土壤中微/纳塑料的生物健康效应和食物链传递风险

冯裕栋,杨 杰,涂 晨,李连祯,李瑞杰,4,潘响亮,骆永明①

1. 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室(南京土壤研究所),江苏 南京 210008;2. 中国科学院大学,北京 100049;3. 青岛大学环境科学与工程学院,山东 青岛 266071;4. 中国科学院西北生态环境资源研究院,甘肃 兰州 730000;5.浙江工业大学环境学院,浙江 杭州 310000〕

微/纳塑料污染已成为严重的全球性生态环境问题。通常微塑料是指粒径小于5 mm的塑料颗粒,纳塑料是指粒径小于100 nm的塑料颗粒,但也有学者认为纳塑料的粒径上限应该设置为1 000 nm[1]。据统计,1950—2015年间,全球共产生6.3亿t塑料垃圾,其中79%的塑料垃圾会进入垃圾填埋场或自然环境中,只有9%被回收利用[2]。据估计,每年向陆地释放的塑料量是向海洋释放量的4～23倍[3]。陆地土壤是微/纳塑料重要的汇,近年来土壤微/纳塑料污染问题日益受到关注。笔者通过统计分析 2020年1月至2022年7月间发表的有关土壤微/纳塑料的中英文论文(中文论文163篇,英文论文477篇),并通过构建关键词共现网络图(图1)发现,微/纳塑料的土壤生物健康效应是目前研究的热点,也将是未来研究的趋势。

陆地土壤中微/纳塑料污染源多,不仅包括大气沉降和道路径流(包括轮胎磨损颗粒),还包括塑料垃圾堆积、薄膜覆盖、有机肥和化肥施用以及生活污泥的土地处理等人为源[4-5]。其中,农业土壤中微/纳塑料很大一部分来自农用地膜的破碎。据REN等[6]的研究估算,2018年中国农用地膜的使用贡献约为4.9×106～1.0×107t微塑料,占农用土壤微塑料总量的10%～30%。由于塑料在土壤中难以降解,会持久地存在于土壤中。当土壤中微/纳塑料累积到一定水平后会对土壤容重、土壤团聚体、土壤pH、孔径分布和水力传导性产生影响[7-9]。此外,微塑料在环境中受到物理、化学和生物作用会不断破碎形成更小的颗粒,对生物的毒性也会随着颗粒粒径的变小而增强[4]。与此同时,在塑料破碎过程中,塑料中的添加剂,如阻燃剂、增塑剂、紫外线稳定剂、抗氧化剂和残留单体等化学品会持续地释放进入土壤中,影响土壤生物的生殖和发育[10-11]。微/纳塑料具有表面疏水性强、比表面积大等特点,可以作为重金属、有机污染物和病原菌等污染物的载体,随着微/纳塑料在土壤更大范围内共迁移,并对陆生生物的健康产生复合效应[12-14]。更让人担忧的是,一部分微/纳塑料会进入陆生食物链,生菜、小麦和黄瓜等陆生植物会将土壤中的微/纳塑料从根部吸收转移到地上部分[15-16]。蚯蚓、蜗牛和鸡等陆生动物则会将微/纳塑料当作食物误摄入体内[17-19]。因此,有关微/纳塑料对土壤生物健康效应和食物链传递风险问题越来越受到关注。

近年来,有关土壤微/纳塑料的综述主要集中在对微/纳塑料的分离、鉴定、来源和分布等方面,有关土壤微/纳塑料对土壤生物健康效应方面的问题较少涉及,尤其是微/纳塑料的食物链传递风险研究[20-23]。鉴于此,该文着重综述了土壤中微/纳塑料的赋存状态,土壤中微/纳塑料的食物链传递风险,土壤中微/纳塑料对植物、动物和微生物的毒性效应,以及微/纳塑料的生态风险评估框架4个方面的研究进展,并对未来研究方向及重点进行展望,为土壤中微/纳塑料污染的生物健康效应研究、食物链传递风险评估和监管政策制定提供科学依据与指导。

