胡榆杰，伍鈞，楊剛，徐敏

（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都611130）

微塑料（MPs）是指尺寸小于5 mm 的塑料，是環(huán)境中普遍存在的新型污染物，近年來(lái)受到國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注[1-2]。MPs 可通過(guò)多種途徑進(jìn)入農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)，如農(nóng)膜殘留、廢水灌溉、有機(jī)肥施用、大氣沉降等[3]。當(dāng)前，MPs已在農(nóng)田土壤中大量累積。Ding等[4]對(duì)陜西省農(nóng)田土壤研究發(fā)現(xiàn)MPs 豐度達(dá)到1 430～3 410 個(gè)·kg-1；武漢郊區(qū)某菜地中MPs 的豐度為320～12 560 個(gè)·kg-1[5]；于慶鑫等[6]研究發(fā)現(xiàn)，哈爾濱某農(nóng)田土壤中MPs 豐度范圍為198.32～1 002.6 個(gè)·kg-1，且有農(nóng)用膜覆蓋的土壤中MPs 豐度是無(wú)農(nóng)用膜覆蓋的1.69 倍。聚乙烯（PE）是農(nóng)膜的主要成分，而農(nóng)膜在物理、化學(xué)等作用下破碎形成的MPs是農(nóng)田MPs的主要來(lái)源之一[7]。

累積在土壤中的MPs可改變土壤理化性質(zhì)，進(jìn)而影響微生物群落和植物生長(zhǎng)[8-11]，對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)功能及農(nóng)田產(chǎn)出造成不利影響。Ren 等[9]研究發(fā)現(xiàn)MPs可改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，對(duì)陸地生物地球化學(xué)循環(huán)有潛在影響。Wan 等[10]研究發(fā)現(xiàn)MPs 可通過(guò)加劇土壤水蒸發(fā)而增加水分流失；Zhang 等[11]報(bào)道塑料殘膜會(huì)降低土壤的透水性，并影響土壤有機(jī)質(zhì)和速效磷含量。Wang 等[12]研究發(fā)現(xiàn)MPs 可使土壤pH 和陽(yáng)離子交換量顯著降低，但可顯著提高土壤溶解性有機(jī)碳（DOC）含量。

為了緩解環(huán)境中塑料累積的問(wèn)題，可生物降解塑料（BPs）因其可通過(guò)微生物作用轉(zhuǎn)化為CO2、CH4和微生物基質(zhì)，被作為傳統(tǒng)塑料的代替品[13]，逐漸在生產(chǎn)生活中使用。聚己二酸-對(duì)苯二甲酸丁二酯（PBAT）是一種含有芳香環(huán)和脂肪鏈段的典型熱塑性BPs，具有良好的延展性和斷裂伸長(zhǎng)率，常被用于替代PE 地膜[14]。然而，BPs 能否完全降解取決于其自身性質(zhì)和環(huán)境條件[15]。事實(shí)上BPs 會(huì)因?yàn)樵谧匀画h(huán)境中不能完全降解而與傳統(tǒng)塑料一樣可產(chǎn)生MPs，并且由于BPs 對(duì)微生物更為敏感，在相同時(shí)間內(nèi)BPs 會(huì)比傳統(tǒng)塑料產(chǎn)生更多的MPs[16]。因此，PE-MPs與PBAT-MPs對(duì)土壤環(huán)境的影響值得進(jìn)一步研究。

