陸地土壤生態系統微塑料污染現狀研究

邵媛媛陳霈儒劉兵王全勇張瑞娜

(1.山東建筑大學 市政與環境工程學院，山東 濟南250101；2.中國城市建設研究院有限公司山東分院，山東濟南250101；3.上海環境衛生工程設計院有限公司，上海200001)

0 引言

微塑料(直徑＜5 mm)作為一種新型污染物，受到了國際社會的普遍關注。其可分為初生和次生微塑料:前者為納米級，主要源于工業制造或化妝品生產的原料；后者主要源于農業生產、城市建設、洗衣廢水中的合成纖維等大型塑料經光照、高溫、土壤磨損及土壤作用后遺留的污染物[1]。國外學者對海洋微塑料污染關注較早，海洋環境中的微塑料對水生動物、植物有毒害作用，且與人類活動有直接聯系。數據顯示，2010年我國塑料產量為4 432.59萬t，2019年全國各省市塑料產量合計達到8 184.17萬t，全年農用薄膜產量85.2萬t[2]。然而，農業地膜塑料循環利用率低，廢棄地膜被丟棄或填埋至土地中，未經妥善處理，造成了嚴重的土壤污染，土壤微塑料污染問題亟須關注。

土地質量關乎國民經濟及糧食安全，2020年國家發展改革委、生態環境部《關于進一步加強塑料污染治理的意見》[3]中要求開展塑料垃圾專項清理，推進農田殘留地膜、農藥化肥塑料包裝等清理、整治工作，逐步降低農田殘留地膜量。現階段，我國土壤生態系統微塑料污染研究甚少，仍處于起步階段。研究發現陸地中存在的微塑料豐度可能是海洋的4~23倍，并且向農地土壤的輸入量遠超向全球海洋的輸入量[4]。對澳大利亞某工業區土壤調查發現，微塑料達到0.03%~6.7%，在重點污染區其更高達60%[5]。

文章基于目前嚴峻的土壤微塑料污染現狀，結合近年來國內外在土壤污染治理等方面的研究進展，擬從土壤生物學的角度闡述微塑料對農田土壤、濕地、河湖底泥等生態系統的影響。文章概括了土壤生態系統微塑料檢測技術，進一步解析了其來源及遷移轉化，提出了未來在土壤微塑料治理方面的研究重點和方向，為開展污染的土壤生態效應的相關研究提供參考。

1 微塑料的來源及污染現狀

1.1 微塑料的來源

微塑料來源眾多且受多種因素的影響，與人為因素關系尤為密切。陸地-海洋生態系統微塑料遷移轉化示意圖如圖1所示。目前已有檢測顯示，微塑料的主要成分包括:低密度聚乙烯(Low-Density Polyethylene，LDPE)、鄰苯二甲酸酯(Phthalic Ester，PAE)、聚氯乙烯(Polyvinyl Chloride，PVC)、聚苯乙烯(Polystyrene，PS)、聚乳酸(Polylactic Acid，PLA)、聚丙烯(Polypropylene，PP)及聚對苯二甲酸乙二酯(Polyethylene Terephthalate，PET)等[6]。

圖1 微塑料來源及其在陸地海洋環境中的遷移轉化圖

以農田土壤環境為例，微塑料主要來源于農田地膜覆蓋、污泥填埋、應用堆肥、灌溉及廢水泛濫、大氣沉積和汽車輪胎碎片等。2014年，在歐洲區域，每千克土壤中大約檢測到700種農業塑料顆粒[5]。我國農田土壤環境中，LDPE主要由大量使用的農用薄膜貢獻，超過80%的農用溫室地膜(150~200 μm)均含有LDPE[5]。廢棄地膜中的PVC可通過紫外線降解和土壤表面的機械摩擦磨損產生微塑料顆粒[7]。數據顯示，我國農用地膜使用量已從2010年的118.4萬t降低到2019年的54.2萬t[8-9]。

堆肥產品和污泥因富含有機碳，已廣泛用作土壤改良劑[4]，然而堆肥應用的同時，每年會在耕作土壤中產生0.08~6.3 kg/hm2的可見塑料。車輛運輸過程中輪胎的磨損、剎車、道路標記等也是土壤微塑料的另一主要來源[10-11]。據估算，全球道路車輛輪胎磨耗人均產生的微塑料為0.81 kg/a[11]。

