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塑料制品在人类生产和生活中广泛应用，而产生的塑料废弃物对环境以及人类健康构成严重威胁[1]。据估计，截至 2016 年，全球每年大约有 900 万～2300 万 t 被排放到湖泊、河流和海洋中，每年向陆地排放的塑料量也同样如此[2]。目前，我国每年的塑料制品产量已超过 1×106 万 t，其中废旧塑料大约 6.3×103 万 t[3]，我国已成为全球最大的塑料生产和消费国，生产量和消费量分别占全球比例的 25% 和 15%[4]。塑料在自然环境中性质稳定，导致其在土壤和海洋等生态系统中持续积累几十年之久[5]。在自然生态系统中，塑料经过物理破碎、化学分解或生物分解等作用，逐渐形成塑料碎片或颗粒[6]。颗粒直径小于 5 mm 的塑料被定义为微塑料[6]。
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近年来，微塑料的环境污染引起人们广泛关注。而众多研究都集中在微塑料的海洋生态风险上[7]。相比于海洋和淡水生态系统中的塑料污染，陆地生态系统中的塑料污染相对被忽视，尤其是农业土壤的研究较少[8]。与水域环境相比，陆地环境中微塑料污染更应该受到重视[9]。目前，土壤微塑料污染问题已经被联合国环境署理事会列为环境与生态领域的第二大科学问题[10]。数据显示，欧洲和北美每年有 11 万和 73 万 t 微塑料被排放到了农田中，这个排放量远高于海洋表层水微塑料年均增长量[11]。在我国农田土壤中，塑料颗粒浓度达到 7100～42900 个 /kg（ 平均 18760 个 /kg），且 95% 的微塑料粒径在 0.05～1 mm 之间[12]。随着微塑料在土壤中不断累积，对土壤的生态环境造成严重污染[13]。微塑料长期累积对土壤物理化学性质、土壤生态功能和作物生长产生影响[14]，同时影响土壤碳转化过程。近年来，微塑料对土壤碳转化影响受到了广泛关注。通过统计过去 10 年发表的论文可以发现，在近 5 年中，关于土壤微塑料对碳转化影响已发表文章数快速增长（图1）。截至 2022 年 10 月 10 日，土壤微塑料与碳转化相关研究论文已有 221 篇（web of science 核心合集，检索词为“soil microplastic”和“carbon”）。使用 VOSviewer 1.6.16 对在 Web of Science（WOS）的数据进行分析，得到热点网络共现图，为目前土壤微塑料与碳转化研究相关重点（图2）。
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图1 基于 WOS 数据库的土壤微塑料与碳转化研究发文量
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图2 基于 WOS 数据库的土壤微塑料与碳转化关键词网络
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1 农田土壤中微塑料的种类和来源
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微塑料种类繁多，目前农田土壤中发现的微塑料类别包含聚乙烯、聚苯乙烯、聚氯乙烯、聚丙烯、聚氨酯和聚对苯二甲酸类等[15]。形状通常为颗粒、小球、碎片、泡沫、纤维、线和薄膜。来源主要有地膜覆盖、污泥堆肥、有机肥和包膜控释肥料的施用等。
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塑料膜因其优良的保温、保水、保肥及增产效应受到广泛应用。据统计，2015 年我国农用地膜使用量达到 140 万 t[16]，然而回收率却不到 60%[17]，造成了大量农用地膜残留，造成严重微塑料污染[17]。在新疆长期使用塑料地膜的棉田中，土壤微塑料丰度为 1075.6 个 /kg[18]，武汉郊区地膜污染菜地中微塑料丰度为 320～12560 个 /kg[19]。覆膜年限越久，污染越严重[20]。国内多省份的调查结果同样也表明微塑料含量随覆膜年限延长而升高[21]。废水处理厂和垃圾填埋场也是微塑料的主要来源。在废水或者垃圾处理过程中，过滤、干燥、杀菌等处理过程都无法完全去除微塑料。所以，如果将这些淤渣用干化焚烧、制复合肥、卫生填埋等方法进行处置，那么这些微塑料就会进入农田，从而导致土壤的污染。每年北美农田土壤中因污泥施用将会引入 4.40 万～30 万 t 微塑料，欧洲为 0.63 万～43 万 t[11]。有机肥富含各种有机养分，能够改善土壤结构和提升土壤肥力，被广泛用作土壤改良剂[22]。但有机肥中普遍含有微塑料。 Weithmann 等[23] 调查研究发现，有机肥中大于 1 mm 的微塑料有 14～895 个 /kg。我国每年通过有机肥投入农田土壤中的微塑料总量在 0.005～2.60 万 t[22]。
