李成濤，吳婉晴，陳晨，張勇,2，張凱

1. 陜西科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，陜西 西安，710021；2. 西南大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，重慶 400715；3. 澳門(mén)科技大學(xué)澳門(mén)環(huán)境研究院，澳門(mén)

塑料因其成本低、延展性好、經(jīng)久耐用等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和日常生活中（侯軍華等，2020），已和鋼鐵、木材、水泥并列成為當(dāng)今世界四大支柱材料，常見(jiàn)種類(lèi)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(huán)境中長(zhǎng)期殘留，難以回收且大多難降解，造成嚴(yán)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(tǒng)塑料引發(fā)的“白色污染”問(wèn)題愈發(fā)嚴(yán)重，可生物降解塑料應(yīng)運(yùn)而生，成為國(guó)內(nèi)外學(xué)者的研究熱點(diǎn)（刁曉倩等，2020）。其中聚對(duì)苯二甲酸-己二酸丁二醇酯（butyleneadipate-coterephthalate，PBAT）作為一種熱穩(wěn)定性、力學(xué)性能、生物降解性?xún)?yōu)良的材料，在對(duì)抗“白色污染”問(wèn)題中具有重要的使用價(jià)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(huán)境介質(zhì)中被廣泛檢出，有研究指出，全球每年農(nóng)用土壤中微塑料的輸入量遠(yuǎn)超過(guò)海洋，陸地生態(tài)系統(tǒng)中可能含有比海洋更大的（微）塑料儲(chǔ)層（邵媛媛等，2020）。當(dāng)土壤中的微塑料達(dá)到一定量時(shí)，會(huì)對(duì)土壤理化性質(zhì)、功能、微生物多樣性及植物生長(zhǎng)等產(chǎn)生影響，從而誘發(fā)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)（Rillig et al.，2020），甚至威脅人類(lèi)健康。可生物降塑料雖然能夠降解，但其在自然環(huán)境中降解周期會(huì)持續(xù)3—36 個(gè)月，降解過(guò)程更加復(fù)雜，可能會(huì)對(duì)土壤理化性質(zhì)（潘雄等，2021）、土壤植物（劉曉紅等，2022）產(chǎn)生更強(qiáng)的毒性效應(yīng)。

目前，關(guān)于可降解微塑料對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)、農(nóng)作物生長(zhǎng)的影響研究仍處于起步階段。先前關(guān)于不可降解微塑料對(duì)土壤理化性質(zhì)的研究表明，聚乙烯微塑料能增加土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性和團(tuán)聚體總有機(jī)碳，但會(huì)降低團(tuán)聚體活性有機(jī)碳含量（胡旭凱等，2021）。有研究推測(cè)微塑料對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響與其引起的土壤物理性質(zhì)變化密切相關(guān)，且淀粉基可生物降解微塑料可以改變根際土壤細(xì)菌群落和揮發(fā)性物質(zhì)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(xì)胞壁，堵塞種子囊及細(xì)胞壁的孔隙，影響種子、根系正常吸收或運(yùn)輸水分和營(yíng)養(yǎng)，最后造成植物生長(zhǎng)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(fā)現(xiàn)會(huì)抑制生菜和番茄根的生長(zhǎng)，改變地上部分發(fā)育的形態(tài)（Serrano-Ruíz et al.，2020）；類(lèi)似地，當(dāng)在含有聚乳酸微塑料的土壤中生長(zhǎng)時(shí)，玉米地上部分生物量及葉綠素含量會(huì)降低（Meng et al.，2021）。目前關(guān)于可生物降解微塑料對(duì)土壤理化性質(zhì)、農(nóng)作物生長(zhǎng)及其交互作用的影響研究仍不充分，需要進(jìn)一步研究。

