土壤中微塑料與環(huán)境污染物的復(fù)合作用及其對微生物的影響

郭榮，沈亞婷,2*

（1. 國家地質(zhì)實(shí)驗測試中心，北京 100037；2. 自然資源部生態(tài)地球化學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗室，北京 100037）

微塑料(Microplastics，MPs)是一種持久性環(huán)境污染物［1-2］，通常尺寸或粒徑在100～5mm之間，可通過光氧化降解或環(huán)境中的機(jī)械磨損向更小粒徑(＜100nm)分解。根據(jù)微塑料的生物可降解特征分為：①生物難降解的微塑料，如聚乙烯(Polyethylene，PE)和聚丙烯(Polypropylene，PP)等；②生物可降解型微塑料，如聚乳酸(Polylactic acid，PLA)和聚-β-羥丁酸(Polyhydroxybutyrate，PHB)等。微塑料具有粒徑小、光降解能力弱，并可在土壤和沉積物等介質(zhì)中富集等特性有機(jī)污染物。不同種類的微塑料聚合物官能團(tuán)、結(jié)構(gòu)特征、帶電性、化學(xué)鏈排列緊密程度不同，可影響微塑料的比表面積、疏水性及其降解能力，進(jìn)而影響到微塑料在土壤環(huán)境中的環(huán)境行為［3］。目前，在土壤、水體、空氣等多種環(huán)境介質(zhì)中均發(fā)現(xiàn)微塑料的存在［4-6］，微塑料還具有長距離遷移性，如在人類活動較少的偏遠(yuǎn)沙漠［7］以及北極地區(qū)［8］等均有檢出。環(huán)境中微塑料的累積甚至可能會加速北極冰雪圈的升溫和冰雪融化［9］，影響全球氣候變化［10］。微塑料已在人類血液、尿液及糞便中被發(fā)現(xiàn)［11-12］，對人體消化系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)、免疫及生殖系統(tǒng)等器官和組織產(chǎn)生毒害作用［13］。吸入微塑料顆粒會導(dǎo)致呼吸道疾病和癌癥［14］。當(dāng)中性粒細(xì)胞(哺乳動物血液中最主要的一種白細(xì)胞)攝取微塑料后，誘發(fā)內(nèi)皮炎癥［15］，導(dǎo)致氧化應(yīng)激和引發(fā)炎癥反應(yīng)的細(xì)胞因子持續(xù)釋放。此外，微塑料中有害添加劑的釋放會影響人體生長發(fā)育過程［16］。

微塑料可在土壤中發(fā)生吸附與遷移行為［17-18］，微塑料可作為載體改變土壤中的有機(jī)污染物和重金屬在土壤環(huán)境中的遷移性和生物利用度［19-21］。然而，微塑料與污染物之間的詳細(xì)相互作用機(jī)制仍需深入研究。微塑料對土壤微生物群落的影響是微塑料研究的另一個關(guān)鍵領(lǐng)域。最新研究發(fā)現(xiàn)，微塑料導(dǎo)致土壤微生物多樣性、生物量及功能基因表達(dá)發(fā)生變化。微塑料的微觀特性可能是導(dǎo)致微生物與之相互作用的關(guān)鍵因素。盡管已取得一些進(jìn)展，但仍存在亟待解決的科學(xué)問題。例如，不同土壤類型和環(huán)境條件下微塑料的吸附和遷移機(jī)制需深入研究。微塑料與有機(jī)污染物、重金屬的復(fù)合作用機(jī)理需要更全面的解析。微塑料對土壤微生物的具體影響機(jī)制及其生態(tài)效應(yīng)仍需深入挖掘。這些問題的解答將有助于更全面地理解微塑料在土壤中的行為及其對生態(tài)系統(tǒng)的潛在影響。

本文綜述了微塑料在土壤環(huán)境中的吸附遷移、與其他有機(jī)污染物及重金屬形成復(fù)合污染特征和風(fēng)險，以及微塑料對于土壤環(huán)境中微生物的影響及作用。在此基礎(chǔ)上，總結(jié)了微塑料對微生物群落結(jié)構(gòu)作用的特征和微觀機(jī)理，為深入了解土壤環(huán)境中的微塑料污染，增強(qiáng)對微塑料的微生物和生態(tài)健康危害的認(rèn)識。

1 微塑料在土壤環(huán)境中的吸附與遷移

微塑料在土壤中的吸附與其遷移密切相關(guān)。土壤吸附機(jī)制，如靜電作用和物理滯留，直接影響微塑料在土壤中的附著和分布。微塑料的吸附程度和位置會影響其在土壤中的遷移。因此，微塑料的吸附特性有助于理解微塑料在土壤中的遷移行為。