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控释肥残膜在之前的研究中关注较少，近年来，有研究报道其可能是未来农田中微塑料的另一个重要来源[24-25]。控释肥具有提高化肥利用率、节省劳力、增产、增效等优点，控释肥部分替代化肥是响应国家减肥增效方针的重要措施[26]。包膜控释肥残膜颗粒粒径小于 2.5 mm，是典型的微塑料[27]。然而，控释肥残膜残留在土壤中，导致土壤中微塑料的持续积累[28]。1976—2016 年，日本进口或制造的包膜肥料累计量为 214.37 万 t，按照塑料微囊的重量占肥料总重量的 10% 计算， 21.43 万 t 微塑料已投入到日本农田[29]。Katsumi 等[30]报告了日本 19 个稻田土壤中的控释肥来源微塑料浓度范围为 6～369 mg/kg（平均 144 mg/kg），远远高于其他国家农田土壤中的微塑料浓度。目前，全球控释肥料的生产与消费量呈逐年增长趋势，其中包膜控释肥料的消费量年均增长率为 9%～10%[31]。因此，包膜肥料残膜可能成为未来土壤中微塑料的重要来源。
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可见，微塑料可以通过地膜残留、污泥堆肥、有机肥施用以及包膜控释肥料的使用等多种渠道进入农田土壤。
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2 微塑料影响土壤碳转化
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微塑料本身含碳量超过 80%，有研究者将其定义为土壤有机碳的一部分[32]。目前，微塑料来源的碳只占土壤含碳总量的一小部分，随着微塑料在土壤中持续输入，导致土壤碳库的轻微变化将可能会影响全球温室气体排放。微塑料碳不属于光合作用生产的碳，其来源和作用与其他土壤有机碳不同，因此鉴定土壤有机碳和微塑料碳比较困难。微塑料进入土壤后就会迅速融入土壤基质中[33]，影响土壤碳储量，并且能通过土壤侵蚀、淋溶和地表径流等在土壤中发生横向和纵向迁移[34]。以下从土壤碳源、酶活性、微生物群落结构以及含碳气体排放方面讨论微塑料积累对土壤碳转化的影响 （图3）。
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2.1 微塑料对土壤碳源和碳含量的影响
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微塑料可以通过多种方式影响土壤中的碳循环。首先，微塑料可以作为生物可利用的碳源，并影响土壤介质中的碳储存。
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目前，多种研究表明，微塑料可以作为碳源。虽然微塑料可以在土壤中持续存在并具有一定的抗分解能力，但仍存在多种可以促进微塑料降解的细菌，其中以真菌和细菌为主，如放线菌、变形杆菌和芽孢杆菌等[35]（表1）。Muhonja 等[36]研究发现，在土培条件下接种细菌和真菌，16 周后低密度聚乙烯质量明显减轻，最高的真菌降解活性为平均减重 36.4%±5.53%。Paco 等[37] 发现一株强降解青霉菌，2 周使低密度聚乙烯重量下降了 56.70%。聚氨酯和聚乳酸是目前广泛使用的生物可降解塑料。Sehroon 等[38]发现聚氨酯微塑料接种塔宾曲霉 4 个月后，其表面变得粗糙，内部化学键出现断裂现象，形成更小的碎片。Osman 等[39] 从土壤在分离出一种新型聚氨酯降解菌（曲霉菌 S45），发现接种该菌 14 d后聚氨酯微塑料表面出现了裂缝，酯酶活性增强。El Morsy 等[40] 发现接种红曲霉的聚氨酯微塑料经 2 周培养后，红曲霉吸附在聚氨酯上形成络合物，并检测到蛋白酶、酯酶和脂肪酶。聚乳酸降解微生物大多来自放线菌科（Thermoactinomycetaceae）、假诺卡氏科 （Pseudonocardiaccae）和芽孢杆菌科（Bacillaceael） 等[41]。Sadia 等[42] 在土壤中添加鞘氨醇杆菌 （Sphingobacterium sp.）菌株，150 d 时聚乳酸膜矿化率显著提升至 22%。Nobuki 等[43]研究表明，接种短小芽孢杆菌的聚乳酸 14 d 后重量下降了 90.2%。
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图3 微塑料对土壤中碳转化的影响
