微塑料（microplastics, MPs）是指尺寸 < 5 mm的塑料颗粒, 其来源多样、性质复杂（如形状、大小、密度和种类不同）、降解缓慢并且会在环境中不断富集, 对生物健康和环境安全造成了巨大挑战^{[1 ~ 5]}. 微塑料的研究环境始于海洋, 而陆地生态系统作为微塑料重要的汇, 其数量可能已是海洋的4~23倍^[5], 因此逐渐受到国内外学者的关注^{[5 ~ 8]}. 然而, 微塑料不止能够影响土壤物理化学性质^{[9 ~ 11]}, 还能够通过影响土壤中相关微生物和酶, 而进一步影响土壤生物化学循环^{[12 ~ 16]}. 土壤氮循环是地球生物化学循环中的重要一环^[17], 对调控环境变化有着至关重要的作用. 尽管大多数种类的塑料中的活性氮含量可以忽略不计, 但是其对土壤氮循环的影响不可忽视^{[14, 17 ~ 20]}.

土壤中的氮素能够通过一系列生物化学过程, 转化为各种形式的活性氮素输入至其他系统中. 其中N₂O活性氮素气体, 是造成全球温室效应的重要因素, 其全球增温潜势是CO₂的近300倍^[21]. 截至2016年, 全球N₂O排放相比工业革命前期（19世纪60年代）增加约60%, 其中农田的贡献率达82%, 占全球N₂O排放的33%^[22]. 目前, 微塑料对土壤生态系统的研究大多聚焦于生态毒理学方向, 然而微塑料对土壤N₂O排放及氮素转化所带来的潜在风险仍不明确. 因此, 本文通过总结前人的研究成果, 分析微塑料对土壤N₂O排放及氮素转化的影响, 归纳了微塑料对土壤N₂O排放、氮素转化及其微生物驱动机制, 以期为全球变化背景下土壤氮素的管理与温室气体减排提供理论依据.

由于大多数种类的微塑料属于碳基材料, 其中的活性氮含量可以忽略不计, 但是其引起的土壤结构变化所导致的微生物过程的改变可能会直接影响土壤氮循环过程^[5], 土壤中各形态氮含量的变化能够直接体现氮循环的改变. 土壤中的氮主要由有机氮和无机氮组成, 土壤全氮（TN）是二者的总和. 无机氮包括土壤铵态氮（NH₄⁺-N）、硝态氮（NO₃^--N）和亚硝态氮（NO₂^--N）；有机氮包括可溶性有机氮（DON）和微生物氮（MBN）等. 此外, 植物可利用的无机氮及部分可溶性有机氮则被称为可利用氮（AN）.

微塑料能够在不同程度上影响土壤中各形态氮素含量（表 1）. Hou等^[23]的研究表明质量分数为28%的聚乙烯（polyethylene, PE）微塑料添加显著减少了土壤TN含量. 不过这可能是由于微塑料的剂量效应所导致的, 有研究指出在相对低含量的（0.25%~10%）微塑料添加下并未显著改变土壤TN含量^{[24 ~ 28]}.

表 1 (Table 1)

