镉和微塑料及二者复合对秋茄生长及光合特征的影响

The Influence of Cadmium, Microplastics, and Their Combination on the Growth and Photosynthetic Characteristics of Kandelia obovata

摘要

城市红树林面临重金属和微塑料（MPs）复合污染的环境问题。其中，镉（Cd）具有较高的生态风险，聚乙烯（PE）和聚氯乙烯（PVC）是红树林中常见的微塑料污染物。该研究以红树植物秋茄（Kandelia obovata）为研究对象，开展重金属Cd（0、5、50 mg⋅kg^-1）和微塑料（小粒径PE（13 μm）、大粒径PE（830 μm）；小粒径PVC（13 μm）、大粒径PVC（830 μm））复合胁迫试验，探究Cd和MPs及二者复合对秋茄生长和光合特征的影响。结果表明：（1）PE对秋茄生长的影响不显著；在高Cd胁迫（50 mg⋅kg^-1）下，大粒径PVC显著抑制根和叶的生长（P<0.05）。（2）叶中营养元素Na、K、Ca、Mg含量受Cd胁迫程度、MPs类型和粒径的影响。（3）MPs与Cd对叶绿素含量的抑制具有协同作用，其中，低Cd（5 mg⋅kg^-1）与小粒径PVC复合胁迫下叶片中叶绿素a和类胡萝卜素含量最低，高Cd与小粒径PVC复合胁迫下叶片中叶绿素b含量最低；在高Cd胁迫下，小粒径PVC处理使叶净光合速率（P_n）、气孔导度（G_s）和蒸腾速率（T_r）及叶片实际光化学量子产量（Y（Ⅱ））、电子传递速率（ETR）、光化学淬灭系数（q_P）和光化学耗散的相对份额（P）显著提高（P<0.05），说明小粒径PVC处理可以缓解Cd胁迫对秋茄光合作用的毒害作用；与单独Cd胁迫相比，Cd与PE复合胁迫对秋茄叶绿素荧光参数无显著影响。综上，PE及其与Cd复合胁迫对秋茄生长及光合作用影响不显著；PVC对Cd胁迫具有较强的协同作用，小粒径PVC缓解Cd对秋茄光合作用的负面影响，而大粒径PVC的毒害作用更强。

Abstract

Urban mangroves are faced with the environmental problem of combined pollution of heavy metals and microplastics（MPs）. Cadmium（Cd） has a relatively high ecological risk， with polyethylene（PE） and polyvinyl chloride（PVC） to be common microplastic pollutants in mangroves. A combined stress experiment of Cd（0， 5， 50 mg⋅kg^-1） and microplastics （small particle size PE-S（13 μm）， large particle size PE-L（830 μm）， small particle size PVC-S（13 μm）， large particle size PVC-L（830 μm）） was carried out for mangrove plant Kandelia obovata. The aims were to explore the influence of Cd， MPs， and their combination on the growth and photosynthetic characteristics of K. obovata. The results showed that （1）the impact of PE-MPs on the growth of K. obovata was not significant. Under high Cd stress（50 mg⋅kg^-1）， PVC-L significantly restricted the growth of roots and leaves（P<0.05）. （2）The contents of nutrient elements Na，K，Ca，and Mg in leaves were affected by Cd stress， the types and sizes of MPs. （3）MPs and Cd had synergistic effect on the inhibition of chlorophyll content. The contents of chlorophyll a and carotenoids were the lowest under Cd5PVC-S stress， with the lowest content of chlorophyll b under Cd50PVC-S stress. Under Cd50 stress， PVC-S significantly improved net photosynthetic rate P_n， stomatal conductance G_s， transpiration rate T_r， actual photochemical quantum yield（Y（Ⅱ））， electron transfer rate（E_TR）， photochemical quenching coefficient（q_P） and the proportion used for photochemical dissipation（P） of K. obovata leaves（P<0.05）， indicating that PVC-S can alleviate the toxic effects of Cd stress on the photosynthesis of K. obovata. Compared to Cd stress alone， the combined stress of Cd and PE showed no significant effects on chlorophyll fluorescence parameters of K. obovata. Overall， PE and its combined stress with Cd showed no significant effects on the growth and photosynthesis of K. obovata； PVC had a stronger synergistic effect on Cd stress， with PVC-S alleviating the negative effects of Cd on the photosynthesis， and PVC-L having stronger toxic effect.