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微塑料属于高碳聚合物，碳含量超过 80%。微塑料污染可以显著影响土壤中的碳储存（表1）。可溶性有机碳是土壤有机碳的重要组成部分，是土壤质量变化的敏感指标。研究发现，平均直径 <0.15 mm 聚丙烯微塑料粉末（7%，w/w）[44]、平均直径 <180 mm 聚丙烯微塑料碎屑（28%，w/w）[45]可以显著提高土壤中可溶性有机碳含量。这可能因为添加微塑料刺激土壤酶活性并增加微生物群落量，有利于微生物降解作用，导致可溶性有机碳的积累。然而，对于可降解微塑料而言，如平均直径 39～80 μm 聚乳酸微塑料（2%，w/w）[46]、平均直径 39～80 μm 聚丁二酸丁二醇酯（0.2%，w/w）[46] 和平均直径67 μm 聚乳酸微塑料（1%，w/w）[47]也可以提升土壤可溶性有机碳含量，这可能归因于它们比传统微塑料具有更高的生物降解性[48]。此外，微塑料还可以增加团聚体中有机碳含量。研究表明土壤中 72% 的微塑料参与了土壤团聚体的形成[49]。胡旭凯等[50]将平均直径 <100 μm 聚乙烯微塑料粉末 （25%，w/w）添加至盆栽土壤中培养，4 个月后发现土壤中各粒径团聚体含量均显著增加；张飞祥[51] 研究同样发现平均直径 <5 μm 聚酯微塑料纤维 （0.4%，w/w）添加至土壤中 2 个月后显著增加了土壤水稳性团聚体中有机碳含量。这也间接证实了微塑料进入土壤中后，会对土壤碳素周转产生影响。
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综上，“塑料圈”可以为很多微塑料降解菌等特殊微生物群落提供栖息地[52]，这些微生物群落可以改变土壤生态系统的生态功能，并在微塑料降解过程中发挥作用[53]，改变土壤有机碳库储量，进而影响土壤有机碳转化和平衡。
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2.2 微塑料通过刺激酶活性对碳转化的影响
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土壤酶活性反映了微生物活性及其对底物的利用情况，酶活性的强弱直接影响土壤碳的转化过程[54]。
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微塑料影响土壤酶活性，进而影响不稳定和难降解的碳组分的分解[55]。然而，不同类型的微塑料对土壤碳降解酶活性的影响不一致（表2）。平均直径 <180 mm 聚丙烯微塑料碎屑（7%～28%） 添加显著增加了荧光素二乙酸酯酶（FDAse）的活性[45]，促进活性有机碳的形成；而平均直径 18 μm 聚乙烯微塑料颗粒（1%～5%）[56]、平均直径 18 μm 聚氯乙烯微塑料颗粒（1%～5%）[57]和平均直径 678 μm 聚乙烯微塑料纤维（1%～5%）[58] 的添加抑制了 FDAse 的活性，刺激了脲酶的活性，加快了土壤碳周转；也有研究发现，聚苯乙烯纳米微塑料颗粒（0.1～1 mg/kg）显著降低了土壤中脱氢酶、β-葡萄糖苷酶和纤维二糖水解酶活性，减少其对土壤碳的分解，有利于土壤碳的固存[59]；平均直径 0.01 mm 低密度聚乙烯微塑料碎片能显著提高土壤脲酶和过氧化氢酶活性，改变了土壤中碳转化相关基因的丰度[60]；塑料薄膜残留物减少了与纤维素和几丁质降解相关的功能基因，减缓了土壤有机碳的降解[61]；平均直径 <2 mm 聚酯超细纤维增强纤维素酶和漆酶降解酶的活性，刺激了微生物呼吸[62]，而不会直接影响由细菌碳降解功能基因群控制的碳降解[63]；平均直径 39～80 μm 聚乳酸微塑料颗粒（2%，w/w）[64]和平均直径 39～80 μm 聚 3-烃基丁酸酯微塑料颗粒 （2%，w/w）[64]均显著提高了土壤中脲酶和过氧化氢酶活性，促进了碳转化；可生物降解土壤中地膜碎片（100 mg/kg）[65]，显著提高了土壤中脱氢酶和β葡萄糖苷酶活性，促进了土壤碳矿化。
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微塑料的存在可以积极或消极影响土壤酶活性。酶的活性与土壤性质的改变密切相关，如土壤稳定的团聚体结构破坏、土壤通气性和透水性的降低以及土壤水分的蒸发速度的增加等。微塑料对土壤微生物的作用基因有不同程度的影响，且因微塑料类型而异。
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2.3 微塑料改变微生物群落对碳转化的影响
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土壤生态系统的碳转化过程与微生物群落密切相关。微生物可以通过固定或释放一氧化碳（CO）、二氧化碳（CO2）、甲烷（CH4）以及对各种有机碳的降解与转化作用，直接影响全球碳源以及碳形态的转化。微塑料在土壤中的迁移和转化，会在一定程度上影响到微生物的生命活动（表2）。
