2025, Vol. 46
2. 内蒙古农业大学草原与资源环境学院, 农业生态安全与绿色发展自治区高等学校重点实验室, 呼和浩特 010018
2. Key Laboratory of Agricultural Ecological Safety and Green Development of Autonomous Region Higher Education Institutions, College of Grassland, Resources and Environment, Inner Mongolia Agricultural University, Hohhot 010018, China
微塑料（microplastics, MPs,<5 mm颗粒）被认为是全球范围内的一种新兴污染物[1, 2]. 它们在不同环境中广泛存在并不断增加[2 ~ 4], 人们越来越关注MPs在陆地生态系统中的发生及其影响, 特别是在农业土壤中[5, 6]. MPs主要通过地膜覆盖、温室材料、处理废水和大气沉降进入农业土壤[7, 8]. MPs可影响土壤结构和性质[9, 10], 并且很容易被植物吸收或吸附, 对作物生长和农业环境造成潜在威胁[11, 12].
MPs颗粒对土壤的理化性质和生物活性产生影响. 如加入聚乙烯（PE-MPs）薄膜的土壤水分蒸发速率明显加快, 且塑料薄膜尺寸越小水分蒸发越快, 这可能是由于塑料薄膜的存在增加了土壤孔隙度, 降低了土壤的蓄水能力, 此外PE-MPs的存在会导致土壤干裂[13]. MPs也会影响土壤酶活性. 有研究发现, 聚丙烯微塑料（PP-MPs）刺激土壤中的荧光素二乙酸酯水解酶（FDAse）活性[14], PE-MPs和聚氯乙烯（PVC-MPs）会抑制FDAse活性, 但增加脲酶（UE）和酸性磷酸酶（ACP）活性[15]. MPs对土壤酶活性影响具有明显的浓度效应. Wang等[16]发现10% 聚乳酸微塑料（PLA-MPs）刺激UE和碱性磷酸酶（ALP）的活性, 但抑制FDAse的活性. MPs进入土壤会改变土壤环境, 对土壤微生物分布和生存产生影响[17]. Kettner等[18]调查PE-MPs和聚苯乙烯微塑料（PS-MPs）对真菌群落组成情况时发现, MPs表面会聚集一些寄生和腐生真菌群落并大量繁殖. MPs引起的土壤物理化学性质如pH变化, 会限制一些微生物群落和土壤酶的活动, 从而影响土壤生态系统功能[2, 19]. MPs还会影响土壤中的营养循环[16, 20, 21]. Liu等[14]研究发现高浓度MPs能显著影响土壤可溶性碳（DOC）、土壤有机氮（DON）和有机磷（DOP）等的含量. Xiao等[22]发现低剂量PE-MPs有效促进了水稻土壤有机质（SOM）的分解.
MPs胁迫引起的土壤物理、化学和生物过程的改变会进一步影响植物的生长[16, 23]. MPs通过影响植物根系吸收水分和养分利用, 产生物理阻塞从而影响植物生长发育. Bosker等[24]发现MPs在水芹根毛聚集, 通过堵塞根部通道抑制根部发育并且影响了水分和养分的利用. Lozano等[25]发现添加0.4% 聚对苯二甲酸乙二醇酯微塑料（聚酯纤维, PET-MPs）显著提高了植物生物量, 可能是MPs改变了土壤通气性和渗透性. PP-MPs、PE-MPs和PVC-MPs污染的土壤中南瓜叶片大小、叶绿素含量和光合效率以及根鲜重和干重随含量降低[26], 可能是由于MPs干扰了植物物质积累和能量消耗相关的代谢途径[27]. 土壤中的养分循环与微生物群落结构变化和植物密切相关[28]. Liu等[29]发现橡胶MPs不仅破坏了花生根部的细胞质膜完整性, 还通过影响根际微生物群落结构和氮循环关键基因的表达, 改变土壤氮循环, 降低根际土壤中有效氮, 从而抑制花生对氮肥的吸收和籽仁中的蛋白含量.