除了MPs污染以外，重金屬也是農(nóng)業(yè)土壤中常見(jiàn)的污染物。我國(guó)耕地正受到不同程度重金屬污染，其中鎘（Cd）污染最為嚴(yán)重，因其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)高且難以從土壤中去除一直受到國(guó)內(nèi)外研究者的廣泛關(guān)注[17-18]。重金屬在土壤中的化學(xué)形態(tài)不同會(huì)表現(xiàn)出不同的環(huán)境行為與生物有效性[19]，所以重金屬的危害程度不僅受總量的影響還受到其化學(xué)形態(tài)的影響。重金屬的形態(tài)與土壤理化性質(zhì)密切相關(guān)[20]。如DOC 可降低土壤對(duì)重金屬的吸附，當(dāng)DOC 提高時(shí)可增加重金屬的生物有效性[21-22]。也有研究發(fā)現(xiàn)pH 可影響碳酸鹽的形成與溶解，當(dāng)pH 升高時(shí)土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)的重金屬含量會(huì)隨之增加[23]。事實(shí)上，MPs與重金屬Cd廣泛存在于土壤環(huán)境中，二者在土壤環(huán)境中共同暴露已不可避免[24]。然而，關(guān)于MPs 進(jìn)入土壤后如何影響土壤性質(zhì)及Cd的有效性及其影響機(jī)制還不清楚。目前關(guān)于MPs與Cd等重金屬相互作用的研究主要集中在溶液環(huán)境中，MPs 對(duì)土壤中Cd 影響的研究仍處于早期階段[25-26]，有待進(jìn)一步研究。

因此，本研究以PE 與PBAT 兩種MPs 為研究對(duì)象，分別設(shè)置不同劑量的MPs 處理，采用土壤培養(yǎng)試驗(yàn)，研究MPs 對(duì)Cd 污染土壤的有機(jī)質(zhì)、DOC、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量等理化性質(zhì)，酶活性，Cd 有效性及其賦存形態(tài)的影響，以期為有效管理MPs與重金屬?gòu)?fù)合污染土壤提供理論依據(jù)及數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自四川省成都市某稻田（30°41′41″N，103°47′02″E），采樣深度為0～20 cm。采集土壤剔除石塊與植物殘?bào)w，風(fēng)干、磨細(xì)，過(guò)20 目尼龍篩備用。土壤類型為水稻土，土壤基本理化性質(zhì)：pH 7.68、有機(jī)質(zhì)含量22.68 g·kg-1、全氮含量1.64 g·kg-1、總Cd 含量0.26 mg·kg-1。

供試地膜購(gòu)自浙江某農(nóng)膜生產(chǎn)公司，兩種地膜主要成分分別是PBAT 和PE，厚度為0.01 mm。將兩種塑料地膜剪切為1～3 mm 小塊獲得MPs，經(jīng)稀硝酸溶液（5%）浸泡24 h 后用去離子水反復(fù)清洗至中性，避光風(fēng)干后裝入自封袋備用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)置

Cd 污染土壤制備：將硝酸鎘[Cd（NO3）2·4H2O，分析純] 以溶液的形式加入供試土壤中，混合攪拌均勻，向土壤添加去離子水，以保持75%最大田間持水量。使用稱量法每5 d補(bǔ)充一次去離子水。在室溫下穩(wěn)定60 d 后風(fēng)干，磨細(xì)過(guò)20 目尼龍篩，備用。最終使土壤總Cd含量為1.45 mg·kg-1。

試驗(yàn)共設(shè)置7 個(gè)處理，分別是：CK（空白對(duì)照）、B1（0.5%PBAT - MPs）、B2（1%PBAT-MPs）、B3（2%PBAT-MPs）、N1（0.5%PE-MPs）、N2（1%PEMPs）、N3（2%PE-MPs），MPs 的添加劑量參照文獻(xiàn)[27-28] 設(shè)置，每個(gè)處理3 次重復(fù)。具體操作步驟為：稱取1 kg 上述Cd 污染土壤于燒杯中，將兩種MPs 按照0.5%、1%、2%（m/m）的劑量添加至土壤，充分混合后，添加去離子水，以保持75%最大田間持水量。隨后封上帶孔濾紙，移入25±1℃恒溫培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng)。培養(yǎng)期間使用稱重法每3 d 補(bǔ)充一次去離子水，培養(yǎng)55 d 后進(jìn)行取樣。分別將每個(gè)燒杯中的土壤樣品倒出，充分混合后進(jìn)行自然風(fēng)干，分別過(guò)10 目和100目篩后裝袋，備用。