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放线菌是一类能促进营养吸收的原核微生物。许多研究表明，土壤中的微塑料可以增加放线菌的丰度，以促进有机碳的溶解。例如，Ren 等[66]研究发现，土壤中添加平均直径 <13 mm 聚乙烯微塑料粉末（5%，w/w）可以促使放线菌门取代变形菌门成为土壤优势微生物类群。Qi 等[67]在种植小麦的盆栽土壤中添加平均直径 50 μm～1 mm 低密度聚乙烯微塑料粉末（1%，w/w），2 个月后发现根际土壤中放线菌门丰度增加。Fan 等[68]通过为期 310 d 的土壤培养试验同样也发现平均直径 100 μm 聚乙烯微塑料（7%，w/w）添加至土壤后使得放线菌门丰度提高。拟杆菌广泛分布于环境中，是一类能降解纤维素的细菌。土壤中微塑料同样可以增加拟杆菌的丰度，促进有机碳的溶解。Hou 等[69] 研究发现，土壤中添加平均直径 <100 μm 聚乙烯微塑料颗粒（28%，w/w）150 d 后显著提高了拟杆菌的相对丰度。Li 等[70] 发现，添加低浓度微塑料（1000 ng/L）的沉积物中拟杆菌的丰度高于添加高浓度微塑料（5000 ng/L）的沉积物中的拟杆菌丰度。这表明微塑料对细菌丰度的影响可能表现出剂量依赖性。绿弯菌门是一类能够通过光合作用固定 CO2 的细菌。在土壤中添加平均直径 <100 μm 聚乙烯微塑料颗粒[67]、平均直径 <30 μm 聚乙烯微塑料颗粒[71]、平均直径 100～150 μm 聚乙烯颗粒（1%，w/w）[72]、平均直径 <900 μm 聚氯乙烯微塑料薄膜（1%，w/w）[73]可以增加绿弯菌门的丰度，促进了 CO2 固定。然而，也有研究发现，土壤中添加平均直径 <100 μm 聚丙烯微塑料纤维（20 mg/g）[74]使拟杆菌和绿弯曲菌丰度显著降低；聚乙烯地膜覆盖后，土壤中放线菌和绿弯曲菌的比例显著降低[60]。这表明微塑料作为人为基质，很可能选择与天然基质和周围土壤截然不同的微生物组合，且因塑料类型、形状和浓度而异。除了这 3 种主要微生物外，微塑料还可以改变其他微生物的丰度，从而影响碳转化。例如，Xiao 等[75]研究发现，土壤中的微塑料可以富集海气微菌（Aeromicrobium） 和酸杆菌门（Acidobacteria） 等微生物，以促进土壤有机碳的溶解。
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微塑料的存在能够通过直接或间接效应影响土壤微环境条件，继而对土壤微生物组成、多样性和活性等产生影响。土壤中的微生物群落组成和结构的改变是影响土壤碳转化的主要因素。鉴于微生物在土壤生态系统的重要作用，研究微塑料如何改变参与不同碳组分分解的土壤微生物功能基因具有重要意义。
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2.4 微塑料对含碳气体排放的影响
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CO2、CH4 和氧化亚氮（N2O）是 3 种最重要的温室气体，其中 CO2、CH4 是主要的含碳气体[76]，大气温室气体浓度增加是导致全球变暖的主要原因。农田是温室气体最重要的来源和汇聚之一。添加生物炭等含碳聚合物会极大地影响土壤碳排放。因此，研究微塑料这种高碳聚合物对土壤碳排放的影响具有重要意义。
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微塑料可以通过改变土壤理化属性（如孔隙度、温度和含水量）来影响土壤 CO2 排放量（表3）。研究发现，在土壤中添加平均直径 <100 μm 聚乙烯微塑料粉末（1%，w/w）[77]、平均直径 <5 μm聚酯微塑料纤维（0.4%，w/w）[49]可以增大土壤的透气性和孔隙度，从而抑制 CO2 的固定；平均直径 25 μm 聚乙烯微塑料（50 g/kg）[51]显著降低了土壤含水量，抑制了土壤呼吸，有利于 CO2 的固定。 Zhang 等[78]研究了不同剂量微塑料对土壤中 CO2 排放的影响，发现平均直径 <187.5 μm 低密度聚乙烯碎片浓度为 0.01% 或 0.1% 时，对土壤 CO2 影响微不足道；而浓度达到 1% 时，CO2 的排放显著增加了 15%～17%，并得出 CO2 排放的增加可能是由于高剂量微塑料为微生物创造了应激条件，在代谢过程中需要额外的基质和能量，从而加速土壤有机碳的分解。Ling 等[79]同样研究发现平均直径 25.3 μm 低密度聚乙烯粉末浓度为 3% 而不是 0.2% 和 0.4% 时，显著提高了 8 倍的土壤呼吸。微塑料还可以通过影响植物的光合作用来影响 CO2 排放。微塑料可以影响植物生长，如改变植物的叶绿素或光合作用相关基因和色素蛋白的活性，从而改变植物和土壤之间的养分循环。研究发现，土壤中添加平均直径 30 μm 聚酯微塑料纤维[80]、平均直径 102.6 μm 高密度聚乙烯微塑料纤维（0.001%，w/w）[81] 使多年生黑麦草叶绿素 a 与叶绿素 b 比值增加，光合作用相关的所需色素蛋白质显著减少；平均直径 53～100 μm 聚乳酸 + 聚己酸丁二醇酯微塑料颗粒 （2.5%，w/w）[82]显著降低了叶片叶绿素含量；平均直径 <50 μm 低密度聚乙烯微塑料粉末（1%，w/w）[83] 抑制了水稻光合作用，显著下调了光合作用相关基因。
