农田土壤微塑料污染及其对植物的影响研究进展

李瑞静，赵亚菲，耿佳慧，李军庆,2，李贞霞,2①

(1.河南科技学院园艺园林学院，河南 新乡 453003；2.河南省园艺植物资源利用与种质创新工程研究中心，河南 新乡 453003)

作为一种新型环境污染物，微塑料(Microplastics，MPs)在环境中的分布及其生物学效应是当前环境科学研究的热点。MPs通常被定义为粒径小于5 mm的塑料颗粒[1]，近年来研究者又将尺寸1～1 000 nm范围内的塑料微粒定义为纳米塑料(nanoplastics，NPs)。MPs在全球范围内广泛存在，并对生态系统造成了多种危害，甚至会通过日常用品和食物转移到人体内，进而增加慢性炎症和癌症的风险[2]。SMITH等[3]在人类粪便内检测出9种MPs，扈瀚文等[4]也发现聚苯乙烯(PS)和聚氯乙烯(PVC)微粒可以通过肠道移动到淋巴系统和循环系统中，从而危害人类健康。目前已有较多有关MPs在海洋生态系统的污染研究报道。MPs对海洋生态系统的影响涉及到海水、藻类、鱼类、贝类等多个方面，可以说是海洋中的“PM2.5”[5]。水域生态系统中的MPs主要与陆地环境中的塑料制品有关[6]，而陆地环境中的MPs丰度可能是海洋中的4～23倍[7]。MPs也广泛存在于农业生态系统[8]。RILLIG[9]指出MPs在土壤中积累到一定程度则会改变土壤性质、影响土壤功能及生物多样性，进而影响植物生长性状。MPs的负面生物效应可能是由2种机制引起的：首先，MPs被摄入，对生物体造成直接损害，通过食物链传递进而影响人类健康[10]；其次，MPs具有比表面积大、疏水性强和难降解等特性，其他环境污染物可在其上吸附，例如有机物和金属等污染物，并与之发生相互作用，引起土壤物理化学性质的改变[5]。目前关于MPs进入土壤后对植物的影响研究还比较匮乏。该文概括了土壤中MPs来源、分布特征及积累情况，重点阐述了MPs对土壤生物和植物的影响及其可能的机制，为科学分析MPs对植物生态毒性机制提供依据，并对MPs污染研究方向进行展望。

1 农田土壤中MPs的概况

1.1 农田土壤中MPs的形态

目前关于MPs的分类还没有统一的标准，MPs按形态可分为薄膜、碎片、纤维和颗粒等类型[11]。MPs的类型与其存在的环境密切相关。ZHOU等[1]发现山东省沿海滩涂土壤中的MPs有泡沫、球团、碎片、薄片、纤维、薄膜和海绵7种形态。LIU等[8]发现上海郊区20个菜田土壤中的MPs主要有纤维、碎片和薄膜，颜色以黑色和透明为主。王志超等[12]发现内蒙古河套灌区农田土壤中MPs有纤维类(23.34%)、碎片类(26.31%)、薄膜类(38.57%)和颗粒类(11.78%)4种类型，以薄膜类的占比为高。刘亚菲[13]发现滇池湖滨农田土壤中MPs以纤维状为主，占总量的92.69%，而膜状、碎片状及绳状MPs占比较少。白娜玲等[14]在研究3种地膜覆盖对土壤环境及芋艿生长的影响时观察到土壤中MPs纤维类数量最多。韩丽花等[15]发现大辽河流域土壤中MPs形状纤维类仅占2.15%，薄膜类占比最大(57.36%)，碎片类占32.21%，颗粒类占比最小(1.53%)。岳俊杰等[16]发现黄河三角洲湿地无植物生长对照土壤中MPs类型主要有颗粒(16.67%)、纤维(33.33%)和碎片(50%)3种形态，在植物覆盖的土壤样品中存在颗粒、碎片、纤维和薄膜4种形态。HORTON等[17]研究发现污水处理厂的污泥中纤维状MPs的数量最多。