本文選取典型的農(nóng)作物蔬菜上海青（Brassica chinensisL.）作為供試植物，以傳統(tǒng)不可降解微塑料聚丙烯（PP）為對(duì)照探究不同粒徑、不同濃度的可生物降解PBAT 微塑料對(duì)土壤理化性質(zhì)及農(nóng)作物生長(zhǎng)的影響，通過(guò)測(cè)定微塑料對(duì)土壤總氮、總磷、水穩(wěn)性團(tuán)聚體及植物不同生長(zhǎng)階段發(fā)芽率、超氧化物歧化酶活性、過(guò)氧化物酶活性、丙二醛含量的影響，并對(duì)微塑料填埋前后表面形態(tài)進(jìn)行觀察，以及各指標(biāo)的相關(guān)性分析推測(cè)微塑料對(duì)上海青的影響機(jī)制，研究結(jié)果對(duì)于綜合評(píng)價(jià)可生物降解微塑料對(duì)土壤—植物系統(tǒng)的影響及其生態(tài)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(jīng)球磨機(jī)機(jī)械破碎后，通過(guò)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(yàn)所用土壤采自陜西科技大學(xué)（中國(guó)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(wǎng)對(duì)土壤進(jìn)行篩分后風(fēng)干。土壤的主要性質(zhì)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(fā)芽試驗(yàn)與盆栽試驗(yàn)

上海青種子購(gòu)自于上海市閔行區(qū)種子公司，試驗(yàn)前用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%的次氯酸鈉溶液進(jìn)行消毒，并用去離子水進(jìn)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(zhì)量分?jǐn)?shù)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(shè)置1 個(gè)不添加MPs 的空白對(duì)照組（CK），每組3 個(gè)平行。將播種好的盆缽放入人工氣候培養(yǎng)箱中，培養(yǎng)條件為：恒溫25 ℃、相對(duì)濕度75%、12 h 光照/12 h 黑暗周期培養(yǎng)。種子發(fā)芽試驗(yàn)周期為10 d，在7 d 時(shí)進(jìn)行取樣計(jì)算種子發(fā)芽率；盆栽試驗(yàn)周期為30 d，分別在15、30 d 時(shí)進(jìn)行取樣。

1.4 對(duì)MPs 填埋前后表面形態(tài)的觀察

采用密度浮選法對(duì)土壤中質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2.2%的MPs 進(jìn)行分離提?。↙i et al.，2020），洗凈干燥后將樣品在濺射鍍膜機(jī)（SBC-12，中國(guó)）上進(jìn)行金的濺射鍍膜，然后再利用高分辨場(chǎng)發(fā)射掃描電鏡對(duì)樣品進(jìn)行SEM 分析，原始MPs（0 d）作為空白對(duì)照組，樣品在10 kV 的高真空下成像，觀察其表面形態(tài)的變化。

1.5 土壤理化性質(zhì)的測(cè)定

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

1.6 上海青生長(zhǎng)參數(shù)的測(cè)定

1.6.1 發(fā)芽率、根長(zhǎng)以及莖長(zhǎng)的測(cè)定

將種子放在光照培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)，記錄在規(guī)定的天數(shù)內(nèi)每天發(fā)芽的種子數(shù)，計(jì)算出占供試種子的百分率，即為發(fā)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(duì)幼苗根長(zhǎng)、莖長(zhǎng)進(jìn)行測(cè)量。

1.6.2 根系活力的測(cè)定

根系活力的測(cè)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(cè)定

丙二醛（MDA）含量的測(cè)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(yīng)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(zhǎng)在532 nm。

1.6.4 超氧化物歧化酶（SOD）的測(cè)定

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

1.6.5 過(guò)氧化物酶的測(cè)定

過(guò)氧化物酶（POD）活性的測(cè)定采用聯(lián)苯胺法（Yu et al.，2021）。

1.7 數(shù)據(jù)方法

每組數(shù)據(jù)重復(fù)測(cè)定 3 次取平均值，利用Microsoft 2010 Excel 軟件計(jì)算均值和標(biāo)準(zhǔn)差，采用Origin 8.0 軟件繪圖，采用SPSS 17.0 軟件進(jìn)行單因素方差分析，顯著性水平設(shè)為0.01＜P＜0.05，極顯著水平設(shè)為P＜0.01。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同MPs 在不同填埋時(shí)間下的表面形態(tài)觀察