表 1 微塑料对土壤氮素含量的影响1） Table 1 Effect of MPs on soil nitrogen content 地点2） 微塑料种类 质量分数/% 大小 对土壤氮素含量的影响 文献 北京 PE 28 < 100 μm 显著降低了各尺寸土壤团聚体中的TN [23] 重庆 PHA、PLA和PBS 3 0.15~0.18 mm 微塑料增加了土壤MBN含量, 降低了NO3-含量；在不同的土地利用类型中, 微塑料对NH4+含量的影响不一致 [29] 德国 PET 0.4 8 mm 微塑料促进了DON和NO3-含量, 对TN和NH4+含量无影响 [26] 德国 PHBV 10 — PHBV处理使土壤MBN含量提高了45%, 使DON含量下降了66% [30] 甘肃 LDPE 0.01、0.1和1 < 187.5 μm 原生和老化微塑料都减少了土壤NO3-和NH4+含量, 并且随微塑料浓度增加土壤NO3-和NH4+含量进一步降低, 但随老化微塑料浓度增加, 土壤NH4+含量不再降低 [31] 广东 PVC、PP、PE、PS和PET 0.25、2和7 100 μm 无论何种含量, PP和PE微塑料都显著增加了土壤NH4+含量, 且随微塑料含量的增加, PE处理中土壤NH4+含量进一步增加, PP处理中土壤NH4+含量进一步减少；较高含量的PS微塑料才能显著增加土壤NH4+含量；PET微塑料仅在质量分数为0.25%时显著增加了土壤NH4+含量；PVC微塑料对NH4+含量没有显著改变；PP、PE、PS和PET微塑料显著降低了土壤NO3-含量, 且在各自质量分数为7%时NO3-含量降幅最大；PVC微塑料对NO3-含量没有显著改变；微塑料未显著改变土壤TN [25] 吉林和宁夏 PE和PLA 0.5和1 4.8~5 mm 在25℃下, 微塑料添加显著增加了土壤NH4+含量, 减少了NO3-和矿质氮（NO3-+NH4+）含量；微塑料浓度与NO3-和矿质氮含量呈显著的负相关；微塑料添加对DON含量的影响并不一致, 可能增加其含量也可能减少其含量 [32] 江苏 PLA 2 20~50 μm 在培养第12~15 d显著降低了土壤NH4+含量, 但增加了NO3-和NO2-含量, 其他时间未显著影响无机氮含量 [33] 江西 PVC 0.5 < 1000 μm 含有30%塑化剂的PVC微塑料和由PVC管制成的微塑料（含塑化剂）在培养第15 d显著提高了NH4+含量, 但是在之后的培养中没有显著影响土壤NH4+含量, 土壤NO3-含量呈现相反趋势, 在整个阶段NO3-含量都显著下降 [34] 人造土壤 PET和LDPE PET: 0.2和0.4LDPE: 0.2和3 10.1~50.2 μm 低含量（质量分数0.2%）PET、高含量（质量分数0.4%）PET和高含量LDPE增加了土壤NH4+含量和NO3-含量 [35] 宁夏 LDPE和PLA 1 150~180 μm 原生PLA和老化PLA显著降低了土壤NO3-含量及矿质氮总量（矿质氮中主要由硝态氮占主要）；无论是否老化, PLA和PE微塑料对NH4+含量无显著影响 [36] 日本 PLA PBS混合物、PBAT和PLA PLA PBS混合物、PBAT: 0.2；PLA : 2 < 5 mm 在培养的大多数时间, 各微塑料处理都降低了土壤NO3-含量, 仅有PLA处理在培养第28 d未显著影响土壤NO3-含量；在培养后期的第14~28 d, 大多数微塑料处理降低了土壤NH4+含量, 仅PLA+PBS处理在培养第28 d显著降低了NH4+含量 [37] 陕西 PS 7和28 < 180 μm 微塑料添加显著增加了土壤DON含量, 尤其在培养第14~30 d之间；在培养的前3 d微塑料显著减少了土壤NO3-含量, 但是在之后并未影响土壤NO3-含量；微塑料添加未显著影响土壤NH4+含量 [38] 山东 PE和PLA 0.01和0.1 PE: 2 mmPLA: 106 μm PS微塑料和纳米微塑料在培养大多数时间未能显著影响土壤NH4+、NO3-和NO2-含量；微塑料未影响土壤TN含量 [24] 山东 PE、PS、PA、PLA、PBS和PHBV 0.2和2 39~80 μm 无论何种含量的PLA和PE微塑料都未影响土壤NH4+、NO3-和有机氮含量 [39] 山东 PP 7和28 < 180 μm 质量分数为2%的各种类微塑料均未显著改变NH+ 4含量, 但是质量分数为0.2%的PS、PA、PLA、PBS和PHB微塑料显著减少了土壤NH4+含量；质量分数为0.2%的PE、PS和PA微塑料, 以及各浓度的PLA、PBS和PHB微塑料减少土壤了NO3-含量 [40] 四川、湖南、江西、浙江和江苏 PE 1 < 187.5 μm 在四川和江苏的土壤中, PE微塑料显著减少了NO3-含量, 但是未在江西和浙江土壤中产生影响. 在湖南土壤中原生PE微塑料减少了NO3-含量, 但是老化PE微塑料未影响硝态氮含量；在四川土壤中PE微塑料增加了NH4+含量, 但是在湖南土壤减少了NH4+含量 [41] 四川 PE 5 290~373 μm和520~610 μm PE微塑料显著减少了土壤AN含量, 但是其大小未显著影响AN含量 [42] 新疆 PP和PE 1 0~1 mm和1~5 mm 微塑料添加使DON含量增加（PA、PS、PET和PVC）或减少（PP）, 但随着时间的推移, 效果会逐渐减弱；NH4+和NO3-没有立即受到微塑料的影响, 但NO3-含量在一年后增加（PET和PVC）或下降（PS）；微塑料未显著影响MBN含量 [43] 天津 PE、PP、PA、PS、PET和PVC 2 10~425 μm PP微塑料增加了NH4+含量, 减少了NO3-含量；0~1 mm和1~5 mm的微塑料都能导致比CK处理更高的NH4+含量, 但处理之间的差别并不明显；0~1 mm的微塑料导致NO3-含量明显降低 [44] 浙江 LDPE和PVC 1、5 LDPE: 678 μmPVC: 300 μm PE在培养第1、15和22 d增加了土壤NO3-含量, 质量分数为5%的PVC在第1和22 d增加了土壤NO3-含量. 在培养第29 d, 微塑料显著降低了土壤NH4+含量. 微塑料未现主要影响土壤TN [45] 浙江 PE 0、0.1、0.5、1、3、6和18 — 微塑料添加增加了土壤NH4+含量, 显著降低了土壤NO3-含量. 且NH4+含量随微塑料浓度增加而增, NO3-含量则相反；微塑料未影响土壤TN [46] 广东 PE 1、5和10 2~4 mm PE处理显著降低了土壤NO3-含量, 且各浓度微塑料之间无显著差异；PE未显著影响土壤NH4+含量；PE处理未显著影响TN含量 [27] 广东 PE 1 500~1 000 μm (占比12.5%)、250~500 μm(占比62.5%) 和50~250 μm(占比25%)的混合微塑料 微塑料显著增加了NO3-和（NO3-+ NH4+）含量, 减少了NH4+含量, 微塑料对土壤TN含量无显著影响 [28] 荷兰 LDPE, PLA 0.5、1、1.5、2和2.5 250~500 μm(占比60%) 和500~1 000 μm(占比40%)的混合微塑料 在培养第46 d时, PLA微塑料影响了NO3-（减少）、DON（增加）和AN（降低）, 但并未对土壤NH4+产生影响, 且随PLA微塑料浓度增加其变化增强. 在105 d时, PLA微塑料仅能显著影响土壤NO3-和DON含量, 且只有2.0%和2.5%的生物可降解微塑料可以显著增加DON含量. 无论培养第46 d或105 d, LDPE微塑料都未显著影响土壤NH4+、NO3-、DON和AN, 除在培养第46 d时, 质量分数为1%的LDPE微塑料显著增加了NH4+含量 [47] 江苏 PET 0.5 10 μm和200 μm PET微塑料在水稻种植期未影响土壤NH4+和NO3-含量；在小麦种植期的每个施肥期, 微塑料增加了土壤NH4+含量, 且在施肥4 d后, 减少了NO3-含量；微塑料大小没有影响NH4+和NO3-的含量 [48] 江苏 PE、PAN和PET 0.5 PE, PAN: 200 μm PET: 200 μm和10 μm 在基肥和第二次追肥阶段各种类和大小微塑料未显著影响土壤NH4+含量, 但PE和PAN显著增加了土壤NO3-含量. 在第一次追肥阶段, 小尺寸的PE和PET（10 μm）处理显著减少了土壤NH4+含量, 减少了NO3-含量, PAN处理则显著增加了NH4+含量 [49] 江苏 PET 0.5 200 μm 无论水稻种植的何种阶段, PET微塑料都未显著影响土壤NH4+和NO3-含量 [50] 江苏 PLA 0、0.1、1、5和10 40 μm 除质量分数为0.1%的PLA外, 其它质量分数（1%、5%和10%）的PLA减少了NO3-含量（平均值为67%）, 但对NH4+含量没有显著影响 [51] 北威尔士 LDPE 0.1、1和10 — 施肥后微塑料处理增加了土壤NO3-和NH4+含量 [52] 北威尔士 PE和PHBV 1 1~15 μm 对NO3-和NH4+无显著影响 [53] 1）“—”表示文章中没有相关数据；LDPE：低密度聚乙烯（low density polyethylene）；PA：聚酰胺树脂（polyamide）；PAN：聚丙烯腈（polyacrylonitrile）；PBAT：聚乙酸对苯二甲酸丁二醇酯（polybutylene adipate terephthalate）；PBS：聚丁二酸-丁二醇酯（polybutylene-succinate）；PE：聚乙烯（polyethylene）；PET：聚酯纤维（polyester）；PHBV：聚羟基丁酸戊酸共聚酯[Poly（3-hydroxybutyrate-co-3-hydroxyvalerate）]；PLA：聚乳酸（polylactic acid）；PP：聚丙烯（polypropylene）；PS：聚苯乙烯（polystyrene）；PVC：聚氯乙烯（polyvinyl chloride）；2）地点表示试验土壤取样地点

