长期使用地膜覆盖种植棉花过程中，残留塑料薄膜导致的土壤结构退化机制及水分运动受阻现象

《Agricultural Water Management》：Mechanisms of soil structure degradation and water movement impediment induced by residual plastic film under long-term mulched cotton cultivation

　　李文浩|高双龙|张金珠|朱金如|贾维德·特希森|王振华
中国新疆石河子市石河子大学水利与建筑工程学院，832000

**摘要**
塑料薄膜在农业生产中得到广泛应用，以提高作物的水分利用效率和产量。然而，随着长期使用，土壤中残留塑料薄膜（RPF）的积累日益明显，可能会对土壤结构和水分传输过程产生显著影响。本研究考察了位于中国新疆玛纳斯河流域、具有不同耕作年限的滴灌棉田。通过结合野外采样和未扰动土壤柱实验，系统分析了RPF的时空分布及其对土壤物理结构和水分运动的影响。结果表明，0–40厘米土层中的RPF含量随耕作年限的增加而显著增加，从31.68千克/公顷（RPF1，4年）上升到530.12千克/公顷（RPF7，26年），与耕作年限呈强正相关（R2 > 0.95）。RPF的积累显著恶化了土壤结构：与非覆盖对照区（CK）相比，26年种植棉田的容重（BD）增加了8.95%，总孔隙度（TP）减少了4.85%，大水稳聚集体（WSA）的比例下降了33.94%，稳态入渗率（SIR）降低了61.67%，累计土壤蒸发量（CSE）减少了38.16%。结构方程模型（SEM）进一步揭示，RPF通过降低TP、增加BD和破坏聚集体结构间接抑制了土壤入渗和蒸发。敏感性指数（SI）分析确定了一个关键的RPF范围为264.28–393.47千克/公顷，在此范围内土壤结构和水力功能逐渐恶化。因此，加强收获后的RPF回收、改进机械化薄膜清除技术以及推广可生物降解的覆盖材料对于缓解干旱灌溉系统中的长期土壤退化至关重要。

**1. 引言**
塑料薄膜技术在农业生产中得到广泛应用，因为它对土壤升温、保持水分、抑制杂草和提高产量具有显著效果（Zhou等人，2011；Huang等人，2024）。在中国西北部，塑料薄膜与滴灌的广泛结合极大推动了棉花产业的发展（Li等人，2022b）。特别是在新疆，到2020年，塑料薄膜覆盖面积占全国总量的20%，其中大部分用于棉花生产。棉花田的覆盖率达到100%（Zhao等人，2025），贡献了中国90%以上的棉花产量，成为区域农业生产力的关键驱动力（Zhou等人，2024）。然而，由于塑料薄膜的回收率较低（Zhang等人，2022），大量RPF碎片残留在农业土壤中，逐渐积累并形成“白色污染”（Li等人，2022b）。先前的研究表明（Hu等人，2023），RPF显著影响0–30厘米土层内的水分分布和传输过程。然而，大多数研究仅关注表层（0–20厘米），对0–40厘米及更深层中RPF的垂直分布了解有限（He等人，2018）。在滴灌条件下，灌溉水的入渗和再分配会影响地下土层；20–40厘米层是活跃根区内的关键湿润和供水区域；而膜覆盖滴灌下的水分盐分再分配通常在0–40厘米土层范围内进行评估（Li等人，2017；Wang等人，2021）。Zhou等人（2020）提出，RPF可能在多年的耕作和灌溉过程中迁移至更深的土层；但长期覆盖下的实证证据仍然稀缺。随着耕作年限的延长，土壤剖面中RPF的积累深度和强度都会增加，可能形成持久的“隐藏污染层”（Qi等人，2020）。因此，研究耕作年限、剖面深度与RPF积累之间的关系仍然不足（Xu等人，2023）。因此，了解RPF的垂直分布模式及其随耕作年限的变化至关重要。

