《Environmental Chemistry and Ecotoxicology》：Microplastics in agricultural soils: Impacts on soil microbial communities, nutrient cycling, earthworm health, and soil ecosystem functions
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本综述系统阐述了微塑料（MPs）作为新兴污染源对农业土壤生态系统的多重影响。文章详细分析了MPs通过地膜覆盖、污泥施用等途径进入土壤后，如何改变土壤理化性质（如pH、容重）、破坏微生物群落结构、干扰碳氮磷循环（如CO2、N2O排放增加），并对关键土壤动物蚯蚓造成氧化应激（如SOD、CAT酶活性变化）及肠道菌群紊乱。作者强调，MPs与重金属、农药等污染物的协同效应会加剧生态风险，威胁土壤健康与农产品安全，呼吁加强源头控制与修复策略研究。
1. 引言
全球塑料产量从20世纪50年代的约150万吨急剧增长至2024年的4.6亿吨，预计到2025年将超过5亿吨。目前仅有10%的塑料废物被回收利用，14%被焚烧，而剩余76%则被填埋或释放到环境中，导致严重的生态和人类健康影响。农业土壤由于塑料覆膜、污水污泥、堆肥、再生水灌溉及大气沉降等输入，已成为微塑料（MPs）的主要汇集地。MPs会改变土壤理化特性，影响养分循环，破坏微生物多样性、结构及酶活性，并与重金属、有机污染物等协同作用，增强其迁移性和生物有效性。土壤中的关键工程师——蚯蚓，尤其易受MPs暴露的影响，表现为生长抑制、氧化应激、肠道损伤及肠道微生物组成改变。此外，MPs通过影响微生物代谢和土壤氧化还原条件，加剧温室气体排放，进一步威胁生态系统稳定性。本文综述了MPs作为综合胁迫因子，通过物理化学降解土壤结构、破坏微生物群落稳定性及直接毒性作用于关键土壤动物，从而损害土壤健康的作用机制。影响严重程度高度依赖于MPs特性（尺寸、聚合物类型）、土壤性质及暴露时间。若不采取及时的源头控制和修复策略，持续的MPs积累将不可逆地损害土壤生态系统服务功能，威胁农业生产力和粮食安全。
2. 土壤中MPs的来源与丰度
土壤被认为是环境中最大的MPs储库之一。农业实践如塑料覆膜、污泥施用、再生水灌溉、有机肥使用，以及大气沉降等人为输入，共同导致MPs在土壤中积累。研究表明，陆地生态系统中的MPs浓度是海洋环境的数倍，且土壤每年接收的MPs通量远高于海洋。由于MPs具有疏水表面、多孔结构、小粒径和大比表面积，它们成为抗生素、农药和重金属等多种污染物在土壤环境中迁移和再分布的有效载体。在中国，污水处理厂污泥中的MPs浓度范围为每千克干污泥1.60至56.4×103个颗粒，东部地区浓度显著高于西部。据估计，通过污泥施用，中国每年约有1.56×1014个MPs颗粒进入农业土壤。
全球约有128,000 km2的农田被塑料薄膜覆盖。塑料覆膜广泛用于调节土壤温度、抑制杂草、保持土壤水分和养分，尤其在干旱和半干旱地区能提高作物生产力。低密度聚乙烯（LDPE）占农用塑料薄膜的70%–80%，尤其是地膜，其余部分包括高密度聚乙烯（HDPE）、聚丙烯（PP）和可生物降解聚合物（聚乳酸PLA、聚己二酸-对苯二甲酸丁二醇酯PBAT、淀粉基）。聚氯乙烯（PVC）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）偶尔用于温室覆盖和灌溉滴管，但在地膜中不常见。