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土壤-植物系统中微/纳塑料的环境过程和生态效应

杨杰 ,  涂晨 ,  袁宪正 ,  骆永明

化学进展 ›› 2025, Vol. 37 ›› Issue (1) :89-102

PDF (2479KB)
化学进展 ›› 2025, Vol. 37 ›› Issue (1) :89-102 DOI: 10.7536/PC240801
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土壤-植物系统中微/纳塑料的环境过程和生态效应

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Environmental Processes and Ecological Effects of Micro- and Nano- Plastics in Soil-Plant Systems

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摘要

全球陆地生态系统普遍受到微/纳塑料的污染，这种现象引发了人们对微/纳塑料在陆地土壤-植物系统中环境过程和生态效应的深入关注。本文重点阐述了微/纳塑料在土壤-植物系统中的积累与迁移、风化与降解、添加剂释放与转化、与污染物相互作用、生物膜定殖、动/植物吸收与传输等过程；系统介绍了微/纳塑料对土壤理化性质、植物、无脊椎动物、微生物群落组成及多样性、碳/氮循环的影响，以及对农产品积累与食物链传递的潜在健康风险；展望了土壤-植物系统中微/纳塑料研究领域的未来发展方向，以期为陆地生态系统微/纳塑料污染危害的深化认识及其防治策略的科学制定提供参考。

Abstract

Micro- and nano-plastic pollution is impacting global terrestrial ecosystems. The environmental processes and ecological effects of micro- and nano-plastics in soil-plant systems are gaining increasing attention. This study focuses on elucidating processes such as accumulation and transport, weathering and degradation, additive release and transformation, pollutant interaction, biofilm colonization, heterogeneous agglomeration, and the uptake and transport of micro- and nano-plastics in flora and fauna. It systematically examines the impacts on the physico-chemical properties, plants, invertebrates, microbial community composition and diversity and carbon/nitrogen cycling in soil, as well as the potential risks of agricultural product accumulation and food chain transfer. Future research directions in this field are proposed to advance understanding of the hazards posed by micro- and nano-plastics pollution in terrestrial ecosystems and to support the scientific development of prevention and control strategies.

Contents

1 Introduction

2 Environmental processes of micro- and nano- plastics in soil-plant systems

2.1 Accumulation and transport processes of micro- and nano-plastics in soil

2.2 Weathering, fragmentation, and biodegradation of micro- and nano-plastics in soil

2.3 Additive release and transformation of micro- and nano-plastics in soil

2.4 Pollutant interactions with micro- and nano-plastics in soil

2.5 Biofilm formation through microbial colonization of micro- and nano-plastics in soil

2.6 Uptake and transport of micro- and nano-plastics in soil by plants and animals

3 Ecological effects of micro- and nano-plastics in soil-plant systems

3.1 Effects of micro- and nano-plastics on soil physicochemical properties

3.2 Effects of micro- and nano-plastics on carbon/ nitrogen cycle

3.3 Effects of micro- and nano-plastics on plants

3.4 Effects of micro- and nano-plastics on soil invertebrates

3.5 Effects of micro- and nano-plastics on soil microbial community and enzyme activity

4 Potential risks of micro- and nano-plastics on agricultural product safety and food chain transfer

4.1 Accumulation and risks of micro- and nano- plastics in agricultural products

4.2 Food chain transfer and its potential health risks of micro- and nano-plastics

5 Future research prospects

Graphical abstract

关键词

微塑料 / 纳塑料 / 陆地生态系统 / 土壤-植物系统 / 环境过程 / 生态效应

Key words

microplastics / nanoplastics / terrestrial ecosystem / soil-plant system / environmental process / ecological effect

引用本文

引用格式 ▾
杨杰, 涂晨, 袁宪正, 骆永明. 土壤-植物系统中微/纳塑料的环境过程和生态效应[J]. 化学进展, 2025, 37(1): 89-102 DOI:10.7536/PC240801
Jie Yang, Chen Tu, Xianzheng Yuan, Yongming Luo. Environmental Processes and Ecological Effects of Micro- and Nano- Plastics in Soil-Plant Systems[J]. Progress in Chemistry, 2025, 37(1): 89-102 DOI:10.7536/PC240801

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1 引言

塑料已成为人们日常生活最密切相关的化学品之一，2022年全球塑料产量已达到4.00亿吨[1]。由于塑料制品的广泛使用以及不完善回收和管理，导致大量塑料垃圾进入到陆地和海洋环境中。据估算，2060年全球塑料垃圾年产生量将达到1.55~2.65亿吨[2]。积累在环境中的塑料垃圾在物理、化学和生物作用下不断风化或降解成微塑料（≤5 mm），甚至是纳塑料（< 1 μm）[3]。微/纳塑料粒径小，易与其他污染物形成复合污染，对生态系统、食物安全和人体健康产生风险，由其引发的环境污染与危害问题已受到世界各国日益重视。2022年，在第五届联合国环境大会续会上，来自175个国家代表通过了关于“终止塑料污染”的历史性决议。中国政府高度重视微塑料污染问题，在2022年印发的《新污染物治理行动方案》中明确指出，需加强微塑料等新污染物的生态环境危害机理研究。

陆地生态系统中普遍存在微/纳塑料污染问题。微/纳塑料可以通过多种途径进入土壤，包括农资物质使用、大气沉降、径流和灌溉以及交通或生活用品损耗（如轮胎和纺织品的磨损）等[4]。不同土地利用方式下的土壤已受到不同程度的微/纳塑料污染，包括农业土壤、工业土壤、城市土壤和湿地土壤[5⇓-7]。农业土壤约占整个陆地土地的38%，是地球上使用最广泛的土地[8]。在农业活动中，农膜残留、污水灌溉和肥料施用等都可以使大量的微塑料进入到农田。

