2024, Vol. 45
2. 山西大学环境与资源学院, 太原 030006
2. College of Environmental & Resource Sciences, Shanxi University, Taiyuan 030006, China
近年来, 随着塑料制品的大量生产和使用, 塑料碎片, 特别是微塑料（microplastics, MPs, 粒径小于5 mm）在环境中的含量呈现不断增长的趋势, 已成为全球关注的一类新型污染物[1]. 相比粒径较大的塑料碎片, MPs在环境中具有较好的分散性和较高的反应活性, 更容易进入生物体内, 影响植物、动物及微生物的正常生长发育[1, 2]. 因此, MPs被认为对生态环境和生物健康构成较大风险, 开展对其生物效应的研究具有重要意义.
尽管土壤中MPs的丰度是水环境中的4~23倍, 但是目前对土壤中MPs的研究滞后于水体中的[3], MPs可通过居民日常生活和农业活动等方式进入土壤环境, 土壤是MPs在环境中重要的“汇”[4]. 德国科学家Rillig等[5]最早指出MPs在土壤中富集会对土壤环境和生物造成负面影响, 对土壤中MPs污染的生态效应研究有助于科研人员全面了解MPs的环境地球化学行为. 微生物是土壤中重要的活性组分, 对维持土壤生态功能、调控土壤养分循环和改善土壤结构有重要作用, 且对MPs污染的响应比其它土壤生物更加敏感, 是研究土壤中MPs污染的生态效应理想的受体生物.
目前, 国内外已经开展的关于MPs污染对土壤微生物影响的研究主要集中在MPs富集对土壤微生物组成、群落多样性和丰度的影响[6]. 有研究表明MPs降低了土壤细菌群落多样性并抑制了微生物群落丰富度的恢复速度, 且这种影响随着MPs相对丰度升高而增强[7]. 不同种类MPs的短期暴露（30 d）使土壤细菌结构出现较大差异, 而长期暴露（360 d）会使土壤中细菌群落结构趋于相似, 但细菌功能存在较大差异[8]. 近年来随着“限塑”意识的提高, 市场上大规模引入可降解塑料代替传统塑料, 相较于传统MPs, 可降解MPs对微生物产生更强的刺激作用, 显著改变了土壤微生物网络的复杂性和生态随机性[9]. 尽管目前已有MPs影响土壤中微生物群落结构和多样性的研究, 但是对MPs如何影响土壤中微生物活性和功能的研究较少. 另外, 作为一种碳基材料, MPs如何影响土壤中微生物碳代谢功能也有待探究, 可降解MPs和传统MPs对土壤中微生物活性和功能影响的差异也不清楚, 亟待研究.
因此, 本文选取目前市场常见的典型传统MPs聚苯乙烯（polystyrene, PS）和可降解MPs聚乳酸（polylactic acid, PLA）为研究对象, 通过室内土壤微宇宙培养实验, 探究不同污染程度PS和PLA（2%、5%和10%, 相对丰度, 以MPs/土壤计）对土壤酶活性和微生物碳代谢功能的影响, 以期为准确评估MPs土壤生态风险提供支持, 也可为科学利用塑料制品提供依据.
1 材料与方法 1.1 实验试剂本研究所使用的PS和PLA购于东莞鑫淼新材料有限公司, 平均粒径约为50 µm. 其他实验药品如氢氧化钠、柠檬酸等均购买自天津化学试剂公司. 所有的试剂都是分析纯级别, 使用前不需做任何处理. 本研究中使用的溶液均由去离子水配制.
1.2 微塑料的表征使用傅里叶红外光谱仪（FTIR, Paragon 1 000, 美国）在分辨率4 cm-1条件下检测500~4 000 cm-1区域PS和PLA的表面官能团. 使用扫描电镜（SEM, Zeiss Sigma 300, 德国）观测PS和PLA的粒径和表面形貌.
1.3 土壤样品的采集本研究所使用的土壤样本采集于山西省国家级自然保护区芦芽山海拔2 600 m附近的亚高山草甸（112°25´E, 39°18´N）, 采集时间为2022年7月10日. 实地采集0~20 cm深度的表层土壤, 并去除表层植物根系和枯枝落叶, 装入无菌自封袋, 放入恒温采样箱内, 运输至实验室冰箱4℃保存. 土壤经自然风干, 过2 mm孔径的尼龙筛后, 储存在4℃的冰箱中以待后期土壤培养试验使用.
