土壤環(huán)境中微塑料污染：來源、過程及風險*

楊 杰，李連禎，周 倩，3，李瑞杰，3，涂 晨，駱永明1，，3?

（1. 中國科學院土壤環(huán)境與污染修復重點實驗室（南京土壤研究所），南京 210008；2. 中國科學院海岸帶環(huán)境過程與生態(tài)修復重點實驗室（煙臺海岸帶研究所），煙臺 264003；3. 中國科學院大學，北京 100049）

塑料制品因便宜、輕便和可塑性等特點而被廣泛使用，預計到2050 年塑料的產量將達到330 億噸[1]。塑料的回收利用率低，進入環(huán)境的塑料通過長期的物理、化學、生物作用可進一步破碎裂解成微塑料。微塑料是指粒徑小于5 mm 的塑料纖維、碎片、顆粒等，已普遍存在于水體環(huán)境中[2]，甚至存在于深海和極地水域[3-4]。陸地作為塑料生產的源頭，同時也是重要的匯集區(qū)，每年釋放到土壤的微塑料可能是海洋的4 倍～23 倍[5]。目前，對微塑料環(huán)境過程和生態(tài)風險的研究大多集中于水生環(huán)境，盡管近兩年越來越多的研究開始關注陸地環(huán)境，土壤中微塑料的研究僅占微塑料文獻總量的 6.34%（根據2019—2020 年Web of Science 和中國知網數據庫，截止2020 年8 月30 日），仍需引起更多的重視。微塑料在土壤中能夠發(fā)生多種環(huán)境化學過程，如吸附和釋放重金屬和持久性有機污染物等，可風化降解成粒徑更小的塑料微粒；這些微粒在土壤中發(fā)生遷移，可能導致地下水污染；微塑料的存在能夠對土壤的理化性質以及動植物的生長繁殖產生影響[6]。同時，暴露于環(huán)境中的微塑料能夠通過呼吸和食物鏈傳遞進入人體[7]。土壤中微塑料污染已成為近年來全球環(huán)境界興起的研究熱點。本文綜合國內外土壤環(huán)境中微塑料研究的最新研究進展，著重介紹微塑料污染的來源、過程及風險，并提出未來研究方向與重點內容，為深入認識和進一步研究土壤環(huán)境中微塑料污染與生態(tài)環(huán)境風險提供參考。

1 土壤環(huán)境中微塑料的豐度與分布

與水體環(huán)境相比較，土壤中微塑料污染狀況的報道較少。不同土壤質地、利用類型均會造成土壤中微塑料的豐度差異。目前，國內外均相繼開展了土壤中微塑料污染的調查。

1.1 中國土壤環(huán)境中微塑料的豐度和分布

中國是近幾年較早開展土壤中微塑料調查研究的國家，雖然工作有限，但與國際同步。多種土地利用方式下的土壤中均發(fā)現(xiàn)有微塑料的存在（表1）。周倩等[8]報道了我國河北曹妃甸潮灘土壤中微塑料豐度達到634 ind·kg–1，平均粒徑為1.56±0.63 mm，其中小于1 mm 的微塑料占總量49.8%。該粒級的微塑料由于能夠被土壤生物吞食而受到關注[28]。土壤中的微塑料豐度隨著粒徑減小而增多，且空間差異大。在受高強度人類活動影響的黃海和渤海海岸帶土壤中微塑料豐度變幅在1.3～14 712.5 ind·kg–1，約60%的微塑料粒徑小于1 mm[12]。武漢郊區(qū)菜地的微塑料的豐度范圍為320～12 560 ind·kg–1，其中粒徑小于 0.2 mm 的微塑料占70%[18]。在有的土壤中微塑料豐度更高，達2.2×104～6.9×105ind·kg–1，81.7%的微塑料粒徑在10～100 μm[16]。土壤中微塑料的豐度隨著土壤深度的增加而降低。Liu 等[9]報道，在上海城郊蔬菜大棚土壤中，微塑料在表層土壤（0～3 cm）和較深層土壤（3～6 cm）中的豐度分別是78.00±12.91 和62.50±12.97 ind·kg–1，粒徑小于1 mm的微塑料分別占48.79%和59.81%。在不同土地利用方式的土壤中，微塑料豐度與分布存在差異。在上海三個魚稻共作養(yǎng)殖基地的水稻種植土壤中微塑料平均豐度為16.1±3.5 ind·kg–1，顯著高于養(yǎng)魚的稻田土壤（4.5±1.2 ind·kg–1）[15]。在云南滇池地區(qū)的湖濱退耕濕地及設施農田中微塑料豐度高達7 100～42 960 ind·kg–1，平均值為18 760 ind·kg–1，其中粒徑小于1 mm 的微塑料占95%[10]。未來應更加關注粒徑小于1 mm 的微塑料的環(huán)境行為與風險。

