土壤微塑料和農藥污染及其對土壤動物毒性效應的研究進展

薛穎昊，黃宏坤，靳拓，陳思，徐湘博，李少華*，寶哲，居學海，習斌

（1.農業農村部農業生態與資源保護總站，北京100125；2.深圳大學生命與海洋科學學院，深圳大學海洋生物資源與生態環境重點實驗室，廣東 深圳518061；3.中國科學院地理科學與資源研究所，生態系統網絡觀測與模擬重點實驗室，CERN綜合研究中心，北京100101）

塑料因其耐用性、可塑性和成本低等特點，被人們廣泛應用于日常生產生活中。2018年，全球塑料產品產量已達3.59億t[1]；但是，塑料垃圾的不當處理則會對環境造成嚴重污染。截至2015年，全球已累計產生超過60億t的塑料垃圾，其中約有80%被填埋或排放到環境中[2]。在物理、化學和生物等因素的作用下，塑料垃圾可進一步分解成細小碎片，而小于5 mm的塑料碎片統稱為微塑料（Microplastics）[3?4]。此外，具有特定尺寸的塑料微珠（個人護理產品和牙膏中的微珠）也是微塑料的重要來源[5]。與較大的塑料顆粒相比，微塑料更易轉移和擴散，從而導致大量的微塑料顆粒分布在土壤、海洋和空氣中。近年來，微塑料污染引起了全球公眾和科學界的廣泛關注。目前，人們在陸地、海洋和大氣中發現了大量的微塑料，并且在無脊椎動物、魚類和鳥類等生物體內也有發現[6?10]。更重要的是，人類也可以通過呼吸和食物鏈攝入微塑料[11]。研究表明，微塑料可能會引起生物體氧化應激、細胞毒性和慢性炎癥，增加罹患癌癥的風險[12?13]。

農藥是一種特殊的化合物，用于殺死包括昆蟲和嚙齒動物在內的各種害蟲以及雜草，可用來提高農作物的產量和質量。全球連年不斷的蟲害經常破壞農作物，給農民帶來巨大的經濟損失，造成了農藥需求的成倍增長[14]。但是，農業生產中只有0.1%的農藥達到了施藥目標，剩下的農藥則會造成環境污染[15?16]。根據《斯德哥爾摩公約》，有機氯農藥（如滴滴涕）已被歸類為持久性有機污染物。農藥的活性物質會造成土壤環境污染、影響土壤微生物的生存、擾亂植物根系微生物群落和破壞土壤酶活性[17?18]。不僅如此，農藥被認為是對人類健康具有潛在危害的化學品。個人短時間內接觸大量農藥會導致皮膚灼傷、水皰、皮疹、失明、腹痛腹瀉和嘔吐等[19]；而長期接觸農藥則會導致癌癥、出生缺陷、生殖異常、神經毒性甚至死亡[20]。由于農藥的持久性和生物不可降解性，它們已成為生態系統的重要威脅之一。

研究表明，微塑料可吸附土壤中的農藥和其他有害化學物質[21]，并起到濃縮的作用。被吸附的污染物可能會通過生物體的誤食而進入食物鏈[22]。近年來，人們開始關注土壤中農藥與微塑料之間的相互作用、相關的轉運過程以及二者對生物的毒性作用。本文綜述了微塑料和農藥對環境的影響、微塑料對農藥的吸附作用以及對土壤動物的生態毒理效應，對評估微塑料和農藥對土壤生態安全的影響具有重要意義。

1 微塑料對土壤環境的污染

1.1 土壤微塑料污染現狀

由于中國是全球最大的塑料生產國，世界上絕大多數土壤微塑料檢測研究主要在中國開展（表1）。在毗鄰渤海和黃海的中國沿海地區土壤中，微塑料豐度較高，達到1.3～14 712.5個·kg?1[23]。在黃土高原，微塑料在不同類型的土壤（農業土、果園土和溫室土）中均有檢出[24]；上海郊區稻魚共培生態系統和菜園中微塑料濃度分別為10.3～2.2個·kg?1和78.0～12.9個·kg?1[25?26]；而在云南，微塑料在滇池周邊區域的土壤中 高 達7 100～42 960個·kg?1，平均約18 760個·kg?1[27]。世界上其他地區的土壤也有被微塑料污染的報道。在澳大利亞悉尼工業區，當地土壤中的微塑料濃度在300～67 500 mg·kg?1之間[28]；瑞士洪泛區90%的土壤中存在微塑料污染[29]。在智利，施用污泥的農業土壤中存在大量微塑料污染，約為0.6～10.4個·g?1，研究發現土壤微塑料濃度主要取決于污泥的施用量[30]。