1 土壤中微/纳塑料的赋存特征

微/纳塑料普遍存在于土壤环境中,例如沿海、漫滩、湿地、工业和农业等多种类型土壤中都检测到不同种类、粒径和丰度的微/纳塑料[23-24]。土壤中微/纳塑料的主要成分是聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)和聚苯乙烯(PS),形状多为碎片或薄膜,塑料颗粒的粒径主要集中在<500 μm范围(表1[6,25-37])。但是土壤中微/纳塑料含量多以丰度(个·kg-1)表示,没有统一使用质量含量(mg·kg-1)表示;又由于不同研究者采用的浮选分离方法、鉴定方法和质量控制体系不同,使得数据的可比性差。近年来,研究者使用一致的方法进行大范围土壤微/纳塑料调查,可以进一步揭示不同地区土壤中微/纳塑料的赋存特征。例如HU等[38]首次揭示全国范围内农业土壤中微塑料的赋存特征,微塑料丰度范围为25.56～2 067.78个·kg-1,转换成平均质量含量约为6.78 mg·kg-1,结果表明中国北部干旱或半干旱地区微塑料丰度较高,西南温和地区相对较低。REN等[6]调查了全国19个省农田土壤中的农用地膜源微塑料〔PE和聚氯乙烯(PVC)〕后发现,农业大省山东、河南和安徽贡献了全国50%以上的农田地膜源微塑料。土壤中微/纳塑料丰度在地区间差异大,并会在局部地区大量累积。这主要是由于农用土壤的利用方式不同,例如长期使用农膜、长期施用生活污泥和有机肥都会导致大量微/纳塑料在土壤中累积。

表1 基于2020—2022年发表文献的微/纳塑料在土壤中的分布研究结果[6,25-37]

城市土壤中微/纳塑料的赋存特征与农业土壤有所不同,城市土壤中微塑料形状主要是纤维(70%),因为纤维易从纺织品、地毯及其他软家具表面脱落并进入环境中[39-40]。城市土壤中还存在大量轮胎磨损颗粒(tire wear particles,TWPs),TWPs主要分布在道路两边的土壤中,其丰度随着距道路的距离增加而减小[41]。因此,需要明确不同地区或类型土壤中微/纳塑料的赋存特征,为评估微/纳塑料的陆地生态风险提供数据支撑。

土壤中的微/纳塑料不仅存在地区差异,不同深度土壤中微/纳塑料的赋存特征也不同。微/纳塑料大多累积在表层土壤中,随着土壤深度增加而减少。一项对我国农业土壤的研究表明,0～5、>5～10和>10～15 cm不同深度土壤中微塑料平均丰度分别为435.67、367.44和272个·kg-1,微塑料丰度随土壤深度的增加呈下降趋势[38]。微塑料还会向更深层的土壤移动,最近的调查报告显示,在新疆连续10年有地膜覆盖的土壤深度40～80 cm处微塑料丰度为112个·kg-1[42]。连续32年有地膜覆盖的土壤深度>80～100 cm处微塑料丰度可达2 268～3 529个·kg-1[43]。深层土壤也不可避免地受到微/纳塑料的污染,而且相比表层土壤中微/纳塑料更难以从土壤中清除,甚至会进入地下水[44]。土壤微/纳塑料向地下深层迁移的因素主要有农业活动(开垦)、自然条件(降雨)或土壤生物(蚯蚓)等。此外,微/纳塑料的粒径和形状,以及土壤类型和理化性质也会影响塑料颗粒迁移的距离。因此,需要进一步调查微/纳塑料在深层土壤中的分布,特别是在植物根系周边和土壤动物活动范围内的土壤。虽然在土壤中可检测到大量微塑料,但因目前尚无有效的方法检测土壤中的纳塑料,导致纳塑料在土壤中的赋存特征尚不清楚。纳塑料具有粒径小、比表面积大等特性,更容易在土壤中发生迁移,而且具有更大的生物毒性。