1.2 全球土壤中微塑料的豐度和分布

與我國相比，全球其他國家對土壤中微塑料的調查研究更少（表2）。Fuller 和Gautam[29]報道了澳大利亞悉尼的工業(yè)用地土壤中微塑料豐度范圍為300～67 500 mg·kg–1，但未關注微塑料的分布特征。Scheurer 和Bigalke[32]指出瑞士29 個沖積平原的土壤樣品中有26 個存在微塑料，最多達593 ind·kg–1，粒徑在125～500 μm 之間的微塑料占比較大。現(xiàn)代農業(yè)生產活動影響微塑料豐度，因而農地土壤是當前研究的重點對象。調查表明，德國某傳統(tǒng)農田中，微塑料的平均豐度僅為0.34±0.36 ind·kg–1[31]，而墨西哥的家庭菜地中微塑料高達870±1 900 ind·kg–1[30]。污泥長期施用造成的微塑料污染問題正受到關注。位于智利Mellipilla 連續(xù)多次施污泥的土壤中，微塑料豐度達到了600～10 400 ind·kg–1[33]，其中大部分是塑料纖維。西班牙Valencia 附近施污泥的土壤中輕質（ρ＜ 1 g·cm–3）和重質（ρ＞ 1 g·cm–3）微塑料豐度分別為2 130±950 和3 060±1 680 ind·kg–1，遠高于未施污泥土壤中的輕、重質微塑料（930±740 和1 100±570 ind·kg–1）[34]。當前，對全球土壤中微塑料的積累調查研究很匱乏。各國所報道的土壤中微塑料豐度差異相當大。這除了與不同土地利用方式有關外，還與所使用的土壤中微塑料提取、分離和分析的方法未統(tǒng)一有關（表1，表2）。微塑料的表達方法也不盡統(tǒng)一，數量（ind·kg–1）和質量（mg·kg–1）表達方式間需要建立可換算的方法。未來需要建立統(tǒng)一的可比較的研究方法，規(guī)范微塑料豐度的表達方式。

2 土壤中微塑料的來源及途徑

土壤中微塑料來源廣泛，農膜使用、污泥及有機肥施用、污水灌溉、大氣沉降、垃圾填埋場滲濾液滲流等是土壤中微塑料積累的重要途徑（圖1）。

2.1 農用塑料薄膜的使用

塑料薄膜被大量應用于現(xiàn)代農業(yè)生產中，2021 年全球農用塑料薄膜年產量預計將達750 萬t，其中超過40%是地膜[36]。我國是農膜消費大國，2017年農膜的年使用量高達252.8 萬t，地膜使用量達到了143.7 萬t，地膜覆蓋面積達到1 865.7 萬hm2，但地膜回收率不足60%[37]。土壤中積累的塑料薄膜在光照和微生物等作用下可被分裂成微塑料甚至是納米塑料[38]。Zhou 等[17]報道杭州灣附近覆膜農田土壤中微塑料豐度高于未覆膜農田。在新疆石河子地區(qū)的長期覆膜棉花田中，覆膜24 年的土壤中微塑料豐度高達1 075.6±346.8 ind·kg–1，而覆膜5 年的土壤中微塑料僅為80.3±49.3 ind·kg–1[20]。因而，農用薄膜的殘留是土壤中微塑料積累的重要途徑。

2.2 污泥的土地利用

污水處理過程可以有效去除污水中微塑料，但這些微塑料會積累在污泥中[39]。芬蘭某污水處理廠（日排放量為10 000 m3）的調查結果表明，每天通過污泥進入到環(huán)境中的微塑料大約有4.6×108N；污水經處理后，其中98.3%的微塑料積累于污泥中[40]。愛爾蘭污水處理廠的污泥中微塑料豐度達到了4 196～15 385 ind·kg–1[41]。我國11 個省28 個污水處理廠中的污泥樣品中微塑料的豐度范圍為1 600～56 400 ind·kg–1，平均為22 700±12 100 ind·kg–1[42]。這些含微塑料的污泥通常會被處置后進入土壤中，尤其是作為肥料施加到農田中而導致微塑料的積累。據估算，歐洲和北美每年通過污泥施用而進入到土壤中的微塑料可達63 萬～430 萬t 和44 萬～300 萬t[43]。我國每年通過污泥進入環(huán)境中的微塑料估計高達1.56×1014個[42]。污泥長期農用必然加劇土壤中微塑料的污染。已有報道，連續(xù)施用污泥的土壤中微塑料豐度顯著高于周圍未施污泥的土壤[21]。Corradini 等[33]對智利31 個施用污泥不同年限的農用土壤進行了調查，土壤中微塑料的含量隨污泥施加量增加而增加，施用污泥5 次后（總量200 t·hm2（干重））土壤中微塑料豐度平均達3 500 ind·kg–1。