微塑料一旦進入土壤，其在地表徑流、農業耕作、農作物收獲和生物擾動的作用下很容易擴散[31]。微塑料密度通常小于土壤顆粒，從而可改變土壤容重[32]。微塑料與土壤基質結合會改變土壤孔隙度，影響土壤水分動力學和土壤聚集性。研究發現，聚乙烯（PE）微塑料污染會增大土壤的比表面積，加速土壤水分蒸發[33]；在盆栽和田間試驗中，將超細聚酯纖維加入黏性土中會顯著增加大團聚體（＞2 mm）的數量和孔隙（＞30μm）的體積[34]。微塑料還會破壞土壤結構的完整性，導致土壤表面干燥龜裂。Liu等[35]研究了微塑料對土壤溶解性有機質的影響，發現在中國黃土土壤中加入聚丙烯（PP）微塑料（28%m/m）顯著提高了其溶解性有機碳、氮和磷的水平，表明微塑料的積累可能會影響土壤生態系統的養分循環過程。然而，微塑料參與這些土壤生態循環過程的潛在機制尚未闡明。

1.2 微塑料對土壤動物的毒性效應

微塑料對土壤動物的毒性影響見表2。微塑料暴露對鼠婦（Porcellio scaber）的攝食率、排便率、體質量、死亡率和能量存儲等生物指標均無顯著影響[37]；但暴露于5 mg·m?2的微塑料2 d后，秀麗隱桿線蟲（Caenorhabditiselegans）的存活率、體長和繁殖被顯著抑制[38]。蚯蚓作為土壤食物鏈中的主要動物之一，在土壤肥力、新陳代謝和維持土壤生態系統結構與功能等方面發揮著重要作用。PE在農業中應用廣泛，導致形成的PE微塑料在土壤中占主導地位[39]。研究表明，低密度聚乙烯（LDPE）微塑料會引起蚯蚓（Eisenia fetida）體壁損傷和氧化應激反應[40]；聚苯乙烯（PS）微塑料在腸道積累會引起蚯蚓腸細胞變化和DNA損傷[41]。Prendergast?Miller等[42]發現，暴露和攝入聚酯纖維（Polyester）對正蚓（Lumbricusterrestris）沒有致死性，但蛀洞量降低，與生物應激標志物有關的金屬硫蛋白?2（mt?2）的表達增加了24.3倍，熱休克蛋白（hsp70）的表達降低。

表2 微塑料對土壤動物的毒性效應Table 2 Toxicological effects of microplastics on soil animals

由于土壤特性與土壤生物體的行為直接相關，因此確定生物體行為與土壤污染物之間的關系有助于了解其生態風險。Zhu等[36]報道，當存在捕食關系時，微節肢動物對土壤中微塑料的運輸和分布能力顯著增強。彈尾蟲對化學物質高度敏感，是常用于評估生態毒性的模式生物之一[43]。Kim等[44]觀察到土壤微塑料污染會干擾彈尾蟲（Folsomia candida）的運動。進一步研究表明，彈尾蟲可攝入尺寸小于（66.0±10.9）μm的微塑料；與對照組相比，攝入小于該尺寸的微塑料導致彈尾蟲的運動速度和距離顯著降低了74%±38%[45]。Ju等[46]發現，暴露于0.5%和1%（m/m）濃度微塑料下的彈尾蟲表現出躲避行為，躲避率分別為59%和69%；與對照組相比，1%濃度微塑料使其繁殖率降低了70.2%；微塑料顯著降低了彈尾蟲腸道微生物多樣性，具有明顯的毒性作用。