1.2 农田土壤中MPs的来源

农田土壤中MPs主要来源于农用地膜残留，其次是通过有机肥的施用、污泥、灌溉用水和大气沉降等途径进入土壤环境[18]。土壤中MPs的形态特征可部分反映其来源，如塑料薄膜一般来源于塑料袋和包装材料，而塑料颗粒则可能来自个人护理品；颗粒状MPs主要来自硬质塑料的分解[19]。

农膜残留分解是农田土壤中MPs的一个主要来源。农用薄膜主要成分为聚乙烯(PE)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)，包括高密度聚乙烯(HDPE)、低密度聚乙烯(LDPE)和线性低密度聚乙烯(LLDPE)。PVC薄膜透光性差，燃烧时会产生有毒物质，在美国已被禁用，但我国还有大量的使用。裴小乐[20]发现河南省各地市中PVC占农膜使用总量的40%。目前，我国已成为全球地膜使用量最大的国家，年使用量超过1.45×106t。现农用薄膜回收率低于60%，导致大量的残留物滞留在土壤中难以降解，经分解成为MPs，造成污染[21]。

有机肥中MPs是造成农田土壤MPs污染的另一个重要来源。如德国虽然对肥料质量规定很严格，但允许肥料中含有占总质量不超过 0.1%的塑料，并且未考虑直径小于2 mm 的塑料颗粒[5]。WEITHMANN等[22]研究发现生物废弃物发酵和堆肥产生的有机肥料普遍含有MPs，其中粒径大于1 mm的约有14～895 个·kg-1。我国是堆肥产品的生产和使用大国，年生产量在2.5×107t 以上，施用量约为 2.2×107t。堆肥产品中塑料的平均含量可达1.2 g·kg-1[23]。我国仅商品有机肥的年生产量就在2 500 万t以上，实际施用量在2 200 万t左右。有研究保守估算我国通过有机肥每年投入到农田土壤中的MPs总量在 52.4～26 400.0 t[18]。

污水灌溉和污泥施用是农田MPs污染的另一个重要途径。国际上对污水处理厂中MPs的调查发现，污水中约90%的MPs在处理后会积累到污泥中。NIZZETTO等[7]研究发现，欧洲每年每百万居民大约产生 125～850 t MPs，并通过污泥排入到农田土壤中，欧洲和北美的污泥中MPs的负荷量分别达到 6.3×104～43.0×104和4.4×104～30.0×104t·a-1，约50%的污泥应用在农业领域。美国、德国、芬兰和瑞典等国的一些城市也发现污泥中含有MPs，且MPs含量范围为 1 500～24 000 个·kg-1[24]。我国每年污泥的农业利用量约300万t。LI等[25]在调查我国11个省份28个污水处理厂79个污泥样品中发现，污泥中MPs的含量平均值为(22 700±12 100) 个·kg-1。我国《城镇污水处理厂污泥处理技术标准(征求意见稿)》规定：污泥土地利用可分为园林绿化、农用、土地改良、林地利用等。此外有研究表明部分污泥倾倒不当，更加剧了土壤MPs污染[5]。

灌溉用水也是农田中MPs污染的重要途径。作为农业灌溉的常用水源，地表水含有一定比例的MPs。研究调查发现，太湖中MPs丰度达1.0×104～6.8×106个·km-2；长江口水域MPs丰度达(4 137.3±2 461.5)个·m-3[5]。地下水是农业灌溉的另一主要来源，MINTENIG等[24]研究发现地下水和饮用水中存在塑料微粒，粒径为50～150 μm；美国的伊利诺伊州地下水中也发现MPs污染，最高丰度达15 200 个·m-3。PANNO等[26]在盐井来源的食用盐中也检测出了大量的MPs。此外，污水中也含有大量的MPs，虽然污水处理厂能处理一定量的MPs，但净化后的污水中仍存在浓度较高的MPs。直接使用未经处理的污水灌溉农田的面积也在增加。DRIS等[27]研究表明，目前已有2×107hm2的土地使用未经处理或部分处理的污水进行灌溉，而且10%的世界人口的食物是通过污水灌溉的农田生产的。