高等植物是陆地生态系统的重要组成部分，通常是生物积累的起点。Li等[9]揭示了植物吸收和传输微/纳塑料的机制，是陆地环境塑料研究的一个重要里程碑[10]。多种含维管组织的蔬菜和禾本科作物可以通过根系和叶片吸收和运输微/纳塑料[11,12]。植物暴露在一定量的微/纳塑料中，其株高、总生物量等形态学功能、生理功能、氧化应激反应和基因毒性等会受影响。这种影响受多种因素影响，如植物种类、微/纳塑料的多样性（粒径、形状、类型和浓度）和土壤环境的复杂性[13]。

微/纳塑料在土壤-植物系统会经历积累、迁移、降解等环境过程，其表面在物理、化学和微生物的作用下释放添加剂，成为污染物、病原微生物和抗生素抗性基因等的载体，形成独特的微生物群落，影响土壤结构、土壤孔隙度、土壤容重、土壤水分含量、pH、土壤有机质含量等理化性质[14]。此外，微/纳塑料还会改变土壤无脊椎动物的氧化应激反应，对其造成组织损伤、DNA损伤、基因毒性、生殖毒性、神经毒性、代谢紊乱等[15]。微/纳塑料能够被动物摄食或通过食物链传递转移到动物体内，并在生命体的各种组织中积累，对人类健康构成潜在威胁[16]。

本文综述了国内外土壤环境微/纳塑料研究的最新进展，重点介绍了土壤-植物系统中微/纳塑料的环境过程和生态效应，主要包括微/纳塑料在土壤-植物系统中的积累与迁移、风化与降解、添加剂释放与转化、污染物吸附与解吸、微生物定殖和生物膜形成、吸收与传输等环境过程，微/纳塑料对土壤理化性质、动/植物生长、微生物群落组成和多样性、土壤碳/氮循环等生态效应，以及对食物安全和人类健康的潜在风险，旨在为土壤-植物系统中微/纳塑料的污染预防与风险管控提供参考。

2 微/纳塑料在土壤-植物系统中的环境过程

来源广泛的微/纳塑料能够在表层土壤中长期积累，并在雨水冲刷、地表径流、根系生长和动物活动等影响下发生迁移，以及在光热等非生物作用和生物作用下风化破碎或降解成粒径更小的微/纳塑料。同时，微/纳塑料不但可以释放出有害添加剂（如: 邻苯二甲酸酯等），还可以成为环境污染物（重金属、有机污染物等）和病原微生物等的载体，进而形成土壤复合污染（如图1所示）。

2.1 土壤中微/纳塑料的积累和迁移过程

2.1.1 土壤中微/纳塑料的分布和积累

从全国范围的调查来看，中国农田微塑料的平均丰度为4536.6个kg-1（变幅在1.6~6.2×105个kg-1），平均丰度从高到低的地区依次是，中国南方地区、中国北方地区、中国西北部和青藏高原[17]。土壤中最常见的微塑料类型是聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）和聚酯类（聚酯纤维和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）），它们被广泛用于塑料材料制品和纺织 品[18⇓-20]。在大部分农田中，微塑料的主要形状是纤维和碎片[18,21]。由于受到不同来源微塑料的影响，土壤中微塑料的分布特征存在差异。例如: 薄膜微塑料在农业土壤中最为普遍[22]，而发泡微塑料在沿海土壤中更为常见[23]。这些分布差异可能与塑料使用历史及地区经济活动（如：农业土壤覆膜和沿海养殖使用泡沫塑料）等有关。

受土壤组分（矿物和有机质）和土壤生物的影响，不同来源的微塑料在进入土壤后会在表层土壤中积累。覆膜、污泥农用和施用粪肥等农业生产活动是土壤中微塑料积累的重要来源。Yang等分别揭示了在长期覆膜（4年和10年）、长期施用污泥（9年）、长期施用猪粪有机肥（22年）的农田土壤中微塑料的积累情况，研究结果表明: 长期覆膜引入耕作层土壤中的薄膜类微塑料的年积累量将达到1404~1809万个 ha-1；施污泥引起的土壤中微塑料的年积累量可达到768~2904万个ha-1；施猪粪引起的土壤中微塑料的年积累量达到350万个ha-1[22,24,25]。另一项研究表明，连续施用猪粪堆肥和牛粪堆肥11年引发的土壤中微塑料的积累总量分别达到了203~579百万个ha-1和173~722百万个ha-1[26]。径流和灌溉以及大气沉降等也是土壤微塑料直接来源。Chen等[27]调查了中国大陆109个城市中的477个农田土壤样本，发现农用薄膜、畜禽粪便、灌溉水和大气沉降对土壤中微塑料的理论贡献率分别为17.1%、4.0%、7.6%和5.9%。进一步分析发现，畜禽粪便、灌溉水和大气沉降这三种来源对粮食作物、经济作物、蔬菜、水果和混合作物的农田中微塑料的总贡献率分别为（31.2±24.5）%、（29.3±18.4）%、（19.9±20.8）%、（13.6±13）%和（28.9±23.9）%[28]。与农膜相比，这三种来源对农田土壤中微塑料的贡献相对较少。

2.1.2 土壤中微/纳塑料的团聚

土壤中微/纳塑料能够发生同质团聚现象并与土壤环境中的天然胶体或其他颗粒物形成异质团聚体。微/纳塑料可以通过嵌合、静电作用和分子间作用力等与这些物质发生物理附着，通过化学键的相互作用形成复合体，或在微生物分泌的胞外多聚物和植物根系分泌物等黏附作用下产生团聚[29⇓-31]。以静电吸附为例，具有永久负电荷的黏土矿物表面的边缘存在正电荷，这些位点为负电荷表面的纳塑料提供有利的沉积位点，易于形成异质团聚体并影响微塑料的迁移[32]。在长期气候变化的影响下，微塑料能够通过化学键与土壤中的无机矿物结合并形成复合体[30]。微/纳塑料在土壤中的团聚受其表面性质（电荷作用、粒径大小、亲疏水性和浓度等）和环境条件等的影响[33]。研究发现，微塑料老化能够增加微塑料表面的负电荷从而阻碍其发生同质团聚[34]，并使其在土壤环境中易于与正电荷的铁铝氧化物通过静电作用或者配体交换作用结合，形成异质团聚体[29]。环境中腐殖酸的存在导致静电斥力和空间位阻的升高以及竞争矿物表面反应位点，使得矿物与微/纳米塑料颗粒之间的反应能垒增加，而减少团聚[29]。另一项研究指出，20 nm的纳塑料能够进入蒙脱石的层间结构中，而80 nm的纳塑料吸附在其表面[35]。目前相关的研究仍较少，微/纳塑料在复杂土壤环境中的团聚行为仍有待进一步研究。