1.1 土壤對微塑料的吸附

微塑料可以滯留在土壤中的一個重要原因是，土壤對微塑料的吸附能力。土壤吸附微塑料的主要機(jī)制是靜電作用和物理滯留［22］。微塑料表面上的電荷可與環(huán)境中陰陽離子相互作用從而影響微塑料在土壤環(huán)境中吸附滯留。首先，某些微塑料表面本身的疏水性和官能團(tuán)可影響土壤對不同種類微塑料的吸附效果。以高嶺土吸附微塑料為例［23］，吸附主要以疏水性和氫鍵吸附作用為主，聚酰胺(Polyamide，PA)含有的極性酰胺基團(tuán)，可提高微塑料與高嶺土的吸附親和力。同時，在環(huán)境中，物理、化學(xué)和光降解均可導(dǎo)致微塑料的物理化學(xué)性質(zhì)變化，一般來說，塑料帶有正電荷(MPs+)［24］，而在環(huán)境風(fēng)化作用下，微塑料表面出現(xiàn)羰基從而帶有負(fù)電荷(MPs-)［25］。正因為如此，土壤環(huán)境的改變會影響土壤對微塑料的吸附作用，例如，土壤pH可顯著影響土壤對MPs+的吸附［22］。

1.2 微塑料在土壤中的遷移

微塑料可以在土壤環(huán)境中發(fā)生遷移［26］。首先，不同微塑料的遷移性存在差異，例如，纖維狀微塑料的遷移性強(qiáng)于農(nóng)膜碎片和碎片狀微塑料［27］。低密度微塑料更容易在土壤或水環(huán)境中通過自然作用力水平遷移［28］。耕作田的表層土壤中直徑為3.7μm的聚酯微纖維(PMF)可通過生物活動或在雨水下滲作用沿土壤孔隙向70cm的深層土壤中遷移［29］。

影響微塑料在土壤中遷移的主要因素有：①土壤經(jīng)反復(fù)干縮和濕脹會影響微塑料遷移速度［30］。②動物對其周圍沉積顆粒所進(jìn)行的攪動、混合和破壞會影響微塑料在土壤中遷移［16，31-32］。土壤中的小動物如蚯蚓［32］和跳蟲［33］可通過鑿洞、排瀉和皮膚粘附等方式提高微塑料的遷移。③植物通過根系擴(kuò)張和吸水作用對土壤中微塑料運(yùn)移產(chǎn)生影響，例如植物向上吸收可使微/納米塑料從土壤下層轉(zhuǎn)移到上層［34］。④灌溉、排水和翻耕等人類活動也會干擾微塑料在土壤中的遷移［27］。

2 微塑料與土壤中有機(jī)污染物和重金屬的復(fù)合作用

微塑料與有機(jī)污染物和重金屬之間會發(fā)生吸附與釋放、固定與遷移等復(fù)合作用。在環(huán)境因素變化時，吸附在微塑料上的污染物會發(fā)生吸附、解吸、遷移等作用也會發(fā)生變化，從而帶來突發(fā)性污染物濃度、形態(tài)等發(fā)生改變［35］。

2.1 微塑料對土壤中有機(jī)污染物的復(fù)合作用

土壤中微塑料與有機(jī)污染物的復(fù)合作用，到底增加還是減小了土壤中污染物的環(huán)境風(fēng)險尚存爭議。一方面，有研究認(rèn)為，微塑料與有機(jī)污染物的復(fù)合作用降低了土壤中污染物的環(huán)境風(fēng)險。例如，有研究顯示微塑料[聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)]可通過吸附有機(jī)污染物從而降低環(huán)境中有害物質(zhì)的自由態(tài)，從而降低土壤環(huán)境中有機(jī)污染物的毒性［36-37］。老化的PA-MPs較難釋放已吸附的鹵代基有機(jī)磷阻燃劑[磷酸三(1，3-二氯-2-丙基)酯，TDCIPP]，從而阻止了TDCIPP的解吸［38］，使得其在土壤環(huán)境風(fēng)險減少。另一方面，研究發(fā)現(xiàn)，微塑料易于吸附有機(jī)污染物，從而增加土壤中有機(jī)污染物殘留量，例如微塑料使得土壤中農(nóng)藥殘留比例從4%上升到15%［39］。