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微塑料及其浸出物浓度也会对产 CH4 过程产生影响[88]。研究显示，低浓度聚氯乙烯颗粒（10 个 / g）略微增加了 5.9% CH4 产生量，而高浓度聚氯乙烯颗粒（20～60 个 /g）则导致 CH4 产生量显著减少了 75.8%～90.6%[84]。高浓度聚氯乙烯浸出双酚 A （3.6 μg/L） 降低了甲烷鬃毛菌（Methanosaeta sp.） 的丰度，进而影响产生 CH4 群落结构，从而抑制水解酸化过程[84]。同样，低浓度聚乙烯（≤ 60 个 /g）对产生 CH4 过程无显著影响，而高浓度聚乙烯（200 个 /g）显著降低了 27.5% CH4 产生量。这可能是因为聚乙烯微塑料诱导产生胞内活性氧，从而引起细胞凋亡，对水解、酸化和产甲烷过程造成了一定的抑制[85]。类似地，邻苯二甲酸二乙基己酯首先提高了产生 CH4 菌（Syntrophomonas）的丰度，随后抑制产 CH4 菌活性，使 CH4 产生量出现先升高后下降的现象[89]。也有研究发现，高浓度的聚酰胺 6（PA6） （50 个 /g）也能促进 CH4 生成，这主要是因为 PA6 释放的己内酰胺，提高了关键酶 F420 的活性[86]。甄昭淦等[87]同样也报道了聚乙烯微塑料影响厌氧消化过程 CH4 产生的关键辅酶 F420 活性。
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综上，微塑料主要通过与其生境中的土壤、微生物、植物等相互作用，改变土壤理化属性、微生物群落结构以及植物光合作用有关基因等参与土壤碳转化过程，进而改变含碳气体的产生和释放。
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3 研究展望
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作为新兴的污染物，微塑料近年来引起人们广泛关注。除对生态系统和环境的潜在风险外，微塑料在环境中的扩散、迁移都会对生态系统产生影响，进而对土壤碳转化产生影响。微塑料主要通过改变微生物群落的结构和组成、植物的生物活性和酶活性来影响碳转化。未来研究应该重点关注以下内容。
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（1）基于现有的研究而言，很难得出微塑料在碳转化过程中的一般作用机理。因此，需要更多关注微塑料对碳转化相关的微生物过程，如微生物呼吸、CH4 释放等。此外，环境中微塑料的类型、形状和浓度也有显著差异。未来的研究需要扩大微塑料的种类、形状和浓度的范围。
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（2）微塑料通过改变微生物群落组成结构，进而对碳转化过程的影响可以深入挖掘。对于土壤系统而言，土壤微生物的遗传丰度和组成的变化是理解微塑料在转变过程中的潜在机制的关键问题。此外，还可以利用先进的分子生物学技术进一步分析微塑料与生物膜相互作用的机理，从而在基因组或蛋白质水平上揭示微生物对微塑料生物膜的作用。这些对探索微塑料对土壤碳转化的影响具有重要意义。
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（3）未来应在真实环境中开展多尺度试验和长期定位试验。目前研究大多试验都是在实验室条件下通过添加微塑料来模拟生态系统中的微塑料污染，大部分使用的是初加工微塑料。而微塑料进入土壤后，其形态和老化程度也不尽相同，在不同的土壤中浓度也会有很大的差别，而且在真实生态系统中的微塑料往往受到时间、季节和气候的影响。因此，在真实环境中开展试验更具有说服性与准确性。
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（4）目前土壤微塑料污染的严重程度还不清楚，需要开发土壤中微塑性的检测方法。微塑料的检测方法很多，如扫描电子显微镜、傅立叶变换红外光谱、拉曼光谱、基于原子力显微镜的红外光谱等。然而，因成本高、操作复杂和检测时间长等限制，大多数方法难以大规模应用。在未来的研究中，拉曼光谱和飞行时间质谱可以广泛用于微塑性检测。
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摘要