不同粒徑的PP-MPs 在不同填埋時(shí)間的表面形態(tài)變化如圖1所示。通過(guò)與初始形態(tài)對(duì)比可以看出，無(wú)論是15 d還是30 d的SEM圖像都顯示了PP-MPs表面并沒(méi)有什么變化，均較為光滑且沒(méi)有裂痕、空洞的出現(xiàn)，說(shuō)明PP-MPs 在填埋期間并沒(méi)有發(fā)生降解過(guò)程，與其本身的不可降解的性質(zhì)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(shí)間的表面形態(tài)變化如圖2 所示?？梢悦黠@的看到隨著填埋時(shí)間的增加，15 d 和30 d 時(shí)的PBAT-MPs 表面形態(tài)出現(xiàn)了不同程度的降解痕跡。15 d 時(shí)，＜0.1 mm和0.1—0.2 mm 的PBAT-MPs 表面出現(xiàn)細(xì)小的孔洞與輕微的裂痕，但是0.2—1 mm 的PBAT-MPs 表面并沒(méi)有什么明顯的變化，這可能是因?yàn)榱皆叫〉腗Ps 其比表面積越大，在單位面積內(nèi)附著的微生物越多，受到的侵蝕程度越大；30 d 時(shí)，＜0.1 mm 和0.1—0.2 mm 的PBAT-MPs 出現(xiàn)的孔洞與15 d 相比已經(jīng)變大且致密，而0.2—1 mm 的PBAT-MPs 也出現(xiàn)了不規(guī)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(jié)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(jīng)發(fā)生降解過(guò)程，而不可降解微塑料PP 由于性質(zhì)穩(wěn)定，在短時(shí)間內(nèi)并未發(fā)生明顯降解，其表面形態(tài)的微小變化可能是由土壤的擾動(dòng)等物理作用引起。

2.2 不同MPs 的添加對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

2.2.1 對(duì)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(shí)間下對(duì)土壤總氮（TN）的影響。整個(gè)填埋期間內(nèi)，PP-MPs 的添加會(huì)使得土壤TN 的含量先升高后降低，可能由于PP-MPs 在其內(nèi)表面創(chuàng)造了一個(gè)額外的厭氧環(huán)境，可以促進(jìn)反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)和反硝化活動(dòng)（Li et al.，2020）。15 d 時(shí)，與CK 和PP-MPs 組相比，PBAT-MPs 的添加未對(duì)土壤TN 產(chǎn)生顯著性影響，但一定程度上增加了土壤TN 含量，與對(duì)照組相比最高增加了13.15%；30 d 時(shí)，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(duì)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(duì)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(shí)間下對(duì)土壤總磷（TP）的影響。15 d 時(shí)，粒徑＜0.1 mm 的PP-MPs 會(huì)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(huì)降低土壤TP 含量；＜0.1 mm 的PBAT-MPs 會(huì)降低土壤TP 含量，而 0.1—0.2 mm 和 0.2—1 mm 的PBAT-MPs 會(huì)增加TP 含量。30 d 時(shí)，PP-MPs 的添加會(huì)促進(jìn)土壤TP 含量，PBAT-MPs 的添加對(duì)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(duì)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(huì)降低TP 含量，這與前人研究一致（Dong et al.，2021），在研究中還發(fā)現(xiàn)在磷含量下降的同時(shí)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(duì)磷的物理吸附作用，先前研究表明，高分子聚合物會(huì)通過(guò)物理作用吸收磷，減少土壤對(duì)其的吸收，MPs 對(duì)土壤中磷的吸附和解吸可能會(huì)增加磷的浸出損失（吾蘭·恩特馬克，2021），并且不同種類(lèi)的微塑料對(duì)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(huì)影響土壤生態(tài)系統(tǒng)中的氮磷循環(huán)過(guò)程，并且MPs 的種類(lèi)、粒徑、濃度及填埋時(shí)間不同會(huì)對(duì)土壤TN、TP 含量產(chǎn)生不同影響，產(chǎn)生變化的原因可能是MPs 本身的性質(zhì)影響土壤孔隙度等理化性質(zhì)，改變土壤中微生物群落結(jié)構(gòu)（Miao et al.，2019）、氮、磷循環(huán)酶等相關(guān)酶的活性（Awet et al.，2018）以及相關(guān)功能基因的表達(dá)（Qian et al.，2018），同時(shí)塑料添加劑的釋放也會(huì)影響土壤生態(tài)環(huán)境的平衡（Lü et al.，2022），可生物降解微塑料的降解產(chǎn)生的納米塑料也會(huì)對(duì)土壤中微生物細(xì)胞的自由基產(chǎn)生破壞，進(jìn)而影響土壤生態(tài)系統(tǒng)中氮、磷的循環(huán)。

