陆地土壤生态系统微塑料污染现状研究

邵媛媛陈霈儒刘兵王全勇张瑞娜

(1.山东建筑大学 市政与环境工程学院，山东 济南250101；2.中国城市建设研究院有限公司山东分院，山东济南250101；3.上海环境卫生工程设计院有限公司，上海200001)

0 引言

微塑料(直径＜5 mm)作为一种新型污染物，受到了国际社会的普遍关注。其可分为初生和次生微塑料:前者为纳米级，主要源于工业制造或化妆品生产的原料；后者主要源于农业生产、城市建设、洗衣废水中的合成纤维等大型塑料经光照、高温、土壤磨损及土壤作用后遗留的污染物[1]。国外学者对海洋微塑料污染关注较早，海洋环境中的微塑料对水生动物、植物有毒害作用，且与人类活动有直接联系。数据显示，2010年我国塑料产量为4 432.59万t，2019年全国各省市塑料产量合计达到8 184.17万t，全年农用薄膜产量85.2万t[2]。然而，农业地膜塑料循环利用率低，废弃地膜被丢弃或填埋至土地中，未经妥善处理，造成了严重的土壤污染，土壤微塑料污染问题亟须关注。

土地质量关乎国民经济及粮食安全，2020年国家发展改革委、生态环境部《关于进一步加强塑料污染治理的意见》[3]中要求开展塑料垃圾专项清理，推进农田残留地膜、农药化肥塑料包装等清理、整治工作，逐步降低农田残留地膜量。现阶段，我国土壤生态系统微塑料污染研究甚少，仍处于起步阶段。研究发现陆地中存在的微塑料丰度可能是海洋的4~23倍，并且向农地土壤的输入量远超向全球海洋的输入量[4]。对澳大利亚某工业区土壤调查发现，微塑料达到0.03%~6.7%，在重点污染区其更高达60%[5]。

文章基于目前严峻的土壤微塑料污染现状，结合近年来国内外在土壤污染治理等方面的研究进展，拟从土壤生物学的角度阐述微塑料对农田土壤、湿地、河湖底泥等生态系统的影响。文章概括了土壤生态系统微塑料检测技术，进一步解析了其来源及迁移转化，提出了未来在土壤微塑料治理方面的研究重点和方向，为开展污染的土壤生态效应的相关研究提供参考。

1 微塑料的来源及污染现状

1.1 微塑料的来源

微塑料来源众多且受多种因素的影响，与人为因素关系尤为密切。陆地-海洋生态系统微塑料迁移转化示意图如图1所示。目前已有检测显示，微塑料的主要成分包括:低密度聚乙烯(Low-Density Polyethylene，LDPE)、邻苯二甲酸酯(Phthalic Ester，PAE)、聚氯乙烯(Polyvinyl Chloride，PVC)、聚苯乙烯(Polystyrene，PS)、聚乳酸(Polylactic Acid，PLA)、聚丙烯(Polypropylene，PP)及聚对苯二甲酸乙二酯(Polyethylene Terephthalate，PET)等[6]。

图1 微塑料来源及其在陆地海洋环境中的迁移转化图

以农田土壤环境为例，微塑料主要来源于农田地膜覆盖、污泥填埋、应用堆肥、灌溉及废水泛滥、大气沉积和汽车轮胎碎片等。2014年，在欧洲区域，每千克土壤中大约检测到700种农业塑料颗粒[5]。我国农田土壤环境中，LDPE主要由大量使用的农用薄膜贡献，超过80%的农用温室地膜(150~200 μm)均含有LDPE[5]。废弃地膜中的PVC可通过紫外线降解和土壤表面的机械摩擦磨损产生微塑料颗粒[7]。数据显示，我国农用地膜使用量已从2010年的118.4万t降低到2019年的54.2万t[8-9]。

堆肥产品和污泥因富含有机碳，已广泛用作土壤改良剂[4]，然而堆肥应用的同时，每年会在耕作土壤中产生0.08~6.3 kg/hm2的可见塑料。车辆运输过程中轮胎的磨损、刹车、道路标记等也是土壤微塑料的另一主要来源[10-11]。据估算，全球道路车辆轮胎磨耗人均产生的微塑料为0.81 kg/a[11]。