RPF的积累会严重破坏土壤结构。RPF碎片会破坏土壤毛细连续性，增加容重（BD），阻碍聚集体形成（de Souza Machado等人，2018；Hodson等人，2017；Hu等人，2020），从而导致土壤压实、孔隙度降低和结构稳定性下降（Jiang等人，2017）。在这一过程中，BD和TP共同表征了土壤压实状况以及孔隙体积和连通性，这些特征直接影响灌溉水进入土壤并在根区储存的能力（Robinson等人，2025）。同时，WSA的粒径分布反映了聚集体介导的结构稳定性和孔隙网络的完整性，是评估孔隙连通性、毛细连续性和结构韧性的重要指标（Ding等人，2025）。在干旱的棉花田中长期使用塑料薄膜，这种结构退化会进一步限制土壤的通气性和水分调节能力（Wen等人，2022）。尽管之前的研究已经考察了这些指标的变化，但系统性和定量评估不同RPF积累水平及耕作年限下的土壤结构退化机制仍然有限（Hu等人，2023）。因此，本研究重点关注BD、TP和WSA作为关键结构指标（Sajjad等人，2022），以阐明RPF对土壤结构的破坏效应，并进一步阐明这些效应的传导途径。

土壤结构的变化也强烈影响水分入渗和蒸发。RPF碎片可能在土壤中形成阻水层或不规则的水力屏障（Jiang等人，2017），改变垂直水分分布和平衡，加剧地表积水或地下干旱（Wan等人，2019）。现有研究主要考察单一的水相关因素，关注RPF对渗透性或蒸发率的直接影响，但缺乏对“结构-水分”耦合路径的系统性分析（Li等人，2020）。此外，大多数现有研究依赖于相关性分析或单因素方法，难以区分RPF的直接效应和通过结构介质传递的间接效应。确定RPF积累的阈值范围对于评估土壤环境风险和指导农田中的RPF管理具有实际意义（Gao等人，2025）。Can等人（2020）报告称，当RPF超过200千克/公顷时，棉花生长受显著影响；Zhang等人（2023）基于两年的野外实验表明，150千克/公顷是负面效应开始出现的阈值。然而，大多数现有阈值证据来自受控的残留物添加梯度或短期野外观察，而在长期连续覆盖的田系中进行的剖面尺度阈值验证仍然有限。

因此，本研究考察了位于新疆玛纳斯河流域、具有不同耕作年限的典型滴灌棉田。通过结合野外RPF样方采样和未扰动土壤柱实验，我们系统评估了：（1）RPF的垂直分布模式及其随耕作年限的积累动态，以及RPF积累对BD、TP和WSA的影响；（2）RPF介导的结构变化调节土壤水分入渗和蒸发过程的途径；（3）识别RPF积累的关键阈值，以表征土壤结构和水力功能发生显著变化的关键范围，为早期预警和管理干预提供参考。本研究旨在阐明RPF、土壤结构和水分传输之间的耦合链，为评估RPF污染提供科学依据和数据支持，推进干旱地区的可持续农业管理。

**2. 材料与方法**
**2.1. 研究地点**
研究区域位于石河子市宝台镇121团第6连，属于玛纳斯河流域（东经85°33′~85°35′，北纬44°48′~44°50′，海拔331米）。该地区干旱且水资源匮乏，年平均降水量为164.3毫米，地下水位深度在3至5米之间，年平均日照时间为2864小时。蒸发强烈，年平均开放水面蒸发量为2036.2毫米。记录的最高和最低气温分别为43.1℃和-42.3℃。值得注意的是，121团是新疆最早采用滴灌技术的地区之一（Li等人，2024a）；该地区所有棉花田目前均使用这项技术。研究区域的地理位置如图1所示。

**2.2. 实验设计**
**2.2.1. 采样地点的选择**
2024年4月，采用时空替代（年代序列）方法，在121团第6连选择了八块具有不同耕作年限的滴灌棉田。这些田地分别在1998年、2002年、2004年、2008年、2012年、2016年和2020年进行开垦，一块未使用塑料薄膜的棉田作为对照（CK）。为了最小化空间异质性，所有样地均位于土壤质地和结构相似的2平方公里区域内（0–40厘米土层为壤土）。所有田地均通过同一侧向渠道灌溉，种植相同的棉花品种，并采用相似的灌溉和施肥制度。棉花采用“一层薄膜、三条滴灌管线、六行”的种植模式。尽管年代序列研究可能受未测量田地异质性的影响，但本研究采用的方法有效减少了潜在的混杂效应，从而有力支持将观察到的变化主要归因于RPF积累。