2 農藥對土壤環境的影響

2.1 農藥對土壤健康的影響

農業生產中過度使用農藥會導致土壤環境的污染，并且農藥會隨著地表徑流、土壤滲透、地下徑流等方式進入地表水，污染水環境（圖1）。土壤微生物與土壤有機碳含量密切相關，能及時反映或預示土壤的變化，常作為土壤質量的生物指示指標[48]。農藥會影響土壤中微生物的多樣性和活性，引起微生物基因突變，產生耐藥性。在大多數情況下，施用農藥會殺死部分種類微生物，隨后具有耐藥性的微生物會占據死亡微生物的生態位，進而改變微生物群落結構[49]。Chen等[50]研究發現，苯菌靈、克菌丹和百菌清等殺真菌劑能夠破壞土壤中某些真菌的活性，導致細菌活性泛濫；類似地，在使用戊菌隆、二氰蒽醌或咪鮮胺等殺菌劑后，土壤中非病原性腐生真菌的數量明顯減少[49]。White等[51]發現，向土壤中加入百菌清殺真菌劑后，土壤中某些除草劑的穩定性反而提高，如莫多草和異丙隆的穩定性分別提高了2倍和4倍，表明某些農藥的混合使用不會影響其他農藥的藥效和特征。農藥還會引起細菌代謝紊亂，導致土壤酶活性降低，破壞氮循環和平衡[52]。少數種類細菌，如Arthrobacter sp.、Achromobacter sp.和Streptomyces sp.，可以降解并利用農藥來促進生長、維持活性，這說明土壤微生物可進化出獨特機制以適應被農藥污染的新環境[53]。然而，目前生活在土壤中的大多數微生物物種尚未得到充分研究，人們對它們在土壤生態系統中的作用和功能知之甚少，農藥影響土壤微生物活性的研究依然不足。

土壤酶主要由土壤微生物、植物根系和土壤動物分泌并合成，可提供有關土壤健康和生物群落功能的有用信息，是反映土壤健康的另一個生物指標[54?55]。研究發現，固定在蒙脫石上的磷酸酯酶比游離磷酸酶、有機磷酸酶和有機?礦物?復合磷酸酶受到農藥（西維因和莠去津）的影響更小，說明某些土壤可以保護酶免受農藥的抑制作用[56]。Dilly等[57]研究表明，特定化合物的存在可以誘導或抑制酶的活性，而不會改變微生物的生物量。一些殺蟲劑，如喹硫磷、久效磷和氯氰菊酯，在單次或聯合劑量的最高濃度下會降低脫氫酶的活性，而在較低的濃度下則會刺激其活性[58]；氟樂靈、狄氏劑和西馬津的使用會降低土壤中脫氫酶的活性[59]，而二嗪農則會刺激其活性[60]。類似地，使用草甘膦后，土壤中脲酶活性增加，而磷酸酶的作用則受到抑制[53]。Cycoń等[61]認為，造成不同農藥與土壤酶活性之間的差異可能與土壤性質和微生物組成有關。

2.2 農藥對土壤動物的毒性效應

蚯蚓是土壤生態系統的關鍵物種，在環境中與土壤固相和水相自然接觸，因此經常能接觸到農藥，可用于評估農藥的生態風險[62]。農藥被證明對蚯蚓具有神經毒性、氧化應激、引起組織病變、減少腸道菌群，甚至死亡（表3）[63?65]。Rico等[64]發現，多菌靈對蚯蚓具有較高毒性（LC50=2 mg·kg?1），樂果對蚯蚓表現出中度急性毒性（LC50=28 mg·kg?1），而敵百蟲、戊唑醇和咪鮮胺的毒性最低（LC50＞100 mg·kg?1）。蚯蚓在暴露期間，其生物利用度和生物積累受土壤和農藥性質的影響，比如黏土含有較多的吸附位，與農藥結合后導致蚯蚓額外攝入更多農藥[66]。目前，自然界土壤中常含有多種農藥污染物，由于存在復雜的協同和拮抗反應，單從作用方式評估農藥的綜合毒性效應較為困難[67]。

由于物種、代謝、個體和其他特性等差異，不同生物體對農藥的敏感性大不相同。Jegede等[68]報道，在螨類試驗中，28℃時樂果和毒死蜱對螨蟲繁殖率的毒性作用比20℃時減少104～105（EC5028℃=1.42 mg·kg?1和2.52 mg·kg?1，EC5020℃=6.18 mg·kg?1和10.09 mg·kg?1）；在彈尾蟲試驗中，26℃時樂果和毒死蜱對彈尾蟲繁殖率的毒性作用低于20℃（EC5026℃=0.11 mg·kg?1和0.018 mg·kg?1，EC5020℃=0.29 mg·kg?1和0.031 mg·kg?1），而溴氰菊酯的情況則相反（EC5026℃=12.85 mg·kg?1，EC5020℃=2.77 mg·kg?1）；說明不同溫度下暴露于相同濃度的農藥會導致生物體不同的毒性反應[69]。Alves等[70]通過模擬農藥環境預估濃度試驗，發現芬普尼和吡蟲啉會顯著降低彈尾蟲的繁殖率，而噻蟲嗪、克菌丹、萎銹靈+福美雙則無影響。此外，農藥還會誘導彈尾蟲Cyp6、ABC和GABA基因表達，尤其是在低濃度下，基因表達先于生物反應發生[71]，這說明基因終點可作為農藥毒性評估的新方法。