除农田土壤外，湿地生态系统的微塑料来源同样受人为因素影响较大，然而因每种生态系统内部组成结构不同，微塑料在其中的迁移转化亦有所不同。综上所述，从产生来源看，现代社会人类活动对塑料制品的使用是造成土壤生态系统污染的直接因素。如何减少塑料产品的使用量，实现塑料产品的循环利用，是解决微塑料污染的有效途径。然而对已产生的土壤微塑料问题，须要更加清晰地认识其污染现状及程度，才能更好地寻求解决办法。

1.2 微塑料对农田土壤的污染现状

1.2.1 对土壤理化性质的影响

微塑料进入土壤，积累到一定程度会影响土壤性质、功能及生物多样性[4]。土壤中的微塑料主要通过影响土壤堆积密度、持水量及组成元素影响土壤的结构[12]。研究发现，0.01%~0.4%的聚酯纤维土壤，每克土持水量为0.32~0.35 g，水稳性团聚体显著减少28%±5%[13]。此外，微塑料还会影响土壤的pH值、电导率以及碳氮比。DONG等[14]研究发现棉田中大尺寸(0~200 cm2)的覆盖膜残留物的增加导致了pH值升高和有机质减少，同时使养分利用率降低。QI等[15]通过研究聚乙烯(Polyethylene，PE)和可生物降解地膜对农田土壤理化性质的影响发现，与初始值相比，土壤的pH值升高，电导率降低；LDPE的电导率，从2个月的(390±119.39)μS/cm降低到4个月的(179±76.73)μS/cm；可生物降解地膜的电导率，也从2个月的(130±48.42)μS/cm降低到4个月的(75±15.58)μS/cm。对于碳氮比，在两个时间点(2个月和4个月)与对照相比，具有较小尺寸残留物(即LDPE和可生物降解地膜)的处理值明显更高。

1.2.2 对土壤生物的影响

(1)对土壤动物的影响

微塑料对土壤动物的影响主要表现在生理活动、生殖发育等方面，其影响程度与微塑料的量成正相关关系。PET微纤维为0.71 g/kg的高质量组使得30%的蜗牛肠道内部出现轻微损害；0.14 g/kg的中质量组进行蜗牛胃部暴露时，约有40%的蜗牛的胃内部发生了显著的病变；0.01 g/kg的低质量组的蜗牛胃和肠道表现出较正常的形态[16]。合成纤维类不仅可从外部损害或妨碍有机体的环境适应能力，还可以进一步通过降低繁殖率而导致整个种群水平发生变化。在长纤维分别为0.17%、0.5%和1.5%时，隐孢子虫存活率降低约10%，繁殖率分别降低20%、20%和30%[10]。因此不同种类的微塑料颗粒对土壤动物的个体及生殖影响不尽相同，须要进一步深入研究。

(2)对农田作物的影响

农田作物作为生态系统的生产者，对整个农田生态系统的物质循环起关键影响作用。长期存留在土壤中的微塑料颗粒在外力作用下，极易形成纳米塑料颗粒，在植物体内进行蓄积并迁移。纳米级塑料进入植物的根细胞，引起氧化应激，改变吸水和运输营养的能力。研究发现，农田塑料地膜的高添加量会明显抑制小麦幼苗抗氧化酶系发挥作用。当塑料地膜添加量达到15 000 mg/kg时，根系超氧化物歧化酶(Superoxide Dismutase，SOD)活性抑制率达到95%，新陈代谢需求得不到满足[17]。微塑料会阻碍植物根系从土壤中吸收水分，也可通过吸收进入植物体内。当每克土壤中含100 mg的LDPE时，绿豆幼苗鲜重降低39%[18]。当每千克土壤中含0.3、1.0 g功能化PS纳米塑料时，拟南芥的地上鲜重分别比对照植物低41.7%和51.5%[19]。生菜根部对粒径200 nm的PS微塑料有较强的吸收、富集能力，可以从根部迁移到地上部，积累在茎叶内部[18]。当微塑料粒径＜6 μm时，足以到达花茎和花朵，被引入到各种花序的传播通道中，引起遗传性状的改变[11]。

