微纳米塑料对陆生植物的影响研究进展

张海韵,李双喜*,郑 婷,张翰林,郑宪清,吕卫光**( 上海市农业科学院生态环境保护研究所,农业农村部上海农业环境与耕地保育科学观测试验站,农业农村部东南沿海农业绿色低碳重点实验室,上海 040; 上海低碳农业工程技术研究中心,上海 045; 上海海洋大学海洋生态与环境学院,上海 006)

全球塑料产量逐年递增,但目前仅9%的塑料被回收利用,约79%的塑料被填埋或遗弃在自然环境中[ 1]。 这些塑料制品在生产、使用和处置过程中,经紫外线照射、机械磨损等作用,会逐步形成粒径较小的塑料颗粒[ 2]。 2004 年,“微塑料”在《Science》杂志上被首次提出,即粒径小于5 mm 的塑料碎屑和颗粒[ 3]。 随后,有研究者在环境中检测到粒径更小的塑料颗粒,将粒径小于1 μm 的塑料颗粒定义为纳米塑料[ 4],也有学者参考纳米材料的定义,将粒径小于100 nm 的塑料颗粒称为纳米塑料[ 5]。 纳米塑料相较于微米级塑料具有更大的比表面积和更强的吸附能力[ 6],且由于粒径较小,可能更易进入生物体中,甚至沿着食物链传递至高营养级生物,具有较大的生物安全风险。

微纳米塑料作为一种新型环境污染物,其生物效应和健康风险逐渐受到关注。 目前,有较多的研究关注微纳米塑料对海洋和淡水水生生物的影响[ 7-9],而对陆地生态系统影响的研究在近几年才引起关注,并陆续开展[ 10],但对陆生生物的毒性效应研究仍然有限,尤其是其对植物毒性的认识十分匮乏。 有研究报道,陆地中存在的微塑料丰度可能是海洋的4—23 倍[ 11],农田土壤中每年输入的微塑料远超于海洋中的输入量[ 12]。 一些塑料污染严重的地区,土壤中的微塑料含量可能高达60%[ 13-14]。 因此,土壤生态系统中微纳米塑料的生物效应亟待重视和研究。

迄今,有关微纳米塑料对陆生植物的影响研究较为有限,研究结论不尽一致。 本文对微纳米塑料在植物体内的吸收和转运、微纳米塑料对植物不同生物学水平的毒性效应,以及微纳米塑料与其他污染物对植物的联合毒性效应进行综述,以期为陆地生态系统中微纳米塑料的生态风险研究提供参考。

1 微纳米塑料的植物吸收和分布

微纳米塑料可在自然界中长期存留,由于其粒径较小,特别容易进入生物体内,并可能沿着食物链传递,从而对高营养级生物甚至人类健康产生不利影响[ 15-17]。 因此,植物对微纳米塑料的吸收转运及分布规律对评估其植物毒性及食物链传递风险至关重要。 目前,相关研究涉及的植物有水稻、小麦、生菜、蚕豆、水芹、拟南芥等,主要发现微纳米塑料可通过根部吸收并积累在植物体内,微纳米塑料的粒径和表面电荷会影响其在植物体内的吸收和转运规律。

微纳米塑料的粒径是影响其是否能进入植物组织和细胞的重要因素。 荷兰莱顿大学Bosker 等[ 18]研究发现,粒径为4.8 μm 的微塑料(107个∕mL)可在水芹种衣壳的孔隙中积累,形成物理性阻隔。 与微米级塑料颗粒相比,纳米级塑料更易进入植物组织和细胞。 李连祯等[ 19]将生菜幼苗暴露于含有粒径为200 nm 和1 μm 聚苯乙烯(PS)微球的营养液中,通过激光扫描共聚焦荧光显微镜和扫描电子显微镜观察,发现生菜根部吸收和富集了大量粒径为200 nm 的PS 微球,并从根部迁移至地上部,继而积累和分布在可被直接食用的茎叶中。 Bandmann 等[ 20]通过对烟草BY-2 细胞的培养研究发现,纳米级PS 微球可通过细胞内吞作用进入烟草细胞,其中粒径为20 nm 和40 nm 的PS 微球被细胞摄取,而粒径≥100 nm 的PS微球却被排除在外。 李瑞杰等[ 21]研究发现,亚微米级的PS 微球(粒径200 nm)能够进入到砂培小麦幼苗根部,并分布在其外皮层质外体空间及维管组织中,且根部吸收的PS 可通过维管组织运输到地上部的茎部维管束和叶片的脉管系统中。 Zhang 等[ 22]通过扫描电子显微镜在水稻种子外表皮、根及芽中观察到了粒径为200 nm 的PS 塑料颗粒。 Jiang 等[ 23]观察到大量粒径为100 nm 的PS 微球在蚕豆根尖积累。 Zhang等[ 24]首次通过无损实时的双光子激发和时间分辨光学成像技术揭示了聚苯乙烯马来酸酐纳米塑料(粒径12 nm±4.5 nm)在植物九里香中的吸收和转运过程,发现该纳米塑料在植物木质化表皮中沿细胞间壁途径吸收和传输,并沿植物茎不同位置表现出相似的累积动力学规律。