近年来，微塑料的生态环境风险受到国内外广泛关注。地膜覆盖、有机肥施用、灌溉和包膜控释肥料使用等农田管理措施导致微塑料在农田土壤中持续累积。微塑料在土壤中经过物理破碎、化学分解和生物降解等作用发生迁移和转化，可能影响土壤碳周转，进而影响土壤碳储存和含碳气体排放。因此，通过对国内外有关文献进行总结和整理，系统地梳理了农田土壤中微塑料的种类和来源，分析了微塑料通过提供碳源影响土壤植物呼吸，改变酶活性和微生物群落结构，进而直接或间接影响土壤碳排放和碳转化过程，包括以下几个方面：（1）微塑料是长碳链分子结构，进入农田对土壤有机碳含量和转化及土壤团聚体、孔隙度和含水量等理化属性造成影响； （2）土壤中真菌和细菌对不同类型微塑料的分解和碳周转作用不同；（3）微塑料通过影响植物生长、改变相关功能基因丰度、酶活性和微生物群落组成进而影响土壤碳转换过程。基于分析微塑料在土壤中的碳转化过程，为评估微塑料对土壤碳库的影响提供参考。
Abstract
In recent years，the eco-environmental risk of microplastics has been widely concerned at home and abroad．Field management measures such as plastic film mulching，organic fertilizer application，irrigation and coated controlled-release fertilizer application resulted in continuous accumulation of microplastics in farmland soil．The migration and transformation of microplastics in soil through physical fragmentation，chemical decomposition and biodegradation may affect soil carbon turnover，and then affect soil carbon storage and carbon-containing gas emission．Therefore，through the summary and arrangement of domestic and foreign literatures，the types and sources of microplastics in farmland soil were systematically combed，and the effects of microplastics on soil plant respiration，enzyme activity and microbial community structure by providing carbon sources were analyzed，then directly or indirectly affected soil carbon emissions and carbon transformation process，including the following aspects： （1）Microplastics are long carbon chain molecular structure，it has impacts on soil organic carbon content and transformation，as well as physical and chemical properties such as soil aggregates，porosity，and water content； （2）The decomposition and carbon turnover of different types of microplastics by fungi and bacteria in soil were different； （3）The microplastics can affect soil carbon conversion by affecting plant growth，changing relative functional gene abundance，enzyme activity and microbial community composition．Based on the analysis of carbon transformation process of microplastics in soil，the paper provides a reference for evaluating the effect of microplastics on soil carbon pool.
Keywords
microplastics ； farmland soil ； carbon conversion ； carbon emission