(3)与土壤微生物的相互作用

微塑料对土壤微生物的影响直接关系到生物地球化学循环，对陆地生态系统中植物-土壤-微生物的关键共生联系产生潜在影响[20]。一些细菌、真菌，如简青霉、黑曲霉、阿氏肠杆菌、黄杆菌属、假单胞菌和紫红红球菌等已经被证明可以显著减轻农膜的质量，从而可能在环境中产生一些农膜碎屑[21-26]。与此同时，高剂量的微塑料能够抑制藻类光合作用[27-28]。1%的LDPE微塑料会导致土壤念珠菌的繁殖率降低70%[10]。微生物通过分泌多糖、蛋白等多聚物构成黏液层，有效降低PE分子的表面疏水性，微生物产生的胞外酶与PE材料表面分子链段相互作用，进而达到腐蚀作用。此外，不同微生物也能分泌不同的酶类，通过水解、氧化等多重反应将PE分子分解为低分子量寡聚物、二聚体、单体等分子碎片，再进入生物体内代谢同化[29-31]。

1.2.3 与其他污染物的联合作用

多氯联苯、多环芳烃、抗生素、杀虫剂和除草剂等有机污染物也会对土壤生态系统产生负面影响。微塑料可作为载体对污染物进行迁移运输。在太平洋、大西洋、印度洋和加勒比海中，不同环境含量的多氯联苯、滴滴涕和有机氯农药均可被微塑料吸附[32]。研究发现PE的吸附主要在于固体和液体的分布平衡阶段，而聚酰胺(Polyamide，PA)、PS和PVC对有机污染物吸附主要是表面吸附，这与污染物的疏水性有关[33-35]。类似研究发现，LDPE和PS微塑料在pH值分别为4、7、10的条件下，吸附19种不同环境污染物(包括农药、药品和个人护理产品)时，疏水化合物更易于被吸附[34]。

此外，微塑料的风化程度也会影响其对有机污染物的吸附能力。pH值是泡沫塑料吸附抗生素的决定性因素。有机物通过影响抗生素与微塑料之间的静电相互作用，间接影响两者的吸附。此外，氢键和多价阳离子桥接作用对抗生素的微塑料吸附具有重要的调控作用[35]。

1.2.4 生物积累效应

微塑料的生物累积效应主要是指具有累积特性的污染物，如重金属等，随微塑料进入动、植物体内后，通过食物链作用在高营养级生物体内进行积累，从而产生毒害作用。不同直径的PE对吸附效果产生不同影响。在相同初始条件下，1、0.2和0.1 mm尺寸的PE微塑料的平衡吸附量分别为0.22、0.29和0.31 mmol/g，0.1 mm直径PE颗粒的饱和吸附量比1 mm的提高了近40%[36]。研究人员通过对山东省典型农田土壤中PE颗粒与镉之间进行的吸附、解吸行为的研究，发现采集的农田土壤最终吸附量(990.10 mg/kg)大于添加了微塑料的农田土壤(985.53 mg/kg)，而添加了LDPE的农田土壤的最终解吸量(113.66 mg/kg)却大于采集的土壤(109.93 mg/kg)。农田土壤中微塑料的增加，会减少土壤对镉的吸附能力，增加镉的解吸，进而可能导致镉的生物有效性增加，对种植的作物造成潜在的污染风险[37]。

1.3 微塑料对湿地的污染现状

湿地系统对微塑料的平均去除率为88%，有效防止了其进入水生系统[38]。在湿地环境中，微塑料会阻止微生物细胞吸收营养物质，同时诱导好氧微生物细胞生成较多的一系列活性氧自由基(Reactive Oxide Species，ROS)，在高ROS的环境条件下，微生物细胞会凋亡。微生物的大量减少影响湿地生态系统中碳、氮、磷和氧等物质的转化和循环过程，以及纤维素降解、氮固定等[39]。湿地中的微塑料污染主要来源于大气颗粒物的沉降以及人类活动。湿地植物叶面气孔宽度和表面粗糙程度影响植物附着颗粒物的能力，与大气颗粒物的附着量分别成显著的正相关关系[40-41]。以芦苇、盐地碱蓬为例，芦苇叶片宽阔，对大气中微塑料颗粒物的滞留能力可能超过细长的叶片，如针形的盐地碱蓬，这也在一定程度上解释了微塑料形态和粒径分布存在的差异，即芦苇生长点位上微塑料以＜50 μm粒径的小颗粒为主，盐地碱蓬生长点位上以100~1 000 μm粒径的微塑料碎片和纤维为主。在对黄河三角洲地区(港口区、旅游区、保护区)土壤微塑料研究时发现，不同地区的土壤中，微塑料为136~2 060个/kg。其中，PET为536~660 mg/kg、聚 碳 酸 酯 为83.9~196 mg/kg。与对照点相比，3个研究区的微塑料丰度都较高，港口区最高(2 060项/kg)，其次是旅游区(1 200项/kg)，保护区最低(136项/kg)。虽然保护区的丰度高于对照点，但由于人类活动的类型和强度不同，保护区的丰度远低于旅游区和港口区[42]。