1.3 樣品測(cè)定

土壤基本理化性質(zhì)參照《土壤農(nóng)化分析》進(jìn)行測(cè)定[29]。采用電位法測(cè)定土壤pH；采用硫酸-重鉻酸鉀氧化法測(cè)定有機(jī)碳含量；采用半微量凱氏定氮法測(cè)定全氮含量；采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定銨態(tài)氮含量；采用雙波長(zhǎng)比色法測(cè)定硝態(tài)氮含量；采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測(cè)定速效磷含量。脲酶活性采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測(cè)定，過(guò)氧化氫酶采用KMnO4滴定法測(cè)定，土壤脫氫酶采用2，3，5-三苯基四氮唑氯化物還原法測(cè)定[30]。DOC 與總?cè)芙庑缘═DN）采用水土比5∶1浸提[31]，用總碳分析儀（vario TOC，Elementar，德國(guó)）測(cè)定。

采用0.1 mol·L-1CaCl2提取土壤有效Cd（CaCl2-Cd）[32]。采用改進(jìn)的BCR 法連續(xù)提取土壤Cd 形態(tài)[33]，Cd 形態(tài)分為酸溶態(tài)（可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)）、可還原態(tài)（鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）、可氧化態(tài)（有機(jī)物結(jié)合態(tài)）和殘?jiān)鼞B(tài)。所有提取液中的Cd 用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，NexION300X，PerkinElmer，美國(guó)）進(jìn)行測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2016 及SPSS 26.0 進(jìn)行數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計(jì)分析。單因素方差分析（One-way ANOVA）檢測(cè)差異，處理間多重比較采用Duncan檢驗(yàn)，當(dāng)P值小于0.05時(shí)認(rèn)為差異顯著。使用Canoco5.0進(jìn)行冗余分析（RDA）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同類型及劑量MPs對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

不同MPs 處理下土壤理化性質(zhì)如表1 所示。由表1 可知，不同類型MPs 對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響不同。與CK 相比，B1、B2、B3 處理下土壤pH 分別提高了0.01、0.20、0.30 個(gè)單位，而N1、N2、N3 處理對(duì)土壤pH 均無(wú)顯著影響。與CK 相比，B1、B2、B3處理下，有機(jī)質(zhì)含量分別提高了0.1%、4.7%、9.0%，DOC 含量分別提高了10.3%、54.2%、80.2%；而N1、N2、N3 處理下，有機(jī)質(zhì)含量分別降低了2.5%、2.8%、2.9%，DOC含量分別降低了9.1%、9.2%、6.6%。與CK 相比，B1、B2、B3 處理下TDN 含量分別降低了0.2%、42.5%、67.1%，N1、N2、N3 處 理 下TDN 含 量 分 別 提 高 了9.9%、20.7%、32.6%。在不同MPs 處理下，土壤全氮含量與CK 均無(wú)顯著差異。與CK 相比，B1、B2、B3 處理下銨態(tài)氮含量分別提高了2.2%、148.1%、457.0%，硝態(tài)氮含量分別降低了4.9%、55.8%、91.5%，速效磷含量分別降低了7.4%、10.8%、16.4%，且隨PBATMPs 劑量的增加速效磷含量呈降低趨勢(shì)；而N1、N2、N3處理對(duì)銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和速效磷含量無(wú)顯著影響。

2.2 不同類型及劑量MPs對(duì)土壤酶活性的影響

土壤脲酶、脫氫酶、過(guò)氧化氫酶活性變化如圖1所示。由圖1可知，與CK相比，B2、B3處理顯著提高了土壤脲酶活性，分別提高了62.1%、130.2%（P＜0.05），且脲酶活性隨PBAT-MPs 劑量的增加而顯著增加。與CK相比，B2、B3處理顯著提高了脫氫酶活性，分別提高了88.9%、99.3%（P＜0.05）。與CK相比，B1、B2、B3處理顯著提高了過(guò)氧化氫酶活性，分別提高了12.8%、39.2%、44.2%（P＜0.05）。而不同劑量PE-MPs 處理下土壤脲酶、脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性均無(wú)顯著差異。

