摘要：微塑料因其體積小、不易被生物降解等特性，使得環(huán)境中的微塑料含量呈指數(shù)式增加，已經(jīng)嚴(yán)重威脅農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)。本文通過(guò)梳理國(guó)內(nèi)外文獻(xiàn)得出以下結(jié)論：微塑料可通過(guò)農(nóng)用地膜覆蓋、污泥農(nóng)用、農(nóng)業(yè)灌溉、有機(jī)肥的施用和大氣沉降等途徑進(jìn)入土壤。微塑料進(jìn)入土壤后會(huì)影響土壤的理化性質(zhì)和物質(zhì)循環(huán)，可能因刺激酚氧化酶的活性，導(dǎo)致土壤中溶解性較差的高分子量化合物分解為易溶解的低分子量化合物，而增加土壤有機(jī)碳含量；或因破壞土壤結(jié)構(gòu)和土壤團(tuán)聚體對(duì)有機(jī)碳的物理保護(hù)，而降低土壤有機(jī)碳含量。微塑料還會(huì)對(duì)土壤微生物及酶活性產(chǎn)生重要的影響，然而由于聚合物的大小、種類和劑量的高度可變性，微塑料對(duì)土壤微生物和酶活性的影響尚存爭(zhēng)議。微塑料的降解方式主要包括生物降解和酶降解，但降解效率均不高。目檢法、光譜法、熱解分析法為微塑料的主要檢測(cè)方法。此外，本文根據(jù)現(xiàn)有的研究基礎(chǔ)提出了土壤微塑料污染需要解決的問(wèn)題，以期為土壤微塑料污染防治提供科學(xué)參考。

關(guān)鍵詞：微塑料；土壤；生物特性；降解

中圖分類號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1002-1302（2024）16-0020-10

由于質(zhì)輕、耐用和耐腐蝕，塑料自1940年開(kāi)始大規(guī)模生產(chǎn)［1］。塑料在生產(chǎn)使用過(guò)程中經(jīng)物理、化學(xué)或生物作用逐漸被分解成塑料顆粒［2］。當(dāng)量直徑小于5 mm的塑料顆粒被Thompson在2004年定義為微塑料［3］。微塑料因其體積小、比表面積大等特性而影響到生物健康、食品安全等方面［4］。微塑料尺寸和土壤動(dòng)物的食物相似，易被動(dòng)物誤食，多數(shù)動(dòng)物無(wú)法完全消化微塑料，從而損害動(dòng)物胃腸道［5］。鄧愛(ài)琴等研究發(fā)現(xiàn)微塑料會(huì)對(duì)土壤中線蟲(chóng)、蝸牛、彈尾蟲(chóng)、跳蟲(chóng)等產(chǎn)生毒理效應(yīng)，造成腸道損傷、神經(jīng)毒性、體重下降以及生殖率降低等危害［4］。除此以外，土壤中的微塑料還會(huì)通過(guò)食物鏈富集到更高等級(jí)的動(dòng)物體內(nèi)，最終對(duì)人體健康產(chǎn)生威脅［6］。kH2Ea45rXDo4nxM2vMqwug==研究發(fā)現(xiàn)，微塑料會(huì)在土壤-蚯蚓-雞的食物鏈中傳遞，土壤中的蚯蚓糞和雞糞中的微塑料富集系數(shù)分別高達(dá)12.7和105［7］；劉雅宣等研究證明微塑料能夠通過(guò)呼吸道和消化道2種方式進(jìn)入人體，微塑料能夠穿透人體的組織屏障到達(dá)器官內(nèi)部，對(duì)人體造成炎癥反應(yīng)、氧化應(yīng)激以及DNA損傷等負(fù)面影響［8］。微塑料成為近年來(lái)環(huán)境污染研究的熱點(diǎn)，但對(duì)于微塑料污染的研究長(zhǎng)期以來(lái)聚焦于海洋方面，對(duì)土壤中的微塑料污染現(xiàn)狀及污染效應(yīng)的關(guān)注較少［1］。Nizzetto等估算，土壤環(huán)境中的微塑料是海洋環(huán)境中微塑料的4～23倍，土壤可能是比海洋更大的塑料儲(chǔ)藏庫(kù)［9］。土壤微塑料污染問(wèn)題目前已成為科學(xué)界亟須解決的重大環(huán)境命題。

本綜述通過(guò)歸納總結(jié)國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究，概括微塑料進(jìn)入土壤的途徑及污染程度，重點(diǎn)闡述土壤中微塑料的環(huán)境效應(yīng)，分析微塑料對(duì)土壤的理化性質(zhì)、生物特性的影響，并總結(jié)微塑料的降解方式以及目前檢測(cè)的方法，以期為分析微塑料對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響提供科學(xué)依據(jù)。

1 土壤中的微塑料

微塑料可以通過(guò)農(nóng)用地膜覆蓋、污泥農(nóng)用、農(nóng)業(yè)灌溉、有機(jī)肥的施用和大氣沉降等途徑進(jìn)入土壤［10］。

