中国农田土壤微塑料污染现状及其对土壤微生物的影响

武凤霞，张淑彬，刘建斌

（北京市农林科学院植物营养与资源环境研究所，北京 100097）

塑料因其成本低、延展性好和经久耐用等特点，为人类生产生活带来极大便利。但大量废弃塑料未及时有效回收处理，进入海洋、大气和陆地中。全球塑料产量及废弃量逐年增加，1950—2015 年总产量累计达78 亿t（中国约占30%），其中得以回收的仅有约9%［1］。塑料是由多种合成或半合成有机物组成的聚合物材料，主要包括聚乙烯（Polyethylene，PE）、聚丙烯（Polypropylene，PP）、聚苯乙烯（Polystyrene，PS）、聚氯乙烯（Polyvinyl chloride，PVC）、聚酯类（Polyethylene terephthalate，PET）及聚酰胺（Polyamide，PA），在环境中经物理破碎、化学分解或生物降解等会逐渐形成小的塑料碎片或颗粒。Thompson 等［2］将粒径小于5 mm 的塑料类污染物称为微塑料（Microplastics），随着研究的深入，微塑料的分类越来越精细，2014 年国际自然保护联盟（IUCN）定义尺寸小于5 mm 的为微塑料（Microplastics，MPs），尺寸小于100 nm 的为纳米塑料（Nanoplastics，NPs）［3］。生态系统中微塑料因来源不同，又分为初级微塑料（人造微材料）和次级微塑料（由较大的塑料垃圾分解而产生），根据微塑料的形态特征不同，可分为纤维状、碎片状、球状颗粒、发泡、薄膜等，微塑料具有体积小、比表面积大、疏水性强、吸附污染能力强等特性，可长期存在于环境中。

塑料污染问题日益严峻，已经成为全球性的环境问题［4］。关于微塑料污染的研究热点大多集中在海洋微塑料及其生物毒理学等方面［5，6］。微塑料在土壤中的积累将会影响土壤性质和生物多样性，土壤中广泛存在微塑料污染问题的研究也逐年增加［7-10］。微塑料孔隙多、比表面积大，使其更易吸附其他污染物，可作为土壤中的重金属、抗生素、致病菌等的载体，形成有机-无机复合污染，加速污染物在土壤中的迁移，给生态安全造成危害和影响［11］。土壤是微塑料巨大的储存库和环境污染源，开展微塑料对土壤生态系统的影响及防控研究已迫在眉睫。

本研究通过总结、归纳国内外最新的微塑料相关研究进展，系统地梳理中国陆地土壤中微塑料污染现状及来源，重点归纳阐述微塑料对土壤微生物群落、酶活及抗性基因的影响，提出未来土壤微塑料污染研究方向，为进一步开展微塑料污染对土壤生态系统影响及微塑料污染防控提供理论参考。

1 中国土壤环境中微塑料污染现状

微塑料广泛存在于全球陆地土壤中，伊朗、智利的农田土壤中微塑料丰度分别为67～400、600～10 400 个∕kg［12，13］；德国东南部土壤中PE、PS 微塑料的丰度均值为0.34±0.36 个∕kg［14］；美国水上花园绿地土壤中PS、PE 微塑料含量浓度为334～3 068 个∕kg［15］；墨西哥某园地土壤中检测到的PE 微塑料平均含量为870±190 个∕kg［16］。中国作为塑料产品生产和应用大国，土壤中微塑料污染也受到相关学者的关注，主要调查研究结果见表1。中国不同类型土壤中均检出微塑料，且形态各异，类型丰富，其中PE、PP、PS 是中国土壤中较常出现的塑料类型［12-31］。

表1 中国土壤环境中微塑料污染现状

2 土壤中微塑料的主要来源途径分析

塑料是人类生产活动的产物，环境中微塑料来源广泛，与人类活动息息相关，土壤环境较水体环境更为复杂，更有利于微塑料的输入和积累，土壤中微塑料的主要来源途径包括农用地膜残留分解、携带微塑料有机肥长期施用、污水等灌溉用水携带、大气沉降等。