在受MPs污染的农业土壤中, PE-MPs是一个主要类型, 约占聚合物组成的40%[30]. PE-MPs是农用地膜的主要成分[31], 也是我国农田中赋存较多的MPs类型, 土壤中PE-MPs主要来源于塑料薄膜覆盖的降解[30, 32], 由于其不可生物降解的特性, 可在环境中存在数百年, 并且参与物质循环过程, 对土壤环境有潜在影响[33, 34]. 大豆是我国主要粮食作物之一, 也是重要的油料作物, 具有极高的营养价值, 在农业中拥有重要的地位. 目前关于微塑料对植物-土壤系统稳定性影响的研究十分有限, 内在的机制尚不清楚. 因此, 本文采集了农田表层土壤, 以大豆为供试植物, 以农田土壤中被广泛检出的LDPE-MPs为研究对象, 通过室内盆栽试验研究土壤中添加不同含量的MPs下大豆生长、土壤理化性质、土壤酶活性和微生物活性等指标的变化情况, 探究MPs对大豆-土壤-微生物系统影响及其可能作用机制, 以期为科学评估微塑料对农田生态系统的潜在风险提供依据.
1 材料与方法 1.1 试验材料LDPE-MPs购置于Alfa Aesar公司, 粒径为500 μm.
供试土壤（表土层0~20 cm）取自内蒙古农业大学新区试验基地未覆过农膜田地的表层土壤. 土壤中原有的微塑料丰度（52±9）个·kg-1, 可忽略不计. 土壤收集后室温风干, 去除石头和可见根系后, 过2 mm筛, 备用.
供试植物为大豆[Glycine max （Linn.）Merr.], 品种为中黄37, 购置于内蒙古自治区农牧科学研究院.
1.2 试验设计本文采用盆栽试验, 设置添加4个含量水平（0、0.1%、1%和3%, 质量分数）, 即CK（对照, 土壤中无添加LDPE-MPs）、T01组（土壤中添加0.1% LDPE-MPs）、T1组（土壤中添加1% LDPE-MPs）和T3组（土壤中添加3% LDPE-MPs）, 每个处理3个平行.
将土壤样品和不同水平的LDPE-MPs搅拌20 min, 直至完全且均匀地混合. 选用塑料花盆（高12 cm, 宽11 cm）, 每盆装处理后的土壤样品1.25 kg, 一次性施入尿素（CH4N2O）和磷酸二氢钾（KH2PO4）肥料作为基肥（控制土壤中氮磷钾的质量浓度比例为10∶8∶10）, 为使土壤状态尽可能接近常规大田, 加水使土壤含水率保持在田间持水的20%. 播种前选取饱满均一的大豆种子, 用30%的H2O2浸泡消毒15 min, 用去离子水反复多次清洗, 再用去离子水浸约6 h, 然后进行播种. 每盆播10粒种子, 播种深度为1~2 cm, 出苗7 d后间苗到每盆5棵植物, 随机放置, 每隔3 d改变盆栽的位置. 大豆生长期间, 控制温室条件为：白天光照14 h, 温度25℃, 夜间黑暗10 h, 温度20℃, 相对湿度为60%左右, Osram日光灯光合强度为250 μmol·（m2·s）-1. 采用重量法定期浇水, 土壤湿度保持在田间持水量的60%左右. 植株生长50 d后收获.
植株生长50 d后从土壤中移出, 用去离子水冲洗去除根表的泥土并晾干, 测量植物的生长指标和生理指标. 采集土壤鲜样, 一部分用于分析土壤理化性质, 一部分转入无菌离心管于-80℃保存, 用于土壤微生物分析.