2.1.3 土壤中微/纳塑料的迁移

土壤中长期积累的微/纳塑料能够在不同环境因素（非生物因素：土壤孔隙、淋溶、径流和风力作用；生物因素：土壤动物、微生物和植物根系）的影响下发生水平和垂向迁移[36]。水力侵蚀可使微/纳塑料从耕地等土壤进入河流系统。研究表明，由于水土流失，2020年约有22 700吨微/纳塑料进入河流系统[37]。风力侵蚀也会影响地表土壤微塑料的水平迁移。据研究估算，在使用地膜25年后，每年风力侵蚀导致塑料垃圾的释放量为6.91~38.11 kg·ha-1。一个月内，约有6.14 个/m2的微塑料沉降在距离污染源690公里的区域[38]。翻耕、收获和滴灌等农业活动能够使微/纳塑料从表层土壤进入深层土壤。通过对滴灌量和迁移深度的拟合分析发现，砂土和壤土耕作层（0~30 cm）中的微塑料分别可在9.34和6.56年滴灌量下迁移到1 m土层[39]。生物扰动是土壤中微/纳塑料迁移的关键因素。例如，与玉米的粗根相比，黑麦草的细根更容易将微塑料捕获在其根系网络中，阻止微塑料的迁移使其维持在表层土壤中[40]；薄膜状微塑料比颗粒状微塑料更容易被土壤中植物的根系捕获，迁移困难[40-41]。土壤中的蚯蚓、跳虫等土壤无脊椎动物的活动可以驱动土壤中微塑料向更深层迁移；随着蚯蚓密度增加，迁移比例增加[42]。

柱迁移实验是探究微/纳塑料在土壤、地下水等介质中的运移规律和迁移机制的重要手段。通过柱实验的研究发现，微塑料能够随孔隙水流迁移，还可以通过滑动、跃移、滚动等形式在介质表面运动[43]。微/纳塑料自身的（尺寸、类型、形状和表面特征）性质影响其迁移[40]。与PVC相比，PLA的迁移能力更强，且表面风化降解的微塑料亲水性增强，Zeta电位降低，促进了其在介质中的迁移[44]。土壤中有机质和矿物等对微/纳塑料的迁移有重要影响。以PS微塑料为例，溶解性有机质由于静电排斥和空间位阻作用，促进了PS微塑料的迁移[45]。土壤中蒙脱石和硅藻土与PS纳塑料（80 nm）形成的异质团聚体限制了纳塑料的迁移，PS纳塑料与比表面积更大的蒙脱石形成的异质团聚体相较于与硅藻土形成的异质团聚体迁移性更弱[35]。此外，污染物的存在也会影响微/纳塑料的迁移，Rong等[46]的研究发现，全氟辛酸（PFOA）存在时，抑制了表面带负电荷的PS微塑料的迁移，而促进了表面正电荷的PS微塑料的迁移。

2.2 土壤中微/纳塑料的风化破碎与生物降解

2.2.1 微/纳塑料的风化破碎

当微/纳塑料在土壤环境中积累时，会经历风化破碎和生物降解过程，其中风化破碎主要是通过机械磨损、光氧化、湿度温度变化（高温和冻融）等导致微/塑料的物理和化学性质发生改变。农业耕作活动等可引发微/纳塑料与土壤中矿物颗粒等物质发生机械碰撞和磨损。室内模拟试验验证了土壤中PE农膜在机械磨损过程产生的微塑料丰度呈指数级增长[47]。在光氧化过程中，微/纳塑料表面首先会产生高活性的自由基以及参与自由基反应的活性氧，随着含氧官能团的生成以及表面性质的改变，风化降解逐渐从表面向内部进行，导致微/纳塑料产生裂纹和碎片化，弹性降低，释放出可溶性有机碳和添加剂[31]。当微/纳塑料从环境中吸收的热量大于分子链间的化学键解离能，会发生热降解，弱位点发生随机断裂；降解速率随温度的升高而加快[48]。PS微塑料在-20 ℃的冻融条件下，由于受限空间的挤压和研磨效应，产生1O2而加速降解，降解速率可达到其在水溶液中降解速率的60倍以上[49]。此外，土壤中的矿物、有机质、土壤的酸碱度、土壤动物的扰动和咀嚼破碎也会影响微/纳塑料的风化破碎[50-51]。以矿物为例，土壤中广泛存在的黏土矿物（高岭石和蒙脱石）不仅能够与微塑料形成异质团聚体，而且促进了自由基的产生，进而增加微塑料的风化破碎[50]。

2.2.2 微/纳塑料的生物降解

如前所述，土壤和多种动物体内（蚯蚓、黄粉虫、蜡螟等）都存在降解微/纳塑料的微生物，这些微生物能够将微/纳塑料作为碳源。微生物在微/纳塑料生物降解过程中发挥着重要作用。目前已发现多种细菌和真菌可以降解土壤中的微/纳塑料，但降解周期较长[52]。例如，从填埋场土壤中分离的微小杆菌与PE共培养3个月后，可导致PE的重量损失约5.7%[53]; 从石油污染土壤中分离出的Raoultella sp. DY2415菌株与紫外老化的PE共培养60 d后，重量下降8%[54]。土壤类型驱动微生物群落变化，进而影响微/纳塑料的降解潜力。此前的研究发现，西北塿土培养的微生物对PBAT微塑料降解能力强于南方红壤、华北潮土和东北黑土，进一步通过宏基因组分析发现，PBAT表面富集的特定微生物类群和 PBAT 水解酶基因丰度是驱动不同类型土壤中PBAT 降解性能差异的关键因素[55]。微生物降解微/纳塑料的核心过程是其分泌出的各种功能酶，如酯酶、脂肪酶、角质酶等水解酶，以及烷烃单加氧酶、漆酶等氧化酶类具有塑料降解的潜力，通过提高微生物酶表达活性可提高微生物在土壤中降解特定塑料的能力[56]。在各种酶的作用下，微/纳塑料会分解成单聚体和小分子产物，并最终降解转化为 CO2 和 H2O[57]。

