2025, Vol. 46
2. 重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400715
2. Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment Research, Chongqing 400715, China
塑料以其质量轻、生产成本低且耐用性好等优点在世界范围内广泛应用[1], 因此也产生了大量废弃塑料. 由于回收利用难度大、效益低且成本高, 废弃塑料的回收利用率很低, 导致大量未被回收利用的废弃塑料被排放到自然环境中[2]. 加之传统塑料成分以聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）、聚氯乙烯（PVC）和聚苯乙烯（PS）等为主, 生物降解率低, 它们极易在环境中残留和累积. 而环境中残留的塑料会在机械磨损、紫外照射、化学及生物等作用下破碎和裂解成大小不同的颗粒、塑料碎片或尺寸小于5mm的微纳米塑料, 形成塑料污染, 对生态系统和人体健康构成严重威胁[3]. 塑料污染在环境中具有普遍性, 其中土壤可能是一个巨大的微塑料沉积库[4]. 有研究表明, 通过地膜覆盖、堆肥、污水污泥农用和生活垃圾等途径[5], 每年释放到陆生土壤环境中的废弃塑料是海洋环境的4~23倍[6], 约占废弃塑料的32.0%[7], 导致土壤环境中出现严重的塑料残留及微塑料污染. 如在某高污染区, 土壤微塑料质量占土壤质量的比例高达7.0%[8], 我国农田土壤微塑料丰度均值达4 536.6个·kg‒1[9]. 塑料残留污染已对土壤微生物、植物和动物的生长发育造成负面影响, 且对土壤肥力和土壤生态系统健康构成威胁[10].
生物降解塑料是一种在自然环境中能被生物降解转化为CO2、H2O、CH4和生物质而消失的一种新型塑料[11,12]. 根据生物降解的程度和降解特征, 可以将生物降解塑料分为全生物降解塑料和破坏性生物降解塑料, 其中破坏性生物降解塑料是指在不可降解的塑料中加入一定量具有生物降解性质的物质（如淀粉）而制成的具有一定生物降解性的塑料, 但其无法实现完全降解, 如氧化-生物降解塑料[13]. 本文所综述的生物降解塑料为全生物降解塑料, 对破坏性生物降解塑料不予讨论. 目前, 生物降解塑料已广泛应用于一次性包装、农用地膜、生物医用材料和3D打印等领域[14]. 然而, 随着生物降解塑料的大量应用, 一些潜在的问题逐渐暴露出来. 如自然条件下很难达到完全降解所需要的条件, 生物降解塑料会在一定时间内逐渐降解, 也会释放微塑料到土壤中[15]. 有研究表明, 与不可降解塑料相比, 生物降解塑料在相对较短的时间内可产生更多的微塑料, 造成更严重的微塑料污染[16]. 同时, 生物降解塑料降解过程还会将添加剂和其他中间降解产物释放到环境中, 对土壤生态系统产生一定的影响[17]. 因此, 关于生物降解塑料的环境友好性受到质疑.
土壤动物作为土壤生态系统的重要组成部分, 其通过调节土壤关键生态过程在维持土壤生态功能方面（如凋落物分解、养分循环和能量流动）起着相当重要的作用[18,19], 是衡量土壤生态系统健康的重要指标. 目前, 关于生物降解塑料对土壤生态系统的影响研究大多集中于土壤理化性质、土壤微生物及植物上, 关于土壤动物的研究相对较少. 本文介绍了生物降解塑料的成分, 阐述了其在土壤中的降解过程及其对土壤动物的影响, 以期为全面认识生物降解塑料的生态效应, 预防和减轻其生态风险提供依据.
