Effects of microplastics on soil ecosystems and remediation technologies
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摘要:
由于农膜破碎、污水灌溉等活动，土壤中的微塑料含量与丰度正逐渐超越海洋，并成为土壤的主要污染源之一。土壤生物能吸收土壤微塑料，其中粮食作物中的微塑料能通过食物链进入人体，造成人体微塑料暴露风险，此外，土壤微塑料也会直接对土壤产生毒性。概述了微塑料在土壤生态系统中的来源、迁移等环境行为，重点综述了微塑料对土壤生态系统的影响。结果表明：1）微塑料能通过土壤颗粒间的空隙、植物侧根裂缝及动物运动等在土壤环境系统中迁移转运；2）微塑料能影响土壤物理化学性质、植物生长发育、动物行为和微生物多样性；3）微生物和酶能降解土壤环境中的微塑料，并直接减少土壤系统中的微塑料，而生物炭可以减轻微塑料对土壤生态系统的毒性，三者均为土壤微塑料修复技术的潜在选择。最后，提出了土壤微塑料未来可能的研究方向，以期为土壤微塑料的污染防治提供指导。
Abstract:Due to agricultural film fragmentation, sewage irrigation and other anthropogenic activities, the content and abundance of microplastics in soil are gradually surpassing those in the ocean, and becoming one of the main pollution sources of soil. Soil organisms can absorb soil microplastics, among which microplastics in food crops can enter the human body through the food chain, causing the risk of human microplastic exposure. In addition, soil microplastics can also directly cause toxicity to soil. The sources, migration and other environmental behavior of microplastics in soil ecosystem were summarized, and the impact of microplastics on soil ecosystem was emphasized. The results mainly include the following aspects: (1) Microplastics can migrate and transport in the soil environmental system through the space between soil particles, the root cracks of plants and the movement of animals. (2) Microplastics can affect soil physical and chemical properties, plant growth and development, animal behavior and microbial diversity. (3) Microorganisms and enzymes can degrade microplastics in the soil environment and directly reduce microplastics in the soil system, while biochar can reduce the toxicity of microplastics to the soil ecosystem. All three are potential options for soil microplastics remediation technologies. Finally, the possible research direction of soil microplastics in the future was proposed, in order to provide guidance for the pollution control of soil microplastics.