2.1 农用地膜残留分解

随着地膜覆盖种植技术的推广，地膜在全世界农业生产中得到广泛的应用，中国被视为是世界上最大的塑料薄膜生产和消耗国家，2019 年中国的农用塑料薄膜使用量达240 万t，由于管理及回收效率低等原因，大量农用地膜被丢弃在农田中，中国某些地区地膜残留量达105～120 kg∕hm2［32］，这些地膜经紫外线照射、机械翻耕等一系列物理化学作用，形成微塑料残留于农田土壤中。使用过塑料薄膜的农田土壤微塑料含量（丰度为571 个∕kg）显著高于未使用的（丰度为263 个∕kg）［28］。由于地膜大面积使用，新疆维吾尔自治区土壤中地膜残留物含量为0.1～324.5 kg∕hm2，土壤微塑料含量与地膜覆盖年限呈正相关［33］。地膜覆盖5～30 年的旱区土壤中，粒径＞2 mm 的微塑料的浓度从91.2 mg∕kg 增加到308.5 mg∕kg［34］。Huang 等［29］调查了中国19 个省的覆膜土壤，结果发现地膜耗用量和土壤中塑料残留量呈极显著线性相关，在连续覆盖地膜5、15、24 年的棉田中，土壤微塑料的平均丰度分别为80.3±49.3、308.0±138.1 个∕kg 和1 075.6±346.8 个∕kg。地膜的大量使用和低回收率造成的农膜残留分解是农用地土壤中微塑料污染的途径之一。

2.2 长期施用携带微塑料的有机肥

利用有机废弃物堆肥生产有机肥，既可以消纳废弃物，又可以为植物提供养分、改善土壤结构、增加土壤有机碳库。常用于堆肥的农业废弃物、污泥等常是微塑料含量较高的物料，已有研究检测到堆肥中浓度高达1.20 g∕kg 的塑料［35］，堆肥过程高温和微生物活动会加速较大塑料颗粒破碎为微塑料，增加农业土壤中的微塑料浓度。Yang 等［36］研究估计长期重复施用有机肥料的土壤中微塑料的平均年累计速率约为350±171 万个∕hm2。Weithmann 等［37］调查应用于传统农业及园艺土壤中的生物有机肥，发现粒径大于1 mm 微塑料丰度介于14～895 个∕kg，其中多数微塑料粒径介于2～5 mm，碎片类占比大于75%。Bläsing 等［38］发现德国波恩的有机肥中存在粒径大于0.5 mm 的塑料碎片，含量为2.38～180.00 mg∕kg。西班牙东部施用污泥堆肥有机肥土壤中微塑料的丰度介于2 130±950～3 060±1 680 个∕kg，显著高于未施用污泥有机肥土壤［39］。关于中国有机肥中微塑料丰度尚未见报道，按照有机肥中调查的微塑料含量来估算，中国农田土壤中每年投入土壤的微塑料为52.4～26 400.0 t［40］。多数国家尚未重视有机肥中的微塑料污染问题，澳大利亚允许有机肥中存在0.5wt%（干重计）的硬质塑料和0.05wt%的轻质塑料，德国允许有机肥中含有0.1wt%的塑料［41］，中国有机肥标准中尚未有微塑料的限量。

2.3 农业灌溉引入微塑料

当降水量不足以满足植物对水的需求时，灌溉是植物补充水分的重要农艺措施，灌溉用水主要来源是地表径流或流域水。研究证明，地表径流和流域水存在微塑料污染，在长江流经重庆至宜昌江段水体微塑料平均丰度为4 703±2 816 个∕m3，最高含量为12 611 个∕m3［42，43］。汉江武汉段微塑料丰度约为2 933 个∕m3，青藏高原的河流表层水中微塑料丰度约为725 个∕m3［44，45］。长江中下游的巢湖、鄱阳湖等湖泊表层水中微塑料丰度约为1 300 个∕m3［46］，Mintenig 等［47］研究发现地下水中微塑料浓度为0～7 个∕m3。

许多发展中国家灌溉用水的主要来源是净化后的污水，部分水资源匮乏的国家使用未经净化的污水直接灌溉农田。污水中含有大量的微塑料，由于微塑料粒径小，经污水处理厂处理后也不能完全拦截去除。研究表明，大量的微塑料颗粒从废水中释放出来，通过灌溉进入农田，污水处理厂处理后的水样中仍含有1 000 个∕m3微塑料［47］。使用净化后的污水灌溉农田也可能导致微塑料进入土壤，造成土壤中微塑料积累。

