可生物降解PBAT 微塑料對土壤理化性質及上海青生理指標的影響

李成濤，吳婉晴，陳晨，張勇,2，張凱

1. 陜西科技大學環境科學與工程學院，陜西 西安，710021；2. 西南大學資源與環境學院，重慶 400715；3. 澳門科技大學澳門環境研究院，澳門

塑料因其成本低、延展性好、經久耐用等優點，被廣泛應用于工農業生產和日常生活中（侯軍華等，2020），已和鋼鐵、木材、水泥并列成為當今世界四大支柱材料，常見種類有聚乙烯、聚丙烯、聚苯乙烯、聚酰胺等。然而，大量的廢棄塑料在環境中長期殘留，難以回收且大多難降解，造成嚴重的“白色污染”（Liu et al.，2014）。由于石油資源的日益稀缺，加上傳統塑料引發的“白色污染”問題愈發嚴重，可生物降解塑料應運而生，成為國內外學者的研究熱點（刁曉倩等，2020）。其中聚對苯二甲酸-己二酸丁二醇酯（butyleneadipate-coterephthalate，PBAT）作為一種熱穩定性、力學性能、生物降解性優良的材料，在對抗“白色污染”問題中具有重要的使用價值（林源，2019）。

微塑料（Microplastics，MPs）指粒徑小于5 mm的塑料纖維、顆粒和碎等（Thompson et al.，2004；Xu et al.，2020），在水、土、氣、沉積物等環境介質中被廣泛檢出，有研究指出，全球每年農用土壤中微塑料的輸入量遠超過海洋，陸地生態系統中可能含有比海洋更大的（微）塑料儲層（邵媛媛等，2020）。當土壤中的微塑料達到一定量時，會對土壤理化性質、功能、微生物多樣性及植物生長等產生影響，從而誘發生態風險（Rillig et al.，2020），甚至威脅人類健康?？缮锝邓芰想m然能夠降解，但其在自然環境中降解周期會持續3—36 個月，降解過程更加復雜，可能會對土壤理化性質（潘雄等，2021）、土壤植物（劉曉紅等，2022）產生更強的毒性效應。

目前，關于可降解微塑料對土壤生態系統、農作物生長的影響研究仍處于起步階段。先前關于不可降解微塑料對土壤理化性質的研究表明，聚乙烯微塑料能增加土壤團聚體穩定性和團聚體總有機碳，但會降低團聚體活性有機碳含量（胡旭凱等，2021）。有研究推測微塑料對土壤生態系統的影響與其引起的土壤物理性質變化密切相關，且淀粉基可生物降解微塑料可以改變根際土壤細菌群落和揮發性物質的排放（Qi et al.，2020）。土壤中的微塑料容易附著在種子表皮或根系細胞壁，堵塞種子囊及細胞壁的孔隙，影響種子、根系正常吸收或運輸水分和營養，最后造成植物生長遲緩（廖苑辰等，2019）。研究將未使用的可生物降解塑料覆蓋物的化合物釋放到水溶液中，發現會抑制生菜和番茄根的生長，改變地上部分發育的形態（Serrano-Ruíz et al.，2020）；類似地，當在含有聚乳酸微塑料的土壤中生長時，玉米地上部分生物量及葉綠素含量會降低（Meng et al.，2021）。目前關于可生物降解微塑料對土壤理化性質、農作物生長及其交互作用的影響研究仍不充分，需要進一步研究。

本文選取典型的農作物蔬菜上海青（Brassica chinensisL.）作為供試植物，以傳統不可降解微塑料聚丙烯（PP）為對照探究不同粒徑、不同濃度的可生物降解PBAT 微塑料對土壤理化性質及農作物生長的影響，通過測定微塑料對土壤總氮、總磷、水穩性團聚體及植物不同生長階段發芽率、超氧化物歧化酶活性、過氧化物酶活性、丙二醛含量的影響，并對微塑料填埋前后表面形態進行觀察，以及各指標的相關性分析推測微塑料對上海青的影響機制，研究結果對于綜合評價可生物降解微塑料對土壤—植物系統的影響及其生態毒性具有重要意義。