2 土壤中微/纳塑料的食物链传递与风险

陆地植物和动物能否吸收微/纳塑料一直是研究重点,这是研究微/纳塑料在食物链中传递的基础。有研究最早发现水培生菜(Lactucasativa)和小麦(Triticumaestivum)可通过侧根间隙吸收0.2和2 μm的PS颗粒,且在砂质土壤生长的植物根系也能吸收PS颗粒[15,45-46]。随后,LIU等[47]观察到水培水稻幼苗(Xiuzhan-15)可以吸收粒径为80 nm和1 μm 的PS微球,而AUSTEN等[48]观察到土培桦树的根系可以吸收5～10 μm的微塑料颗粒。植物根系对微/纳塑料的吸收不仅与塑料粒径有关,还与塑料表面电荷有关。拟南芥(Arabidopsisthaliana)根系更易吸收带负电荷的纳塑料[49]。一旦微/纳塑料被植物根系吸收,便会从根部转移到其他植物器官中。目前的研究表明,植物体内的微/纳塑料主要集中在根部,只有少量微/纳塑料会转移到植物地上部分。据研究估算,黄瓜(Cucumissativus)幼苗根系吸收的纳塑料向茎叶的转移系数分别为0.02和0.16[50],而生菜和小麦根部微/纳塑料向地上部分的转移系数为0.14和0.09[45]。虽然目前采用的微/纳塑料暴露浓度高于实际环境,且形状为规则球形,但是从侧面证实在自然环境中存在植物吸收土壤微/纳塑料的途径,更有可能通过土壤-植物-动物食物链传递(图2)。目前,有关微/纳塑料在土壤动物体内吸收和累积的研究还较少,但是已有研究证实土壤无脊椎动物会摄食微/纳塑料。蚯蚓是一种常见的毒性实验模式生物。已有较多研究表明,蚯蚓会摄食不同粒径和类型的微/纳塑料。CHENG等[51]证实蚯蚓(Metaphireguillelmi)会摄食25 μm的高密度聚乙烯(HDPE)颗粒和13 μm的PP颗粒;CHEN等[52]证实蚯蚓(Eiseniafetida)会摄食粒径<400 μm的低密度聚乙烯(LDPE)颗粒;蚯蚓(Enchytraeuscrypticus)还会摄食长达3 254 μm的PE纤维[53]。其他土壤无脊椎动物也会摄食微/纳塑料,例如等足类动物(Porcellioscaber)会摄食50～2 653 μm的PE纤维[54],蜗牛(Achatinafulica)则会啃食大块EPS泡沫[55]。但是微/纳塑料在无脊椎动物体内的吸收和累积的量目前尚不清楚。研究者还在鸡的砂囊和羊的粪便中检测到微/纳塑料,说明微/纳塑料已经进入陆地脊椎动物体内[18,56]。