2.4 大气沉降带入微塑料

随着微塑料研究热度增加，有学者关注大气沉降带来的土壤微塑料污染［48］。Dris 等［49］在巴黎市区调查微塑料沉降量为29～280 个∕m2，折合每年通过大气沉降物进入土壤的微塑料纤维高达10 t。周倩等［41］报道中国滨海城市大气环境中微塑料的类型、沉降通量等特征，发现滨海城市大气微塑料沉降通量可达1.46×105个∕m2，且均以小于0.5 mm 的颗粒为主，其中纤维类达1.38×105个∕m2。广东东莞大气中微塑料每天的沉降量为175～313 个∕m2［50］。Liu等［51］调查发现，上海大气中每年悬浮的微塑料总重量为120.72 kg。田媛等［52］调查比较环渤海沿海城市大气微塑料的分布特征发现，烟台、天津和大连微塑料年沉降量分别为2.7×104、8.9×104个∕m2和7.2×104个∕m2，这些悬浮在大气中的微塑料随气流运动沉降进入土壤，成为土壤微塑料的重要来源。

3 微塑料在土壤系统中的迁移

微塑料化学性质稳定，可在土壤中长期存在，受到土壤质地、土壤生物活动、植物生长、农艺措施及土壤淋溶等因素的综合影响，迁移过程较为复杂。有研究表明，地表土壤微塑料会随地表径流和风力的作用而在不同环境介质之间发生水平迁移，如从陆地迁移至水体中［8］。由于土壤具有很多孔隙，微塑料会在降水渗漏和重力的作用下进入到深层土壤中，发生土壤中的垂直迁移。Grayling 等［53］研究表明，粒径为0.1～6.0 mm 的颗粒可通过淋溶作用沿土壤孔隙迁移，在土柱中发生垂直移动。生物扰动和耕作等也可能导致微塑料颗粒在农田土壤中运移［54］。Rillig 等［55］研究发现，微塑料可黏附在蚯蚓上，随蚯蚓活动在土壤中垂直迁移，且微塑料粒径越小，越易于迁移；Maab 等［56］研究2 种弹尾虫对不同粒径微塑料的迁移影响发现，2 种弹尾虫都可以移动和分布微塑料，且不同物种之间微塑料的迁移距离存在显著差异。当微塑料不断分解形成纳米颗粒（＜0.1 μm）时，植物根系吸收能使纳米塑料转移到土壤上层，经无脊椎动物或昆虫吞食后又被鸡等动物捕食，使纳米塑料沿食物链传递。李连祯等［57］研究发现，生菜不仅可以吸收微塑料，还可将微塑料运输到茎叶之中，因此微塑料很有可能通过食物链进入到人体，不仅威胁农田生态系统健康，还可能会对人体消化系统、呼吸系统、免疫系统等产生潜在危害。

4 微塑料对土壤生态系统的影响分析

土壤微生物对土壤生态系统至关重要，增强土壤微生物活性可加速土壤碳、氮、磷等营养元素的转化和释放，从而促进营养元素在植物和土壤间的迁移［58］。微塑料及携带的有毒污染物进入土壤后，可能还会引起土壤微生物（微生物生物量和活性、群落结构、多样性、代谢功能等）及生态过程（土壤呼吸强度和酶活性）变化，进而影响土壤生态系统健康。

4.1 微塑料对土壤微生物群落的影响

微塑料对土壤微生物影响研究主要集中在对微生物生物量、活性、群落结构及多样性的影响。由于影响评价受微塑料形状（线形、非线性）、大小、添加剂含量、组成及土壤理化、结构等多方面因素影响，很难准确描述微塑料对土壤微生物的影响。