1 材料和方法

1.1 微塑料的制備

將洗凈并干燥后的PBAT、PP 塑料母粒（廣東亮穎塑化有限公司）經球磨機機械破碎后，通過篩分得到粒徑分別為＜0.1 mm、0.1—0.2 mm、0.2—1.0 mm 的MPs 顆粒。

1.2 土壤的采集

試驗所用土壤采自陜西科技大學（中國西安）的土地，取自地下10—20 cm 左右深度，去除土壤中石頭及其他大塊雜物后，使用5 目（4 mm）篩網對土壤進行篩分后風干。土壤的主要性質如下：pH 7.9，土壤容重1.28 g·cm-3，土壤孔隙率49.4%，總氮 (160±5.35) mg·kg-1，總磷 (382±21.1) mg·kg-1。

1.3 發芽試驗與盆栽試驗

上海青種子購自于上海市閔行區種子公司，試驗前用質量分數為10%的次氯酸鈉溶液進行消毒，并用去離子水進行沖洗。在盆缽中裝入100 g自然土壤，并將2 種不同粒徑的PBAT-MPs、PP-MPs 分別按照質量分數0.022%、0.22%、2.2%添加到土壤中（Wang et al.，2020），每盆放入20 粒種子，并設置1 個不添加MPs 的空白對照組（CK），每組3 個平行。將播種好的盆缽放入人工氣候培養箱中，培養條件為：恒溫25 ℃、相對濕度75%、12 h 光照/12 h 黑暗周期培養。種子發芽試驗周期為10 d，在7 d 時進行取樣計算種子發芽率；盆栽試驗周期為30 d，分別在15、30 d 時進行取樣。

1.4 對MPs 填埋前后表面形態的觀察

采用密度浮選法對土壤中質量分數為2.2%的MPs 進行分離提?。↙i et al.，2020），洗凈干燥后將樣品在濺射鍍膜機（SBC-12，中國）上進行金的濺射鍍膜，然后再利用高分辨場發射掃描電鏡對樣品進行SEM 分析，原始MPs（0 d）作為空白對照組，樣品在10 kV 的高真空下成像，觀察其表面形態的變化。

1.5 土壤理化性質的測定

土壤中總氮測定采用凱氏法，總磷的測定采用堿熔-鉬銻抗分光光度法，水穩性團聚體的測定采用濕篩法。

1.6 上海青生長參數的測定

1.6.1 發芽率、根長以及莖長的測定

將種子放在光照培養箱中進行培養，記錄在規定的天數內每天發芽的種子數，計算出占供試種子的百分率，即為發芽率。將幼苗從盆缽中取出后，用去離子水將幼苗根部土壤去除，擦干水分，將幼苗排列整齊，拍取照片，利用Image J 軟件對幼苗根長、莖長進行測量。

1.6.2 根系活力的測定

根系活力的測定采用氯化三苯基四氮唑（TTC）法（Lian et al.，2020）。

1.6.3 丙二醛（MDA）含量的測定

丙二醛（MDA）含量的測定采用硫代巴比妥酸法（Zhu et al.，2020），在酸性和高溫條件下，MDA 能夠和硫代巴比妥酸（TBA）反應生成紅棕色的三甲川（3, 5, 5-三甲基惡唑-2, 4-二酮），其最大吸收波長在532 nm。

1.6.4 超氧化物歧化酶（SOD）的測定

超氧化物歧化酶（SOD）活性的測定采用氮藍四唑法（Saleh et al.，2017）。

1.6.5 過氧化物酶的測定

過氧化物酶（POD）活性的測定采用聯苯胺法（Yu et al.，2021）。

1.7 數據方法

每組數據重復測定 3 次取平均值，利用Microsoft 2010 Excel 軟件計算均值和標準差，采用Origin 8.0 軟件繪圖，采用SPSS 17.0 軟件進行單因素方差分析，顯著性水平設為0.01＜P＜0.05，極顯著水平設為P＜0.01。

2 結果與討論

2.1 不同MPs 在不同填埋時間下的表面形態觀察

不同粒徑的PP-MPs 在不同填埋時間的表面形態變化如圖1所示。通過與初始形態對比可以看出，無論是15 d還是30 d的SEM圖像都顯示了PP-MPs表面并沒有什么變化，均較為光滑且沒有裂痕、空洞的出現，說明PP-MPs 在填埋期間并沒有發生降解過程，與其本身的不可降解的性質一致。