Graphical abstract

关键词

秋茄 / 重金属 / 微塑料 / 植物生长

Key words

Kandelia obovata / heavy metal / microplastics / plant growth

红树林主要分布在热带亚热带潮间带区域，受陆地和海洋污染源的双重影响，积累了包括潮水和河流输送、近岸人类活动等多来源的污染物。红树林沉积环境的氧化还原电位低，有机碎屑浓度高，固滞了大量重金属污染物^［1-2］。与此同时，红树林的过滤和截留功能导致陆源微塑料（MPs）污染，使潮间带塑料碎片大量富集，威胁红树林生态系统的健康^［3-4］。MPs是近年来广受关注的新型污染物，它能够改变土壤环境，影响植物生长和发育^［5-6］。环境中的MPs能够吸附和富集多种有害化学物质，改变其迁移和转化规律^［7］。已有研究^［8-9］表明，红树林沉积物中MPs能够携带包括镉（Cd）、铬（Cr）、锌（Zn）和铅（Pb）等多种重金属。然而，重金属与MPs复合污染对红树植物在生长方面的影响尚缺乏系统研究。

重金属与MPs复合污染的生态效应复杂。MPs与重金属具有协同胁迫效应，加剧对植物的毒害作用。例如，Cd与聚乙烯微塑料（PE-MPs）复合胁迫抑制少花龙葵（Solanum americanum）生长，促进其体内Cd的积累，加剧植物毒性反应^［10］。Cd胁迫下，添加聚苯乙烯微塑料（PS-MPs）放大Cd对植物的毒性作用，导致植物根尖细胞坏死和根系生物量下降^［11-12］。重金属与MPs复合污染也会产生拮抗作用。王泽正等^［13］研究发现，Cd和MPs复合胁迫促进水稻生长，降低单一污染的毒害作用。MPs能够提高小麦生物量及叶中碳氮含量，降低植物体内重金属含量^［14］。在Cd污染土壤中，聚对苯二甲酸-己二酸丁二醇酯微塑料（PBAT-MPs）和聚乳酸微塑料（PLA-MPs）的添加限制芥菜（Brassica juncea）体内Cd积累^［15］。MPs通过改变土壤性质、微生物群落组成和Cd生物可利用性，影响植物生长和生理活动，该影响与Cd胁迫强度、MPs的类型、粒径和剂量等因素相关^［16-17］。

秋茄（Kandelia obovata）作为红树林的关键物种之一，具有较强的生态适应性和环境修复能力，是研究红树林污染生态效应的模式植物。前期研究^［18］表明，Cd胁迫显著降低秋茄的生物量和蒸腾速率，而且高浓度的铵态氮处理会与Cd产生协同复合胁迫，加重对秋茄的毒害；PE-MPs和聚氯乙烯微塑料（PVC-MPs）能够改变沉积物特征，抑制秋茄的生长、叶片营养积累和光合作用^［19］；PE-MPs能够被吸收进入红茄苳（Rhizophora mucronata）体内引起氧化胁迫，并对生理活动产生负面影响^［20］。然而，MPs是否会增加重金属对红树植物生长和光合作用的负面影响及其影响机理尚不明确。本研究旨在探究Cd和MPs及二者复合对秋茄生长和光合作用的影响，探明红树植物对该复合胁迫的响应机制，为红树林重金属-微塑料复合污染的修复提供科学依据。

1 材料与方法

1.1　供试材料

试验用土壤采自广东省深圳市大鹏新区坝光红树林滩涂（22°39´N，114°31´E），该区域受人为活动干扰较小，污染水平较低。土壤基本理化性质及重金属Cd含量如下：pH为7.17；盐度为1.6‰；黏粒，<4 μm，占比6.33%；粉粒，4~63 μm，占比19.29%；砂粒，>63 μm，占比74.38%；总有机碳为0.38%；Cd，0.03 mg·kg^-1。秋茄幼苗来自中国广东省珠海市淇澳岛，选取当年生、大小基本一致的秋茄幼苗（生物量约为4.65 g·株^-1，根冠比为0.67）。本试验的Cd胁迫设置对照组（0 mg·kg^-1）、低Cd处理组（5 mg·kg^-1）和高Cd处理组（50 mg·kg^-1）。Cd梯度设置主要依据红树林沉积物中重金属含量及红树植物受重金属胁迫的相关研究^［21-22］。PE-MPs和PVC-MPs购自中诚塑化有限公司，选取830 μm（L）和13 μm（S）共2种粒径。本试验参考MPs的环境浓度^［23-24］，设置MPs的添加量为5%（干质量比）。

1.2　试验设计

本试验设置15个处理组（表1）。将土壤充分混合均匀，平均分成15等份，测定含水量。向土壤中分别添加不同质量分数Cd、不同类型（PE和PVC）和粒径（L和S）的MPs。首先，将CdCl₂·2.5H₂O（优级纯）溶于500 mL去离子水中，与土壤混合均匀，置于培养盆（直径19 cm，高度19 cm），获得5、50 mg·kg^-1的Cd处理组；然后，将MPs添加到土壤中充分混合获得大、小粒径PE和PVC共计4种微塑料处理组。每周充分混匀1次并适当补充去离子水以保持沉积物湿润，活化1个月。选取高度和大小一致的秋茄幼苗（苗高约20 cm）移栽至含3.5 kg土壤的培养盆，置于潮汐模拟试验装置（1 m×0.5 m×0.3 m，图1）中。每个培养盆中栽培3株幼苗，每个处理4盆重复，并置于同一套潮汐模拟装置中。配制人工海水（盐度约为5‰）模拟12 h高潮+12 h低潮的潮汐。潮汐模拟装置均置于塑料棚下，保证在不遮挡阳光的同时，避免降雨对试验的影响。试验期间室外温度为22~32 ℃。定期补水，使模拟高潮时的水位高出培养盆中处理过的土壤表面2~3 cm。