2.3 有機肥的長期施用

畜禽糞經堆肥后的有機肥是農業(yè)生產過程中的重要肥料，尤其在設施農業(yè)中被廣泛使用。Bl?sing 和Amelung 等[44]發(fā)現(xiàn)德國波恩的有機肥中存在粒徑大于0.5 mm 的塑料碎片，含量為2.38～180 mg·kg–1；德國的另一項調查表明，有機肥中粒徑大于1 mm 的塑料碎片豐度達14～895 ind·kg–1[45]。值得注意的是，目前有機肥中所檢測出的塑料碎片粒徑大于0.5 mm，而粒徑小于0.5 mm 的微塑料尚不清楚。大多數國家尚未重視有機肥中的微塑料污染問題。澳大利亞的有機肥標準中允許有機肥中存在0.5 wt%（干重計）的硬質塑料和0.05 wt%的輕質塑料[46]。即使是在有機肥質量管控較嚴格的德國，也允許有機肥中含有0.1 wt%的塑料且并沒有考慮粒徑小于2 mm 的微塑料[45]。我國是有機肥施用大國，商品有機肥的實際用量占生產量的88.4%[47]。如果以目前的統(tǒng)計量來估算，每年通過施用有機肥而進入到土壤中的微塑料將高達52.4～26 400 t，考慮到粒徑小于0.5 mm 的微塑料豐度以及有機肥施用量的逐年增多，進入到土壤中的微塑料可能更多[48]。有機肥不可避免地成為土壤中微塑料的重要來源。

圖1 土壤中微塑料的來源與途徑Fig. 1 Sources and pathways of microplastics entering into soil

2.4 地表徑流和污水灌溉

地表水中含有大量的微塑料。Di 和Wang[49]在長江流經重慶至宜昌江段水體中檢出的微塑料豐度為1.6～12.6 ind·L–1。鄱陽湖中表面水體微塑料豐度達到5～34 ind·L–1[50]。水體中的微塑料隨地表徑流而進入土壤。墨西哥Tijuana 地區(qū)雨水徑流中微塑料豐度為66～191 ind·L–1，通過估算得出雨水徑流中微塑料的年排放量為8×105～3×106ind·hm–2[51]。此外，污水灌溉能夠將微塑料攜帶進入土壤。污水處理廠中的各種方法并不能完全的去除微塑料，污水處理廠的污泥經過活性污泥法和生物膜反應器法處理后，水樣中仍有1.0 ind·L–1和0.4 ind·L–1的微塑料[40]。加拿大溫哥華某污水處理廠每年仍有約300 億個微塑料通過污水排放到環(huán)境中[52]。微塑料纖維大部分來源于生活污水及紡織品洗滌廢水[53]，通過污水的農業(yè)灌溉，這些纖維很容易進入土壤環(huán)境。

2.5 大氣沉降

在風力作用下，微塑料碎屑能夠在空氣中傳輸?？諝獾牧魍ㄓ绊懳⑺芰县S度，一項調查結果表明，室內微塑料豐度（1.0～60.0 ind·m–3）較室外（0.3～1.5 ind·m–3）高[54]。Klein 和Fischer[55]發(fā)現(xiàn)微塑料普遍存在于德國漢堡的空氣中，平均豐度為136.5～512.0 ind·m–2·d–1。每年約有3～10 t 的微塑料通過大氣沉降到巴黎城市聚集區(qū)[56]。周倩等[57]首次報道了我國濱海城市大氣環(huán)境中的微塑料污染狀況，大氣中微塑料的年沉降通量可達1.46×105ind·m–2。通過模型估算，每年約有120.7 kg 的微塑料存在于上海的空氣中[58]。Allen 等[59]通過建模估測，微塑料在大氣中的傳輸距離可達95 km。微塑料通過大氣遷移到達偏遠的地區(qū)，甚至北極浮冰上的沉積雪中也有微塑料的存在（0～14.4×103ind·L–1）[3]?？諝庵械奈⑺芰献罱K會遷移到地表和水面。大氣沉降是土壤中微塑料的重要來源之一。