圖1 PP-MPs 表面特征掃描電鏡圖Figure 1 Scanning electron microscopy of PP-MPs

不同粒徑的PBAT-MPs 在不同填埋時間的表面形態變化如圖2 所示?？梢悦黠@的看到隨著填埋時間的增加，15 d 和30 d 時的PBAT-MPs 表面形態出現了不同程度的降解痕跡。15 d 時，＜0.1 mm和0.1—0.2 mm 的PBAT-MPs 表面出現細小的孔洞與輕微的裂痕，但是0.2—1 mm 的PBAT-MPs 表面并沒有什么明顯的變化，這可能是因為粒徑越小的MPs 其比表面積越大，在單位面積內附著的微生物越多，受到的侵蝕程度越大；30 d 時，＜0.1 mm 和0.1—0.2 mm 的PBAT-MPs 出現的孔洞與15 d 相比已經變大且致密，而0.2—1 mm 的PBAT-MPs 也出現了不規則的深坑。

圖2 PBAT-MPs 表面特征掃描電鏡圖Figure 2 Scanning electron microscopy of PBAT-MPs

上述結果表明可生物降解微塑料PBAT 可能在土壤中微生物的作用下已經發生降解過程，而不可降解微塑料PP 由于性質穩定，在短時間內并未發生明顯降解，其表面形態的微小變化可能是由土壤的擾動等物理作用引起。

2.2 不同MPs 的添加對土壤理化性質的影響

2.2.1 對土壤總氮的影響

圖 3 為不同粒徑、不同濃度的 PP-MPs、PBAT-MPs 在不同填埋時間下對土壤總氮（TN）的影響。整個填埋期間內，PP-MPs 的添加會使得土壤TN 的含量先升高后降低，可能由于PP-MPs 在其內表面創造了一個額外的厭氧環境，可以促進反硝化細菌的生長和反硝化活動（Li et al.，2020）。15 d 時，與CK 和PP-MPs 組相比，PBAT-MPs 的添加未對土壤TN 產生顯著性影響，但一定程度上增加了土壤TN 含量，與對照組相比最高增加了13.15%；30 d 時，PBAT-MPs 的添加均顯著增加了土壤TN 含量，這可能是由于PBAT-MPs 的存在增加了土壤固氮菌的存在（Wang et al.，2020）。

圖3 不同粒徑不同添加濃度的兩種MPs 對土壤總氮影響Figure 3 Effects of two kinds of MPs with different particle size and concentration on TN in soil

2.2.2 對土壤總磷的影響

圖 4 為不同粒徑、不同濃度的 PP-MPs、PBAT-MPs 在不同填埋時間下對土壤總磷（TP）的影響。15 d 時，粒徑＜0.1 mm 的PP-MPs 會使土壤TP 含量隨著填埋濃度的升高而增加，而2.2%的0.1—0.2 mm 和0.2—1 mm 的PP-MPs 會降低土壤TP 含量；＜0.1 mm 的PBAT-MPs 會降低土壤TP 含量，而 0.1—0.2 mm 和 0.2—1 mm 的PBAT-MPs 會增加TP 含量。30 d 時，PP-MPs 的添加會促進土壤TP 含量，PBAT-MPs 的添加對土壤TP 含量的影響不顯著。

圖4 不同粒徑不同添加濃度的兩種MPs 對土壤總磷影響Figure 4 Effects of two kinds of MPs with different particle size and concentration on TP in soil

PP-MPs 在前期會降低TP 含量，這與前人研究一致（Dong et al.，2021），在研究中還發現在磷含量下降的同時酸性磷酸酶（ACP）也在下降，這表明土壤中磷的下降可能是由于ACP 酶活性下降引起的。PBAT-MPs 降低土壤TP 的含量可能是由于MPs 對磷的物理吸附作用，先前研究表明，高分子聚合物會通過物理作用吸收磷，減少土壤對其的吸收，MPs 對土壤中磷的吸附和解吸可能會增加磷的浸出損失（吾蘭·恩特馬克，2021），并且不同種類的微塑料對磷的吸附也存在較大差異（Li et al.，2021）。