图2 土壤中微/纳塑料的生物健康效应和食物链传递风险

微/纳塑料能在海洋食物链中传递,从浮游植物到浮游动物,甚至到更高级的哺乳动物,并会在高等捕食者中富集[57-60]。目前,关于微/纳塑料在陆地食物链中传递的研究还相当有限。PANEBIANCO等[61]首次从自然和养殖的可食用蜗牛(Helixaspersa和Helixpomatia)中发现微塑料的存在,每只蜗牛体内大约含有(0.92±1.21)个塑料颗粒,说明蜗牛中的微塑料很有可能是通过土壤-植物-蜗牛这条食物链进入蜗牛体内。HUERTA LWANGA等[18]通过调查家庭院落中土壤和动物体内的微塑料丰度发现,微塑料可以在家庭院落食物链中传递,即通过土壤-蚯蚓、土壤-鸡和土壤-蚯蚓-鸡食物链传递,且从土壤到蚯蚓粪、鸡粪和砂囊的富集系数分别为12.7、105和5.1。鸡的砂囊是人常吃的食物,这使得微塑料可能通过鸡-人食物链进入人体。微/纳塑料污染的食物可能会对捕食者产生影响。已有研究表明蜗牛(Achatinafulica)摄食纳塑料污染的绿豆(Vignaradiata)会降低蜗牛的生长速度和摄食速度,不利于蜗牛生长[62]。特别值得注意的是像生菜这类直接被广大人群食用的蔬菜。2022年的文献报道,生菜暴露在微塑料含量为10 mg·kg-1的土壤中,最终生菜地上部分(以干重计)微塑料含量可达15.2 μg·g-1[45]。按中国生菜人均消耗量为171.94 g·人-1·日-1,生菜含水量w为95.6%[63],估计中国每人每天通过生菜摄食的微塑料可达115 μg。微/纳塑料很有可能通过陆地食物链传递到人体,最终在人体内累积。人类已经不可避免地暴露在被微/纳塑料污染的食物中。微塑料已经在人体排泄物和组织中检测到。ZHANG等[64]研究发现人体粪便中微塑料检出率达95.8%,其含量为1～36 个·g-1,粒径为20～800 μm。SCHWABL等[65]在所有人体粪便样品中都检测到微塑料,其含量为1.8～17.2 个·g-1,粒径为50～500 μm,多为PP和PET塑料。人体摄入的微塑料大部分会被排泄出来,又进入到环境中。另一小部分则会残留在肠道中,IBRAHIM等[66]在人结肠中检测到PP、聚碳酸酯(PC)和聚酰胺(PA)塑料颗粒,96.1%为纤维状微塑料,纤维似乎更容易残留在肠道内,含量达(28.1±15.4)个·g-1。更小的一部分微/纳塑料会穿透肠道屏障,进入血液循环,最终会在人体器官中累积[67-68]。微/纳塑料可能已经广泛存在于陆地食物网中,有必要对食物链中的不同营养级生物体内微/纳塑料丰度进行调查,以评估微塑料的污染程度,特别是微/纳塑料在食物链中的富集效应,进而评估微/纳塑料对陆地生命体的健康风险。

3 微/纳塑料对土壤生物的影响

3.1 微/纳塑料对陆地植物的影响

微/纳塑料一旦在土壤中积累,就会影响植物的生长发育,例如发芽率、生物量和光合作用(表2[15,17,25,55,69-87])。出芽率是衡量微/纳塑料对种子毒害的重要指标,塑料的粒径、含量和类型都会影响植物种子发芽率。BOSKER等[74]研究显示不同粒径(0.05、0.5和4.8 μm)塑料均会推迟水芹(Lepidiumsativum)种子发芽。此外,1 000 μm PE颗粒对大豆(Glycinemax)种子发芽的抑制率比500 μm PE颗粒高22%,且土壤中微塑料丰度增加4%,大豆出芽率减少30%[76]。微/纳塑料抑制植物种子发芽可能是由于微/纳塑料颗粒累积在种子表面,堵塞种子表面气孔,从而减少种子吸收水分和营养物质[25]。但是LIAN等[88]观察到当小麦(Triticumaestivum)种子暴露在100 nm的PS颗粒下时,种子发芽率没有受到影响,这可能是由于纳塑料在溶液中容易聚集沉淀,在种子表面吸附的纳塑料颗粒减少。此外,小麦(Triticumaestivum)种子发芽率还与微塑料类型有关,不同微塑料类型对发芽的抑制率由大到小依次为HDPE、聚乳酸(PLA)和聚丙烯(PP)[70]。不同类型塑料在水溶液或土壤中会释放不同的添加剂从而影响种子发芽。

表2 微/纳塑料对土壤关联的生物和食物链的影响[15,17,25,55,69-87]