2.2.3 土壤中微/纳塑料表面形貌和性质变化

微/纳塑料在风化降解的过程中，表面形貌和理化性质发生显著变化。例如：表面出现裂纹和孔洞、粗糙度增加、比表面积增大、羰基等含氧官能团增多、疏水性降低、形成粒径更小的微/纳塑料等[22,47,58]。Wen等[59]通过室内老化模拟实验发现，PS纳塑料（331.9 ± 10.3 nm）在紫外和臭氧老化后，表面出现褶皱，粒径减小，稳定性降低，亲水性增强。Yang等[22]在长期覆盖地膜的土壤中发现，风化降解后的薄膜微塑料与所使用的塑料地膜相比，粗糙度增加，疏水性降低，含氧官能团增多。通过使用荧光染料对微塑料表面的活菌、死菌和胞外多聚物染色并结合激光共聚焦显微镜观测发现，PE微塑料在潮上带上部空气环境中暴露3个月后表面会分布大量的活菌[60]。张晨捷等[61]通过野外掩埋实验发现，在海岸带环境下的PE薄膜微塑料表面黏附菌主要是球菌、杆菌和丝状菌等。

2.3 土壤中微/纳塑料的添加剂释放与转化

塑料制品为了满足各种特定的需求而添加不同功能性的添加剂（如增塑剂、阻燃剂、稳定剂和抗氧化剂等）。增塑剂和阻燃剂是最受关注的两类添加剂，如增塑剂邻苯二甲酸酯类（PAEs）和阻燃剂有机磷酸酯（OPEs）和多溴联苯醚（PBDEs）[62]。添加剂的添加量也根据不同的目的和用途有所不同，增塑剂的含量一般为10%~70%，某些PVC产品中增塑剂含量可高达80%，而阻燃剂的含量通常为12%~18%[63]。Vincoff等[64]通过检索文献，列出了目前已知的2712种塑料添加剂，发现其中超过150种添加剂具有致癌性，约90%的添加剂缺乏致癌终点的数据。塑料添加剂与塑料聚合物间的结合主要以非共价键（范德华力和氢键等）结合，导致塑料在风化降解成微/纳塑料的过程中，添加剂会动态释放[65]。塑料添加剂污染问题已广泛存在于农田土壤中。以农膜中PAEs增塑剂为例，Zhang等[66]发现2017年中国农用塑料薄膜使用量为252.86万吨，估算农膜在其生命周期中共释放了91.5吨 的PAEs，地膜中释放出的PAEs大部分被降解去除，而温室棚膜中释放出的PAEs则在蔬菜中积累。Xu等[67]分别分析了典型农业生产区微塑料和PAEs的含量，发现土壤中的微塑料与PAEs之间存在明显的正相关，证实微塑料与PAEs具有相同的来源，通过测定土壤中PAEs的含量，可间接反映土壤受微塑料污染的程度。

2.4 土壤中微/纳塑料与污染物的相互作用

微/纳塑料具有比表面积大、化学惰性强、易迁移等特点，从而极易吸附土壤中的重金属和有机污染物，进一步影响污染物在土壤环境中的迁移和分布。微/纳塑料吸附重金属和有机污染物主要通过疏水作用、表面络合作用、静电作用和分子间作用力（包括π-π相互作用、范德华力和氢键）。静电相互作用、表面络合作用和疏水相互作用主导了微/纳塑料与重金属的吸附，而微/纳塑料对有机污染物的吸附主要通过疏水相互作用。此外，分子间作用力和静电作用也可影响微/纳塑料对有机污染物的吸附[68]。微/纳塑料与重金属和有机污染物之间的相互作用受微/纳塑料性质（类型、粒径、浓度、老化程度、比表面积、结晶度等）、污染物性质（化学形态和浓度等）和环境条件（pH、有机质含量、盐度等）影响。Yang等[69]探究了不同土壤环境因素对微塑料吸附Cu2+的影响，并比较了不同微塑料吸附Cu2+的差异。结果表明，聚酰胺（PA）对Cu2+的吸附能力远大于PE、PS和PET，这与其极性官能团有关。柠檬酸显著降低了PA对Cu2+的吸附，其次是草酸，小分子有机酸与Cu竞争微塑料表面的吸附位点而使微塑料吸附Cu2+减少。PE微塑料在含有机质多的林地土壤中比在耕地土壤中对Zn2+的吸附量更 多[70]。杨杰等[71]比较了不同pH、不同浓度阳离子（Ca2+和Mg2+）和富里酸对微塑料吸附四环素的影响，对四环素吸附能力从大到小依次是PE、PS和PA；富里酸和阳离子的存在阻碍了PE微塑料对四环素的吸附，且随着浓度增加，影响越显著。吸附污染物的微塑料易受环境因素影响而解吸释放，特别是在人体胃肠液等酸性环境中。Zhang等[72]的研究发现，在模拟酸性胃肠液中，吸附Cu2+的PS对Cu2+的解吸量高于模拟海水和纯水体系。同时，温度的增加提高了Cu2+在PS表面的解吸。Wang等[73]的研究也发现，在模拟肠液中微塑料对噻虫啉（THI）的解吸量是纯水中的1.30~1.36倍。Bakir等[74]发现模拟肠道条件下持久性有机污染物在PE和PVC表面的解吸强度是海水中的30倍，肠道表面活性剂、低pH值和高温可以促进污染物从微塑料上解吸。这些研究表明，微塑料的载体作用使污染物更容易转移到动物和人体内，产生潜在的危害。