除農田土壤外，濕地生態系統的微塑料來源同樣受人為因素影響較大，然而因每種生態系統內部組成結構不同，微塑料在其中的遷移轉化亦有所不同。綜上所述，從產生來源看，現代社會人類活動對塑料制品的使用是造成土壤生態系統污染的直接因素。如何減少塑料產品的使用量，實現塑料產品的循環利用，是解決微塑料污染的有效途徑。然而對已產生的土壤微塑料問題，須要更加清晰地認識其污染現狀及程度，才能更好地尋求解決辦法。

1.2 微塑料對農田土壤的污染現狀

1.2.1 對土壤理化性質的影響

微塑料進入土壤，積累到一定程度會影響土壤性質、功能及生物多樣性[4]。土壤中的微塑料主要通過影響土壤堆積密度、持水量及組成元素影響土壤的結構[12]。研究發現，0.01%~0.4%的聚酯纖維土壤，每克土持水量為0.32~0.35 g，水穩性團聚體顯著減少28%±5%[13]。此外，微塑料還會影響土壤的pH值、電導率以及碳氮比。DONG等[14]研究發現棉田中大尺寸(0~200 cm2)的覆蓋膜殘留物的增加導致了pH值升高和有機質減少，同時使養分利用率降低。QI等[15]通過研究聚乙烯(Polyethylene，PE)和可生物降解地膜對農田土壤理化性質的影響發現，與初始值相比，土壤的pH值升高，電導率降低；LDPE的電導率，從2個月的(390±119.39)μS/cm降低到4個月的(179±76.73)μS/cm；可生物降解地膜的電導率，也從2個月的(130±48.42)μS/cm降低到4個月的(75±15.58)μS/cm。對于碳氮比，在兩個時間點(2個月和4個月)與對照相比，具有較小尺寸殘留物(即LDPE和可生物降解地膜)的處理值明顯更高。

1.2.2 對土壤生物的影響

(1)對土壤動物的影響

微塑料對土壤動物的影響主要表現在生理活動、生殖發育等方面，其影響程度與微塑料的量成正相關關系。PET微纖維為0.71 g/kg的高質量組使得30%的蝸牛腸道內部出現輕微損害；0.14 g/kg的中質量組進行蝸牛胃部暴露時，約有40%的蝸牛的胃內部發生了顯著的病變；0.01 g/kg的低質量組的蝸牛胃和腸道表現出較正常的形態[16]。合成纖維類不僅可從外部損害或妨礙有機體的環境適應能力，還可以進一步通過降低繁殖率而導致整個種群水平發生變化。在長纖維分別為0.17%、0.5%和1.5%時，隱孢子蟲存活率降低約10%，繁殖率分別降低20%、20%和30%[10]。因此不同種類的微塑料顆粒對土壤動物的個體及生殖影響不盡相同，須要進一步深入研究。

(2)對農田作物的影響

農田作物作為生態系統的生產者，對整個農田生態系統的物質循環起關鍵影響作用。長期存留在土壤中的微塑料顆粒在外力作用下，極易形成納米塑料顆粒，在植物體內進行蓄積并遷移。納米級塑料進入植物的根細胞，引起氧化應激，改變吸水和運輸營養的能力。研究發現，農田塑料地膜的高添加量會明顯抑制小麥幼苗抗氧化酶系發揮作用。當塑料地膜添加量達到15 000 mg/kg時，根系超氧化物歧化酶(Superoxide Dismutase，SOD)活性抑制率達到95%，新陳代謝需求得不到滿足[17]。微塑料會阻礙植物根系從土壤中吸收水分，也可通過吸收進入植物體內。當每克土壤中含100 mg的LDPE時，綠豆幼苗鮮重降低39%[18]。當每千克土壤中含0.3、1.0 g功能化PS納米塑料時，擬南芥的地上鮮重分別比對照植物低41.7%和51.5%[19]。生菜根部對粒徑200 nm的PS微塑料有較強的吸收、富集能力，可以從根部遷移到地上部，積累在莖葉內部[18]。當微塑料粒徑＜6 μm時，足以到達花莖和花朵，被引入到各種花序的傳播通道中，引起遺傳性狀的改變[11]。