微/纳塑料也会影响植物地下和地上部分生物量。塑料颗粒会影响水芹根系生长,50 nm的塑料颗粒对水芹根的生长具有抑制作用,而500 nm的塑料颗粒则对根生长有促进作用[74]。此外,100 nm PS颗粒对小麦根生长有极显著正效应(P<0.01),比对照组根生长提高1.9～2.2倍[88]。植物根系生物量还与塑料类型有关。暴露在HDPE塑料颗粒下黑麦草(Loliumperenne)根的生物量比暴露在PLA下的高45%[89]。微/纳塑料对根生长的抑制作用一方面是由于微/纳塑料颗粒易吸附在根系表面,可能堵塞细胞壁气孔,破坏营养物质的运输;另一方面,微/纳塑料的胁迫可对植物根系造成氧化损伤,甚至产生遗传毒性[77]。微/纳塑料促进植物地下部分生长的部分原因可能是塑料改变了土壤的物理性质(容重和含水量),从而促进根系生长[80],其微观机制仍需进一步探明。微/纳塑料还会影响植物幼苗和茎的生物量,高质量浓度(200 mg·L-1)PS 塑料颗粒会抑制水稻幼苗和小麦茎的生长,其抑制率分别为10.2%和13.7%[73]。低质量浓度(50 mg·L-1)PS微球对小麦茎生长则有促进作用[90]。小麦幼苗生长还受塑料聚合物类型的影响,PLA塑料对小麦幼苗抑制作用比HDPE和PE更大,这可能是由于PLA容易在土壤中降解释放出单体或添加剂从而影响小麦生长[70]。目前,有关微/纳塑料对植物生长发育的影响研究有待深入,多数还只通过水培试验、高剂量短时间暴露来揭示微/纳塑料对植物的影响,因而不能反映微/纳塑料对土壤中植物的实际影响。

微/纳塑料会进一步对植物光合作用造成影响。光合色素含量和光合速率可以反映植物光合作用的强弱。土培试验中PS塑料在低浓度(0～50 mg·kg-1)条件下明显促进小麦(Triticumaestivum)叶片中叶绿素a、叶绿素b和类胡萝卜素含量的增加,而在高浓度(100 mg·kg-1)条件下则会抑制光合色素含量[90]。类似地,土培试验中南瓜(Cucurbitapepo)叶片中光合色素含量和光合效率会随着微塑料(PVC和PE)浓度增加而显著降低[91]。另一项研究表明小粒径(100 nm ～18 μm)PVC颗粒会促进生菜叶片中类胡萝卜素合成,而大粒径(18～150 μm)PVC则会抑制类胡萝卜素合成[92]。以上结果表明微/纳塑料会破坏植物的光合作用,进一步影响光吸收或者电子传递,降低光能的利用效率。这可能是由于微/纳塑料会抑制植物根系水分的吸收、堵塞叶片气孔或者影响相关蛋白的合成从而影响光合作用。

微/纳塑料还会与其他污染物联合对植物生长产生复合效应。微/纳塑料会影响植物对重金属的吸收,从而影响植物生长。PS塑料颗粒会减少小麦对铜(Cu)和镉(Cd)的吸收,降低重金属对小麦的毒害,同时提高小麦叶绿素含量,增强光合作用[69]。PVC塑料颗粒也能缓解Cd对黄瓜幼苗的毒性,缓解Cd对根系活力的影响[93]。微/纳塑料主要通过吸附或络合重金属,使生物有效态金属向有机结合态转变,从而降低重金属对植物的毒性[94]。但WANG等[95]研究表明,PLA和PE塑料的存在并不影响Cd在玉米(Zeamays)根中的累积。PE塑料会吸附土壤中的菲,使小麦根系中菲的积累量增加,叶片中菲浓度减少,但是PE和菲在土壤中混合污染处理比单一污染物处理对小麦的毒性更大[96]。实际环境中植物的表现是多种污染物共同影响的结果,因而需要进一步研究微/纳塑料在其中所起的作用是抑制还是促进。

3.2 微/纳塑料对土壤动物的影响

据报道,超过690种海洋物种和超过50种淡水物种会摄入塑料[97],但是有关微/纳塑料对土壤动物的影响研究仍比较匮乏。目前的研究主要关注微/纳塑料对土壤无脊椎动物的影响。微/纳塑料对土壤动物的毒性研究表明,土壤动物对微/纳塑料不会表现出摄食回避,进而会引起土壤动物运动障碍、氧化应激、DNA损伤、生长抑制和生殖毒性,甚至会导致死亡(表2)。