1 生物降解塑料的成分 1.1 聚合物生物降解塑料主要由生物降解聚合物制成[20]. 聚合物是由单体结合在一起的大分子物质, 构建聚合物的单体提供了生物降解塑料的主要性能[21]. 根据其来源的不同, 生物降解塑料聚合物可分为生物基聚合物和化石基聚合物. 其中, 生物基聚合物主要由植物和微生物等可再生的资源合成, 又分为以下3类：①从天然材料中直接获得的, 如淀粉和纤维素；②由生物来源的单体经化学合成的, 如聚乳酸（PLA）；③由微生物产生的, 如聚羟基脂肪酸酯（PHA）[22]. 化石基聚合物主要以煤和石油等不可再生资源为原材料合成, 如聚己二酸/对苯二甲酸丁二醇酯（PBAT）、聚丁二酸丁二醇酯（PBS）、聚己内酯（PCL）和聚碳酸亚丙酯（PPC）等[23]. 目前, 国际市场中常见的生物降解塑料以PBAT、PLA和淀粉基聚合物为主, 三者约占全球生物降解塑料聚合物总量的71.1%[24]. 尽管生物降解聚合物具有很好的环境优势, 但单一聚合物的物理和机械性能仍不及石油基聚合物, 难以满足生物降解塑料性能的一些特殊的要求, 如较高的拉伸强度和断裂伸长率、良好的阻隔性能、较低的成本和在可接受的时间内完全降解等, 实际应用的生物降解塑料的聚合物通常由两种或两种以上聚合物组成, 目前常用的共混材料有PBAT/淀粉、PBAT/PLA或PCL/淀粉共混等[25,26].
1.2 添加剂与传统塑料一样, 在生物降解塑料生产中, 常加入一定量的添加剂以使其达到所需的物理、化学性能或使用功能[27]. 目前用于塑料生产的添加剂有400多种, 常见的有6大类[28]：①增塑剂, 如邻苯二甲酸酯、甘油、山梨醇和柠檬酸三乙酯等, 主要用于提高聚合物的加工性、柔韧性、耐久性和拉伸性, 减少熔体流动性；②抗氧化剂, 如酚类、有机亚磷酸酯和酚醛树脂等, 主要用于屏蔽UV辐射, 延缓塑料在紫外线照射下的氧化降解；③润滑剂, 如脂肪酸酰胺、脂肪酸酯、金属硬脂酸盐和蜡等, 主要用于减少聚合物的表面摩擦, 使其顺畅流动, 便于加工；④染料, 如炭黑（黑色）、TiO2（白色）和Fe2O3（红）等, 它们可使塑料表现出不同的颜色, 起到美化和屏蔽紫外辐射等作用, 也使塑料具备不同的功能, 如黑色膜覆盖可抑制杂草生长；白色或无色地膜较黑色地膜提供更高的土壤温度, 压草效果不佳；其他颜色或颜色组合主要用于其他特定目的（如绿色便于美观）；⑤填充料, 如黏土、炭黑、硅酸盐、玻璃、CaCO3、滑石和淀粉等, 其目的是以较低价格提高体积, 使塑料性质多样化（如滑石可改善硬度和拉伸强度）；⑥成核剂, 如苯甲酸钠、TiO2、CaCO3、酰胺化合物、金属磷酸盐、碱性无机铝化合物和山梨醇衍生物等, 以上物质可促进聚合物的结晶性能改善塑料机械性能[21,29,30]. 增塑剂、稳定剂和抗氧化剂等添加剂在传统塑料和生物降解塑料中均有应用[31,32], 而扩链剂和成核剂等则为生物降解塑料特有[33]. 此外, 不同添加剂在生物降解塑料中的质量分数也不同, 如稳定剂为0.5%~2.0%、成核剂为0.4%~3.0%、增塑剂为1.0%~3.0%和扩链剂为5.0%~8.0%[24].
2 土壤中生物降解塑料的降解 2.1 降解过程生物降解塑料的降解为其外观、机械性能、物理性能和化学结构（如完整性、相对分子质量、结构或机械强度等）发生显著变化的不可逆过程, 其途径包括机械破碎、光降解、水解、热降解、化学降解及生物降解等, 以上降解途径一般是连续或同时进行[34,35]. 土壤中生物降解塑料的降解则以生物降解为主[36], 降解过程可分为破碎和微生物降解两个阶段. 其中, 破碎常在生物降解塑料降解的早期起作用, 环境中的生物降解塑料会在人类活动、紫外线辐射、水侵蚀、土壤动物及植物根系等作用下发生机械或生物破碎, 形成大小不等的碎片, 为微生物降解提供更好的条件.