2.1.1 環(huán)境因素對微塑料吸附和解吸附有機(jī)污染物的影響

土壤中微塑料具有較大比表面積和疏水性［40］，是疏水性有機(jī)物(HOCs)等的重要載體。非極性聚乙烯(PE)和聚丙烯(PP)可通過范德華力吸附有機(jī)污染物，聚苯乙烯(Polystyrene，PS)中苯環(huán)取代基通過Π-Π作用，增強(qiáng)其吸附芳香族化合物如多環(huán)芳烴(PAHs)和多氯聯(lián)苯(PCBs)的能力[41］。微塑料對有機(jī)污染物的吸附和解吸作用受到復(fù)雜的環(huán)境因素影響。

第一，微塑料對有機(jī)污染物的吸附受到土壤中有機(jī)質(zhì)（SOM）的影響。微塑料與SOM對HOCs存在顯著的競爭吸附關(guān)系。例如，土壤中微塑料會通過影響SOM，而間接地影響土壤PAHs的分布和生物利用度［42］。腐植酸濃度增加可占據(jù)微塑料更多的表面吸附位點(diǎn)，從而使得微塑料吸附多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)的能力減弱［43］。生物炭與聚乙烯(PE)共存有助于吸附環(huán)境中的菲，共存時的吸附能力大于單一顆粒物的吸附能力，其吸附效果不僅受顆粒物表面性質(zhì)及粒徑大小的影響，還受溶解性有機(jī)碳的影響［44］。

第二，微塑料對有機(jī)污染物的吸附還受到微塑料本身結(jié)構(gòu)及老化程度的影響。聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS)、聚酰胺(PA)土壤中吸附四環(huán)素能力依次減弱［45］。老化作用使得聚苯乙烯(PS)表面增加的羧基和酯羰基與土霉素形成氫鍵而增強(qiáng)其吸附作用力［46］。老化的PE-MPs表面積增加從而更有利于其對四溴雙酚A的吸附［47］。

第三，溫度、pH、鹽度、離子強(qiáng)度等因素可影響微塑料吸附有機(jī)物。例如，溴系阻燃劑——四溴雙酚A(TBBPA)在聚乙烯(PE)上吸附是自發(fā)放熱的過程，溫度越低越有利于聚乙烯(PE)對TBBPA的吸附［47］。聚苯乙烯(PS)對三氯生的吸附與其粒徑及環(huán)境中pH值有關(guān)，而溫度、離子強(qiáng)度和重金屬離子對該過程影響較?。?8］。

2.1.2 微塑料對有機(jī)污染物降解的影響

由于有機(jī)污染物的降解以微生物降解為主，隨著微生物和有機(jī)污染物在微塑料表面的吸附和降解能力的差異，有機(jī)污染物的降解也會發(fā)生變化［49］。影響微塑料降解有機(jī)污染物降解的因素和微觀機(jī)理包括：①微塑料本身。由于土壤中微塑料本身對有機(jī)污染物的吸附，減少了它們與被微生物降解的幾率，在一定程度上可使得土壤中有機(jī)污染物的化學(xué)降解速率減慢。②土壤有機(jī)質(zhì)。如微塑料與生物碳共同作用有助于PAHs和鄰苯二甲酸酯(PAEs)去除，其中聚乙烯(PE)與生物炭對有機(jī)污染物去除率大于可降解微塑料與生物炭的作用［50］。③土壤pH的改變。有報道顯示，在酸性農(nóng)田土中，無論滅菌與否，PE-MPs的加入量與四環(huán)素(TC)的降解無顯著相關(guān)性［51］；而在堿性土壤中，添加1%的PE-MPs可顯著降低抗生素環(huán)丙沙星(CIP)降解率［52］，即堿性條件下，微塑料的存在顯著抑制了CIP的降解，并且微塑料和CIP的聯(lián)合作用導(dǎo)致土壤的微生物多樣性下降大于微塑料或CIP的單獨(dú)作用的影響［52］。

2.2 微塑料與土壤中重金屬的復(fù)合作用

2.2.1 微塑料與土壤中重金屬的復(fù)合作用對土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響