表3 農藥對土壤動物的毒性效應Table 3 Toxicological effects of pesticides on soil animals

3 微塑料與農藥的聯合作用

3.1 微塑料吸附農藥研究進展

農業PE膜由于具有蓄水、保濕、改善土壤水熱條件和提高作物產量的功能，在農業生產中具有廣泛的應用[72]。但這些塑料制品的回收率不到60%，除了分解形成微塑料，還會吸附農藥，形成二次污染。農藥緩慢吸附在地膜上的同時，地膜還提高了農藥的穩定性，使其不會自行降解[73?74]。相較于菲（Phenanthrene），滴滴涕對PE和聚氯乙烯（PVC）微塑料的親和力更高，表明微塑料易富集環境中有機氯農藥，增加環境污染[75]。Wang等[76]研究了PE微塑料對多菌靈、敵百蟲、除蟲脲、馬拉硫磷和苯醚甲環唑的吸附能力；熱力學研究表明5種農藥的吸附均為自發放熱的過程；所有農藥主要通過疏水相互作用吸附在微塑料上，其吸附動力學和等溫線分別與偽二級模型和Freundlich模型相符，說明吸附過程除了吸附在微塑料表面外，還涉及到質量傳遞和粒內擴散，吸附過程主要受物理和化學作用的控制；各農藥在PE微塑料上的吸附量依次為除蟲脲＞苯醚甲環唑＞馬拉硫磷＞多菌靈＞敵百蟲。較高的溫度有利于微塑料對農藥的吸附[77]。農藥在微塑料上的吸附還取決于其辛醇/水分配系數，疏水性較強的農藥通常吸附作用更顯著；微塑料的存在使農藥在土壤中的殘留比例從4%提高到了15%，富集農藥的微塑料會通過土壤系統遷移至地下水，造成水源污染[78]。

微塑料與化學物質之間的相互作用不僅受到化學物質性質和溶液化學性質的影響，還受到微塑料理化性質的影響[79?80]。因此，可降解微塑料和不可降解微塑料對農藥的吸附特性可能存在較大差異。Gong等[81]報道了不可降解微塑料（PE、PS、PVC、PP）和生物可降解微塑料（聚乳酸PLA、聚丁二酸丁二醇酯PBS）對芬普尼的吸附行為，結果表明，PLA和PBS的吸附速率遠高于PE、PP、PVC和PS，芬普尼在微塑料上的吸附量依次為PBS＞PLA＞PP＞PE＞PS＞PVC；等溫線結果表明，芬普尼在PE、PS、PVC和PP上的吸附符合Langmuir模型，而Freundlich模型則是PLA和PBS的最適模型。殺菌劑在PBS上的吸附不受環境因素（鹽度、pH值和溶解有機質）的影響，但這些因素顯著降低了其在PE和PVC上的吸附，說明可降解微塑料在不同環境下吸附農藥的相對穩定性更高[82]。Li等[83]發現丙硫菌唑能促進塑料降解，與PE相比，聚對苯二甲酸丁二醇-己二酸丁二醇共聚酯（PBAT）降解速度更快，丙硫菌唑還影響了土壤中微塑料對重金屬的吸附/釋放特性。

3.2 微塑料吸附農藥的機理

吸附過程與被吸附物和吸附劑的物理化學性質有關，其機理取決于兩者之間的相互作用，可以由特定的相互作用所主導，也可以是不同相互作用的聯合結果。其中，疏水和靜電相互作用是許多化學污染物吸附的主要機制[86?88]。疏水相互作用涉及非極性（或微極性）分子對非極性微塑料表面的吸引力，是控制微塑料吸附疏水性有機化學物質的主要機制之一[89?91]。靜電相互作用則是由帶相反電荷的分子相互吸引或帶相似電荷分子相互排斥引起的。通常，微塑料零點電荷的pH值低于周圍環境pH值，導致微塑料表面帶負電[92?94]。那么，微塑料表面的負電荷（例如PE、PP、PS、PVC）可能會吸引帶正電荷的物質[95]。但是，對于主要以陰離子形式存在的化學物質，微塑料表面的靜電排斥力則會降低吸附作用[96]。因此，是否發生靜電相吸或排斥，取決于介質的pH值、聚合物的零點電荷和農藥成分的酸解離常數等因素。