2.5 土壤中微/纳塑料的微生物定殖与生物膜特征

在土壤中，微/纳塑料表面被可溶性有机质、蛋白质、代谢物和胞外聚合物等生物活性分子包裹形成“生态冠（Eco-corona）”[75]。表面生物分子的黏附为微/纳塑料表面生物膜的形成创造了条件。微/纳塑料表面能为微生物提供吸附位点，使微生物可以长期生存在其表面并形成明显不同于土壤的微生物群落。微/纳塑料表面在长期的自然演替过程中被生物膜包裹，最终形成了独特的微域环境，被称为“塑料际（Plastisphere）”[76-77]。由于微/纳塑料对某些微生物的偏向性富集，使得微/纳塑料表面生物膜群落多样性要小于周围土壤; 同时其对微生物的选择性富集使得微/纳塑料表面生物膜表现出不尽相同的功能特征，如微/纳塑料表面生物膜中会具有较高水平的有机物分解基因、固氮基因等，也会富集相对较多的微/纳塑料降解微生物、潜在致病菌、病毒以及抗生素抗性基因等[77-78]。Sun等[79]对中国99个区域的聚乙烯微塑料上的细菌“塑料际”与邻近土壤微生物群落进行比较，发现与土壤细菌群落相比，“塑料际”具有更高丰度的放线菌门和厚壁菌门，而假单胞菌门、酸杆菌门、芽孢杆菌门和拟杆菌门的丰度较低。“塑料际”在微/纳塑料降解、传递潜在致病菌、传递抗生素抗性基因过程中可能发挥了重要的作用，但相关的研究方兴未艾，未来需更多的关注土壤微/纳塑料表面“塑料际”的动态变化过程。

2.6 植物和动物对土壤中微/纳塑料的吸收与传输

2.6.1 植物对土壤中微/纳塑料的吸收与传输

高等植物是陆地生态系统的重要组成部分，也是生物积累的起点。在农田中不断积累的微/纳塑料不可避免地能够与农作物相互作用。微/纳塑料已被相继证实可被蔬菜（豆类（Vicia faba）、胡萝卜（Daucus carota L.）、黄瓜（Cucumis sativus L.）、水芹（Lepidium sativum）、生菜（Lactuca Sativa L.）、洋葱（Allium cepa）等）、谷物（水稻（Oryza sativa L.）、玉米（Zea mays L.）和小麦（Triticum aestivum）等）和水果（草莓（Fragaria ananassa））吸收[4,80]。其他陆生植物如拟南芥（Arabidopsis thaliana）、蒲公英（Taraxacum asiaticum）等也能吸收和传输微/纳塑料[81-82]。蒸腾作用是微/纳塑料在植物体内传输的主要驱动力[9]，微/纳塑料自身特征（粒径、形貌、表面电荷等）、环境条件（温度、湿度和光照）、生长介质、暴露浓度，以及植物种类等均会影响陆生植物对微/纳塑料的吸收[4]。Sun等[81]研究发现，表面负电荷的纳塑料相对于表面正电荷的纳塑料更易于被植物根系吸收。李瑞杰等[83]探究了小麦在不同温湿度条件下对不同浓度PS纳塑料（200 nm）的吸收，发现高温低湿（30 ℃、相对湿度 55%）相较于低温高湿（10 ℃、相对湿度 85%）的生长环境更有利于小麦吸收纳塑料，且随着暴露浓度的增加，PS纳塑料在小麦体内的积累量成比例地显著增加。在相同时间（14 d）和浓度（10 mg·kg-1）的土培暴露下，PS纳塑料在小麦和生菜根中的浓度分别为5.2和15.2 μg·g-1[12]。

微/纳塑料必须跨越几个生理屏障，如角质层、表皮、皮层、内皮层和凯氏带，才能到达维管组织并运输到茎。粒径是影响微/纳塑料进入植物体内的一个重要因素。如：25 nm的PS纳塑料可以通过内吞作用进入根（洋葱）细胞并在细胞核中被检测到[84]，200 nm的PS纳塑料可以被农作物根尖和新生侧根裂隙吸收[9,12]，而2 μm的PS微塑料可以通过侧根连接处的裂隙进入农作物体内[9]。植物根部凯氏带的不连续区域（根尖和侧根裂隙）是微/纳塑料进入根部维管系统的重要途径。叶面吸收是微/纳塑料进入植物体内的另一条途径。研究表明，粒径范围为22~200 nm的PS 纳塑料可通过气孔进入作物[11,85]。 进入小麦体内的微/纳塑料最终会进入到籽粒和蔬菜叶片等可食部分[86-87]。

植物体内微/纳塑料的量化和转化对于全面了解微/纳塑料的传输过程和机制至关重要，是评估微/纳塑料对生态和食物链传输风险的重要依据。Li等[88]对50 nm的PS纳塑料暴露的黄瓜进行组织碱解，通过离心和超声分离提取，并使用热裂解气相色谱质谱（Py-GC-MS）对纳塑料进行分析，获得各组织中纳塑料的含量。Luo等[12]使用具有时间分辨荧光特性的镧系配合物掺杂的PS 纳塑料（200 nm），克服了植物自发荧光的干扰，通过检测植物体内稀土Eu含量并与纳塑料的含量进行换算，实现了对农作物体内纳塑料的准确可视化示踪。Hao等[89]将具有持续荧光特性Cr3+掺杂的没食子酸锌纳米粒子合成到PS纳塑料内，使其在紫外灯下可示踪，并利用其中含有的镓（Ga）元素进行量化研究拟南芥对PS纳塑料的吸收。目前，大多数研究仅关注苗期农作物对微/纳塑料的吸收。研究不同生长阶段的植物体内微/纳塑料的传输、分布和表面特征变化过程是准确评估其粮食安全问题和食物链传递风险的关键。因此，未来需要深入分析微/纳塑料在植物体内的动态传输与积累过程。

