气候因子作用下土壤中微/纳塑料的污染特征及生态效应研究进展

曹慧慧,姚 时,李晓娜,倪 妮,程 虎,白 雪,宋 洋①

(1.中国科学院南京土壤研究所/ 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室,江苏 南京 210008;2.中国科学院大学,北京 100049;3.江南大学环境与土木工程学院,江苏 无锡 214122;4.生态环境部南京环境科学研究所,江苏 南京 210042;5.南京林业大学生物与环境学院,江苏 南京 210037;6.河海大学环境学院,江苏 南京 210098)

微/纳塑料(粒径<5 mm)作为一种新兴污染物,是当前环境领域研究热点之一。近年来,陆地生态系统中微/纳塑料的污染特征与环境风险愈加得到国内外学者的持续关注[1]。由于尺寸微小,微/纳塑料易被土壤动物摄入并影响其生长繁殖,甚至提高死亡率[2]。土壤中微/纳塑料在生物/非生物的外力扰动下会逐渐老化,尺寸进一步缩小,并释放塑料内源添加剂[3]。破碎至纳米级的塑料颗粒可以通过根系吸收进入植物细胞,抑制植物生长[4]。释放到环境中的塑料添加剂会影响生物体的激素分泌、生殖功能甚至诱发遗传畸变[5]。土壤中的微/纳塑料可从大气沉降、降水或人为灌溉中汇集,并通过地表和地下径流进入水圈,在陆地生态系统内不断迁移。同时,微塑料能够作为载体吸附环境中的污染物,提高其迁移率并影响污染物的环境归趋[6]。因此,土壤中微/纳塑料的污染特征、老化过程及其生态效应受到广泛关注。

目前,地球正在经历全球气候变化过程[7]。联合国政府间气候变化专门委员会报告指出,全球气候变化已经导致高温、干旱、强降雨等极端天气事件频发,对土壤生态系统产生巨大影响[7]。例如,高温将加剧土壤有机碳库的损耗;严重的区域性干旱会改变土壤酶活性和微生物群落,降低土壤养分周转速率;强降雨的增加会快速改变土壤中关键碳氮循环过程及地上植物群落[8-11]。另有相关模拟研究发现全球变暖将导致极地地区永久冻土区的退化,间接导致夏季近地表温度和强降雨增加,极大地增加高纬度地区不连续冻土范围,导致更多土壤将经历冻融侵蚀作用[12]。

已有研究证明微/纳塑料与生态系统之间存在强烈的交互作用[13-14]。强降雨天气与洪水将加剧塑料在自然环境中的迁移;塑料生命周期的每个阶段都在持续排放温室气体而影响地球生态[15]。那么,在不同气候因子作用下,土壤中微/纳塑料的老化过程与迁移规律将会受到何种影响,环境条件与微塑料共同作用又会如何影响土壤生态系统,目前仍不清楚。该文将针对气候变化驱动下频发的极端天气事件中土壤微/纳塑料的污染特征、迁移规律及生态效应等进行梳理与讨论,以期对未来气候变化情景下土壤中微/纳塑料的环境行为与生态风险提供理论指导。

1 温度变化

1.1 温度变化对土壤微/纳塑料老化的影响

如今,全球变暖的趋势潜在影响着几乎所有生态系统。温度变化主要影响土壤中塑料的老化过程,导致微塑料赋存丰度、粒径分布等产生变化,进而影响土壤生态系统(表1[16-28])。