微塑料與土壤中的重金屬的復(fù)合作用對土壤生態(tài)系統(tǒng)，尤其是對土壤-植物體系存在影響。有研究發(fā)現(xiàn)微塑料加劇了植物對重金屬的吸收。與單獨(dú)重金屬處理相比，0.1%的PE-MPs-重金屬聯(lián)合處理使得油菜中Cu和Pb的積累增加了10%和8%［53］，PE-MPs增加了土壤中Cd的生物利用度(8.59%～40.5%)和生菜中Cd的積累(9.5%～61.4%)［54］，即微塑料可通過增加重金屬的生物有效性，提高重金屬在植物中的富集方式，從而抑制植物生長［53，55-58］。但是，對微塑料和重金屬復(fù)合作用對土壤植物體系的影響機(jī)理尚值得探索。例如，有研究認(rèn)為，微塑料本身對植物造成的物理損傷加劇了重金屬對植物的毒性［58］。也有研究表明并未發(fā)現(xiàn)微塑料對植物吸收重金屬存在影響，例如高密度的PE-MPs和聚酯(PES)微纖維并不影響玉米［59］和萵苣［60］中Cd的積累。因此，關(guān)注復(fù)雜環(huán)境條件下微塑料對植物吸收重金屬的促進(jìn)和抑制作用，并且探討其中的微觀機(jī)理，對正確認(rèn)識微塑料與重金屬復(fù)合作用對土壤體系的生態(tài)風(fēng)險顯得尤為重要。

2.2.2 微塑料與土壤中重金屬的吸附-解吸附作用機(jī)理

微塑料與重金屬之間的吸附-解吸附行為同時存在，微塑料具有從周圍環(huán)境中吸附Cu、Pb、Zn、Fe、Co、Ni、Cr、Cd、Ag及As等重金屬/類金屬的能力［61-69］。微塑料可使得重金屬物質(zhì)局部富集，不利于在重金屬污染物質(zhì)土壤溶質(zhì)遷移，一定程度上防止了重金屬污染物在土壤環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化，但一定程度上也加劇局部土壤污染［70］。吸附到微塑料上的重金屬也會隨著環(huán)境條件的改變發(fā)生解吸附。

微塑料對土壤中重金屬的吸附與表面電荷、pH、微塑料表面的有機(jī)質(zhì)及微塑料本身有關(guān)。①微塑料表面的電荷可影響對重金屬的吸附作用。例如，微塑料磨損過程中會使其表面帶有電荷，金屬陽離子或絡(luò)合物可與微塑料表面的帶電位點(diǎn)或中性區(qū)域相互作用，并與水合氧化物共沉淀或吸附［66］。②微塑料的類型、粒徑、比表面積、分子極性及組成等可影響對重金屬的吸附。例如，聚氯乙烯(PVC)和聚丙烯(PP)相比聚酰胺(PA)對重金屬Pb吸附量大1倍(吸附量分別為1.32μg/g和0.63μg/g)［71］。③微塑料對重金屬吸附能力受pH影響。酸性土壤中，H+導(dǎo)致微塑料表面質(zhì)子化，產(chǎn)生靜電排斥，使得微塑料表面吸附的Hg+[54］、Cd2+[72］、Cu2+和Zn2+[73］重新解吸。含有巰基和含氧基團(tuán)對重金屬的親和以及重金屬離子在微塑料表面競爭吸附可導(dǎo)致部分重金屬解吸附［54］。pH為3～11時，隨著pH升高，PS-MPs對As的吸附趨勢整體呈降低趨勢［74］。④土壤中有機(jī)物質(zhì)會對微塑料表面改性，從而可能影響微塑料對土壤中重金屬吸附。PS-MPs可通過氫鍵作用吸附三價砷，并在腐植酸存在的情況下，吸附量大大增加［75］。⑤微塑料所添加的催化劑、顏料及穩(wěn)定劑中含Pb、Cd、Ba和Sn等［62，76］，是微塑料毒性的重要來源［77］，且老化或脆性微塑料釋放添加劑的速度更快。例如，BaSO4是聚丙烯(PP)和聚酰胺(PA)中常見塑料添加劑之一，被微塑料污染的土壤中Ba含量比對照土壤高103數(shù)量級［49］。⑥微塑料分解使得其極性或表面積增加，從而提高其對金屬吸附能力，如微塑料經(jīng)紫外光照射1h老化處理，可增加微塑料對Cu和Zn吸附量［68］。

3 微塑料對土壤微生物的影響與作用機(jī)制

微塑料會影響土壤中微生物的物種豐富度、活性和微生物群落結(jié)構(gòu)。優(yōu)良的微生物群落配置狀況能提高群落的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性，從而決定微生物生態(tài)功能的特性。