1.1 農(nóng)用地膜的殘留

農(nóng)用地膜因其高度柔韌性、耐用性、易于加工且無(wú)異味，在改善土壤溫度、減少水分蒸散損失和控制雜草等方面被大量使用［11-12］。截至2017年，中國(guó)農(nóng)用地膜使用量已達(dá)140.4萬(wàn)t［13］。蔡子睿等估算我國(guó)農(nóng)用地膜使用量今后仍將以每年25%的速率增長(zhǎng)［14］。然而，我國(guó)農(nóng)用地膜回收技術(shù)（如再生造粒技術(shù)、油化回收技術(shù)和化學(xué)回收技術(shù)等）不成熟，導(dǎo)致塑料回收率低［15］，大量農(nóng)用地膜殘留在土壤中，經(jīng)紫外線輻射與微生物降解等生化過(guò)程被分解為微塑料［16］。Zhou等收集了覆蓋地膜和無(wú)覆蓋地膜的農(nóng)田土壤，發(fā)現(xiàn)覆膜土壤的微塑料含量比無(wú)覆膜土壤平均高出308個(gè)/kg，增幅達(dá)117%［17］；趙巖等通過(guò)調(diào)查，發(fā)現(xiàn)甘肅省大部分地區(qū)、內(nèi)蒙古東部地區(qū)、東北風(fēng)沙區(qū)、山西省北部地區(qū)及河北省北部地區(qū)平均農(nóng)用地膜殘留量達(dá)100 kg/hm2［18］；馬輝等調(diào)查河北省邯鄲市棉田土壤殘留地膜發(fā)現(xiàn)，地膜殘留量和覆膜年限成正比，平均地膜殘留量在59.1～103.4 kg/hm2之間［19］，且地膜殘留量與農(nóng)作物關(guān)系密切，當(dāng)?shù)啬埩袅砍^(guò)240 kg/hm2時(shí)，農(nóng)作物產(chǎn)量顯著降低［20］。由此可見(jiàn)，加強(qiáng)對(duì)農(nóng)用地膜的規(guī)范使用及提高農(nóng)用地膜的回收技術(shù)是減少農(nóng)田土壤中微塑料污染的重要途徑之一。

1.2 污泥農(nóng)用

污泥中含有豐富的氮、磷、鉀和有機(jī)碳，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中得到廣泛應(yīng)用［21］。國(guó)內(nèi)外大量研究表明，污泥中含有豐富的微塑料，其含量在1 500～56 000個(gè)/kg 之間［22］。Nizzetto等發(fā)現(xiàn)北美和歐洲約50%的污泥被用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，部分國(guó)家的污泥農(nóng)用比例高達(dá)72%［23］；Li等調(diào)查了我國(guó)多個(gè)省份污泥中的微塑料含量，發(fā)現(xiàn)其微塑料含量介于1.60×103～5.64×104個(gè)/kg，平均為2.27×104個(gè)/kg，多為聚烯烴（polyolefin，Po）、聚乙烯（polyethylene，PE）和聚酰胺（polyamide，PA）［24］。污泥帶入的微塑料可在土壤中長(zhǎng)期存在，Zubris等發(fā)現(xiàn)施用污泥15年后的土壤仍可以檢測(cè)到塑料纖維且含量遠(yuǎn)超未施用污泥土壤［25］。此外，有研究發(fā)現(xiàn)污泥本身含有抗生素、重金屬、持久性有機(jī)物及病原菌等毒害物質(zhì)，會(huì)附著于微塑料表面，加重土壤的復(fù)合污染，但目前的相關(guān)研究較少［26］。

1.3 有機(jī)肥的施用

有機(jī)肥的施用也是微塑料進(jìn)入土壤途徑之一。Blasing等發(fā)現(xiàn)有機(jī)肥中微塑料濃度介于2.38～180 mg/kg 之間［27］；Weithmann等調(diào)查了有機(jī)肥料中微塑料顆粒分布，發(fā)現(xiàn)粒徑大于 1 mm 微塑料含量達(dá)到14～895個(gè)/kg［28］。中國(guó)有機(jī)肥年生產(chǎn)總量2 488萬(wàn)t，實(shí)際施用量2 220萬(wàn)t［29］。駱永明等根據(jù)我國(guó)有機(jī)肥施用量和微塑料含量估算，中國(guó)每年投入到土壤中的微塑料為52～26 400 t［30］。有機(jī)肥可提高作物產(chǎn)量，其使用會(huì)導(dǎo)致土壤中微塑料的積累，應(yīng)引起更多的重視。