**2.2.2. 土壤柱实验**
为保持原始土壤结构和水力特性的完整性，收集了未扰动的土壤柱用于实验室实验。这些柱子从RPF采样点精确位置获取，每个田地取三根以确保数据的代表性。采样地点选择在平坦、无植被的区域，无可见裂缝或扰动，以减少外部变异性。将PVC圆筒（高度50厘米，内径20厘米）轻轻垂直插入土壤中，插入深度略超过目标柱长以保持土壤完整性。然后小心切割周围的土壤，将柱子从底部支撑并完整运送到实验室。在实验室中，将柱子倒置（底部朝上），去除多余土壤，并在底部放置5厘米厚的砾石-沙子排水层。顶部保留5厘米的空间以形成积水层，使有效土壤高度为40厘米（图2）。

**2.3. 指标测量**
**2.3.1. RPF采样**
2024年4月，在耕作或耙地之前，采用对角线方法进行土壤采样。在每个棉花田中，沿对角线选择三个采样点：一个在田地角落（起点），另外两个分别在对角线长度的四分之一、二分之一和四分之三处（Li等人，2016）（图3）。每个采样样方的面积为120厘米×40厘米×40厘米，包括棉花种植特有的窄行、宽行和覆膜区。考虑到棉花生产系统和该地区长期使用塑料薄膜的情况，预计残留塑料薄膜会迁移至更深的土层。因此，在四个深度区间采集土壤样本：0–10厘米、10–20厘米、20–30厘米和30–40厘米（Xu等人，2023）。从每个田块中抽取了三个样方，总共在八个田块中获得了24个样方。下载：下载高分辨率图片（148KB）下载：下载全尺寸图片

图3. 棉田中RPF采样方法的示意图。

所有样本都被 sealing 在标记好的袋子里，运送到实验室，并进行风干处理。每个干燥的样本被摊开在托盘上，并通过1毫米的筛子筛选以去除植物残渣和粗颗粒。RPF碎片通过筛分获得，只有那些留在5毫米筛子上的颗粒（即≥5毫米）被包括在后续的分析中；更细的材料被排除。然后分别计数和称量每个碎片。在称重之前，RPF碎片经过超声波清洗以去除附着在其表面的土壤颗粒（Dai等人，2025年）。

2.3.2. BD和TPBD的测量
使用岩芯法测量TP。在RPF采样区域附近挖掘了一个尺寸为100厘米×100厘米×40厘米的土壤坑，留下至少一个未受干扰的垂直面（免受人类活动的影响）用于采样。从这个面上以10厘米的深度间隔收集未受干扰的土壤岩芯，直至40厘米的深度。TP的计算遵循Aikins和Afuakwa（2012年）的方法，使用以下公式：
(1) TP = (1?BD/PD)×100%
其中BD是容重（g·cm^-3），TP是总孔隙度（%），PD是颗粒密度（g·cm^-3），使用比重计方法确定。在本研究中，PD取值为2.74 g·cm^-3（Zong等人，2022年）。

2.3.3. 水稳聚集体（WSA）的测量
使用湿筛法测量WSA（Yoder，1936年）。在湿筛之前，人工去除可见的根系和植物残渣，并沿着自然断裂面轻轻破碎土壤，使其通过8毫米的筛子，从而排除大于8毫米的聚集体。所有聚集体样本在相同的实验室条件下风干至恒定质量，以确保初始水分状态的一致性（van Dael等人，2025年）。随后，称量大约50克的风干土壤聚集体，按机械稳定性预先分类，并放入嵌套的湿筛装置中，然后浸入一桶蒸馏水中10分钟。使用湿筛装置（DIK-2012，Daiki，日本）以4厘米的振幅垂直振动筛子300次，持续10分钟。每个筛子上保留的聚集体被彻底冲洗到刚性塑料容器中，沉淀后倾倒以去除多余的水分，然后在50°C下烘烤至恒定重量。记录每个尺寸类别（2.0–8.0毫米，0.25–2.0毫米，0.053–0.25毫米，以及<0.053毫米）的聚集体干质量。

