土壤微塑料对微生物及温室气体排放影响研究进展

陈冠霖,王 兰,唐景春

(南开大学环境科学与工程学院,天津 300350)

随着塑料产业逐渐成熟,塑料制品由于其具有成本低廉、性质稳定、用途广泛、易于制造等优势广泛运用于生产生活中,增长数量也超过大多数人造材料[1]。自1909年贝克兰·利奥·亨德里克第一次成功合成塑料以来,全球塑料总产量从1950年代的百万吨增至2018年的约3.59亿t,且目前塑料产量仍在高速增长[2-3]。

在自然或人工条件下,通过物理、化学和生物降解作用,大体积塑料将被破碎分解为微塑料颗粒,微塑料在土壤中大量累积和迁移,逐渐成为全球性问题[4]。THOMPSON等[5]首次将直径不大于5 mm的塑料碎片或塑料颗粒定义为微塑料(MPs)。相比于大体积塑料而言,微塑料颗粒更易造成水体、大气、土壤和食物链的污染,增加环境治理难度和环境修复成本[6]。据报道,全球土壤中亚洲土壤微塑料含量最高,中国、日本和韩国土壤微塑料覆盖率占全球土壤微塑料覆盖率的80%,而中国诸多地区均检测出土壤环境中有微塑料存在,如上海农田地区表层土壤微塑料平均丰度为78 个·kg-1,山东沿海地区表层土壤微塑料平均丰度为740 个·kg-1,河北沿海地区表层土壤微塑料平均丰度为634 个·kg-1[7-8]。研究发现农田土壤中微塑料主要来源于塑料地膜覆盖、农业灌溉、大气沉降和污水污泥改良土壤时微塑料的转移等,城市土壤中微塑料主要来源于交通磨损,如汽车轮胎与路面一次或多次磨损产生的纳米塑料颗粒。而土壤微塑料丰度的差异与采样点土壤利用类型及微塑料来源有关,如在中国武汉等中部地区的草地、旱地、水田和塑料温室土壤环境中,旱地土壤微塑料丰度最高,表层土壤微塑料平均丰度高达4 225 个·kg-1,温室土壤微塑料丰度则最低,表层土壤微塑料平均丰度为1 813 个·kg-1[5,7,9-10]。这可能是由于不同土地利用类型的农作物种植强度、施肥频率和灌溉水质等条件不同造成的微塑料空间分布特征变化。

土壤是陆地生态系统中最大的碳库和氮库,土壤温室气体是陆地生态系统中连接土壤和大气碳、氮循环的关键过程,在调节大气温室气体平衡和气候变化等方面发挥着重要作用[11]。 CO2、CH4和N2O都是大气中重要且常见的温室气体,全球大气中约5%～20%的CO2、15%～30%的CH4和80%～90%的N2O来自土壤,3者总量约占全球温室效应总量的80%,在全球碳、氮循环中发挥着重要影响[12-13]。土壤微生物则通过碳的固定与降解、硝化与反硝化、氨化与固氮等生命活动改变土壤CO2、CH4和N2O 通量,参与土壤中的碳、氮循环[10]。

土壤中微塑料的大量存在将对土壤生态环境及当地气候造成一定影响,基于土壤微塑料对微生物及温室气体影响效应的研究进展,围绕土壤中微塑料对微生物多样性和群落组成以及微生物降解与代谢活性的改变继而影响温室气体产生与排放的机制进行综述,针对现有研究的不足与空缺进行讨论,并对今后的研究方向提出建议。

1 土壤微塑料对微生物的影响

1.1 土壤微塑料改变微生物的多样性和群落组成

土壤微生物是土壤生态功能的媒介,在陆地生态系统中调节着养分周转和循环[14]。然而,土壤微生物对外部环境变化很敏感,土壤温度、湿度和化学物质含量等理化性质的改变都可能导致土壤微生物群落的变化[14]。土壤环境中微塑料的存在会使土壤pH等理化性质发生一定改变,且土壤pH变化与微塑料种类相关,有研究表明当土壤中存在高密度聚乙烯(HDPE)微塑料时,土壤pH值会显著降低,而聚乳酸(PLA)微塑料又会增加土壤pH值[15-16]。由于土壤中微生物群落对土壤pH值具有高度响应性,pH值变化会影响对pH高敏感的土壤微生物多样性和组成[17-18]。