1.4 農(nóng)業(yè)灌溉

農(nóng)業(yè)灌溉用水主要是地表水和污水，地表水中微塑料可因灌溉而進(jìn)入農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)［31］。Zhao等提取了長(zhǎng)江江水中懸浮的微塑料，用立體顯微鏡分類計(jì)數(shù)，結(jié)果顯示河口江水的微塑料含量為500～10 200個(gè)/m3［32］；耿世雄等研究了長(zhǎng)江中下游18個(gè)湖泊，發(fā)現(xiàn)微塑料的含量范圍為240～1 800個(gè)/m3，平均含量為351～1 209個(gè)/m3［33］。盡管污水處理廠能夠去除90%的微塑料，但由于污水中原有微塑料含量基數(shù)過(guò)大，凈化后的污水中仍存在微塑料［34］；Mintenig等調(diào)查了德國(guó)下薩克森州12個(gè)污水處理廠，發(fā)現(xiàn)污水即使經(jīng)標(biāo)準(zhǔn)化處理，單個(gè)污水廠仍可以釋放高達(dá)1010個(gè)塑料顆粒［35］。因此，建立獨(dú)立的排水系統(tǒng)和提高污水處理效率對(duì)減少土壤中微塑料污染尤為重要。

1.5 大氣沉降

大氣沉降亦為微塑料進(jìn)入土壤環(huán)境的重要途徑。Cai等研究發(fā)現(xiàn)廣東東莞大氣中微塑料沉降量介于175～313個(gè)/（m2·d），主要的微塑料為PE、聚丙烯（polypropylene，PP）和聚苯乙烯（polystyrene，PS）等［36］；Dris等用不銹鋼漏斗收集微塑料后用立體顯微鏡對(duì)樣品進(jìn)行過(guò)濾和觀察，大氣沉降物每天約為2～355個(gè)/m2，估計(jì)每年通過(guò)大氣沉降到該地區(qū)的微塑料超過(guò)3 t［37］。但關(guān)于大氣中的微塑料的分布特征及其遷移規(guī)律研究較少，需要進(jìn)一步探究。

1.6 微塑料在土壤的遷移

微塑料在土壤中的遷移方式主要為縱向遷移、橫向遷移。縱向遷移主要指土壤中微塑料可通過(guò)動(dòng)物攝食、消化、排泄、掘洞及附著在動(dòng)物表面從土壤表層向深層遷移。土壤中微塑料的遷移范圍與生物體大小、微塑料粒徑密切相關(guān)。Rilling等研究發(fā)現(xiàn)，蚯蚓可沿土壤剖面將60%的PE輸送到10 cm以下的土層，且粒徑越小，遷移距離越大［38］。Maa等發(fā)現(xiàn)2種跳蟲(chóng)（Folsomia candida和Proisotoma minuta）亦可將表層土壤中的微塑料遷移到深層土壤，但跳蟲(chóng)的遷移范圍顯著低于蚯蚓［39］。除此之外，螞蟻、白蟻、鼴鼠等也會(huì)使微塑料縱向遷移［40］。鳥(niǎo)類等遷徙類動(dòng)物可以作為微塑料長(zhǎng)距離運(yùn)輸?shù)妮d體，對(duì)微塑料的橫向遷移起到一定作用［41］；地表徑流、風(fēng)力作用也對(duì)土壤表層微塑料的橫向遷移起到了重要作用［42-43］，值得說(shuō)明的是，徑流與風(fēng)力對(duì)微塑料橫向遷移可能與微塑料自重或密度相關(guān)，低密度微塑料可能隨徑流或風(fēng)力作用而漂浮并遷移，致使此地微塑料含量降低，高密度微塑料則反之。但目前的研究只涉及到微塑料的粒徑，對(duì)微塑料的形狀、濃度在土壤中遷移的影響還尚未有研究解釋說(shuō)明，相關(guān)問(wèn)題需進(jìn)一步研究。

2 微塑料對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

2.1 物理性質(zhì)