2.6 填埋場塑料垃圾滲流

垃圾填埋場并不是塑料垃圾最終的歸宿，填埋場中塑料垃圾的滲流是土壤中微塑料的又一潛在來源[60]。隨著塑料產量和用量的增加，到2050 年全球有1 200 億t 的塑料垃圾將被丟棄[61]。長期存在于土壤環(huán)境中的塑料廢物經風化降解成粒徑更小的微塑料并釋放出有害的添加劑，如：鄰苯二甲酸鹽類污染物[62]。我國多個城市垃圾填埋場的垃圾滲濾液中微塑料豐度為0.42～24.58 ind·L–1，其中聚丙烯和聚乙烯是最主要的塑料類型[60]。上海某垃圾填埋場的滲濾液和垃圾中微塑料豐度分別為8±3 ind·L–1和62±23 ind·g–1[63]。未經處理的滲流液中存在的微塑料會隨著滲流液進入到土壤，而經處理后的滲流液會進一步轉化為污水污泥而進入土壤環(huán)境中。

2.7 其他來源

此外，垃圾的非法傾倒和處置不當、塑料制品和汽車輪胎磨損、海水潮汐運動等均是土壤中微塑料的來源。以輪胎碎屑為例，Roychand 和Pramanik[64]指出，在澳大利亞墨爾本多處道路中存在大量的輪胎碎屑。法國每年有75 291 t 的輪胎等道路顆粒釋放到環(huán)境中[65]。據估算，全球每年人均排放的輪胎磨損橡膠微粒為0.81 kg[66]。

3 土壤中微塑料的污染過程與環(huán)境效應

來源廣泛的微塑料能夠對土壤環(huán)境及生命體產生影響。微塑料在土壤環(huán)境中的污染過程如圖2 所示。微塑料不但可以釋放出有害添加劑，還可以從環(huán)境中吸附污染物。同時，微塑料能在表層土壤中長期積累和徑流遷移，并可風化降解成粒徑更小的微塑料甚至是納米塑料，遷移到地下水。

圖2 土壤中微塑料的污染過程與生態(tài)風險Fig. 2 Contamination processes and ecological risks of microplastics in soil

3.1 微塑料與污染物相互作用

3.1.1 微塑料釋放污染物 增塑劑、抗氧化劑、熱穩(wěn)定劑、潤滑劑等是塑料加工生產過程中常用的添加劑[67]。有機錫，作為聚氯乙烯（PVC）塑料制造中的一種光、熱穩(wěn)定劑，已經使用了40 多年，光化學風化能夠導致其從塑料中釋放出來[68]。Zhang 等[69]報道渤海和黃河沙灘微塑料中普遍存在有機磷酯（OPEs）和酞酸酯（PAEs）。微塑料能夠釋放酞酸酯類物質，從而影響土壤中微生物的多樣性[70]。微塑料同時也會分解并釋放出低聚體。聚苯乙烯食品包裝袋能夠將苯乙烯遷移到食物中，每人每日接觸苯乙烯的濃度為18.2～55.2 μg[67]。3.1.2 微塑料對污染物的吸附 微塑料可以作為環(huán)境污染物的載體，吸附抗生素、持久性有機污染物等[68]。塑料薄膜上普遍存在有機污染物。塑料大棚中的薄膜上殺蟲劑濃度（占總濃度 38.8%～52.2%）遠高于土壤（占2.9%～5.4%）[71]。薄膜上毒死蜱和毒殺酚殘留量甚至達到土壤中殘留量的70倍以上[72]。微塑料對有機污染物的吸附能力、吸附機制與塑料種類有關。Hüffer 和Hofmann[73]研究了4 種微塑料（聚乙烯（PE）、聚酰胺（PA）、聚苯乙烯（PS）和聚氯乙烯（PVC））對7 種脂肪烴和芳香烴化合物的吸附作用，認為PE 的吸附主要是固液相的分配平衡，而PA、PS 和PVC 吸附以表面吸附為主導。Lee 等[74]使用聚乙烯、聚丙烯和聚苯乙烯微塑料對14 種不同的疏水性有機污染物進行吸附實驗表明，微塑料吸附能力與其疏水性存在顯著相關性。靜電相互作用、氫鍵和陽離子橋聯(lián)機制也會對微塑料吸附有機污染物產生影響[69]。重金屬同樣可以被微塑料吸附。土壤中提取出的微塑料中含不同濃度的Cu、Cd 和Pb[16]。老化使微塑料具有更強的吸附能力。人工老化后的高密度聚乙烯、聚氯乙烯和聚苯乙烯微塑料對Cu、Zn 的吸附能力增加[75]。環(huán)境中的陽離子、小分子有機酸和可溶性有機物等影響微塑料對污染物的吸附[76-77]。與耕地相比，高密度聚乙烯在含有機質多的林地土壤中對Zn2+的吸附能力更強[78]。