KIM等[98]观察到在微塑料含量仅为8 mg·kg-1的土壤中跳虫(Lobellasokamensis)活动指数会显著降低。微/纳塑料颗粒可以进入土壤的生物孔洞,从而压缩土壤动物的活动空间。而跳虫摄入微塑料(<66 μm)会导致其运动速度和运动距离降低[85],说明微塑料对跳虫有明显的负面影响。此外,多项研究表明土壤中微/纳塑料浓度和颗粒大小是影响蚯蚓、跳虫或者蜗牛生长发育的关键因素。JU等[99]将白符跳(Folsomiacandida)暴露在1%的PE塑料颗粒环境中时,其死亡率增加28%,繁殖率则下降70.2%。这与HUERTA LWANGA等[100]的研究结果类似,随着土壤中微塑料浓度的增加,蚯蚓的生长速率会明显降低,死亡率增加。即使土壤中PS塑料含量≤1 mg·kg-1也会对蚯蚓(Eiseniafetida)造成氧化应激和DNA损伤[82]。上述研究表明微/纳塑料大多会对动物造成不同程度的负面影响,这主要是因为微/纳塑料耐腐蚀,可以在生物体内长时间存在,进而会影响动物摄食、消化和吸收。

微/纳塑料对土壤动物的毒性还具有大小依赖性。LI等[101]研究发现不同粒径微塑料都会改变赤子爱胜蚓(Eiseniafetida)体内超氧化物歧化酶、过氧化氢酶和谷胱甘肽S转移酶活性,综合生物反应值表明小粒径微塑料对蚯蚓的氧化应激影响更大。小粒径(120 μm)塑料颗粒会引起蜗牛(Cantareusaspersus)消化腺氧化应激[17]。因为小粒径微/纳塑料更易被土壤生物摄取,少量的小粒径微/纳塑料则会被吸收进入其体内。PARENTI等[87]观察到0.5 μm纳塑料能够通过蚕(Bombyxmori)的肠道屏障到达内部组织、器官和循环系统。而JIANG等[82]则观察到1.3 μm的PS塑料颗粒比0.1 μm的PS塑料颗粒在蚯蚓体内有更多的累积,并对蚯蚓显示出更大的毒性。目前,微/纳塑料对土壤动物的影响研究还只关注单一粒径的影响。有关不同粒径塑料在土壤动物体内的吸收、转移和分布研究还十分匮乏,特别是不同粒径对土壤动物的综合影响。

同时,微/纳塑料还会和其他环境污染物联合对土壤动物产生复合效应。有研究表明,土壤中添加PP和PE塑料会增加赤子爱胜蚓体内Cd的累积,增加对蚯蚓的毒性,抑制酶的活性,降低生长速率和增加死亡率[102-103]。这可能是由于吸附在塑料表面的Cd在蚯蚓体内容易解吸,导致Cd在其体内累积增加。但是微塑料与Cd的复合作用,在一定程度上能够缓解蚯蚓的急性致死效应[104]。土壤中的微/纳塑料也会导致有机污染物在生物体内累积增加,微塑料和农药共同暴露会增加农药在蚯蚓体内的生物累积量,并增加蚯蚓的氧化损伤,改变其代谢途径[105]。微/纳塑料由于表面疏水性强会吸附疏水性有机物(HOCs: 多环芳烃、多氯联苯和邻苯二甲酸盐),降低土壤中HOCs的生物有效性,减少生物累积[106]。因此,微/纳塑料究竟是促进还是抑制HOCs的生物积累,不仅取决于微塑料与土壤之间HOCs的浓度梯度,还取决于塑料和污染物的极性[107-108]。