微塑料進(jìn)入到土壤后，由于其粒徑小、比表面積大，導(dǎo)致其吸附能力增強(qiáng)，進(jìn)而會(huì)影響土壤容重、持水性、水穩(wěn)性團(tuán)聚體和孔隙度。一般認(rèn)為微塑料可以降低土壤容重［43-44］，降低幅度因微塑料種類而異。周薇等研究發(fā)現(xiàn)，添加PE會(huì)使土壤容重下降11.13%～18.97%［44］；有研究發(fā)現(xiàn)聚酯纖維（polyester，PET）可使土壤容重下降7.6%。此外，微塑料會(huì)增加土壤中水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量，且土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量受微塑料類型、濃度的影響［45］。Boots等發(fā)現(xiàn)PE對(duì)土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體的增加效果優(yōu)于聚乳酸（polylactic acid，PLA），30 d后水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量的增幅分別為35%和28%［46］；胡旭凱等按照0.5%、10%、20%的比例向土壤中添加PE后發(fā)現(xiàn)水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量的增幅分別為15.5%、27.5%、33.9%，與微塑料添加量成正比［47］。微塑料對(duì)土壤孔隙度的影響與微塑料粒徑、濃度關(guān)系密切。周薇等以PE為例研究了微塑料粒徑對(duì)土壤孔隙的影響，發(fā)現(xiàn)粒徑1 mm 的PE較25 μm 的PE可使9 μm以上的土壤孔隙體積提高達(dá)23.53%［44］；Zhang等發(fā)現(xiàn)添加0.1%、0.3%濃度的聚酯超細(xì)纖維（polyester microfiber，PMF）后，0.1%處理較0.3%處理可使大于30 μm 的土壤孔隙體積提高7.6%［48］。微塑料對(duì)土壤持水性的影響尚存在爭(zhēng)議。付遠(yuǎn)舟等認(rèn)為土壤中添加PS后土壤最大持水能力增加3.96%，且土壤最大持水能力隨微塑料添加量而增加［49］；添加PP后土壤最大持水能力增幅可達(dá)10%［45］。他們認(rèn)為微塑料增加土壤持水能力的可能原因是微塑料改變了土壤水分運(yùn)移，影響了土壤最大持水性能力。然而周薇等研究發(fā)現(xiàn)PE使土壤最大持水能力顯著降低20.04%，認(rèn)為其原因可能是PE降低了土壤中的小孔隙體積，從而降低了土壤的最大持水能力［44］。綜上，微塑料的類型、濃度可以顯著影響到土壤的相關(guān)物理指標(biāo)，但對(duì)其差異性研究還不足以反映其作用和機(jī)制，且不能說(shuō)明微塑料和土壤團(tuán)聚體之間的相互作用關(guān)系；對(duì)微塑料污染引起的土壤物理性質(zhì)的變化尚處于初步階段，微塑料對(duì)土壤物理性質(zhì)的影響是個(gè)復(fù)雜的過(guò)程，未來(lái)亟待更深入的研究。

2.2 化學(xué)特性

微塑料對(duì)土壤化學(xué)特性影響的研究主要集中在土壤中微塑料的積累能夠改變土壤pH值、有機(jī)質(zhì)和有效磷含量等方面，然而相關(guān)研究缺少一致性結(jié)論。微塑料對(duì)土壤pH值的影響因種類而異，有研究表明在pH值為6.9的砂質(zhì)黏土土壤中添加高密度聚乙烯（high density polyethylene，HDPE）后，土壤pH值降低了0.62個(gè)單位，這可能是因?yàn)镠DPE改變了土壤中的陽(yáng)離子交換，并促進(jìn)土壤水中的質(zhì)子自由交換位［46］；而PLA則使砂姜黑土土壤pH值升高，且土壤pH隨著PLA劑量的增加而逐漸增加，這可能是因?yàn)樘砑覲LA減少了土壤有機(jī)質(zhì)含量［50］。付遠(yuǎn)舟等在pH值為8.8的黃壤土中添加PP、PE、PLA后發(fā)現(xiàn)，微塑料對(duì)土壤pH值無(wú)顯著影響［49］。微塑料對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)含量的影響亦存在分歧，有研究認(rèn)為微塑料可能降低土壤有機(jī)質(zhì)含量，降幅因?yàn)槲⑺芰戏N類而異［51］。馬文倩等添加PE后土壤有機(jī)質(zhì)含量降低了33.9%［51］，Zhang等發(fā)現(xiàn)地膜殘留會(huì)使土壤有機(jī)質(zhì)下降0.8%；他們認(rèn)為土壤有機(jī)質(zhì)降低的可能原因是添加微塑料降低了土壤中微生物生物量和酶活性［52］。也有研究與上述不同，Liu等添加PP后發(fā)現(xiàn)土壤有機(jī)質(zhì)顯著增加，可能原因是微塑料的添加顯著刺激了雙乙酸熒光素水解酶（fluorescein diacetate hydrolase，F(xiàn)DAse）活性，導(dǎo)致微生物對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的水解活性增強(qiáng)［53］。微塑料對(duì)可溶性有機(jī)碳的影響因濃度、種類而異，Yu等在土壤中添加濃度為28%的PE后發(fā)現(xiàn)，可溶性有機(jī)碳含量降低50.3%，這可能是因?yàn)槲⑺芰掀茐牧送寥澜Y(jié)構(gòu)和土壤團(tuán)聚體對(duì)可溶性有機(jī)碳的物理保護(hù)，導(dǎo)致可溶性有機(jī)碳含量降低［54］；而Liu等在添加相同濃度的PP后發(fā)現(xiàn)，可溶性有機(jī)碳含量顯著提高35%，可能原因是微塑料增加了酚氧化酶的活性，導(dǎo)致土壤中溶解性較差的高分子量化合物分解為易溶解的低分子量化合物，從而增加了可溶性有機(jī)碳［53］；Ren等則在添加濃度為5%的PE后發(fā)現(xiàn)，微塑料對(duì)土壤可溶性有機(jī)碳無(wú)顯著影響［55］。馬文倩等發(fā)現(xiàn)PE會(huì)使土壤有效磷降低22.6%［51］；Zhang等發(fā)現(xiàn)地膜殘留可使有效磷下降5%，有效磷降低的原因是微塑料抑制了土壤磷酸酶的活性［52］。綜上，微塑料對(duì)土壤化學(xué)特性的影響是否因微塑料粒徑、土壤性質(zhì)而異尚不清楚，需進(jìn)一步的研究來(lái)探明其機(jī)理。