綜上，土壤中MPs 的積累可能會影響土壤生態系統中的氮磷循環過程，并且MPs 的種類、粒徑、濃度及填埋時間不同會對土壤TN、TP 含量產生不同影響，產生變化的原因可能是MPs 本身的性質影響土壤孔隙度等理化性質，改變土壤中微生物群落結構（Miao et al.，2019）、氮、磷循環酶等相關酶的活性（Awet et al.，2018）以及相關功能基因的表達（Qian et al.，2018），同時塑料添加劑的釋放也會影響土壤生態環境的平衡（Lü et al.，2022），可生物降解微塑料的降解產生的納米塑料也會對土壤中微生物細胞的自由基產生破壞，進而影響土壤生態系統中氮、磷的循環。

2.2.3 對土壤水穩性團聚體的影響

圖 5 為不同粒徑、不同濃度的 PP-MPs、PBAT-MPs 在不同填埋時間下對土壤中水穩性團聚體的影響。15 d 時，粒徑＜0.1 mm 的PP-MPs、PBAT-MPs 均會增加土壤水穩性團聚體的含量，大于0.1 mm 時團聚體的含量隨PBAT-MPs 濃度的增加而增加；30 d 時，PP-MPs 整體提高了土壤水穩性團聚體含量，粒徑＜0.2 mm 的PBAT-MPs 變化規律與15 d 一致，而對于0.2—1 mm 的PBAT-MPs，土壤團聚體含量隨著濃度的升高而降低。通過對兩種MPs 的橫向對比，發現PP-MPs 對土壤水穩性團聚體的增加主要是集中＜0.25 mm 的團聚體，而PBAT-MPs 集中在0.25—1 mm 團聚體。

圖5 不同粒徑不同填埋時間下的MPs 對土壤水穩性團聚體的影響Figure 5 Effects of MPs with different particle sizes and landfill time on soil water-stable macroaggregates

先前已有研究報道MPs 的添加會改變團聚體的分布（Boots et al.，2019），這與我們試驗結果一致，兩種MPs 的添加會對團聚體粒徑范圍的分布影響不同可能是因為添加的MPs 與土壤聚集體結合，改變顆粒內的結合機制并干擾宏觀團聚體的形成?，F有研究表明，土壤中有機碳是形成水穩性團聚體的重要粘合劑，對填埋MPs 土壤的有機碳參數的測量研究發現，MPs 的添加使土壤有機碳比空白對照增加了40%以上（Kim et al.，2021），表明MPs 本身可能是土壤中碳的一個重要來源，本研究中MPs 的外源添加使得水穩性團聚體的增加可能與該原因有關。而土壤團聚體的降低可能是因為土壤中MPs 的疏水性、表面電荷、表面功能和顆粒大小都會對土壤中水分存在的狀態產生影響，同時MPs 在土壤中還會發生降解，隨著填埋時間的延長，它與土壤顆粒的粘結作用會加強，但同時MPs 也有可能會進入到土壤團聚體中影響土壤的孔隙狀態，進而影響水穩性團聚體的含量。

2.3 不同MPs 的添加對上海青生理指標的影響

2.3.1 對發芽率、根長、莖長的影響

植物的發芽率是植物良好生長的一個重要因素。圖6 為不同粒徑、不同濃度的PP-MPs、PBAT-MPs 對上海青種子發芽率的影響。與對照組相比，0.1—0.2 mm 和0.2—1 mm 的PP-MPs 對發芽率有顯著的抑制作用；＜0.1 mm 的PBAT-MPs 對植物的發芽的抑制作用最明顯，隨著添加濃度的升高發芽率分別降低了18.75%、21.9%、37.5%，0.1—0.2、0.2—1 mm 的PBAT-MPs 對種子發芽率的影響不顯著。已有研究表明傳統石油基微塑料PP 能夠降低園林水芹種子的發芽率（Spa et al.，2020），這與本研究結果一致。PBAT 對發芽率的影響可能是由于小粒徑的PBAT 微塑料會降低土壤的孔隙率，進而抑制了種子發芽率。

圖6 不同MPs 的添加對上海青種子發芽率的影響Figure 6 Effects of different MPs on germination rate of Brassica Chinensis L.seeds