1.3　研究方法

试验开展12个月后，测定秋茄生物量、叶片营养元素（Na、K、Ca和Mg）含量、叶片光合参数和叶绿素荧光参数。

1.3.1　秋茄生物量测定

收获秋茄植株，用自来水彻底清洗秋茄植株，再用去离子水清洗3遍，晾干。将植物样品分成根、茎和叶，在105 ℃下杀青30 min，70 ℃下烘干48 h至恒质量，获得各部分干质量，计算质量根冠比（R/S）。

R/S=M_{\mathrm{D}\mathrm{r}\mathrm{o}\mathrm{o}\mathrm{t}}/(M_{\mathrm{D}\mathrm{s}\mathrm{t}\mathrm{e}\mathrm{m}}+M_{\mathrm{D}\mathrm{l}\mathrm{e}\mathrm{a}\mathrm{f}})（1）

式中：M_Droot、M_Dstem和M_Dleaf分别代表秋茄根、茎和叶干质量（g）。

1.3.2　秋茄器官元素含量测定

将烘干后的秋茄根和叶样品充分研磨，采用微波消解法消解植物样品。称取定量的植物样品于消解管，加入浓HNO₃-浓HCl混合溶液（体积比9∶1）微波消解。消解完全后，于石墨赶酸器上赶酸，待赶酸至无黄烟，剩余1~2 mL时，冷却静置，用超纯水定容至25 mL。经0.45 μm微孔滤膜过滤后，使用电感耦合等离子体原子发射光谱（ICP-OES）测定秋茄叶中Na、K、Ca和Mg含量。使用GBW-07603（由中国国家标准物质中心提供）的认证参考材料（CRM）进行质量控制（Q_A/Q_C）。

1.3.3　秋茄叶片光合参数测定

光合色素含量：在每个处理组随机选取3盆，称取相同发育阶段且完全展开的新鲜叶0.2 g，加入少量石英砂和10 mL乙醇（体积分数95%），充分研磨，放入离心管中，充分振荡。取上清液在470、649、665 nm波长下测定吸光度，根据以下公式计算叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素含量^［25］。

C_{\mathrm{a}}=\mathrm{13.95}{A}_{\mathrm{665}}-\mathrm{6.88}{A}_{\mathrm{649}}（2）

C_{\mathrm{b}}=\mathrm{24.96}{A}_{\mathrm{649}}-\mathrm{7.32}{A}_{\mathrm{665}}（3）

C_{\mathrm{c}}=(\mathrm{1}\mathrm{000}{A}_{\mathrm{470}}-\mathrm{2.05}{C}_{\mathrm{a}}-\mathrm{114.8}{C}_{\mathrm{b}})/\mathrm{245}（4）

式中：C_a、C_b和C_c分别代表叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素的含量（mg·g^-1）。

光合参数：在每个处理组随机选取3盆，以相同发育阶段且完全展开的叶作为测定对象，于上午10：00—11：00使用便携式光合仪（Li-Cor Li-6400，美国）测定光合参数，包括净光合速率（P_n，μmol·m^-2∙s^-1）、气孔导度（G_s，mol·m^-2∙s^-1）和蒸腾速率（T_r，mmol·m^-2∙s^-1）。水分利用效率（E_WU）=P_n/T_r。

1.3.4　秋茄叶绿素荧光参数测定

在每个处理组随机选取3盆，选取相同发育阶段且完全展开的叶片作为测定对象，使用便携式脉冲调制叶绿素荧光仪（Walz PAM-2500，德国）记录秋茄叶片的叶绿素荧光参数。在充分暗适应后，对叶片施加测量光测量最小荧光产量（F_o），再通过施加饱和脉冲光获得最大荧光产量（F_m）。随后，用与植物实际生长光强度相当的光化光连续照射叶片，测量叶片光适应下的稳态荧光（F_s）、光下最大荧光（F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}）和光下最小荧光（F_{\mathrm{o}}^{\mathrm{\text{'}}}）。参照Genty等^［26］和张守仁^［27］的方法，计算PSⅡ的最大光合量子产量（F_v/F_m=（F_m-F_o）/F_m）、实际光合量子产量（Y（Ⅱ）=（F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}-F_s）/F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}）、光化学淬灭系数（q_P=（F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}-F_s）/（F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}-F_{\mathrm{o}}^{\mathrm{\text{'}}}））、非光化学淬灭系数（N_PQ=F_m/F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}-1）、电子传递速率（E_TR=Y（Ⅱ）×P_AR×0.5×E_TR（Factor）），其中，P_AR为光合有效辐射；0.5是假设光系统PSⅡ和PSⅠ之间能量分配相等时的系数；E_TR（Factor）为吸光系数，在可见光范围内（400~700 nm）高等植物吸光系数的经验值约为0.84）。参照Klughammer和Schreiber^［28］的方法，计算PSⅡ调节性能量耗散的量子产量（Y（N_PQ）=F/F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}-F/F_m，F表示稳态荧光）、非调节性能量耗散的量子产量（Y（N_O）=F/F_m）。参照Demmig-Adams等^［29］的方法，计算植物吸收光能用于光化学耗散的相对份额（P=q_P×F_{\mathrm{v}}^{\mathrm{\text{'}}}/F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}×100%）、天线热耗散的相对份额（D=（1-F_{\mathrm{v}}^{\mathrm{\text{'}}}/F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}）×100%）和非光化学耗散的相对份额（E_x=（1-q_P）×F_{\mathrm{v}}^{\mathrm{\text{'}}}/F_{\mathrm{m}}^{\mathrm{\text{'}}}×100%））。