3 微塑料對(duì)土壤中生物特性的影響

微塑料對(duì)土壤微生物特性的影響主要針對(duì)土壤酶活性與微生物群落。

3.1 微塑料對(duì)土壤酶活性的影響

土壤酶與土壤養(yǎng)分循環(huán)、有機(jī)質(zhì)分解及能量流動(dòng)等生物化學(xué)過(guò)程密切相關(guān)，是調(diào)控土壤養(yǎng)分循環(huán)的關(guān)鍵因素。土壤中FDAse、酸性磷酸酶、土壤脫氫酶及土壤脲酶等的活性與微塑料密切相關(guān)。不同類型微塑料對(duì)FDAse活性影響不同，F(xiàn)ei等在土壤中添加PE、聚氯乙烯（polyvinyl chloride，PVC）發(fā)現(xiàn)二者均抑制了土壤中FDAse活性，F(xiàn)DAse活性分別降低7%、5%［56］；Wang等在殘留白色地膜土壤中發(fā)現(xiàn)FDAse活性降低10.2%。他們認(rèn)為FDAse活性降低的可能原因是微塑料降低了可溶性有機(jī)物的生物降解性［57］。Liu等發(fā)現(xiàn)在黃綿土中加入PP可促進(jìn)土壤基礎(chǔ)呼吸代謝，增加土壤孔隙度，豐富好氧微生物的豐度，從而使FDAse活性顯著提高了18%［53］。微塑料可提高酸性磷酸酶的活性，加快土壤養(yǎng)分周轉(zhuǎn)。Fei等研究發(fā)現(xiàn)PE、PVC均會(huì)提高酸性磷酸酶的活性，增幅分別為0.9%和22.7%，但酸性磷酸酶活性與微塑料濃度并未存在顯著相關(guān)性［56］。土壤脫氫酶活性與微塑料濃度關(guān)系密切，馬云等在土壤中添加濃度為0.1%、1%的PP，1%處理的土壤脫氫酶活性較0.1%處理顯著降低了11.2%，這可能是因?yàn)樘砑覲P降低了土壤微生物的多樣性［58］；Zhang等在土壤中添加濃度為7%和14%的PS，7%的處理較14%處理可使土壤脲酶活性顯著提高63.2%，這可能是因?yàn)樘砑?%的PS刺激了與固氮相關(guān)的微生物豐度，土壤脲酶活性與微塑料濃度呈顯著負(fù)相關(guān)［59］。綜上，微塑料對(duì)土壤酶活性的影響受其種類、濃度的影響，因此相關(guān)研究也存在顯著差異。具體影響詳見(jiàn)表1。

3.2 微塑料對(duì)微生物群落的影響

土壤微生物群落組成是土壤環(huán)境變化的重要生物學(xué)指標(biāo)，對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)的能量交換和物質(zhì)循環(huán)等核心功能起著至關(guān)重要的作用。微塑料對(duì)土壤微生物影響的研究主要集中在對(duì)微生物活性、群落結(jié)構(gòu)和多樣性的影響方面。Qian等發(fā)現(xiàn)新疆自治區(qū)地膜殘留（超10年）使變形菌門的豐度顯著增加［60］；Fan等在酸性土壤中加入7%與14%的PE、PS、PVC，發(fā)現(xiàn)土壤中變形菌門、子囊菌門和放線菌門的豐度顯著增加，放線菌門的豐度則與微塑料濃度顯著負(fù)相關(guān)，7%的PE、PS、PVC處理的放線菌門相對(duì)豐度均高于14%的處理［61］；Ren等在土壤中添加PE后，放線菌門豐度增加5%［55］；Fei等在土壤中添加PE和PVC后，伯克霍氏科的相對(duì)豐度顯著增加［56］；Qian等發(fā)現(xiàn)殘留地膜顯著抑制了放線菌門的豐度，降幅達(dá)17.74%［60］；Fan等發(fā)現(xiàn)PE、PS、PVC可使土壤中酸菌門、壺菌門和擔(dān)子菌門豐度顯著降低［61］；Ren等在土壤中添加PE后，變形菌門豐度下降3%，且抑制綠彎菌門、紅游動(dòng)菌屬活性［55］；Fei等發(fā)現(xiàn)PE、PVC顯著降低黃色桿菌屬、鞘脂單胞菌屬豐度［56］。微生物影響土壤微生物群落可能機(jī)制有二，一是微塑料有利于生物膜的形成，二是微塑料可通過(guò)吸附其他有毒有害污染物而影響土壤微生物。但有研究表明微塑料對(duì)土壤微生物并無(wú)影響，Wiedner等在農(nóng)業(yè)用土（黑鈣土）中添加濃度為1%、粒徑小于100 μm的PP、PE、PS和PLA，在 20 ℃ 培養(yǎng)80 d后并未發(fā)現(xiàn)微塑料對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)造成顯著影響［62］；Yang等在黃土中添加7%、28%的PVC，培養(yǎng)30 d后發(fā)現(xiàn)微塑料并沒(méi)有對(duì)整個(gè)細(xì)菌的多樣性和組成造成顯著影響［63］；Chen等在稻田土中添加2%的PLA，在1～70 d內(nèi)間隔取樣，發(fā)現(xiàn)PLA對(duì)細(xì)菌群落的整體多樣性和組成以及相關(guān)的生態(tài)系統(tǒng)功能無(wú)顯著影響［64］。上述研究中土壤性質(zhì)、微塑料的類型、濃度等參數(shù)均不同，因而不能通過(guò)單一變量歸納微塑料對(duì)微生物群落的影響。