微塑料会对土壤微生物群落、代谢活性等方面造成一定的选择性压力。Fei 等［59］在浙江临安农田土壤中发现1%～5%聚乙烯（PE）和5%聚氯乙烯（PVC）颗粒均会降低土壤细菌群落丰度和多样性，且能显著增加伯克氏菌属（Burkholderiaceae）相对丰度，而显著抑制鞘脂单胞菌（Sphingomonadaceae）、黄色杆菌（Xanthobacteraceae）属的细菌丰度。Qian等［60］研究发现，残留农用地膜会显著改变土壤微生物群落结构，新疆使用农用地膜地块土壤放线菌显著减少，而变形菌门丰度显著增加。Wang 等［61］研究微塑料对土壤细菌群落演替和时间更替的影响发现，微塑料可显著改变土壤细菌的群落结构，且群落差异随培养时间呈线性增加，表明微塑料可能加快了土壤细菌群落的演替速度。研究发现，土壤微生物的代谢能力随PA、PE、polyester 浓度增加而增加，随PS、PET 浓度的增加而降低［62］。Ren 等［63］研究发现，5%PE 微塑料可以降低N2O 释放量并且对土壤微生物造成选择性压力。Awet 等［64］证实纳米微塑料对土壤微生物的短期毒害作用。丁峰等［65］研究发现，低分子量（2 000）聚乙烯能够显著降低土壤中细菌和真菌的丰度，但高分子量（100 000）聚乙烯则相反。Yang 等［66］研究发现，0.1%和1%的PVC 微塑料35 d 内没有对整个土壤细菌多样性和组成造成显著影响，但一些细菌属却呈显著增加或减少的趋势。

微塑料对土壤微生物群落结构和多样性无显著影响，Judy 等［67］研究显示，不能证明微塑料（PE、PVC、PET）对土壤微生物多样性有影响。Huang等［68］研究显示，微塑料对土壤微生物群落α 多样性（丰富度、均匀度和多样性）无明显影响。PLA、LDPE、PP 微塑料对土壤微生物群落组成、优势类群相对丰度及生物活性物无显著影响［69，70］。微塑料可能会干扰土壤微生物群落结构和优势种群，尽管影响结果存在不确定性，但微塑料对土壤微生态仍具有潜在威胁，不同微塑料种类和浓度对不同微生物群落结构和种群的影响仍需进一步研究。

4.2 微塑料影响土壤微生物群落可能机制分析

4.2.1 微塑料有利于生物膜的形成 土壤微塑料可以为微生物提供吸附位点，也是特定微生物的转移载体［71］，使微生物可长期生存于微塑料的表面并形成生物膜，形成明显不同于土壤的微生物群落，当土壤微生物长期、高浓度暴露于微塑料就会降低繁殖能力和生长速度。Huang 等［68］通过16S rRNA 高通量测序分析微塑料和周边环境土壤样品的微生物群落结构，发现土壤微生物群α 多样性指标（丰富度、均匀度、多样性）不受PE 影响，但PE 微塑料碎片上的生物多样性指数显著低于对照和处理土壤，培育微塑料90 d 后发现试验处理土壤和对照土壤中微生物组成明显不同，且PE 碎片上定殖了明显不同于其他样品的细菌群落，以具有塑料降解功能的细菌和病原体居多。Parrish 等［72］研究鱼和废水中微塑料生物膜的功能中也提到微塑料形貌和表面结构的不同可造成其表面生物膜组成和微生物群落结构的差异，已有研究证实微塑料会引起Proteobacteria、Bacteroidetes、Gemmatimonadetes、Actinobacteria、Nitrospirae等微生物富集。 Kettner 等［73］在聚乙烯和聚苯乙烯颗粒上检测到大量寄生真菌和腐生真菌。

4.2.2 微塑料通过添加或吸附其他有毒有害污染物影响土壤微生物 微塑料对抗生素、重金属和有毒污染物有很强的吸附能力［74-76］，而这些污染物会对土壤微生物区系、土壤理化性质乃至植物生长产生不同程度的影响。微塑料中含有的添加剂，如邻苯二甲酸盐、双酚、重金属等均对土壤微生物活性有抑制作用，从而影响微生物的繁殖代谢［77］。Kong等［78］研究发现，邻苯二甲酸二丁酯（DBP）会改变土壤-蔬菜生态系统中土著细菌的多样性，进而改变农田生态系统的功能。