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Keywords:
- microplastics pollution /
- soil /
- plants /
- animals /
- microorganisms
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环境中较大的塑料会通过氧化、生物降解、潮汐和波浪等作用，形成粒径较小的塑料颗粒[1-3]，其中粒径为100 nm~5 mm的塑料颗粒被定义为微塑料[4]。根据来源不同可以将微塑料分为初级微塑料和次级微塑料，初级微塑料主要指化妆品、工业磨料等活动中产生的直接排到环境中的微塑料[5]，而次级微塑料是指大型塑料经降解等形成的塑料颗粒[6]。作为广泛存在的污染物，微塑料污染已经成为环境科学和生态领域的重大科学问题之一。
近年来，由于农膜破碎、污水灌溉、污泥肥料施加、大气沉降等活动，土壤中的微塑料含量与丰度正逐渐超越海洋，并成为土壤的主要污染源之一[7-8]。农田土壤中的微塑料能经由根系进入粮食作物中，进而随食物链进入人体[3]，导致人体消化道内部阻塞和损伤，引起内分泌和代谢紊乱，危害人体健康。但是，目前有关土壤微塑料污染的相关研究数量远不及海洋微塑料污染研究[9-12]。土壤环境作为地表物质循环的重要组成单元，对环境中微塑料的汇聚具有重要意义。相较水生生态系统微塑料污染研究的深度和广度，土壤生态系统中微塑料污染及其生态安全问题还未得到足够的重视。
基于此，笔者梳理了当前有关土壤微塑料的研究进展，概括土壤微塑料的分布、来源和迁移，重点分析微塑料对土壤生态系统组成部分（土壤、植物、动物和微生物）的影响，并提出了当前土壤微塑料污染面对的问题和未来可能的研究思路，以期为探究微塑料对土壤生态系统的影响提供科学依据，并为开展土壤微塑料污染防治工作提供参考。
1. 土壤微塑料的来源、分布和迁移
1.1 土壤微塑料的来源
全球生产的微塑料中大约有90%通过渗透、风蚀、扩散和径流等多种途径进入土壤环境[13]，有研究表明中国347个城市中每100年微塑料渗透到土壤的深度增加1.48~7.42 m，平均渗透土壤深度为5.24 m[14]。在欧洲，大约50%的污水、污泥被应用于农业生产，每年通过污泥及其处理物等方式进入欧洲农业土壤环境的微塑料总量高达125~850 t，远高于排入地表水环境中的微塑料[15]。土壤正遭受着严重的微塑料污染问题。
农用地膜使用是土壤微塑料污染最主要的来源之一[16]。农用地膜很难在自然条件下降解，地膜破损后的颗粒在光辐射、生物降解等作用下逐渐形成不同粒径和尺寸的塑料及微塑料，严重损害土壤健康。尽管已经出现了新型可生物降解塑料地膜，但研究表明可降解地膜降解所需时间较长，且无法在土壤中完全降解[16]。
生物固体（如城市固体废物、堆肥肥料等）是土壤微塑料的另一重要来源。生物固体回收能有效补充土壤环境有机质，但其中含有大量的重金属和有机污染物以及微塑料[17]。研究表明，在水体处理过程中，污泥可回收70%~99%的微塑料，其微塑料浓度可达103~105个/kg[18]，污泥回收导致大量微塑料堆积在土壤中。城市垃圾填埋场是土壤微塑料的点源，土壤填埋物产生的渗滤液中含有大量微塑料污染物，垃圾的长期堆积加重了土壤微塑料污染。此外，有机肥施用也是农田微塑料的重要来源，Bläsing等[19]发现有机肥中的微塑料含量可达180 mg/kg。
1.2 土壤微塑料的分布