2.2.3 對(duì)土壤水穩(wěn)性團(tuán)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(shí)間下對(duì)土壤中水穩(wěn)性團(tuán)聚體的影響。15 d 時(shí)，粒徑＜0.1 mm 的PP-MPs、PBAT-MPs 均會(huì)增加土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體的含量，大于0.1 mm 時(shí)團(tuán)聚體的含量隨PBAT-MPs 濃度的增加而增加；30 d 時(shí)，PP-MPs 整體提高了土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量，粒徑＜0.2 mm 的PBAT-MPs 變化規(guī)律與15 d 一致，而對(duì)于0.2—1 mm 的PBAT-MPs，土壤團(tuán)聚體含量隨著濃度的升高而降低。通過(guò)對(duì)兩種MPs 的橫向?qū)Ρ?，發(fā)現(xiàn)PP-MPs 對(duì)土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體的增加主要是集中＜0.25 mm 的團(tuán)聚體，而PBAT-MPs 集中在0.25—1 mm 團(tuán)聚體。

圖5 不同粒徑不同填埋時(shí)間下的MPs 對(duì)土壤水穩(wěn)性團(tuán)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(bào)道MPs 的添加會(huì)改變團(tuán)聚體的分布（Boots et al.，2019），這與我們?cè)囼?yàn)結(jié)果一致，兩種MPs 的添加會(huì)對(duì)團(tuán)聚體粒徑范圍的分布影響不同可能是因?yàn)樘砑拥腗Ps 與土壤聚集體結(jié)合，改變顆粒內(nèi)的結(jié)合機(jī)制并干擾宏觀團(tuán)聚體的形成。現(xiàn)有研究表明，土壤中有機(jī)碳是形成水穩(wěn)性團(tuán)聚體的重要粘合劑，對(duì)填埋MPs 土壤的有機(jī)碳參數(shù)的測(cè)量研究發(fā)現(xiàn)，MPs 的添加使土壤有機(jī)碳比空白對(duì)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(gè)重要來(lái)源，本研究中MPs 的外源添加使得水穩(wěn)性團(tuán)聚體的增加可能與該原因有關(guān)。而土壤團(tuán)聚體的降低可能是因?yàn)橥寥乐蠱Ps 的疏水性、表面電荷、表面功能和顆粒大小都會(huì)對(duì)土壤中水分存在的狀態(tài)產(chǎn)生影響，同時(shí)MPs 在土壤中還會(huì)發(fā)生降解，隨著填埋時(shí)間的延長(zhǎng)，它與土壤顆粒的粘結(jié)作用會(huì)加強(qiáng)，但同時(shí)MPs 也有可能會(huì)進(jìn)入到土壤團(tuán)聚體中影響土壤的孔隙狀態(tài)，進(jìn)而影響水穩(wěn)性團(tuán)聚體的含量。