然而，这些材料的回收仍具挑战性；因此，大多数塑料地膜在使用后被丢弃。在某些地区，超薄塑料薄膜（<0.01 mm）被广泛使用，这使得它们易碎且难以回收。在长期暴露于阳光、机械应力和微生物降解下，这些薄膜易破碎成MPs，从而导致土壤质量下降。此外，可生物降解地膜虽然旨在作为环保替代品，但在分解前往往表现出更高的污染物吸附能力，可能向土壤引入额外污染物。聚乙烯薄膜也用于作物防护以保护植物免受风雨侵袭；然而，长期使用会导致MPs在农业土壤中的破碎和积累。污水污泥是土壤MP污染的另一个主要来源。研究表明，进入污水处理厂的MPs高达90%被截留在污泥中。在欧洲，通过污泥施用，每年每百万居民有125至850吨MPs被释放到农业土壤中。为了更经济地处理污泥，通常将其浓缩、脱水或干燥后作为肥料或土壤改良剂施用于农田，因其含有高有机质和养分。类似地，源自畜禽粪便和生活垃圾的堆肥产品广泛用于农业，但它们可能含有高达每千克895个MPs颗粒。这些MPs在土壤中持久存在，能够长期积累并发生生物相互作用。通过改变微生物群落和养分循环，它们可能损害土壤肥力和生态功能。MPs是普遍存在的污染物，污染水、土壤、空气和沉积物等多种环境介质，并能阻碍动物消化，促进有毒物质通过食物链转移。
灌溉是MPs进入农业土壤的主要途径之一。地表水作为灌溉的主要来源，通常含有大量MPs。先前研究报道，中国太湖的MPs丰度为3400至25,800颗粒/m3，长江口平均为4137.3±2461.5颗粒/m3。地下水也被认为是潜在的MPs储库；例如，Negrete Velasco等人在饮用水和地下水中检测到50–150 μm的塑料颗粒，而伊利诺伊州地下水中的MPs水平高达15.2颗粒/m3。废水是MP污染的另一个重要来源。尽管污水处理厂可以去除部分MPs，但出水仍含有相当数量的MPs，可能通过灌溉转移到土壤。使用未经处理或部分处理的废水进行农业灌溉进一步加速了农田中MPs的积累。此外，大气沉降作为一个重要的次要输入途径，空气中的MPs沉降到土壤表面，加剧了整体污染。
人类活动显著促进了MPs向环境的释放。根据Kacprzak等人的研究，常见来源包括塑料家用器具的使用、油漆和墙纸等建筑材料以及机械摩擦过程。大部分塑料废物被填埋在垃圾填埋场，暴露于大气中。尽管塑料在填埋条件下降解缓慢，但长期的物理、化学和生物过程可将其破碎成MPs，随后可能排放到周围生态系统和大气中。风驱动的粉尘再悬浮进一步增强了MPs的大气传输。轮胎磨损是另一个重要贡献者，估计占空气中MPs总排放量的3%–7%，是城市颗粒污染的主要来源。此外，波浪作用和气泡破裂等海洋过程可以将MPs从海水转移到大气。其他陆地来源，包括一次性塑料制品的使用和轮胎磨损，在将MPs引入土壤环境中也起着关键作用。
3. MPs对土壤微生物的影响
细菌是土壤生态系统的关键组成部分，驱动着碳、氮、磷等必需营养素的释放和循环的基本生物地球化学过程。MPs的存在可显著影响土壤微生物群落及其生态功能。常见的MPs类型，包括PVC、PP、PLA、PE和PBAT，影响土壤微生物的丰度和相互作用，从而改变微生物动态和养分循环。尽管MPs高度耐光降解，但当埋藏在较深土层时，它们可能经历土壤微生物的缓慢生物降解。它们的持久性和物理存在会破坏养分和能量的流动，导致微生物群落组成和功能的改变。此外，MPs可能为某些微生物类群创造不利的微生境，导致多样性减少和群落结构改变。相反，可生物降解MPs（如PBAT）的降解已被证明可以改变土壤原核生物群落的组成，并伴随CO2排放和微生物生物量碳的增加。这些发现突出了MPs与土壤微生物之间复杂且依赖于环境的相互作用，对土壤健康和碳循环具有潜在影响。