微塑料进入土壤环境后广泛分布在土壤中，分布情况受土壤深度、土壤颗粒间隙等的影响。例如，Liu等[20]分析上海郊区不同深度农田土壤微塑料的分布后发现浅层土壤微塑料含量高于深层土壤，产生该现象的原因可能是微塑料进入深层土壤时需要穿过更多的颗粒空隙，阻碍了微塑料向更深层土壤的迁移。此外，土壤理化性质也会影响微塑料在土壤中的分布。Wu等[21]发现沙漠土、黑土和红土中微塑料的丰度不同，土壤pH越高，氧化铁或氧化铝的含量越低，微塑料在土壤中的移动越快，微塑料在土壤中的分布范围也越广。总的来看，土壤是微塑料长期积累下沉的聚集地，微塑料在土壤中的分布会受到土壤性质、土壤类型等多方面的影响[22]，而微塑料的下沉和垂直移动必然导致更多的微塑料进入并分布在地下水中，这也造成了地下水微塑料污染。
1.3 土壤微塑料的迁移
土壤中的微塑料不仅会改变土壤的理化性质（如pH、有机质含量），还会被土壤生物尤其是植物吸收，影响植物生长发育，甚至还会通过食物链进入人体，对人体造成伤害[23]。因此了解微塑料在土壤生态系统中的吸收以及迁移路径（图1），对研究微塑料对土壤性质及土壤生物系统的影响至关重要。
1.3.1 微塑料在土壤环境中的迁移
土壤作为生态系统物质循环的重要载体，是环境中污染物的重要汇。大量的微塑料进入土壤环境后，粒径较大的微塑料仍存在于土壤表面，粒径小于1 mm的微塑料可以穿过土壤颗粒间隙更快地渗入土壤，并继续向下迁移进入土壤深层。降水或者灌溉等活动也会进一步加快土壤中微塑料向下迁移，从而导致底层环境中微塑料浓度升高[24]。土壤颗粒间隙也会为微塑料的迁移提供路径和空间，造成微塑料向土壤底层迁移。O'Connor等[14]研究表明，土壤物质循环中的水分渗透会改变土壤质地，从而导致微塑料向下迁移。
土壤理化性质是影响微塑料在土壤中迁移行为的重要因素，土壤pH是影响土壤微塑料稳定性的重要因素。通常来说，当土壤处于酸性条件时，带有负电荷的微塑料能与土壤中存在的酸类物质结合，从而固定在土壤环境中，不利于微塑料的移动[25]。土壤生物的存在也会影响土壤微塑料迁移：植物根部通过伸长、水分摄取等活动，为土壤中微塑料的运动提供空间，从而导致微塑料在土壤剖面的迁移；而土壤动物的运动更容易造成土壤微塑料横向迁移。
微塑料的老化情况和尺寸也会影响其在土壤中的迁移。长时间存在于土壤环境中的微塑料会发生老化反应，老化过程能增加微塑料的亲水性进而改变球形聚苯乙烯（PS）等塑料在土壤中的迁移，这可能归结于微塑料表面含氧官能团的改变[26]。同时，土壤中残留的地膜也会破坏土壤团聚体结构，降低土壤通气性和透水性，进一步导致大尺寸塑料在土壤环境中的迁移[27]。
1.3.2 微塑料在土壤-植物中的迁移
土壤是微塑料进入植物群落的主要介质。土壤中的微塑料可以通过吸附、根系裂缝等多种途径进入植物根系中，而微塑料进入根系的途径取决于其粒径的大小。粒径较小的微塑料可以通过吸附或穿透直接进入根际细胞。Dong等[28]发现粒径为0.2 µm的PS可以直接进入根系然后迁移到叶片上；而粒径大于5 μm的微塑料可以利用侧根裂缝进入植物根系中。Li等[4]发现，粒径较大的微塑料可以通过侧根出芽部位的裂缝进入植物中柱，然后进入根中的木质部导管，最后通过导管运输到茎和叶片组织。与植物根部产生的裂缝相似，老化、食草动物的活动及机械破坏而造成的根部表面损伤都可能成为微塑料的入口。叶片的气孔也是微塑料进入植物的途径，气孔和角质层则是微塑料进入植物的主要部位，数据显示通过气孔进入叶片的微塑料浓度可达3 000 mg/kg，植物通过叶片吸收微塑料的能力也和微塑料表面电荷密切相关[29]。此外，土壤环境中存在的重金属也会加剧植物细胞对微塑料的吸收，例如土壤中的砷导致植物细胞壁扭曲和变形，使更多的微塑料通过受损的细胞壁进入植物[28]。
微塑料在植物中的迁移不仅与根系有关，还与微塑料的粒径、外界环境等有关。植物细胞壁孔径约为5~50 nm，因此粒径在5~50 nm的微塑料更容易吸附在种子表皮或根细胞壁上[30]。由于斯托克斯沉降和微塑料颗粒的聚合沉积，中等粒径的微塑料更容易运输，而小粒径或大粒径的微塑料更容易固定在植物体内[31]。此外，微塑料也可以在外力的作用下进入植物体内并且进行迁移，例如黄瓜根系中的微塑料可以在根压和蒸腾共同作用下迁移到黄瓜茎部，然后通过维管系统积聚在黄瓜叶片、花和果实中[32]。总的来说，微塑料可以通过吸附、根系裂缝、叶片气孔等多种途径进入植物体内然后进行迁移和转运，而微塑料在植物体内的迁移主要依靠外质体和维管系统，蒸腾作用等外力也可以加速微塑料的迁移和转运。
1.3.3 微塑料在土壤-动物中的迁移