2.3.4. 渗透率（SIR）的测量
通过称重Mariotte瓶在土壤柱灌溉过程中的水量来确定累计渗透量，随后计算SIR。使用的仪器和设备包括一个直径25厘米的Mariotte瓶、Mettler-Toledo PR/SR天平和一个秒表（Mao等人，2016年）。

2.3.5. 土壤蒸发速率（CSE）的测量
渗透测试后，土壤柱在48小时内保持不变，以便水分重新分布，然后在275瓦的红外灯下进行蒸发测试。灯位于土壤表面上方20厘米处，以模拟表面蒸发条件并评估不同RPF处理对土壤水分蒸发的影响（Zhao等人，2019年）。从蒸发测试开始计时，每24小时使用Mettler-Toledo PR/SR天平（精度：0.0001公斤）称量每个土壤柱的重量，以计算CSE（Wickramarachchi等人，2025年）。

2.3.6. RPF累积的临界阈值的计算
为了确定RPF累积的临界阈值，我们采用了Lenhart等人（2002年）描述的SI方法。通过分析连续RPF梯度之间参数值的变化来计算每个土壤参数的SI。具体来说，SI计算为相邻RPF水平之间土壤参数的相对变化（ΔY）与RPF累积的变化（ΔRPF）的比率。SI使用以下公式计算：
(2) SI = (ΔY/ΔRPF)×(RPFmean/Ymean)
其中ΔY表示两个相邻RPF梯度之间土壤参数的变化百分比；ΔRPF表示相应的RPF累积变化（kg·ha^-1）；Ymean和RPFmean分别是该区间内的平均土壤参数和平均RPF累积。

2.4. 数据处理和分析方法
所有实验数据都使用Microsoft Excel 2019记录和组织。统计分析使用SPSS Statistics 26.0（SPSS Inc.，芝加哥，IL，美国）进行，显著性水平设定为p<0.05。使用AMOS 28进行结构方程模型（SEM）分析。该模型基于在不同RPF累积梯度下的田间采样得到的测量变量以及相应的未受干扰的土壤柱实验数据构建，包括RPF含量、BD、TP、WSA、SIR和CSE。数据集来源于结构化的梯度基础实验设计，变量之间有明确的假设因果关系。图表使用Origin 2024（OriginLab Corporation，马萨诸塞州，美国）制作，SI相关的计算和绘图在Python 3.11环境中进行。

3. 结果
3.1. RPF的时空累积模式
随着种植时间的增加，0–40厘米土壤层中的RPF量总体呈上升趋势（Cao等人，2023年）。在这项研究中，0–40厘米土壤层中的RPF含量以10厘米的间隔进行量化，结果展示在图4中。
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图4. 不同种植持续时间下覆盖滴灌棉田中RPF的垂直分布和累积情况。
图4A显示了不同种植持续时间下覆盖滴灌棉田中0–10厘米、10–20厘米、20–30厘米和30–40厘米层中RPF的垂直分布。所有层中的RPF含量都随着种植时间的增加而显著增加，不同种植持续时间之间存在显著差异（p<0.05）。值得注意的是，RPF在表层土壤中的累积最为明显，0–10厘米和10–20厘米层的含量始终较高，表明RPF主要集中于表土层。
与这种表层富集现象一致，深层土壤中的累积随着种植时间的增加而逐渐增加。在20–40厘米层中，RPF分别占0–40厘米总累积量的10.01%、15.00%、20.15%、22.68%、26.16%、29.12%和30.00%。这种持续增加表明在长期种植下，20–40厘米层中积累了大量的RPF，暗示了向下迁移并可能在犁层内形成了一个“隐藏的污染层”。
图4B进一步量化了总RPF含量与种植时间之间的关系。Box-Lucas1模型显示了显著的非线性正相关关系（R^2>0.95）。总RPF含量从种植4年后的31.68 kg·ha^-1增加到26年后的530.12 kg·ha^-1，增加了大约16.7倍，表明随着时间的推移，土壤污染逐渐加剧。
总体而言，RPF的累积表现出明显的空间和时间异质性。总含量和垂直分布都可以作为分类种植时间的有用指标，形成了从RPF1（4年，31.68 kg·ha^-1）到RPF7（26年，530.12 kg·ha^-1）的RPF梯度分组的基础。