1.4　数据处理

数据以平均值±标准偏差来表示，并使用SPSS 18.0对数据进行统计分析。采用单因素方差分析（One-way ANOVA analysis）对各项指标在处理组之间差异显著性进行分析（P<0.05）。采用双因素方差分析（Two-way ANOVA）检验微塑料粒径、Cd处理及其交互作用对各指标的影响（P<0.05）。

2 结果与分析

2.1　 Cd与MPs及二者复合胁迫下秋茄生长特征

与Cd0N-MPs处理组（无MPs和Cd添加）相比，单一PE-L和PE-S、PVC-S胁迫对秋茄生物量影响不显著（图2A~2D，P>0.05）。无论PVC-L单一胁迫还是Cd和PVC-L复合胁迫，秋茄叶凋落，秋茄根生物量、总生物量显著降低（图2A，2D，P<0.05）。Cd和MPs复合胁迫对秋茄根冠比的影响不显著（图2E，P>0.05），Cd50和PVC-L胁迫下秋茄根冠比显著低于Cd50和PVC-S复合胁迫组（P<0.05）。双因素方差分析表明，不同粒径PVC和Cd处理均显著影响秋茄生物量，但两者交互作用不显著（表2）。

2.2　 Cd与MPs及二者复合胁迫下秋茄叶片元素含量特征

与Cd0N-MPs相比，单一MPs胁迫对叶中Na含量影响不显著（表3，P>0.05）；在Cd50胁迫下，PE-L恢复甚至促进叶片Na含量的增长（P<0.05），而PVC-S胁迫的作用不显著（P>0.05）。单一Cd50胁迫下，叶片K含量及Na∶K均下降，但不显著（P>0.05）。Cd和MPs复合胁迫下，Na∶K变化不显著（P>0.05）。在Cd50胁迫下，PE-MPs胁迫显著降低了叶片Ca含量（P<0.05）。Cd50和PE-S复合胁迫下叶片Mg含量显著降低（P<0.05）。双因素方差分析表明，PE和Cd均显著影响叶片Na含量，但两者交互作用不明显。Cd显著影响叶片Ca和Mg含量（表3）。

2.3　 Cd与MPs及二者复合胁迫下秋茄叶片光合特征

与Cd0N-MPs相比，单一PE-L和PVC-S胁迫显著降低叶片叶绿素a和总叶绿素含量（P<0.05）。在Cd胁迫下，MPs降低叶绿素b含量（Cd50PE-S和Cd50PVC-S）（图3B）、类胡萝卜素含量（Cd5PVC-S）（图3C）及总叶绿素含量（Cd50PVC-S）（图3D）。单一PVC-S胁迫显著抑制P_n、G_s和E_WU（P<0.05）。与Cd50N-MPs相比，Cd50PVC-S处理使秋茄叶P_n、G_s和T_r显著升高，E_WU显著降低（P<0.05）。双因素方差分析表明（表2），Cd显著影响叶片的光合色素含量，而PE对光合色素含量影响不显著，两者交互作用对叶绿素a和总叶绿素含量影响显著（P<0.05）；PE对P_n（P<0.01）和G_s（P<0.001）影响显著，Cd对P_n、G_s、T_r和E_WU均影响显著（P<0.001），两者交互作用对G_s、T_r和E_WU影响显著（P<0.001）。

2.4　 Cd与MPs及二者复合胁迫下秋茄叶片光化学特征

与Cd0N-MPs相比，单一MPs对叶F_v/F_m、N_PQ、Y（N_PQ）和Y（N_O）影响不显著，显著降低了叶Y（Ⅱ）、E_TR和q_P（P<0.05）（表4）。与Cd50N-MPs组相比，Cd50PVC-S促进了Y（Ⅱ）、E_TR和q_P的增长，降低了N_PQ和Y（N_PQ），但对F_v/F_m和Y（N_O）的影响不显著。与Cd0N-MPs相比，MPs显著降低光化学耗散的相对份额P（P<0.05），而增加了E_x（P<0.05），对D影响不显著（P>0.05）。在Cd50和MPs复合胁迫下，PVC-S提高化学耗散的相对份额P（P<0.05），降低了E_x和D（P<0.05）。双因素方差分析表明（表2），PE对叶片叶绿素荧光参数影响不显著，Cd对叶片叶绿素荧光参数（除Y（N_O））影响极显著（P<0.001），两者交互作用对Y（Ⅱ）、E_TR影响显著（P<0.05）。