目前环境介质中存在的微塑料密度大致为0.8～1.4 g·cm-3,低于土壤样品密度(通常为2.6～2.7 g·cm-3),因此土壤中存在的如聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)等微塑料均会降低土壤容重,继而提高土壤透气性以及增加土壤孔隙度和氧气通量,尺寸较大的微塑料颗粒如聚乙烯薄膜(2 mm)则会对土壤持水能力造成负面影响并引发缺氧,而土壤中氧气通量及可利用率将影响好氧和厌氧反应之间的平衡,从而改变好氧微生物和厌氧微生物的分布与占比[4,19-24]。除此之外,微塑料造成的土壤结构性质变化(如土壤容重、团聚性能等)会导致丛枝菌根真菌属(AMF)等根际微生物相对丰度变化[25]。

由于微塑料有较大的比表面积,微塑料颗粒通常对各种污染物(如重金属)具有显著吸附能力,对微生物群落有一定毒害作用,同时微塑料还可以作为载体吸附土壤养分或土壤基质,从而减少微生物对土壤养分的可利用性[26-30]。研究发现由于微塑料吸附能力的差异,部分微塑料颗粒可以为特定微生物提供栖息地[21]。除了微塑料吸附作用外,HUANG等[31]和FEI等[32]研究表明塑料制造中使用的有毒添加剂(如邻苯二甲酸酯)的解吸会影响微生物活性,如土壤中微塑料膜的存在会使放线菌丰度和丰富度均有所降低,且与大粒径微塑料相比,粒径越小的微塑料释放添加剂的现象就越显著[33]。

土壤中存在着大量生态位,当微塑料存在于土壤中时,由于生物可降解微塑料能比传统微塑料更快地被微生物分解,进而促进生物膜的形成,导致微生物群落变化,对土壤生物多样性和功能产生重大影响[33]。LI等[34]和HUANG等[35]研究发现塑料地膜残留物(PMFR)会改变微生物组成和结构,且微生物群落构成与附着在塑料表面的微生物种群有关。通常而言,生物膜是细菌、真菌、病原体、藻类和原生动物形成的聚集体[36]。RUMMEL等[37]发现由于微塑料释放的添加剂含量与组成不同,生物膜表面定殖的微生物种类也不尽相同。土壤中微塑料可能会提高特定微生物种群丰度,并干扰根系微生物之间的相互作用,在土壤环境中形成“微生物热点”,例如低密度聚乙烯(LDPE)微塑料会富集诺卡氏菌属等潜在致病菌,但即使如此,塑料碎片上的微生物多样性指数仍显著低于原土壤[31,38-40]。此外,研究发现随着时间推移,老化微塑料会加速生物膜的形成[41]。

1.2 土壤微塑料影响微生物的降解与代谢活性

土壤团聚稳定性是一项公认的土壤健康指标,在一定程度上可以用来衡量土壤抗击外界破坏(如降雨和风蚀)的能力[15]。ZHANG等[42]发现土壤样品中72%的微塑料与土壤团聚体有关,微塑料的添加会改变土壤结合机制导致大团聚体的减少及微团聚体的增加。由于团聚体之间的键能弱于团聚体内的键能,团聚性能的降低会干扰土壤稳定性,影响土壤聚集,继而影响土壤中水、气体和营养物质的运输,而土壤团聚体剖面的变化则会导致土壤团聚体中营养物质有效性改变,进而影响土壤微生物降解与活性[15]。

土壤有机质(SOM)和土壤中碳(C)的输入主要由植物决定,但土壤有机质的稳定性、聚集性和反应性等特性却主要取决于土壤微生物[43-45]。由于C是微塑料主要组成元素,因此当土壤中存在微塑料颗粒时,土壤微塑料也可能成为土壤中微生物的非植物碳源,从而增加微生物可利用碳总量[46-47]。据报道,微塑料的添加还可以增加土壤溶解性有机碳总量[38,48]。但是,土壤中纳米微塑料也可能对土壤有机质和碳储存产生负效应,目前的研究尚未得出完全准确的结论[21]。除此之外,土壤中微塑料还会影响土壤可溶性氮(N)、磷(P)等营养元素含量,研究表明土壤中聚二甲酸酯/对苯二甲酸丁二醇脂(PBAT)初级微塑料的累积会导致硝态氮(NO3--N)、总磷(TP)含量有所降低,土壤中营养物质和盐分的流失会影响氮、磷功能细菌降解与代谢活性,继而影响土壤生态系统中氮、磷循环过程[49]。