1.4 土壤理化性质表征土壤pH采用pH计（PHS-3C, 中国）测定, 土水比为1∶2.5[10, 11]；溶解性有机碳（dissolved organic carbon, DOC）使用TOC总有机碳总氮分析仪（Yena 2100S, 德国）测定, 土水比为1∶2.5[12]. 土壤含水量采用烘干法测定, 烘箱设置温度为105℃±2℃烘至恒重, 称量烘干后的铝盒和土壤的质量计算测得原始土样含水量[13]. 全氮含量使用元素分析仪（varioMACRO cube, 德国）测定. 全磷含量使用全自动分析仪（CleverChem Anna, DeChem-Tech, 德国）测定. 土壤粒径组成使用马尔文粒度分析仪（Mastersizer 3000, 英国）测定.
1.5 MPs的土壤微宇宙培养实验本实验开始之前, 将购买的MPs用超纯水和乙醇分别洗涤3次, 冷冻干燥后, 避光保存于干燥器中备用. 称取20 g土壤放入50 mL锥形瓶中, 滴加无菌水至土壤含水量为24.56%, 置于25℃的培养箱中预培养一周, 以恢复其微生物活性. 称取0.4、1和2 g MPs（PS和PLA）, 将MPs和土壤在锥形瓶中均匀混合, 使MPs相对丰度（以MPs /土壤计）为2%、5%和10%, 分别命名为PS2（PLA2）、PS5（PLA5）和PS10（PLA10）. 未添加MPs的土壤作为对照, 命名为CK. 将锥形瓶用无菌透气膜封口, 置于25℃的培养箱进行培养. 培养60 d后测定土壤酶活性和微生物碳代谢能力. 每个处理有3组重复, 培养过程中根据水量恒重的方法每7 d测量1次损失的水分并补充无菌水[7].
1.6 土壤酶活性测定本研究测定土壤中脲酶、多酚氧化酶和过氧化氢酶的活性[7], 具体测定方法如下：采用比色法测定脲酶活性, 土壤脲酶活性[以NH4+-N计, μg·（g·h）-1]以每单位质量土壤产生的NH4+-N的质量（μg）表示；采用邻苯三酚比色法测定多酚氧化酶活性（mg·g-1）, 其活性以单位质量土壤在单位时间内产生的红紫格精质量（mg）表示, 使用重铬酸钾绘制标准曲线查知产生红紫格精的量；采用过氧化氢滴定法测定过氧化氢酶活性（以0.1mol·L-1 KMnO4计, mL·g-1）, 土壤过氧化氢酶活性以单位质量土壤消耗0.1 mol·L-1 KMnO4的体积（mL）表示.
1.7 土壤微生物碳代谢能力测定本研究使用Biolog-Eco微孔板法测定土壤中微生物的碳代谢能力. Biolog-Eco微孔板（Biolog Inc., California, 美国）共有96个孔, 含31种碳源, 每种碳源有3个重复, 另外有3个为空白对照孔. 31种碳源可分为糖类、氨基酸、聚合物、羧酸和胺/酰胺这5大类碳源[14]. 每个孔除碳源外还添加无色四唑染料, 当微孔板中的碳源被微生物利用时, 无色四唑染料会被还原成紫色的甲臜. 颜色越深, 表明微生物对碳源的利用率越高[15]. 进行土壤微生物碳代谢能力测定时, 称取1 g培养后的土壤样本, 加入到已有9 mL的0.85% NaCl无菌溶液的三角瓶中, 将三角瓶置于温度为25℃, 转速为200 r·min-1的摇床中振荡30 min, 将得到的土壤微生物悬浮液静置30 min, 吸取上清液并逐步稀释1 000倍得到菌悬液. 移取150 µL菌悬液置于Biolog-Eco微平板的每一个孔中, 将接种好的Biolog-Eco板置于25℃黑暗环境培养箱中, 培养10 d. 每隔24 h用酶标仪（Infinite 200 PRO, 中国）测定其在590 nm（颜色+浊度）与750 nm（浊度）波长下的吸光值[16, 17]. 当168 h后微孔板平均颜色变化率（average well color development, AWCD）趋于稳定, 所以在本实验中选取培养168 h的数据进行土壤微生物碳代谢能力分析.