3.2 微塑料的積累過程

土壤的物理性阻塞可使通過各種途徑進入土壤的微塑料積累。Corradini 等[33]報道，土壤中的微塑料含量隨著污泥施用年限的延長而增多。本課題組對連續(xù)施用豬糞有機肥22 年的旱地土壤調查表明，施肥顯著地增加了土壤中微塑料積累（未發(fā)表數據）。土壤的理化性質影響微塑料的積累。微塑料的存留率與與Fe/Al 氧化物的含量成正比[79]。由于受到低氧化作用和光屏蔽效應，土壤環(huán)境中的微塑料降解效率低，殘留時間長[48]。

3.3 微塑料的遷移過程

微塑料在土壤中會發(fā)生橫向和縱向遷移。風力作用使土壤表層微塑料發(fā)生長距離的橫向遷移。歐洲甚至是北極的雪中均有微塑料存在[3]。降雨影響土壤中微塑料的縱向遷移。土柱模擬結果表明，沙土中微塑料的遷移深度與干濕交替次數成正比；利用我國347個城市的氣象信息估算，100 年后微塑料的平均滲透深度達5.24 m[80]。遷移到地下后的微塑料，通過侵蝕和壤中流等方式，可進一步進入到水體和地下水中。美國伊利諾伊州的兩個喀斯特地貌（巖溶）含水層中存在微塑料纖維，微塑料最大豐度達到了15.2 ind·L–1[81]。Nizzetto 等[82]通過污染物分布模型模擬顯示，污泥施用后的土壤中殘留約16%～38%的微塑料，大部分微塑料從土壤遷移到水體環(huán)境中。Engdahl[83]使用珠-桿鏈接模型模擬纖維類微塑料在飽和多孔介質中的遷移，當纖維長度達到土壤平均孔徑的數量級及以下時，纖維的遷移行為類似于溶質。纖維兩端對其余部位產生持續(xù)的阻力而限制其遷移，最終造成斷裂。

土壤中動物活動和植物根系生長對微塑料的橫向、縱向遷移有促進作用。將蚯蚓暴露于含微塑料的土壤表面凋零物中，微塑料能夠隨蚯蚓遷移至洞穴中[84]。蚯蚓擾動下，60%以上的聚乙烯微球從土壤表層向下遷移至10 cm 以下的土層，其中粒徑（710～850 μm）越小的微塑料越容易遷移[85]。蚯蚓洞穴提供的優(yōu)勢流可以使微塑料隨水流出，土壤浸出液中的微塑料更直接反映出蚯蚓活動造成了微塑料的縱向遷移[86]。不同動物物種對微塑料的遷移能力不盡相同。跳蟲可以將樹脂顆粒和纖維從土壤表層遷移到地下層，但與小原等節(jié)跳（Proisotoma minuta）相比，白符跳（Folsomia candida）對大粒徑微塑料的遷移距離更遠[87]。

3.4 微塑料的風化與降解過程

微塑料在土壤中長期積累必然會出現(xiàn)風化和降解。風化降解不僅造成了微塑料表面的形貌變化，當這些塑料碎片暴露于陽光下，微塑料表面可能會形成大量的持久性自由基和活性氧[88]。光照、溫度、濕度等均會影響微塑料的風化[89]。長期物理、化學和生物作用下，潮灘微塑料表面出現(xiàn)微孔裂紋，且含氧官能團增加[8]。長期風化作用使微塑料表面逐漸老化裂解成粒徑更小的微塑料甚至是納米塑料，增強其環(huán)境遷移性。

微生物在降解中扮演著重要的角色，其中聚乙烯（PE）降解菌受到廣泛的關注。微生物產生的胞外酶（氧化還原酶）會加速PE 的降解[90]。從韓國仁川垃圾填埋場分離出的芽孢桿菌和類芽孢桿菌的混合菌群加速了PE 的降解[91]。蚯蚓和蠟螟幼蟲腸道內也存在降解PE 的微生物[92-93]。其他類型的微塑料也可被微生物降解，且不同微生物的降解效率不同。Cephalosporium species（sp.）和Mucor species（sp.）菌株孵化PS 微塑料8 d 后，F(xiàn)TIR 紅外譜圖和SEM 圖均顯示PS 發(fā)生了降解；同時，微塑料表面出現(xiàn)了裂紋甚至是孔隙[94]。紅樹林沉積物中分離出的芽孢桿菌（Bacillus sp. stain 27）和紅球菌（Rhodococcus sp. stain 36）能在40 d 內使聚丙烯（PP）失重4.0%和6.4%[95]。在30℃條件下，6 周內菌株Ideonella sakaiensis 可以使 60 mg 的聚對苯二甲酸乙二酯（PET）薄膜嚴重破損[96]。氮、磷肥料的施用可以提升土壤肥力并改變土壤微生物的活力，從而促進土壤中微塑料的降解[97]。