2.3 不同MPs 的添加對(duì)上海青生理指標(biāo)的影響

2.3.1 對(duì)發(fā)芽率、根長(zhǎng)、莖長(zhǎng)的影響

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

圖6 不同MPs 的添加對(duì)上海青種子發(fā)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(duì)上海青生長(zhǎng)過(guò)程中根長(zhǎng)的影響。15 d時(shí)，與對(duì)照組相比，0.2—1 mm 的PP-MPs 對(duì)根長(zhǎng)具有顯著抑制作用，而到30 d 時(shí)抑制作用逐漸消失。PBAT-MPs 在15 d 時(shí)顯著抑制根長(zhǎng)，30 d 時(shí)抑制作用減弱，且＜0.1 mm、0.1—0.2 mm 兩個(gè)粒徑組的根長(zhǎng)會(huì)隨著填埋濃度的增加而降低，呈現(xiàn)出劑量—毒性效應(yīng)。MPs 在前期對(duì)植物根系生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用可能是由于MPs 的添加會(huì)增加土壤容重，從而改變土壤的結(jié)構(gòu)，增加了植物根系的穿透阻力，影響根的伸長(zhǎng)，有研究表明塑料在土壤中的降解會(huì)產(chǎn)生聚乙烯醇，會(huì)抑制植物根系的生長(zhǎng)（林濤等，2019），而PBAT 在降解過(guò)程中會(huì)釋放出己二酸和對(duì)苯二甲酸，它們被證明了會(huì)限制植物的生長(zhǎng)（Serrano-Ruíz et al.，2018）。小粒徑PBAT 微塑料對(duì)根長(zhǎng)的劑量效應(yīng)表明可生物降解材料雖被證明是安全的，但是在超過(guò)一定閾值可能會(huì)抑制植物生長(zhǎng)（Wang et al.，2015）。

圖7 不同MPs 的添加對(duì)上海青根長(zhǎng)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(duì)上海青莖長(zhǎng)的影響。無(wú)論是15 d 還是30 d，不同粒徑PP-MPs 處理下，莖長(zhǎng)均會(huì)隨著MPs 濃度的增加而增加，與對(duì)照組相比，且大粒徑PP-MPs 會(huì)對(duì)莖長(zhǎng)有明顯的抑制作用。15 d 時(shí)，PBAT-MPs 的添加會(huì)抑制莖長(zhǎng)，其中＜0.1 mm、0.2—1 mm 的PBAT-MPs 的抑制作用更顯著；30 d 時(shí)，可能由于植物的自身調(diào)節(jié)作用，抑制作用減弱，甚至產(chǎn)生促進(jìn)作用。大粒徑的PP-MPs 對(duì)莖長(zhǎng)的抑制可能是因?yàn)樗奶砑悠茐牧送寥赖慕Y(jié)構(gòu)，影響了植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的吸收，從而影響上海青的生長(zhǎng)發(fā)育，PBAT-MPs 對(duì)莖長(zhǎng)的影響可能與合成高聚物的單體有關(guān)，降解過(guò)程中長(zhǎng)鏈會(huì)發(fā)生斷裂，PBAT 中的己二酸和苯系物的出現(xiàn)，這會(huì)對(duì)植物的生長(zhǎng)造成影響（Wang et al.，2015）。

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

2.3.2 對(duì)根系活力的影響

圖 9 為不同粒徑、不同濃度的 PP-MPs、PBAT-MPs 對(duì)上海青生長(zhǎng)過(guò)程中根系活力的影響。15 d 時(shí)，PP-MPs 對(duì)根系活力有一定的促進(jìn)作用，且大粒徑的促進(jìn)作用強(qiáng)于小粒徑，30 d 時(shí)與對(duì)照組相比沒(méi)有顯著性變化。PBAT-MPs 在15 d 時(shí)抑制植物根系活力，30 d 時(shí)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(duì)根系活力的抑制在植物自身調(diào)節(jié)作用下減弱。PP-MPs 的添加對(duì)根系活力沒(méi)有顯著影響可能是由于化學(xué)結(jié)構(gòu)較穩(wěn)定不易降解（de Souza Machado et al.，2018），對(duì)土壤性質(zhì)影響不顯著，而PBAT-MPs 可能由于促進(jìn)土壤根際細(xì)菌的生長(zhǎng)，與植物根系爭(zhēng)奪養(yǎng)分，從而對(duì)根系活力產(chǎn)生影響（Van Weert et al.，2019）。