3.2. 受RPF累积影响的土壤结构稳定性
3.2.1. RPF对水稳聚集体大小分布的影响
RPF累积使犁层中水稳聚集体大小分布向更细小的颗粒方向偏移（图5）。与对照组（CK）相比，大颗粒（2.0–8.0毫米和0.25–2.0毫米）的比例随着RPF的增加而逐渐减少，而小颗粒（0.053–0.25毫米和<0.053毫米）的比例增加，表明土壤结构稳定性降低。在CK下，小颗粒占61.34%，而在RPF7下增加到95.21%。在0–10厘米、10–20厘米、20–30厘米和30–40厘米层中观察到类似的趋势，每个尺寸类别内的处理之间也存在差异。

3.2.2. RPF累积对BD和TP的影响
图6显示了RPF累积对0–40厘米土壤层中土壤BD和TP的影响。如图6A所示，随着RPF累积的增加，所有土壤层中的BD总体呈上升趋势，0–40厘米剖面中的平均BD在CK下最低，在RPF7下最高。按深度来看，0–10厘米层中的BD相对较低，但在10–20厘米和20–30厘米层中随着RPF含量的增加而逐渐增加；30–40厘米层中的增幅最大，BD从CK的1.37 g·cm^-3增加到RPF7的1.50 g·cm^-3，表明深层土壤对RPF干扰的反应更强。相比之下，TP随着RPF累积的增加而减少（图6B）。相对于CK，整个剖面中的平均TP从RPF1到RPF7减少了0.19%–4.85%，表明随着RPF累积的积累，土壤逐渐压实并伴随孔隙度的损失。

3.3. RPF显著抑制土壤水分渗透和蒸发过程
3.3.1. RPF累积改变了SIR动态
如图7所示，所有处理中的SIR随时间下降，呈现出典型的渗透模式，即在初始阶段迅速下降，随后随着土壤接近饱和度而逐渐稳定。在20分钟时，CK的SIR最高，为38.40 mm·h^-1；从RPF4开始，SIR明显低于CK，RPF7的SIR比RPF4低37.14%。在40–60分钟内，处理之间的差异进一步加大，表明较高的RPF水平逐渐增强了渗透抑制作用。在80到200分钟的后期稳定渗透阶段，各处理之间的渗透率趋于稳定，但差异仍然显著（p<0.05）。在200分钟时，CK保持最高的渗透率，为8.35 mm·h^-1，而RPF7最低，为3.20 mm·h^-1，相对于CK减少了61.67%。

3.3.2. RPF累积改变了CSE动态
随着蒸发过程的进行，所有处理的CSE稳步增加，如图8所示。在初始蒸发阶段（1–2天），处理之间的差异开始显现，CK的CSE最高，为17.21 mm。从RPF4开始，CSE显著降低，表明RPF即使在早期也对蒸发有抑制作用。在中期蒸发阶段（3–5天），处理之间的差异更加明显，CK的CSE达到27.95 mm，而RPF7仅为15.61 mm，比CK减少了44.14%。在晚期蒸发阶段（6–8天），尽管所有处理的蒸发率都放缓，但差异仍然显著。CK的最终CSE为32.05 mm，而RPF7为19.82 mm，比CK减少了38.16%。总体而言，随着RPF累积的增加，对蒸发的抑制作用逐渐增强。

