關(guān)鍵詞：聚乳酸微塑料；生物炭；土壤理化性質(zhì)；酶活性；酸性土壤

塑料地膜廣泛應(yīng)用于現(xiàn)代農(nóng)業(yè)，帶動了糧食產(chǎn)量的快速增長。然而，傳統(tǒng)以聚乙烯（PE）為原料的地膜在土壤中難以降解，PE地膜的長期使用導(dǎo)致了土壤塑料和微塑料（MPs）污染。據(jù)估計(jì)，陸地上的MPs污染可能是海洋污染的4～23倍，在重度污染的土壤中MPs可占土壤質(zhì)量的7%。因此，可生物降解地膜已成為解決日益嚴(yán)重的土壤塑料堆積問題的可行方案[。

聚乳酸（Polylactic acid，PLA）是一種可生物降解塑料，近年來被越來越多地使用，以避免PE和聚丙烯（PP）等傳統(tǒng)塑料對自然環(huán)境的威脅。根據(jù)歐洲生物塑料協(xié)會統(tǒng)計(jì)，2022年全球可生物降解塑料的生產(chǎn)能力為114萬t，其中PLA占比超過40%，預(yù)計(jì)到2027年P(guān)LA的占比將超過65%，生產(chǎn)能力近240萬t，PLA是目前應(yīng)用最廣的一類可生物降解塑料。理論上，PLA可被微生物降解和利用，并最終轉(zhuǎn)化成微生物生物質(zhì)、水和C02。然而，PLA的降解被證明與傳統(tǒng)塑料相同，是有條件且緩慢的，甚至?xí)a(chǎn)生更多的MPs，并且會導(dǎo)致與傳統(tǒng)塑料截然不同的環(huán)境影響。研究表明，在酸性土壤中，PLA-MPs的殘留量達(dá)到2%（m/m） PLA-MPs時，將顯著提高土壤pH，造成土壤礦質(zhì)氮和有效磷等養(yǎng)分流失，相比之下，PE-MPs的影響較小，同時因?yàn)镸Ps，尤其是可生物降解塑料本身或其中間體可作為有機(jī)碳源，從而會顯著提高土壤溶解性有機(jī)碳（DOC）。因此，聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署對可生物降解塑料的生態(tài)安全性提出了質(zhì)疑。

生物炭因具有高比表面積、高碳氮比和強(qiáng)吸附能力等特性而常被用作土壤污染修復(fù)劑和質(zhì)量改良劑，其有良好的土壤養(yǎng)分保持能力，對改善酸性土壤pH、提高作物產(chǎn)量有良好的促進(jìn)作用。隨著土壤MPs污染日益加劇和生物炭廣泛施用，生物炭和MPs將在土壤中大概率共存，并改變土壤性質(zhì)，增強(qiáng)土壤功能和過程。在此背景下，Palansooriya等研究發(fā)現(xiàn)油菜秸稈和軟木顆粒生物炭均可增加受低密度聚乙烯（IDPE）污染土壤的pH。生物炭對土壤電導(dǎo)率、有效磷、總可交換態(tài)陽離子量和酶活性的影響則因生物炭類型和土壤性質(zhì)不同而不盡相同。然而，生物炭對受MPs污染，尤其是可生物降解MPs污染的土壤質(zhì)量的影響研究相對較少。

本研究以南方農(nóng)田酸性土壤為研究對象，通過半年的微觀土壤培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，分析了以雞糞為原料制備的生物炭對PLA-MPs污染土壤的影響，以評估生物炭作為PLA-MPs污染土壤改良劑提升土壤質(zhì)量的潛力，并為后續(xù)MPs污染土壤的修復(fù)提供參考。

1材料與方法

1.1實(shí)驗(yàn)材料

酸性砂壤土采自福建省廈門市集美區(qū)后溪鎮(zhèn)（24°38' 17\"N．118°02' 01\"E），采集農(nóng)田表層（0-20cm）土壤，剔除植物根莖、石粒等雜質(zhì)，自然風(fēng)干后過2mm篩，用于后續(xù)土壤培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，土壤基本理化性質(zhì)見表1。生物炭由雞糞在500℃通過外熱式炭化爐熱解2h后得到。生物炭冷卻到室溫后，研磨過60目篩，裝入密封袋備用，標(biāo)記為MBC。PLA-MPs（60目）從網(wǎng)站購買（竟成塑料），由美國NatureWorks公司生產(chǎn)，密度為1.24g·cm-3。