此外,微纳米塑料的表面电荷特性也会影响植物对其吸收途径及在不同组织部位的累积分布规律。如Sun 等[ 25]研究了拟南芥幼苗对不同表面电荷的纳米级PS 塑料的吸收及其分布,发现相较于带正电的同等粒径塑料颗粒,带负电的塑料颗粒更易被植物根部吸收。 具体来说,他们将拟南芥幼苗移栽至含有红色荧光标记的羧基化纳米聚苯乙烯塑料(PS-COOH,粒径200 nm,表面带负电荷)的培养液中,7 d 后在拟南芥根部发现了红色荧光信号,且大量集中在成熟区的中柱中,表明带负电的纳米塑料可能通过质外体途径被成熟区根毛吸收,随后进入到中柱。 相比之下,表面带正电荷的绿色荧光标记PS-NH2-F(粒径200 nm)仅有少量聚集在根表皮和根毛中,几乎没有进入到根组织中。 这可能是由于PS-NH2-F 促使拟南芥根部产生大量分泌物,且诱导了植物中活性氧的累积,抑制了幼苗生长发育,最终抑制了根部对其吸收。 因此,带负电的纳米塑料更易渗透到根表皮的细胞壁和细胞膜中,并伴随一系列复杂的过程进入到植物维管束(木质部)中,而后移动到中柱,最终转移到叶片及果实。

总的来说,微纳米塑料在植物体内的吸收及转运机理还不够清晰,尤其是针对微纳米塑料从根部至地上部(特别是可食部位)传输机理的研究还较为匮乏;除了粒径、表面电荷、浓度等因子,微纳米塑料的其他性质(如成分、表面官能团、形状等)如何影响其在植物体内的吸收、转运和分布仍有待进一步明晰。

2 微纳米塑料对植物不同生物学水平的毒性

微纳米塑料可对植物产生多种毒性作用,目前有关微纳米塑料对植物的毒性研究主要集中在个体和组织学水平,如种子发芽状况(发芽势、发芽指数、活力指数等)和植株生理生化特征(生物量、株高、叶面积、根冠比、叶绿素含量、光合作用、氧化损伤等),少数学者从细胞、亚细胞和分子水平研究微纳米塑料对植物的毒性。