3.4. 基于SEM的RPF、土壤结构和水分运动之间关系的路径分析
这些实验初步表明，RPF主要通过改变土壤结构稳定性来影响土壤水分的渗透和蒸发。为了进一步阐明RPF累积如何通过改变土壤结构稳定性来调节土壤水分运动的机制，我们建立了结构方程模型（SEM）。SEM是一种假设驱动的统计分析工具，适用于处理复杂的因果网络，并能同时估计多个变量之间的直接和间接效应。在本研究中，SEM用于考察RPF如何影响土壤结构稳定性，后者又影响土壤水分动态。为了确保模型的稳定性和准确性，在建模之前对所有预测变量进行了共线性诊断（表1）。分析表明，模型中变量之间的相关性在可接受范围内，没有显著的共线性问题，保证了路径系数的可靠性。
表1. 每个变量的方差膨胀因子（VIF）
变量 VIF
BD (g·cm^-3) 1.09
TP (%) 1.33
大颗粒 (> 0.25 mm) 1.10
CSE (mm) 1.03
SIR (mm·h^-1) 1.13
注：VIF值大于5通常表示存在多重共线性。
SEM表现出良好的整体拟合（GFI=0.94，CFI=0.93，RMSEA=0.075；χ2/df=2.85），表明假设的因果关系与观察数据一致（图9）。RPF累积显著降低了TP，并间接增加了BD，导致土壤压实。TP对SIR有强烈的正面影响（p<0.01）。RPF累积减少了大颗粒的比例，从而降低了土壤孔隙度，间接影响了SIR和CSE。总体而言，SEM揭示了一个清晰的因果链：RPF累积改变了大颗粒的分布，降低了土壤孔隙度，增加了BD，最终导致SIR和CSE的降低。这些结果表明，土壤结构稳定性，特别是团聚体粒径分布和孔隙度，是将残留塑料碎片（RPF）积累与土壤水分动态联系起来的关键因素。下载：下载高分辨率图片（92KB）下载：下载全尺寸图片图9. 表明RPF对土壤物理性质、水分渗透和蒸发的直接和间接影响的扫描电子显微镜（SEM）图像。箭头表示变量之间的假设关系。红色实线代表显著的正面影响，蓝色实线代表显著的负面影响，而蓝色虚线表示不显著的负面影响。阿拉伯数字表示标准化路径系数；*表示0.01< p < 0.05；**表示0.001< p < 0.01；***表示p < 0.001。RPF，残留塑料薄膜；TP，总孔隙度；BD，容重；大团聚体，大于0.25毫米的稳定水合团聚体；CSE，累积土壤蒸发量；SIR，土壤入渗率。3.5. 基于敏感指数（SI）的阈值识别根据SI分析，通过比较在识别出的敏感范围之前、期间和之后的指标响应，总结了随着RPF积累增加而变化的土壤结构和水文过程（图S1；表2）。在较低的RPF水平下，大多数指标的SI值接近0，表明相邻梯度之间的响应较弱。当RPF达到264.28–327.63千克/公顷时，结构指标显示了最早的明显响应：TP的负SI达到最大值-0.0777，而大于2毫米的团聚体组分显示出显著的负面影响（SI=-3.4576），与阈值之前的区间相比明显出现了结构退化。随着RPF进一步增加并进入327.63–393.47千克/公顷的范围，多个指标的响应最为强烈，包括BD的最大SI为0.0948，以及团聚体粒径的重新分布加剧（0.25–2.0毫米，SI=-3.8225；0.053–0.25毫米，SI=0.5030；<0.053毫米，SI=0.5776）。水文功能指标也在这一范围内显示出最大的边际下降，SIR的SI为-0.7575，CSE的SI为-1.4972。超出这个范围后，SI的幅度通常减小，表明相邻高梯度之间的增量变化减弱。表2. 不同RPF积累范围内土壤参数的敏感性分析。变量最敏感的RPF区间（千克/公顷）SI值TP（%）264.28–327.63-0.0777BD（克/立方厘米）327.63–393.470.0948大于2毫米264.28–327.63-3.45760.25–2毫米327.63–393.47-3.82250.053–0.25毫米327.63–393.470.5030小于0.053毫米327.63–393.470.5776CSE（毫米）327.63–393.47-1.4972SIR（毫米·小时）327.63–393.47-0.7575注意：SI>0表示参数随RPF增加而呈正面响应（增加），而SI<0表示参数随RPF增加而呈负面响应（减少）。