土壤中生物降解塑料的微生物降解过程可分为3步（见图 1）：①生物退化, 即土壤中的微生物在生物降解塑料表面或内部聚集形成生物膜, 腐蚀其表面或使其碎片化, 从而改变生物降解塑料的物理化学及机械性能；②生物聚合物解聚, 即生物降解塑料在微生物胞外酶（如脂肪酶、角质酶和蛋白质酶等）作用下解聚为低聚物、二聚体和单体, 导致分子大小降低；③生物同化和矿化, 此为生物降解塑料分解的最后阶段, 解聚产物作为微生物的碳源或能源物质被利用, 在好氧条件下被转化为CO2、H2O和生物质, 在厌氧条件下则是转化为CH4、CO2、H2O和生物质[37,38]. 其中, 第①步和第②步是降解速率的限制步骤, 而矿化过程的快慢则影响聚合物、低聚物或单体在土壤中的累积.
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图 1 土壤中生物降解塑料的生物降解过程 Fig. 1 Biodegradation process of biodegradable plastics in soil |
生物降解塑料的碎化及聚合链的断裂必然导致塑料的外观形貌、化学组成、质量、热学性能和机械性能等发生不可逆的变化. 生物降解塑料的降解特性通常使用质量测定、面积测定、扫描电子显微镜（SEM）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）、X射线光电子能谱（XPS）、X射线衍射（XRD）、凝胶渗透色谱（GPC）及热重分析（TGA）等表征手段进行研究. 如有研究观察到, 生物降解塑料降解后, 其完整程度被破坏, 形成不同大小的块或碎片, 并出现表面粗糙程度增加、裂纹或塌陷增多, 出现褶皱、孔洞或裂缝等破损状况[39]. 管彤晖等[40]报道, PBAT地膜填埋60 d后分子链中酯键断裂, 聚合物相对减少, 其FTIR谱图中的C—H峰和C—O峰的峰强减弱, XPS图谱中C=O和COO—中碳元素结合能的C 1s峰位移, O 1s峰强增强, —OH中氧元素的峰相对面积增大, C=O峰基本消失, C和O价态变高, COO—态转变为—OH状态, O 1s峰向低结合能方向移动, 热重分析显示样品损失5.0%时的温度向低温度移动, 最终降解温度时的热失重率和灰分的质量分数显著提高, 意味着塑料表面的官能团、元素价态及相对分子质量等发生了变化.
2.2 降解率根据欧盟标准EN 17033-2018, 合格的生物降解塑料在20~28℃恒温、有氧条件下于农田或森林自然表层土壤中培养时, 应满足2 a内其中至少有90.0%的有机碳转化为CO2的要求[41]. 因此, 实验室条件下常用生物降解塑料CO2的释放率来定量生物降解塑料降解性能. 但实际土壤条件下, CO2释放量难以测定, 常用质量损失来评估生物降解塑料在真实土壤中的降解状况[42]. 根据测定结果, 许多在实验室条件下符合标准的生物降解塑料的降解率并不都能达到相应标准. 如刘会等[43]试验发现, 6种全生物降解地膜填埋12个月后全部进入无膜期, 但Sintim等[42]发现, 生物降解地膜在土壤中填埋3 a后, 在田纳西州（亚热带气候）的降解率为61.0%~83.0%, 而在华盛顿州（地中海气候）的降解率为26.0%~63.0%；Li等[44]报道, BioAgri Ag-Film和BioTelo Agri两种可生物降解地膜土壤填埋24个月后, 其在得克萨斯州拉伯克的残留量平均为2.0%, 但在田纳西州诺克斯维尔的残留量分别为52.0%和43.0%, 在华盛顿州弗农山的残留量分别为99.0%和89.0%；Griffin-Lahue等[41]发现, 地中海气候下, 生物降解地膜降解达到90.0%的时间需21~58个月, 比实验室标准的24个月的基准值长2.4倍. 可见, 生物降解塑料在土壤中的降解及残留因生物降解塑料的性质、土壤及气候条件的不同具有很大的可变性, 需要更多研究测定不同区域及不同生物降解塑料在土壤中的生物降解性能以评估其应用的可持续性.