表 1 微塑料对土壤氮素含量的影响1） Table 1 Effect of MPs on soil nitrogen content

虽然微塑料并未改变土壤中TN含量, 却可能对土壤无机氮含量产生了影响（表 1）. 有研究表明微塑料添加会减少土壤中NO₃^-含量, 并增加土壤中NH₄⁺含量^{[25, 29, 32, 46]}. 不过, 由于微塑料自身特性及环境因素的影响, 其对土壤无机氮含量的改变并不一致（表 1和表 2）. 例如, 土壤中添加不同种类的微塑料可能会对无机氮含量产生影响. 传统微塑料中, 聚氯乙烯（polyvinyl chloride, PVC）微塑料相较于PE、聚丙烯（polypropylene, PP）、聚苯乙烯（polystyrene, PS）和聚酯纤维（polyester, PET）微塑料对土壤NH₄⁺和NO₃^-并无影响^[25], 而生物可降解微塑料与传统微塑料对土壤无机氮的影响上则产生了两种不同的观点. Meng等^[47]的研究指出聚乳酸（polylactic acid, PLA）微塑料相较于低密度聚乙烯（low density polyethylene, LDPE）微塑料能够更显著影响土壤无机氮变化, 但是也有研究表明生物可降解微塑料较传统微塑料未能更显著影响土壤无机氮含量^{[32, 39, 53]}.