土壤环境中的生物运动、颗粒间隙、水分渗透等因素都会影响微塑料在土壤中的迁移[33]。蚯蚓是微塑料在土壤中进行迁移的重要媒介，Yu等[34]发现蚯蚓的穴居和运动可以加快低密度聚乙烯（LDPE）向下迁移从而提高深层土壤微塑料的浓度。此外，蚯蚓对不同粒径微塑料的迁移也会产生不同的影响，例如蚯蚓活动导致粒径为50~710 μm的微塑料分散在土壤底层，粒径大于1 mm的微塑料分布在土壤中间层，土壤表层则没有微塑料。螨虫和弹尾目昆虫可以通过咀嚼等行为对微塑料进行再分配，具有挖掘能力的哺乳动物，如鼹鼠和地鼠还可以通过制造洞穴等活动加速微塑料在土壤中的垂直迁移[24]。
2. 微塑料对土壤生态系统的影响
据统计，每年大约有90%微塑料进入生态环境，绝大部分微塑料会进入并堆积在农业土壤中，对土壤生态环境和生物造成不可逆的伤害。土壤作为人类生存和发展的基础，是所有植物生长的载体，也是各种污染物的最终“营地”[35]。进入土壤环境后微塑料可以改变土壤的理化性质和微生物群落结构，影响土壤生态循环，进一步影响粮食安全和人类健康[24,36]，微塑料对于土壤环境的毒理效应已经成为当前土壤环境污染研究的重点之一。
2.1 微塑料对土壤的影响
微塑料可以显著改变土壤的pH、保水能力、溶解性有机物含量和土壤肥力等，甚至还会通过影响土壤理化性质进而影响土壤中污染物的迁移（表1）。Li等[37]发现PE能为土壤酸碱反应提供表面活性区域，影响土壤中的阳离子交换，进一步降低酸性土壤的pH、提高碱性土壤的pH。微塑料还会改变土壤的水文循环，进入土壤的微塑料能吸附土壤颗粒形成结块或破坏土壤结构的完整，导致土壤严重缺水，从而导致污染物沿着裂缝向深层土壤的迁移。一般来说，微塑料浓度越高，土壤干旱开裂程度越严重[33]。高浓度的微塑料还可以提高土壤溶解性有机氮、溶解性有机碳等的含量，溶解性有机物的积累可能会影响土壤中污染物的转化和迁移，从而影响微塑料的毒性和生物利用度，进而改变土壤肥力[38]。
表 1 微塑料对土壤物理性质的影响Table 1. Effects of microplastics on soil physical properties种类 浓度/% 土壤基质 处理时间 结果 数据来源 PP、HDPE、PA、PES PA、HDPE均为梯度浓度，0.05、0.10、0.20、0.40；PP、PES均为梯度浓度，0.25、0.50、1.00、2.00 壤土 35 d 所有微塑料均影响土壤容重，PES增加土壤持水能力 文献[39] 合成纤维、HDPE、PLA 合成纤维为0.001；
HDPE和PLA均为0.1砂质黏壤土 30 d 当暴露于HDPE时，土壤的pH显著低于暴露于其他处理时。对照处理的土壤平均质量直径分别比添加纤维、HDPE和PLA的土壤大24%、35%和28%。对照土壤大于2 000 µm的大团聚体数量分别比HDPE和PLA土壤大60%和53%。相反，与对照土壤相比，暴露于微塑料的土壤中63~250 µm的微团聚体数量明显更高 文献[40] PES PES为梯度浓度，0.01、0.3 黏壤土 1 a 土壤容重、土壤团聚体粒径分布和饱和导水率均无显著变化。0.3%浓度PES处理的土壤中30 μm的孔隙显著增加 文献[41] PES、HDPE、PP、PS、PET PES为0.2；HDPE、PS、PP、PET均为2 壤土 2个月 HDPE、PES、PET、PP和PS降低了土壤容重；PA、PES和PS显著减少水稳定性团聚体；所有的微塑料均改变土壤结构，其影响程度各不相同 文献[36] 注：PP（polypropylene）为聚丙烯；HDPE（high density polyethylene）为高密度聚乙烯；PA（polyamide）为聚酰胺；PES（polyester）为聚酯；PLA（polylactic acid）为聚乳酸；PS（polystyrene）为聚苯乙烯；PET（polyethylene terephthalate）为聚对苯二甲酸乙二醇酯。 微塑料还会影响具有调节土壤碳、氮、磷等养分循环功能的酶的活性。例如微塑料通过影响脲酶、过氧化氢酶、荧光素二乙酸酯水解酶和苯酚氧化酶的活性进而影响土壤的碳、氮循环，短期内即可导致土壤质量发生变化[42]。还有研究表明PS可以影响植物抗氧化酶的活性，其中包括过氧化氢酶、超氧化物歧化酶和过氧化物酶等，且微塑料浓度与酶活性呈显著正相关，微塑料浓度越高，对酶活性影响越大[43]，这可能是因为PS可以调控与抗氧化酶相关基因的表达，从而影响酶活性[44]。