MPs还可以通过大气沉降的方式进入土壤。DRIS等[27]发现巴黎城市地区的大气降尘中含有人造纤维，每年通过大气沉降到该区域的纤维类MPs大约在3～10 t。LIU等[28]和KLEIN等[29]在巴黎、东莞、上海、汉堡等城市的大气沉降物中也检测到了MPs，大气MPs的主要形态通常是纤维。因此，大气沉降也是土壤MPs的主要来源，但关于大气沉降中MPs的研究比较缺乏[23]。

1.3 农田土壤中MPs的积累

FULLE等[30]对澳大利亚悉尼某工业区土壤调查表明，其MPs含量达到0.03%～6.70%，主要成分为PVC和PE。SCHEURER等[31]在瑞士的平原也发现，90%的土壤样品中存在MPs污染，丰度为593个·kg-1，其中88%的MPs尺寸范围在12.5～500.0 μm。一些塑料污染严重的地区土壤中MPs含量可能高达60%[23]。现代农业生产活动会影响MPs丰度，因而有关农田土壤中MPs的研究日益受到重视。HUERTA等[32]在墨西哥东南部的乡村环境家庭菜园中检测到MPs污染，丰度为2 770 个·kg-1，且MPs尺寸范围在5～150 μm；而德国某传统农田和Landn河附近的农田中MPs含量分别仅为(0.34±0.36)和(1.49±1.88)个·kg-1[33-34]。LIU等[35]对中国耕地进行长期塑料膜覆盖的调查显示，土壤残留塑料覆盖水平为50～260 kg·hm-2。我国河北、山东、上海、云南以及黄土高原地区都检测出MPs污染，主要成分为PE和聚丙烯(PP)，其中黄土高原MPs丰度最低(<0.54 mg·kg-1)，云南地区丰度最高(7 100～42 960个·kg-1)[23]。湖北武汉菜地MPs丰度则高达2.2×104～6.9×105个·kg-1[36]。陕西多种种植方式的农田中MPs丰度均为1 430～3 410个·kg-1[37]。新疆和内蒙古一些地区农膜覆盖年数越长，MPs丰度越高[12,37]。

1.4 MPs污染对土壤结构和功能的影响

由于MPs难于溶解，可以在土壤中积累或与其他有机污染物结合，对农田生态系统功能产生影响，进而改变土壤的理化性质及物质循环。研究发现，MPs在土壤上的吸附受pH值的影响，吸附能力随pH值的增加而减弱，并且土壤有机碳含量对MPs吸附也有重要作用[23]。LIU等[38]发现高浓度MPs显著影响可溶性有机碳(DOC)、可溶性有机氮(DON)、可溶性有机磷(DOP)、腐殖质及富里酸浓度。DE SOUZA等[39]研究发现不同MPs对土壤结构和微生物功能的影响存在较大差异，聚酯类显著降低土壤水稳性团聚体，而聚乙烯则可以显著提高土壤水稳性团聚体，而水稳性团聚体的减少显著降低了土壤微环境的多样性，是土壤结构贫化的一种表现。ZHANG等[40]研究我国云南滇池农田土壤MPs发现，70%左右的MPs与土壤团粒紧密结合，特别是和微团聚体结合，参与到土壤团聚体的形成中。但是目前相关研究较少，且缺乏有关微塑料对土壤团聚体的形成过程及其相关机理的长期研究。