圖1 不同處理對(duì)土壤酶活性的影響Figure 1 Effects of different treatments on soil enzymes activities

2.3 不同類型及劑量MPs 對(duì)土壤Cd 有效性及形態(tài)的影響

不同類型及劑量MPs對(duì)土壤Cd 有效性的影響如圖2 所示。由圖2 可知，MPs 處理均顯著降低了土壤CaCl2-Cd的含量。與CK相比，B1、B2、B3處理下土壤CaCl2-Cd 分別降低了4.3%、15.4%、22.4%（P＜0.05）；N1、N2、N3 處理下土壤CaCl2-Cd 分別降低了4.6%、8.7%、7.2%（P＜0.05）。此外，隨著PBAT-MPs 劑量的增加，CaCl2-Cd 含量呈顯著降低的趨勢(shì)，而不同PEMPs劑量之間差異不顯著。

圖2 不同處理對(duì)CaCl2-Cd含量的影響Figure 2 Effects of different treatments on soil CaCl2-Cd

不同類型及劑量MPs對(duì)土壤Cd 形態(tài)的影響如圖3 所示。由圖3 可知，不同處理下土壤各形態(tài)Cd 占比總體呈現(xiàn)為酸溶態(tài)Cd（53.8%～63.3%）＞可還原態(tài)（30.1%～39.3%）＞殘?jiān)鼞B(tài)（3.0%～3.4%）＞可氧化態(tài)（2.5%～4.1%）。與CK 相比，B2、B3 處理下酸溶態(tài)Cd占比分別顯著增加了6.6%、9.5%，可還原態(tài)Cd 占比分別顯著降低了6.6%、9.2%，可氧化態(tài)Cd 占比分別顯著降低了0.1%、0.6%；N1、N2、N3 處理下酸溶態(tài)Cd占比分別顯著增加了1.8%、1.0%、1.6%，可氧化態(tài)Cd占比分別顯著降低了1.3%、1.0%、1.1%。

圖3 不同處理對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響Figure 3 Effects of different treatments on Cd fractions

2.4 土壤理化性質(zhì)、酶活性與Cd形態(tài)之間的冗余分析

冗余分析結(jié)果如圖4 所示。由圖4 可知，第1 軸和第2 軸分別解釋了85.92%和4.47%的土壤Cd 形態(tài)變化，即前兩軸的累積方差解釋度為90.39%，能夠較好地反映土壤理化性質(zhì)與Cd 形態(tài)的關(guān)系。酸溶態(tài)Cd 與TDN、硝態(tài)氮呈負(fù)相關(guān)，與銨態(tài)氮、DOC、pH、有機(jī)質(zhì)、脲酶、脫氫酶呈正相關(guān)?？蛇€原態(tài)Cd、CaCl2-Cd 與銨態(tài)氮、DOC、pH、脲酶、脫氫酶呈負(fù)相關(guān)，與TDN、硝態(tài)氮呈正相關(guān)。

圖4 土壤Cd形態(tài)與土壤理化性質(zhì)、酶活性之間的冗余分析Figure 4 Redundancy analysis of Cd speciation，soil physicochemical properties and enzyme activities

3 討論

MPs進(jìn)入土壤后會(huì)影響土壤理化性質(zhì)，改變土壤微環(huán)境，這在眾多研究中已經(jīng)得到證實(shí)[8-9]。目前，MPs 對(duì)土壤pH 的影響在不同研究中呈現(xiàn)不同結(jié)果，Zhao 等[34]和王春麗等[35]研究表明，PE-MPs、聚苯乙烯微塑料（PS-MPs）和PBAT-MPs 能顯著提高土壤pH；而Palansooriya 等[36]研究則表明，PE-MPs 進(jìn)入土壤后pH 顯著降低。這些矛盾的結(jié)果可能是因?yàn)閜H 的變化受到MPs 的種類及劑量的影響。在本研究中僅B2、B3 處理下，土壤pH 值分別提高了0.20 個(gè)和0.30個(gè)單位（P＜0.05），B1、N1、N2、N3 均對(duì)土壤pH 無(wú)顯著影響，可見(jiàn)不同MPs種類及劑量對(duì)土壤pH影響不同。PBAT-MPs 能顯著提高土壤pH 可能是由銨態(tài)氮在土壤中累積所致[34]。