氫鍵是一種以氫離子為媒介的特殊弱靜電相互作用。當涉及到質子給體和質子受體之間的相互作用時，氫鍵會影響聚合物的吸附[92]。范德華力是分子之間發生的弱相互作用，與共價鍵或離子鍵無關；而π?π相互作用是芳香族分子之間的相互吸引；范德華力和π?π相互作用都有可能會促進化學物質在微塑料表面的吸附。PE和PVC屬于脂肪族聚合物，會產生范德華力；而PS是芳香族聚合物，會發生π?π相互作用[97?98]。由于π?π相互作用力更強，與PE、聚酰胺（PA）和PVC相比，PS對芳香族化合物的吸附值更高[91]。

3.3 微塑料與農藥對土壤動物的聯合毒性效應

農業地膜和農藥在農業中的廣泛使用，必然導致這兩種殘留物在農業土壤中長期共存[99?100]。因此，有必要研究微塑料和農藥對土壤動物的復合影響。研究表明，蚯蚓會通過掘洞將微塑料從土壤表面轉運至深層土中[101]。Yang等[102]研究了蚯蚓對LDPE微塑料/草甘膦在土壤中轉移的影響，在與地表相連接的蚯蚓洞中檢測到較高濃度的草甘膦，表明蚯蚓可作為載體將污染物從地上轉移到地下；微塑料和草甘膦的聯合作用影響了洞穴體積和蚯蚓活性，減少了向坑道內引入污染物的數量。Cheng等[103]發現，相比單獨暴露于莠去津或LDPE微塑料，聯合暴露導致蚯蚓產生更大的氧化應激反應，同時引起Hsp70、ANN、TCTP和CRT基因的表達異常，這表明微塑料有增強莠去津在生物體內毒性的潛力。生物積累分析表明，微塑料顯著增加了毒氟磷在蚯蚓體內的生物積累，暴露14 d后可觀察到氧化損傷；代謝組學結果表明，微塑料與毒氟磷的聯合暴露顯著改變了蚯蚓體內14種代謝產物和2種代謝途徑的相對豐度，但微塑料增強毒氟磷在蚯蚓體內積累和毒性機理尚不清楚[104]。目前，微塑料與農藥對土壤動物聯合毒性效應的研究仍處于起步階段；微塑料吸附農藥以及微塑料是否會增強土壤中農藥毒性、微塑料吸附農藥后對土壤動物的聯合毒性等相關研究仍然匱乏。

4 存在問題和展望

目前，微塑料聯合污染物的研究主要集中在海洋和陸地水環境污染方面，主要涉及多環芳烴、多氯聯苯和金屬對水生生物的復合影響。然而，與污染物單一毒性相比，微塑料是否會增強水生環境中污染物毒性仍存在爭議。土壤是一個包含多種介質的復雜生態系統，其介質特性對微塑料吸附農藥的影響有待進一步研究。微塑料和農藥都有可能會對生物行為產生影響，但有關微塑料聯合農藥對土壤動物的研究依然有限，關于這方面的研究仍需加強。同時，評估微塑料吸附農藥的環境風險不僅需要測定不同類型塑料的實際吸附能力，還需要研究不同環境因素（如溫度、pH值、鹽度、溶解有機物以及其他共存離子）對吸附過程的影響，這些因素會通過改變微塑料的表面特性或農藥的理化性質進而干擾吸附作用。為解決地膜殘留引起的農田“白色污染”問題，全生物可降解地膜替代技術已成為農業生產的新趨勢。而大多數研究涉及的是不可降解塑料（如PE、PVC、PP、PS）對農藥的吸附行為，農藥和生物可降解微塑料之間的相互作用以及環境因素的影響仍不清楚。由于生物可降解微塑料和常規微塑料的結構不同，環境因素對其吸附行為的影響很可能存在差異，需對它們的吸附行為進行系統比較。