最近的研究表明，MPs降低了土壤微生物的多样性和丰度，从而损害其生态功能。土壤微生物常常附着或定殖于MPs表面，这改变了群落组成和多样性。MPs也可以改变真菌群落结构。据报道，可堆肥塑料薄膜如聚己内酯（PCL）、PBAT、聚羟基烷酸酯（PHA）、PLA和淀粉基生物聚合物促进了特定真菌属的增殖，包括曲霉属（Aspergillus）、镰刀菌属（Fusarium）和青霉属（Penicillium）。MPs的物理化学特性，特别是其疏水性和大比表面积，有利于微生物定殖和生物膜形成。例如，低密度聚乙烯促进快速生物膜发育并增强微生物代谢，从而加速土壤中的养分周转。根际中的聚酯微纤维被发现增加了丛枝菌根真菌的丰度，这可能是由于MPs诱导的土壤结构和水分动力学改变。实验研究进一步揭示，MPs的类型、尺寸和浓度明显影响微生物反应。在短期（28天）培养中，LDPE和PP颗粒（200–630 μm）并未显著改变有机土壤中的微生物群落组成，但在不可生物降解MPs处理下降低了总微生物生物量和真菌丰度。类似地，微生物组成和活性的变化会影响营养相互作用和生态稳定性。较大的聚乙烯MPs（150 μm, 5% w/w）降低了粘土中的细菌和真菌多样性，而较小的MPs（13 μm）则刺激了微生物增殖。Fei等人报道，添加5% PVC和1%–5% PE降低了酸性壤土中的细菌α多样性，而1% PVC则无显著影响。7% (w/w)的LDPE显著降低了细菌操作分类单元（OTU）丰度，而2% LDPE在较长时间培养后最初增强了细菌多样性然后趋于稳定，这可能是由于暴露时间短和MPs剂量低。长期实验表明，暴露于2% (w/w)的聚酰胺（PA）、聚苯乙烯（PS）、PET和PVC一年后，并未显著影响微生物丰富度，但改变了群落组织。这些观察到的模式表明了依赖于浓度、尺寸和聚合物的机制。存在明确的浓度阈值：添加1%到2%的MPs通常影响很小，因为土壤群落可以通过功能冗余适应低水平，但超过5%的浓度则超过适应能力并严重干扰群落结构。尺寸依赖性反应反映了不同的后果：较小的MPs（<50 μm）增加了定殖表面积并最初刺激某些类群然后稳定，而较大的MPs（>100 μm）主要通过改变土壤结构和水分动力学来影响多样性。聚合物特异性效应取决于生物降解性；不可生物降解聚合物（PE、PS）主要产生物理效应而不提供生物可利用碳，而可生物降解MPs（PLA、PBAT）释放碳底物，刺激能够分解聚合物的特定真菌属。MPs还改变土壤物理性质，如孔隙度、容重和水分动力学，从而影响共生微生物、AMF多样性及植物-根系相互作用。
报道的微生物和生物地球化学对MPs反应之间的矛盾反映了由MPs特性、土壤性质和实验条件决定的机制差异，而非随机变异。微生物对MPs的矛盾反应反映了依赖于环境的过程。影响由颗粒尺寸决定，例如较小的MPs（<50 μm）通过破坏微生境减少生物量和多样性，而较大的MPs则无影响。生物可利用性由聚合物化学性质决定。不可生物降解聚合物（PE、PS）物理干扰微生物活动，而可生物降解MPs（PLA、PBAT）通过释放不稳定碳增加微生物生物量。反应受土壤质地影响；砂质土壤结构影响小，而粘土土壤表现出强烈的抑制。
4. MPs对农业土壤生态系统的影响