1.8 数据处理与分析本研究根据Biolog-Eco微孔板的AWCD值, 反映了土壤微生物利用不同碳源的总体情况, 通过碳源代谢情况进行土壤微生物功能多样性分析[18].
AWCD的计算公式为[19]：
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式中, Ci为第i个碳源孔在590 nm和750 nm波长下吸光度的差值, R为空白对照孔相同波长下吸光度的差值.
本研究使用DPS 9.01软件中的单因素方差分析检验（P < 0.05）不同处理组之间酶活性、碳代谢能力结果的差异, 使用Duncan多重比较的方法对MPs相对丰度与类型对土壤理化性质、酶活性及碳代谢影响进行双因素方差分析. 使用热图分析将不同处理组土壤微生物对31种碳源的代谢能力可视化, 采用主成分分析（principal component analysis, PCA）确定不同处理组微生物碳代谢能力的差异性, 使用Bray-Curtis距离对不同处理组土壤微生物碳代谢能力进行相似性分析, 使用PAST 4.02软件绘制相似性图, 相似性分析及SEM电镜图使用Adobe Illustrator 2022进行处理, 其余图片使用Origin 2021软件绘制.
2 结果与讨论 2.1 MPs表面形貌和官能团分析本研究使用SEM观测PS和PLA的表面形貌和粒径[20], 结果如图 1所示. PS为表面光滑的规则球形, 粒径分布为54.93 µm±12.46 µm. PLA粒径分布为51.83 µm±21.72 µm的不规则颗粒, 且表面粗糙. 粒径分布图显示, PLA中含有较多粒径在20~30 µm的MPs. 这可能是由于PLA为可降解材质, 在生产和运输过程中, 受生物和非生物因素的影响导致部分降解.
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（a）PS扫描电镜, （b）PS粒径分布, （c）PLA扫描电镜, （d）PLA粒径分布；d表示平均粒径 图 1 PS和PLA的扫描电镜及粒径分布 Fig. 1 Scanning electron microscopy and particle size distribution of PS and PLA |
图 2为PS和PLA的FTIR光谱图. 图 2（a）中, 3 024 cm-1处的吸收峰对应C—H的拉伸振动, 2 850 cm-1和2 920 cm-1处吸收峰分别是—CH2键的不对称伸缩振动和对称伸缩振动引起的, 1 596 cm-1和1 446 cm-1处吸附峰分别对应苯环C=C键弯曲振动和芳香族的C—H键变形振动, 此为PS的红外特征吸收峰[21]. 另外在3 464 cm-1处为醇类和羧酸的O—H拉伸振动引起的吸收峰, 说明尽管PS为不可降解MPs, 但是在制作和运输过程中, 也受到氧化降解的影响, 形成了含氧基团[22]. 图 2（b）中, PLA在2 992 cm-1显示—C—H伸缩振动引起的吸收峰. 1 728 cm-1和3 495 cm-1处吸收峰分别对应羰基、醇类和羧酸的O—H拉伸振动, 以上均为PLA的红外特征吸收峰[23]. FTIR光谱的结果证明2种MPs分别为PS和PLA.
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图 2 PS和PLA的红外光谱图 Fig. 2 FTIR spectra of PS and PLA |
本实验土壤为偏酸性土壤（表 1）. 土壤pH值对微生物活性和繁殖起关键作用[24]. 由图 3可知, 尽管不同MPs的添加均降低了土壤pH值, 但除了PLA10的土壤pH值降低了12.08%, 其它处理均未达到显著水平（P > 0.05）. 土壤中的MPs在降解过程中, MPs中所含化合物的释放, 从而降低土壤pH[25]. Feng等[26]认为, PLA作为可降解MPs, 其在矿化过程中可释放更多的有机酸类物质, 可显著影响土壤pH. 与对照组相比, 添加PS和PLA均造成土壤DOC含量明显增加, 并且MPs相对丰度越高, 土壤DOC含量增加越多, 其中加入PLA10的土壤DOC含量增加最多（比CK增加23.93%）. 有研究表明土壤微生物可将MPs分解, 转化为溶解性有机质, 增加土壤DOC的含量[27]. 此外, 相较于传统塑料材质, 可降解微塑料更容易发生生物降解, 产生小分子溶解性有机质, 使土壤DOC质量分数显著增加[28]. 双因素方差分析结果（表 2）表明, MPs的类型和相对丰度对土壤pH和DOC有显著的影响, 但MPs类型与相对丰度的交互作用对土壤pH和DOC的影响不显著（P为0.888和0.058 7）.