2.3 影响降解的因素 2.3.1 生物降解塑料的性质生物降解塑料的尺寸大小、性质（如聚合物类型、化学结构和相对分子质量等）及添加剂的种类等是影响生物降解塑料降解的决定性因素[45]. 常见生物降解聚合物在土壤中的降解速度如表 1所示. 一般来说, 粒径越小, 比表面积越大, 与各种降解因素接触的面积就越大, 在土壤环境中更易降解[46]. 相比200~355 μm和500~700 μm两个粒径, 5~75 μm的PBS微塑料在土壤中的降解速率更快[47]. 具有天然或类天然结构的聚合物更易被微生物利用而降解, 如淀粉基、纤维素基等天然高分子类和PHA等微生物代谢合成类生物降解塑料等[48]. 而相对分子质量大、化学结构复杂[如聚羟基丁酸酯（PHB）]的聚合物, 因需要额外的酶或复杂的辅酶, 与链较短、配方简单的聚合物相比难以被微生物生物降解[49]. 具有官能团（酯类、羟基和羧基等含氧官能团）和柔性活性位点的生物降解塑料较刚性生物降解塑料能更快与酶位点结合, 具有更高的降解速率[13]. 如PBAT因芳香族单体对苯二甲酸的含量增加了聚合物结构的疏水性和刚性, 使其更耐酶解, 所以降解速度较慢[50]. 此外, 添加剂类型和含量也会影响生物降解塑料的降解. 如在塑料生产过程中加入促降解剂会促进聚合链的氧化, 从而加速塑料的降解[51], 而抗氧化剂和稳定剂则会延缓塑料的降解[30]. 如CaCO3质量分数为30.0%的生物降解地膜填埋26个月后, 其降解程度明显高于质量分数为20.0%的生物降解地膜, 说明CaCO3在改善生物降解地膜的物理性能的同时, 也阻碍了生物降解地膜的表面开裂, 降低了塑料的生物降解效率[52].
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表 1 常见生物降解聚合物在土壤中的降解速度 Table 1 Degradation rate of common biodegradable polymers in soil |
2.3.2 土壤非生物因素
影响生物降解塑料降解速率的土壤非生物因素有pH、温度、湿度、氧气含量、紫外线辐射和土壤养分等[53]. 以上因素取决于地理条件, 所以不同地点生物降解塑料的微生物降解存在差异. 其中, 土壤pH是影响微生物活性最重要的因素. 通常酸性土壤条件会抑制细菌生长而降低生物降解效率[54], 具中性pH值的土壤显示出最高的生物降解率. 因此中性土壤（pH 7.00）中PLA/PBAT薄膜的损伤或损失较酸性（pH 5.50）和碱性土壤（pH8.50）中更严重[55]. Boyandin等[56]研究发现, 相同时间内, PHA薄膜在越南及和乐地区土壤中的降解率超过98.0%, 在越南大坝白地区仅为47.0%, 而这2个地区土壤的pH值分别为6.63、5.48. 但Elsawy等[57]研究表明, 与酸性和中性土壤相比, PCL和PLA在高pH土壤中有更高的降解率. 看来, 关于土壤pH对生物降解塑料降解的影响需要进一步研究. 土壤温度可以影响微生物胞外酶的解聚、聚合物的水解及聚合物链的迁移. 土壤水分不仅可以诱导水解键断裂, 降低相对分子质量, 使聚合物更易被微生物降解, 还可以促进添加剂如塑化剂、颜料等淋溶, 增强塑料脆性从而影响降解性能[58]. 研究证实, 在较高的土壤温度和湿度下, 生物降解塑料的降解速度更快[59]. 土壤中的含氧量也会影响生物降解速率. 如Cho等[60]研究发现, PBS在好氧条件下80 d内部分降解, 但厌氧条件下100 d内也不降解. 此外, 施氮促进了黑钙土聚丁二酸-己二酸丁二酯（PBSA）的降解[61], 紫外线中的特定波长可使聚合物分子链断裂, 引起相对分子质量降低, 对生物降解塑料的破坏有直接影响, 加快其降解速度[62].