1.3 植物指标测定在种子发芽第7 d记录种子出苗数, 计算植株出苗率. 收获时用直尺测量植株的株高, 记录植株的荚数并使用天平称重. 采用SPAD叶绿素仪（SPAD-502）测定叶片叶绿素相对含量[35]（每盆大豆随机选取6片叶子测定）. 采用考马斯亮蓝法测定植株可溶性蛋白, 蒽酮比色法测定植株总糖含量, 硫酸亚铁铵滴定法测定植株纤维素含量, 凯氏定氮法测定植株氮含量, H2SO4-H2O2消煮-钒钼黄比色法测定植株磷含量, H2SO4-H2O2消煮-火焰光度计法测定植株钾含量[36].
1.4 土壤指标测定采用pH仪测定土壤pH（土水比为1∶2.5, 质量比）, 采用高锰酸钾滴定法测定土壤过氧化氢酶活性, 磷酸苯二钠比色法测定土壤磷酸酶活性, 苯酚钠比色法测定土壤脲酶活性, 乙酸铵浸提-火焰光度计法测定土壤速效钾, 碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色-紫外法测定土壤有效磷, 重铬酸钾氧化外加热法测定土壤有机质, 土壤阳离子交换量用乙酸钠-火焰光度法, 紫外分光光度法测定土壤硝态氮、土壤铵态氮[37].
1.5 土壤DNA提取及16S rRNA基因测序采用DNA试剂盒从土壤中提取DNA, 用琼脂糖凝胶电泳验证DNA的完整性. DNA样品提取后用NanoDrop 2000紫外-可见分光光度计（Thermo Scientific, Wilmington, USA）测定DNA的纯度和浓度.
用PCR仪（ABI GeneAmp 9700型）扩增细菌16S rDNA基因V3-V4区, 引物为338F（5′-ACTCCTACG GGAGGCAGCAG-3′）和806R（5′-GGACTACHVGGG TWTCTAAT-3′）. 试验采用TransGen AP221-02：TransStart Fastpfu DNA Polymerase, 20 μL反应体系：热循环包括95℃初始变性3 min, 95℃变性30 s, 55℃退火30 s, 72℃延伸45 s共27个循环, 最后在72℃恒温10min, 在10℃恒温结束. PCR液为5×FastPfu Buffer（4 μL）、2.50 mmol·L-1 dNTPs（2 μL）、5 μmol·L-1 Forward Primer（0.80 μL）、5 μmol·L-1 Reverse Primer（0.80 μL）、FastPfu Polymerase（0.4 μL）、BSA（0.20 μL）、模板DNA（10 ng）, 补ddH2O最高至20 μL. 将扩增片段纯化和定量分析后进行高通量测序, 以上由上海美吉生物医药科技有限公司完成, 后续基于美吉生物Majorbio平台进行测序数据处理分析.
微生物序列号为PRJNA1108079. 下机数据表明从所有土壤样品中得到优化序列2 076 739条, 优化碱基862 209 151个, 平均每个样本24 748条, 样本序列数目最小的为2 671条, 最大序列数目为2 944条. 根据序列>97%的相似性, 序列聚为6 307个细菌OTUs, 总平均为53 793.8条有效序列, 总平均有效序列长度为415.2 bp.
1.6 数据分析本试验测定的指标均以平均值±标准误差（Mean±SD）表示, 数据的差异显著性比较通过软件SPSS 26.0用单因素方差分析（one-way ANOVA）和Duncan多重比较检验法进行分析, 利用Origin 2022软件和R的microeco包进行制图.
1.7 质量保证与质量控制为确保试验过程数据的可靠性和有效性, 在试验操作和数据分析全程执行严格的控制方案, 包括检查并消除所有的潜在污染, 尽量减少或避免外来MPs污染的可能性, 全程避免使用塑料制品；所有试验步骤均使用乳胶手套和棉质试验服；采用玻璃试验用品并在使用前进行清洁和干燥；测定指标时避免样品间交叉污染；确保试剂量具的准确度与仪器的精确度.