4. 讨论在长期覆膜滴灌下，RPF在土壤中以非线性趋势累积，并随着栽培年的增加逐渐迁移到更深的层次，导致土壤结构退化和水分传输改变，从而对犁层土壤系统造成持续的压力。4.1. RPF的非线性累积和垂直迁移总RPF含量与栽培持续时间之间的关系可以通过Box-Lucas1非线性模型很好地拟合（R2>0.95），显示出随着栽培年增加，在0–40厘米土壤剖面内RPF的非线性累积趋势。这种累积模式可能与恢复强度、机械化水平和田间管理实践的阶段特异性变化有关。He等人（2018）也观察到0–40厘米剖面内RPF累积和碎片特性的显著非线性。同样，Meng等人（2020）报告称，随着栽培时间的延长，RPF的破碎和深层积累也呈非线性加剧。长期耕作和耙地扰动进一步加速了薄膜的破碎和垂直迁移（Xing等人，2022）。随着RPF的持续累积，RPF碎片逐渐向下迁移并在更深的层次中集中，形成了明显的垂直分层（Li等人，2022a），这与新疆覆膜滴灌棉田的迁移趋势一致（Yang等人，2023）。在耕作超过16年的田块中，20–40厘米层中的RPF含量显著增加，表明RPF污染超出了表面管理范围，并对犁层造成了系统性压力（Liu等人，2024）。4.2. 由RPF引起的土壤结构退化长期RPF的累积显著改变了WSA的粒径分布（Fang等人，2024）。SEM显示RPF显著减少了大团聚体的比例，同时促进了更细小颗粒的累积，导致从粗粒径向细粒径的转变和结构破碎的增加（Lehmann等人，2021；Ju等人，2023）。在微观尺度上，这种结构退化可能是由残留塑料碎片的物理干扰及其表面特性引起的（Chen等人，2025）。正如Wang等人（2017）和Qiu等人（2022）所展示的，残留塑料的疏水性和负表面电荷破坏了矿物颗粒与有机物之间的结合，削弱了团聚体的胶结，从而降低了颗粒间的凝聚力并切断了孔隙通道。当RPF达到264.28千克/公顷时，团聚体的降解可能进一步引发孔隙恶化。随着团聚体的分解，它们支撑孔隙框架的能力下降，导致孔隙体积和连通性降低。随着团聚体的逐渐破裂和孔隙的损失，土壤变得更加紧实，容重（BD）显著上升（Wen等人，2026；Gao等人，2019）。30–40厘米层中更强的BD响应表明剖面的深层可能更为脆弱。这种深度依赖的模式可能与较小薄膜碎片随时间的逐渐向下重新分布有关，而反复的机械操作和耕作引起的应力也可能在较低的犁层附近积累。当RPF进一步增加到327.63–393.47千克/公顷时，团聚体结构指标的响应最为强烈，表明进入了高敏感扰动区。在这个范围内，大团聚体的SI急剧下降（SI< -3.8），而TP继续下降，BD迅速上升，表明结构退化和功能损伤同步加剧（Maqbool等人，2023）。这最终可能导致孔隙网络的崩溃和团聚体支撑系统的不稳定，从而大大削弱犁层的物理和生态缓冲能力（Qi等人，2023）。尽管大多数研究都认为RPF对土壤结构有负面影响（Nawaz等人，2017；Wan等人，2019），但响应仍然取决于具体背景。一些研究报告了BD的正面和负面影响在不同地区、作物和管理方式之间的差异（Mu等人，2016；Jiang等人，2017；Wang等人，2020）。Zou等人（2017）强调，长期高负荷的RPF会加剧结构退化，降低土壤的恢复力和生态系统服务。4.3. 土壤结构退化对水分传输的双向干扰持续的RPF累积不仅会破坏土壤结构，还会通过改变孔隙网络和毛细连续性来抑制渗透和蒸发，从而对土壤水分动态产生双重影响。渗透实验表明，随着RPF的增加，SIR急剧下降，RPF7下的稳态速率降低到CK的八分之一，这突显了渗透的强烈抑制。这种抑制主要归因于结构退化，其中增加的BD和减少的TP放大了土壤对水分渗透的阻力（Yan等人，2014；Wang等人，2016；Jiang等人，2017）。