圖 7 為不同粒徑、不同濃度的 PP-MPs、PBAT-MPs 對上海青生長過程中根長的影響。15 d時，與對照組相比，0.2—1 mm 的PP-MPs 對根長具有顯著抑制作用，而到30 d 時抑制作用逐漸消失。PBAT-MPs 在15 d 時顯著抑制根長，30 d 時抑制作用減弱，且＜0.1 mm、0.1—0.2 mm 兩個粒徑組的根長會隨著填埋濃度的增加而降低，呈現出劑量—毒性效應。MPs 在前期對植物根系生長產生抑制作用可能是由于MPs 的添加會增加土壤容重，從而改變土壤的結構，增加了植物根系的穿透阻力，影響根的伸長，有研究表明塑料在土壤中的降解會產生聚乙烯醇，會抑制植物根系的生長（林濤等，2019），而PBAT 在降解過程中會釋放出己二酸和對苯二甲酸，它們被證明了會限制植物的生長（Serrano-Ruíz et al.，2018）。小粒徑PBAT 微塑料對根長的劑量效應表明可生物降解材料雖被證明是安全的，但是在超過一定閾值可能會抑制植物生長（Wang et al.，2015）。

圖7 不同MPs 的添加對上海青根長的影響Figure 7 Effect of different MPs on root length of Brassica Chinensis L.

圖 8 為不同粒徑、不同濃度的 PP-MPs、PBAT-MPs 對上海青莖長的影響。無論是15 d 還是30 d，不同粒徑PP-MPs 處理下，莖長均會隨著MPs 濃度的增加而增加，與對照組相比，且大粒徑PP-MPs 會對莖長有明顯的抑制作用。15 d 時，PBAT-MPs 的添加會抑制莖長，其中＜0.1 mm、0.2—1 mm 的PBAT-MPs 的抑制作用更顯著；30 d 時，可能由于植物的自身調節作用，抑制作用減弱，甚至產生促進作用。大粒徑的PP-MPs 對莖長的抑制可能是因為它的添加破壞了土壤的結構，影響了植物對營養物質的吸收，從而影響上海青的生長發育，PBAT-MPs 對莖長的影響可能與合成高聚物的單體有關，降解過程中長鏈會發生斷裂，PBAT 中的己二酸和苯系物的出現，這會對植物的生長造成影響（Wang et al.，2015）。

圖8 不同MPs 的添加對上海青莖長的影響Figure 8 Effect of different MPs on stem length of Brassica Chinensis L.

2.3.2 對根系活力的影響

圖 9 為不同粒徑、不同濃度的 PP-MPs、PBAT-MPs 對上海青生長過程中根系活力的影響。15 d 時，PP-MPs 對根系活力有一定的促進作用，且大粒徑的促進作用強于小粒徑，30 d 時與對照組相比沒有顯著性變化。PBAT-MPs 在15 d 時抑制植物根系活力，30 d 時小粒徑PBAT-MPs 的抑制作用減輕，而0.2—1 mm 的PBAT-MPs 仍具有顯著的抑制作用，但總體而言MPs 對根系活力的抑制在植物自身調節作用下減弱。PP-MPs 的添加對根系活力沒有顯著影響可能是由于化學結構較穩定不易降解（de Souza Machado et al.，2018），對土壤性質影響不顯著，而PBAT-MPs 可能由于促進土壤根際細菌的生長，與植物根系爭奪養分，從而對根系活力產生影響（Van Weert et al.，2019）。

圖9 不同MPs 的添加對上海青根系活力的影響Figure 9 Effect of different MPs on root vigour of Brassica Chinensis L.

2.3.3 對葉片丙二醛含量的影響

圖10 為不同粒徑、不同濃度的PP-MPs、PBAT-MPs 對上海青生長過程中葉片MDA 含量的影響。15 d 時，PP-MPs 會增加MDA 含量，這說明細胞質膜過氧化程度高，細胞膜可能受到損傷，30 d 時，＜0.1 mm 和0.1—0.2 mm 的PP-MPs 未對MDA 含量產生顯著影響，而0.2—1 mm 的PP-MPs依然會增加上海青MDA 含量，說明粒徑越大對其影響越大。15 d 時，PBAT-MPs 的添加降低上海青MDA 含量，未對植物造成脂質過氧化，30 d 時，＜0.1 mm的高濃度PBAT-MPs顯著增加MDA含量，導致上海青產生較強的脂質過氧化，這可能是因為粒徑較小的PBAT-MPs 降解程度更大，降解產物對上海青產生較強的脅迫作用。