1.2實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

土壤培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)在中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所室內(nèi)進(jìn)行，設(shè)置4個處理組：CK（對照，不添加MBC和PLA-MPs）、PLA（僅添加PLA-MPs）、BC（僅添加MBC）和PLA+BC（同時添加PLA-MPs和MBC），每個處理組重復(fù)3次。根據(jù)土壤生態(tài)系統(tǒng)中MPs污染現(xiàn)狀，同時考慮土壤MPs污染會隨著地膜的持續(xù)使用而進(jìn)一步加劇，本實(shí)驗(yàn)選擇2%（m/m）的添加量。目前研究發(fā)現(xiàn)3%的生物炭施用量對土壤修復(fù)和質(zhì)量改善效果較好，因此，本研究MBC投加量為3%。在正式培養(yǎng)之前，先將風(fēng)干土的含水率調(diào)到約為土壤飽和含水率的40%，室內(nèi)培養(yǎng)5d；然后，按上述比例向土壤中添加PLA-MPs和MBC，充分混合均勻后，用透氣封口膜覆蓋，以減少水分流失，同時便于氣體交換。土壤每周調(diào)節(jié)一次含水率，保證整個培養(yǎng)周期內(nèi)土壤含水率維持不變。將所有土壤樣品靠窗放置，培養(yǎng)180d。

1.3樣品采集與測定

在第0、15、30、60、90、120、180天分別采集土壤樣品。每次采集的土壤樣品分成兩部分：一部分鮮土用于測定NH4Nc和N03_N；另一部分土壤進(jìn)行冷凍干燥后，研磨過2mm、1mm和60目篩。采用pH計(jì)測定土壤pH（土水比1：2.5）；過1mm篩的凍干土樣用元素分析儀測定土壤全碳（Total carbon，TC）和全氮（Total nitrogen，TN）；過60目篩的凍干土樣用于土壤有效磷（Available phosphorus，AP）、速效鉀（Avail-able potassium，AK）含量和脲酶（Urease，URE）、轉(zhuǎn)化酶（Invertase，INV）活性的測定，其中AP和AK分別經(jīng)碳酸氫鈉浸提法和乙酸銨浸提法提取后用等離子體發(fā)射光譜儀測定，土壤URE和INV活性分別采用靛酚藍(lán)比色法和3，5-二硝基水楊酸比色法測定。

1.4數(shù)據(jù)處理

利用公式（1）計(jì)算培養(yǎng)過程中AP、AK等養(yǎng)分的流失率：

采用SPSS 26.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、計(jì)算均值和標(biāo)準(zhǔn)差；用Duncan多重比較法檢驗(yàn)處理間差異，用Pearson雙尾檢驗(yàn)檢測土壤各理化性質(zhì)間的相關(guān)性；利用Origin 2018繪圖。結(jié)果以（平均值±標(biāo)準(zhǔn)差）形式表示。

2結(jié)果與分析

2.1生物炭影響PLA-MPs污染土壤的pH

PLA-MPs和MBC均對土壤pH產(chǎn)生影響。總體上，PLA-MPs污染會升高土壤pH。在培養(yǎng)前期（15d）pH表現(xiàn)出升高的趨勢，而后降低，并保持相對穩(wěn)定（圖1）。與對照相比，除第0天和第30天外，PLA-MPs污染使土壤pH顯著升高（Plt;0.05），在第15-180天的培養(yǎng)過程中，PLA-MPs污染使土壤pH平均升高0.18個單位。施用MBC后，土壤可由酸性變成堿性（pH 7.28-7.48），且受PLA-MPs污染的土壤施用MBC后，其土壤pH較僅添加MBC土壤會進(jìn)一步提高0.15個單位（Plt;0.05）。