2 MPs污染对农田土壤中生物的影响

2.1 MPs污染对土壤动物的影响

有研究表明，随着农田中地膜残留物含量的增加，会导致土壤生物量、活性以及功能多样性降低[41]。与水生动物研究相比，MPs对土壤动物生态毒理效应的研究较少，而蚯蚓是主要的研究动物。RILLIG等[42]发现进入土壤中的MPs可以被蚯蚓摄取，将MPs颗粒从表层土壤移入洞穴再迁移到深层土壤，并在生物体内富集，进一步促进了MPs在土壤环境中的迁移转化和降解。目前MPs对蚯蚓的毒理学效应研究主要包括生长抑制、肠道损伤、体重下降、免疫反应、肠道微生物群落的变化、繁殖问题，甚至死亡[43-44]。MPs中的化学物质可以在土壤生物中富集，同时土壤生物可以将积聚的化学物质转移。HUERTA等[44]发现蚯蚓可以选择性地摄取LDPE (<150 mm)在体内积聚，且MPs粒径越小，越容易迁移；此外，高含量(>28%)MPs会使蚯蚓肠道受到损伤，生长受到抑制，致死率也显著增加，但对繁殖率没有明显影响。而RODRIGUEZ-SEIJO等[43]发现低含量(<1 000 mg·kg-1)的MPs在土壤暴露28 d后不会对蚯蚓的死亡率产生明显影响，但随着MPs含量增加以及暴露时间延长，蚯蚓肠道损伤严重，并直接使其体重下降及死亡。同时在蚯蚓粪便中也发现MPs的存在并证明其有可能被土壤节肢动物吞食进而迁移[23]，也有研究证明MPs有可能从蚯蚓转移到鸡肉，进而影响人类健康[32]。

2.2 MPs污染对土壤微生物的影响

MPs对土壤微生物也会产生影响，其作为其他有害物质载体导致土壤微生物多样性下降[45]。MPs中含有的添加剂，如抗氧化剂、阻燃剂、增塑剂、光稳定剂等，会对土壤微生物活性产生抑制作用[11,41]。如邻苯二甲酸脂、双酚A等对土壤微生物活性有抑制作用，从而影响微生物的繁殖发育[11]。KONG等[45]研究表明，随着土壤中二丁基邻苯二甲酸酯含量的提高，土壤微生物多样性下降。WANG等[46]发现二甲基邻苯二甲酸酯污染物可能会导致土壤中碳氮循环的加快，进而不利于黑土肥力维持。ZETTLER等[47]研究表明微生物可长期吸附在MPs表面形成生物膜，影响土壤微生物的生态功能。例如，KETTNER等[48]发现，PE和PS颗粒上的寄生真菌和腐生真菌在MPs的生物膜中均有大量繁殖，含有某些致病菌的弯曲杆菌可依附于MPs，对生物及人类健康造成一定威胁。此外，MPs会改变土壤孔隙度和土壤湿度，进而改变土壤中的氧气流动，从而改变厌氧和好氧微生物的相对分布[49]。

3 MPs对植物的影响

目前关于MPs在陆地生态系统的研究较少，尤其是在农业生态系统方面比较缺乏。一方面，作为陆地上MPs污染的主要来源，土壤中的MPs会降低土壤生物量、微生物活性及其功能多样性，并且土壤中的MPs在植物-土壤间迁移会间接影响植物种子发芽及幼苗的生长[17,39]。长期存在于土壤中的MPs会形成NPs并经过迁移在植物体内积聚[50]，进而通过食物链进入人体，危害人类健康[51]。而MPs的高分子量或粒径大的塑料颗粒则阻止了根际水平上的细胞壁渗透[52]。另一方面，MPs及NPs对陆地植物的影响机制还不清楚，特别是在土壤培养条件下[53]。