2.3.3 土壤生物因素土壤中生物降解塑料的生物降解主要是在微生物作用下进行的, 因而, 土壤微生物是影响聚合物降解速率的重要因子. 目前, 已发现的参与生物塑料降解的微生物有细菌（如芽孢杆菌、假单胞菌、克雷伯菌、放线菌、诺卡氏菌、链霉菌、小单孢子菌、分枝杆菌、红球菌、黄杆菌等）、真菌（念珠菌、青霉菌、毛壳菌、侧孢霉、黄曲霉菌、白腐真菌等）和藻类等[58]. 有研究证实, 生物降解塑料在富含微生物的土壤中降解更快, 且随细菌生物量的增加其降解速率提高[63,64]. 如PBS-淀粉塑料在细菌含量（以土壤计）为7.5×108个·g-1的降解速率是细菌含量为7.5×106个·g-1的2倍[63]. 在富含微生物的土壤浸提液中PLA塑料的降解速率高于其在无菌土壤浸提液中的降解速率[64]. 土壤真菌会引起生物降解塑料小规模的膨胀和破裂, 促进其碎片化和降解[35]. 此外, 生物降解塑料的降解还受与生物塑料降解有关微生物活性的影响. 由于生物降解塑料的降解微生物组成的差异, 不同土壤对特定生物降解塑料的降解能力不同. 如PBAT地膜填埋120 d后, 其在娄土中的矿化率（16.0%）高于潮土（9.0%）、黑土（0.3%）和红壤（0.9%）, 其原因为娄土中有丰富的可降解PBAT地膜的微生物（慢生根瘤菌属、贪噬菌属和Ramlibacter）[65].
土壤动物、植物也可通过直接或间接作用使生物降解塑料碎化, 促进其聚合物的微生物降解. 其中, 植物根系不仅能通过其穿插作用使生物降解塑料破碎, 还能吸收生物降解微塑料并通过木质部导管将其输送到地上部并将其降解[66]. 土壤动物可以通过吞食过程摄入生物降解微塑料, 并在肠道微生物作用下进一步分解[67]. 研究者利用尼罗红染色结合荧光显微镜在线虫咽部和后肠腔中检测到了PLA/PBAT微塑料颗粒[68], 并从蚯蚓肠道和粪便中回收到了粒径小于投喂原始微塑料的PLA微塑料[69], 及PLA单体[70], 这说明摄入的生物降解微塑料在蚯蚓肠道中经历了碎片化和解聚过程. 生物降解塑料的化学成分可能会影响土壤动物对它们的摄取. 相较于PHA微塑料, 处于饥饿状态的蚯蚓更喜欢摄入PLA微塑料, 这可能是因为PLA微塑料中的游离单体[乳酸（LA）]具有酸味[70], 而气味是蚯蚓探测食物的潜在线索[71]. 土壤动物对生物降解微塑料的摄入还与其口腔直径有关, 较小的微塑料颗粒更有可能被较小的生物体摄入[72]. 此外, 土壤动物可通过翻动及其体表分泌物为生物降解塑料的生物降解提供良好的条件, 蚯蚓还可将生物降解塑料碎片从土壤表面拖入洞穴促进其在土壤中降解等[73,74].
2.4 降解产物 2.4.1 微塑料同传统塑料一样, 土壤微生物的表面定殖、生物及非生物的碎化和胞外酶的解聚过程会导致生物降解塑料碎化, 产生生物降解塑料碎片（> 5 mm）、微塑料（100 nm~5 mm）或纳米颗粒（< 100 nm）[75,76], 并可能在较长的时间内存在于土壤中. 尽管目前对环境中生物降解塑料及其微塑料的来源、精确量化及归趋研究有限[77], 但有研究表明, 相同条件下, 生物降解塑料在短时间内能较传统塑料产生更多的微塑料. 如Yang等[78]报道, 模拟紫外线照射下PBAT地膜、白色和黑色PE地膜释放到土壤中的微塑料分别为475、163和147粒·cm-2. 同样, Ouyang等[79]也指出, 经过3 d的土壤机械磨损, 生物降解地膜排放的微塑料（906片）显著高于高密度聚乙烯（HDPE, 359片）和低密度聚乙烯（LDPE, 703片）地膜. Li等[80]还发现, 生物降解地膜被犁入土壤, 2.5 a后塑料碎片消失, 但微塑料达峰值（350~525个·kg-1）, 以后逐渐下降, 在犁入3.5 a后仍有微塑料存在. 可见, 生物降解塑料的生物降解性并不足以消除生物降解微塑料的产生, 这可能导致生物降解微塑料积累, 对土壤生态系统的健康构成更严重的威胁.