(3)與土壤微生物的相互作用

微塑料對土壤微生物的影響直接關系到生物地球化學循環，對陸地生態系統中植物-土壤-微生物的關鍵共生聯系產生潛在影響[20]。一些細菌、真菌，如簡青霉、黑曲霉、阿氏腸桿菌、黃桿菌屬、假單胞菌和紫紅紅球菌等已經被證明可以顯著減輕農膜的質量，從而可能在環境中產生一些農膜碎屑[21-26]。與此同時，高劑量的微塑料能夠抑制藻類光合作用[27-28]。1%的LDPE微塑料會導致土壤念珠菌的繁殖率降低70%[10]。微生物通過分泌多糖、蛋白等多聚物構成黏液層，有效降低PE分子的表面疏水性，微生物產生的胞外酶與PE材料表面分子鏈段相互作用，進而達到腐蝕作用。此外，不同微生物也能分泌不同的酶類，通過水解、氧化等多重反應將PE分子分解為低分子量寡聚物、二聚體、單體等分子碎片，再進入生物體內代謝同化[29-31]。

1.2.3 與其他污染物的聯合作用

多氯聯苯、多環芳烴、抗生素、殺蟲劑和除草劑等有機污染物也會對土壤生態系統產生負面影響。微塑料可作為載體對污染物進行遷移運輸。在太平洋、大西洋、印度洋和加勒比海中，不同環境含量的多氯聯苯、滴滴涕和有機氯農藥均可被微塑料吸附[32]。研究發現PE的吸附主要在于固體和液體的分布平衡階段，而聚酰胺(Polyamide，PA)、PS和PVC對有機污染物吸附主要是表面吸附，這與污染物的疏水性有關[33-35]。類似研究發現，LDPE和PS微塑料在pH值分別為4、7、10的條件下，吸附19種不同環境污染物(包括農藥、藥品和個人護理產品)時，疏水化合物更易于被吸附[34]。

此外，微塑料的風化程度也會影響其對有機污染物的吸附能力。pH值是泡沫塑料吸附抗生素的決定性因素。有機物通過影響抗生素與微塑料之間的靜電相互作用，間接影響兩者的吸附。此外，氫鍵和多價陽離子橋接作用對抗生素的微塑料吸附具有重要的調控作用[35]。

1.2.4 生物積累效應

微塑料的生物累積效應主要是指具有累積特性的污染物，如重金屬等，隨微塑料進入動、植物體內后，通過食物鏈作用在高營養級生物體內進行積累，從而產生毒害作用。不同直徑的PE對吸附效果產生不同影響。在相同初始條件下，1、0.2和0.1 mm尺寸的PE微塑料的平衡吸附量分別為0.22、0.29和0.31 mmol/g，0.1 mm直徑PE顆粒的飽和吸附量比1 mm的提高了近40%[36]。研究人員通過對山東省典型農田土壤中PE顆粒與鎘之間進行的吸附、解吸行為的研究，發現采集的農田土壤最終吸附量(990.10 mg/kg)大于添加了微塑料的農田土壤(985.53 mg/kg)，而添加了LDPE的農田土壤的最終解吸量(113.66 mg/kg)卻大于采集的土壤(109.93 mg/kg)。農田土壤中微塑料的增加，會減少土壤對鎘的吸附能力，增加鎘的解吸，進而可能導致鎘的生物有效性增加，對種植的作物造成潛在的污染風險[37]。

1.3 微塑料對濕地的污染現狀

濕地系統對微塑料的平均去除率為88%，有效防止了其進入水生系統[38]。在濕地環境中，微塑料會阻止微生物細胞吸收營養物質，同時誘導好氧微生物細胞生成較多的一系列活性氧自由基(Reactive Oxide Species，ROS)，在高ROS的環境條件下，微生物細胞會凋亡。微生物的大量減少影響濕地生態系統中碳、氮、磷和氧等物質的轉化和循環過程，以及纖維素降解、氮固定等[39]。濕地中的微塑料污染主要來源于大氣顆粒物的沉降以及人類活動。濕地植物葉面氣孔寬度和表面粗糙程度影響植物附著顆粒物的能力，與大氣顆粒物的附著量分別成顯著的正相關關系[40-41]。以蘆葦、鹽地堿蓬為例，蘆葦葉片寬闊，對大氣中微塑料顆粒物的滯留能力可能超過細長的葉片，如針形的鹽地堿蓬，這也在一定程度上解釋了微塑料形態和粒徑分布存在的差異，即蘆葦生長點位上微塑料以＜50 μm粒徑的小顆粒為主，鹽地堿蓬生長點位上以100~1 000 μm粒徑的微塑料碎片和纖維為主。在對黃河三角洲地區(港口區、旅游區、保護區)土壤微塑料研究時發現，不同地區的土壤中，微塑料為136~2 060個/kg。其中，PET為536~660 mg/kg、聚 碳 酸 酯 為83.9~196 mg/kg。與對照點相比，3個研究區的微塑料豐度都較高，港口區最高(2 060項/kg)，其次是旅游區(1 200項/kg)，保護區最低(136項/kg)。雖然保護區的豐度高于對照點，但由于人類活動的類型和強度不同，保護區的豐度遠低于旅游區和港口區[42]。