2.2生物炭改變PLA-MPs污染土壤的氮素水平

將NH;-N和N03-N含量之和定義為無機(jī)氮含量。如圖2所示，總體上，土壤TN呈現(xiàn)逐漸累積的過程，且無機(jī)氮以N03-N為主。與對照相比，PLA-MPs對土壤TN含量沒有顯著影響，卻導(dǎo)致土壤N03-N含量顯著減少，而單施MBC可顯著增加土壤N03-N含量（Plt;0.05）。當(dāng)PLA-MPs和MBC共存時，無機(jī)氮含量較PLA-MPs單獨(dú)存在時顯著減少，經(jīng)過180 d培養(yǎng)減少了64.31%，并且土壤中NH;-N成為無機(jī)氮的主要存在形態(tài)。

2.3生物炭改變PLA-MPs污染土壤的全碳含量

PLA-MPs和MBC均為富碳材料，因此，PLA-MPs污染和添加MBC導(dǎo)致土壤TC含量顯著增加（Plt;0.05，圖3），并且所有樣品TC含量均在第60天達(dá)到峰值后略有降低。經(jīng)過180 d的培養(yǎng)，與對應(yīng)的初始值相比，對照組和添加MBC的土壤中TC含量分別增加21.32% （Plt;0.05）和11.68% （Pgt;0.05），相較之下，PLA-MPs污染導(dǎo)致土壤TC含量較初始值降低13.41%（PLA組）和7.67%（PLA+BC組）。

2.4生物炭增加PLA-MPs污染土壤的速效磷和速效鉀含量

如圖4a所示，第0-15天土壤AP發(fā)生驟降，且添加MBC的處理組（BC和PLA+BC）的AP含量均顯著高于對照組（Plt;0.05），經(jīng)過180 d的培養(yǎng)，與對照組相比，BC和PLA+BC處理組的AP含量分別提高了76.42%和57.08%。盡管如此，與相應(yīng)的初始值相比，對照和PLA組的土壤AP流失率分別為3.06%和15.53%，施用MBC的土壤AP流失率分別為28.40%（BC組）和36.69%（PLA+BC組）。對于土壤AK而言（圖4b），對照組和PLA組土壤的AK含量相當(dāng)（Pgt;0.05），分別為（257.5+17.5） mg·kg-1和（246.4+20.3）mg·kg-1，而添加MBC后土壤AK顯著提高（Plt;0.05），平均增幅達(dá)到5.62倍。經(jīng)過180d培養(yǎng)，PLA-MPs污染土壤AK流失率為15.38%，相比之下，對照組和施用MBC的土壤AK含量則維持相對穩(wěn)定。

上述結(jié)果表明，PLA-MPs污染會加劇土壤磷和鉀等養(yǎng)分流失。MBC本身具有高磷和高鉀特征，因此，施用MBC可顯著提高土壤AP和AK含量。但是這種高磷養(yǎng)分的一次性輸入，卻加劇土壤AP的流失和轉(zhuǎn)化，尤其是向PLA-MPs土壤施用MBC。相比之下，土壤鉀養(yǎng)分具有更好的穩(wěn)定性。

2.5生物炭和PLA-MPs影響土壤酶活性

土壤酶對土壤脅迫反應(yīng)敏感，可作為土壤健康變化的指標(biāo)。如圖Sa所示，在整個培養(yǎng)過程中，雖然土壤URE活性有不同程度的波動，但總體上，PLA-MPs污染和MBC的施用均提高了土壤URE活性。經(jīng)過180d的培養(yǎng)，僅受PLA-MPs污染土壤（PLA組）的URE活性比對照組提高31.75%，而施用MBC的土壤（BC和PLA+BC組）URE活性是對照組的3.32倍和4.29倍。

與URE影響類似，總體而言，與對照組相比，PLA-MPs污染對土壤INV活性影響較小，而MBC單獨(dú)施用能夠顯著提高土壤INV活性。經(jīng)過180 d培養(yǎng)，僅受PLA-MPs污染的土壤INV活性較對照組提高了14.89%（Pgt;0.05），單施MBC的土壤INV活性是對照組的1.91倍。但是，MBC卻對PLA-MPs污染土壤的INV活性逐漸產(chǎn)生了抑制，180d后，PLA-MPs和MBC共存土壤的INV活性較PLA-MPs污染土壤減少了81.25%（Plt;0.05）。