现有研究表明，MPs对大多数植物如小麦[54]、蚕豆[55]、水芹[56]、葱[57]、莴苣[58]和黄瓜[59]等的生长发育有显著影响，但也有一些报道表明MPs对植物的影响较小[60]。如QI等[54]首次以LDPE和可生物降解塑料薄膜作为研究对象，通过盆栽实验发现这2种塑料膜残留物都会对小麦种子及幼苗生长造成明显抑制作用，其生殖期也会受到负面影响，其中可生物降解的塑料膜对小麦的影响更大；而JUDY等[60]发现，小麦暴露在MPs时，其出苗率和生物量没有显著变化。DE SOUZA等[57]发现MPs可引起葱总生物量、组织元素组成(如含水量、含氮量和碳氮比)、根系特征(包括根长、根平均直径、总根面积)的变化，其影响结果因颗粒类型而不同。LI等[58]研究发现PVC(100 nm～18 μm)和PVC(18～150 μm)对生菜根系活性无显著影响，但0.5%和1%(质量分数)的PVC(100 nm～18 μm)却显著增加了根的总长度、表面积、体积和直径。BOSKER等[56]对种子萌发生物测定中发现MPs可在豌豆种子囊的孔隙中积累。刘蓥蓥等[61]发现HDPE(23～38 μm、100 mg·g-1)会抑制绿豆的吸水和生长，证明水分吸收的物理阻碍可能是种子萌发和根系生长延迟的原因。MENG等[62]研究发现两种MPs(LDPE和Bio-MPs)均能诱导菜豆的生长，且≥1.5%的Bio-MPs影响更显著。URBINA等[63]发现单独施用HDPE对玉米植株无不良影响，而PS具有显著的植物毒性。而有研究发现粒径大的PS(8.3±0.5 mm)对3种作物(绿豆、生菜和水稻)没有造成不利影响[64]。另外，含有MPs的污泥土壤可促进番茄的生长，同时延缓和减少番茄果实产量[65]。

与MPs相比，NPs可以进入植物细胞。BANDMANN等[66]通过对烟草细胞的培养研究发现，纳米级塑料微珠可通过细胞内吞作用进入烟草细胞，其中PS微球(20和40 nm)被细胞摄取，而100 nm却被排除在外。这表明小粒径的NPs有可能通过植物根际吸收进入植物体内。李瑞杰等[67]在砂培条件下发现亚微米级的PS能进入到小麦幼苗根部，并分布在其外皮层及维管柱，甚至根部积累的微球可被转移到地上茎部维管束，进而到达叶片的脉管系统中。BOSKER等[56]发现在不同粒径(50 nm、0.5 μm、4.8 μm)，不同浓度(103和105 个·mL-1)的MPs中，4.8 μm的MPs可在水芹种衣壳的孔隙中积累，并发现MPs暴露8 h后的水芹发芽率显著降低，暴露24 h后的水芹根系生长差异显著，而且大粒径的MPs的影响更加显著。JIANG等[55]观察到大量100 nm的PS在蚕豆根尖积累。李连祯等[68]发现，莴苣根中200 nm的PS会转移到其茎和叶中，从而对亚细胞结构造成潜在的危害。LI等[59]研究发现，500和700 nm的PS可以从根系被运输到黄瓜的花和果实。

此外，MPs的植物毒性与活性氧(ROS)的产生有关，植物细胞中活性氧的积累会导致植物光合作用受到影响[69]。研究表明，植物受到胁迫会抑制产生ROS过程的酶进而干扰叶绿素合成，从而影响叶绿素和类胡萝卜素[70]。例如，LI等[58]在研究NPs对莴苣生理影响时发现，PVC(100 nm～18 μm)对丙二醛含量无显著影响，而1%显著提高了SOD 活性，并促进类胡萝卜素的合成；但PVC(18～150 μm)则抑制了类胡萝卜素的合成。在其后续研究中也发现100 nm的PS会使黄瓜叶片的叶绿素、可溶性糖、类胡萝卜素、脯氨酸含量以及荧光均显著降低；700 nm的PS会使黄瓜叶片中丙二醛、脯氨酸、过氧化物酶相关基因的表达和酶活性、过氧化氢含量显著增加；同时粒径增大会导致主要抗氧化酶SOD和CAT的相对表达水平和活性降低[59]。孙晓东[71]也发现,PS-NPs可以诱导拟南芥抗氧化活性相关基因的下调，并使根部积累更多的过氧化氢，进而导致根部ROS水平积累。

如上所述，MPs的存在可能导致土壤物理化学参数的变化，如土壤结构、容重、持水量和营养成分[57,72]。这些变化可能通过改变植物根系特征、生长状态和养分吸收过程直接影响植物的表现[54]。