1.4 微塑料对河湖底泥的污染现状

河湖底泥中的微塑料大多与人类生产、生活产生的塑料垃圾堆放有关。据统计，2018年长江口微塑料丰度为4 137个/m3，而在长江口附近的东海近岸区域水体表面仅为0.167个/m3，因此长江口的微塑料具有明显的陆源特征[43]。微塑料从长江经河口进入海域后，沉降于沉积物中，遇到环境改变或者生物扰动等作用，可以重新悬浮于水面，或与其他污染物结合，并释放有毒物质。河湖底泥沉积物中的微塑料在各季度均由纤维状和碎片状两种形状组成，纤维状所占比例均高于碎片状，微塑料春季丰度显著性低于其他季节，冬季丰度显著性高于其他季节[44]。

2 微塑料的监测方法

2.1 微塑料的粒径及丰度监测

微塑料污染程度可用粒径及丰度进行监测评价。粒径是用来描述微塑料颗粒的客观大小。目前已有研究采用粒径检测对内蒙古河套灌区土壤中微塑料进行监测。河套灌区的粒径主要＜3 mm，并且随覆膜年限增加，小粒径(＜1 mm)占比呈显著升高[45]。大辽河流域土壤中粒径为500~1 000 μm的最多(41.10%)，其次依次为1 000~2 000 μm(26.38%)、100~500 μm(19.33%)和2 000~5 000 μm(11.66%)。粒径为0~100 μm的微塑料和＞5 000 μm的塑料碎片所占比例最小(均＜1.00%)[46]。该区域土壤微塑料的污染程度处于中等偏低水平。

丰度为每单位质量土壤中微塑料的数量[47]，由式(1)表示为

式中α为丰度值，个/kg；n为微塑料的数量，个；N为土壤烘干后质量，kg。研究发现，0~30 cm土层中覆膜5~10、10~20年塑料丰度值的年平均增长速率分别为14.46%、3.95%，且随覆膜年限的增加，土层微塑料丰度值的增长速率呈降低趋势[45]。

目前认为对微塑料污染进行检测时应优先考察微塑料种类，再对每种微塑料颗粒进行粒径及丰度检测更为合理。全世界不同地区土壤系统中检测到的微塑料粒径及丰度值见表1。

表1 世界范围内部分地区土壤中微塑料分布特征表

2.2 微塑料的源解析

2.2.1 污泥的土地利用带入

目前，市政污泥处置工艺主要包括深层土壤卫生填埋，使用水体稀释污泥后再弃置到海中，农业堆肥工艺等[50]。生活污水中的一些塑料会进入自来水厂的污泥中，当污泥作为农田肥料或修复材料时，会将大量的微塑料带入土壤环境，连续施加后，微塑料会积聚在土壤中[51]。研究发现，脱水污泥施加到土壤后的5年内，每克土壤的平均合成纤维数量为(1.21±0.25)个。施用约23 t/hm2·a污泥的土壤在0~10 cm深度具有7×10-12~43×10-12g的微塑料[52]。