表1 不同气候因子对土壤中微/纳塑料的影响或两者的联合效应

对中国稻区和青藏高原农业区土壤田间调查发现,微塑料丰度分别与当地月平均气温和地表温度呈显著正相关[16-17]。室外老化试验中,在琼海、广州和青岛这些相对高温地区聚酰胺6(PA6)塑料相对分子质量显著降低,降解程度增大,而在拉萨和若羌等相对低温地区,微塑料老化程度和腐蚀指数都较低,性能变化缓慢[18]。这可能是由于:一方面,高温使得塑料表面更易解离出活跃自由基,并在自由基的攻击下变得脆弱且易分解;另一方面,高分子塑料聚合物中的化学基团如酰胺基、酯基、腈基等在温度升高的环境中更易发生吸热的水解反应,且高温有利于微生物代谢和酶活性增强,提高土壤中各种生化反应速率,促进大块塑料的分解破碎,提高微塑料丰度[18]。土壤中现存微塑料也可能受升温影响而进一步分解老化,影响程度因升温幅度和微塑料性质而异。有研究表明,相较于只含碳、氢原子的聚乙烯(PE)微塑料,含较多氧原子结构的聚乳酸(PLA)在同样升温10 ℃(15～25 ℃)的土壤环境中更易被水解形成水溶性低分子聚合物,这与高温条件下水分子更易攻击PLA中的酯键、加速其分解矿化有关[19]。而PE微塑料具有稳定的结构和性质,其温度敏感性较低,10 ℃升温幅度并未显著影响PE的分解。由于环境中塑料种类多样且土壤环境具有异质性,环境温度升高对不同土壤中不同性质微塑料老化分解过程的影响仍有待深入研究。

1.2 温度变化与土壤微/纳塑料的联合作用

温度变化与微塑料联合可影响土壤结构、性质与有机碳库质量。土壤添加微塑料可能会导致土壤水稳性团聚体(WSA)降低,这是由于微塑料阻止微团聚体有效整合到大团聚体之中[29]。而温度升高在理论上可以通过促进菌丝的生长和黏合剂的分泌提高土壤WSA,但也可能促使更多团聚体的解体与重构,即大团聚体的周转更快。研究表明,聚丙烯酸(PAN)微塑料纤维的加入会抵消温度升高对土壤WSA的正向影响,升温条件下含微塑料的土壤中WSA百分比甚至出现降低趋势[19]。这是因为当升温有利于加速形成更大的WSA时,微塑料被结合进团聚体的比例和概率则更高,加剧WSA的不稳定性,表现为升温加剧微塑料对土壤WSA的负面影响。另有研究发现,当温度从15 ℃升至25 ℃时,添加质量分数w=1%的PLA微塑料能显著提高土壤中CO2排放量和可溶性有机碳(DOC)含量,增加比例分别可达19%～74%和3%～23%[20]。温度升高可显著提高DOC的总芳香度、疏水C含量、腐殖化程度和相对分子质量,但在高温条件下w=1%的PLA微塑料的添加显著降低上述指标值。这是因为高温加速PLA降解,释放乳酸单体或生成低聚物分子提供更多易分解利用的生物可利用碳,减缓微生物对土壤有机质的矿化作用,从而降低土壤中高相对分子质量DOC的积累[20]。

温度变化与微塑料联合可影响土壤养分转化过程,目前主要关注的是两者对氮素转化过程的联合影响。研究发现,从15 ℃升温至25 ℃使得PE与PLA两种微塑料的添加都显著降低了土壤中的硝态氮(NO3--N)、矿质氮、总溶解氮、净累积氮硝化和矿化量,增加铵态氮(NH4+-N)含量,这表明升温联合微塑料可显著影响土壤中氮的生物有效性[21]。一方面,温度升高使得微塑料更快提高土壤中脲酶和硝酸还原酶活性,导致NO3--N和矿质氮的降低。另一方面,微塑料表面官能团(如羟基、羧基)可以作为电子供体或受体提高微生物新陈代谢的能量效率,加快电子供受速度,在此过程中微生物将优先利用不稳定的可溶性物质(总溶解氮)来满足其代谢氮的需求,导致生物有效态氮含量降低[21]。上述微塑料对氮转化的影响都发生在25 ℃环境中,而在15 ℃条件下微生物营养需求低、代谢活动缓慢且对环境变化的反应迟缓,土壤有机质周转速率较低,所以在较低温度条件下微塑料对氮转化的影响有限。