2 结果与分析 2.1 微塑料对大豆生长的影响 2.1.1 大豆营养生长和生殖生长表 1显示大豆植株的营养生长和生殖生长指标在不同水平LDPE-MPs的污染暴露下均有不同程度的变化（P<0.05, n=3）. 与对照相比, 随LDPE-MPs添加量的增加, 出苗率呈现下降的趋势, T1和T3处理组中大豆的出苗率显著降低21.70%、24.96%（P<0.05）, 说明添加MPs会抑制大豆种子萌发. 随LDPE-MPs添加量的增加均促进大豆株高提升, 与对照相比添加LDPE-MPs大豆的株高提升1.14%~9.02%（P<0.05）. 添加LDPE-MPs对大豆地上部生物量无显著影响, 而添加高含量微塑料（3%）显著提高大豆地下部生物量1.09倍, 还显著降低叶片SPAD值7.55%（P<0.05）. 所有水平的LDPE-MPs均促进了大豆结荚数增加, T01、T1和T3处理下大豆结荚数分别比对照增加了5、8和5个, 尽管添加MPs促进了大豆结荚数的增加, 但大豆荚重随着LDPE-MPs添加水平的增加呈现先下降后上升的趋势.
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表 1 不同水平LDPE-MPs暴露下大豆营养生长和生殖生长的变化1） Table 1 Changes of vegetative growth and reproductive growth of Glycine max exposed to different levels of LDPE-MPs |
2.1.2 大豆品质指标和养分吸收
图 1显示大豆植株的生理生化指标在不同水平的LDPE-MPs的污染暴露下均有不同程度的变化（P<0.05, n=3）. 与对照相比, 添加LDPE-MPs处理均促进了大豆地上部蛋白质含量、纤维素含量和总糖含量的增加. 其中T1和T3处理组的蛋白质含量比对照分别显著升高了19.81%和61.57%[P<0.05, 图 1（a）]；T01、T1和T3处理组的纤维素含量比对照分别显著提升了47.78%、70.70%、83.44%[P<0.05, 图 1（b）]；总糖含量比对照分别显著提升了1.17倍、2.59倍和2.24倍[P<0.05, 图 1（c）].
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不同小写字母表示差异性显著, 下同 图 1 不同水平LDPE-MPs暴露下大豆品质指标的变化 Fig. 1 Changes of Glycine max quality indexes under different levels of LDPE-MPs exposure |
与对照相比, 所有水平LDPE-MPs的添加均促进大豆的氮磷吸收, 抑制钾吸收（如图 2, P<0.05, n=3）. T01、T1和T3处理组中大豆地上部氮含量比对照显著增加了0.95倍、1.36倍、1.44倍, 地下部氮含量比对照增加了11.36%、8.11%、19.47%[P<0.05, 图 2（a）]. T3处理组中大豆地上部磷含量比对照增加了20.41%；T1和T3处理组中地下部磷含量分别比对照增加了31.91%和42.55%[P<0.05, 图 2（b）]. T1和T3处理组中大豆地上部和地下部的钾含量分别比对照降低了26.55%、15.27%, T01和T3处理组中大豆地上部和地下部的钾含量分别比对照降低了3.91%、9.38%[P<0.05, 图 2（c）]. 说明添加LDPE-MPs会促进大豆对氮、磷的吸收, 但会抑制对钾的吸收, 且呈现出明显的含量效应（浓度效应）.
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图 2 不同水平LDPE-MPS暴露下大豆养分吸收的变化 Fig. 2 Changes of nutrient uptake of Glycine max under different levels of LDPE-MPs exposure |
如表 2所示（P<0.05, n=3）, 与对照相比, 随LDPE-MPs添加水平的增加, pH无明显变化. 添加MPs后, 土壤的阳离子交换量显著增加, 分别比对照增加65.06%、74.69%和66.63%（P<0.05）. T3处理下有机质显著增加, 比对照增加22.63%（P<0.05）. 土壤硝态氮的含量随LDPE-MPs添加量的增加呈现先增加后减少的趋势（P<0.05）, 其中T3处理下硝态氮含量比对照显著降低了57.65%. 土壤有效磷和速效钾含量随LDPE-MPs添加量的增加呈现逐渐降低的趋势, 其中T3处理下土壤有效磷和速效钾的含量分别比对照显著降低了21.95%和18.80%（P<0.05）.