2.4.2 添加剂及其他物质首先, 生物降解塑料中的添加剂与聚合物不是通过化学键结合, 具有很高的迁移潜力, 很容易被淋洗释放到土壤或水环境中, 长时间暴露产生不可避免的生态影响. 其次, 合成生物降解塑料的低聚物和单体等在降解过程中也会不可避免地释放到环境中. Serrano-Ruíz等[81]在4种商业生物降解地膜（Mater-Bi®、Ecovio®、Bio-Flex®、BioFilm®）和3种试验合成生物降解地膜（Mirel®、B-SP4®、B-SP6®）与水溶液的混合液中鉴定出了地膜配方中的化合物及它们的衍生物, 如己二酸、1, 4-丁二醇、LA、甘油、对苯二甲酸、单糖、二糖和脂肪酸等. 此外, 生物降解塑料可能比普通塑料释放添加剂的风险更大. 黄少辉等[82]发现, 覆盖生物降解地膜土壤中邻苯二甲酸酯含量分别是覆盖白膜和黑色普通地膜（均以PE为原料）土壤中的1.4倍和1.2倍. 生物降解塑料降解产物的释放还与其组成有关. 由于合成生物降解塑料聚合物的单体多为有机酸, 其释放产物也多含有机酸. 如PCL的单体为6-羟基己酸, PBAT的单体为己二酸和对苯二甲酸, 它们含羧酸基团（—COOH）或酚羟基（—OH）, 可产生氢离子, 易形成酸性溶液, 进入土壤后可能导致土壤酸化, 影响土壤肥力和土壤动物的生长发育[83].
3 生物降解塑料降解产物对土壤动物的影响 3.1 对土壤动物的生物学效应 3.1.1 生物学效应目前, 关于生物降解塑料的生态毒性主要集中在生物降解微塑料上. 来自实验室的研究表明, 生物降解微塑料可从细胞到营养级水平对土壤动物的行为、生长和繁殖等产生与传统PE微塑料相当或更强的负面影响, 其并没有表现出更好的环境友好性[84]. 如暴露于PLA微塑料污染的土壤中, 大多数蚯蚓会从土壤表层向底层移动, 表现出明显的趋避行为[85], PLA还可显著损害蚯蚓的精囊组织及影响其精子束的排列[86], PLA/PBAT微塑料可显著降低秀丽隐杆线虫体长及子代数量[78]. 但也有研究表明, 生物降解塑料较传统塑料更易被降解为粒径小的颗粒, 对土壤动物的伤害程度变弱. Ding等[84]报道, 相对于传统PE微塑料, 土壤动物对生物降解微塑料的回避率更低. Ju等[87]研究发现, 饲喂含生物降解微塑料的饲料不影响蚯蚓的繁殖. Holzinger等[88]甚至发现, 1.0%和2.5%（质量分数）的生物降解微塑料PLLA（聚乳酸酯）和PCL显著提高了蚯蚓的产茧量及幼虫孵化的数量. 因此, 关于生物降解微塑料对土壤动物的影响需要进一步研究. 生物降解塑料降解过程中释放的有机添加剂对土壤动物产生的不利影响也受到一定关注[89]. 已有研究发现, 生物降解塑料渗滤液可导致线虫死亡及体长减少[90]. 扩链剂、抗氧化剂和光稳定剂等6种生物降解塑料典型有机添加剂对线虫均有致死作用, 且不同程度抑制线虫的体长、运动、摄食和排泄, 产生氧化损伤和神经毒性, 其中以扩链剂的毒性作用最强[91]. 由此, 宜研发环境友好型的添加剂以降低生物降解塑料对土壤生态系统负面影响.
3.1.2 影响因素生物降解微塑料对土壤动物的影响取于其性质及组成（包括微塑料类型、粒径和老化）. 由于PLA微塑料单体具有特殊的气味, 相同暴露剂量下蚯蚓对PPC微塑料的回避性强于PLA微塑料[84]. 由于塑料的粒径越大, 对蚯蚓表皮的机械损伤就越严重, 蚯蚓的死亡率随PLA微塑料的粒径的减小而降低[92]. 此外, 环境中因雨水冲刷、紫外光照射和生物等因素使生物降解塑料发生老化, 塑料粒径变小, 表面含氧官能团改变, 亲水性增加, 其对土壤动物的毒性增强[93]. 如老化导致PLA微塑料对线虫生殖能力和性腺发育的毒性更强, 引起更严重的生殖细胞凋亡、DNA损伤及相关基因表达的变化[94]. 但也有研究得出相反的结论. 如Ferreira-Filip等[95]报道, 暴露于原始生物降解地膜源微塑料时, 蚯蚓的繁殖率和能量储备显著降低, 而暴露于老化生物降解地膜源微塑料时则无显著变化.