1.4 微塑料對河湖底泥的污染現狀

河湖底泥中的微塑料大多與人類生產、生活產生的塑料垃圾堆放有關。據統計，2018年長江口微塑料豐度為4 137個/m3，而在長江口附近的東海近岸區域水體表面僅為0.167個/m3，因此長江口的微塑料具有明顯的陸源特征[43]。微塑料從長江經河口進入海域后，沉降于沉積物中，遇到環境改變或者生物擾動等作用，可以重新懸浮于水面，或與其他污染物結合，并釋放有毒物質。河湖底泥沉積物中的微塑料在各季度均由纖維狀和碎片狀兩種形狀組成，纖維狀所占比例均高于碎片狀，微塑料春季豐度顯著性低于其他季節，冬季豐度顯著性高于其他季節[44]。

2 微塑料的監測方法

2.1 微塑料的粒徑及豐度監測

微塑料污染程度可用粒徑及豐度進行監測評價。粒徑是用來描述微塑料顆粒的客觀大小。目前已有研究采用粒徑檢測對內蒙古河套灌區土壤中微塑料進行監測。河套灌區的粒徑主要＜3 mm，并且隨覆膜年限增加，小粒徑(＜1 mm)占比呈顯著升高[45]。大遼河流域土壤中粒徑為500~1 000 μm的最多(41.10%)，其次依次為1 000~2 000 μm(26.38%)、100~500 μm(19.33%)和2 000~5 000 μm(11.66%)。粒徑為0~100 μm的微塑料和＞5 000 μm的塑料碎片所占比例最小(均＜1.00%)[46]。該區域土壤微塑料的污染程度處于中等偏低水平。

豐度為每單位質量土壤中微塑料的數量[47]，由式(1)表示為

式中α為豐度值，個/kg；n為微塑料的數量，個；N為土壤烘干后質量，kg。研究發現，0~30 cm土層中覆膜5~10、10~20年塑料豐度值的年平均增長速率分別為14.46%、3.95%，且隨覆膜年限的增加，土層微塑料豐度值的增長速率呈降低趨勢[45]。

目前認為對微塑料污染進行檢測時應優先考察微塑料種類，再對每種微塑料顆粒進行粒徑及豐度檢測更為合理。全世界不同地區土壤系統中檢測到的微塑料粒徑及豐度值見表1。

表1 世界范圍內部分地區土壤中微塑料分布特征表

2.2 微塑料的源解析

2.2.1 污泥的土地利用帶入

目前，市政污泥處置工藝主要包括深層土壤衛生填埋，使用水體稀釋污泥后再棄置到海中，農業堆肥工藝等[50]。生活污水中的一些塑料會進入自來水廠的污泥中，當污泥作為農田肥料或修復材料時，會將大量的微塑料帶入土壤環境，連續施加后，微塑料會積聚在土壤中[51]。研究發現，脫水污泥施加到土壤后的5年內，每克土壤的平均合成纖維數量為(1.21±0.25)個。施用約23 t/hm2·a污泥的土壤在0~10 cm深度具有7×10-12~43×10-12g的微塑料[52]。