表 2 (Table 2)

表 2 微塑料对土壤氮素含量影响的试验参数1） Table 2 Experimental parameters for the effect of MPs on soil nitrogen content 地点 土壤质地或类型 时长 试验类型 文献 北京 淋溶土 150 d 室内 [23] 重庆 壤土 56 d 室内 [29] 德国 砂壤 40 d 室内 [26] 德国 —1） 24 d 室内 [30] 甘肃 粉砂质壤土 30 d 室内 [31] 广东 黏土 15 d 室内 [25] 吉林和宁夏 黏土和砂壤 53 d 室内 [32] 江苏 — 70 d 室内 [33] 江西 砂壤 60 d 室内 [34] 澳大利亚2） 砂壤 42 d 室内 [35] 宁夏 黏壤土 60 d 室内 [36] 日本 砂土 28 d 室内 [37] 陕西 砂壤土 30 d 室内 [38] 山东 壤土 45 d 室内 [24] 山东 — 70 d 室内 [39] 山东 砂壤 120 d 室内 [40] 四川、湖南、江西、浙江和江苏 壤土、粉砂质壤土、粉砂质壤土、粉砂质壤土和粉砂质壤土 28 d 室内 [41] 四川 — 28 d 室内 [42] 天津 — 56 d 室内 [44] 新疆 粉砂质壤土 约1a 室内 [43] 浙江 水耕人为土 29 d 室内 [45] 浙江 黏壤土 28 d 室内 [46] 广东 氧化土 151 d 盆栽 [27] 广东 — — 盆栽 [28] 荷兰 砂土 112 d 盆栽 [47] 江苏 湿润淋溶土 349 d 盆栽 [48] 江苏 人为土 152 d 盆栽 [49] 江苏 — 100 d 盆栽 [50] 江苏 — 30 d 盆栽 [51] 北威尔士 砂质黏壤土 约6个月 田间 [52] 北威尔士 砂质黏壤土 约7个月 田间 [53] 1）“—”表示文章中没有相关信息；2）本供试土壤为人工配比后接种了来自澳大利亚森林土壤中的微生物

表 2 微塑料对土壤氮素含量影响的试验参数1） Table 2 Experimental parameters for the effect of MPs on soil nitrogen content

其次, 微塑料含量也是影响土壤无机氮含量的重要特性之一. 有研究表明, 微塑料含量的增加, 可以增强微塑料对土壤无机氮含量的影响^{[25, 31, 32, 46, 47]}. 例如, Zhang等^[31]的研究发现, 微塑料能降低土壤NO₃^-和NH₄⁺含量, 且随着微塑料含量的增加, 其降幅会进一步增大. 进一步有研究指出, 只有较高含量的微塑料才能够影响土壤NO₃^-或NH₄⁺含量^{[35, 51]}. 然而, Feng等^[40]却提出不同的观点, 其发现低浓度微塑料较高浓度微塑料才能影响土壤无机氮含量. 另有Zhang等^[39]的研究表明微塑料含量对土壤无机氮含量并无影响.

此外, 微塑料的大小、老化程度也会影响土壤无机氮含量的变化. 例如, Li等^[44]的研究发现更小的微塑料会更明显地影响土壤无机氮含量的变化, Zhang等^[31]和Shi等^[36]的研究发现微塑料老化会导致其对土壤无机氮的影响降低. 另外, 微塑料的研究尺度、研究时长和土壤种类等同样会改变微塑料对土壤无机氮的影响（表 1和2）. 中大尺度的试验大多发现微塑料对土壤NH₄⁺含量无显著影响^{[27, 47 ~ 51, 53]}, 但对NO₃^-含量产生了不同的影响^{[27, 28, 47 ~ 53]}. 同时, 中大尺度试验中存在的农事操作等因素也会改变无机氮含量的变化, 如在施肥期间微塑料才能显著影响土壤无机氮含量^{[48, 49, 52]}. 在研究时长上, Chen等^[33]和Zhu等^[34]的研究表明, 微塑料在室内培养试验的前期（≤ 15 d）显著改变了土壤无机氮含量, 但是在后期培养中并未发现其对无机氮含量的改变. 在不同地区的土壤中, 微塑料对土壤无机氮含量的影响也不同, Yu等^[41]的研究表明PE微塑料在四川和江苏的土壤中能够显著减少土壤NO₃^-含量, 在四川（增加）和湖南（减少）土壤中能够影响土壤NH₄⁺含量, 但是在其他地区的土壤（江西和浙江）中则无显著差异. 甚至在不同的土地利用类型中, 微塑料对土壤NH₄⁺含量的影响也不一致^[29].