4 土壤中微塑料的生態(tài)效應

微塑料在土壤環(huán)境中的生態(tài)風險如圖2 所示。微塑料不僅會影響土壤理化性質而且還會對土壤環(huán)境中動物生長、發(fā)育和繁殖造成危害，對植物的生長產生影響，甚至會改變土壤中微生物群落及酶活性。

4.1 微塑料對土壤理化性質的影響

微塑料的存在影響土壤水力特征和土壤團聚體的變化[98-99]。這種影響的程度在不同類型微塑料間的差異較大。聚酯纖維（PES）能顯著降低土壤水穩(wěn)性團聚體的含量，而聚乙烯（PE）碎片的影響不顯著[99]。PES 促進了土壤中大團聚體（＞1 mm）的形成，且PES 能夠增強土壤持水力，使水飽和度長期保持在較高水平[99]。土壤中塑料薄膜可顯著增加土壤水分蒸發(fā)速率并導致土壤開裂。隨著塑料豐度增加和粒徑減小，影響越顯著[100]。微塑料同時影響土壤中物質循環(huán)。低密度聚乙烯（LDPE）和生物可降解塑料對土壤pH、EC 以及碳氮比產生較大影響，且生物可降解塑料顯著影響了小麥根際揮發(fā)性有機物的釋放[101]。土壤中加入聚丙烯（PP）微塑料30 d后，土壤可溶性有機物（DOM）中的可溶性有機碳、氮、磷隨微塑料添加量的增加而增加[102]。由此可見，微塑料對土壤碳儲存有隱蔽性貢獻[103]。

4.2 微塑料對土壤無脊椎動物生長、發(fā)育和繁殖的影響

前期研究報道，微塑料能夠被土壤原生動物（纖毛蟲、鞭毛蟲和變形蟲等）吞食[104]。微塑料可影響土壤無脊椎動物的生長發(fā)育和繁殖[105]。聚苯乙烯（PS）能顯著影響秀麗隱桿線蟲的體長、生存率、繁殖率和氧化應激基因，且影響具有尺寸效應。1 μm的微塑料與0.1、0.5、2、5 μm 的微塑料相比，對線蟲生存、壽命和運動神經元等影響更嚴重[106]。目前，關于微塑料對土壤無脊椎動物毒性作用的研究主要集中于蚯蚓和跳蟲[107-108]。蚯蚓攝食微塑料后，引發(fā)腸道損傷和繁殖率下降，這與土壤中微塑料含量相關。Rodriguez-seijo 等[109]指出，聚乙烯（PE）微塑料在土壤（干重）中濃度低于0.1%（質量比）時，雖然引起了蚯蚓腸道的組織病理學變化，但并未影響蚯蚓的體重以及繁殖率。當濃度達到1%以上時，蚯蚓生長受阻且死亡率增加[110]。當蚯蚓分別暴露于20%的PE 和PS 微塑料中14 d 后，蚯蚓體內的過氧化氫酶、過氧化物酶以及脂質過氧化水平提高，而超氧化物歧化酶和谷胱甘肽的水平受到了抑制[111]。聚酯纖維（PES）同樣對蚯蚓生殖率產生影響。經過35 d 的培養(yǎng)實驗，在土壤中PES 達1.0%時，蚯蚓生殖率與對照相比下降了 1.5 倍，金屬硫蛋白（mt-2）增加了24.3 倍，熱休克蛋白（hsp70）降低了9.9 倍[112]。跳蟲也有相似的規(guī)律。當土壤中PE微塑料濃度為0.1%時，跳蟲繁殖受到抑制；濃度為0.5%時，顯著改變了跳蟲腸道微生物群落，降低了細菌多樣性；濃度達到1%時，微塑料處理組與對照組的跳蟲相比，繁殖率下降了70.2%[113]。其他土壤動物同樣受到微塑料影響。當暴露高濃度納米PS塑料微球（10%）時，土壤寡毛蟲Enchytraeus crypticus腸道微生物群中根瘤菌科、黃桿菌科等菌科的相對豐度降低，這些群落中包含了有助于氮循環(huán)和有機物分解的關鍵微生物[114]。蝸牛攝食PES 會造成蝸牛T-AOC（反映氧化應激的綜合指數）水平下降，GPx 肝臟抗氧化物酶活性下降，丙二醛（MDA）含量增加，這將導致脂質過氧化，引起蝸牛胃腸道的損傷[115]。然而微塑料對土壤無脊椎動物的影響不僅僅是因為微塑料被攝入體內，也可能是因為其改變了周圍環(huán)境或者是對生物體的物理傷害[116]。有關微塑料對土壤無脊椎動物損害的作用機理和閾值還有待深入研究。