2.2.2 有機肥長期施用積累導致

盡管有機肥料的生產方式和生產環節不同，微塑料含量有所差別，但是生物廢棄物發酵和堆肥產生的有機肥料普遍含有微塑料，其中粒徑＞1 mm的約有14~895個/kg[13]。堆肥在全世界被廣泛應用，近10年歐盟的使用量不斷增加[53]。我國商品有機肥年生產量和年使用量就均＞2 000萬t，每年通過有機肥引入農田土壤中的微塑料總量為52.4~26 400 t[54]。目前，已有少量研究發現土壤系統中＞0.5 mm的塑料碎片的豐度為2~180 mg/kg[54]。按此計算，我國每年經有機肥進入農田的微塑料將超過50 t，如果考慮到粒徑＜0.5 mm的微塑料，有機肥施用量的增加以及微塑料豐度的增加，量還會進一步增加。因此，應重視對微塑料由有機肥侵入到土壤途徑的研究。

2.2.3 農用地膜殘留分解形成

我國田間使用的塑料地膜通常由密度＜0.93 g/cm3的LDPE制成。現在普通農用塑料薄膜在常溫和一般土壤微生物環境條件下，自然降解需要200~300年時間[55]。我國地膜使用量超出世界平均水平，風化作用使土壤地膜逐漸破碎成為微塑料留在土壤中，經過一系列的物理和化學反應，粉碎成顆粒更小的微塑料[18]。紫外線具有足夠的能量來產生作為主要光化學產物的初始自由基，并導致C—C鍵和C—H鍵從聚合物主鏈上解離，隨后導致一種或多種化學變化，導致聚合物表面變脆，表現為裂縫和斷裂。因此，地膜殘留分解是農用地土壤中微塑料的又一個重要來源[56]。

2.2.4 大氣微塑料沉降進入

DRIS等[57]首次在大氣沉降物中發現了微塑料，并推斷大氣沉降物可能是淡水生態系統中微塑料的重要來源。大氣中的微塑料可以通過濕沉降過程和干沉降過程落到地表，進入土壤和地表水[58]。大氣沉降樣品存在纖維類、碎片類、薄膜類、發泡類4種形貌類型的微塑料，其中纖維類所占比例最高，碎片類、薄膜類和發泡類所占比例均很低。經傅里葉紅外光譜分析發現，在聚合物成分上，碎片類為PE，薄膜類為PVC，發泡類為PS，纖維類主要為聚酯和PVC，但存在非塑料成分(賽璐玢，30%)，還有部分成分尚不能確定(可能存在動、植物纖維等，20%)[58]。暴露于紫外線和機械磨損而產生的碎片狀聚合物顆粒的數量均隨著尺寸的減小而增加，且大部分顆粒已破碎成不可檢測的亞微米顆粒，破碎的微塑料碎片進入土壤、海洋，對生物體產生不利的生物學影響[56]。

2.2.5 地表徑流、灌溉帶入

農用水灌溉及地表徑流都會將微塑料帶入土壤中。研究發現，在長江口，水表面漂浮的微塑料豐度達2 461.50~4 137.34個/m3[59]。在長江流經的重慶至宜昌江段水體中發現微塑料豐度為2 816~4 703個/m3[60]，即使在偏遠的內陸湖泊沿岸也有大量微塑料存在[59，61]。英國的雨水渠攜帶大量合成纖維，合成纖維是污水中微塑料的主要來源[61-62]。即使經過污水處理，源自家用洗衣機的紡織材料纖維也有可能進入水生環境[63-64]。盡管具有相關性，紡織材料纖維卻并不是污水中唯一的微塑料來源。

3 展望

我國農田土壤、濕地、河湖底泥等生態系統微塑料污染嚴重，然而目前的監測手段并不完善，根據豐度、粒徑、源解析的檢測方法只能初步推斷出微塑料在不同地域、不同環境狀況下的數量變化趨勢及影響因素，且微塑料的毒作用機制復雜多樣，未來需要關注以下幾個方面的工作:

(1)創新監測手段 未來除了要提高儀器的監測精度，還須要使用更多的監測方法，如在微觀分子水平進行監測。

(2)對于不同的土地利用類型，須要制定不同的土壤微塑料標準 我國土地利用類型眾多，受不同地區氣候、水利條件影響，土壤質地有所不同，有必要針對不同性質土壤開展不同類型微塑料的分離與鑒定的方法學與標準化研究。

(3)加強規范塑料廢棄物的回收利用和處置 預計在2025年底之前在全國范圍內實現不可降解塑料的全面禁用，因此須進行細致規劃及落實加大塑料廢棄物等可回收物的分類收集和處理力度。