一旦MPs在农业土壤中积累，它们会引发土壤理化性质、微生物群落结构和生物地球化学过程的级联改变，从根本上损害生态系统功能和农业生产力。现有研究表明，农村土壤通常比城市土壤含有更高浓度的MPs。农业景观尤其容易受到MPs积累的影响，因为有多重贡献因素，包括塑料衍生品的使用、灌溉实践、土壤管理技术以及外部来源的污染。一旦引入，MPs可以通过淋溶、生物扰动和机械干扰等过程在土壤中迁移。在农业土壤中，MPs通过各种机制经历连续的再分布和与土壤基质的相互作用。耕作操作将较大的塑料碎片机械破碎成更小的颗粒，同时使MPs在不同深度均匀分布，形成集中污染区。灌溉循环通过优先流路径和大孔隙网络驱动MPs在土壤剖面中迁移，较小颗粒表现出比较大的碎片更大的迁移性。这些物理再分布过程创造了异质的MPs热点，局部加剧了对土壤生物和生物地球化学过程的影响，特别是在连续生长季节积累MPs的亚表层中。土壤类型和农业管理强度影响MPs诱导变化的程度。在集约化管理的耕地中，MPs浓度可升至严重损害土壤团聚体稳定性、降低水分入渗速率和改变养分保持能力的水平。MPs诱导改变的程度取决于土壤类型和农业管理强度。为了根据MPs特性和土壤条件对这些变化的影响进行系统风险分类，表S1根据MPs类型、颗粒尺寸、剂量和土壤类型对微塑料对土壤功能的影响进行了分类。在大量使用塑料地膜的集约化管理的耕地中，MPs浓度可增加到显著影响土壤团聚体稳定性、降低水分入渗速率和改变养分保持能力的水平。
4.1. MPs对土壤各组分的影响
MPs影响众多土壤性质和过程，降低生产力并改变生态系统功能，具有深远的生态后果。作为陆地环境的关键组成部分，土壤支持关键的生态系统服务；因此，对其物理、化学和生物完整性的破坏具有深远的生态后果。MPs影响土壤容重、团聚体稳定性、孔隙度、电导率、pH和其他理化性质。MPs的掺入可以改变土壤通气性和容重。在某些情况下，降低的容重可能有利于根系穿透、水分保持和气体交换，从而增强土壤通气性。然而，MPs，特别是纤维状和薄膜状形式，可以缠绕土壤团聚体并破坏其结构完整性，比颗粒状或碎片状MPs更严重。它们对土壤电导率（EC）的影响因聚合物类型而异：PE MPs（0.1%–5% w/w）倾向于降低EC，而1% (w/w)的高密度聚乙烯（HDPE）则可以增加EC。较小的MPs通常降低土壤团聚性和孔隙度，对肥力和微生物动力学产生负面影响。MPs还干扰土壤生物地球化学循环。它们改变无机氮的转化，影响水提取性硝酸盐（NO3?–N）和铵（NH4+–N）的浓度，并影响养分转移、土壤有机碳（SOC）和氮循环。尽管MPs主要成分是碳（>90%），但天然的不稳定有机碳比MPs衍生的碳更容易被微生物利用。过量碳和氮输入造成的不平衡可以改变微生物群落组成和活性，从而破坏土壤养分循环和有机质分解。此外，MPs影响重金属的化学形态和生物有效性，改变土壤酶活性、pH、容重、持水能力和有机质（OM）含量。除了物理效应外，MPs的生态影响很大程度上受其化学转化和吸附过程的影响。环境老化通过光氧化和机械风化改变MPs表面化学，增加表面积并产生含氧官能团（羧基、羟基），从而增强微生物定殖和污染物吸附能力。这些老化的MPs通过涉及疏水分配和静电相互作用的吸附-解吸动力学，获取环境污染物如农药、抗生素和重金属。与原始颗粒相比，老化MPs的吸附容量增加。这些吸附的污染物随后在特定条件下（如消化系统中的酸性pH）解吸，影响土壤生物的生物可利用性和通过食物链的转移。