圖10 不同MPs 的添加對葉片MDA 含量的影響Figure 10 Effect of different MPs on MDA content in leaves

2.3.4 對葉片超氧化物歧化酶活性的影響

圖11 為不同粒徑、不同濃度的PP-MPs、PBAT-MPs 對上海青生長過程中葉片SOD 活性的影響。15 d 時，＜0.1 mm 和0.2—1 mm 的PP-MPs會增加SOD 的活性，說明PP-MPs 的添加會增加活性氧（ROS）的產生，從而激發了SOD 的活性，30 d 時，與對照組相比，PP-MPs 均顯著提高了SOD活性，說明ROS 含量過高，植物建立起保護機制，產生更多的SOD 來清除植物體內的ROS 自由基。15 d 時，0.1—0.2 mm 的PBAT-MPs 提高了SOD 活性，說明上海青此時在遭受環境脅迫；30 d 時，＜0.1 mm 和0.1—0.2 mm 的PBAT-MPs 提高了SOD 活性，但0.1—0.2 mm 的高濃度PBAT-MPs 反而會抑制SOD 活性，這說明高濃度的添加量已經超過植物本身自我調節的閾值。

圖11 不同MPs 的添加對葉片SOD 活性的影響Figure 11 Effect of different MPs SOD activation in leaves

2.3.5 對葉片過氧化物酶活性的影響

圖12 為不同粒徑、不同濃度的PP-MPs、PBAT-MPs對上海青生長過程中葉片POD活性的影響。15 d 時，0.1—0.2 mm 的高濃度PP-MPs 顯著增強POD 活性，但其它兩個粒徑對POD 活性產生抑制，結合本文2.3.4 部分分析可能是因為由于前期＜0.1 mm 和0.2—1 mm 的PP-MPs 并未激活POD 酶活性，因而導致SOD 活性激增，30 d 時，各試驗組與對照組相比沒有顯著性差異。15 d 時，PBAT-MPs 對POD 活性影響不顯著但也產生了抑制，造成SOD 活性的激增；30 d 時，＜0.1 mm 的高濃度PBAT-MPs 與0.2—1 mm 的低濃度PBAT-MPs顯著降低了POD 活性，對應了本文2.3.4 中的SOD活性升高，說明植物在消耗POD 以消除SOD 產生的H2O2。酶的活性在短時間內的暫時增加是一種調節行為，可以保護植物自身免受外部的壓力和毒害，而活性的降低又代表著酶的調節能力已經到了閾值并受到了傷害，這說明可生物降解MPs 對上海青毒性機制可能涉及氧化損傷（廖苑辰等，2019）。

圖12 不同MPs 的添加對葉片POD 活性的影響Figure 12 Effect of different MPs on POD activation in leaves

2.4 指標相關性分析

圖13 為兩種MPs 填埋后土壤與植物各指標間的相關性分析，圖中橢圓面積越小表示相關系數絕對值越大。從PP-MPs 的指標相關性分析可以看出，SOD 活性與MDA 活性息息相關，它們同處于抗氧化系統，建立防護機制并且幫助植物清除體內的ROS，TP 對水穩性團聚體呈現正相關作用，同時POD 也會促進莖長的生長；從PBAT-MPs 的指標相關性分析可以看出土壤TP 對根系活力、發芽率、根長和莖長呈現正相關，而MDA 含量與根系活力、發芽率和莖長之間呈現負相關，表明PBAT 引起土壤TP 含量增加時可促進上海青的生長，MDA 含量的適當降低對上海青生長有利。此外，對MPs 種類、粒徑、添加量與土壤TN、TP、水穩性團聚體及上海其各生理指標間進行多因素方差分析，結果表明，15 d 時MPs 種類與上海青莖長、根系活力及 MDA 含量之間存在顯著相關性，其中PBAT-MPs 對上海青影響更大，與其他指標相關性不顯著，推測可能是由于此時PBAT 微塑料發生了一定降解，與不可降解微塑料相比其表面更粗糙，對土壤中的營養元素吸附及富集作用更強，進而對上海青莖長、根系活力、MDA 含量影響更大；30 d時MPs 種類、粒徑、添加量與各測定指標間均無顯著性相關，表明此時不同種類、粒徑、添加量的微塑料對土壤及上海青造成的影響無顯著性差異。