2.2 微塑料对植物的影响
植物作为土壤生态系统中不可或缺的一部分，土壤环境中的微塑料不仅会对土壤造成影响，还会通过根系等进入植物体内影响植物生长发育（表2）。例如，薄膜和纤维的微塑料降低了小麦的生物量，但是增加了大葱的生物量[32]；相同浓度的PE处理后莴苣和小麦总生物量均减少，莴苣根际细菌群落组成发生变化，小麦的果实生物量和叶片数量均显著降低，而芸豆地上和根生物量没有发生显著变化[4]。这些结果表明，微塑料会影响植物的生物量、根际环境等性质，影响情况又与植物种类、微塑料的类型等密切相关。
表 2 植物对微塑料的吸收Table 2. Absorption of microplastics in plants微塑料 培养条件 微塑料信息 植物 吸收情况 数据来源 携带荧光与否 官能团修饰 粒径/μm 浓度/（mg/kg） 地下部 地上部 PS 水培 + COOHNH2-F 0.2 50、100 拟南芥 √ NM 文献[45] － － 0.05 10、100、1 000 洋葱 √ NM 文献[46] － － 0.1~1、5 10、20 胡萝卜 √ √（但未观察到5 μm的微塑料） 文献[28] + － 0.1 100 蚕豆 √ NM 文献[47] + － 0.1、0.3、0.5、0.7 50 黄瓜 √ √（茎/叶片/花/果实） 文献[32] + － 0.2 50 生菜 √ √ 文献[48] + － 0.2、2 50 生菜/小麦 √ √ 文献[4] + － 0.1 0.01、0.1、1、10 小麦 √ √ 文献[49] + － 0.1 1、10 生菜/萝卜 √ × 文献[50] + 羧基 0.1 0.1、1、10 水稻 √ × 文献[51] + － 0.08、1 40 水稻 √ √ 文献[52] + － 0.098 0.16、0.8、4、20、100 水蕨 √ NM 文献[53] － － 0.05 100、1 000 水稻 √ √ 文献[54] － 铕（Eu） 0.2 0.02~500 生菜/小麦 √ √ 文献[55] － － 0.2 25 白菜 √ √ 文献[56] 土培 + 羧基 281） 10、100 绿豆 NM √ 文献[57] + － 0.2 500 小麦 √ × 文献[4] + － 0.2 500 小麦 √ √ 文献[48] － 铕（Eu） 0.2 1、10 生菜 √ √ 文献[55] + － 0.02 20、40 豌豆 √ √ 文献[58] PMMA 水培 + － 0.096 75±0.058 2 000 大麦 √ × 文献[59] 注：+表示有该种处理；－表示无该种处理；√表示已观察到微塑料吸收；×表示未观察到微塑料吸收；NM表示未进行微塑料吸收情况观察。PS为聚苯乙烯；PMMA为聚甲基丙烯酸甲酯。1）单位为nm。 2.2.1 微塑料对植物生长的影响
根是植物感知周围环境变化的首要部位，大多数植物通过根的变化适应新环境，而土壤中的微塑料对土壤性质的改变不仅会影响植物根部对营养物质的吸收，还可能影响根系分泌物数量，从而限制植物生长发育（图2）[60]。Sun等[45]将拟南芥种植在添加有不同浓度纳米塑料的花盆中发现，纳米塑料的存在刺激根系产生大量的分泌物，抑制了拟南芥根系生长，这表明微塑料对植物存在毒害作用。Li等[32]研究了不同粒径（100、300、500和700 nm）的PS对黄瓜根系产生的影响，结果发现：当粒径小于等于300 nm时，根系活力与微塑料粒径大小呈显著正相关，根系活力随微塑料粒径的增大而增大；而粒径大于300 nm的PS对根系活力无显著影响。原因可能是PS的粒径越小越容易穿透根部表皮细胞刺激根系，而粒径大于300 nm的微塑料无法进入根系。