3.1 微塑料對土壤微生物群落的影響

微塑料對土壤微生物群落的影響是近年來土壤微生物的研究熱點(diǎn)之一，然而，該領(lǐng)域的研究結(jié)論存在較多爭議。

首先，研究發(fā)現(xiàn)微塑料對土壤微生物的影響主要表現(xiàn)為：微塑料的存在可增加某些微生物群落的豐富度和多樣性［10，78］，微塑料可增加擬桿菌屬和亞硝酸螺菌屬的豐度［79-80］。微塑料處理的土壤中，參與硝化作用的硝化螺旋桿菌基因豐度增加，增強(qiáng)了硝化作用，從而降低了NH4+-N含量［81］。聚乙烯(PE)和聚氯乙烯(PVC)可促進(jìn)膜轉(zhuǎn)運(yùn)功能相關(guān)的微生物群落的豐度［51，82］。微塑料可增加沉積物中抗生素抗性基因的豐度，且抗生素抗性基因可隨著微塑料在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化［83］，從而增加抗性基因?qū)Νh(huán)境介質(zhì)的生態(tài)影響［84］。

但是，也有研究顯示微塑料也會降低土壤中某些微生物的豐富度、多樣性和穩(wěn)定性［81-82，85］。農(nóng)田中殘留的薄膜微塑料使得土壤細(xì)菌群落演替加劇，降低土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性并影響土壤功能［86］。聚苯乙烯-納米微塑料（PS-NPs）顯著降低了真菌群落中子囊菌門和壺菌門的相對豐度，PE-MPs(＜13μm和0.03mm的PE；50mg/L)導(dǎo)致子囊菌門的相對豐度降低［10，87-88］，與細(xì)菌相比，真菌群落對PE-MPs的添加更敏感［88］。聚乙烯(PE)和聚氯乙烯(PVC)降低了氨基酸代謝、碳水化合物代謝等一些基本代謝功能的微生物群落豐度［51，82］。低密度聚乙烯（LDPE）可促進(jìn)微生物物種的消除和替代，導(dǎo)致土壤中細(xì)菌群落演替差異越來越大，從而降低微生物群落的穩(wěn)定性［86］。

同時，也有研究顯示，微塑料對微生物的豐富度、均勻性和多樣性的影響不顯著。例如，添加了2%及7%的LDPE-MPs的土壤中，土壤細(xì)菌群落相關(guān)指標(biāo)均未受到顯著影響［89］。

3.2 微塑料影響土壤微生物群落的微觀作用機(jī)理

要正確地認(rèn)識微塑料對土壤微生物群落的影響，需要深入探索微塑料對微生物影響的微觀作用機(jī)制。

3.2.1 微塑料通過改變土壤理化性質(zhì)改變影響微生物

微塑料可通過改變土壤的團(tuán)聚、容重、比重、通氣性、透水性、養(yǎng)分狀況等性質(zhì)從而影響微生物群落和功能［90-92］，這對土壤溫室氣體排放產(chǎn)生影響。微塑料通過改變土壤的含水量和孔隙率，從而影響O2的利用率，擾動反硝化微生物，導(dǎo)致反硝化過程不完全［93］，降低微生物活性及豐度，從而降低N2有效性，有研究顯示土壤中聚乙烯(PE)微塑料(5%，w/w)可減少N2O排放，從而降低全球溫度升高的潛勢［10］。

3.2.2 不同微生物在微塑料表面的定殖和選擇性富集能力存在差異

微生物在土壤中的群落結(jié)構(gòu)的改變，主要取決于不同微生物在微塑料表面的黏附、生長和繁殖等定殖和選擇性富集能力的差異。

首先，微生物可以在微塑料表面定殖形成生物膜，以聚合物或添加劑為碳源進(jìn)行生存和繁殖［94］。土壤環(huán)境中生物膜表面的微生物群落組成、結(jié)構(gòu)及遺傳與周圍土壤環(huán)境相比具有顯著差異［95-96］。變形菌門被認(rèn)為是一種共營養(yǎng)細(xì)菌(生活在碳和營養(yǎng)豐富的環(huán)境中)，由PS-NPs作為外源碳可使得變形菌門豐度升高［97］。PLA及PHB等生物可降解微塑料及其降解所產(chǎn)生的中間體可被某些異樣微生物作為額外碳源所利用，從而直接影響微生物群落［98］。