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表 1 土壤的主要理化性质 Table 1 Major physical and chemical properties of soil |
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不同字母表示不同处理之间的显著性差异（P < 0.05） 图 3 不同MPs处理组对土壤pH及DOC的影响 Fig. 3 Effects of different treatments of MPs on soil pH and DOC |
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表 2 基于双因素方差分析的MPs的类型、相对丰度及其交互作用对测量参数的影响1） Table 2 Effects of MPs type, relative abundance, and their interactions on measured parameters based on a two-way ANOVA analysis |
2.3 微塑料对酶活性的影响
作为微生物功能活性指标和环境生物标志物, 土壤酶对MPs的胁迫敏感, 能够灵敏地反映MPs的生态效应[29]. 添加不同类型和相对丰度MPs后的土壤酶活性变化如图 4所示. 从中可知, 添加PS和PLA均会降低多酚氧化酶和过氧化氢酶的活性, 添加PLA会增加脲酶的活性, 但是添加PS对脲酶活性没有明显影响；多酚氧化酶（Spearman r=-0.737, P < 0.05）和过氧化氢酶（Spearman r=-0.661, P < 0.05）的活性与MPs的相对丰度均呈显著负相关, 表明二者对MPs的胁迫具有相对丰度依赖性, 而脲酶（Spearman r=-0.205, P > 0.05）无此现象. 添加PS后多酚氧化酶活性平均降低幅度（35.51%）小于添加PLA后的平均降低幅度（48.09%）, 说明与传统PS相比, 可降解PLA对多酚氧化酶活性抑制作用更强. 对于过氧化氢酶, 添加PLA后酶活性平均降低幅度为29.98%, 约为添加PS平均降低幅度的2倍, 说明PLA对土壤过氧化氢酶活性的影响较PS更强. 从双因素方差分析结果可知, MPs类型对土壤脲酶有显著影响（P < 0.001）. MPs的类型和相对丰度均对土壤过氧化氢酶和多酚氧化酶的影响显著（P < 0.001）. MPs类型和相对丰度的交互作用对土壤脲酶和多酚氧化酶的影响不显著.
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箱型图的上下边界分别表示第75百分位数和第25百分位数, 横线标记酶活性值分布的中位数, 小方框标记酶活性分布的平均值, 圆弧表示正态分布曲线；不同字母表示不同处理之间的显著性差异（P < 0.05） 图 4 不同MPs对土壤脲酶、过氧化氢酶和多酚氧化酶活性的影响 Fig. 4 Effects of MPs on the activities of soil urease, catalase, and polyphenol oxidase |
土壤中多酚氧化酶主要与微生物降解顽固性有机质（如木质素和单宁类有机质）有关[30], 尽管有研究表明MPs会作为一些微生物的碳源, 增强与分解碳有关的特定酶的活性, 但是本研究的结果表明, MPS对特异性微生物的功能主要以抑制作用为主[31, 32]. 过氧化氢酶能反映土壤中好氧微生物活性[7], MPs可能通过两个途径抑制其活性：一是直接毒性, 二是MPs在降解过程中会消耗氧气, 且降解后的MPs会产生粒径更小的塑料, 会对土壤孔隙具有填补作用[33], 使土壤通气性变差从而抑制过氧化氢酶的活性. 所以相较于PS, PLA对两种酶活性的抑制能力更强, 这与PLA在土壤中更易降解, 产生更小的塑料颗粒并溶出一些有毒的溶解性有机质如邻苯二甲酸酯类和双酚类物质有关[34, 35]. 脲酶与土壤氮循环密切相关, 特别是含氮有机物的水解[36], 被用来指示土壤中的养分循环强弱和微生物营养元素需求. 土壤脲酶的活性主要有两个来源：活性生物体产生的脲酶和土壤胶体固定的脲酶[37]. 相对于CK, PS并没有对脲酶活性产生显著性的影响, 表明PS对产生脲酶的微生物的负面影响较小且土壤胶体固定的脲酶相对稳定. 相较于CK和添加PS的土壤, PLA的加入使得土壤中脲酶活性产生了显著性的提高. 相关研究证明, PLA会使土壤中硝态氮和亚硝态氮的含量增加, 而脲酶可将尿素分解为氨, 从而为硝化细菌参与氨氧化反应提供能量, 而氨氧化反应的加剧, 也使得细菌需要更多的能量, 促使土壤中脲酶活性增加[38].