除对土壤NH₄⁺和NO₃^-的影响外, 也有研究指出微塑料在添加的第12~15 d可以显著减少土壤NO₂^-含量^[33]. 对于土壤有机氮, 不同种类的微塑料对其含量的影响也不一致, 聚酰胺树脂（polyamide, PA）、PS、PET和PVC微塑料增加了土壤DON含量, 但PP和聚羟基丁酸戊酸共聚酯[poly（3-hydroxybutyrate-co-3-hydroxyvalerate）, PHBV]微塑料减少了土壤DON含量^{[30, 43]}, 而个别研究发现微塑料可以增加土壤MBN含量^{[29, 30]}, 减少土壤AN含量^{[27, 51]}. 基于室内试验和田间试验的荟萃分析表明, 微塑料添加能够显著减少土壤NH₄⁺、NO₃^-和TN含量, 增加土壤NO₂^-、DON和MBN含量^[54].

当前的研究仍未能就不同种类和含量微塑料对土壤氮素含量造成的影响得出一个确切的结论. 未来微塑料在土壤中的富集存在着更多的不确定性. 比如, 微塑料长时间存在于土壤, 其自身的老化可能减缓了对土壤无机氮含量的影响, 但是更进一步的破碎则可能加深了影响. 综合评估微塑料长期存在于土壤中所带来的土壤氮素含量变化产生的影响应值得关注. 而在不同土壤中所产生的不同变化, 使微塑料在时空上具有相当大的变异. 并且, 当前研究缺少在更大尺度上的研究环境和在不同种类土壤的探索, 这导致其在生态环境中的实际作用与室内研究的结论存在较大的出入, 为评估其生态风险带来了更大的不确定性.

土壤氮转化是氮素各转化过程及其速率的组合, 在氮的生物地球化学循环中, 土壤氮转化过程具有“调配器”的作用^[55]. 无机态氮和有机态氮在微生物和酶的作用下的相互转化, 构成了氮循环中最为重要的6个过程：①固氮；②氨化作用；③硝化作用；④反硝化作用；⑤厌氧氨氧化（ANAMMOX）；⑥同化, 包括硝酸盐同化、异化还原成铵（dissimilatory nitrite reduction, DNRA）和有机氮矿化^[56]. 当前的研究更多聚焦于对土壤氮养分变化比较重要的几个氮素转化过程, 如硝化和矿化过程, 但缺少对土壤反硝化、固氮、同化（如DNRA）等过程的研究. Shi等^{[32, 36]}的研究发现, 微塑料能够降低土壤净累积氮硝化速率和净累积氮矿化速率, 并且其高含量可能会增加土壤微生物的氧化还原活性官能团, 从而造成了大量的可溶性物质被微生物优先利用, 同时其发现微塑料增加了土壤中DOC含量, 造成了更大的土壤可溶性碳氮比, 而导致了土壤矿物氮的固定^[57]. 另外, Zhu等^[34]的研究也表明, 含有30%塑化剂的PVC微塑料和由PVC管制成的微塑料（含塑化剂）在整个培养过程中显著降低了土壤潜在硝化率, 但是未添加塑化剂或较少塑化剂添加的PVC微塑料并未显著影响土壤潜在硝化速率, 这表明微塑料中存在的塑化剂也会影响土壤氮素转化过程. 此外, 有研究发现微塑料同时减少了土壤中NO₃^-, 并增加了土壤中NH₄⁺的含量^{[25, 29, 32, 46]}, 这可能是微塑料抑制土壤硝化率的表现. 但是, 有研究表明微塑料改善了土壤的通气性^[26], 从而能够促进土壤硝化过程^[45], 这同样也为微塑料可能抑制土壤中反硝化过程提供理论支持.

上述研究基本都是根据土壤无机氮的变化而计算出的氮转化率, 但土壤无机氮含量受限于多种氮循环过程的影响, 因此需要采用更进一步的手段甄别出微塑料对这些路径的影响. 此外, 目前大多数研究都集中在硝化作用对土壤N₂O的排放, 而在集约化农田土壤低pH、低有机碳条件下反硝化是影响土壤N₂O排放的一个重要路径, 由于缺乏环境N₂O排放数据导致目前微塑料对反硝化过程影响仅局限于推测阶段. 不过, 在污泥环境中的研究表明, 微塑料可能会增加土壤反硝化速率, 这可以为微塑料对土壤中反硝化作用的影响提供一定的理论支撑.