2.1 植物个体和组织学水平毒性效应

2.1.1 种子萌发期

种子萌发是植物整个生命周期中的关键时期,也是对外界环境因子最敏感的时期之一。 发芽率、发芽势、发芽指数等是衡量种子发芽能力的重要指标,活力指数是反映种子品质的重要参数[ 4,26],开展种子发芽试验可以初步快速评估污染物对植物的毒性效应[ 27]。 研究表明,不同类型微纳米塑料对种子发芽的影响不同。 张彦等[ 28]研究发现,3 种不同类型的微塑料(聚丙烯、高密度聚乙烯、聚乳酸生物可降解塑料)均降低了小麦种子的平均发芽水平,抑制率表现为高密度聚乙烯＞聚乳酸生物可降解塑料＞聚丙烯,且前两者对小麦种子的发芽影响显著高于聚丙烯。 除了聚合物成分,微塑料的粒径也是影响种子萌发的重要因素。 Bosker 等[ 18]发现不同粒径(50 nm、500 nm、4.8 μm)的微塑料均显著抑制了水芹种子的萌发,且随着粒径的增加,抑制作用逐渐增强。 微纳米塑料对水稻种子萌发的影响并非随浓度呈单一趋势变化。王泽正等[ 29]研究发现,聚苯乙烯微塑料和聚对苯二甲酸类微塑料在低质量浓度(100 mg∕L)时可促进水稻种子发芽,中质量浓度(500 mg∕L)时抑制发芽,高质量浓度( ＞1 000 mg∕L)时抑制作用减弱,发芽率与对照组相当。 有学者同时研究了粒径和浓度对种子萌发的影响。 张彦等[ 28]发现,中等粒径(1 000 μm vs 150 μm 和4 000 μm)和中等添加量(0.5 g∕kg vs 0.1 g∕kg 和1 g∕kg)的微塑料对小麦种子发芽的抑制作用最强。 刘蓥蓥等[ 30]研究了聚乙烯微塑料对绿豆发芽的影响,发现仅最小粒径(23—38 μm vs 106—150 μm 和550—880 μm)和较高添加量(10 mg∕g、100 mg∕g vs 0.1 和1 mg∕g)条件下的聚乙烯微塑料会抑制绿豆发芽期的根长、芽长及鲜重。 吴佳妮等[ 31]研究了不同粒径(20 nm、100 nm)和不同质量浓度(50—1 000 mg∕L)聚苯乙烯纳米塑料(PSNPs)对大豆种子萌发的影响,发现两种粒径的PSNPs 均可抑制大豆种子的发芽率,粒径为20 nm 的PSNPs 对根尖数量无显著影响,而粒径为100 nm 的PSNPs 则表现出促进作用;两种粒径PSNPs 对根长、芽长的影响均呈低浓度促进、高浓度抑制的规律。

2.1.2 植物生长期

不同种类、来源和形状的微纳米塑料对植物生长的影响不同。 Kalcikova 等[ 32]从化妆品中分离出微米级聚乙烯微珠(30—600 μm),发现其显著干扰了浮萍根的生长,尖锐的颗粒降低了根部细胞活力,而表面较为圆润的微珠则影响较小。 然而,Dovidat 等[ 33]研究发现,粒径为50 nm 和500 nm 的聚苯乙烯颗粒主要吸附在紫萍根的外表面,对其生长和叶绿素含量没有显著影响。 De Souza Machado 等[ 34]观察到6 种不同种类的微塑料显著改变了洋葱的生物量、根系性状和组织元素组成,尤其是聚酯纤维和聚酰胺类塑料颗粒的影响最为显著,可能是由于它们改变了土壤结构和水分动态规律,从而影响作物生长。 微纳米塑料的浓度也是影响植物生长的重要因素。 安菁等[ 35]模拟研究了土壤中不同残留浓度的聚氯乙烯微塑料(mPVC)对大豆幼苗生长、根系活力和抗氧化性的影响,结果表明:大豆出苗后第7 天和第14 天,中高添加量(1.62 g∕kg、2.70 g∕kg)mPVC 残留显著降低了大豆幼苗的叶面积、株高和根鲜重,高添加量(2.70 g∕kg)mPVC 显著降低了大豆的根系活力。 此外,当土壤中mPVC 残留量较低时,大豆可通过激活自身抗氧化系统抵御mPVC 胁迫,而当残留量较高时,大豆叶面积、根系活力等生长发育会受到较大影响。

通常情况下,与较大粒径和较低浓度微塑料相比,较小粒径和较高浓度的微塑料对植物生长发育的影响较大。 如Jiang 等[ 23]研究了粒径为5 μm 和100 nm 的聚苯乙烯塑料(10 mg∕L、50 mg∕L、100 mg∕L)对蚕豆的氧化应激损伤,发现只有纳米级聚苯乙烯塑料在最高质量浓度(100 mg∕L)时才会显著增加蚕豆根部的丙二醛含量。 刘蓥蓥等[ 30]发现较小粒径(23—38 μm)的聚乙烯微塑料在较高添加量(100 mg∕g)时对绿豆幼苗的生长和水分吸收表现出显著抑制作用,这是由于小粒径塑料更易吸附在根部,抑制水分吸收,同时影响绿豆的呼吸作用,从而影响幼苗生长。 然而,也有学者发现同等浓度下微米级塑料的毒性比纳米级塑料更强。 如廖苑辰等[ 36]分析了纳米级(粒径100 nm)和微米级(粒径5 μm)聚苯乙烯微塑料(PS-MPs)在水培条件下对小麦根和茎生长的影响,发现两种粒径的PS-MPs 在较高质量浓度(200 mg∕L)下显著抑制了小麦根和茎的伸长,其中粒径为5 μm 的PS-MPs 表现出更强的抑制作用。