此外，随着时间的推移，塑料添加剂如紫外线稳定剂、阻燃剂和增塑剂（邻苯二甲酸盐）从MPs基质中浸出，浸出速率受温度、pH和土壤有机质含量影响。这些变化通过破坏碳、氮、磷的循环和可利用性来损害植物生长。MPs效应的多样性源于聚合物组成、单体类型和添加剂的变异，它们与溶解和胶体土壤组分，特别是在黄棕壤中发生不同的相互作用。总体而言，MPs及相关污染物在农业土壤中的积累对土壤肥力、作物生产力和粮食安全构成直接威胁。尽管土壤是MPs的主要汇已显而易见，但关于其丰度、空间分布和长期生态效应的定量数据仍然有限。
4.2. 土壤养分循环
4.2.1. 土壤酶活性
土壤酶在分解有机质和调节碳、氮、磷等元素循环中起着至关重要的作用。关键的土壤酶包括转化酶、蛋白酶、磷酸酶、脲酶、水解酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶和硫酸盐还原酶。这些酶的活性与特定微生物类群密切相关：厚壁菌门（Firmicutes）、拟杆菌门（Bacteroidetes）和疣微菌门（Verrucomicrobia）与脲酶和蔗糖酶活性呈正相关，而放线菌门（Actinobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）和变形菌门（Proteobacteria）与酸性磷酸酶和过氧化氢酶活性相关。土壤酶活性受MPs影响。Fei等人报道，在酸性土壤中添加PE和PVC MPs增强了脲酶和酸性磷酸酶活性，抑制了荧光素二乙酸酯（FDAse）活性，并降低了细菌多样性。虽然顽固聚合物（PE、PS和PVC）抵抗酶促分解，但可生物降解MPs如PLA和可生物降解PP的降解可以提高溶解有机碳（DOC）浓度并刺激酶活性。MPs通过直接和间接机制显著改变土壤碳动态。可生物降解MPs如PLA和PBAT作为不稳定碳源，刺激微生物呼吸，与对照土壤相比增加CO2排放。相反，顽固聚合物，包括PE、PS和PP，物理堵塞土壤孔隙并吸附有机质于其表面，减少微生物对原生土壤有机碳（SOC）的接触，可能减缓分解速率。MPs还抑制关键的碳循环酶，如β-葡萄糖苷酶和纤维二糖水解酶，这些酶对纤维素降解和碳周转至关重要，据报道在MPs浓度高于1% w/w时酶活性降低20%–60%。这些酶系统的改变导致微生物生物量内碳和脱氢酶活性降低，最终损害土壤代谢能力。此外，MPs可能干扰微生物能量获取，因为微生物依赖酶介导的聚合物解聚成可吸收的中间体进行营养同化和能量生产。
4.2.2. 土壤养分库与养分循环过程
MPs可以影响土壤碳动态，因为它们含有超过90%的碳。然而，大多数MPs碳存在于难降解的聚合物链（PE、PS、PP、PVC）中，这些链高度抵抗微生物分解，不能作为生物可利用碳源。只有可生物降解MPs（PLA、PBAT）在分解过程中释放不稳定碳，供微生物利用，而不可生物降解MPs主要通过改变土壤结构、水分和通气性等间接机制影响碳循环，而非提供碳底物。重要的是，MPs添加后较高的DOC浓度通常表明由于MPs改变的土壤条件（改变的微生物活性、改变的水分动力学）促进了原生土壤有机质的矿化，而非直接来自顽固MPs聚合物链的碳释放。DOC支持微生物定殖和活性，促进养分运输，并通过结合颗粒在一起增强孔隙度、水分入渗和保持来促进土壤团聚。由于DOC对环境变化反应迅速，它是评估土壤质量和生态系统对管理实践或气候变异响应的有效指标。可生物降解MPs破碎释放生物可利用碳，刺激微生物代谢和酶生产。这加速了土壤有机质矿化，加剧了植物-微生物对养分的竞争。