2.6土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)性分析

相關(guān)分析表明（圖6），土壤化學(xué)性質(zhì)和酶活性之間相關(guān)性較強(qiáng)，多呈極顯著正相關(guān)。在整個培養(yǎng)周期中，土壤URE與pH、TC、AK呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01），與TN、N03-N和NH;-N呈顯著正相關(guān)（Plt;0.05）；而土壤INV與N03-N、AP和AK呈顯著正相關(guān)（Plt;0.05）。土壤TC受URE、pH、N03-N、NH;-N和TN影響顯著（Plt;0.05）；土壤TN則與pH呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01），與URE呈顯著正相關(guān)（Plt;0.05）。此外，土壤pH與TC、AP和AK呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01）。

3討論

3.1生物炭對PLA-MPs污染土壤pH的影響

生物炭存在堿性灰分、碳酸鹽以及熱解過程中產(chǎn)生的可交換性堿性陽離子，其本身呈堿性。因此，施用MBC導(dǎo)致本研究中酸性土壤的pH增加到7.28-7.56。理論上，PLA解聚和水解伴隨著乳酸的產(chǎn)生和pH的降低，因此，pH常用于評價PLA的降解。然而，本研究發(fā)現(xiàn)，在整個培養(yǎng)過程中，受PLA-MPs污染的土壤，無論是否施用MBC，其土壤pH較對照組和單施MBC組提高0.15-0.18個單位，這與Feng等的研究結(jié)果類似，表明經(jīng)過180d的培養(yǎng)，PLA-MPs的水解未進(jìn)行到乳酸釋放點(diǎn)。此外，PLA-MPs污染的土壤具有更高的URE活性，URE的產(chǎn)生可促進(jìn)尿素水解轉(zhuǎn)化成NH和OH-，從而導(dǎo)致PLA-MPs污染的土壤具有更高的pH。相關(guān)性分析也表明，土壤pH與URE活性呈極顯著正相關(guān)（R=0.783．P

眾所周知，土壤URE參與尿素水解產(chǎn)生NH3，并進(jìn)一步形成NH;，同時釋放C02。本研究中，PLA-MPs污染使土壤URE活性提高31.75%，而施用MBC的土壤URE活性增加了2.3-3.3倍，表明PLA-MPs和MBC可加速土壤NH;-N生成，而MBC對NH;和N03的吸附作用會減少土壤氮素的淋溶和揮發(fā)損失，進(jìn)而增加土壤NH;-N和N03-N的含量。此外，土壤氮的代謝受土壤C/N的影響。當(dāng)土壤C/N大于25時，可能會造成微生物缺乏氮素，土壤無機(jī)氮的生物固持作用大于礦化作用。在本研究中，對于僅施用MBC的土壤而言，由于MBC和供試土壤的C/N分別為12.1和13.1，二者相當(dāng)，因此C/N變化對土壤無機(jī)氮累積量的影響較小，但顯著提高的URE活性又大幅增加了土壤中無機(jī)氮的累積。然而，與MBC相比，PLA-MPs的C/N高達(dá)956，過高的C/N導(dǎo)致氮固持作用超過了礦化作用，造成土壤無機(jī)氮流失，因此雖然PLA-MPs導(dǎo)致較高的URE活性，但是無機(jī)氮含量明顯減少。此外，施用MBC能夠刺激土壤微生物的活性和數(shù)量，從而增加微生物對無機(jī)氮的生物固持，進(jìn)一步減少PLA-MPs污染土壤的無機(jī)氮累積。

3.3生物炭影響PLA-MPs污染土壤碳周轉(zhuǎn)

