 mL 聚乙烯離心管中，加入20 mL 濃度為0.1、0.3、0.5、1、1.5、2 mg·L-1的鎘溶液，結(jié)果表明：鎘離子在mPS上的吸附等溫線為非線性，微塑料的吸附量隨著鎘濃度的升高而增加。

在上述實驗基礎(chǔ)上，本文設(shè)置的復(fù)合實驗中選取的微塑料濃度為100 mg·L-1（對水稻種子的發(fā)芽起促進作用）和500 mg·L-1（有較弱的抑制作用），鎘濃度為2 mg·L-1（促進作用）和10 mg·L-1（抑制作用，但抑制作用較弱）。100 mg·L-1mPET 與鎘溶液（2 mg·L-1和10 mg·L-1）復(fù)合對水稻種子的發(fā)芽率起促進作用，且高于單一微塑料或單一鎘作用下的發(fā)芽率，屬于協(xié)同作用。2 mg·L-1鎘溶液與 mPS（100 mg·L-1和 500 mg·L-1）的復(fù)合作用對水稻種子的發(fā)芽率起抑制作用，且低于單一微塑料或單一鎘作用下的發(fā)芽率，屬于拮抗作用。將mPS-鎘的復(fù)合與mPET-鎘的復(fù)合相比較可知，mPS-鎘的復(fù)合作用對水稻萌發(fā)的毒性更小。在微塑料-鎘的復(fù)合效應(yīng)下，水稻種子發(fā)芽指數(shù)、發(fā)芽勢和活力指數(shù)等參數(shù)高于微塑料或鎘的單一效應(yīng)下的參數(shù)，屬于協(xié)同作用。

由此可知，不同種類、不同濃度的微塑料與不同濃度的重金屬溶液的復(fù)合作用存在較大差異。微塑料可以通過吸附作用富集金屬離子，微塑料與污染物聯(lián)合作用于生物體時，會通過增加攝入濃度、加劇組織損傷和降低機體抗性等方式增強污染物對生物體的毒性效應(yīng)[35]，即抑制水稻種子的發(fā)芽，如2 mg·L-1的鎘溶液與mPS（100 mg·L-1和500 mg·L-1）的復(fù)合可能損害了水稻種子某些組織，從而導(dǎo)致發(fā)芽受到抑制。此外，微塑料也可通過降低污染物接觸濃度、污染物或共污染物的生物可利用性減緩污染物對生物體的毒性效應(yīng)[35]，即促進水稻種子的發(fā)芽。如本研究中的實驗組合 100 mg·L-1的 mPET 和 mPS 與 2 mg·L-1鎘溶液，相比單一污染物濃度下，該組合發(fā)生協(xié)同作用，反而促進了種子發(fā)芽。微塑料和鎘的復(fù)合效應(yīng)對水稻種子的根長和芽長均表現(xiàn)出較為顯著的促進作用，對比單一污染物，低濃度的微塑料與鎘的復(fù)合對種子的芽和根生長大體表現(xiàn)為協(xié)同作用，可能是因為微塑料與鎘的復(fù)合濃度較低。不同種類的微塑料對鎘的吸附能力具有差異，且對不同濃度鎘的吸附能力不同[36]，因此推斷微塑料與鎘聯(lián)合作用對植物的作用機理差異較大，還有待進一步研究。

在自然環(huán)境中，由于不同種類的污染物同時存在，它們之間存在著復(fù)雜的交互作用（如協(xié)同作用、拮抗作用或其他），另外環(huán)境條件也是多種多樣，微塑料對污染物吸附行為的研究需要進一步綜合考慮生物膜等生物因素以及溫度和鹽度等非生物因素、微塑料物理性質(zhì)（粒徑大小、表面形態(tài)和顏色等）和化學(xué)性質(zhì)（絡(luò)合物和濃度等）[37]。此外，微塑料在環(huán)境中容易老化，導(dǎo)致其理化性質(zhì)發(fā)生明顯變化，從而產(chǎn)生更為嚴重的毒理現(xiàn)象[38]。因此，微塑料與其他污染物的聯(lián)合毒性效應(yīng)和機制尚不明確，需要對它們相互作用行為以及評價方法作進一步研究。

4 結(jié)論

（1）在本實驗濃度范圍內(nèi)，單一微塑料處理對水稻種子發(fā)芽勢的影響基本表現(xiàn)為抑制作用，對發(fā)芽指數(shù)基本表現(xiàn)為低促高抑的規(guī)律，對活力指數(shù)、根長和芽長的影響基本表現(xiàn)為促進作用。

（2）鎘脅迫對水稻種子的發(fā)芽勢、發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)基本表現(xiàn)為低促高抑的規(guī)律，但對水稻種子的抑制率高于單一微塑料。

（3）與對照組相比，低濃度mPET（100 mg·L-1）-鎘復(fù)合促進水稻種子的發(fā)芽，mPS-低濃度鎘（2 mg·L-1）復(fù)合抑制其發(fā)芽，其他復(fù)合作用對水稻種子發(fā)芽率幾乎無影響。微塑料-鎘復(fù)合效應(yīng)對水稻種子生長特性、根長和芽長的影響總體表現(xiàn)為促進作用。

（4）與單一微塑料或鎘作用相比，低濃度微塑料（100 mg·L-1）和低濃度鎘（2 mg·L-1）復(fù)合對種子發(fā)芽的影響表現(xiàn)為協(xié)同作用，高濃度微塑料（500 mg·L-1）與鎘復(fù)合均表現(xiàn)為拮抗作用。微塑料-鎘復(fù)合效應(yīng)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。