鉴于氮和磷对植物生长的重要性，这些破坏可能显著影响土壤生态系统结构和功能。植物-微生物共生相互作用，包括菌根关联和根际微生物群落，在优化和胁迫条件下调节C、N、P和S循环中起着关键作用。PLA，一种可生物降解MPs，已被证明通过增加硝酸盐浓度和降低铵水平来改变氮转化。这是因为PLA颗粒表面的羟基（–OH）和羰基（=O）官能团吸附NH4+–N，降低其生物可利用性。相反，不可生物降解MPs如PS和PE抑制亮氨酸氨基肽酶活性，这是一种对氮循环至关重要的酶，从而破坏N周转。这些发现突出了可生物降解和不可生物降解MPs对土壤氮动态的独特且对比鲜明的影响，对养分可利用性和生态系统功能具有潜在影响。此外，MPs衍生的化合物如邻苯二甲酸盐可以下调关键土壤酶，从而加剧土壤污染并干扰养分循环。MPs还可以增加土壤C/N比，影响养分吸收。例如，在板栗（Castanea mollissima）土壤中，可降解MPs诱导的升高C/N比增强了外生菌根对无机磷的吸收，加剧了P缺乏。因此，可生物降解MPs降低了土壤硝酸盐和有效磷浓度，破坏了农业生态系统中的氮磷循环。除了这些对磷可利用性的一般影响外，MPs通过多种机制干扰磷循环。MPs可以吸附无机磷酸盐（PO43?）和有机磷化合物于其表面，特别是具有极性官能团的聚合物，从而降低植物和微生物的磷生物可利用性。不可生物降解MPs通过物理阻断酶-底物相互作用和改变土壤pH，可以阻碍有机磷向无机磷的转化并限制磷酸酶活性。另一方面，可生物降解MPs在其分解阶段可能最初刺激微生物活性并增强磷酸酶生产，但这种暂时刺激之后常常是当活跃生长的微生物迅速将有效P吸收到其不断增长的生物量中时发生显著的磷固定。
4.2.3. 温室气体（GHG）排放
MPs影响土壤微生物活性、种群动态和酶功能，从而改变CO2、N2O和CH4等温室气体的排放。最近的研究表明，MPs显著增加CO2和N2O通量，而对CH4排放的影响随环境条件而异。MPs暴露下增强的微生物呼吸和酶活性是CO2排放升高的主要贡献者。然而，CO2通量响应随MPs生物降解性和土壤条件而变化。可生物降解MPs（PLA、PBAT）释放碳底物刺激微生物呼吸，产生CO2，从而增加排放，而惰性聚合物（PE、PS、PVC）主要通过改变土壤通气性和水分间接影响呼吸。MPs通过改变微生物群落结构和激活碳代谢相关基因来调节土壤CO2释放。将PS、PE、PP、PVC和PET等聚合物掺入酸性土壤已被证明能按MPs浓度比例增加CO2通量。MPs在排水良好的土壤中增强通气产生主要好氧条件，促进硝化作用，其中氨氧化细菌将NH4+转化为NO3?，N2O作为中间产物，增加N2O排放。然而，MPs在潮湿或排水不良的土壤中产生空间变异性，形成好氧-厌氧微站点，其中厌氧区鼓励反硝化作用，硝酸盐还原剂将NO3?转化为N2O并最终转化为N2，而靠近MPs颗粒的通气良好的孔隙空间有利于硝化作用。这导致硝化-反硝化权衡，其中这些途径的相对优势，因此净N2O通量取决于氧气供应（由MPs改变的土壤结构决定）和氧气需求（由微生物呼吸和有机质可用性决定）之间的平衡。MPs通过增加土壤孔隙度和氧气可用性来促进脲酶活性和硝化-反硝化过程。特别是，PE MPs改善脲酶催化的尿素水解，这增加了NH4+的可用性用于硝化及随后N2O的形成。反硝化是硝酸盐缓慢转化为N2O或完全转化为N2的过程。这些MPs对N2O排放的影响最为显著。根据一项主要使用1%–5% MPs浓度的实验室研究的荟萃分析，MPs的掺