PLA和MBC均有較高含碳量，PLA-MPs污染或添加MBC必然導(dǎo)致土壤TC增加，改變土壤碳庫組成和流動轉(zhuǎn)化。除了外源性添加物的影響，土壤微生物呼吸和同化作用也會影響土壤TC含量（對照土壤）。因此，無法區(qū)分土壤TC的變化是土壤自身代謝，還是外源性物質(zhì)造成的。為此，本研究假設(shè)在培養(yǎng)過程中，PLA-MPs和MBC均未發(fā)生降解，且二者不存在交互作用，將扣除PLA-MPs和MBC材料含碳量的處理組與對照組TC含量之間的差值定義為凈TC變化量，計(jì)算公式如下：

扣除培養(yǎng)過程中PLA-MPs和MBC及土壤本身的碳代謝的影響后，如圖7a所示，在培養(yǎng)過程，PLA-MPs污染的土壤中TC持續(xù)減少，且前30 d土壤TC變化強(qiáng)度最大（0.017%．d-1），隨著培養(yǎng)時間延長，變化強(qiáng)度逐漸減弱（平均0.002%．d-1）。這是因?yàn)镻LA的分子鏈中含有易水解的酯鍵，可在酸性條件下通過H+催化酯鍵斷裂發(fā)生水解，形成低分子量聚合物，從而貢獻(xiàn)土壤DOC，因此，在一定程度上提高的土壤INV活性可驅(qū)動有機(jī)質(zhì)分解。在添加MBC的處理中，土壤TC則維持相對穩(wěn)定（變化強(qiáng)度為0.001%．d-1-0.008%·d-1），這與其特有的芳香化結(jié)構(gòu)使它具有較高的化學(xué)穩(wěn)定性有關(guān)。盡管如此，MBC也含有部分易分解態(tài)碳，可補(bǔ)充土壤可利用有機(jī)態(tài)碳，可優(yōu)先被微生物利用，從而可在短期內(nèi)提高土壤INV活性。此外，通過配對樣本T檢驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)PLA+BC組的凈土壤TC的變化量理論值與實(shí)測值存在顯著性差異（Plt;0.05），PLA-MPs和MBC共存對土壤TC的影響存在交互作用，且短期交互作用更加明顯；同時Pearson雙尾相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)（圖7b），MBC誘導(dǎo)PLA-MPs污染土壤的凈TC變化量與PLA-MPs污染土壤凈變化量呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01），表明二者共存時土壤碳庫組成和流動轉(zhuǎn)化主要受PLA-MPs引起的TC變化的影響。添加MBC后，酸性土壤變成了堿性。PLA的生物降解分兩步進(jìn)行：水解降解和隨后的微生物攻擊。在堿性水解條件下，OH-回咬催化PLA酯鍵隨機(jī)斷裂，相比之下，H+則與PLA鏈端形成較為穩(wěn)定的五元環(huán)，因此，堿性條件下PLA的水解速率高于酸性條件。此外，微生物攻擊過程中分泌的降解酶是真正發(fā)揮作用的關(guān)鍵因素。PLA降解酶可分為蛋白酶和脂肪酶，并以蛋白酶為主。通過對56種商品蛋白酶對PLA降解能力的分析發(fā)現(xiàn)，酸性和中性蛋白酶基本沒有降解活性或活性極低，而堿性蛋白酶具有較高的降解活性。因此，添加MBC后，PLA-MPs的降解實(shí)際上是堿水解和酶水解協(xié)同作用的結(jié)果。然而，添加MBC后的堿性條件卻抑制了INV的活性，因?yàn)镮NV在酸性pH下具有最佳活性。

4結(jié)論

通過為期半年的土壤培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，本研究發(fā)現(xiàn)，聚乳酸微塑料（PLA-MPs）污染提高酸性土壤pH，造成土壤無機(jī)氮、有效磷和速效鉀流失，180d的流失率分別為53.57%、15.53%和15.38%，向PLA-MPs污染的土壤施用生物炭，可使酸性土壤變成堿性，顯著提升PLA-MPs污染土壤磷和鉀養(yǎng)分含量，卻降低了無機(jī)氮含量。生物炭和可生物降解微塑料協(xié)同影響土壤全碳周轉(zhuǎn)和氮轉(zhuǎn)化。生物炭對可生物降解微塑料污染土壤影響的作用機(jī)制有待進(jìn)一步探究。