3 讨论

3.1　 Cd与MPs及二者复合胁迫对秋茄生长的影响

MPs不仅会危害植物生长，也可以负载Cd对植物产生间接毒性，影响重金属的迁移行为和生态效应，导致协同或拮抗的联合污染效果^［30］。本研究中，高质量分数Cd会抑制秋茄生长，PE对秋茄生长的影响不显著，二者复合胁迫下秋茄生长主要受Cd的影响（图2）。这与Wang等^［31］研究结果相一致：Cd胁迫会抑制玉米的生长，Cd和PE复合胁迫的影响不显著，Cd是导致植物生物量降低的主要因素。本研究中，PVC-L胁迫显著限制了秋茄根生长，使秋茄叶凋落（图2A、2D）。研究发现，大粒径MPs难以进入植物体内，容易积聚在植物根系表面堵塞根系毛孔，造成根系磨损，继而阻止水分和营养物质吸收，影响植物正常生长发育和光合作用^［32-33］。另外，Cd50和PVC-L胁迫使秋茄叶片凋落，根冠比显著升高，说明PVC-L对秋茄叶生长造成了严重影响。MPs对秋茄生长的影响很大程度上取决于MPs的类型和粒径。目前，研究发现MPs会抑制植物生长^［34］，产生生理毒性和基因毒性^［35］。本研究中，PE-L、PE-S和PVC-S对秋茄的生长没有表现出明显的毒性，而PVC-L表现出明显的负面作用（图2C）。相似地，研究^［31］发现，PE（100~154 μm）处理不会降低玉米的生物量，PE（2~3 mm）处理对葱（Allium fistulosum）的根、芽生物量及总生物量影响很小^［36］。本研究中，PVC-L对秋茄生长存在严重负面作用，可能是因其造成秋茄根部缺氧，抑制根系活动和生长，并引发叶的凋落，从而降低总生物量。

细胞中低Na和高K对维持植物体生理过程至关重要^［36-37］。本研究中，秋茄器官Na和K含量在一定程度上受Cd胁迫程度、MPs类型和粒径的影响（表3）。Cd和MPs复合胁迫下，叶片Na∶K变化不显著，说明Cd和MPs复合胁迫下秋茄Na和K离子代谢活动相对稳定，具有一定的抗逆性。在植物生长过程中，Cd可与蛋白质活性中心的关键酶结合，取代植物必需元素（如Ca和Mg等），干扰植物正常的新陈代谢^［38］。Cd²⁺可替代叶绿素中心的Mg²⁺，影响光合循环的电子传递过程^［21］。本研究中，在低Cd胁迫（Cd5）下，MPs胁迫对叶片Ca含量影响不显著；在高Cd胁迫（Cd50）下，PE-MPs胁迫显著降低叶片Cd含量（数据未列出），这可能是由于Cd对Ca的替代作用与PE-MPs对Ca的吸附作用共同限制了秋茄对Ca的吸收和利用。Cd50和小粒径PE胁迫显著降低叶片Mg含量，说明在高Cd胁迫（Cd50）下，PE-S可能干扰秋茄叶的Mg²⁺离子代谢，从而影响秋茄叶片光合作用，抑制植物生长。

3.2　 Cd与MPs及二者复合胁迫对秋茄叶片光合作用特征的影响

MPs类型和粒径不同，其与Cd复合胁迫对秋茄叶片光合色素含量的影响不同。研究^［39］发现，18 μm PVC与20 mg·kg^-1 Cd复合胁迫下黄瓜（Cucumis sativus）幼苗叶绿素含量显著高于150 μm PVC与20 mg·kg^-1 Cd复合胁迫，说明不同粒径PVC与Cd复合污染对黄瓜叶片叶绿素含量的影响不同，大粒径PVC复合污染对黄瓜叶片的负面影响更严重。本研究中，PVC-S与Cd复合胁迫下叶片总叶绿素含量与单一PVC-S胁迫基本一致，说明秋茄叶片的叶绿素含量变化主要受PVC-S的影响，而受Cd胁迫的影响不明显。PVC-L胁迫下秋茄叶凋落，其对秋茄生长的负面影响相对PVC-S更严重。

MPs和Cd复合胁迫会改变植物生理和代谢特征，降低光合作用参数^［40］。Cd胁迫下海枣（Phoenix dactylifera）P_n、G_s、T_r和E_WU均显著下降^［41］。本研究中，Cd胁迫显著降低秋茄叶片P_n、G_s和T_r，而在高Cd胁迫（Cd50）下，PVC-S提高了P_n、G_s和T_r（图3）。Cd胁迫下秋茄叶P_n下降，这可能与秋茄叶大部分气孔处于关闭状态有关（G_s显著下降）；并且在Cd胁迫下，秋茄叶片的叶绿素、类胡萝卜素含量显著下降，这也可以解释P_n的下降。本研究中，与单独Cd胁迫相比，Cd和MPs复合胁迫对秋茄叶片光合作用的抑制作用不显著，说明植物可能通过提升光合效率来抵消光合色素受到的抑制，有待进一步研究。

