塑料制品由于其成本低、稳定性高、耐腐蚀而被广泛应用于各行各业和日常生活中。据统计，全球塑料年产量约为3.59亿t[1]，且塑料的需求量和产量呈现出不断增加的趋势。塑料工业的发展给日常生活带来极大便利的同时也产生了大量塑料垃圾，造成了严重的白色污染。这些塑料制品经过长期的风化作用形成塑料碎片—微塑料，对环境和人类健康产生潜在的威胁。Thompson等[2]提出微塑料的概念，由此微塑料污染进入大众视野。然而，截至目前鲜有研究报道土壤中的微塑料，由于土壤组分复杂、检测及分析方法等多种因素的限制，土壤微塑料污染未受到足够重视[3-4]。目前，微塑料污染逐渐引起各国家和地区的重视[5]，但对土壤环境中微塑料的潜在影响尚不十分清楚，对土壤中微塑料的检测也有待进一步研究。微塑料的检测方法可分为目测法、光谱法、热分析法和其他方法等[6]。一方面，由于微塑料形状颜色各异、来源广泛、组分复杂，导致微塑料的检测存在一定困难；另一方面，由于微塑料含碳量高，土壤中微塑料的存在会影响土壤变化过程。本研究从土壤中微塑料的检测方法及微塑料对土壤生态环境的影响角度，介绍了不同检测方法的优缺点，从物理、化学和微生物特征等方面阐述了微塑料对土壤的影响，并对土壤微塑料污染的研究方向进行了展望。1微塑料的检测方法1.1目测法人们通过肉眼可以直接观察1~5 mm的微塑料颗粒，借助显微镜可以观察粒径小于1 mm的微塑料颗粒。然而，显微镜无法识别粒径小于0.1 mm且无规则形状和颜色的微塑料颗粒。采用目测法测定时结果偏差较大，因此，目测具有局限性。老化微塑料可能在形态上发生一些变化，如机械性磨损导致微塑料表面出现裂痕，光热老化使微塑料表面凹凸不平或粉化，生物因素引起的老化使微塑料表面出现凹陷和孔洞等[7]，使得目测法在检测土壤微塑料时具有局限性[8]。检测微塑料时，目测法应结合其他仪器检测以减少误差，从而确定微塑料的类型。1.1.1光学显微镜法光学显微镜可以清晰观察到粒径介于0.1~1 mm微塑料的外在形态结构。然而，有研究表明，运用普通光学显微镜检测土壤中的微塑料时出错率通常高于20%，尤其检测透明微塑料颗粒时，出错率高于70%[9]。1.1.2扫描电镜法为了弥补普通光学显微镜分辨率低的缺陷，分辨率为0.1 μm的电子显微镜被用于鉴定土壤中微塑料表面形状，如扫描电子显微镜(SEM)或扫描电子显微镜-能量色散X射线联用技术(SEM-EDS)[10]。SEM-EDS法也能够定性分析微塑料的成分，确定微塑料的主要污染源。然而显微技术对于数量的计算会存在偏差，且微塑料颗粒经老化作用后表面形状明显不同于初始微塑料[7]。因此，SEM-EDS法现阶段仅用于特定领域微塑料的鉴定和检测，且SEM-EDS法分析鉴定前需对微塑料进行特殊处理。1.2光谱法由于目测法仅根据微塑料的尺寸、形状和颜色等特性进行初步鉴定，为了精确识别微塑料中聚合物的类型、丰度，光谱法是常用的方法[11]。采用光谱法检测微塑料，一般需要对样品进行前处理，即采用不同物理方法和化学方法处理环境中的样品，待消解掉较多的干扰物质后，利用拉曼光谱、傅里叶变换红外光谱(FTIR)等技术检测微塑料样品，并与数据库进行对照得到信息，但分析时间较长[12]。1.2.1FTIR法FTIR法将目标聚合物的光谱与标准谱图对比，可以快速识别微塑料的类型[13]。FTIR法检测快速、结果可靠，并且还可以检测出微塑料的风化程度，已成为微塑料的化学表征中常用的方法之一[14]。然而，FTIR无法检测粒径小于0.02 mm的微塑料颗粒，且结果易受微塑料颗粒的形状、尺寸和颜色等因素干扰[13]，样品中有机杂质和水汽的存在通常导致检测结果不精准。