2.2.2 有机肥长期施用积累导致

尽管有机肥料的生产方式和生产环节不同，微塑料含量有所差别，但是生物废弃物发酵和堆肥产生的有机肥料普遍含有微塑料，其中粒径＞1 mm的约有14~895个/kg[13]。堆肥在全世界被广泛应用，近10年欧盟的使用量不断增加[53]。我国商品有机肥年生产量和年使用量就均＞2 000万t，每年通过有机肥引入农田土壤中的微塑料总量为52.4~26 400 t[54]。目前，已有少量研究发现土壤系统中＞0.5 mm的塑料碎片的丰度为2~180 mg/kg[54]。按此计算，我国每年经有机肥进入农田的微塑料将超过50 t，如果考虑到粒径＜0.5 mm的微塑料，有机肥施用量的增加以及微塑料丰度的增加，量还会进一步增加。因此，应重视对微塑料由有机肥侵入到土壤途径的研究。

2.2.3 农用地膜残留分解形成

我国田间使用的塑料地膜通常由密度＜0.93 g/cm3的LDPE制成。现在普通农用塑料薄膜在常温和一般土壤微生物环境条件下，自然降解需要200~300年时间[55]。我国地膜使用量超出世界平均水平，风化作用使土壤地膜逐渐破碎成为微塑料留在土壤中，经过一系列的物理和化学反应，粉碎成颗粒更小的微塑料[18]。紫外线具有足够的能量来产生作为主要光化学产物的初始自由基，并导致C—C键和C—H键从聚合物主链上解离，随后导致一种或多种化学变化，导致聚合物表面变脆，表现为裂缝和断裂。因此，地膜残留分解是农用地土壤中微塑料的又一个重要来源[56]。

2.2.4 大气微塑料沉降进入

DRIS等[57]首次在大气沉降物中发现了微塑料，并推断大气沉降物可能是淡水生态系统中微塑料的重要来源。大气中的微塑料可以通过湿沉降过程和干沉降过程落到地表，进入土壤和地表水[58]。大气沉降样品存在纤维类、碎片类、薄膜类、发泡类4种形貌类型的微塑料，其中纤维类所占比例最高，碎片类、薄膜类和发泡类所占比例均很低。经傅里叶红外光谱分析发现，在聚合物成分上，碎片类为PE，薄膜类为PVC，发泡类为PS，纤维类主要为聚酯和PVC，但存在非塑料成分(赛璐玢，30%)，还有部分成分尚不能确定(可能存在动、植物纤维等，20%)[58]。暴露于紫外线和机械磨损而产生的碎片状聚合物颗粒的数量均随着尺寸的减小而增加，且大部分颗粒已破碎成不可检测的亚微米颗粒，破碎的微塑料碎片进入土壤、海洋，对生物体产生不利的生物学影响[56]。

2.2.5 地表径流、灌溉带入

农用水灌溉及地表径流都会将微塑料带入土壤中。研究发现，在长江口，水表面漂浮的微塑料丰度达2 461.50~4 137.34个/m3[59]。在长江流经的重庆至宜昌江段水体中发现微塑料丰度为2 816~4 703个/m3[60]，即使在偏远的内陆湖泊沿岸也有大量微塑料存在[59，61]。英国的雨水渠携带大量合成纤维，合成纤维是污水中微塑料的主要来源[61-62]。即使经过污水处理，源自家用洗衣机的纺织材料纤维也有可能进入水生环境[63-64]。尽管具有相关性，纺织材料纤维却并不是污水中唯一的微塑料来源。

3 展望

我国农田土壤、湿地、河湖底泥等生态系统微塑料污染严重，然而目前的监测手段并不完善，根据丰度、粒径、源解析的检测方法只能初步推断出微塑料在不同地域、不同环境状况下的数量变化趋势及影响因素，且微塑料的毒作用机制复杂多样，未来需要关注以下几个方面的工作:

(1)创新监测手段 未来除了要提高仪器的监测精度，还须要使用更多的监测方法，如在微观分子水平进行监测。

(2)对于不同的土地利用类型，须要制定不同的土壤微塑料标准 我国土地利用类型众多，受不同地区气候、水利条件影响，土壤质地有所不同，有必要针对不同性质土壤开展不同类型微塑料的分离与鉴定的方法学与标准化研究。

(3)加强规范塑料废弃物的回收利用和处置 预计在2025年底之前在全国范围内实现不可降解塑料的全面禁用，因此须进行细致规划及落实加大塑料废弃物等可回收物的分类收集和处理力度。