4 MPs与Cd复合污染对植物的影响

目前我国土壤面临较为严重的重金属污染，而MPs可以吸附金属污染物，并作为载体携带金属进入生物体[73]，但关于MPs吸附重金属进而对植物造成复合污染的研究较少，并大多集中在重金属Cd上[74]。研究发现，MPs和Cd广泛共存，它们可以相互作用，通过改变农业生态系统中金属的生物利用度和毒性进而影响植物生长和重金属积累[75]。当前，农业生态系统中MPs与作物之间相互作用的研究较少，MPs对植物的作用机理尚不清晰[50]。只有一些学者在几种植物体中进行了研究。

李贞霞等[76]研究黄瓜幼苗对MPs和Cd污染的生理响应时发现,PVC(<18 μm，18～150 μm)能够缓解Cd对黄瓜根系活力的影响，MPs与Cd复合污染对黄瓜叶片SOD和H2O2的影响呈现中和效应，但粒径<18 μm PVC与Cd的复合污染降低了黄瓜叶片对光能的耗散能力，却增高了其对光能的捕获能力。WANG等[77]在研究HDPE和PS在不同剂量下对玉米吸收Cd实验中发现，HDPE和Cd共存对植物产生的毒性比PS更为显著,并且发现MPs还可以通过改变土壤结构以及植物根际性状间接影响Cd含量。例如高剂量HDPE导致土壤pH值升高，10%的HDPE单一作用时促进植物生长，但和Cd共同作用时则产生抑制作用，说明MPs会改变植物对Cd的吸收，进而改变Cd的生物利用度。而WANG等[75]的另一项研究发现，MPs(PE和聚乳酸)共存对植物组织中Cd含量无影响，但会影响丛枝菌根真菌(AMF)群落结构和多样性，并显著增加了土壤中二乙烯三胺五乙酸(DTPA)提取态Cd含量，且PE与Cd之间在根生物量上存在显著的交互作用。王泽正等[78]研究了MPs和Cd及其复合对水稻种子萌发的影响，发现低浓度MPs(100 mg·L-1)与Cd(2 mg·L-1)复合污染对芽和根的生长产生协同作用，促进水稻种子的发芽，其余复合污染对种子的发芽均显拮抗作用；而高浓度的MPs与高浓度的Cd复合污染没有对水稻种子根和芽产生影响，由此认为复合污染在一定程度上减轻了单一污染对植物的毒害。由目前的研究结论可以了解到MPs与Cd复合污染对植物的影响可能与MPs粒径大小、含量和Cd浓度以及植物种类有关。

5 未来研究方向

目前农田生态系统中MPs对生物的影响和可能机理等研究不够系统且比较分散，未来可以从以下几个方面开展深入的研究：

(1)目前农田土壤中MPs的检测方法有限，MPs定量、鉴定以及丰度计数单位没有统一规范，必须尽快建立规范准确的检测方法及单位体系。

(2)目前已经开展对MPs在农业生态系统污染的研究，但没有深入研究MPs进入土壤后的一系列活动，并且这些研究大多仅在实验室内模拟环境下完成。未来需深入研究MPs对土壤功能基因、土壤生物群及土壤营养循环变化的影响，探索MPs自身降解及土壤微生物对其的降解机制，加强对土壤、大气和地下水环境中MPs的来源、丰度、类型和迁移分布的研究，从源头控制MPs数量和类型。

(3)土壤生态系统复杂多样，一些重金属等其他污染物与MPs会形成复合污染，这方面研究甚少，仅涉及少数重金属和个别植物类群，需要关注更多其他污染物与MPs的复合污染情况，及这类复合污染对众多生物类群的影响。

(4)土壤中的MPs及其降解后形成的纳米颗粒会进入植物体内，进而影响植物生长。目前已有研究表明MPs会对植物生长发育产生毒性效应，但是需要进一步阐明MPs从土壤到植物体的作用过程以及对植物危害的机制。另外关于环境中的MPs浓度是否会对人类产生危害，则需要更多相关基础研究来确定MPs的暴露途径及其潜在毒性，以评估其对人体健康的影响。