4 微塑料的生物降解

土壤中的微塑料顆粒小且分布廣泛，無(wú)法富集或回收，很難使用熱降解等簡(jiǎn)單方法對(duì)其進(jìn)行無(wú)害化處理［65］。因此，研究人員開(kāi)始關(guān)注使用生物降解等方法降解土壤中的微塑料。目前研究表明土壤中的部分昆蟲(chóng)、細(xì)菌和真菌具有降解微塑料的能力，相較于物理化學(xué)途徑降解，生物降解也更加環(huán)保、安全［66］。

4.1 生物降解

土壤中的昆蟲(chóng)可通過(guò)咀嚼減小微塑料粒徑，進(jìn)入腸道后由微生物進(jìn)一步分解［67］。目前已報(bào)道有6種昆蟲(chóng)可降解微塑料，但土壤中可降解微塑料的昆蟲(chóng)只有2種［68］。Ju等將彈尾蟲(chóng)暴露在PE污染的人造土壤（小于500 mm）中28 d后，部分微塑料可被彈尾蟲(chóng)降解為CO2和H2O，但PE會(huì)對(duì)彈尾蟲(chóng)產(chǎn)生毒性效應(yīng)，當(dāng)濃度達(dá)1%時(shí)，彈尾蟲(chóng)繁殖量顯著降低70.2%［69］。有研究在蚯蚓的腸道分離出了放線菌門中的微桿菌屬、紅球菌屬、分枝桿菌屬、鏈門菌屬和厚壁菌門中的芽孢桿菌屬，60%的低密度聚乙烯（low density polyethylene，LDPE）在細(xì)菌存在 21 d 后開(kāi)始衰變，LDPE的大小在4周內(nèi)顯著減小，并檢測(cè)到了十八烷、二十烷、十二烷［70］。

目前從沉積物、廢水、土壤和垃圾場(chǎng)等環(huán)境中都已經(jīng)分離出可降解微塑料的細(xì)菌（表2），主要有艾德昂菌屬、芽孢桿菌、紅球菌、赤色紅球菌和假單胞菌，多屬于芽孢桿菌門和放線菌門。Yoshida等在沉積物、土壤、廢水、活性污泥中分離出了1種可同化降解聚對(duì)苯二甲酸乙二醇酯（Polyethylene Terephthalate，PET）的艾德昂菌屬的新菌種，該菌株可在30 ℃以0.13 mg/（cm2·d）的速率降解PET，6周后PET完全降解［71］；Auta等從紅樹(shù)林沉積物中分離出芽孢桿菌屬和紅球菌屬的2菌株，在以PP作為單一碳源情況下40 d后對(duì)PP的降解率分別為40%和6.4%［72］；Orr等在土壤中分離出的赤色紅球菌屬，以聚乙烯薄膜為唯一碳源30 d后在聚乙烯表面形成生物膜并可使8%的聚乙烯降解［73］；Tribedi等在固體廢物垃圾場(chǎng)土壤中分離出的假單胞菌，30 ℃培養(yǎng)45 d后LDPE膜表面變粗糙，存在明顯的裂紋和溝槽，抗拉強(qiáng)度明顯降低，使LDPE的降解達(dá)6%［74］；Skariyachan等在塑料垃圾處理區(qū)中篩選出腸桿菌屬、泛亞菌屬，可使LDPE帶和顆粒在120 d降解45%～53%和18%～22%，二者組成細(xì)菌群落在120 d內(nèi)對(duì)LDPE帶和顆粒的降解效率達(dá)73%～86%和35%～42%［75］。