目前,温度变化与微/纳塑料联合作用对植物的影响研究相对匮乏(表1)。有限的研究表明,大部分微塑料的影响如促进土壤养分循环、提高土壤质量和多功能性、降低植物健康指数(株高、叶片、根生物量、叶绿素含量)等,只发生在25 ℃条件下[22]。而当温度上升至30 ℃时,只有化学性质不稳定的聚羟基脂肪酸酯(PHA)塑料对土壤质量因子产生影响,传统的化学稳定微塑料PE和聚氯乙烯(PVC)对其几乎没有显著影响,这是因为高温胁迫导致玉米叶绿素含量显著下降,对植物健康产生更大影响并掩盖了微塑料的负面效应。然而在真实全球变暖情景下,缓慢升温是否也能掩盖微塑料对植物生长的影响还有待进一步研究。

2 干旱胁迫

2.1 干旱胁迫对土壤微/纳塑料丰度的影响

全球变暖与水文过程的加速都导致频率更高、程度更剧烈的干旱事件[30]。而干旱能够影响土壤中微塑料丰度。在旱区农田中,为控制土壤水分蒸发,往往大规模采用覆膜种植,而较低的回收率使得大量残留农膜在土壤中逐渐破碎、分解、形成微/纳塑料。对新疆旱区农田的调查发现,土壤(以干重计)中微塑料丰度平均为52 081.7 个· kg-1,远高于中国其他地区[31]。因为相较于温和湿润的东部气候,温差大且无霜期短的干旱半干旱气候使得农田对塑料地膜依赖性较大。同时,由于土地干旱,研究区农田多使用滴灌方式,不会形成地表径流,微塑料迁移率低,土壤微塑料得以累积。

2.2 干旱胁迫与土壤微/纳塑料的联合作用

微塑料可能与干旱胁迫共同影响土壤碳循环。有报道称在非干旱环境中聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)微塑料可使土壤中磷酸酶和β-葡萄糖苷酶含量分别减少27%和17%,但在干旱环境中却使其分别增加75%和40%,促进土壤呼吸[23],这表明微塑料加速了干旱条件下的土壤碳循环。该研究还发现在非干旱条件下,凋落物分解率随微塑料加入而提高6.4%,但在干旱环境中反而降低6.6%[23],表明干旱条件下微塑料在一定程度上加剧了缺水对凋落物分解的抑制作用,影响了土壤碳循环过程。干旱与微塑料联合作用是一个复杂过程,一方面,微塑料能够使干旱土壤维持相对较高的水分有效性与通气性,间接促进微生物新陈代谢活动,提高CO2产生量[32]。另一方面,微塑料也可能通过刺激脲酶和酸性磷酸酶活性导致土壤微生物群落丰富度和多样性降低,从而抑制某些关键土壤酶活性和呼吸作用[33]。然而,土壤中碳的代谢与转化途径复杂且受多种因素影响[34],干旱条件下微塑料对土壤中不同碳代谢或转化途径的影响机制还有待进一步探究。

微塑料与干旱可共同影响土壤养分周转过程。研究表明,微塑料可以减少干旱土壤经历降雨事件后养分的淋失,干旱土壤的渗滤液中NO3--N含量远高于非干旱土壤,而添加微塑料的干旱土壤中NO3--N含量比不加微塑料组减少70%[23],这是因为微塑料对土壤团聚性的正向影响,增加了土壤养分保持能力[35]。目前,干旱胁迫联合微塑料的研究主要关注对土壤碳氮的影响,对矿质营养元素的关注较少。