圖9 不同MPs 的添加對(duì)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(duì)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(duì)上海青生長(zhǎng)過(guò)程中葉片MDA 含量的影響。15 d 時(shí)，PP-MPs 會(huì)增加MDA 含量，這說(shuō)明細(xì)胞質(zhì)膜過(guò)氧化程度高，細(xì)胞膜可能受到損傷，30 d 時(shí)，＜0.1 mm 和0.1—0.2 mm 的PP-MPs 未對(duì)MDA 含量產(chǎn)生顯著影響，而0.2—1 mm 的PP-MPs依然會(huì)增加上海青MDA 含量，說(shuō)明粒徑越大對(duì)其影響越大。15 d 時(shí)，PBAT-MPs 的添加降低上海青MDA 含量，未對(duì)植物造成脂質(zhì)過(guò)氧化，30 d 時(shí)，＜0.1 mm的高濃度PBAT-MPs顯著增加MDA含量，導(dǎo)致上海青產(chǎn)生較強(qiáng)的脂質(zhì)過(guò)氧化，這可能是因?yàn)榱捷^小的PBAT-MPs 降解程度更大，降解產(chǎn)物對(duì)上海青產(chǎn)生較強(qiáng)的脅迫作用。

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

2.3.4 對(duì)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(duì)上海青生長(zhǎng)過(guò)程中葉片SOD 活性的影響。15 d 時(shí)，＜0.1 mm 和0.2—1 mm 的PP-MPs會(huì)增加SOD 的活性，說(shuō)明PP-MPs 的添加會(huì)增加活性氧（ROS）的產(chǎn)生，從而激發(fā)了SOD 的活性，30 d 時(shí)，與對(duì)照組相比，PP-MPs 均顯著提高了SOD活性，說(shuō)明ROS 含量過(guò)高，植物建立起保護(hù)機(jī)制，產(chǎn)生更多的SOD 來(lái)清除植物體內(nèi)的ROS 自由基。15 d 時(shí)，0.1—0.2 mm 的PBAT-MPs 提高了SOD 活性，說(shuō)明上海青此時(shí)在遭受環(huán)境脅迫；30 d 時(shí)，＜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(huì)抑制SOD 活性，這說(shuō)明高濃度的添加量已經(jīng)超過(guò)植物本身自我調(diào)節(jié)的閾值。

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

2.3.5 對(duì)葉片過(guò)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(duì)上海青生長(zhǎng)過(guò)程中葉片POD活性的影響。15 d 時(shí)，0.1—0.2 mm 的高濃度PP-MPs 顯著增強(qiáng)POD 活性，但其它兩個(gè)粒徑對(duì)POD 活性產(chǎn)生抑制，結(jié)合本文2.3.4 部分分析可能是因?yàn)橛捎谇捌冢?.1 mm 和0.2—1 mm 的PP-MPs 并未激活POD 酶活性，因而導(dǎo)致SOD 活性激增，30 d 時(shí)，各試驗(yàn)組與對(duì)照組相比沒(méi)有顯著性差異。15 d 時(shí)，PBAT-MPs 對(duì)POD 活性影響不顯著但也產(chǎn)生了抑制，造成SOD 活性的激增；30 d 時(shí)，＜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(duì)應(yīng)了本文2.3.4 中的SOD活性升高，說(shuō)明植物在消耗POD 以消除SOD 產(chǎn)生的H2O2。酶的活性在短時(shí)間內(nèi)的暫時(shí)增加是一種調(diào)節(jié)行為，可以保護(hù)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(diào)節(jié)能力已經(jīng)到了閾值并受到了傷害，這說(shuō)明可生物降解MPs 對(duì)上海青毒性機(jī)制可能涉及氧化損傷（廖苑辰等，2019）。