微塑料还会通过降低种子发芽率、改变酶活性等影响植物生长发育。例如将水芹暴露在粒径为4.8 μm的微塑料中发现，微塑料可以在种皮气孔中积累，暴露8 h后种子发芽率显著降低，暴露24 h后植物生长缓慢。这可能是由于微塑料颗粒积累在种皮上堵塞了气孔，抑制了水芹对水分的吸收，从而延迟了种子萌发，影响植物对营养物质的吸收和运输[31]。Zhou等[61]将水稻分别暴露在10、50和100 mg/L的PS后发现，高浓度的PS可以显著提高植物的抗氧化酶活性，但PS浓度为10 mg/L时，抗氧化酶活性并无明显变化，这一现象表明PS浓度和其对植物的毒性密切相关，随着浓度的升高，PS对植物的毒性也随之增强，而植物自身对低毒性的微塑料响应不显著。
微塑料的存在还会影响植物的叶绿素及其他营养元素的含量。例如，当玉米暴露在PE、聚乳酸（PLA）2种不同类型微塑料之后，相同浓度下PE对玉米无明显的毒性效应，且叶片叶绿素含量无明显变化；而PLA明显减缓了玉米的发育，且叶片叶绿素含量显著下降。不同微塑料化学成分和生物降解性具有显著性差异，PLA通常来源于淀粉或糖类，相较于其他微塑料，PLA极易在土壤环境中降解，降解后的PLA可能生成水溶性低分子量低聚物，增加土壤碳氮比，进而限制植物养分吸收，因此PLA对植物的毒害作用更为显著[38,62]。Pignattelli等[63]也发现，PP、PE、聚氯乙烯（PVC）和PE+PVC均会影响植物的叶绿素含量，其中PP处理后的植物的叶绿素a含量显著提高，其次是PVC和PE处理；相反，PE+PVC处理后植物的叶绿素含量显著降低，这是因为微塑料减少了氨基乙酰丙酸的产量，降低了活性氧的数量，从而减少了植物中叶绿素的含量。
2.2.2 微塑料与其他污染物的联合效应对植物生长的影响
微塑料不仅可以单独影响植物的生长发育，还可以通过与其他污染物的联合效应影响植物健康生长。微塑料表面粗糙、比表面积大、疏水性强且具有丰富的官能团，很容易吸附重金属、持久性有机污染物等，对生物产生更高的毒性效应[64-65]。Wang等[66]研究了PE、PLA分别与重金属Cr联合后对玉米鲜重产生的影响，结果表明Cd与PLA在共存的条件下对玉米地上部分干重和根系干重均无影响，而PE和Cr结合显著降低了根系生物量。原因可能是PLA和PE表面含有的官能团不同，导致2种微塑料对Cr的吸附能力不同，所产生的毒性效应也有所差异。
总体来说，微塑料对植物的影响归结为以下几方面：1）通过影响植物根系活力、抑制种子萌发及改变植物生物量等影响植物的基础生长指标；2）通过抑制酶活性、减少活性氧从而限制植物的生长；3）与重金属等产生联合效应，限制植物对营养物质的吸收，影响植物的生长发育。
2.3 微塑料对土壤动物的影响
土壤动物是土壤生态系统的重要组成部分，具有改善土壤通气性，参与土壤系统养分物质循环的作用，随着土壤微塑料污染加剧，长期生活在土壤环境中的动物不可避免地受到了微塑料的影响。首先，土壤动物能摄入土壤中的微塑料，而微塑料进入动物后，直接导致动物生育能力降低，且摄入微塑料浓度越高，影响越显著[67]。其次，微塑料引起土壤动物氧化应激，导致动物体内酶活性的变化，例如高密度聚苯乙烯（HDPE）和PP显著降低了蚯蚓体内SOD、CAT、GST等酶的活性，并诱导8-OHdG（氧化DNA损伤的生物标志物）含量升高[68]。越来越多的研究指出，微塑料能影响土壤动物的肠道菌群变化。接触微塑料会影响蚯蚓的摄食行为，从而改变蚯蚓肠道菌群栖息地，最终导致蚯蚓肠道菌群的变化。但也有研究发现PVC和As的联合施用会造成蚯蚓肠道菌群损伤，但单独施加PVC并未发现这一变化[69]。这一现象表明，微塑料和重金属的毒性效应有所不同，未来需要更多地关注重金属和微塑料的单一毒性及联合毒性。
2.4 微塑料对土壤微生物群落的影响
微塑料对土壤微生物群落结构的影响主要表现在改变其分布、丰度和组成。土壤微塑料能通过改变土壤孔隙率和土壤水分影响土壤中的氧气流动，进而影响厌氧和需氧微生物的相对分布[33]。Fei等[70]发现微塑料存在条件下伯克氏菌科丰度显著增加；添加5% PVC和1% PE后，鞘膜单胞菌科和黄杆菌科丰度均显著下降。产生该现象的原因可能是高浓度微塑料的存在降低了土壤中微生物对生物外源性化合物的降解，从而影响了微生物的丰度和活性。Wang等[66]对暴露在PVC和PLA的土壤中微生物群落结构进行了研究，结果表明2种微塑料均可以通过抑制沉积物硝化和反硝化过程从而改变微生物群落组成。