圖13 各指標間的相關性分析Figure 13 Correlation analysis of each index

由于眾變量之間存在一定的相關性，故不能依賴某一個或兩個指標對MPs 對上海青的影響進行評價。結合已有研究，MPs 與植物根部相互作用的過程中，對植物組織造成機械性傷害，對植物的影響主要為物理損傷所引起（邵雪純等，2023），而可生物降解微塑料的暴露除了會造成物理損傷之外，還可通過觸發植物體內抗氧化酶活性的變化，導致氧化應激反應，從而影響植物生長，且可生物降解微塑料產生的降解中間產物可能會加劇生物體內的氧化應激反應（Souza et al.，2013）。

結合之前的研究，推測MPs 對上海青的影響機制（圖14）：MPs 會物理附著在植物的根系，從而阻礙上海青對養分的吸收以及對根長、莖長產生影響，MPs 的添加也會改變土壤的孔隙度，這會增加土壤生態系統中的養分通量，加速水分流失，進而會影響根系的下扎；添加的MPs 可能與土壤聚集體結合，進而會改變土壤顆粒內的結合機制并干擾水穩性團聚體的形成；同時可生物降解材料PBAT-MPs 也會在填埋期間在微生物的作用下發生降解行為，這其中也會產生中間產物（例如己二酸和對苯二甲酸等），同時還有塑料中的添加劑也會釋放到土壤中，這就會對土壤的微生物以及酶活性產生影響，會影響硝化酶和反硝化酶的活性，從而影響土壤中的氮循環；MPs 也會通過物理作用，吸附土壤中的磷，從而會改變土壤中的TP 的變化；由于土壤生態系統的改變，植物生長會受到影響，所以植物為了防止產生膜脂質過氧化而帶來的DNA 損傷或是改變細胞膜的結構和功能，上海青的防御基因會被激活，抗氧化劑酶誘導通路被激活，幫助自身解毒。整體而言，不可降解微塑料PP 對上海青的影響可能是由于其與植物根部相互作用的過程中，對植物組織造成機械性傷害，影響生理指標的變化，而可生物降解微塑料的暴露除了造成物理損傷，可能還會觸發生物體內抗氧化酶活性的變化，進而導致氧化應激反應，從而影響植物生長，且其降解中間產物可能會加劇植物體內的氧化應激反應。

圖14 MPs 對土壤理化性質和上海青生長影響機制Figure 14 Mechanisms of MPs effects on soil physicochemical properties and growth of Brassica Chinensis L.

3 結論

1）與不添加MPs 的對照相比，PP-MPs 的添加會導致土壤中TN 含量的下降，PBAT-MPs 會增加土壤TN 含量，可能會促進土壤生態系統的氮循環；PP-MPs 會使土壤TP 先降低后升高，PBAT-MPs先降低TP 含量后與對照組基本持平；兩種MPs 的添加整體會增加土壤中水穩性團聚體，并影響團聚體的粒徑分布。

2）不同粒徑、添加量的PP、PBAT 微塑料對上海青的發芽率、根長、莖長、根系活力及抗氧化酶活性的影響存在差異，但并未表現出明顯的規律，MPs 對上海青產生的影響會隨著植物的自身調節作用減弱，植物通過MDA、SOD、POD 等指標的相互調節作用下應對MPs 脅迫，MPs 在根系的附著影響對土壤中水分和營養的吸收，進一步影響植物的生長。

3）15 d 時微塑料種類與上海青莖長、根系活力及MDA 含量之間存在顯著相關性，PBAT-MPs對上海青影響稍大，30 d 時微塑料種類、粒徑、添加量與土壤TN、TP、水穩性團聚體及上海青各生理指標間均無顯著性相關，整體來看可生物降解微塑料PBAT 并未因其自身降解而對土壤、成熟農作物產生顯著的不良效應，因此可以考慮使用可生物降解農膜代替傳統的不可降解農膜，以減輕白色污染問題。