其次，微塑料表面對土壤中微生物本身具有選擇性富集的特征［81］。土壤中微生物進(jìn)化出多種吸附機(jī)制，為更好地適應(yīng)環(huán)境變化及所接觸微塑料特性的不同［49］。有研究表明，微塑料表面的物種豐富度和多樣性高于周圍的環(huán)境樣品［99］。環(huán)境中少見的細(xì)菌群可出現(xiàn)于塑料碎片表面，例如弧菌科和假絲酵母科［100］。已使用聚乙烯(PE)地膜超過30年的新疆棉田中，微塑料表面上的放線菌和擬桿菌顯著高于周圍土壤中的比例，而變形菌、芽單胞菌及酸桿菌與之相反［48］。聚乙烯(PE)、LDPE及聚苯乙烯(PS)等生物降解性低的微塑料表面對塑料降解菌和病原體均有明顯富集［48，79，86］。同時，菌類可產(chǎn)生胞外多糖或其他代謝物，可進(jìn)一步促進(jìn)生物膜形成［101］。

此外，某些微生物表現(xiàn)出在微塑料表面的選擇性排斥特征。例如潘陽湖沉積物中［102］，薄膜類[聚乙烯(PE)]和碎片類[聚丙烯(PP)]微塑料表面細(xì)菌和真菌物種豐富度指數(shù)與周圍沉積物中的無顯著差異，而纖維類[聚丙烯(PP)]和發(fā)泡類(PS)微塑料表面的細(xì)菌豐富度和纖維類[聚丙烯(PP)]表面真菌的豐富度顯著低于周圍沉積物。

3.2.3 微塑料與重金屬和有機(jī)污染物的復(fù)合作用可能改變土壤微生物群落

微塑料吸附的重金屬可影響微生物。例如，微塑料可通過改變重金屬利用率，從而影響微生物相對豐度。例如，土壤中綠彎菌門(Chloroflexi)的細(xì)菌可代謝有機(jī)鹵化物［103］，它們對重金屬有較強(qiáng)的抗性，是重金屬污染土壤中的優(yōu)勢種群［104］。高劑量的聚苯乙烯(PS)增加了綠彎菌門(Chloroflexi)的相對豐度，且其豐度與二乙烯三胺五乙酸提取Pb有效態(tài)（DTPA-Pb）含量呈負(fù)相關(guān)［81］。土壤微塑料表面細(xì)菌群落與土壤環(huán)境因子(如：速效磷、pH、總氮、速效氮、SOM、總磷及重金屬含量等)具有相關(guān)性，例如在不同地方采集的微塑料表面Pedomicrobium屬與土壤中速效磷呈顯著正相關(guān)［49］。

微塑料與有機(jī)污染物的復(fù)合作用會影響土壤中的微生物。例如，抗生素環(huán)丙沙星(CIP)的聯(lián)合作用可導(dǎo)致土壤中微生物多樣性下降［52］。在大量使用有機(jī)肥農(nóng)田中，抗生素與微塑料形成復(fù)合污染較為常見［105］，微塑料可選擇性地富集抗生素耐藥基因［106］。微塑料中所含有的PAEs可進(jìn)入土壤環(huán)境，土壤中PAEs濃度隨塑料膜殘留量的增加而增加［107］，土壤微生物活性因PAEs和雙酚A(BPA)而抑制，因此使得微生物滋生增殖受到影響［107-108］。鄰苯二甲酸二丁酯(DBP)是環(huán)境中典型的增塑劑，隨著其在土壤環(huán)境濃度增加，微生物群落多樣性和豐富度將下降［108］，并使得具有降解DBP的細(xì)菌相對豐度增加(例如：德氏菌屬、紅球菌屬和梭菌屬)，而使有利于土壤健康的菌屬(例如：龐氏桿菌、芽孢桿菌、泥炭桿菌等)的相對豐度降低。在黑土環(huán)境體系中，二甲基鄰苯二甲酸酯(DMP)可影響其相關(guān)降解基因的表達(dá)，進(jìn)而影響土壤肥性維持［109］。

4 結(jié)論與展望

土壤中微塑料對有機(jī)污染物的吸附和解吸作用，受到多種環(huán)境因素的影響。微塑料與土壤有機(jī)物質(zhì)、微塑料本身結(jié)構(gòu)及老化程度、溫度、pH、鹽度、離子強(qiáng)度等因素都會影響其對有機(jī)污染物的吸附。同時，微生物和有機(jī)污染物在微塑料表面的吸附和降解能力的差異也會影響有機(jī)污染物的降解。微塑料本身、土壤有機(jī)質(zhì)和土壤pH的改變等因素會影響微塑料對有機(jī)污染物的降解。微塑料可以增加土壤中重金屬的生物有效性，提高重金屬在植物中的富集方式，從而抑制植物生長。微塑料與重金屬之間的吸附-解吸附行為同時存在，微塑料可從周圍環(huán)境中吸附重金屬，并將其局部富集在土壤中。吸附到微塑料上的重金屬也會隨著環(huán)境條件的改變發(fā)生解吸附。微塑料對重金屬的吸附與表面電荷、pH、微塑料表面的有機(jī)質(zhì)及微塑料本身有關(guān)。微塑料可以增加某些微生物群落的豐富度和多樣性，但也會降低某些微生物的豐富度、多樣性和穩(wěn)定性，微塑料通過改變土壤理化性質(zhì)來影響微生物群落和功能，不同微生物在微塑料表面的定殖和選擇性富集能力存在差異。微塑料與重金屬和有機(jī)污染物的復(fù)合作用可能改變土壤微生物群落。然而，該領(lǐng)域的研究結(jié)論存在較多爭議，需要進(jìn)一步深入探索。