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表 2 不同水平>LDPE-MPs暴露下对土壤理化性质的变化 Table 2 Changes of soil physical and chemical properties under different levels of LDPE-MPs exposure |
与对照相比, 随LDPE-MPs添加水平的增加, 土壤的过氧化氢酶活性呈现缓慢上升的趋势, 磷酸酶活性呈现先下降后升高的趋势, T3处理下土壤脲酶活性则显著降低（表 3, P<0.05, n=3）.
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表 3 不同水平LDPE-MPs暴露下对土壤酶活性的影响变化/U·g-1 Table 3 Effects of soil enzyme activities under different levels of LDPE⁃MPs exposure /U·g-1 |
2.3 微塑料对土壤微生物的影响 2.3.1 微塑料对土壤微生物群落结构的影响
在4个处理组的土壤样品中, 共检测出6 307个OTU, 1 956种（Species）, 936属（Genus）, 513科（Famliy）, 312目（Order）, 125纲（Class）和38门（Phulum）.
在门水平上, 土壤中Actinobacteriota（放线菌门）、Proteobacteria（变形菌门）、Chloroflexi（绿弯菌门）、Acidobacteriota（酸杆菌门）和Firmicutes（厚壁菌门）是细菌群落的优势群落, 其丰度加和占比超过80%. 与对照相比, T3处理下土壤微生物群落组成变化最大, 其中变形菌门丰度增加7.84%, 酸杆菌门丰度降低32.5%（图 3）. 添加LDPE-MPs降低了土壤微生物群落alpha多样性. 与对照相比, T3处理组下Shannon和Chao1指数下降, Simpson指数升高（表 4, P<0.05, n=3）. 以上结果表明添加高含量LDPE-MPs会降低土壤微生物群落的多样性和丰富度, 并削弱了土壤微生物的发育、繁殖和自我调节能力, 一定程度上改变了土壤环境以及微生物群落, 使得微生物群落结构在受污染的环境中受到破坏.
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横轴表示土壤微生物群落结构组成的相对丰度, 总值为1, 可直观地看出物种在不同分组中的变化趋势 图 3 不同水平LDPE-MPs暴露下的门水平细菌群落结构堆叠柱状图 Fig. 3 Stacked histograms of gate-level bacterial community structure under different levels of LDPE-MPs exposure |
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表 4 不同水平LDPE-MPs暴露下土壤微生物群落alpha多样性的变化 Table 4 Changes in soil microbial community alpha diversity under different levels of LDPE-MPs exposure |
2.3.2 添加LDPE-MPs对土壤微生物群落和环境因子间的相关性分析
使用方差膨胀因子（variance inflation factor, VIF）筛选出环境因子pH、有机质（SOM）、阳离子交换量（CEC）、有效磷（AP）和硝态氮（NO3--N）, 并进行不同LDPE-MPs暴露水平下的微生物群落与环境因子的相关性分析. 由图 4可知, 添加LDPE-MPs后, 环境因子对土壤微生物群落影响的大小排列为：NO3--N>CEC>SOM>pH>AP. 其中, NO3--N和AP共同影响放线菌门（最大）、绿弯菌门和酸杆菌门（最小）；CEC影响变形菌门（最大）和放线菌门（最小）；SOM影响变形菌门（最大）和绿弯菌门（最小）；pH影响绿弯菌门（最大）和变形菌门（最小）.