除了改变土壤团聚稳定性和营养元素含量之外,土壤中微塑料颗粒的存在还会影响微生物酶活性和基因功能,继而影响微生物降解与代谢活性,例如在富含PE微塑料的土壤中,过氧化氢酶活性更为显著,而土壤过氧化氢酶与需氧微生物数量密切相关[31]。当生物可降解微塑料作为非植物碳源被土壤微生物利用时,这种潜在的碳源可以进一步促进氮分解几丁质酶和亮氨酸氨基肽酶等相关酶,进而增加矿物氮含量以促进硝化和反硝化作用[33]。除了影响微生物酶活性之外,由微塑料颗粒造成的土壤理化、生态性质的改变还会影响微生物部分功能基因,SUN等[50]证实聚乳酸(PLA)塑料会使水稻土中amoA基因水平下降,继而影响微生物的硝化作用。

2 土壤微塑料对微生物及温室气体排放的影响及机制

2.1 土壤微塑料对微生物产生及排放CO2的影响

土壤中CO2的排放与土壤有机碳(DOC)和SOM含量密切相关,并受到土壤微生物活性及群落结构的影响[51]。微塑料的加入使得土壤溶解性有机质组成发生变化,研究表明在实验土壤中加入聚丙烯腈(PAN)微塑料后,7和30 d时土壤溶解性有机碳含量显著增加[48]。这可能是由于部分生物可降解微塑料会削弱土壤团聚体保护有机碳的能力,从而使有机碳更具有生物可利用性[33]。除此之外,土壤有机质含量的潜在变化会导致例如拟杆菌门、黄杆菌目和变形杆菌门等需氧异养型、可分解复杂有机物、适宜在低容重土壤中生殖的细菌群落富集[52-55]。

与此同时,土壤中微塑料的存在还会刺激微生物呼吸,影响其降解与代谢活性,研究表明土壤中聚丁二酸丁二醇酯(PBS)和PLA微塑料都可以通过酯键的水解形成水溶性低聚物,而它们的中间体可以被特定微生物作为额外的非植物碳源,进而刺激微生物呼吸,释放CO2等温室气体[33]。土壤中微塑料通过影响微生物群落结构及代谢活性增强其对土壤有机质的分解,LI等[56]发现在添加微塑料的土壤中,与碳水化合物、萜类化合物、多酮类化合物和其他氨基酸代谢相关的细菌丰度均高于未添加微塑料的土壤样品。

微塑料还通过影响微生物相关基因的表达增加CO2产量,研究发现实验土壤在经过PE微塑料处理后,土壤微生物中参与三羧酸(TCA)循环的功能基因表达有明显增强,而三羧酸循环是需氧生物体内普遍存在的代谢途径,这表明微生物进行了更强的代谢活动,微生物代谢活性在土壤有机质分解和主要营养物质循环中起着重要作用[15,56]。同时实验结果表明在富含微塑料的土壤培养过程中,微生物生物量碳(Mic-C)和微生物生物量氮(Mic-N)随着培育时间增加而有所降低,这表明土壤中的碳、氮大部分都被用于微生物自身代谢而非转化为微生物生物量,且Mic-N和Mic-C分别与CH4和CO2排放呈正相关[56]。

此外,微塑料中的碳会在土壤中累积,继而促进土壤微生物群落将土壤原生有机质进行矿化,导致温室气体排放。与此同时,土壤中微塑料通过影响土壤容重,使得土壤间团聚能力降低,土壤中氧气供应得以改善,进一步促进土壤生物有机质矿化[33]。而由于土壤孔隙率的提高,土壤透气性更强,微生物所产生的CO2会更容易排放至大气中[56]。