對土壤微塑料的研究，未來需要關(guān)注以下問題：①微塑料與其他有機(jī)污染物和重金屬復(fù)合污染的影響及其對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的作用機(jī)制；②探索微生物對促進(jìn)微塑料的安全降解的途徑及其應(yīng)用，促進(jìn)微生物安全去除環(huán)境中的微塑料；③探索通過科學(xué)調(diào)控土壤理化特性、特異性微生物在微塑料表面的定殖與富集能力等途徑來改善土壤中的微生物群落結(jié)構(gòu)，從而更安全地調(diào)控與降解土壤中微塑料以及微塑料和其他環(huán)境污染物復(fù)合污染。

BRIEF REPORT

Understanding the impact of microplastics (MPs) is crucial due to their persistent presence in the environment and global consequences[1-2]. Ranging from 100 to 5mm, these pollutants undergo processes that can break them down into smaller sizes (<100nm) through mechanisms like photodegradation or environmental wear. The intricate ecological effects of microplastics are evident in diverse environmental media, including soil, water, and air[4-6]. The urgency for investigation is highlighted by the prevalence of microplastics in remote areas like the Arctic and their identification in human blood, urine, and feces[7-12]. The environmental impact of microplastics extends to potentially accelerating Arctic ice melting[9], posing significant health risks to multiple human organ systems[13-14].Concerns also arise from harmful additives released by microplastics, potentially disrupting normal human growth and development[16]. In soil environments, microplastics display adsorption and migration behaviors[17-18], acting as carriers that influence the mobility and availability of organic pollutants and heavy metals[19-21]. However, a detailed understanding of the interaction mechanisms between microplastics and pollutants requires further exploration.Another critical research area involves investigating the impact of microplastics on soil microbial communities, with recent studies indicating alterations in microbial diversity, biomass, and functional gene expression due to microplastic exposure.

Addressing scientific gaps is imperative for a holistic understanding. Exploring the adsorption and migration mechanisms of microplastics under various soil types and environmental conditions, comprehensively deciphering the synergistic effects between microplastics and organic pollutants or heavy metals, and unraveling the specific mechanisms and ecological implications of microplastics on soil microorganisms are essential. This comprehensive review aims to shed light on the characteristics and microscopic mechanisms of microplastics, advancing our comprehension of their implications for soil health and ecology.

1. Adsorption and migration of microplastics in a soil environment

Microplastics interact with soil primarily through electrostatic forces and physical retention[22]. Their surface charge influences adsorption and retention, affecting interactions with environmental ions. For example, when adsorbing onto kaolin clay[23], hydrophobic interactions and hydrogen bonding dominate, especially with polyamide’s polar amide groups. Initially positively charged (MPs+)[24], microplastics weather to develop a negative charge (MPs-)[25].Changes in soil conditions may alter soil adsorption capacity, potentially enabling microplastic migration[26].

The migratory behavior varies among different types of microplastics. Fibrous microplastics exhibit stronger migration compared to agricultural film fragments and fragmented microplastics[27]. Additionally, low-density microplastics are more susceptible to lateral migration in soil or water, influenced by natural forces[28].Environmental changes in soil conditions[30], disturbances caused by flora and fauna[16,31-32], and anthropogenic activities[27]collectively influence the intricate process of microplastic migration in soil.

2. Interaction of microplastics with organic contaminants and heavy metals in soil

The complex interplay between microplastics, organic pollutants, and heavy metals in soil has generated ongoing debates regarding its impact on environmental risk. Microplastics, such as polyethylene (PE) and polypropylene (PP), have been shown to adsorb organic contaminants, potentially reducing the free fraction of these pollutants and mitigating soil toxicity[36-37]. However, microplastics can also increase the overall residue levels of organic contaminants in soil, exemplified by a rise in pesticide residues from 4% to 15% due to microplastic presence[39].