2.6.2 土壤无脊椎动物对土壤中微/纳塑料的吸收与传输

微/纳塑料易于被土壤无脊椎动物摄食。以蚯蚓为例，Meng等[90]通过解剖探究了蚯蚓对不同粒径（20~648 µm）微塑料（PE、PLA、PBAT（聚己二酸对苯二甲酸丁二酯））的摄食情况。结果表明，蚯蚓对微塑料的摄入与其粒径大小无关，但微塑料的排泄有所差异。小粒径（20~113 µm）的微塑料在蚯蚓肠道中的比例相对于其他粒径显著增加（从8.4%增加到18.8%）[90]。摄入的10 μm微塑料更容易在蚯蚓体内蓄积，而摄入的1 μm微塑料更容易被蚯蚓排出[91]。生物基PLA可生物降解微塑料较石油基PET微塑料更易在蚯蚓消化道内破碎分解，其排泄半衰期分别为45 h和9.3h[92]。被无脊椎动物摄食后的微/纳塑料大部分会被排出体内，而体内的微/纳塑料主要积累在消化系统中[93,94]。土壤无脊椎动物肠道内的微生物能够将大塑料降解，产生的纳塑料可以穿透肠壁。黄粉虫肠道内积累的PS微塑料可能会进一步分解成更小的纳塑料并最终在腺体中逐渐降解[95]。

3 土壤-植物系统中微/纳塑料的生态效应

土壤-植物系统是一个复杂、多样、动态的地表生态系统。具有非均质性，与海洋等水生生态系统相比，微/纳塑料对土壤-植物系统的影响研究相对较少。不同粒径和种类的微/纳塑料对土壤-植物系统产生一系列的影响。如，改变土壤理化性质，改变碳/氮循环与温室气体排放，影响植物的生长和土壤无脊椎动物的发育，促进土壤中微生物群落的演替（图2）。

3.1 微/纳塑料对土壤理化性质的影响

微/纳塑料在土壤中的累积会改变土壤理化性质，影响土壤团聚体稳定性、土壤容重、土壤孔隙度、土壤通气性等，并改变土壤的pH、土壤有机质（特别是可溶性有机质（DOM））和土壤养分有效性等[14]。不同类型微/纳塑料对土壤团聚体稳定性的影响差异较大。聚酯纤维（PES）微塑料能显著降低土壤水稳性团聚体的含量，而聚乙烯（PE）碎片微塑料的影响不显著[96]。此外，PES 促进了土壤中大团聚体（> 1 mm）的形成，且 PES 能够增强土壤持水力，使水饱和度长期保持在较高水平[96]。土壤孔隙度受微塑料浓度影响较大，通过增加土壤的通气性和孔隙度，多种类型的发泡和碎片微塑料增加了土壤的pH值[97]。但也有学者提出了相反的观点，Dong等[98]的研究发现，土壤pH随着PS和聚四氟乙烯（PTFE）微塑料浓度的增加而降低，而小尺寸的微塑料比大尺寸微塑料影响更大。造成不同影响的原因可能与微塑料的形状和聚合物类型等有关。此外，微/纳塑料对不同类型土壤的影响程度不同。研究发现，PE和PVC微塑料影响土壤的含水量、比重、液限、塑性极限、塑性指数、最佳含水量、最大干密度等参数，其中砂质土壤受微塑料污染的影响最大，其次是黏性土壤，粉质土壤受微塑料污染的影响最小，这可能与不同类型土壤中颗粒组成不同而导致的作用力不同有关[99]。

3.2 微/纳塑料对土壤碳/氮循环的影响

微/纳塑料的聚合物骨架富含碳元素，使其成为土壤碳含量的潜在贡献者[100]。土壤的碳/氮循环与温室气体密切相关，微/纳塑料对土壤碳/氮循环的影响越来越受到关注。研究表明，微塑料暴露显著增加了土壤碳储量，改变了土壤氮库组成，增加了土壤CO2、CH4和N2O的排放[101-102]。当微塑料与生物炭共存时，温室气体的排放量增加。与单独施用PS微塑料相比，甘蔗渣生物炭与PS共同施用增加了CO2的排放，甘蔗渣生物炭可通过改变土壤理化特性，如向土壤释放DOC等，为土壤提供养分或提供更适宜的相关微生物生境[103]。在水稻土中，PE微塑料（0.5%）与水热碳配施使CH4累积排放量比对照和单独施用水热碳处理增加了32.6 ~ 83.5%[104]。微塑料增加了与碳降解有关的基因群体（如abfA、sga 和 manB），甲烷生成菌的增加（41.1%; mcrA）略高于甲烷氧化菌（37.9%; pmoA、mmoX和 mxaF），稻田中的CH₄排放的增加比旱地土壤更为显著[102]。微塑料增加了编码亚硝酸盐还原酶（nirS）的功能基因丰度，可能是造成土壤N2O排放量显著增加的关键微生物驱动机制[101]。微/纳塑料通过改变土壤理化性质、特定微生物群落结构、相关酶活性等方式，调控土壤固碳和固氮潜力、有机质分解、硝化和反硝化和温室气体排放等过程影响土壤的碳/氮循环[74,105]。

3.3 微/纳塑料对植物的影响

微/纳塑料对土壤-植物系统中谷物和蔬菜的影响备受关注[4]。不同类型、浓度的微/纳塑料均对植物生长产生影响。以小麦（Triticum aestivum）为例，PE对小麦种子发芽抑制率高于PLA和PP，而PLA对小麦幼苗生长的抑制作用高于PE和PP[106]。此外，较低浓度（≤5 mg·L−1）的纳塑料使根系导水率提高了80.6%~ 117.0%; 浓度200 mg·L−1的PS处理显著降低了小麦叶绿素a、b，分别降低了14.8%、19.9%。使根系导水率降低50.7%，根部过氧化氢酶活性降低17.7%，地上部过氧化氢酶活性降低36.8%[107]。环境条件的不同也影响小麦对微/纳塑料的生理影响，在高温低湿环境（30 ℃，相对湿度55%）中，PS纳塑料会抑制小麦根系生长和小麦茎叶中的过氧化氢酶活性，高浓度（200 mg·L-1）PS纳塑料可显著降低小麦叶绿素b含量，并显著增加小麦茎叶中超氧化物歧化酶（SOD）活性和小麦根中丙二醛含量；而在低温高湿环境（10 ℃，相对湿度85%）中，高浓度PS纳塑料显著提高了小麦茎叶中丙二醛含量，但对小麦叶绿素含量和抗氧化酶活性无显著影响[83]。聚合物类型的影响与其官能团有关，含苯基的聚对苯二甲酸乙二醇酯对植物鲜重、叶绿素a和b以及H2O2含量的影响较为显著[108]。总体而言，与纳塑料相比，微塑料对大多数植物的生理、光合色素和生化指标的抑制作用更强[108]。