MPs 是富碳材料，在微生物作用下會(huì)逐步降解，釋放可溶性有機(jī)物并在微生物的作用下形成土壤腐殖質(zhì)等有機(jī)物質(zhì)。本研究中，不同MPs對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)及DOC 含量影響不同。與CK 相比，PE-MPs 處理降低了土壤有機(jī)質(zhì)和DOC 含量，其原因是難生物降解塑料（如PE）具有線性烴基結(jié)構(gòu)且缺乏官能團(tuán)，在短期內(nèi)難以被微生物降解[37-38]，主要通過(guò)改變微生物群落和活性，間接改變土壤有機(jī)物的分解與轉(zhuǎn)化。同時(shí)，PE-MPs 具有較大比表面積和吸附性，能吸附土壤中的有機(jī)物，為微生物提供相對(duì)豐富的碳源，形成土壤有機(jī)質(zhì)分解轉(zhuǎn)化的熱點(diǎn)區(qū)域[39]，進(jìn)而導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)與DOC 的消耗。而PBAT-MPs 處理增加了土壤有機(jī)質(zhì)和DOC 含量，且PBAT-MPs 劑量越大增幅越大，結(jié)果與Meng 等[40]研究結(jié)果相似。這可能是因?yàn)榭缮锝到庑蚆Ps（如PBAT-MPs）較PE-MPs具有更高的化學(xué)活性，容易被微生物分解并釋放DOC 進(jìn)入土壤環(huán)境中，最終形成土壤有機(jī)質(zhì)[3，26]。有研究發(fā)現(xiàn)，DOC 可促進(jìn)電子轉(zhuǎn)移生成活性氧，進(jìn)而加速M(fèi)Ps 老化[41]。然而MPs的老化又可為微生物分解MPs創(chuàng)造有利條件，進(jìn)一步促進(jìn)PBAT-MPs 向土壤中釋放DOC。Ma 等[42]研究發(fā)現(xiàn)，吸附了DOC的納米塑料（400 nm）與吸附在土壤礦物表面的DOC具有靜電斥力，促進(jìn)了納米塑料在土壤中遷移。本研究中，PBAT-MPs 較PE-MPs 更容易老化分解形成納米塑料，同時(shí)釋放大量DOC，從而造成這些納米塑料在土壤中的遷移擴(kuò)散。