2.2 土壤微塑料对微生物产生及排放N2O的影响

N2O排放与微生物硝化、反硝化和氨氧化等氮循环反应息息相关,土壤微塑料刺激微生物呼吸代谢活性继而影响N2O的产生与释放,微塑料颗粒通过增加土壤孔隙度,提高土壤中空气流动和氧气含量,刺激氨氧化从而导致产生更多的NH4+,进而刺激反硝化过程并增强N2O释放进入外界环境[33,57]。微生物群落分解土壤中含氮化合物时,当氮相对含量不足或碳相对含量过高时,会导致氨基酸和其他含氮化合物含量降低[55]。因此,当土壤中微塑料作为碳源被微生物所利用时,由于部分微塑料,如可生物降解地膜具有极高的碳氮比,将会促进微生物对氮的固定,而对氮需求的提高则会刺激微生物加速分解SOM以从中获取氮,与此同时,SOM的分解使微生物可利用有机碳量随之增加,也为反硝化菌产生N2O提供更多能量[33,40,58]。

土壤中微塑料还会通过影响微生物的基因表达和酶活性从而影响N2O的产生和排放,SINSABAUGH等[59]研究发现土壤脲酶活性会随着PE微塑料的加入而提高,而脲酶与土壤氮循环密切相关,特别是能促进含氮有机质水解。此外,土壤微塑料会改变土壤微生物群落构成,KANEHISA等[60]证明微生物群落的变化可能会潜在地影响其代谢功能多样性,有研究表明相比于未添加微塑料的土壤样品和改良土壤样品,添加PE微塑料的土壤样品中一些与代谢相关的基因会在PE微塑料颗粒上过度表达[31]。例如,在富含微塑料的土壤中,与氨基酸代谢相关和与降解外源性物质相关的基因相对丰度明显高于未添加土壤和改良土壤,而氨基酸代谢过程与丙氨酸、天冬氨酸和其他碳水化合物的降解密切相关,富含微塑料的土壤相关基因的较高丰度可能会影响土壤中碳和氮循环[31,61]。

2.3 土壤微塑料对微生物产生及排放CH4的影响

HAIDER等[62]研究发现部分塑料制品可以被自然界中的微生物代谢为H2O和CO2或CH4,在此过程中甲烷氧化菌、产甲烷菌等土壤微生物与CH4的产生及排放息息相关。

甲烷氧化菌是一种化能微生物,其利用O2作为电子受体氧化CH4以获得生命活动所需能量[60]。通常而言,当微塑料进入土壤时,由于容重和孔隙率的变化,O2在土壤中的占比增大,扩散能力亦有所增强,土壤氧化能力随之提升,氧化还原电位有所增加,进而增强甲烷氧化菌对CH4的氧化,从而减少CH4排放[63]。而产甲烷菌对微塑料的响应则根据土壤类型与微塑料种类呈现一定差异,这可能是由于不同种类微塑料对土壤中SOM及氧化还原电位的影响有所不同,研究表明土壤中SOM和氧化还原电位均与CH4排放呈现直接或间接的负相关[64]。例如聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)微塑料可以改善土壤氧化还原电位,从而使得参与CH4氧化的pmoA、pmoB基因丰度均有所提升,而参与CH4生成的mcrA、mcrB基因丰度均有所下降,同时研究证实mcrA基因在实验过程中是影响CH4排放的关键生物变量[42,64]。而实验表明PE微塑料则可能通过增加微生物中促进CH4产生的相关基因(如mcrA基因)并抑制CH4氧化相关基因(如pmoA基因)的拷贝数来增加CH4排放,但PAN微塑料对稻田土壤中CH4排放的影响却并不显著[64-65]。

土壤微塑料对微生物产生与排放CH4的影响往往受到土壤中多重因素的共同作用,LI等[56]和LEHMANN等[66]研究发现当土壤中存在生物炭等物质与微塑料共存时,由于生物炭不仅会释放可溶性有机碳来促进微生物活性,并减弱微生物对甲烷的氧化,还会将微塑料中不易降解的碳源转化为易于被微生物利用的碳源,从而使得CH4排放有所增加。然而在另一个实验中,HAN等[64]发现,由于生物炭在增加土壤通气量方面有一定积极作用,且当土壤中微塑料与生物炭共存时土壤氧化还原电位有更大程度的增高,研究还发现在试验土壤中单独添加稻草生物炭和PET微塑料以及混合添加稻草生物炭与PET微塑料可分别减少50%、53%和61%的CH4排放。由此可见,在土壤中生物炭与微塑料对温室气体排放的联合影响仍因生物炭和微塑料种类不同而存在一定差异,需要进一步深入探索。