由于自然环境复杂，老化的塑料表面可能在温度、湿度、氧气等各种环境因子的综合作用下产生极性基团，增加亲水性以及改变表面电荷[7]，造成对微塑料老化程度的误判，限制了FTIR法的广泛运用。1.2.2拉曼光谱法拉曼光谱法是一种光子散射技术，可以较好地对非极性键产生响应，能够获得精确的测定结果，被广泛用于微塑料的鉴定[15]。拉曼光谱法运行时间明显高于FTIR法，而且不会受到测量颗粒形状、尺寸或厚度等干扰[13]。然而，拉曼光谱法检测时间较长，且易受塑料中添加剂的干扰和土壤背景干扰[14]。由于老化微塑料的官能团发生变化[7]，会对检测结果产生一定的影响。由此，适用范围更为广泛的热分析法被逐渐用于土壤微塑料的检测。1.3热分析法热分析法对物质的物理性质或成分进行分析，主要包括热重分析法(TG)、差示热分析法(DTA)、差示扫描量热法(DSC)、热裂解气相色谱-质谱法(Py-GC-MS)和热萃取热脱附气相色谱-质谱法(TED-GC-MS)等。热分析法的检测效率较高，对所测样品要求低且无须经过特殊处理，可广泛用于环境监测[16]，然而热分析法破坏微塑料的结构。目前，可将TG与质谱(MS)技术联用，通过测定微塑料的失重率与温度或时间的关系对微塑料进行定量分析。TG与Py-GC-MS相比，更适用于大批量样品，但难以分辨质量和降解特性相似的聚合物[17]。为克服上述缺点，Dümichen等[18]建立了TED-GC-MS，将热重分析和固相萃取热脱附相结合，对聚乙烯(PE)、聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)树脂、聚丙烯(PP)等组分精确定量，克服了TG仪器运行引起的误差问题，且分析时间较短(2~3 h)，方法检出限为0.5%~1%。任意温度下的热解产物都可以通过热重-傅里叶变换红外光谱(TGA-FTIR)与气相色谱-质谱(GC/MS)联用技术进行质谱分析[19]，因此，可以用该法对土壤生物样品中的微塑料进行鉴定。1.4其他方法核磁共振波谱技术(qNMR)能够较好地分析粒径为20~500 μm的聚氯乙烯(PVC)、丙烯腈-丁二烯-苯乙烯三元共聚物(ABS)、聚酰胺(PA)等3种微塑料颗粒，弥补了FITR法不足[13]。Li等[20]采用总有机碳作为微塑料总量的通用指标，实现了基于总有机碳准确测定微塑料总量，但将该方法应用于土壤微塑料检测还有待进一步研究。关于土壤中微塑料的检测还没有系统的方法，需运用两种或两种以上的方法和技术从复杂的环境基质中鉴定和检测各种微塑料。目前，Py-GC-MS和热裂解-质谱法(Py-MS)等热分析法，拉曼光谱法和FTIR法等光谱法，均能够较便捷地检测土壤中的微塑料并对其进行定量测定。由于这些方法的不断应用和改进，人们才能够更为清晰地了解微塑料在土壤中的变化过程及其对土壤生态环境的影响。2微塑料对土壤生态环境的影响目前，关于微塑料的研究主要集中在水域环境，关于土壤环境中的研究相对较少。由于土壤环境不同于水域环境，微塑料对土壤变化过程的影响明显不同于对水体的影响。微塑料颗粒与土壤颗粒存在本质区别，微塑料进入土壤后会改变土壤的结构，影响土壤容重和土壤团聚体，改变土壤微生物特性及其功能，使土壤板结，改变土壤生态环境[21]。2.1微塑料对土壤有机碳的影响土壤有机碳作为衡量土壤肥力状况的重要指标，在很大限度上受到土壤结构、土壤微生物群落等影响。微塑料是一种碳含量在90%左右的有机高分子化合物，对土壤的影响明显不同于其他因素[21]。