不同劑量的PE-MPs 與PBAT-MPs 對(duì)土壤全氮含量影響均不顯著，可能是因?yàn)閮煞NMPs均不含氮元素而不能直接向土壤中輸入氮。TDN 被認(rèn)為是土壤中的有效氮，主要由銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和溶解性有機(jī)氮組成，是植物生長(zhǎng)的重要限制因素[43]。與CK 相比，N1、N2、N3 處理下土壤TDN 含量增加了9.9%、20.7%和32.6%，B2、B3 處理下土壤TDN 含量分別降低了42.5%、67.1%，可見(jiàn)兩種MPs 對(duì)土壤TDN 含量的影響不同。PE-MPs 降低了土壤生物可利用的碳（如DOC），降低了土壤碳氮比，進(jìn)而抑制了土壤TDN 的消耗。對(duì)于PBAT-MPs，Chen 等[44]研究發(fā)現(xiàn)，5%和10% PBAT-MPs 進(jìn)入土壤后經(jīng)120 d 培養(yǎng)，土壤TDN含量顯著下降了61.3%～84.3%，本研究結(jié)果與其一致。這可能是因?yàn)镻BAT-MPs 向土壤中釋放了大量DOC，促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)繁殖，加速了土壤氮素的礦化[40]。不同的研究中觀察到MPs 對(duì)土壤無(wú)機(jī)氮（銨態(tài)氮、硝態(tài)氮）組成的影響不一致，這與MPs 的類型、添加量、土壤性質(zhì)及環(huán)境條件有關(guān)。本研究中，3 種劑量的PE-MPs 對(duì)土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮均無(wú)顯著影響，與Liu 等[43]向土壤中添加1%和5%的PE-MPs 培養(yǎng)30 d 后發(fā)現(xiàn)土壤銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量均無(wú)顯著變化的研究結(jié)果一致。而PBAT-MPs 處理下土壤銨態(tài)氮含量較CK 增加了2.2%～457.0%，土壤硝態(tài)氮含量較CK 降低了4.9%～91.5%，表明PBAT-MPs 可能改變了微生物群落結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致了土壤無(wú)機(jī)氮組分發(fā)生改變。Shi 等[45]研究發(fā)現(xiàn)，可生物降解型MPs 選擇性改變了土壤中參與氮循環(huán)的特定菌群，增強(qiáng)了土壤反硝化作用。不同用量PBAT-MPs 處理下土壤速效磷含量較CK 分別降低了7.4%、10.4%、16.4%，這可能是因?yàn)閜H 改變了土壤對(duì)磷的吸附作用。已有研究表明，堿性土壤中pH 升高時(shí)，鈣對(duì)土壤磷的固定作用會(huì)顯著增強(qiáng)[46]。本研究中PBAT-MPs 處理下pH 的增加可以印證此觀點(diǎn)（表1）。此外，MPs 也可能通過(guò)改變微生物豐度和活性，降低土壤速效磷含量[47]。

土壤酶可參與土壤物質(zhì)循環(huán)過(guò)程。土壤脲酶能夠破壞C—N鍵，促進(jìn)有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮、二氧化碳和水，在土壤氮循環(huán)中起著重要作用。土壤過(guò)氧化氫酶可表征土壤肥料和微生物活性[30]。土壤脫氫酶是有機(jī)物最初分解的關(guān)鍵酶，被認(rèn)為是土壤微生物活性的指標(biāo)[48]。本研究中，不同劑量PE-MPs 對(duì)土壤酶活性的影響不顯著，而PBAT-MPs 處理提高了土壤脲酶、脫氫酶、過(guò)氧化氫酶的活性，表明PBAT-MPs對(duì)土壤酶活性的影響更大，這可能是因?yàn)镻BAT-MPs自身含碳豐富，且容易被微生物利用，促進(jìn)了微生物生長(zhǎng)和代謝，從而提高了土壤酶活性。Feng等[28]也發(fā)現(xiàn)可生物降解型MPs能大幅提高土壤酶活性，本研究結(jié)果與其一致。此外，本研究發(fā)現(xiàn)，PBAT-MPs 處理顯著提高了土壤脲酶活性，這是該處理下土壤銨態(tài)氮含量增加的重要原因（表1）。

不同類型和劑量的MPs 進(jìn)入土壤后均能降低土壤CaCl2-Cd 含量，與Meng 等[32]的研究結(jié)果一致。這可能是因?yàn)镸Ps 直接吸附了土壤中的Cd2+。此外，隨著PBAT-MPs劑量的增加，CaCl2-Cd的含量呈逐漸下降的趨勢(shì)，而在PE-MPs 處理下CaCl2-Cd 含量的變化與PE-MPs 劑量沒(méi)有明顯的關(guān)系，表明兩種MPs 可能通過(guò)不同機(jī)制影響土壤中Cd的有效性。