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箭头的指向与长短展示环境因子对样本的影响方式, 红色箭头表示环境因子, 蓝色箭头表示前5个微生物优势群落, 横纵坐标表示冗余分析的解释度 图 4 不同LDPE-MPs水平下微生物群落与环境因子的冗余分析 Fig. 4 Redundancy analysis of microbial communities and environmental factors at different levels of LDPE-MPs |
为了进一步获取微生物群落的功能信息, 通过FAPROTAX数据库来识别物种特征并分析网络模块的功能冗余（图 5）, 添加LDPE-MPs处理主要影响了土壤微生物类群氮循环, 表现出更弱的氮循环代谢能力. 已有研究表明PE-MPs进入土壤会改变细菌网络的复杂性和模块性, 参与土壤氮循环特定类群的相对丰度会选择性改变[38 ~ 40], 而PE-MPs影响土壤氮转化相关微生物门有亚硝化细菌门、变形菌门和酸杆菌门[41]. 大多数氨氧化细菌属于变形菌门, 酸杆菌门具有催化有机氮和无机氮代谢的基因, 可以减少硝酸盐的积累[42]. 本研究发现添加LDPE-MPs影响氮循环的硝酸盐还原途径（M2, 有很高比例的种群具有硝酸盐还原功能）和固氮营养类型（M4, 有很高比例的种群具有固氮功能）, 随着微塑料添加水平上升, 微生物发酵过程逐渐减弱, 硝酸盐还原途径呈现逐渐上升的趋势.
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FAPROTAX功能预测集中在海洋和湖泊生物化学过程（硫、氮、氢和碳循环）中的功能注释, 使用R的microeco包作图, 纵坐标表示功能注释信息, 横坐标表示将微生物功能模块化分组（M1~M10）, 且有助于找到核心的特征微生物, 色柱展示网络模块中每个特征的OTU百分比 图 5 添加微塑料对土壤微生物群落的功能预测 Fig. 5 Functional prediction of soil microbial community by adding microplastics |
植物在生长繁殖过程中会对生存环境的改变调整适应策略. 已有的研究中表明了MPs会影响植物的生长[26, 27, 43], 5%的PVC-MPs通过影响根系分泌物, 改变小麦的养分获取策略, 迫使小麦在狭窄的根区有效地获取可用的养分从而促进了小麦的生长[44]. 有研究发现聚酰胺微塑料（PA-MPs）能使洋葱鳞茎的含水量与叶片的含氮量均增加50%, 而聚醚砜微塑料（PES-MPs）使洋葱鳞茎的含水量与叶片的含氮量小幅降低[23], 表明了在一定阈值后MPs都可能会对植物生长产生正面效应或负面效应. MPs不但抑制植物光合速率, 降低植物体内叶绿素的含量, 还抑制植物体内养分的吸收与积累, 减弱作物生长, 降低作物的产量和品质. 在本研究中结果同样表明了LDPE-MPs对大豆的根茎叶生长有影响. 在1%和3%的LDPE-MPs暴露水平下, 大豆的出苗率显著降低, 而地上生物量和根系生物量则升高. 叶片SPAD值下降. MPs会降低光合活性和减少叶面积影响光合作用. 江俊涛[45]发现大豆在PP-MPs和PET-MPs胁迫下降低叶面积比值和叶片中光合组织的密度从而抑制了光合作用. PE-MPs会降低莴苣植株的光合速率和叶绿素合成[46]. 在低暴露水平下, 由于LDPE-MPs添加后被大豆根系和根系分泌物吸附在根系表层, 堵塞细胞壁孔洞而阻碍大豆吸收土壤水分和营养物质, 导致大豆生物量和荚重降低. 随着LDPE-MPs的暴露水平升高, 大豆的出苗率、株高、地上生物量和荚重受到抑制.