4.3 微塑料對植物生長的影響

陸生植物生長同樣可受微塑料影響。塑料殘膜使小麥、玉米等農作物的肥料利用效率降低，產量下降，抑制根系生長[117]。不同類型、濃度的微塑料均將對作物生長產生影響。小麥是被研究最多的糧食作物。當濃度低于500 mg·L–1時，乙烯-乙酸乙烯酯共聚合物、線性低密度聚乙烯和聚甲基丙烯酸甲酯對小麥發(fā)芽產生抑制[118]?？缮锝到馑芰弦灿绊懽魑锷L。小麥生長受可生物降解塑料碎片的影響較低密度聚乙烯更大[119]。PS 微塑料（0～100 mg·kg–1）對小麥葉片光合作用產生損害，抑制蛋白合成并影響氧化應激反應[120]。對其他陸生植物的研究表明，微塑料影響生菜生長、光合作用以及抗氧化防御系統(tǒng)[121]；阻塞水芹種子毛孔而抑制水分吸收，進而延遲發(fā)芽和根的生長[122]。當暴露于合成纖維和可生物降解聚乳酸（PLA）中，黑麥草種子發(fā)芽率低，PLA降低了黑麥草莖高；暴露于高密度聚乙烯中的黑麥草生物量與對照相比顯著降低[123]。高劑量的PLA（10% w/w）的植物毒性效應高于同濃度的聚乙烯[124]。不同尺寸的微塑料對植物產生不同影響。小粒徑的微塑料毒性作用更強。100 nm 的微塑料（100 mg·L–1）對蠶豆生長有抑制作用，其產生基因毒性較5 μm 的微塑料強[125]。值得注意的是，這些影響均是在高劑量微塑料的試驗中觀測到的。

植物吸收、傳遞微塑料是微塑料通過植物進入食物鏈的關鍵。研究表明，100 nm 的聚苯乙烯（PS）微塑料可以進入豆科植物-蠶豆的根中，阻塞細胞壁氣孔和細胞間的連接而影響營養(yǎng)物質傳輸[125]。亞微米級（200 nm）的PS 微塑料可被生菜和小麥吸收和富集，并從根部遷移到地上部，分布于可直接被食用的莖葉之中[126-127]。亞微米級微塑料甚至是微米級微塑料（2 μm）可以通過植物側根生長過程中形成的間隙進入植物體[128]。微塑料在土壤-植物系統(tǒng)中傳遞機制以及通過食物鏈傳遞是否產生人體健康風險，均有待進一步探明。

4.4 微塑料對微生物及酶活性的影響

微塑料對土壤根系微生物群落組成產生影響，破壞有益的植物-微生物相互作用體系[101]。聚酯纖維顯著增加了小蔥根部的叢枝菌根菌絲定殖量[98]。土壤酶活性反映了土壤微生物的活性。長期使用PE薄膜顯著抑制了土壤脲酶活性，進而改變了土壤中碳氮循環(huán)相關基因的豐度[129]。粒徑更小的PS 納米塑料對參與土壤碳氮磷循環(huán)的酶和脫氫酶的活性有抑制作用[130]。而PP 微塑料（7%和28%的質量百分比濃度）卻促進了土壤中熒光素二乙酸水解酶（FDAse）活性[102]。聚乙烯PE 和聚氯乙烯（PVC）加入土壤后均刺激了脲酶和酸性磷酸酶的活性，抑制了熒光素二乙酸水解酶的活性[131]。同時，微塑料能為微生物提供吸附位點，使微生物可以長期生存于微塑料的表面并形成生物膜，在微塑料碎片上形成了明顯不同于土壤的微生物群落，這可能會改變土壤的功能特性[132]。微塑料表面的細菌積累后具有更高的生物毒性，進入機體后容易引起機體感染；且生物膜存在可能導致微塑料吸附更多污染物[133]。微塑料形貌和表面結構的不同可造成其表面生物膜組成和微生物群落結構的差異[134]。而對于土壤中微塑料的表面生物膜來說，密度浮選土壤中微塑料時所使用的飽和高密度溶劑會影響微塑料表面生物膜。能夠不破壞微塑料表面形貌并觀察微生物群落的相關技術仍需探索，土壤中微塑料表面生物膜的研究方法也有待發(fā)展。