值得注意的是，在实验室研究中，水培和盆栽实验中使用的微/纳塑料浓度（在mg·L-1或mg·kg-1范围内）远高于真实环境浓度。目前，大多数研究都集中在微塑料对个体表观形态学和生理学的影响上。生长、营养成分、光合作用和抗氧化酶活性是一些最受关注的指标[80,107]。近年来的研究开始关注微/纳塑料在分子尺度（组学）上的影响[109]，以及微/纳塑料和其他污染物的复合污染对植物的综合影响[110-111]。已有研究报道，当小麦同时暴露于聚乙烯和土霉素时，叶面中类胡萝卜素含量和过氧化物酶活性显著增加，多种代谢物（包括有机酸和糖）的水平也发生了改变[112]。当受到微/纳塑料胁迫时，植物能够在分子、细胞、器官和生理水平上迅速作出反应，通过一系列信号分子调节应激反应基因和蛋白质表达，改变自身的形态和生理特征来响应和适应胁迫[113]。目前对微/纳塑料胁迫下植物的毒性机制的研究尚浅，综合利用多组学技术揭示植物对微/纳塑料胁迫的毒性机制可能是未来微/纳塑料对植物毒性研究的重点。

3.4 微/纳塑料对土壤无脊椎动物的影响

土壤无脊椎动物附着或摄入的微/纳塑料已被证实会引起多种不良反应，包括生长、行为、生理反应（氧化应激、组织炎症、神经损伤、基因表达和肠道微生物群等）[114]。大多数研究选择蚯蚓和线虫作为模式生物来探究微/纳塑料对土壤无脊椎动物的毒性作用[115]。微/纳塑料的粒径和浓度是最常研究的影响因素。以蚯蚓（Lumbricus terrestris）为例，粒径较大的微塑料对蚯蚓的毒性影响可能更大[116-117]。有研究表明，当蚯蚓暴露于10 mg·kg-1（土壤）不同粒径的聚苯乙烯PS 微/纳塑料（100 nm、1 μm、10 μm和100 μm）时，微塑料对蚯蚓腔胞细胞造成的DNA损伤比纳塑料更严重[117]。Meta分析结果表明，土壤中微/纳塑料浓度高于1 g·kg-1会降低蚯蚓的生长和存活率[115]。此外，微/纳塑料的形状和聚合物类型也是影响蚯蚓生物毒性的重要因素; 微塑料颗粒的影响大于微塑料纤维，化学结构中含氯和苯基的微/纳米塑料对其毒性更大[115]。其他土壤无脊椎动物同样受到微/纳塑料影响。Yang等[118]研究秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans）时发现，暴露于100 nm PS纳塑料（≥1 μg·L-1）诱导了线虫严重的脂质积累，并增加了编码两种脂质代谢传感器的mdt-15和sbp-1的表达。当土壤中PE微塑料浓度为1 g·kg-1（土壤）时，跳虫（Folsomia candida）繁殖会受到抑制；浓度为5 g·kg-1时，PE显著改变了跳虫肠道微生物群落，降低了细菌多样性; 浓度达到10 g·kg-1时，PE显著降低了跳虫的繁殖率（与对照相比下降了70.2%）[119]。然而微/纳塑料对土壤无脊椎动物的影响不仅仅是因为无脊椎动物摄入微/纳塑料，也可能是因为微/纳塑料改变了周围环境或者被土壤无脊椎生物黏附在体表而对生物体的物理伤害[120-121]。

3.5 微/纳塑料对土壤微生物群落组成和酶活性的影响

微/纳塑料是一种特定的碳源，为微生物生长创造了条件。微/纳塑料可以促进土壤中能够分解利用该类聚合物的微生物群落的生长，并通过增塑剂、阻燃剂、抗氧化剂等有毒有害添加剂的释放，抑制了某些敏感微生物类群的群落丰度，进而改变了土壤微生物的群落组成[105]。微塑料对土壤根系微生物群落组成产生影响，破坏了有益的植物-微生物相互作用体系[122]。Zhu等[123]的研究发现，变形菌（51. 3%）和放线菌（30.1%）在塑料菌群中占主导地位。不同聚合物类型的微塑料对细菌多样性和群落结构的影响不同。在相同粒径（200 μm）和浓度（2%，w/w）下，PE对小麦根际细菌丰富度和多样性的破坏程度大于（2%，w/w）PS或PVC[124]。与PET相比，PLA（2%，w/w）能够快速产生代谢产物并释放添加物，引起丛枝菌根真菌群落组成的显著变化[125]。丛枝菌根真菌可固持PS纳塑料以缓解PS纳塑料对生菜根系的直接伤害，减少生菜可食部分PS纳塑料的含量[126]。

土壤酶活性反映了土壤的生化特征。微/纳塑料的存在改变了土壤的理化性质，释放出有害添加剂，进而影响了土壤酶活性。如: PE和PVC微塑料能够抑制土壤荧光素二乙酸酯水解酶的活性，但提高了土壤中脲酶和酸性磷酸酶的活性[127]，PS 纳塑料显著降低碱性土壤中脱氢酶、碱性磷酸酶和纤维二糖水解酶等酶的活性[128]。微/纳塑料对土壤酶活性的作用受微/纳塑料（类型、粒径、浓度等）性质和土壤环境等多因素的影响。Liu等[129]通过对51篇文章结果进行Meta分析发现，PP微/纳塑料能够促进土壤酶活性，而PET、PE、PS均抑制土壤酶活性，低剂量（< 10%）的微/纳塑料暴露能够促进土壤酶活性，微/纳塑料暴露于酸性土壤和植物存在的土壤中能够显著提高土壤酶活性。