微塑料还可以在与其他物质共存条件下影响土壤微生物群落结构。例如在微塑料和Ag+共同作用下可以显著降低革兰氏阳性菌和放线菌的活性[71]；Dong等[28]将PS添加到As污染土壤后发现，PS可以通过加快土壤水分挥发增加土壤As的生物有效性，进而影响土壤中细菌和真菌等的丰度。
3. 土壤微塑料污染的修复技术
3.1 微生物降解微塑料技术
芽孢杆菌能降解土壤中的微塑料。Ndahebwa Muhonja等[72]的研究表明芽孢杆菌能降解PE，并释放酯酶和漆酶，该酶类具有降解HDPE的烷烃羟化酶产生基因，而在表面活性剂存在条件下，枯草芽孢杆菌对微塑料的降解能力更强，这可能是因为生物活性剂属于两亲性物质，能促使微生物附着在微塑料表面[73]。此外，假单胞菌和微球菌等细菌都可以降解聚氨酯等热固性聚合物。
除了细菌之外，真菌也能促进土壤微生物降解，减少土壤微塑料污染。例如，曲霉能降解从土壤中分离出的PE，而烟曲霉和黑曲霉分别能降解聚氨酯和PP[57]。真菌的菌丝结构具有一定的分散和渗透能力，同时，真菌能分泌疏水蛋白以改善菌丝在疏水表面的黏附能力，这也是真菌能降解土壤微塑料的重要原因[74]。此外，光、温度和pH等因素均影响真菌的降解能力，因此未来可以通过改变外界环境参数寻找真菌对微塑料降解的最佳条件，改善真菌降解微塑料的效率。
3.2 酶降解微塑料技术
胞外酶能将聚合物中的长碳链解聚为低聚物或单体，酶已经成为降解微塑料、减少微塑料污染的重要途径之一。胞外酶能作用于土壤塑料表面的大分子[74]，通过表面功能化促进塑料分解。Han等[75]成功构建了PET水解酶，并发现了二硫桥等构建PET水解酶的重要中间物。具有特异性降解微塑料功能的酶的出现和构建有效减少了土壤环境中微塑料的数量，降低了微塑料的生物毒性，是减少土壤环境微塑料污染的一种环保有效的方案。
3.3 生物炭材料减轻微塑料毒性
相较于微生物和酶，生物炭材料不仅能直接去除环境中的微塑料，还能影响微塑料的植物毒性，这对实际微塑料污染土壤的修复具有重要意义。例如，磁性生物炭对微塑料的去除率在90%以上[76]。在PVC微塑料存在的情况下，玉米生物炭能减轻PVC对生菜的氧化损伤作用，增加生菜产量[77]，这表明生物炭可以作为微塑料污染土壤的潜在修复剂之一。此外，也有研究发现在微塑料存在条件下，生物炭改善了土壤养分活性，抑制土壤甲烷排放[78]，这一现象进一步证明生物炭在土壤修复及碳排放领域的应用潜力[79]。
4. 总结与展望
（1）微塑料能在土壤生态系统中进行迁移和转运，农田中的微塑料甚至可以通过粮食作物进入食物链进而威胁人体健康。但是目前的研究仍局限于对微塑料在生物体（植物和水生生物）内分布情况的研究，未来应当着重关注微塑料进入生物体内后产生的跨细胞运输和扩散作用，从而了解微塑料的细胞毒性及其在生物体内的滞留情况，最终开发可用于评估生物体内微塑料污染负荷的生物标志物。
（2）微塑料种类繁多，性质多样，其毒性也会受其粒径、形状和种类等的影响，未来的研究要考虑同时使用多种不同类型、大小、浓度的微塑料来研究其对土壤生态系统的影响。此外，许多模拟实际土壤污染的试验中微塑料浓度远高于环境中微塑料的实际浓度，这可能无法反映土壤生物对微塑料的实际反应，因此，有关微塑料添加试验的设计应当更加谨慎，要符合实际微塑料污染状况。
（3）在土壤食物链中，微塑料可以从低营养级向高营养级转移，这表明微塑料存在生物累积和生物放大效应，而土壤食物链对调节生态系统功能和稳定性至关重要。因此，未来可以重点关注土壤食物链中多个营养级中的微塑料污染情况，及其对土壤生物的级联毒性。
（4）土壤生态系统是重要的碳排放源和汇，作为含碳有机物，微塑料在土壤中的积累必然会改变土壤碳呼吸和甲烷等气体排放，因此后续应从碳排放角度评价微塑料对我国土壤生态系统碳中和工作的影响，为全面达到“双碳”目标打下基础。
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表 1 微塑料对土壤物理性质的影响
Table 1 Effects of microplastics on soil physical properties
种类 浓度/% 土壤基质 处理时间 结果 数据来源 PP、HDPE、PA、PES PA、HDPE均为梯度浓度，0.05、0.10、0.20、0.40；PP、PES均为梯度浓度，0.25、0.50、1.00、2.00 壤土 35 d 所有微塑料均影响土壤容重，PES增加土壤持水能力 文献[39] 合成纤维、HDPE、PLA 合成纤维为0.001；