真菌也能夠利用微塑料作為碳源，進(jìn)而促進(jìn)微塑料中羧基、羰基、酯等官能團(tuán)形成，在減少塑料污染對(duì)環(huán)境影響方面具有很大的潛力［76］（表3）。如Volke-Sepúlveda等檢測(cè)發(fā)現(xiàn)熱氧化（80 ℃，15 d）的LDPE與嗜青霉菌和黑霉菌培養(yǎng)31個(gè)月后，LDPE重量分別下降0.37%和0.57%，降解產(chǎn)物為CO2［77］；Devi等在PE廢棄物中分離出的圖炳曲霉和黃曲霉菌，在未經(jīng)預(yù)處理與添加氧化添加劑的情況下30 d內(nèi)對(duì)HDPE的降解率分別為6.22%和861%，與礦物油共存后對(duì)HDPE的生物降解率分別為6.98%和9.54%，降解產(chǎn)物為CO2、H2O［78］；Verma等發(fā)現(xiàn)土壤中分離的黃曲霉菌與地曲霉菌在9個(gè)月后對(duì)LDPE的降解率達(dá)30.6%和11.4%，降解后LDPE中存在醇、烷烴、胺和烯烴［79］。但也有研究表明，自然條件中土壤真菌對(duì)微塑料的降解效果甚微。Arkatkar等在未做任何預(yù)處理的情況下，12個(gè)月后PP重量?jī)H下降0.4%［59］。此外生物對(duì)于微塑料的降解速率還受到微塑料的物化性質(zhì)和生物類型的影響，盡管在環(huán)境中有很多生物可降解微塑料，但微生物是降解過(guò)程的主力軍，所以篩選更好的菌株以提高微塑料的降解效率是今后研究的主要方向。

4.2 酶降解

可以降解微塑料的酶主要有水解酶和氧化還原酶。水解酶可增強(qiáng)催化底物水解能力，包括酯酶、蛋白酶和脂肪酶等［80］（表4）。Lee等分別用酯酶、堿性蛋白酶和脂肪酶對(duì)PLA無(wú)紡布進(jìn)行降解，21 d后，酯酶和脂肪酶降解的PLA失重率為1%和4%，而堿性蛋白酶的失重率高達(dá)25%［81］；Watanabe等利用蛋白酶對(duì)高分子質(zhì)量PLA進(jìn)行降解，其降解率高達(dá)60%［82］；Tournier等使用二硫鍵取代了葉分支堆肥角質(zhì)酶中的二價(jià)金屬結(jié)合位點(diǎn)，合成的熱穩(wěn)定性更強(qiáng)的PET水解酶可在10 h內(nèi)降解至少90%的PET［83］。氧化還原酶具有木質(zhì)素降解能力，包括錳過(guò)氧化物酶、漆酶和木質(zhì)素過(guò)氧化物酶等，可促進(jìn)不易水解的微塑料如PE、PP、PS等的降解［80］。Sowmya等發(fā)現(xiàn)在錳過(guò)氧化物酶和漆酶的作用下，PE形成了羧酸、醛類、芳烴、醇類、酯類、醚類和烷基鹵化物基團(tuán)［84］；Khatoon等證明了木質(zhì)素過(guò)氧化物酶的生物合成過(guò)程對(duì)PS、PVC降解能力達(dá)25%，且降解后PS和PVC結(jié)構(gòu)中形成含氧官能團(tuán)［85］；Santo等研究發(fā)現(xiàn)漆酶的酶氧化在聚乙烯的生物降解中起主要作用，30 d內(nèi)PE重量損失近15%，烷烴氫化酶也具有降解微塑料的能力，80 d內(nèi)可將PE中40.8%的碳轉(zhuǎn)化為CO2［86］。但目前大多數(shù)研究均為基于實(shí)驗(yàn)室理想環(huán)境下的酶降解，微塑料在土壤中的降解效果仍有待研究。

5 微塑料的檢測(cè)方法

檢測(cè)微塑料的方法主要包括目檢法、光譜法、熱分析法等［87］。土壤中微塑料的分離提取主要采用篩分、密度分離、加壓流體萃取等方法［88］。篩分法是利用不銹鋼篩物理篩分風(fēng)干土壤樣品以獲得不同粒徑土壤樣品顆?；旌衔?，主要適用于目檢法，一般無(wú)法檢出小于1 mm的微塑料顆粒［89］。密度分離法利用土壤顆粒與微塑料的密度差異進(jìn)行分離，NaCl、NaI、ZnCl2和CaCl2是常用的微塑料提取劑，提取效率受到土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體和有機(jī)碳含量影響［90］。提取后利用膜過(guò)濾截取不同粒徑微塑料，常用氧化鋁膜、金屬膜及添加金屬鍍層的濾膜等，適用于傅里葉變換紅外光譜和拉曼光譜法［91］。但密度分離法無(wú)法實(shí)現(xiàn)對(duì)密度相似的有機(jī)質(zhì)的去除，往往需要消解處理，而不同的消解方法對(duì)微塑料有不同程度的損壞。加壓流體萃取法是在亞臨界溫度和壓力條件下使用溶劑提取的技術(shù)，常采用100 ℃甲醇預(yù)萃取和180 ℃二氯甲烷加壓流體萃取，主要適用粒徑小于30 μm的微塑料提?。?0］。但是該提取方法會(huì)破壞微塑料的形態(tài)，后續(xù)很難再進(jìn)行物理表征。土壤中微塑料主要檢測(cè)方法及其優(yōu)缺點(diǎn)見(jiàn)表5。