3.3 微/纳塑料对土壤微生物的影响

土壤蕴藏着巨大的微生物多样性,土壤微生物在主要元素(C、N、P)循环、废物回收和环境污染物的解毒等方面发挥着重要作用[109]。微/纳塑料会对土壤微生物群落结构及多样性造成影响。XIAO等[110]观察到PE塑料暴露下水稻田中细菌的辛普森多样性指数先下降后上升,说明塑料暴露初期会对土壤微生物造成较大压力。WANG等[111]研究表明,LDPE塑料暴露下土壤中酸杆菌门、装甲菌门、拟杆菌门、芽单胞菌门和变形菌门丰度明显增加,而且加快了土壤中微生物群落演替,降低了土壤微生物群落的稳定性。这表明微生物群落会通过调整其组成来适应微/纳塑料的胁迫。其他研究也表明土壤微生物群落还具有一定的抗干扰能力,将土壤中添加2%和7%的LDPE塑料颗粒(150～250 μm)培养90 d后,发现土壤中细菌多样性会因为LDPE塑料颗粒的加入而受到轻微影响[112]。LDPE塑料薄膜对土壤微生物α多样性(丰富度、均匀度和多样性)没有明显影响[113]。

微/纳塑料还会对土壤微生物酶活性造成影响。研究表明土壤中PE颗粒含量为100和1 000 ng·g-1时会明显减弱土壤脱氢酶、亮氨酸-氨基肽酶和碱性磷酸酶等活性,同时会增加其基础呼吸速率和代谢熵[114]。而LIU等[115]添加PP塑料(7%和28%)至土壤后观察到低浓度微塑料对土壤酶活性无影响,而高浓度微塑料则会促进土壤中荧光素二乙酸水解酶活性,有利于土壤中有机碳、氮和磷的溶解,增加植物可利用营养成分的来源。此外,LDPE塑料碎片也会增加土壤中脲酶和过氧化氢酶活性[113]。这主要是由于微/纳塑料累积在土壤中会改变土壤性质,如土壤孔隙、容重、通气性和透水性,间接影响土壤酶活性。土壤酶活性改变则会进一步影响农业生态系统中C、N和P的循环。

微/纳塑料由于比表面积大、表面疏水且坚硬,在土壤环境中为微生物创造了一个新的生态位[116]。ZETTLER等[117]首次将微塑料与附着的微生物联合称为“微塑料圈(plastisphere)”。WRIGHT等[118]通过收集和重新分析35项研究中2 229个样本的所有原始16S rRNA基因测序和元数据,确定了水环境中塑料上形成的生物膜中具有生物降解能力的海洋螺杆菌(Oceanospirillales)和交替单胞菌(Alteromonadales)始终比对照环境生物膜中更丰富。在土壤环境中,ZHANG等[119]观察到薄膜微塑料的凹槽和分裂处易于生长各种微生物,成为微生物群落的一个独特的栖息地,微生物群落在微塑料上的结构与周围土壤、枯枝落叶和大塑料上有着明显不同,在塑料上富集了一些可降解PE的微生物群落,如放线菌门、拟杆菌门和变形菌门。ZHU等[13]研究也观察到变形菌(51.3%)和放线菌(30.1%)在塑料菌群中占主导地位。在电子垃圾拆解区土壤微塑料的微生物群落也与周围环境有着明显不同,在微塑料上也发现了菌丝单胞菌科[120]。这些微生物可以利用微/纳塑料作为新的营养来源,使其在微/纳塑料环境中有相对的生存优势[121]。微/纳塑料还是土壤中一些致病菌的载体。GKOUTSELIS等[122]在塑料上观察到可在土壤中传播的致病菌如尖孢镰刀菌(Fusariumoxysporum)、互炼链孢菌(Alternariaalternata)和葡萄茎枯病菌(Didymellaglomerata)。ZHU等[13]检测出微塑料上潜在细菌致病菌占总细菌比例比土壤细菌群落高12.4倍。这些致病菌会给生物带来轻微或严重的疾病,因而迫切地需要评估携带致病菌的微塑料对生物健康的潜在风险。