微塑料输入土壤后会改变土壤有机碳组成，影响微生物对碳源的选择性利用，从而调控土壤微生物群落结构和功能以及碳周转过程。微塑料的长期输入会对农田土壤质量和土壤生态环境，尤其是土壤碳周转状况产生影响，比如改变土壤有机碳的矿化进程，调控与碳周转相关微生物的活性，影响凋落物的分解等[21]。Yu等[22]在土壤中加入玉米秸秆和微塑料，发现秸秆与微塑料联合施用后土壤总有机碳含量较高，仅添加秸秆的土壤有机碳含量明显低于其他处理。由此可知，微塑料可以促进土壤总有机碳含量增加，这与Moreno等[23]研究结果一致。胡旭凯等[24]研究表明：不同粒径团聚体有机碳均随PE微塑料浓度的增加而逐渐增加。因此，微塑料输入后，土壤有机碳含量与团聚体粒径之间成正相关[25]。土壤活性有机碳作为土壤总有机碳的重要组成部分，可以快速呈现土壤碳变动情况。Liu等[26]向土壤中加入PE微塑料的室内培养试验，发现高浓度的PE微塑料明显促进可溶性有机质积累，而低浓度微塑料对可溶性有机质无明显影响。添加塑料碎片后，土壤荧光素二乙酸水解酶活性降低1.6%~30.7%、脱氢酶活性降低14.9%~59.0%。当微生物的活性降低时，土壤中活性有机碳的含量也降低。Wang等[27]研究表明：添加黑色微塑料的土壤微生物量碳显著降低57%，白色微塑料使土壤微生物量碳降低74%。这可能是由于塑料制品中邻苯二甲酸酯等增塑剂对土壤微生物产生毒害作用，且不同颜色微塑料对微生物的毒害作用差别较大[28]。土壤中的微塑料通过改变与土壤碳转化的酶活性从而影响土壤碳转化[29-30]。Yu等[31]研究表明：微塑料的添加提高了土壤酶活性，并增加了养分有效性，利于土壤中溶解性碳氮的积累。微塑料对土壤活性有机碳的影响也与团聚体粒径有关。李营[32]在黑土中加入增塑剂邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯(DEHP)后，2~5 mm、1~2 mm和0.25~1 mm粒径团聚体内水溶性有机碳含量显著下降，而粒径≤20 μm团聚体的水溶性有机碳含量随着DEHP的增加而少量增加。胡旭凯等[24]研究表明：随着PE微塑料浓度的增加，粒径0.25 mm团聚体可溶性有机碳含量的降幅逐渐减小，且不同粒级团聚体易氧化有机碳随着PE微塑料的添加持续降低。由此可见，微塑料对土壤活性有机碳的影响是土壤中微塑料的浓度和土壤团聚体粒径以及土壤微生物综合作用的结果。土壤中含碳聚合物明显影响CO2释放。Yu等[22]研究表明：在秸秆掺入背景下，微塑料会降低不同土壤环境有机碳的矿化进程，土壤CO2释放量降低26.5%~33.9%，且微塑料对潮土CO2释放的抑制作用低于红壤土。张秀玲等[33]通过室内矿化培养实验，证明了中高量微塑料混合秸秆掺入土壤中显著降低有机碳累积矿化量。可能是由于微塑料的添加，降低土壤可溶性有机碳和微生物碳含量。鄢紫薇等[34]田间实验表明：添加高含量微塑料的土壤CO2释放量显著降低，微塑料减少了有机碳的矿化。由此可见，微塑料能够降低土壤有机碳矿化潜力，25 μm PE微塑料对有机碳矿化潜力和矿化速率常数值均具有显著影响[35]。然而，微塑料对土壤有机碳矿化的影响与微塑料添加量有关，一般而言，低剂量微塑料对土壤有机碳的矿化无显著影响，而添加高剂量微塑料后土壤CO2释放量增加15%~17%[36]。Yu等[37]研究表明：未处理和老化处理后的PE微塑料均对土壤CO2释放无显著影响，但增加了半纤维素和木质素分解酶的微生物功能基因的丰度，表明微塑料具有促进土壤有机碳矿化的潜力。