5.1 目檢法

目檢方法直接或者借助顯微鏡人眼觀察，根據(jù)微塑料的尺寸、形狀及其顏色等粗略分類和計(jì)數(shù)［92］，成本低操作簡(jiǎn)單［93］。但效率低下，易受主觀因素、顯微鏡質(zhì)量和樣品基質(zhì)的影響［94］。

5.2 光譜法

傅里葉變換紅外光譜和拉曼光譜法可以定性識(shí)別微塑料的化學(xué)組成和形態(tài)信息，亦可對(duì)微塑料進(jìn)行定量分析［93］。傅里葉變換紅外光譜通過(guò)對(duì)目標(biāo)聚合物的光譜和數(shù)據(jù)庫(kù)的標(biāo)準(zhǔn)數(shù)據(jù)進(jìn)行樣品識(shí)別，主要用于檢測(cè)20 μm以上的微塑料，不僅具有極高的分辨率和極快的掃描速度，且具有很高的波數(shù)準(zhǔn)確性［96］。但易受到土壤有機(jī)碳的干擾，需在檢測(cè)前利用消解法去除土壤有機(jī)碳，然而消解過(guò)程對(duì)微塑料的影響尚不明晰［95］。拉曼光譜法利用對(duì)遠(yuǎn)紅外光的非彈性散射，可以得到不同微塑料獨(dú)有的圖譜［97］，且不易受顆粒形狀、大小或厚度等的干擾［96］；光譜覆蓋范圍廣且對(duì)非極性官能團(tuán)敏感性高，但是易受到塑料添加劑及土壤有機(jī)碳的干擾，檢測(cè)前也需要對(duì)樣品消解［98］。

5.3 熱分析法

利用聚合物的熱穩(wěn)定性特征的熱分析法可用于鑒定微塑料［99］，對(duì)PE、PET、PP 和PS等進(jìn)行精確而有效的定性分析［100］，但無(wú)法單獨(dú)檢測(cè)到微塑料的形態(tài)特征，且難適用異質(zhì)或復(fù)雜樣品［98］。目前對(duì)尺寸較大塑料的定性定量分析已經(jīng)取得了長(zhǎng)足進(jìn)步，然而對(duì)于顆粒較小的微塑料定量分析方法仍需要進(jìn)一步完善。

6 結(jié)論與展望

本綜述在國(guó)內(nèi)外研究進(jìn)展的基礎(chǔ)上，總結(jié)評(píng)述了土壤環(huán)境中微塑料的來(lái)源、遷移以及對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響。土壤系統(tǒng)組成復(fù)雜，微塑料的富集會(huì)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)造成嚴(yán)重的影響，但因研究尚處初步階段，還需從以下幾個(gè)方面深入研究。

土壤中的微塑料及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)已經(jīng)受到廣泛關(guān)注，然而由于缺少統(tǒng)一的提取測(cè)試方法和技術(shù)規(guī)范，結(jié)果存在一定不可比性。如含量多以數(shù)量濃度“個(gè)/kg”為單位表征，受制于塑料老化破碎，難以納入土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行有效管控，需要進(jìn)一步探索土壤微塑料測(cè)試的樣品制備、定性定量分析和分析質(zhì)量監(jiān)控的標(biāo)準(zhǔn)化。

再者，土壤中微塑料的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)方面研究結(jié)果多樣，可能原因是土壤中微塑料環(huán)境效應(yīng)的研究多采用外源加入。微塑料生態(tài)環(huán)境效應(yīng)方面的研究需要考慮微塑料種類、粒徑大小、老化程度、土壤類型等因素的綜合作用。

最后，土壤中微塑料可在土壤動(dòng)物、細(xì)菌、真菌作用下生物降解，然而降解效率偏低，且微塑料的生物毒性閾值尚不明晰。還需要從明確微塑料對(duì)微生物毒性的閾值、篩選降解效率更高的菌株、探索實(shí)際土壤復(fù)雜環(huán)境下微生物種間協(xié)同降解效應(yīng)方面開(kāi)展進(jìn)一步研究。

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基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金（編號(hào)：U1904121）。

作者簡(jiǎn)介：楊文碩 （1995—），女，山東濟(jì)南人，碩士研究生，研究方向?yàn)橥寥阑瘜W(xué)。E-mail：1183935612@qq.com。

通信作者：王旭剛，博士，教授，主要從事土壤地球化學(xué)研究。E-mail：nywxg@126.com。