2.4 微塑料对碳源利用的影响 2.4.1 微生物活性和细菌群落多样性分析图 5为不同相对丰度PS和PLA处理后Biolog-Eco板的AWCD值, 其数值越高代表微生物对碳源的利用能力越强. 由图 5（a）可知, PS2对土壤微生物碳代谢能力没有显著影响, 而PLA2使土壤微生物对碳源的利用能力降低了32.55%. 对于5%和10%的MPs, PS和PLA均导致土壤微生物碳代谢能力降低, 10%的PS和PLA导致土壤微生物碳代谢能力分别降低了63.91%和82.27%, PLA对微生物碳代谢能力的抑制作用更为明显. 这一方面是因为PLA更容易在土壤中发生降解, 形成有毒的溶解性有机质和较小颗粒物；另一方面PLA表面的羟基和羧基等亲水基团更容易通过脂质辅助机制与微生物的生物膜发生相互作用, 影响微生物的正常生理代谢[39]. 从双因素方差分析结果可知, MPs的类型和相对丰度对土壤碳代谢的影响显著（P < 0.001）, MPs的类型和相对丰度的交互作用对土壤碳代谢的影响不显著（P < 0.137 5）. 图 5（b）为土壤微生物对5种碳源的利用情况, 进一步反映土壤微生物对碳源类型的偏好. 整体来看, 微生物趋向于利用聚合物和氨基酸类的碳源, 相应的AWCD值范围分别为0.14~0.78和0.23~0.74；微生物群落对胺/酰胺类碳源利用能力最低, AWCD值范围为0.12~0.41. 值得注意的是, PLA2和PLA5增强了土壤微生物对胺/酰胺类碳源的利用, 这可能是由于胺/酰胺类物质对PLA具有异相成核作用造成的[40].
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（a）不同处理组培养168 h后的AWCD；（b）不同处理组培养168 h后对5种碳源的代谢能力；不同字母表示不同处理之间的显著性差异（P < 0.05） 图 5 Biolog-Eco板微孔的平均颜色变化率及5种碳源的平均颜色变化率（AWCD） Fig. 5 Average well color development (AWCD) of micropores in Biolog-Eco plates and in five carbon sources |
热图分析可将土壤微生物群落碳代谢能力与不同MPs处理组之间的关系进行可视化, 结果如图 6所示. 从中可知, 所有处理组的D-纤维二糖、1-磷酸-葡萄糖和i-赤鲜糖醇的吸光度均小于0.15, 说明以上碳源未被土壤微生物利用[41]. L-精氨酸、D-半乳糖酸γ-内酯和L-天冬酰胺属于利用率较高的碳源, 吸光度值的范围分别为0.27~1.01、0.49~1.00和0.35~1.44. MPs的添加使土壤微生物群落的碳源利用能力均有不同程度的减弱, 添加PLA的蓝色单元格明显比添加PS的多, 说明PLA对微生物群落碳代谢能力的抑制作用高于PS, 这与PLA会显著降低土壤微生物的生物量有关[42].
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矩形中数字表示此处的吸光度, 吸光度反映不同处理下土壤微生物对碳源的利用情况 图 6 不同处理组的微生物群落对31种碳源的代谢热图分析 Fig. 6 Metabolic heat map analysis of 31 carbon sources by microbial communities of different treatment groups |
不同MPs处理组的土壤微生物对碳源的利用特性是不同的. 添加2%、5 %和10% PS后的土壤微生物群落利用率最高的碳源是D-半乳糖醛酸、L-天冬酰胺和4-羟基苯甲酸；而添加2%、5 %和10% PLA后的土壤微生物群落利用率最高的碳源分别是D-半乳糖醛酸、4-羟基苯甲酸和D-半乳糖酸γ-内酯. 以上结果说明在不同类型MPs污染的情况下, 土壤微生物群落碳代谢功能变化的多样性和复杂性.