Cd胁迫会导致红树植物产生氧化应激，诱导产生过量ROS^［42］，破坏叶绿素的超微结构，抑制相关光合色素和酶的合成，从而影响植物的光合作用^［43］。本研究中，Cd和PE复合胁迫对秋茄叶绿素荧光参数的影响由Cd主导；而Cd和PVC复合胁迫对秋茄叶绿素荧光参数的影响受两者的综合影响。单一Cd胁迫下，秋茄叶片F_v/F_m、Y（Ⅱ）、E_TR和q_P显著下降，而N_PQ和Y（N_PQ）显著增加，Y（N_O）变化不明显。从光能分配角度分析，单一Cd胁迫下，秋茄叶片光化学耗散的相对份额P显著降低，更多的光能被分配用于非光化学耗散E_x和天线热耗散D。光化学耗散的相对份额P降低暗示PSⅡ过剩的光能累积，使得天线色素依赖N_PQ保护机制耗散的激发能（D）增加。由此说明，单一Cd胁迫下，秋茄受到严重的环境胁迫，秋茄叶片在PSⅡ反应中心的光化学效率降低，用于非光化学反应的能量增加，叶片发生光抑制及光损伤的程度增加，而秋茄叶片具有一定的光保护能力，可通过增加热耗散来消耗过剩的光能。本研究中，单一PE胁迫对秋茄叶绿素荧光参数的影响不显著，Cd和PE复合胁迫下，秋茄的叶绿素荧光参数主要受Cd胁迫影响。与Cd0N-MPs处理相比，单一PVC-S胁迫使叶片Y（Ⅱ）、q_P和E_TR下降，Y（N_O）增加；Cd和PVC-S复合胁迫下，秋茄叶绿素荧光参数主要受PVC-S处理影响，尤其是在Cd50和PVC-S复合胁迫下，秋茄叶片N_PQ和Y（N_PQ）显著低于Cd50N-MPs处理组，而Y（Ⅱ）、E_TR、q_P和光化学耗散的相对份额P的提高，说明PVC-S在一定程度上缓解了Cd对秋茄光合作用的负面影响。

4 结论

本研究通过设计Cd与MPs及二者复合胁迫试验，研究Cd胁迫下MPs对秋茄生长和光合特征的影响。结果表明：PE对秋茄生长的影响不显著；Cd与PVC-L复合胁迫显著抑制秋茄的生长，导致叶片凋落，根系和总生物量显著降低；与单一高Cd胁迫（Cd50）相比，二者复合尤其是Cd与PVC-L胁迫，显著降低秋茄根和叶生物量。Cd和MPs复合胁迫对秋茄叶营养元素Na，K，Ca和Mg含量影响不显著。Cd与MPs复合胁迫对叶绿素的抑制具有协同作用。与Cd50N-MPs处理组相比，高Cd（Cd50）和PVC-S复合胁迫促进秋茄叶P_n、G_s和T_r的增加，使E_WU显著降低。与单独Cd胁迫相比，Cd与PE复合胁迫对秋茄叶绿素荧光参数无显著影响。与高Cd胁迫相比，高Cd与PVC-S复合胁迫下秋茄叶片Y（Ⅱ）、E_TR、q_P和光化学耗散的相对份额P提高，说明小粒径PVC处理缓解Cd对秋茄光合作用的负面影响。在Cd胁迫下，就秋茄生长和光合作用而言，PE的影响不显著，PVC对Cd胁迫具有较强的协同增益作用，PVC-L的毒害作用更强。

参考文献

[1] SHI C， YU L Y， CHAI M W，et al.The distribution and risk of mercury in Shenzhen mangroves，representative urban mangroves affected by human activities in China［J］.Marine Pollution Bulletin，2020，151：110866.

[2] RAHMAN S U， HAN J C， ZHOU Y，et al.Adaptation and remediation strategies of mangroves against heavy metal contamination in global coastal ecosystems：a review［J］.Journal of Cleaner Production，2024，441：140868.

[3] CHEN Z L， LEE S Y.Contribution of microplastics to carbon storage in coastal wetland sediments［J］.Environmental Science & Technology Letters，2021，8（12）：1045-1050.

[4] RICO A， REDONDO-HASSELERHARM P E， SCHELL T，et al.Microplastic burial potential and ecological risks in mangrove forests of the Amazon River delta［J］.Science of the Total Environment，2024，957：177666.

[5] GUO J J， HUANG X P， XIANG L，et al.Source，migration and toxicology of microplastics in soil［J］.Environment International，2020，137：105263.

[6] 刘加强，崔陆，周子振，等.土壤中微塑料：类型、载体效应、迁移行为和潜在风险综述［J］.生态学报，2024，44（9）：3586-3599.

[7] LIU J Q， CUI L， ZHOU Z Z，et al.Microplastics in soils：a review of types，carrier effects，migration behavior，and potential risks［J］.Acta Ecologica Sinica，2024，44（9）：3586-3599.