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

2.4 指標(biāo)相關(guān)性分析

圖13 為兩種MPs 填埋后土壤與植物各指標(biāo)間的相關(guān)性分析，圖中橢圓面積越小表示相關(guān)系數(shù)絕對(duì)值越大。從PP-MPs 的指標(biāo)相關(guān)性分析可以看出，SOD 活性與MDA 活性息息相關(guān)，它們同處于抗氧化系統(tǒng)，建立防護(hù)機(jī)制并且?guī)椭参锴宄w內(nèi)的ROS，TP 對(duì)水穩(wěn)性團(tuán)聚體呈現(xiàn)正相關(guān)作用，同時(shí)POD 也會(huì)促進(jìn)莖長(zhǎng)的生長(zhǎng)；從PBAT-MPs 的指標(biāo)相關(guān)性分析可以看出土壤TP 對(duì)根系活力、發(fā)芽率、根長(zhǎng)和莖長(zhǎng)呈現(xiàn)正相關(guān)，而MDA 含量與根系活力、發(fā)芽率和莖長(zhǎng)之間呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)，表明PBAT 引起土壤TP 含量增加時(shí)可促進(jìn)上海青的生長(zhǎng)，MDA 含量的適當(dāng)降低對(duì)上海青生長(zhǎng)有利。此外，對(duì)MPs 種類(lèi)、粒徑、添加量與土壤TN、TP、水穩(wěn)性團(tuán)聚體及上海其各生理指標(biāo)間進(jìn)行多因素方差分析，結(jié)果表明，15 d 時(shí)MPs 種類(lèi)與上海青莖長(zhǎng)、根系活力及 MDA 含量之間存在顯著相關(guān)性，其中PBAT-MPs 對(duì)上海青影響更大，與其他指標(biāo)相關(guān)性不顯著，推測(cè)可能是由于此時(shí)PBAT 微塑料發(fā)生了一定降解，與不可降解微塑料相比其表面更粗糙，對(duì)土壤中的營(yíng)養(yǎng)元素吸附及富集作用更強(qiáng)，進(jìn)而對(duì)上海青莖長(zhǎng)、根系活力、MDA 含量影響更大；30 d時(shí)MPs 種類(lèi)、粒徑、添加量與各測(cè)定指標(biāo)間均無(wú)顯著性相關(guān)，表明此時(shí)不同種類(lèi)、粒徑、添加量的微塑料對(duì)土壤及上海青造成的影響無(wú)顯著性差異。

圖13 各指標(biāo)間的相關(guān)性分析Figure 13 Correlation analysis of each index

由于眾變量之間存在一定的相關(guān)性，故不能依賴(lài)某一個(gè)或兩個(gè)指標(biāo)對(duì)MPs 對(duì)上海青的影響進(jìn)行評(píng)價(jià)。結(jié)合已有研究，MPs 與植物根部相互作用的過(guò)程中，對(duì)植物組織造成機(jī)械性傷害，對(duì)植物的影響主要為物理?yè)p傷所引起（邵雪純等，2023），而可生物降解微塑料的暴露除了會(huì)造成物理?yè)p傷之外，還可通過(guò)觸發(fā)植物體內(nèi)抗氧化酶活性的變化，導(dǎo)致氧化應(yīng)激反應(yīng)，從而影響植物生長(zhǎng)，且可生物降解微塑料產(chǎn)生的降解中間產(chǎn)物可能會(huì)加劇生物體內(nèi)的氧化應(yīng)激反應(yīng)（Souza et al.，2013）。