Liu等[38]利用不同浓度的PE微塑料和酸雨开展实验，研究表明：10%PE微塑料与酸雨共同作用，显著提高了土壤过氧化氢酶活性和土壤CO2的排放。综上可知，目前关于微塑料对土壤有机碳矿化的影响研究尚无一致结论，需要进一步开展相关的研究工作，以明确微塑料对土壤碳周转过程的影响，从而深入了解长期微塑料输入对土壤生态环境的影响，以促进农业的可持续发展。2.2微塑料对土壤物理性质的影响微塑料进入土壤后会受到耕作措施、干湿交替、生物扰动等影响，改变土壤物理性质。土壤中微塑料大多来源于地膜残留，农膜残片会改变土壤容重、孔隙度、田间持水量等[39]。微塑料与土壤基质结合后能够建立水分通道，加速水分蒸发，增加大孔隙的体积，从而破坏土壤结构[40]。聚苯乙烯(PS)微塑料显著提高土壤持水性，而PE微塑料输入后土壤持水性无明显变化。相较于纤维状微塑料，土壤大团聚体数量及孔隙数量更易受颗粒状微塑料的影响，且5 mm微塑料相较于2 mm微塑料更易导致土壤水分散失[41]。然而，Yu等[19]研究表明：微塑料较大的比表面积和较强的吸附能力会增加大团聚体含量，在一定限度上提高土壤团聚体稳定性。由此可知，微塑料对土壤物理性质的影响变化较大，且受微塑料自身性质的影响。因此，从微塑料自身性质出发，探讨其对土壤物理性质的影响具有重要的现实意义。2.3微塑料对土壤微生物学特性的影响微塑料通过改变土壤的理化性质，影响土壤微生物群落结构和功能。Wang等[42]研究表明：农膜残留量的增加降低土壤微生物量碳氮含量。农膜残留量超过450 kg/hm2时，残膜显著降低土壤酶活性、土壤微生物代谢多样性和丰度[43]。然而，Zang等[44]研究表明：微塑料进入土壤后微生物量显著增加。在干旱条件下，长期覆膜导致的微塑料在土壤中累积，提高了土壤微生物活性且显著增加土壤微生物碳[45]，验证了土壤微生物活性与养分有效性之间的正相关关系。微塑料作为外源含碳有机物，可以改变土壤碳氮元素循环[20]，有机质吸附在微塑料表面后，使微塑料周围形成异于土壤基质的微环境，从而调控土壤微生物的群落结构。Gao等[46]研究表明：PE微塑料促使土壤微生物从细菌转变为放线菌。土壤理化性质和土壤酶活性均与土壤微生物有一定的相关性，而微塑料可直接或间接地对土壤微生物产生影响。虽然塑料本身难以降解，但土壤中的微生物依然在微塑料的破碎和降解过程中发挥着作用，使土壤微塑料在土壤中富集从而影响土壤生态环境。3结论微塑料进入生态系统后会严重影响生态系统的物质循环，微塑料污染已成为当前研究的热点问题。为更好地了解微塑料，减轻微塑料的负面影响，未来需进一步开展如下工作：（1）优化土壤微塑料的检测方法并形成统一的标准。目前的检测方法会对微塑料造成一定的破坏，影响其理化性质的鉴别。此外，尚未形成一套标准化的检测方法，也没有建立统一的评价方法。因此需优化土壤微塑料的检测方法，制定一套土壤微塑料的检测标准，并研发专门用于微塑料检测的便携式仪器，为土壤微塑料污染的研究提供方便。（2）确定土壤微塑料含量安全指标范围。农膜的大面积使用导致土壤微塑料的累积，增加了土壤微塑料的污染。因此，需确定土壤微塑料含量的安全指标范围，从而有效监控土壤微塑料污染。（3）加强微塑料长期输入对土壤环境的影响研究。目前对塑料老化、机械力作用等产生的微塑料研究仍有不足，尤其是微塑料对土壤-植物体系及土壤微生物群落等的影响研究。因此，需开展微塑料对土壤-作物系统的影响研究并揭示其内在机制，为后续土壤生态环境的改良和农田微塑料污染评估提供参考。10.15925/j.cnki.issn1005-3360.2022.10.022.F001