2.2 植物细胞、亚细胞及分子水平毒性效应

2.2.1 细胞和亚细胞水平毒性

有研究发现,微纳米塑料可能在较低浓度时就会在植物细胞和亚细胞水平上产生毒性效应。 Giorgetti等[ 37]探究了聚苯乙烯(PS)纳米塑料(粒径50 nm)在3 种质量浓度(0.01 g∕L、0.1 g∕L 和1 g∕L)下对洋葱的细胞及亚细胞水平的毒性效应,发现其在0.1 g∕L 时降低了根分生细胞的有丝分裂指数,在0.01 g∕L 时会导致根分生组织的亚细胞毒性效应(细胞遗传学异常和微核)。 具体来说,纳米PS 处理在有丝分裂的不同阶段诱导了不同的遗传学异常,如中期观察到染色体滞后和黏性染色体现象,末期观察到黏性染色体、滞后染色体和桥染色体。 这些细胞学异常可能是纺锤体功能异常导致的,也可能是纳米PS 处理引起了碎片化效应。 Gopinath 等[ 38]探究了粒径为100 nm 的原始PS 微球及从面部磨砂膏中分离出的PS 微球对洋葱根尖细胞毒性的影响,发现处理3 h 后,10 μg∕mL 纳米PS 使有丝分裂指数降低了50%,并引起了25%—30%的染色体异常;在25 μg∕mL 时有丝分裂指数降低至25%以下,并导致35%—50%染色体异常。 此外,两种PS 微球均引起了碎片化效应(粉碎的细胞核、环状染色体、染色体片段等)和非碎片化效应(有丝分裂、多倍体、游走染色体等)。

2.2.2 分子水平毒性

随着现代分析技术的改进、数据库的更新以及生物信息学的发展,基于转录组、代谢组等快速、准确和高通量的组学分析技术得到快速发展,已被广泛应用于动物、植物和微生物等诸多研究领域[ 39]。 转录组学是对特定条件下植物细胞中所有转录本的RNA 进行测序,分析基因差异表达规律,揭示复杂的生物学代谢通路和性状调控规律的科学[ 40]。 植物在生长发育过程中,若遭受非生物胁迫(低温、干旱、污染等)和生物胁迫(虫害、病毒、细菌感染等),都可能引起转录水平的变化。 目前,仅有一篇关于微纳米塑料对植物转录组的影响研究。 Zhang 等[ 22]将水稻种子暴露于含1 000 mg∕L 聚苯乙烯微塑料(PS-MPs,粒径200 nm)的培养液中,发现14 d 后PS-MPs 诱导水稻根中32 424 个基因发生了差异化表达,其中,与亚麻酸(植物光合膜脂主要成分)代谢相关的基因表达显著下调,表明PS-MPs 可能会抑制水稻光合作用,而与植物类黄酮和黄酮醇生物合成相关的基因表达上调,提高了水稻对PS-MPs 的抗氧化防御能力。

植物内源代谢物种类繁多,共有20 万—100 万种[ 41],对生命过程中这些代谢物进行定性定量研究,对于后基因组时代全面认识植物生命活动十分必要[ 42]。 代谢组是细胞或生物体内所有代谢物的集合,反映生物体的总体生理生化状态。 目前有关微纳米塑料对植物代谢组的影响研究也十分匮乏。 Wu 等[ 43]采用水培试验法将水稻分别暴露于50 mg∕L 和250 mg∕L 的聚苯乙烯微塑料(PS-MPs,粒径8.5—30.7 μm,平均水力学直径为19.6 μm)中,测定了水稻叶片中初级(糖类和氨基酸类)和次级(有机酸和脂肪酸)代谢物的含量,发现PS-MPs 处理改变了水稻叶片中超过70%的代谢物的相对含量。 具体来说,叶片中12 种氨基酸、16 种糖类、26 种有机酸和17 种脂肪酸(脂类和多元醇)的相对含量在两种浓度PS-MPs 处理后均发生变化。 水稻叶片中受干扰的生物途径进一步导致氨基酸、核酸、脂肪酸和一些次级代谢物的合成受到抑制,表明机体中能量消耗大于物质积累。 对于水稻叶片中的大多数次级代谢物,经50 mg∕L 和250 mg∕L PS-MPs 处理后,脂质、多元醇、糖苷、核糖和胺化合物的相对含量分别降低了29.6%—90.9%和80.9%—99.6%。