5 土壤環(huán)境中微塑料的暴露與潛在人體健康風險

5.1 微塑料的呼吸暴露與食物鏈傳遞

風力作用使微塑料隨地面揚塵漂浮到空中，可被人體吸入到肺部。據估算，人體肺部每天要暴露在26～130 個空氣微塑料中[135]。在人體肺部甚至觀測到長達250 μm 的塑料纖維[136]。根據中國39 個主要城市的揚塵中微塑料濃度估算，不同年齡段的人通過粉塵攝入的塑料纖維和顆粒范圍在 64.1～889 ind·kg–1·d–1和8.44～119 ind·kg–1·d–1[137]。食物鏈富集傳遞是微塑料暴露的重要途徑。Lwanga 等[30]報道了微塑料在土壤環(huán)境中的食物鏈（土壤-蚯蚓-雞）傳遞，微塑料從土壤到蚯蚓糞的富集系數為12.7，從蚯蚓糞到雞糞中的富集系數高達105；雞砂囊中微塑料的富集系數達到5.1，砂囊作為食材可能導致微塑料進入人體。小麥、生菜對微塑料的吸收和積累，表明微塑料有可能通過植物進入食物鏈傳遞[128]。食鹽[138]、日常飲用的啤酒[139]和飲用水[140]中也有微塑料存在。最近研究顯示，高溫下（95℃）浸泡的單個茶葉袋能夠釋放大約116 億微塑料和31億納米塑料[141]，較之前食品中報道的微塑料含量高出幾個數量級。此外，寵物和人類的糞便中微塑料豐度間接證明了微塑料已經在食物鏈中傳遞[142]。

5.2 微塑料的潛在人體健康風險

此前的研究發(fā)現(xiàn)，通過呼吸道持續(xù)攝入塑料纖維能引發(fā)肺部炎癥，造成免疫力下降并可能誘發(fā)癌癥[135]。Zuskin 等[143]對紡織廠工人的調查時注意到，紡織工人慢性呼吸系統(tǒng)癥狀的患病率高于非紡織工人，其中以鼻竇炎最為顯著。由于涉及倫理問題，微塑料與人體健康的風險可通過小鼠實驗和體外實驗的結果獲得啟示。微塑料會對哺乳動物（小鼠）的免疫系統(tǒng)產生影響，造成氧化應激反應，神經毒性、細胞毒性以及慢性毒性。小鼠肝臟、腎臟和腸道可以積累微塑料，同時引發(fā)肝臟一系列不良反應（能量和脂質代謝紊亂、氧化應激和神經毒性反應等），誘導腸道屏蔽功能障礙，減少群落多樣性[144-145]。通過口服灌胃不同劑量（6、60、600 μg·d–1）的聚乙烯（10～150 μm）試驗指示，高濃度的微塑料增加了小鼠腸道細菌豐度和菌群多樣性，同時引起了明顯的腸道炎癥[146]。體外實驗表明，聚苯乙烯微塑料會誘導人體肺上皮細胞產生活性氧而產生細胞毒性和炎癥作用[147]。體外脂質消化模型顯示，微塑料顯著降低了脂質消化，這可能對健康產生影響[148]。微塑料不僅本身可能會對人體產生風險，同時微塑料攜帶的添加劑和吸附的其他污染物在體內也會對健康產生風險。人體體外全消化系統(tǒng)模型結果表明：攜帶有鉻（Cr）的微塑料會在體內釋放；通過估算，不同人群通過微塑料攝入Cr 的最大量為0.50 到1.18 μg·d–1[149]。

6 未來研究展望

由于土壤的復雜性和研究的滯后，目前對土壤環(huán)境中微塑料行為及風險的認識尚為淺顯。土壤中微塑料的調查缺乏統(tǒng)一的分離、鑒定方法，造成豐度比較的困難。不同來源對土壤中微塑料的貢獻率尚不得而知。微塑料在土壤環(huán)境中的污染過程及生態(tài)環(huán)境效應與微塑料的組成及性質密切相關，因而也影響著微塑料在土壤環(huán)境中的生物生態(tài)風險和人體健康風險。未來應加強以下研究：

1）建立統(tǒng)一的土壤中微塑料快速提取、便捷鑒定、高效監(jiān)測的標準方法。

2）精準解析土壤中微塑料的來源與貢獻，揭示土壤環(huán)境中微塑料積累、遷移和降解規(guī)律，為土壤中微塑料污染防治提供科學依據。

3）研究土壤中微塑料與污染物相互作用和復合污染機制，評估微塑料的劑量-生物效應及健康風險，為土壤中微塑料的風險評估奠定基礎。

4）研發(fā)可快速降解材料，從源頭上削減土壤微塑料污染；加強土壤中農膜和塑料制品的回收管理，從過程中阻控微塑料污染；開發(fā)微塑料的高效降解新技術，從末端凈化受微塑料污染的土壤。

5）加強土壤微塑料污染的相關監(jiān)管標準及法律法規(guī)研究與制定。