在微观尺度上，残留塑料碎片可能物理阻塞优先流动通道并改变固液界面的接触角，破坏了渗透所需的毛细压力梯度（Wang等人，2024）。Gu等人（2024）进一步证实，这种阻塞阻碍了降雨和灌溉水的向下渗透，导致地表积水以及垂直水分分布的变化。在其他塑料覆盖研究中也观察到了类似现象：表层土壤水分可能暂时增加，而深层土壤可能会经历长期脱水，从而可能影响根区的水分可用性（Li等人，2020；Yang等人，2020）。蒸发实验表明，RPF有效降低了土壤的垂直蒸发率。在早期到中期（t≤5天），不同处理之间的累积蒸发差异高达30%。这种“蒸发抑制效应”主要是由于RPF破坏了毛细通道：通过阻塞向上的毛细水流（Gao等人，2023；Wang等人，2023）和减少表面毛细管的数量和连通性（Gao等人，2019），RPF形成了限制蒸汽通向大气的“物理屏障”（Yuan等人，2009）。虽然这可能会暂时增强地表水分保持，但其生态后果不应被忽视（Qiang等人，2023）。有限的渗透加上抑制的蒸发可能会产生明显的“水分保持效应”，但总体而言，RPF引起的压实和不均匀的水分分布会限制根系对水分的获取，阻碍深度生根，并降低抗旱能力和水分利用效率（Hu等人，2020；Li等人，2021）。长期的水分保持可能会损害土壤通气性，间接抑制微生物活动和养分矿化，并限制根际中的养分移动，可能扰乱生态系统功能（Jensen等人，1996；Li等人，2024b）。SI分析进一步证实了水文功能对RPF扰动的强烈敏感性。当RPF达到295–330千克/公顷时，SIR和CSE开始显著下降，标志着水文功能的破坏开始。从327.63–393.47千克/公顷起，SIR和CSE的下降最为明显，这与孔隙度下降和团聚体破碎密切相关（SI>0.5），强调了结构退化与水文功能障碍之间的紧密耦合。总体而言，SI结果表明土壤结构和水文过程对RPF累积的响应分为两个阶段。当RPF在264.28–327.63千克/公顷范围内时，这个范围代表敏感性起始区间，可以作为早期预警窗口；因此，我们建议增加0–40厘米剖面内RPF的监测频率，并提高收获后的恢复效率，同时推广使用可生物降解的覆盖膜。当RPF达到327.63–393.47千克/公顷时，这个范围代表敏感性峰值区间，表明结构退化和水文损伤最为强烈；因此，应优先考虑机械化薄膜去除，并采取补充的土壤结构恢复措施来缓解压实和孔隙恶化。应注意的是，这些范围主要是基于土壤结构和水文指标对RPF变化的敏感响应定义的，作为控制和管理的重要参考阈值；更与生产相关的精确控制阈值需要使用作物生长、产量和水分利用效率等农艺指标进行综合验证。5. 结论随着农业土壤中RPF的持续累积，其对土壤结构和水分过程的不利影响变得越来越明显。RPF削弱了WSA的稳定性，并破坏了孔隙的连续性，导致土壤孔隙系统向更小、连接性更低的孔隙演变。这些微观结构变化在剖面尺度上表现为TP减少和BD增加，共同损害了土壤的水力功能。SEM揭示了RPF调节土壤水分运动的主要途径：RPF-WSA-TP/BD-SIR和CSE。沿着这一途径，TP的减少和BD的增加显著抑制了渗透，而毛细网络的破坏进一步限制了水分蒸发。在高RPF条件下，明显的“水分保持”现象主要是由蒸汽通量的限制而不是有效土壤水分的实际增加引起的，伴随着生态风险，如根系通气和水分吸收受到抑制，微生物活动减少，以及养分循环受到抑制。敏感性指数分析表明，当RPF累积达到264.28–393.47千克/公顷时，土壤结构退化和水力功能障碍进入了临界敏感范围。这个阈值范围标志着土壤结构退化和水力功能障碍显著加剧的关键过渡点，作为RPF持续累积下风险升高的早期预警基准。基于这些发现，我们建议：（1）加强收获后的RPF恢复以减少田间累积；（2）改进机械化薄膜去除技术以提高恢复效率；（3）推广使用可生物降解的覆盖膜以减轻对土壤功能和农业生态系统长期的影响。致谢和资金信息我们感谢国家自然科学基金（51869028；52369011）和新疆维吾尔自治区重大科技专项（2023A02002–5）的财政支持。