综上,微纳米塑料的来源、成分、形状、粒径和浓度及植物种类都是影响其植物个体、组织、细胞及分子水平毒性的重要因素。 本课题组初步探究了微纳米PS 塑料颗粒对水稻种子萌发的影响,发现微纳米PS 塑料的表面羧基化和氨基化修饰会抑制水稻种子的发芽率(未发表)。 可见,微纳米塑料的表面修饰状态也是影响种子萌发的重要因子。 今后的研究需综合考量上述影响因子,明确各影响因子对植物毒性的贡献程度,注重相关毒性机制的揭示。 此外,不同来源的微塑料的性质有所差异,从实际样品中分离出的微纳米塑料的毒性效应可能显著不同于商品化的单一塑料颗粒,今后需更加关注从实际样品中分离或脱落的微塑料颗粒引发的植物毒性效应。

3 微纳米塑料与其他污染物对植物的联合毒性

土壤是微纳米塑料和其他污染物(重金属、有机污染物)的共同聚集地。 近两年,有关微纳米塑料与其他污染物对植物的联合毒性研究陆续被报道,但微纳米塑料与污染物对植物的效应是协同还是拮抗作用,与微塑料的种类、污染物的性质和植物的类型有关。

3.1 微纳米塑料-重金属对植物的联合毒性

微纳米塑料是否会携带重金属进入植物体内,使植物对重金属的富集量增加,从而增强重金属对植物的毒性效应,目前还存在争议。 有学者认为微纳米塑料能够增强重金属对植物的毒性,但毒性大小取决于微塑料种类和浓度。 Wang 等[ 44]研究了不同剂量(0.1%、1%和10%)的两种类型微塑料(高密度聚乙烯HDPE 和聚苯乙烯PS)与重金属Cd 对农田土壤中玉米的联合毒性,发现高剂量HDPE(10%)加剧了Cd 对根、茎生物量的抑制作用,而PS 在低剂量(0.1%、1%)时就会加剧Cd 对茎生物量的抑制,表明PS与Cd 共存对玉米生长的影响强于HDPE-Cd 共存。 Wang 等[ 45]还探究了聚乙烯(PE)和聚乳酸(PLA)与Cd 共存对玉米生长的影响,发现高浓度(10%)PE 和PLA 均加剧了Cd 对玉米根和茎生物量的抑制,且PLA 的负面影响比PE 更强。 刘玲等[ 46]研究发现,高质量浓度(40 mg∕L)聚苯乙烯微塑料(PS-MPs)与铅(Pb)产生了协同作用,加剧了Pb 对水稻根系的氧化损伤。 但也有学者发现微纳米塑料与重金属共存可缓解单一污染物引起的植物毒性效应,如聚苯乙烯微塑料-Cd 和聚对苯二甲酸类微塑料-Cd 复合污染对水稻种子生长特性、根长和芽长的影响总体表现为拮抗作用,一定程度上降低了单一污染物的毒害作用[ 29]。 冯天联等[ 47]研究了微塑料聚乙烯mPE 和聚丙烯mPP 与Cd 复合污染对小麦种子萌发的影响,发现微塑料与Cd 共存会促进小麦根与芽的伸长,缓解单一污染物的毒害作用,且mPP-Cd 处理对小麦根和芽伸长的促进程度高于mPE-Cd 处理。 Lian 等[ 48]评估了聚苯乙烯纳米塑料(10 mg∕L)对小麦受到Cd(20 mmol∕L)毒性的影响,发现该纳米塑料可降低叶片中Cd 的含量,随后通过代谢组分析发现,纳米塑料诱导了碳水化合物和氨基酸代谢的上调,缓解了Cd 对小麦的毒害。 微塑料-Cd 复合效应对小麦种子发芽、根长和芽长的影响总体上表现为促进作用,缓解了单一污染物的毒害作用。