以上研究表明, 微塑料会对土壤氮素含量和氮素转化过程存在影响, 因此其对土壤N₂O排放的影响逐渐受到关注（表 3）. 如Chen等^[25]和Yu等^[58]的研究指出微塑料可以增加土壤中N₂O的排放, 而Ren等^[19]和Rillig等^[26]的研究则发现微塑料添加抑制了土壤N₂O的累积排放. 更有研究指出, 微塑料对土壤N₂O累积排放量无显著影响^[46]. 上述研究都基于室内培养试验, 在盆栽和田间尺度上, 微塑料对土壤N₂O影响的研究仍十分稀少. 尽管如此, 有两项研究仍可以为人们提供相应的观点. Brown等^[52]的研究发现, 微塑料添加对N₂O排放变化并无影响, 这可能是由于整体N₂O排放通量较小, 导致试验结果并不显著. Greenfield等^[53]的研究则指出, 传统微塑料PE减少了田间土壤N₂O累积排放量, 然而生物可降解微塑料PHBV却不会影响土壤N₂O的累积排放量.

表 3 (Table 3)

表 3 微塑料对土壤N2O排放的影响1） Table 3 Effect of MPs on soil N2O emissions 地点 土壤质地或类型 时长 试验类型 微塑料种类 质量分数/% 大小 N2O排放 文献 德国 砂壤 40 d 室内 PET 0.4 8 mm 微塑料抑制了N2O累积排放量 [26] 广东 黏土 15 d 室内 PVC、PP、PE、PS和PET 0.25、2和7 100 μm 微塑料显著增加了土壤N2O排放. 随微塑料浓度增加, PVC、PP、PS和PET微塑料处理减少了N2O排放增幅, 而PE处理增加了N2O排放增幅 [25] 日本 砂土 28 d 室内 PLA PBS混合物、PBAT和PLA PLA PBS混合物、PBAT: 0.2 PLA: 2 < 5 mm PBAT处理显著增加了土壤累积N2O排放, 其他处理未显著影响土壤N2O排放 [37] 四川、湖南、江西、浙江和江苏 壤土、粉砂质壤土、粉砂质壤土、粉砂质壤土和粉砂质壤土 28 d 室内 PE 1 < 187.5 μm 在湖南、江苏、浙江等地的土壤中, 微塑料显著提高了N2O排放；而在四川和江西土壤中并未产生影响. 同时, 在江苏和浙江的土壤中发现老化微塑料较新微塑料显著提高了土壤N2O排放 [41] 天津 黏土 30 d 室内 PE 5 < 13 μm和 < 150 μm 微塑料在添加的前期能够减少N2O排放, 而在后期则会增加土壤N2O排放; 微塑料处理N2O累积排放量显著下降 [19] 浙江 黏土 28 d 室内 PE 0、0.1、0.5、1、3、6和18 — 无显著影响 [46] 北威尔士 砂质黏壤土 约6个月 田间 LDPE 0、0.01、0.1和1 — 未显著影响N2O排放, N2O排放通量变化较小 [52] 北威尔士 砂质黏壤土 约7个月 田间 PE和PHBV 0.01 0~48 μm和1~15 μm PE微塑料显著降低了土壤N2O累积排放量, 但PHBV微塑料对N2O累积排放量无显著影响 [53] 1）“—”表示文章中没有相关数据；LDPE：低密度聚乙烯（low density polyethylene）；PBAT：聚乙酸对苯二甲酸丁二醇酯（polybutylene adipate terephthalate）；PBS：聚丁二酸-丁二醇酯（polybutylene-succinate）；PE：聚乙烯（polyethylene）；PET：聚酯纤维（polyester）；PHBV：聚羟基丁酸戊酸共聚酯[Poly（3-hydroxybutyrate-co-3-hydroxyvalerate）]；PLA：聚乳酸（polylactic acid）；PP：聚丙烯（polypropylene）；PS：聚苯乙烯（polystyrene）；PVC：聚氯乙烯（polyvinyl chloride）

表 3 微塑料对土壤N2O排放的影响1） Table 3 Effect of MPs on soil N2O emissions

微塑料对土壤N₂O排放的影响并不一致, 其作用机制也有待于探索. Yu等^[41]的研究认为这种差异可能是由于试验土壤不同而导致的, 其从基因的角度分析了N₂O排放的问题, 在5个不同地区采集的水稻土中发现低矿质氮含量的土壤（取自四川）可能限制了微塑料对土壤硝化和反硝化的关键功能基因的影响, 使得微塑料并未影响土壤N₂O的排放；在低pH土壤中（取自江西）, 微塑料则增加了土壤硝化过程的基因丰度从而增加了土壤硝化过程产生N₂O的可能；另外, 微塑料在不同地区土壤中对反硝化功能基因的影响也因土而异, 如在湖南和江苏地区的水稻土壤中, 微塑料添加增加了nirS基因丰度, 可能诱发了更高的N₂O产生, 但在浙江地区的水稻土壤中, 微塑料的添加减少了nosZ的基因丰度进而增加土壤N₂O的排放.