The effectiveness of microplastics in adsorbing organic pollutants is influenced by soil factors. With a high specific surface area and hydrophobic properties, microplastics efficiently carry hydrophobic organic compounds(HOCs)[40]. Soil organic matter (SOM) also affects their adsorption capacity, indirectly influencing the distribution and bioavailability of soil polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)[42]. Additionally, microplastics’ structural composition and aging impact their adsorption abilities, showing varied capacity among different types[45-47].Environmental factors like temperature, pH, salinity, and ion strength further modulate organic compound adsorption by microplastics[47-48]. Their impact on contaminant degradation relies on complex microorganism,pollutant, and microplastic surface interactions[49].

In the context of the interaction between microplastics and heavy metals in soil, studies have shown that joint treatment with 0.1% PE-microplastics and heavy metals can lead to increased accumulation of certain heavy metals in plants, such as Cu and Pb in rapeseed[53]. Additionally, PE-microplastics can enhance the bioavailability of Cd in soil, affecting its accumulation in lettuce[54]. However, it is important to note that microplastics may physically damage plants, exacerbating the toxicity of heavy metals[58]. Nevertheless, some studies have not found significant effects of microplastics on the absorption of heavy metals by plants[59-60].

The adsorption-desorption mechanisms between microplastics and heavy metals in soil are complex, with microplastics capable of adsorbing various heavy metals from their surroundings[61-69]. Factors like surface charge,pH, organic matter on microplastic surfaces, and the type of microplastic all influence this process[66-71].Additionally, the competitive adsorption of heavy metal ions on microplastic surfaces can lead to partial desorption of some heavy metals[54].

In summary, the interaction of microplastics with organic pollutants and heavy metals in soil is multifaceted,influenced by various environmental factors and the specific properties of microplastics. Understanding these interactions is crucial for assessing their impact on soil contamination and ecosystem health.

3. Impacts and mechanisms of microplastics on soil microbial communities

Microplastics have emerged as influential agents affecting soil microbial communities, with profound implications for biodiversity and ecosystem functions.

Enhancement effects:Microplastics have been observed to augment the abundance and diversity of specific microbial communities[10,78]. Notably, genera likePseudomonasandNitrospiraexhibit increased abundance in the presence of microplastics[79-80]. Within microplastic-treated soils, a significant increase in the gene abundance ofNitrospira, crucial for nitrification, results in a reduction in NH4+-N content[81]. Polyethylene (PE) and polyvinyl chloride (PVC) microplastics promote the proliferation of microbial communities associated with membrane transport functions[51,82].

Detrimental effects:Contrarily, studies have also highlighted adverse impacts of microplastics on soil microbial communities. For instance, residual film microplastics in agricultural soils intensify bacterial community succession, destabilizing the microbial community structure and compromising soil functions[86]. Specific microplastic types, like polystyrene nanoparticles (PS-NPs) and certain polyethylene microparticles (PE-MPs), have shown to significantly alter fungal community compositions, with fungi being more sensitive to microplastic presence than bacteria[10,87-88].

Mechanistic insights:The interaction between microplastics and soil microbial communities is underpinned by alterations in soil physicochemical properties, such as aggregation, bulk density, and nutrient status, directly influencing microbial colonization and enrichment[90-92]. Soil biofilm-associated microbial communities exhibit marked differences in composition and genetics compared to adjacent soil environments[95-96]. This suggests that microplastics may selectively enrich specific microbial taxa. Furthermore, microorganisms have evolved diverse adsorption mechanisms to adapt to the presence of microplastics, underscoring the dynamic nature of soilmicroplastic interactions[49].

Concluding remarks:While certain studies report no significant impacts of microplastics on soil bacterial communities under specific conditions[89], the overarching consensus underscores the intricate interplay between microplastics and soil microbial dynamics, necessitating further research to elucidate long-term ecological consequences.

This streamlined overview encapsulates the multifaceted relationship between microplastics and soil microbial communities, emphasizing both their beneficial and detrimental impacts, while highlighting the need for continued academic exploration.

4. Future perspectives

Future research should prioritize: (1) Investigating the impact of microplastic co-pollution with contaminants(organic pollutants, heavy metals) on soil microbial communities. (2) Exploring microbial pathways for safe microplastic degradation, with potential applications for environmentally sound removal. (3) Developing strategies to improve soil microbial community structures by regulating physicochemical properties, specifically focusing on microbe colonization and enrichment on microplastic surfaces. This aims to facilitate safer regulation and degradation of microplastics, particularly in scenarios of compound pollution with other contaminants.