[8] MAI L， HE H， BAO L J，et al.Plastics are an insignificant carrier of riverine organic pollutants to the coastal oceans［J］.Environmental Science & Technology，2020，54（24）：15852-15860.

[9] DENG J， GUO P Y， ZHANG X Y，et al.Microplastics and accumulated heavy metals in restored mangrove wetland surface sediments at Jinjiang Estuary（Fujian，China）［J］.Marine Pollution Bulletin，2020，159：111482.

[10] 刘倡君，罗专溪，闫钰，等.九龙江口红树林湿地表层沉积物中微塑料赋存特征与重金属的关系［J］.环境科学，2022，43（1）：239-246.

[11] LIU C J， LUO Z X， YAN Y，et al.Occurrence characteristics of microplastics in mangrove sediments in the Jiulong River estuary and the association with heavy metals［J］.Environmental Science，2022，43（1）：239-246.

[12] 吴萍，张杏锋，高波，等.微塑料对超富集植物少花龙葵Cd累积的影响［J］.环境科学与技术，2022，45（1）：174-181.

[13] WU P， ZHANG X F， GAO B，et al.Effects of polyethylene on Cd accumulation of hyperaccumulator Solanum photeinocarpum ［J］.Environmental Science & Technology，2022，45（1）：174-181.

[14] WANG F Y， ZHANG X Q， ZHANG S Q，et al.Effects of co-contamination of microplastics and Cd on plant growth and Cd accumulation［J］.Toxics，2020，8（2）：36.

[15] ZHANG Z Q， LI Y， QIU T Y，et al.Microplastics addition reduced the toxicity and uptake of cadmium to Brassica chinensis L［J］.Science of the Total Environment，2022，852：158353.

[16] 王泽正，杨亮，李婕，等.微塑料和镉及其复合对水稻种子萌发的影响［J］.农业环境科学学报，2021，40（1）：44-53.

[17] WANG Z Z， YANG L， LI J，et al.Single and combined effects of microplastics and cadmium on the germination characteristics of rice seeds［J］.Journal of Agro-Environment Science，2021，40（1）：44-53.

[18] 刘沙沙，杨越，吴静华.微（纳）米塑料介导下多环芳烃的毒性效应研究进展［J］.肇庆学院学报，2022，43（2）：61-65.

[19] LIU S S， YANG Y， WU J H.Toxic effects of polycyclic aromatic hydrocarbons mediated by micro （nano） plastics［J］.Journal of Zhaoqing University，2022，43（2）：61-65.

[20] WANG B B， WANG P H， ZHAO S B，et al.Combined effects of microplastics and cadmium on the soil-plant system：phytotoxicity，Cd accumulation and microbial activity［J］.Environmental Pollution，2023，333：121960.

[21] CAO Y X， ZHAO M J， Ma X Y，et al.A critical review on the interactions of microplastics with heavy metals：mechanism and their combined effect on organisms and humans［J］.Science of the Total Environment，2021，788：147620.

[22] HUANG F Y， CHEN L， YANG X，et al.Unveiling the impacts of microplastics on cadmium transfer in the soil-plant-human system：a review［J］.Journal of Hazardous Materials，2024，477：135221.

[23] 李荣玉，邱国玉，沈小雪，等.镉胁迫下铵态氮对红树植物秋茄（Kandelia obovata）生理生态特征的影响［J］.植物研究，2018，38（5）：653-660.

[24] LI R Y， QIU G Y， SHEN X X，et al.Effects of ammonium nitrogen on physiological and ecological characteristics of Kandelia obovata under cadmium stress［J］.Bulletin of Botanical Research，2018，38（5）：653-660.

[25] CHAI M W， LI R L， LI B，et al.Responses of mangrove （Kandelia obovata） growth，photosynthesis，and rhizosphere soil properties to microplastic pollution［J］.Marine Pollution Bulletin，2023，189：114827.

[26] NACARIO P B，ALFAFARA P A M， CENIZA N A M，et al.Uptake，growth，and oxidative stress responses of Rhizophora mucronata （Poir.in Lam.） propagules exposed to high-density polyethylene microplastics［J］.Marine Pollution Bulletin，2025，212：117569.

[27] DAI M Y， LU H L， LIU W W，et al.Phosphorus mediation of cadmium stress in two mangrove seedlings Avicennia marina and Kandelia obovata differing in cadmium accumulation［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2017，139：272-279.

[28] CHAI M W， LI R L， DING H，et al.Occurrence and contamination of heavy metals in urban mangroves：a case study in Shenzhen，China［J］.Chemosphere，2019，219：165-173.

[29] FULLER S， GAUTAM A.A procedure for measuring microplastics using pressurized fluid extraction［J］.Environmental Science & Technology，2016，50（11）：5774-5780.

[30] FEI Y F， HUANG S Y， ZHANG H B，et al.Response of soil enzyme activities and bacterial communities to the accumulation of microplastics in an acid cropped soil［J］.Science of the Total Environment，2020，707：135634.

[31] 郝再彬，苍晶，徐仲.植物生理实验［M］.哈尔滨：哈尔滨工业大学出版社，2004.