3 结论

随着塑料制品的广泛应用,微塑料颗粒通过塑料地膜覆盖、农业灌溉、大气沉降和交通磨损等方式进入土壤,在土壤环境中通过改变土壤理化性质以及微生物酶活性和基因功能影响微生物多样性和群落组成以及微生物的降解与代谢活性(图1)。土壤微生物由于特殊生物群落富集及代谢活性改变,将对土壤中CO2、N2O和CH4等温室气体产生及排放造成影响。

图1 微塑料对微生物的影响

4 研究展望

随着“塑料时代”的到来,未来人类将不可避免地与微塑料长期共存,而目前在土壤微塑料对微生物及温室气体排放效应研究领域仍存在一些研究空白与理论空缺,未来的研究可以从以下3个方面进行探索。

4.1 对温室气体排放的机制研究有待加强

目前人们已对微塑料影响土壤理化性质和微生物生理活动,进而影响温室气体排放方面做出了较为详尽的探究,并且还发现土壤排放的温室气体之间存在相互转化且碳氮循环之间存在相互影响。YU等[67]和MALYAN等[68]研究表明土壤中微塑料会通过增加与氮矿化相关的微生物基因丰度从而提供更多的NH4+底物,产生的NH4+会与CH4共同竞争土壤中O2,进而增加CH4排放量。由此可见,土壤中温室气体的产生与碳氮循环之间存在着一定交互作用。研究发现在与土壤性质类似的水体沉积物中,微塑料对CH4排放的影响并不明显,这可能是由于CH4通过沉积物表面的上覆水体时,被上覆水体中的微生物氧化并转化为CO2[69-71]。由此可见,土壤中微塑料的存在使得CO2、N2O和CH43种典型温室气体产生与排放之间存在着相互联系与联合影响,对此仍有待进一步探索。

4.2 不同微塑料种类造成的影响需进一步深入研究

微塑料具有一定的空间分布特征,不同地区土壤中微塑料丰度和种类存在较大差异[72]。而微塑料种类的不同可能使其化学组成、添加剂种类、吸附特性均存在较大差异,从而使其对微生物产生的生态毒性也不尽相同,继而会对温室气体排放造成截然不同的影响。例如,有研究发现在水稻土壤中将水稻秸秆作为分解底物,PP和PVC微塑料比PE微塑料对秸秆分解效率的促进作用更为显著[73]。在分解前期,秸秆分解释放的CO2量与PE含量呈负相关,与PP和PVC含量呈正相关;而在分解后期,期秸秆分解释放的CO2量与PE含量呈正相关,与PP和PVC含量呈负相关[73]。由此可知,微塑料种类和土壤类型都可能对土壤微生物及温室气体排放造成不同程度影响,而目前对此方面的研究仍旧较为零碎。

此外,相比于传统塑料,生物可降解塑料理论上可在土壤中通过自然降解作用分解为CO2和H2O,但由于实际土壤环境很难达到实验条件下的理想状态,因此在实际土壤环境中生物可降解塑料是否能够解决传统塑料导致的环境问题仍未可知。同时,由于生物可降解塑料更易被分解,进而更易产生微塑料颗粒,因此相比于传统塑料而言,可降解塑料是否对土壤微生物和温室气体排放造成更大危害尚有待进一步确定。

4.3 需进一步加强实际土壤条件下微塑料影响的研究

环境问题具有一定复杂性,而目前的研究主要在实验室条件下进行,实际生产生活中土壤平均温度和水分很少达到实验室测试条件下的水平,例如在实际野外土壤温度和水分比实验条件更低时,微生物降解速度和生物活性均比人工培养条件低得多,微塑料在土壤中的累积浓度、持久性和生物毒性将可能发生变化,可降解微塑料颗粒在土壤自然降解条件下产生的副产物浓度、微生物群落多样性的实际变化情况亦有待确定[30]。为了将实验中得到的现象和结论合理地与田间实际情况相结合,避免科学理论探索与实际场景相脱节,后续研究有必要了解实际自然降解条件下微生物与含微塑料土壤的相互作用,为解决实际问题做出更为准确的指导。