土壤中产生的N₂O主要来源于微生物参与的氮转化过程, 包括硝化、反硝化和硝酸盐异化还原成铵等过程^[59]. 其中硝化和反硝化过程是N₂O产生的主要过程. 由微塑料带来的对土壤硝化和反硝化影响可能也会决定土壤中N₂O的排放. 如Chen等^[25]的研究发现, 微塑料提高了土壤NH₄⁺含量但是减少了土壤NO₃^-含量. 这是土壤硝化率降低的表现, 此时可能是微塑料所造成的反硝化过程带来的影响增加了土壤N₂O产生, 但是该研究却并未对此进行观察. 但Rillig等^[26]的研究表明, 由于微塑料导致土壤通气性的提高造成了对反硝化的抑制, 从而减少了土壤N₂O排放. 同样, Greenfield等^[53]在田间的研究指出PE微塑料造成了更低的土壤湿度, 可能会增加土壤通气性, 造成了土壤对反硝化作用的抑制, 从而减少土壤N₂O排放. 实际上N₂O排放的许多过程的观测缺失使人们不能够准确地判断出N₂O的具体排放路径, 因而不能明确微塑料究竟通过何种途径对土壤N₂O排放产生影响. 未来的研究需要更进一步采用稳定同位素的手段, 具体区分出微塑料对N₂O的影响途径. 另外, 无论从微尺度或中大尺度上的N₂O排放观测还是对N₂O排放机制的研究, 目前都处于初步探索阶段. 因此, 需要更多探索微塑料对土壤N₂O排放及影响机制的研究.

土壤酶活性是驱动土壤氮素循环的重要因素. 在众多土壤氮素循环相关酶活性中, 脲酶（urease, URE）被广泛认为是衡量氮矿化的良好指标^[60]. 有研究发现微塑料能够提高土壤中脲酶的活性, 这种能力同时受到微塑料种类、浓度及污染时长的影响^{[32, 40, 61 ~ 63]}. 另有研究表明微塑料抑制了脲酶活性^{[48, 49, 64]}, 或对脲酶活性无影响^{[27, 33]}. 此外, 土壤中反硝化过程的关键酶——硝酸盐还原酶（nitrate reductase, NAR）和亚硝酸盐还原酶（nitrite reductase, NIR）活性也会因微塑料的添加而发生变化. 如纳米微塑料能够增加NAR和NIR的活性^[24], 而聚氨酯（polyurethane, PU）微塑料能够增加土壤NAR活性^[65]. 羟胺还原酶（hydroxylamine reductase, HAR）作为影响硝化过程的酶, 在微塑料处理下没有显著变化^[24]. N-乙酰-β-氨基葡糖甙酶（β-1, 4-nacetylglucosaminidas, NAG）和亮氨酸氨肽酶（leucine aminopeptidase, LAP）作为衡量氮循环的相关酶^[66], 同样也会受到微塑料的影响^[28], 并且微塑料的大小会影响NAG活性的增加或减少^[42]. 更进一步的荟萃分析表明, 微塑料除了能够提高土壤中NAR和URE, 而对HAR无影响外, 还能够提高LAP、几丁质酶（chitinase）和蛋白酶（protease）的活性^[54].

土壤硝化过程是指土壤铵态氮或者有机氮, 在羟基氧化还原酶（功能基因为hao）、氨单加氧酶（功能基因为amoABC）和亚硝酸盐氧化还原酶（功能基因为nxrA）等一系列酶催化下转化为NO₃^-的过程. 微塑料能够影响土壤中硝化过程相关功能基因. 有研究发现, 微塑料添加能增加土壤amoA基因丰度^{[24, 50, 64]}, 但是也有研究发现其对土壤amoA基因丰度有抑制作用或并无影响^{[41, 46, 67]}. 此外, 即使是同一种类微塑料, 不同的研究中对氮循环功能基因的影响也不一致. 例如, Gao等^[46]的研究发现LDPE微塑料显著降低了土壤amoA基因丰度, 且随LDPE微塑料浓度增加会增强其对amoA基因的影响, 而Rong等^[68]的研究则发现LDPE微塑料增加了土壤amoA基因丰度. 此外, 微塑料添加还可能会促进amoB和nxrA基因丰度^{[24, 50]}, 抑制amoC和hao基因丰度^[34]. 然而, 荟萃分析的结果表明微塑料对硝化过程的相关功能基因（amo和nxr）没有明显影响, 但是对反硝化功能基因具有显著的影响^[54].

土壤反硝化过程, 是由nirK、nirS和nosZ等相关功能基因编码的关键酶催化NO₃^-最终转化为N₂O和N₂的过程. 有研究发现微塑料促进了nirS ^{[46, 68]}、nirK ^[68]和nosZ ^[24]基因丰度, 而部分研究则指出微塑料对nosZ和nirK基因无影响^[46], 甚至抑制了nirS和nirK的丰度^[24]. 此外, 微塑料还能够影响土壤中nirA、nirD和norB等的反硝化基因丰度^[34]. 这些基因受到了微塑料自身特性和污染时长的影响^[54]. 如Sun等^[69]的研究发现, 短时培养下无论何种微塑料都增加了nirK和nirS基因丰度, 但长时间培养后不同种类和浓度微塑料之间基因丰度会发生差异, 即低浓度和高浓度聚酯纤维（polyester, PET）微塑料、低浓度的PVC和PLA微塑料能够显著降低nirK和nirS的基因丰度, 但是高浓度的PVC和PLA微塑料的影响效果则相反.