土壤中加入LDPE-MPs后, 大豆的蛋白质、纤维素和糖的含量升高, 可溶性蛋白和糖都被认为是植物的质量指标和调节因子[47, 48], 其在植物体内的积累与氮的代谢有关[49], 这些代谢物会帮助植物抵御外界胁迫[50, 51], 添加LDPE-MPs均显著增加了可溶性蛋白、总糖和纤维素的含量, 说明MPs作为一种胁迫因子刺激了大豆体内的糖类和蛋白质合成. 杨国梅等[52]发现PE-MPs对辣椒植株氮含量在幼苗期有促进作用, 黎鹏[53]的研究表明1% PP-MPs对玉米叶片全磷有促进作用. 添加LDPE-MPs会促进大豆氮和磷吸收, 抑制钾的吸收, 说明LDPE-MPs对不同的养分吸收效率不同, 有明显的含量效应.
3.2 添加LDPE-MPs对土壤理化性质和土壤酶活性的影响添加MPs后, 土壤的结构、保水保肥能力、化学成分分布和循环也会发生变化[42], 从而改变土壤中活性营养物质的含量, 对植物的生长发育产生影响. 本研究中, 随暴露水平的上升, LDPE-MPs促进了阳离子交换量和有机质含量的升高, 抑制了硝态氮、有效磷和速效钾含量. 研究报道, 高暴露水平下, MPs降低了土壤水稳性团聚体和土壤容重[9], 含水率降低, 增加了土壤的通气性和大孔隙率[25], 改变了氧气的分布, 为根系在土壤中的渗透提供了有利条件[54], 从而提高根系活性和质量. MPs的添加会促进土壤阳离子交换量的升高, 阳离子交换量越高土壤保肥性能越好, 并且对土壤碳元素有直接影响[55], 5%的PE-MPs和PVC-MPs加速了土壤芳香族官能团的形成[56]. 土壤速效钾的降低往往是由于MPs导致土壤裂隙变大、淋溶作用增强, 土壤有效钾更易随水向下迁移所导致[57]. 由于MPs比表面积大, 具有多种官能团, 具有较强的吸附能力, 在环境中比土壤颗粒对有效磷有更强的吸附能力[58], MPs对土壤磷的吸附和解吸行为可能是影响土壤磷淋溶损失的原因.
MPs会通过直接影响土壤理化性质, 以及间接影响酶活性来影响土壤的养分变化, 进而影响植物生长[59]和微生物群落. 添加LDPE-MPs引起土壤过氧化氢酶活性升高, 对植物株高起到正面效应, 而脲酶和磷酸酶活性降低, 减少了硝态氮、有效磷和速效钾含量, 对植物生长生理和微生物群落都起到负面效应. 这可能是MPs在土壤中影响了氮循环相关微生物基因, 对植物生长生理和微生物群落都起到负面效应. 除此之外, MPs有高比表面积, 表面具有丰富的电子, 会直接吸附土壤中的营养元素, 还可以通过影响微生物群落活动影响土壤养分变化. MPs对植物生长的影响与土壤理化性质、微生物活性和自身性质密切相关[60], 其潜在机制尚不清晰, 迫切需要进一步研究.
3.3 添加LDPE-MPs对土壤微生物群落的影响土壤微生物直接参与环境中的物质循环过程, 微生物群落多样性越高, 群落结构越复杂, 稳定性越好[61]. MPs通过改变土壤理化性质和养分转运对土壤微生物群落发生结构以及功能的变化[62]. Yang等[63]发现高密度聚乙烯（HDPE-MPs）改变了丛枝菌根真菌（AMF）的群落结构, 但对AMF多样性没有负面影响. 进入土壤中的LDPE-MPs和PVC-MPs均降低了细菌群落的alpha多样性, 但是它们造成的影响不存在浓度效应[15, 41]. 添加LDPE-MPs会影响微生物群落结构, LDPE-MPs表面会附着大量降解聚乙烯的微生物, 如放线菌门和变形菌门, 本研究发现土壤中变形菌门的丰度随暴露水平增加也在增加. MPs对土壤微生物群落多样性存在消极影响. 与对照相比, 土壤中添加LDPE-MPs改变了土壤微生物群落的alpha多样性, 可以推断LDPE-MPs在土壤与微生物之间的相互作用中起着重要的作用.