土壤pH 與DOC 是影響土壤重金屬形態(tài)的重要因素[20，49]。pH可通過(guò)改變重金屬吸附位點(diǎn)、質(zhì)子化反應(yīng)及沉淀-溶解來(lái)影響土壤中重金屬的形態(tài)[25，50-51]。冗余分析發(fā)現(xiàn)，pH與酸溶態(tài)Cd呈正相關(guān)（r=0.948，P＜0.05），表明PBAT-MPs可通過(guò)增加土壤pH，進(jìn)而增加土壤酸溶態(tài)Cd。BCR 法中將可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)稱為酸溶態(tài)[52]，侯青葉等[53]研究發(fā)現(xiàn)，碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 對(duì)土壤pH 的變化最為敏感，可隨pH 增加而增加。因此，土壤酸溶態(tài)Cd 升高，可能是因?yàn)橥寥纏H的升高促進(jìn)了碳酸鹽的形成，導(dǎo)致更多Cd 以碳酸鹽的形式沉淀[23]。冗余分析發(fā)現(xiàn)，土壤DOC與可還原態(tài)Cd 呈負(fù)相關(guān)（r=-0.955，P＜0.05），表明DOC 增加可降低土壤可還原態(tài)Cd 占比。這可能是因?yàn)镈OC 中的親水性小分子組分能更有效地與Cd形成可溶性絡(luò)合物[54]或優(yōu)先吸附在土壤鐵錳礦物表面[21]，抑制了Cd與土壤鐵錳化合物結(jié)合，從而降低了土壤可還原態(tài)Cd。已有研究表明，DOC 與可氧化態(tài)Cd 具有較強(qiáng)相關(guān)性[25，49]。本研究發(fā)現(xiàn)，PE-MPs 與PBAT-MPs 處理均降低了可氧化態(tài)Cd的占比，且可氧化態(tài)Cd與DOC含量的相關(guān)性不顯著，這可能是兩種MPs 對(duì)可氧化態(tài)Cd 的影響是通過(guò)不同機(jī)制完成的。PE-MPs 處理下DOC 含量降低是因?yàn)橥寥纼?nèi)源DOC 的消耗，PBATMPs處理下增加的DOC主要來(lái)自PBAT-MPs的釋放。DOC 是一種復(fù)雜的聚合物，其表面含有復(fù)雜的官能團(tuán)[55]，因此不同DOC 對(duì)Cd形態(tài)可表現(xiàn)出不同的影響。PE-MPs 處理下，結(jié)合在土壤礦物表面的內(nèi)源DOC 被消耗，釋放了DOC 所吸附的Cd，從而導(dǎo)致可氧化態(tài)Cd 占比降低；而PBAT-MPs 處理下，PBAT-MPs 所釋放的外源DOC 可作為有機(jī)配位體與Cd 結(jié)合，降低Cd與土壤穩(wěn)定有機(jī)質(zhì)的結(jié)合，進(jìn)而降低了可氧化態(tài)Cd的占比。綜上，MPs 對(duì)土壤中Cd 的影響與MPs 的種類和劑量密切相關(guān)，PBAT-MPs 對(duì)土壤中Cd 的活化作用更強(qiáng)，應(yīng)減少PBAT地膜在Cd污染土壤上使用并加強(qiáng)塑料地膜的回收。

4 結(jié)論

（1）聚己二酸-對(duì)苯二甲酸丁二酯微塑料（PBATMPs）能提高土壤溶解性有機(jī)碳（DOC）含量、pH、銨態(tài)氮含量、脲酶活性、脫氫酶活性、過(guò)氧化氫酶活性，且降低總?cè)芙庑缘═DN）、硝態(tài)氮和速效磷的含量；聚乙烯微塑料（PE-MPs）顯著降低了土壤有機(jī)質(zhì)和DOC含量。PBAT-MPs 對(duì)土壤理化性質(zhì)及酶活性的影響比PE-MPs更顯著。

（2）兩種MPs 均能降低CaCl2-Cd 含量，其中，隨PBAT-MPs劑量增加，CaCl2-Cd含量呈顯著降低趨勢(shì)。

（3）兩種MPs對(duì)土壤中Cd 形態(tài)的影響機(jī)制不同。PE-MPs 主要通過(guò)降低土壤DOC 含量來(lái)降低可氧化態(tài)Cd；PBAT-MPs 通過(guò)增加DOC 含量來(lái)降低可還原態(tài)Cd，通過(guò)提高pH來(lái)促進(jìn)酸溶態(tài)Cd的形成。