将MPs培养后的土壤微生物群落对31种碳源的代谢数据进行PCA, 可明晰不同处理组土壤微生物群落对各种碳源的利用情况[43]. PCA的结果显示第一主成分的方差贡献率为65.2%, 第二主成分的方差贡献率为14.3%, 累计的方差贡献率可达79.5%, 其余主成分的特征根小于1, 因此只取前两个主成分进行分析, 结果如图 7（a）所示, 其中两点之间距离越近表明两处理组对碳源的利用能力越相似. D-纤维二糖和L-苏氨酸单独出现在第三象限中, 这一方面说明微生物对它们的利用能力在MPs干扰下相对稳定, 另一方面也与土壤微生物对它们的利用程度较低有关. CK和不同相对丰度PS处理组的距离均小于CK和PLA2处理组的距离, 说明MPs的类型比相对丰度对土壤微生物群落代谢影响更大[44]. 通过SEM可知, 与PS相比, PLA表面更为粗糙, 其对土壤微生物物理上的机械损伤能力更强.此外, PLA也更容易破碎, 使得更小的塑料颗粒通过损坏细胞壁的磷壁酸和蛋白质进入微生物内部, 导致其裂解死亡[45].
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（a）不同相对丰度PS和PLA下微生物群落利用31种碳源的主成分分析, （b）基于Bray-Curtis相似性的不同处理组之间碳代谢情况的相似性分析；向量方向表示碳源利用增加的方向；1. β-甲基-D-葡萄糖苷；2. D-半乳糖酸γ-内酯；3. L-精氨酸；4. 丙酮酸甲酯；5. D-木糖；6. D-半乳糖醛酸；7. L-天冬酰胺；8. 吐温40；9. i-赤藓糖醇；10. 2-羟基苯甲酸；11. L-苯丙氨酸；12. 吐温80；13. D-甘露醇；14. 4-羟基苯甲酸；15. L-丝氨酸；16. α-环糊精；17. N-乙酰-D-葡萄糖胺；18. γ-羟丁酸；19. L-苏氨酸；20. 肝糖；21. D-氨基葡萄糖酸；22. 衣康酸；23. 甘氨酰-L-谷氨酸；24. D-纤维二糖；25. 1-磷酸-葡萄糖；26. α-丁酮酸；27. 苯乙胺；28. α-D-乳糖；29. D, L-α-磷酸甘油；30. D-苹果酸；31. 腐胺 图 7 不同相对丰度PS和PLA下微生物碳源利用情况 Fig. 7 Utilization of microbial carbon sources under different relative abundance of PS and PLA |
通过Bray-Curtis相似性分析来定量描述不同MPs处理组土壤中微生物的碳代谢能力差异. 如图 7（b）所示, CK与PS2处理组间的微生物碳代谢差异最小, 相似度达到89.0%, 说明PS2对土壤微生物碳代谢影响最小, 这与前面的研究结果一致. 低相对丰度的PS（PS2和PS5）和PLA（PLA2和PLA5）处理组之间的微生物碳代谢差异较小, 它们之间的最大差异为24.2%, 说明在较低相对丰度下, 两种MPs对土壤微生物碳代谢能力影响较小. 但是对于PS10和PLA10, 它们均对土壤中微生物的碳利用能力产生显著影响, 特别是PLA10处理后其与CK相似性仅为38.6%, 说明高相对丰度的PLA会导致微生物群落不稳定, 微生物生理功能下降, 证明PLA对土壤中微生物碳代谢能力产生更强的抑制作用[9].
3 结论（1）MPs会降低土壤pH, 但除PLA10的土壤以外, 其它均未达到显著水平；MPs均能够显著增加土壤DOC的含量, 其中PLA10的土壤DOC增加最多（比CK增加23.93%）.
（2）PS和PLA均会降低土壤中多酚氧化酶和过氧化氢酶的活性, PLA会显著增强脲酶活性, 但是PS对脲酶活性无显著影响.
（3）MPs的加入会降低土壤微生物碳利用能力, 降低程度与MPs相对丰度相关. 相较于PS, 添加PLA后的土壤样品AWCD值降低更为明显, 表明可降解PLA对土壤微生物群落碳代谢功能的抑制作用更大, 这与土壤中PLA更易降解, 产生有害物质和更小的塑料颗粒有关.
（4）PS和PLA处理组中土壤微生物对不同碳源的利用特性是不同的. PCA的结果表明, MPs的类型比相对丰度对微生物代谢能力的影响更大.
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