HDPE和PLA均为0.1砂质黏壤土 30 d 当暴露于HDPE时，土壤的pH显著低于暴露于其他处理时。对照处理的土壤平均质量直径分别比添加纤维、HDPE和PLA的土壤大24%、35%和28%。对照土壤大于2 000 µm的大团聚体数量分别比HDPE和PLA土壤大60%和53%。相反，与对照土壤相比，暴露于微塑料的土壤中63~250 µm的微团聚体数量明显更高 文献[40] PES PES为梯度浓度，0.01、0.3 黏壤土 1 a 土壤容重、土壤团聚体粒径分布和饱和导水率均无显著变化。0.3%浓度PES处理的土壤中30 μm的孔隙显著增加 文献[41] PES、HDPE、PP、PS、PET PES为0.2；HDPE、PS、PP、PET均为2 壤土 2个月 HDPE、PES、PET、PP和PS降低了土壤容重；PA、PES和PS显著减少水稳定性团聚体；所有的微塑料均改变土壤结构，其影响程度各不相同 文献[36] 注：PP（polypropylene）为聚丙烯；HDPE（high density polyethylene）为高密度聚乙烯；PA（polyamide）为聚酰胺；PES（polyester）为聚酯；PLA（polylactic acid）为聚乳酸；PS（polystyrene）为聚苯乙烯；PET（polyethylene terephthalate）为聚对苯二甲酸乙二醇酯。 
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表 2 植物对微塑料的吸收
Table 2 Absorption of microplastics in plants
微塑料 培养条件 微塑料信息 植物 吸收情况 数据来源 携带荧光与否 官能团修饰 粒径/μm 浓度/（mg/kg） 地下部 地上部 PS 水培 + COOHNH2-F 0.2 50、100 拟南芥 √ NM 文献[45] － － 0.05 10、100、1 000 洋葱 √ NM 文献[46] － － 0.1~1、5 10、20 胡萝卜 √ √（但未观察到5 μm的微塑料） 文献[28] + － 0.1 100 蚕豆 √ NM 文献[47] + － 0.1、0.3、0.5、0.7 50 黄瓜 √ √（茎/叶片/花/果实） 文献[32] + － 0.2 50 生菜 √ √ 文献[48] + － 0.2、2 50 生菜/小麦 √ √ 文献[4] + － 0.1 0.01、0.1、1、10 小麦 √ √ 文献[49] + － 0.1 1、10 生菜/萝卜 √ × 文献[50] + 羧基 0.1 0.1、1、10 水稻 √ × 文献[51] + － 0.08、1 40 水稻 √ √ 文献[52] + － 0.098 0.16、0.8、4、20、100 水蕨 √ NM 文献[53] － － 0.05 100、1 000 水稻 √ √ 文献[54] － 铕（Eu） 0.2 0.02~500 生菜/小麦 √ √ 文献[55] － － 0.2 25 白菜 √ √ 文献[56] 土培 + 羧基 281） 10、100 绿豆 NM √ 文献[57] + － 0.2 500 小麦 √ × 文献[4] + － 0.2 500 小麦 √ √ 文献[48] － 铕（Eu） 0.2 1、10 生菜 √ √ 文献[55] + － 0.02 20、40 豌豆 √ √ 文献[58] PMMA 水培 + － 0.096 75±0.058 2 000 大麦 √ × 文献[59] 注：+表示有该种处理；－表示无该种处理；√表示已观察到微塑料吸收；×表示未观察到微塑料吸收；NM表示未进行微塑料吸收情况观察。PS为聚苯乙烯；PMMA为聚甲基丙烯酸甲酯。1）单位为nm。
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1. 张永鑫，邹桂逢，陈翠蓉，杨海东. 我国裸露山体生态修复研究进展. 绿色科技. 2024(24): 100-105+112 . 
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