生物降解微塑料对土壤动物的影响还受添加剂量及暴露时间的影响, 其毒性效应存在剂量依赖和时间依赖关系. PLA/PBAT微塑料对线虫的体长及繁殖率随PLA/PBAT微塑料添加量的提高显著降低[68]；Ding等[84]发现, 相比塑料类型, 暴露剂量对蚯蚓生长的影响更大, 如PLA和PPC丰度在超过40 g·kg-1时, 蚯蚓才表现出明显回避行为. 类似地, Zhao等[96]也发现, 蚯蚓在PLA丰度为50 g·kg-1时, 其存活率和生长率才显著下降, 出现氧化应激和神经毒性, 损害其表面上皮细胞和肠道组织, 且其毒性随暴露时间的延长更明显. 受试生物的状态也影响生物降解塑料对动物的毒性. 饥饿状态时蚯蚓对PLA微塑料的趋近行为较饱腹状态时更明显[92].
土壤中的污染物与生物降解微塑料会形成复合污染, 从而加剧生物降解微塑料对土壤动物的毒性. 与传统微塑料一样, 生物降解微塑料具有粒径小、比表面积大和疏水性强等特性, 对环境中的重金属和有机物污染物具有较强的吸附能力, 可作为污染物载体与污染物在土壤中存留[97], 这些吸附了污染物的生物降解微塑料被土壤动物摄入后, 污染物会从土壤动物的消化系统中解吸, 产生联合毒性[98]. 而且, 与传统微塑料相比, 生物降解微塑料表面具有更多的含氧官能团, 可以与污染物形成更强的氢键作用, 导致其对污染物的吸附能力更强, 对土壤动物产生更严重的不利影响[99,100]. 如PLA与吡虫啉（IMI）联合处理导致的蚯蚓死亡率升高、生长抑制、子代数量减少、表皮和肠道损伤大于单一处理, 联合处理还降低了蚯蚓肠道微生物的丰度和多样性[101]. 这种作用受老化作用的强化. UV老化可降低生物降解塑料的比表面积, 提高生物降解塑料Cd的负载量, 老化PLA与Cd（老化PLA+Cd）联合暴露导致蚯蚓体对Cd的积累, 对蚯蚓造成的氧化胁迫和肠道损伤更严重, 且进一步增强了蚯蚓肠道微生物网络的复杂性[102]. 此外, PLA+Cd对蚯蚓DNA损伤和氧化应激的联合毒性大于PS+Cd[103], 同样, 在PE、PP、PLA与十溴二苯乙烷（DBDPE）的共同暴露中, 共同暴露加重了DBDPE对蚯蚓的组织损伤和神经毒性, 且以PLA+DBDPE共同暴露最强[104].
3.2 作用机制 3.2.1 组织损伤生物降解塑料降解过程中形成的微塑料粒径小, 形状不规则且边缘锋利, 易粘附在动物表面, 造成物理损伤[105], 如导致蚯蚓表皮黏液细胞空泡化、纵肌紊乱和颗粒状脂褐素样沉积等[96]. 此外, 由于生物降解塑料（如PLA和PPC）更容易降解, 具有更大的生物膜和微生物负荷, 被一些土壤动物（线虫和蚯蚓）摄入后, 易在肠道中积累, 引起器官和组织物理撕裂损伤, 如导致蚯蚓肠上皮萎缩和脱落等现象出现, 最终阻碍土壤动物对营养物质的吸收和利用, 对土壤动物产生不利影响[101,106].
3.2.2 氧化应激氧化应激是环境污染物对有机体产生毒性的最常见的机制之一. 正常环境下生物体中的氧化-抗氧化系统处于动态平衡状态. 当土壤动物受到生物降解微塑料的刺激后, 会产生大量的活性氧自由基（ROS）, 打破原有的动态平衡后, 引起机体氧化应激反应, 产生脂质过氧化, 造成DNA损伤, 对土壤动物产生不利影响. 但不同生物降解塑料引起的指标变化不同. PHA微塑料暴露能引起蚯蚓体内活性氧簇（ROS）和8-羟基脱氧鸟苷（8-OHdG）含量显著升高, 超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）、谷胱甘肽硫转移酶（GST）活性及MDA（丙二醛）含量降低[107], PLA微塑料会导致蚯蚓SOD活性和MDA含量增加, CAT和GST活性降低[108].