植物个体生物量也受到微塑料与干旱胁迫的共同影响,且不同种属间影响差异较大。有研究发现,干旱条件下微塑料的加入使得山柳菊地上部生物量相较于未添加微塑料组提高约85%,而使羊茅地上部生物量降低约51%[24]。添加微塑料通过降低土壤容重促进了山柳菊的生长,而山柳菊又可通过化感效应抑制临近物种羊茅的萌发与生长,从而加剧干旱胁迫下羊茅生长受到的抑制作用,表现为干旱条件下微塑料间接影响了植物群落结构。另一方面,在群落水平上,植物株高、地上部和地下部生物量在非干旱条件下均随微塑料的添加而提高,但在干旱条件下微塑料对植物生物量的提高只体现在根部,对地上部分无显著影响。这表明微塑料的加入可以部分缓解干旱对植物生长的胁迫,但不能完全弥补干旱带来的负面影响[24]。总的来说,在干旱条件下微塑料可降低土壤容重,提高土壤大孔隙度,或通过缠结土壤颗粒提高土壤团聚特性,从而提高土壤水分有效性,促进土壤的持水能力,缓解干旱胁迫,提高植物根部生物量[32,36-37]。

3 冻融交替

目前已有大量研究证明极地永久冻土区存在微塑料污染[38]。据预测,全球约3.6%的轮胎磨损微塑料将向北极输送和沉积[25,39]。而在全球变暖的趋势下,永久冻土逐渐退化为不连续冻土,其中的活跃土层会逐渐经历频繁的冻融循环[40]。同样,常年经受冻融侵蚀的还有部分高纬度地区,例如我国东北黑土区,且该地区农田地膜使用量大,黑龙江、辽宁和吉林3省仅2019年地膜使用量就高达9.09万t[39]。因此,这种典型的冻融交替环境对土壤中微塑料会产生何种影响已逐渐引发学者关注。

3.1 冻融交替对土壤微/纳塑料迁移的影响

研究表明与10 ℃恒温环境相比,暴露于10次冻融交替处理(-10～10 ℃)后的聚苯乙烯(PS)纳米塑料在土柱中的迁移率显著降低,更多的纳米塑料在介质中显著聚集[25]。这主要归因于溶质排斥现象,即冻结过程中冰的有序晶体结构会排斥杂质(例如不可溶颗粒),增加了纳米塑料在仍未冻结的水中的局部浓度并产生聚集。这表明在长期或循环冷冻的气候条件下,土壤中纳米塑料将在很大程度上发生团聚,而不是向地下水中进行长距离迁移。该研究后续对冻融暴露后形成的纳米塑料团聚体施加较高的剪切应力也不易解聚,表明它们在土壤环境中能够长时间保持稳定。

3.2 冻融交替对土壤微/纳塑料老化的影响

另有研究发现冻融交替能加速土壤中塑料破碎老化并释放更多的增塑剂邻苯二甲酸酯(PAEs),土壤微塑料丰度与PAEs含量呈正相关。在经历多次冻融交替(-30～20 ℃)后,土壤中PAEs含量由316～401 μg · kg-1升至873～1 113 μg · kg-1,即超过40%的PAEs从塑料转移到土壤中[26],如此高的释放量将对土壤生物产生潜在威胁。而冻融交替导致PAEs大量释放的原因在于加速了塑料碎片的老化。首先,冻结使水相变成冰后体积增大约9%,并对土壤中介质颗粒施加膨胀压力,包括对塑料的挤压破碎。因此,暴露于冻融交替土壤中的塑料碎片,在一次次冻结过程中不断破碎分解,导致土壤中微塑料含量提高,且这种物理侵蚀可能会进一步改变微塑料的形貌和尺寸,甚至改变微塑料的分子结构,如聚合物链断裂和表面官能团增加,从而加速微塑料的老化[40]。而PAEs与微塑料间的分子作用力和聚合力的物理结合并不牢固,在微塑料老化过程中更易大量渗出[5]。因此,土壤冻融循环过程对微塑料将产生极大影响,而两者对土壤生态的联合效应亟待研究。