土壤中氮的固定（nifDHK）、矿化（gdh）、厌氧氨氧化（AMX）和氨化（ureABC）等过程的相关功能基因也会受到微塑料的影响. 有研究发现, 微塑料能够促进土壤中nifDHK的基因丰度^{[34, 68]}, 并且在河口淤泥中发现生物可降解类微塑料（PLA）较传统微塑料（PP、PVC）能够显著增加氮固定相关酶基因丰度^[67]. 同时, 微塑料还能够增加土壤中AMX和ureABC的基因丰度^{[24, 34]}, 影响土壤中gdh的基因丰度, 但是受到微塑料种类、浓度和污染时间的影响^[69].

Hu等^[70]的研究更进一步区分出了微塑料际（plastispheres）与土壤之间氮循环功能基因丰度的不同, 其指出微塑料对土壤参与氮循环的基因丰度改变很小, 但是PE和生物可降解（PBAT-PLA）的微塑料际刺激了编码氮的固定（nifAS）、降解（ureC、GDH2）和同化硝酸盐还原（nasAD、nirAB）过程的功能基因丰度, 减少了编码硝化（amoABC、hao）和反硝化（nirKS、norBC、nosZ）的功能基因丰度, 其中生物可降解微塑料比PE微塑料产生了更大的影响.

微塑料改变环境氮循环存在4种潜在影响机制：抑制功能细菌、增加媒介氧含量、抑制编码基因表达以及改变功能酶活性^[15]. 本研究结果表明, 微塑料的富集能够影响土壤氮循环功能酶活性和功能基因的表达. 从酶活性的角度而言, 微塑料促进了土壤反硝化过程的两种关键酶NAR和NIR活性, 可能增强了土壤反硝化过程, 而微塑料对于脲酶活性的研究结果并不一致, 且当前研究并未发现对HAR的影响. 从基因角度而言, 微塑料对硝化过程和反硝化过程功能酶基因丰度的影响并不一致. 但是增加了土壤氮固定的相关功能基因丰度, 这可能印证了微塑料促使土壤中大量可溶性物质被微生物优先使用, 从而增加土壤活性碳氮比, 并促进土壤氮固定这一观点.

此外, 微塑料可能会增加土壤孔隙中的氧含量, 但其本身由于稳定的性质和较低的渗透率, 存在物理阻断微生物之间互动作用的可能, 也会间接影响土壤微生物群落^[71]. 有研究表明微塑料引发了群落结构的改变, 并可能增强土壤中微生物的相互作用, 以促进土壤氮素转化过程^{[35, 43, 72]}. 同时, Zhang等^[73]的研究表明, 微塑料可能具有和土壤阳离子交换容量相似的铵吸附能力. 这表明微塑料本身可以吸附环境中的无机营养物, 并且其巨大的比表面积能够为微生物提供一定的吸附位点, 使得其选择性地富集个别微生物, 形成特定的微塑料际^{[70, 74, 75]}. 如Su等^[74]在水环境中发现微塑料表面形成的生物膜会造成一个高度缺氧的环境, 从而会选择性吸附反硝化作用者；Hu等^[70]在土壤环境中发现微塑料际刺激了土壤氮循环功能基因的丰度. 但是, 对于土壤环境中微塑料际对氮循环的影响还需要进一步地研究.

本研究通过综合分析前人的研究, 得出微塑料能够影响土壤氮素转化和N₂O排放这一观点. 然而对于此方向, 目前的研究存在一定的局限性, 难以得出一般性结论. 首先, 当前研究在表观现象上主要聚焦于微塑料对土壤硝化和矿化过程的影响, 缺少对土壤中对反硝化和DNRA等过程的观察. 但在微观机制上, 大多数研究采用了基因手段探索了土壤硝化、反硝化和矿化功能基因丰度的变化, 而缺少对土壤同化作用、氨化作用相关功能基因的研究, 同时缺少对氮循环过程中多种相关功能酶的研究, 无法形成表观和机制的相互印证关系. 其次, 由于微塑料自身特性以及缺少盆栽试验和田间试验的数据, 导致其对土壤氮素转化和N₂O排放的影响并不统一且代表性不强. 考虑到微塑料在田间使用后可能存在的巨大环境风险, 并且难以回收, 在后续研究中可以建议在盆栽尺度展开试验, 并同步结合采用稳定同位素与分子生物学结合的手段对土壤氮素转化的机制进行研究, 为气候变化条件下微塑料富集对氮素的生物地球化学循环以及环境的潜在影响提供理论依据.