3.2.3 神经毒性乙酰胆碱酯酶（AChE）为催化神经递质乙酰胆碱（ACh）水解的关键酶, 在神经元间的信号传递中起着至关重要的作用, 且其活性很容易受到环境污染物的影响[99], 常作为一种典型的神经毒性生物标志物来判断污染物是否会引起神经毒性[109]. 有研究表明, 高剂量PLA微塑料暴露会引起蚯蚓脂质过氧化损伤, 这可能会导致含有神经递质的突触前囊泡膜破裂, 使突触间隙的神经递质水平成倍增加, 进而对过量的ACh做出反应, 使AChE活性增加, 产生神经毒性[110,111]. 但也有研究发现, PLA微塑料暴露使蚯蚓体内产生了大量ROS, 抑制了AChE活性, 从而导致神经毒性[112].
3.2.4 肠道微生物群失调肠道菌群不仅在宿主健康、养分利用和免疫保护等方面对土壤动物有益, 在陆地生态系统的生态服务中也发挥着关键作用. 由于肠道菌群对环境污染物的敏感性, 通常被认为是土壤动物生态毒理学研究中的生物标志物[18]. 高剂量PLA微塑料可降低蚯蚓肠道微生物的丰富度和多样性, 降低细胞过程, 增加环境信息处理、遗传信息处理、人类疾病和组织系统代谢通路的丰度[108], 改变蚯蚓肠道微生物β多样性[88]. Yu等[111]报道, 在黑土和黄土中, PLA微塑料暴露对蚯蚓的主要肠道微生物群落无显著影响, 但使黑土蚯蚓肠道中拟杆菌门的相对丰度增加, 而黄土拟杆菌门相对丰度降低, 说明微塑料对蚯蚓肠道微生物丰度的影响因土壤的不同而异.
4 展望生物降解塑料作为传统塑料的替代品, 在改善环境的同时也保证了石油资源的长期可用性. 随着生物降解塑料的广泛应用, 人们应更加关注其环境安全性. 关于土壤环境中生物降解塑料的降解及其对土壤动物的影响研究, 未来应重点关注以下4个方面：
（1）不同区域典型土壤中生物降解塑料的实际降解性能. 土壤中生物降解塑料的降解受气候及土壤条件（如pH、温度和湿度等）等的影响, 而上述条件因区域的不同差异很大, 应研究实际土壤环境中这些因子如何影响生物降解塑料的降解.
（2）关于生物降解微塑料对土壤动物影响的研究结果大多基于短期实验室培养获得, 通常设置的暴露剂量也非常高, 这与实际土壤环境差异较大, 且研究的生物降解微塑料种类也比较少（主要为PLA微塑料）. 由于不同生物降解微塑料的理化性质如粒径大小、相对分子质量、结构、密度、疏水性和添加剂的差异很大, 其对土壤动物的影响也可能不同. 未来需开展多尺度和长期试验, 不仅要研究土壤相关剂量下土壤动物与不同种类、不同粒径生物降解微塑料的相互作用, 还应关注添加剂、低聚物和单体等化学物质对土壤动物的毒性, 以全面评估生物降解塑料的生态毒性.
（3）生物降解塑料降解产物对土壤动物的影响应在多个物种以及多个层面得到关注. 目前的研究主要集于蚯蚓和线虫, 且仅对单个物种或单个种群进行了评估, 对土壤动物群落的影响报道很少, 未来应涉及更多种类的土壤动物, 并从群落和生态系统水平上进行更多层次研究, 以全面了解生物降解塑料的生态风险.
（4）生物降解微塑料可以吸附土壤中的重金属和有机污染物, 从而改变其生物利用度和毒性, 对土壤动物产生联合毒性作用. 然而目前的研究主要集中于生物降解微塑料自身的毒性, 关于生物降解微塑料与其他污染物联合暴露对土壤动物影响的研究很少, 未来应重点关注.
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