結(jié)合之前的研究，推測(cè)MPs 對(duì)上海青的影響機(jī)制（圖14）：MPs 會(huì)物理附著在植物的根系，從而阻礙上海青對(duì)養(yǎng)分的吸收以及對(duì)根長(zhǎng)、莖長(zhǎng)產(chǎn)生影響，MPs 的添加也會(huì)改變土壤的孔隙度，這會(huì)增加土壤生態(tài)系統(tǒng)中的養(yǎng)分通量，加速水分流失，進(jìn)而會(huì)影響根系的下扎；添加的MPs 可能與土壤聚集體結(jié)合，進(jìn)而會(huì)改變土壤顆粒內(nèi)的結(jié)合機(jī)制并干擾水穩(wěn)性團(tuán)聚體的形成；同時(shí)可生物降解材料PBAT-MPs 也會(huì)在填埋期間在微生物的作用下發(fā)生降解行為，這其中也會(huì)產(chǎn)生中間產(chǎn)物（例如己二酸和對(duì)苯二甲酸等），同時(shí)還有塑料中的添加劑也會(huì)釋放到土壤中，這就會(huì)對(duì)土壤的微生物以及酶活性產(chǎn)生影響，會(huì)影響硝化酶和反硝化酶的活性，從而影響土壤中的氮循環(huán)；MPs 也會(huì)通過(guò)物理作用，吸附土壤中的磷，從而會(huì)改變土壤中的TP 的變化；由于土壤生態(tài)系統(tǒng)的改變，植物生長(zhǎng)會(huì)受到影響，所以植物為了防止產(chǎn)生膜脂質(zhì)過(guò)氧化而帶來(lái)的DNA 損傷或是改變細(xì)胞膜的結(jié)構(gòu)和功能，上海青的防御基因會(huì)被激活，抗氧化劑酶誘導(dǎo)通路被激活，幫助自身解毒。整體而言，不可降解微塑料PP 對(duì)上海青的影響可能是由于其與植物根部相互作用的過(guò)程中，對(duì)植物組織造成機(jī)械性傷害，影響生理指標(biāo)的變化，而可生物降解微塑料的暴露除了造成物理?yè)p傷，可能還會(huì)觸發(fā)生物體內(nèi)抗氧化酶活性的變化，進(jìn)而導(dǎo)致氧化應(yīng)激反應(yīng)，從而影響植物生長(zhǎng)，且其降解中間產(chǎn)物可能會(huì)加劇植物體內(nèi)的氧化應(yīng)激反應(yīng)。

圖14 MPs 對(duì)土壤理化性質(zhì)和上海青生長(zhǎng)影響機(jī)制Figure 14 Mechanisms of MPs effects on soil physicochemical properties and growth of Brassica Chinensis L.

3 結(jié)論

1）與不添加MPs 的對(duì)照相比，PP-MPs 的添加會(huì)導(dǎo)致土壤中TN 含量的下降，PBAT-MPs 會(huì)增加土壤TN 含量，可能會(huì)促進(jìn)土壤生態(tài)系統(tǒng)的氮循環(huán)；PP-MPs 會(huì)使土壤TP 先降低后升高，PBAT-MPs先降低TP 含量后與對(duì)照組基本持平；兩種MPs 的添加整體會(huì)增加土壤中水穩(wěn)性團(tuán)聚體，并影響團(tuán)聚體的粒徑分布。

2）不同粒徑、添加量的PP、PBAT 微塑料對(duì)上海青的發(fā)芽率、根長(zhǎng)、莖長(zhǎng)、根系活力及抗氧化酶活性的影響存在差異，但并未表現(xiàn)出明顯的規(guī)律，MPs 對(duì)上海青產(chǎn)生的影響會(huì)隨著植物的自身調(diào)節(jié)作用減弱，植物通過(guò)MDA、SOD、POD 等指標(biāo)的相互調(diào)節(jié)作用下應(yīng)對(duì)MPs 脅迫，MPs 在根系的附著影響對(duì)土壤中水分和營(yíng)養(yǎng)的吸收，進(jìn)一步影響植物的生長(zhǎng)。

3）15 d 時(shí)微塑料種類(lèi)與上海青莖長(zhǎng)、根系活力及MDA 含量之間存在顯著相關(guān)性，PBAT-MPs對(duì)上海青影響稍大，30 d 時(shí)微塑料種類(lèi)、粒徑、添加量與土壤TN、TP、水穩(wěn)性團(tuán)聚體及上海青各生理指標(biāo)間均無(wú)顯著性相關(guān)，整體來(lái)看可生物降解微塑料PBAT 并未因其自身降解而對(duì)土壤、成熟農(nóng)作物產(chǎn)生顯著的不良效應(yīng)，因此可以考慮使用可生物降解農(nóng)膜代替?zhèn)鹘y(tǒng)的不可降解農(nóng)膜，以減輕白色污染問(wèn)題。