[32] HAO Z B， CANG J， XU Z.Plant physiological experiment［M］.Harbin：Harbin Industrial University Press，2004.

[33] GENTY B， BRIANTAIS J M， BAKER N R.The relationship between the quantum yield of photosynthetic electron transport and quenching of chlorophyll fluorescence［J］.Biochimica et Biophysica Acta（BBA）-General Subjects，1989，990（1）：87-92.

[34] 张守仁.叶绿素荧光动力学参数的意义及讨论［J］.植物学通报，1999，16（4）：444-448.

[35] ZHANG S R.A discussion on chlorophyll fluorescence kinetics parameters and their significance［J］.Chinese Bulletin of Botany，1999，16（4）：444-448

[36] KLUGHAMMER C， SCHREIBER U.Saturation pulse method for assessment of energy conversion in PSⅠ［J］.PAM Application Notes，2008，1：11-14.

[37] DEMMIG-ADAMS B， ADAMS W W， BARKER D H，et al.Using chlorophyll fluorescence to assess the fraction of absorbed light allocated to thermal dissipation of excess excitation［J］.Physiologia Plantarum，1996，98（2）：253-264.

[38] 杨杰，李连祯，周倩，等.土壤环境中微塑料污染：来源、过程及风险［J］.土壤学报，2021，58（2）：281-298.

[39] YANG J， LI L Z， ZHOU Q，et al.Microplastics contamination of soil environment：sources，processes and risks［J］.Acta Pedologica Sinica，2021，58（2）：281-298.

[40] WANG F Y， ZHANG X Q， ZHANG S Q，et al.Interactions of microplastics and cadmium on plant growth and arbuscular mycorrhizal fungal communities in an agricultural soil［J］.Chemosphere，2020，254：126791.

[41] 陈欣，郭薇，李济之，等.土壤微塑料影响植物生长的因素与机制研究进展［J］.农业环境科学学报，2024，43（3）：488-495.

[42] CHEN X， GUO W， LI J Z，et al.Research progress on the influencing factors and mechanisms of soil microplastics on plant growth［J］.Journal of Agro-Environment Science，2024，43（3）：488-495.

[43] URBINA M A， CORREA F， ABURTO F，et al.Adsorption of polyethylene microbeads and physiological effects on hydroponic maize［J］.Science of the Total Environment，2020，741：140216.

[44] QI Y L， YANG X M， PELAEZ A M，et al.Macro- and micro- plastics in soil-plant system：effects of plastic mulch film residues on wheat （Triticum aestivum） growth［J］.Science of the Total Environment，2018，645：1048-1056.

[45] JIANG X F， CHEN H， LIAO Y C，et al.Ecotoxicity and genotoxicity of polystyrene microplastics on higher plant Vicia faba ［J］.Environmental Pollution，2019，250：831-838.

[46] DE SOUZA MACHADO A A， LAU C W， KLOAS W，et al.Microplastics can change soil properties and affect plant performance［J］.Environmental Science & Technology，2019，53（10）：6044-6052.

[47] JAMES R A， MUNNS R， VON CAEMMERER S，et al.Photosynthetic capacity is related to the cellular and subcellular partitioning of Na⁺，K⁺ and Cl^- in salt-affected barley and durum wheat［J］.Plant，Cell & Environment，2006，29（12）：2185-2197.

[48] GOGORCENA Y， LARBI A， ANDALUZ S，et al.Effects of cadmium on cork oak（Quercus suber L.） plants grown in hydroponics［J］.Tree Physiology，2011，31（12）：1401-1412.

[49] 李贞霞，李庆飞，李瑞静，等.黄瓜幼苗对微塑料和镉污染的生理响应［J］.农业环境科学学报，2020，39（5）：973-981.

[50] LI Z X， LI Q F， LI R J，et al.Physiological response of cucumber seedlings to microplastics and cadmium［J］.Journal of Agro-Environment Science，2020，39（5）：973-981.

[51] WANG J L， LIU W T， WANG X，et al.Assessing stress responses in potherb mustard （Brassica juncea var. multiceps） exposed to a synergy of microplastics and cadmium：insights from physiology，oxidative damage，and metabolomics［J］.Science of the Total Environment，2024，907：167920.

[52] ZOUARI M， AHMED C BEN， ZORRIG W，et al.Exogenous proline mediates alleviation of cadmium stress by promoting photosynthetic activity，water status and antioxidative enzymes activities of young date palm （Phoenix dactylifera L.）［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2016，128：100-108.

[53] YAN Z Z， TAM N F Y.Effects of lead stress on anti-oxidative enzymes and stress-related hormones in seedlings of Excoecaria agallocha Linn［J］.Plant and Soil，2013，367（1/2）：327-338.

[54] BENAVIDES M P， GALLEGO S M， TOMARO M L.Cadmium toxicity in plants［J］.Brazilian Journal of Plant Physiology，2005，17（1）：21-34.

基金资助

国家自然科学基金面上项目(42477128)

深圳市可持续发展专项(KCXFZ20230731093900001)