4 土壤微/纳塑料的生态风险评估框架

微/纳塑料作为一种新型污染物,其对土壤生态系统的风险评估尚处于初步探索阶段。由于水环境中微/纳塑料研究起步早,且水环境相对土壤环境更为简单,已有风险评估模型可用于评估微/纳塑料对水环境的生态风险,如物种敏感性分布(SSD)[123-124]。SSD主要用于生态风险评估,一般是利用有限的实验室生态毒性数据计算得出环境中污染物的最大可接受浓度。但是目前不同实验室得出的微/纳塑料毒性数据缺乏可比性,因为不同实验室采用的微/纳塑料的粒径、形状和浓度不一致,采用的风险受体也不一样,因而利用SSD得到的微/纳塑料阈值效应浓度相差很大[123-125]。ZHANG等[54]认为微/纳塑料与人类活动密切相关,因而需要综合考虑人类活动和自然因素,再基于层次分析法评估微/纳塑料的生态风险。此模型主要的流程可分为3大部分:第1部分是确定需要评估的区域;第2部分是建立风险评估指标库,主要分为压力、状态和响应3个指标,然后通过专家打分法确定每个指标的权重,最后通过查阅文献来评估指标状态;第3部分是使用加权平均模型和最大隶属度原则综合判断风险等级。但是不同研究所得到的微/纳塑料丰度可比性差,而且各个指标确定的权重人为主观性较大,因而无法准确地评估微/纳塑料的生态风险。总体而言,目前尚缺乏土壤环境中微/纳塑料的生态风险评估框架和模型。但KOELMANS等[126]认为微/纳塑料具有连续的特性,提出了一个适用于环境或人类健康的微/纳塑料风险评估通用框架,其大致分为3个部分:(1)首先要明确需要保护的目标(一个种群或单个旗舰物种),然后在质量控制与保障的基础上指导危害和暴露评估的设计,以获得可靠的数据;(2)基于效应机理的剂量测定,微/纳塑料会对生物造成细胞毒性、氧化应激和炎症等毒害作用,因而需要为这些机制选择相应的剂量指标,如颗粒的比表面积、粒径和横纵比等,最后确定微/纳塑料对生物产生毒害的相应剂量;(3)通过对数据的分析以获得适用于微/纳塑料的概率密度函数,通过使用概率密度函数来调整和量化暴露和影响阈值,以便一致地描述风险。该通用框架为微/纳塑料对土壤生态系统风险评估提供了可参考的基础。然而,土壤环境中的微/纳塑料是复杂的,其本身既会释放塑料添加剂,又会负载有害物质,因此在评估微/纳塑料的生态风险时还需要对这些成分进行评估。此外,由于现阶段土壤微/纳塑料丰度调查数据可比性差,微/纳塑料对土壤生物的毒性影响研究较少,并且许多相关实验设计存在缺陷,因而当前尚难以科学评估微/纳塑料对土壤生态系统的风险。

5 未来研究展望

微/纳塑料如何影响陆地生态系统是全球性问题。目前,陆地土壤环境中微/纳塑料的赋存状态及其对植物、动物和微生物影响研究总体上处于初始阶段,许多科学与方法学问题需要探索与解决。微/纳塑料的土壤生物健康效应与食物链传递风险的未来研究需要着重关注以下几个方面。

(1)建立既能提升科学认知又能业务化普及的土壤微塑料精准鉴定、检测与监测技术标准,使数据具有可比性和用于质量化表示,特别是更细小的纳塑料,以定量指示不同粒径微/纳塑料在土壤中赋存状况和迁移转化规律。

(2)加强土壤中微/纳塑料低剂量、长时间的环境-生物暴露模拟试验研究,以揭示微/纳塑料对土壤生物的毒性作用及机制。开展多生态位的微宇宙生态模拟试验,研究阐明微/纳塑料与其所携带的添加剂和污染物对土壤生物的复合毒性及机制,建立微/纳塑料对土壤生物生态系统的风险评估方法。

(3)定量指示微/纳塑料在陆生食物链中不同营养级生物体内的吸收,探明陆地食物网中微/纳塑料富集过程和循环效应,以评估微/纳塑料食物链传递健康风险。

(4)借鉴化学品和人工纳米材料的生态风险评估技术路线以构建土壤中微/纳塑料的生态风险评估框架和模型,并逐步区分微/纳塑料颗粒的毒性效应与化合物毒性效应,不断改进优化微/纳塑料的生态风险评估方法。