4 微/纳塑料对农产品安全与食物链传递的潜在健康风险

人体暴露于微/纳塑的主要途径有皮肤接触、吸入和摄入。摄入被微/纳塑料污染的食物是微/纳塑料进入人体的重要途径[130-131]。农产品是人类主要的食物来源之一，农产品中的微/纳塑料污染将影响农产品安全。微/纳塑料可通过食物链和食物网传递进入人体，引发潜在的健康风险（图3）。

4.1 微/纳塑料的农产品积累与风险

越来越多的证据表明，微/纳塑料存在于农作物、水果、畜禽肉类、水产、奶制品和农副食品等农产品中[80,86,132⇓⇓ -135]。此外，一些研究也在其他食品中检测到微塑料，如：饮用水、食盐、啤酒等[136-137]。Shi等[135]对包括农产品在内的12类食品中微塑料污染情况进行了调查，结果表明，PP和PA微塑料存在于大多数样品中，如土豆、蔬菜、乳制品和蛋制品。根据我国人均食用生菜量以及微塑料在生菜地上部积累的含量估算，我国每人每天通过摄食生菜摄入微塑料的量为115 μg[138]。Zhao和You[139]利用广泛的数据收集和分析，估算了全球109个国家的微塑料摄入量，结果表明东南亚是全球微塑料摄入量最高的地区。

4.2 微/纳塑料的食物链传递及其潜在健康风险

微/纳塑料通过植物吸收和土壤无脊椎动物摄食进入食物链和食物网。Lwanga等[140]报道了微塑料在“土壤-蚯蚓-鸡”陆地系统食物链中的富集，发现微塑料在土壤、蚯蚓粪和鸡粪中的丰度分别为0.87 ± 1.9、14.8 ± 28.8、129.8 ± 82.3个·g-1。这项研究还发现鸡胗中也有微塑料的存在，食用鸡胗可能导致人类摄入微/纳塑料。Monikh等[16]通过利用钆（Gd）掺杂标记的聚苯乙烯PS和聚氯乙烯PVC 纳塑料（250 nm），研究了纳塑料在“植物-昆虫-鱼”食物链中的营养转移，发现微塑料会聚集在生菜的叶子，然后转移到昆虫的口腔和内脏中，最终纳塑料主要积聚在鱼肝脏中，但两种类型的纳塑料均未在鱼类中检测到生物放大效应。Li等[141]利用Py-GC-MS研究了PS纳塑料在“生菜-蜗牛”食物链中的营养转移，结果表明，纳塑料能够从生菜转移到蜗牛体内，且大部分被排出到粪便中（> 75%）。将蜗牛暴露于浓度高达1000 mg·L-1水培培养的生菜后，蜗牛的软组织中检测到的纳塑料仅为28 ng·g-1。虽然纳塑料在转移到更高营养级物种时的含量降低，但它们仍显著抑制了蜗牛的生长。最近在人体颈动脉、血栓、胎盘、睾丸、骨髓中相继发现了微/纳塑料，表明环境中微/纳塑料污染已广泛存在[142⇓⇓⇓-146]。Liu等[147]通过体外研究揭示了纳塑料可能进入大脑并促进与帕金森病相关的α-突触核蛋白聚集。这些研究表明微/纳塑料的食物链迁移对更高营养级物种的潜在健康风险不可忽略。

5 结论与展望

具有多种尺寸、形状和聚合物类型的微/纳塑料在农业土壤中普遍存在。微/纳塑料可以在土壤中积累、迁移、风化降解、表面形成“生态冠”和生物膜，与污染物和病原微生物等形成复杂的“塑料际”。微/纳塑料及其形成的“塑料际”对土壤和生物健康构成直接和间接风险，可能进一步影响人类健康。微/纳塑料在土壤-植物系统中的过程与风险需要更多的关注。未来研究应多关注以下6个方面，提升科学认知，促进技术创新，不断提高解决土壤-植物系统微/纳塑料污染与治理的能力。

（1）开展土壤和动/植物体内微/纳塑料丰度或质量（特别是20 μm以下）的分离和分析标准化方法，创建微米、亚微米乃至纳米级塑料的分离鉴别和源解析方法体系，使不同的调查研究数据具有可比性。

（2）开展微/纳塑料在土壤环境中的分布、迁移、输运及通量的多尺度综合系统性研究，探明微/纳塑料在土壤-植物系统中的复合污染和生物地球化学过程，综合评估、表征和预测微/纳塑料对水气环境质量、生态系统安全及气候变化的长期影响。

（3）阐明土壤中微/纳塑料的动植物吸收传输和食物链传递的微观过程，包括动/植物吸收微/纳塑料的基因型差异及其生理机制，动/植物体内微/纳塑料的动态示踪和精确定量。

（4）探索微/纳塑料的土壤生态毒理学和生态风险及其方法学，包括土壤微生物组和生物多样性、土壤微生物-动物网络、土壤食物网以及微/纳塑料在环境浓度和田间尺度下的长期生态风险评估。

（5）探明微/纳塑料的食物链暴露、摄入、传输的途径及通量，精准评估微/纳塑料对农产品安全和食物链传递的潜在健康风险。

（6）研发农田土壤和食品中微/纳塑料的监测、阻控、降解技术，并针对我国不同区域农田土壤特点及微/纳塑料分布特征，提出对不同微/纳塑料的监管办法和控制措施。建立区域土壤-作物体系微塑料大数据分析与信息化智能管理系统，推进相应的标准、法律法规制定，以确保土壤健康、农产品安全与农业绿色可持续发展。

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国家自然科学基金项目(42177039)

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