3.2 微纳米塑料-有机污染物对植物的联合毒性

微纳米塑料与有机污染物对植物的联合毒性也有所争议。 有学者发现微纳米塑料会加剧污染物的植物毒性,如Gao 等[ 49]认为两种不同粒径的聚苯乙烯微塑料(100—1 000 nm, ＞10 000 nm)可通过范德华力与邻苯二甲酸二丁酯(DBP)相互作用,降低生菜生物量和根、叶中DBP 的富集量,但会提高抗氧化酶活性,加剧氧化应激和亚细胞损伤,即聚苯乙烯微塑料加重了DBP 诱导的植物毒性。 Gao 等[ 50]还研究了聚乙烯微塑料与DBP 对生菜的联合作用,发现该塑料颗粒也降低了生菜根和叶对DBP 的富集,但却加剧了DBP 对根部生长和根系活力的抑制作用。 常士毫[ 51]将生菜种子在聚氯乙烯(PVC)与抗生素环丙沙星(CIP)共存条件下培养,发现在复合污染处理条件下,生菜种子的发芽率、根长和芽长均低于各单一污染物处理,表明PVC 与CIP 有协同作用,且小粒径高含量的PVC 与高浓度CIP 复合污染对生菜种子的毒害较为严重。

总的来说,环境中微纳米塑料与共存污染物的联合生物效应尚不明确,有待进一步明晰,研究重点在于揭示“微纳米塑料-共存污染物-受试植物”三者之间的相互作用关系,包括微纳米塑料或共存污染物的生物可利用性、微纳米塑料与共存污染物的界面作用,以及微纳米塑料或共存污染物对植物的单一毒性效应。 此外,目前的研究未考虑共存污染物的代谢转化过程,共存污染物的代谢产物与微纳米塑料的联合毒性效应不容忽视。

4 结论与展望

土壤生态系统是微纳米塑料的重要聚集地,由此引发的对陆生植物生长发育的影响亟须引起关注。当前微纳米塑料对植物影响的研究还较为匮乏,研究结果受到微纳米塑料(成分、浓度、来源等)、植物种类、暴露方式及是否与其他污染物共存等诸多因素的影响,研究结论较为多样,对于微纳米塑料的毒性机理的认识较为欠缺,在未来的研究中可着重关注以下问题。

(1)基于目前研究较多的微纳米塑料对植物个体、组织水平的影响规律,需进一步深入探求其对植物细胞和分子水平的毒性效应,将多生物学水平的效应终点进行联合分析,较为全面地揭示和评估微纳米塑料对陆生植物的毒性机制和生态风险。 微塑料种类多,性质复杂,需重点关注哪些性质会对植物造成不可逆的损伤,建立更加明确的性质-效应关系,阐明各性质对其毒性效应的贡献程度,为微纳米塑料的风险评估和安全使用提供参考。

(2)微纳米塑料在土壤环境中会经历一系列物理、化学和生物过程,其性质和状态可能会区别于新鲜添加的塑料颗粒,因此,在进行实验室模拟研究时,需更多地关注微纳米塑料经历一定时期老化过程后对植物的生物效应,使研究结果更接近真实环境。 此外,在今后研究中需覆盖较低和较高的微塑料浓度范围,使得各研究结果之间更具可比性。

(3)植物可食部位微纳米塑料的累积分布与人群健康密切相关,需进一步加强对塑料颗粒在植物体内的传输过程及影响因素研究,进而更加准确地评估土壤中微纳米塑料对人群的暴露风险。 不同植物对微纳米塑料污染胁迫的响应不同,后续可多关注微纳米塑料对不同植物的影响差异,并加强植物根际微环境对微纳米塑料的响应研究,丰富对微纳米塑料的植物效应机制的认识和理解。

(4)土壤生态系统是多种污染物的“汇”,需加强微纳米塑料与其他污染物之间的界面作用及后续联合毒性效应的研究。 此外,一些污染物的降解和转化产物的毒性远远高于母体化合物,在关注污染物母体的同时,需同时考量其降解产物与微纳米塑料间的相互作用及对植物的联合效应。