4.3 微塑料对土壤酶活的影响

土壤酶与土壤有机质矿化分解、养分循环和能量流动等生物化学过程密切相关，是调控土壤养分循环的关键。微塑料影响多种土壤酶的活性，由于微塑料对土壤生态过程的影响受微塑料的形状（线形、非线性）、大小、添加剂量、组成以及土壤结构的影响，因此相关研究结果也存在很大差异。Fei 等［59］发现土壤中聚乙烯（HDPE）和聚氯乙烯（PVC）会抑制荧光素二乙酸酯水解酶活性，提高了脲酶和酸性磷酸酶活性，表明添加微塑料在一定程度上加快了土壤养分的周转。Awet 等［64］将聚苯乙烯纳米塑料加入土壤培养28 d 后发现，土壤脱氢酶和参与土壤碳、氮、磷循环的酶活性显著降低，主要包括亮氨酸氨肽酶、碱性磷酸酶、β 葡萄糖苷酶和纤维二糖水解酶。Huang 等［68］研究发现，添加LDPE能显著提高土壤脲酶（URE）和过氧化氢酶（CAT）活性。微塑料对土壤酶活性的影响和浓度相关，添加0.05%～0.40%的聚丙烯微塑料会抑制荧光素二乙酸酯水解酶活性［62］。Liu 等［79］研究发现，添加7%、28%聚丙烯微塑料可增加土壤荧光素二乙酸酯水解酶（FDAse）和磷酸酶活性，降低酚氧化酶（PO）活性。Wang 等［77］研究显示，塑料薄膜残留量为67.5 kg∕hm2时，荧光乙酸乙酯水解酶活和脱氢酶活性会分别降低10%、20%。Yang 等［66］发现极端高浓度PP（28%，w∕w）可以促进土壤基础呼吸代谢增加，显著激发沙壤土荧光乙酸乙酯水解酶活性。微塑料对土壤酶活的影响具体见表2。

表2 微塑料对土壤酶活的影响

4.4 微塑料对土壤抗性基因的影响

微塑料高表面积是不同微生物基因交换的热点，因而有可能增加介质中抗性基因的传播，微塑料与抗生素抗性基因之间的相互作用会带来潜在生态风险。Lu 等［80］研究微塑料对水产养殖系统抗性基因消减的影响发现，微塑料促进抗性基因的积累。黄福义等［81］研究微塑料对河口沉积物中抗生素抗性基因的影响发现，聚乙烯、聚氯乙烯和聚乙烯醇微塑料均显著增加了抗生素抗性基因的绝对丰度，其中聚乙烯微塑料增加了近1 个数量级，可移动遗传元件促进了这些抗性基因的传播和扩散。

Lu 等［82］研究发现，具有较大粒径、老化程度较高或土壤中存留时间较长的微塑料对抗生素和抗性基因的吸附能力更强，且增加了可移动遗传元件的丰度，促进抗生素抗性基因的传播。Sun 等［83］对抗生素和抗性基因污染的土壤添加微塑料培养发现，0.1%质量浓度聚丙烯微塑料能够抑制四环素及其相应抗性基因在土壤中的扩散，可能由于微塑料残留降低了土壤持水能力，从而减少了土壤中可溶性四环素的含量。尽管影响存在不确定性，但微塑料和抗生素的复合污染对土壤生态系统仍具有潜在威胁，不同微塑料种类和浓度对不同抗生素抗性基因的影响和传播机制仍需研究［4］。

5 小结与展望

本研究通过文献梳理，综述了中国土壤生态系统中微塑料的污染现状、来源、环境迁移及对土壤生态效应等方面的研究进展。土壤中广泛存在微塑料，对土壤生态系统健康与功能带来一定的影响。为进一步阐明微塑料污染对土壤生态系统的影响，根据已发表的文献，可以从以下几个关键方面开展深入研究。

1）对土壤中微塑料污染行为和风险认识极其有限，土壤环境的复杂性给微塑料的调查分析造成一定影响，不同研究报告丰度描述多样，且不同来源对土壤中微塑料的贡献率也无法明确，因此建立统一、标准化、高效、准确的各类型土壤微塑料快速收集、分离、鉴定、监测方法是深入认识土壤微塑料污染状况及生态效应的基础和先决条件。

2）微塑料对土壤生态环境影响的研究大部分都是在实验室条件下模拟进行，研究结果虽有一定参考价值，但未能体现微塑料对土壤环境的实际影响。因此，亟需开展原位条件下，微塑料对土壤环境中土壤动物、微生物及植物的影响机制，以期能客观、真实地评估微塑料对土壤理化性质、微生物和作物等的胁迫效应。

3）在原位试验条件下，解析微塑料圈负载的微生物群落组成及特征，分析微塑料圈微生物与周围土壤微生物群落生态差异的生态机制，进而分离、筛选微塑料降解菌（群）并阐明降解机制和途径，为微塑料污染原位生物修复及土壤中微塑料的污染防控提供科学依据。