4 洪涝/骤降雨

目前的研究表明洪涝/降雨能影响土壤中微/纳塑料的沉积与迁移。在降雨事件中,大气及表层土壤中微塑料均可随雨水通过土壤孔隙向深层沉积或向周围水体迁移,而在微/纳塑料随径流迁移的过程中,也会被机械力磨损,从而加速自然老化[27]。一项对莱茵河平原洪泛区的调查发现,土壤中微塑料含量远高于非洪泛区,其中,尺寸范围为11～150 μm的微塑料颗粒占比(75%)最高,尺寸范围为150～5 000 μm的微塑料颗粒只占25%,且深层土壤(5～20 cm)中微塑料含量高于表层土壤(0～5 cm)[28]。另一项模拟降雨淋溶试验结果表明,土壤表层微塑料在水平与垂直方向上均能发生不同程度的迁移,最大迁移深度可达4～7 cm,且尺寸(<1 mm)较小的微塑料颗粒迁移率更高,在径流中出现频率也更高[41]。此外,在降雨事件中,微塑料迁移率受其形状的影响,4种形状的微塑料中纤维与薄膜的流动性最高,泡沫次之,颗粒的流动性最低[41]。与强度低且频率均匀的模拟降雨相比,高强度的自然降雨导致微塑料流动性相对较高,更有利于其在水平表土中的流动迁移,反而在一定程度上减少了微塑料向深层土壤的迁移,表明降雨的强度和频率会对微塑料在土壤中的迁移产生不同影响[28]。另一方面,有部分研究表明土壤中微塑料丰度与降雨量呈正相关[17,42],但这些研究没有考虑到旱区农田因覆膜造成大量微/纳塑料残留的特殊情况,微/纳塑料初始含量较高的土壤在经历强降雨后也极有可能因随径流迁移而使其丰度降低。

5 结论与展望

综上所述,当前研究表明典型天气现象或极端气候因子,包括升温、干旱、冻融交替、洪涝和骤降雨等,对土壤中微/纳塑料的影响主要体现在提高丰度、加速老化,以及促进或抑制其迁移等方面。气候因子与微/纳塑料对土壤生态系统的联合作用体现在土壤性质、养分循环及植物生长等各个方面。在温度升高与干旱胁迫下,微/纳塑料对土壤碳、氮养分转化与储存具有显著影响。但目前气候因子与土壤中微/纳塑料共同作用的研究较少,且研究因子较为分散孤立,缺乏系统性的研究,以更好地诠释两者的联合效应与机制。为明晰并应对微/纳塑料在未来极端气候现象频发背景下所扮演的角色与可能造成的生态环境风险,未来相关研究可围绕以下问题展开:

(1)不同气候因子条件下土壤中微/纳塑料的老化特征。如上所述,几乎所有气候环境因子都能够在一定程度上加速微/纳塑料老化,而老化后的微塑料将造成更大的生态威胁[43-45]。然而,环境条件的变化如何加速微/纳塑料的老化机制仍不清楚;老化微/纳塑料的生物吸收机制仍不明确。因此,为明确未来气候变化下土壤中微/纳塑料的生态效应,不同气候环境条件下土壤中微/纳塑料的老化特征亟需加强研究。

(2)微/纳塑料与不同气候因子对土壤中碳氮循环的联合影响机制。现有研究表明微/纳塑料与不同气候因子联合作用对土壤碳氮循环的影响效应有正有负,缺少两者共同叠加对土壤碳氮循环影响的整体认识与系统评估,需弥补微/纳塑料与典型气候环境共同作用对土壤碳氮循环及典型元素生物地球化学循环过程的影响方面的研究。

(3)不同气候因子与微/纳塑料对土壤生物的联合生态效应。如上所述,已有研究证明气候环境变化与微/纳塑料能够分别影响土壤微生物与植物群落,但目前关于气候环境变化与微/纳塑料共同作用对土壤生态健康影响的研究较少。因此,亟需探明两者联合对土壤微生物、植物和动物的系统影响,并结合机器学习等分析手段进行长期生态效应的精准评估,相关结果可为未来气候变化情景下微/纳塑料的污染管控提供关键科学依据。