本研究发现添加LDPE-MPs降低了土壤微生物群落多样性和丰富度. 土壤微生物门水平下, 除了变形菌门和酸杆菌门有明显的变化, 放线菌门、绿弯菌门和厚壁菌门没有明显的变化. 说明添加MPs会改变它们的生长繁殖, 可能是因为MPs改变了土壤水分和养分有效性, 有机质矿化速率下降, 土壤酶活性降低, 抑制了微生物代谢相关功能基因的丰度. 土壤变形菌门在有机物和氨氮去除中发挥重要作用, 具备氮素转化的氨氧化细菌、亚硝酸盐氧化菌和反硝化菌等, 厚壁菌门也是参与反硝化过程的重要微生物, 它们在土壤反硝化中发挥了重要作用. 这可能是LDPE-MPs与微生物共同作用抑制了土壤硝化率. MPs暴露水平对氮素浓度之间的影响, 说明MPs会使土壤中的硝态氮浓度降低, 土壤脲酶活性降低, 从而破坏土壤氮循环. 微生物功能基因的下调特别是新陈代谢等方面和部分功能代谢通路, 氮代谢基因丰度的降低, 土壤微生物的反硝化潜在能力增强, 土壤脲酶活性降低, 降低土壤氮矿化作用, 以及LDPE-MPs高暴露水平可能会增加土壤微生物的氧化还原活性表面官能团, 这些都使得大豆土壤反硝化作用增强, 土壤硝态氮含量降低. 而MPs作为微生物生存的一种新的附着载体[64], 也会选择性富集微生物群落如变形菌门等群落. 添加MPs种类也会影响微生物活性, 如添加聚丙烯酸（PAA-MPs）、PET-MPs和PS-MPs均会降低微生物活性[65], 而添加PP-MPs能够增强微生物活性.
通过结构方程模型（SEM）进一步研究了不同水平LDPE-MPs对大豆、土壤和微生物之间的直接或间接影响[图 6（a）]以及SEM之间的效应结果[图 6（b）]. SEM分析表明LDPE-MPs除了直接影响大豆以外, 还会通过降低土壤养分和酶活性来影响大豆和微生物. 对于土壤养分来说主要受LDPE-MPs的直接影响, 而土壤酶主要受LDPE-MPs的直接影响和微生物的间接影响. 对于大豆和微生物来说主要受LDPE-MPs的直接影响和土壤养分的间接影响.
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红色和蓝色箭头分别表示正效应和负效应；连续和虚线箭头分别表示重要和不重要的关系；箭头旁边是路径系数, 箭头的宽度与路径系数的大小成比例；显著性水平用* P<0.05、** P<0.01和*** P<0.001表示；R2值表示各变量解释方差的比例；（b）中纵轴表示为正、负效应值大小 图 6 结构方程模型说明了添加LDPE-MPs对土壤-微生物-大豆的影响（总效应、直接效应和间接效应） Fig. 6 Structural equation modeling illustrated the effects of adding LDPE-MPs on soil-microbe-soybean system (total, direct, and indirect effects) |
（1）LDPE-MPs的添加能降低大豆的出苗率, 高暴露水平（3%添加量）的LDPE-MPs能促进生物量和荚重的生长, 还能促进可溶性蛋白、可溶性糖和纤维素含量的合成；随LDPE-MPs含量变大, 植株养分具体表现为促进大豆氮、磷含量的吸收, 抑制对钾的吸收积累.
（2）添加LDPE-MPs能促进土壤阳离子交换量, 低暴露水平的LDPE-MPs能促进硝态氮和有效磷的合成, 高暴露水平则促进有机质合成, 抑制速效钾、硝态氮和有效磷转化以及抑制脲酶活性.
（3）随LDPE-MPs含量变大, 微生物群落的丰度发生一定变化, 高暴露水平的LDPE-MPs能降低其多样性和丰富度, 还影响了相关氮循环基因, 减弱了土壤系统的氮循环, 改变了微生物群落结构.
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