摘要 為探究微塑料污染對水稻秸稈還田下土壤有機碳礦化的影響，采集3 種典型農(nóng)田土壤（水稻土、紅壤和潮土），進行70 d 室內(nèi)培養(yǎng)試驗，每種土壤設置對照（control check，CK）、添加微塑料（polyethylene，PE）、添加水稻秸稈（rice straw，RS）、添加微塑料和水稻秸稈（rice straw-polyethylene， RS-PE）4 個處理，測定各處理土壤理化性質(zhì)、CO2 釋放量、可溶性有機碳（soluble organic carbon，DOC）和微生物生物量碳（microbial biomass carbon，MBC）含量。結果顯示：3 種土壤中PE 和RS-PE 處理下70 d 內(nèi)CO2累積釋放量大小為潮土gt; 稻土gt; 紅壤。與CK 處理相比，RS 處理后3 種土壤CO2累積釋放量均顯著增加，PE 處理后紅壤和潮土中CO2累積釋放量顯著增加。添加微塑料和水稻秸稈提高了3 種土壤DOC 和MBC 含量，促進土壤有機碳礦化。3 種土壤中平均相對分子質(zhì)量（E2/E3）值依次為水稻土gt;紅壤gt;潮土；且添加微塑料和水稻秸稈提高了土壤DOC 平均相對分子質(zhì)量、芳香性和疏水性。3 種土壤有機碳礦化均與DOC E2/E3 呈顯著負相關，且水稻土和潮土有機碳礦化與DOC 芳香性（SUVA254）和疏水性（SUVA260）呈顯著正相關。研究結果表明，微塑料和水稻秸稈還田顯著影響土壤有機碳的礦化。

關鍵詞 微塑料； 土壤； 水稻秸稈； 有機碳礦化； CO2排放

中圖分類號 S154 文獻標識碼 A 文章編號 1000-2421（2024）06-0219-10

土壤有機碳是陸地生態(tài)系統(tǒng)最大的碳庫［1］，其礦化是土壤中重要的生物地球化學過程［2-3］，與土壤有機碳穩(wěn)定和溫室氣體排放密切相關。開展土壤固碳減排研究，對調(diào)控溫室效應和實現(xiàn)“雙碳”目標具有重要意義。

據(jù)歐洲塑料協(xié)會統(tǒng)計，2020 年全球塑料產(chǎn)量達到3.67 億 t，且預測仍將呈上漲趨勢［4］。大部分廢棄塑料進入環(huán)境后經(jīng)過光照、高溫氧化、物理風化和生物降解等作用形成粒徑小于5 mm 的塑料顆?；蛩槠?，即微塑料（microplastics，MPs）［5-6］。土壤中的MPs 來源廣泛，與人類活動關系密切，主要包括塑料廢棄物、地膜覆蓋、污泥堆肥、污灌和大氣沉降等［7-8］。MPs 進入土壤后改變土壤結構和通氣透水能力 ［9-10］，且進入土壤孔隙的MPs 可能被土壤微生物作為潛在的碳源，進而影響碳轉化相關微生物的數(shù)量和群落［11-12］，最終可能影響土壤有機碳組分和溫室氣體如CO2的排放。

水稻秸稈還田作為資源高效和可持續(xù)利用方式，能有效改善土壤環(huán)境、增加土壤固碳量及土壤養(yǎng)分，降低稻區(qū)溫室效應和溫室氣體排放［13］。Wang等［14］的Meta 分析結果顯示，秸稈還田可使土壤有機碳含量增加13.97%。與不還田相比，秸稈還田顯著提高土壤中可溶性有機碳和微生物量碳含量［15］，進而影響有機碳分解與礦化過程。微塑料與水稻秸稈進入土壤后，可能對土壤碳循環(huán)產(chǎn)生一定影響?；诖?，本研究將微塑料污染與秸稈還田相結合，通過對3 種典型農(nóng)田土壤添加聚乙烯微塑料和水稻秸稈，探究微塑料對秸稈添加下土壤有機碳轉化及CO2排放特征，以期為明確微塑料污染和秸稈還田對土壤碳排放影響提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

選取水稻土、紅壤和潮土為供試土壤，分別取自湖北省荊門市（30° 49′N、112° 9′E）、咸寧市（30° 01′N， 114° 21′E） 和武漢市（30° 38′N、114°15′E）。采集耕作層（0～20 cm）土壤，去除可見的礫石和動植物殘體，運回實驗室后通風陰干。一部分土壤過孔徑2 mm 和0.149 mm 篩，用于土壤理化性質(zhì)（表1）的測定，剩余土壤過過孔徑2 mm 篩用于培養(yǎng)試驗。

供試聚乙烯微塑料（PE）購自中誠塑化有限公司，粒徑小于0.149 mm。供試水稻秸稈（RS）在湖北省武漢市華中農(nóng)業(yè)大學試驗基地水稻成熟期采集，風干后粉碎，過0.25 mm 篩備用。使用pH 計和元素分析儀測定3 種土壤、聚乙烯微塑料和水稻秸桿的基本性質(zhì)，結果如表1 所示。

1.2 培養(yǎng)試驗

各土壤樣品在恒溫恒濕、黑暗條件下預培養(yǎng)7 d，以激活土壤微生物活性。3 種土壤（水稻土、紅壤和潮土）分別設置4 個處理：對照組（不添加任何材料，CK）；微塑料組（添加0.5% 微塑料，PE）；秸稈組（添加0.25% 水稻秸稈，RS）；水稻秸稈+塑料組（添加0.25% 水稻秸稈和0.5% 微塑料，RS-PE），每個處理設3 次重復。

稱取預培養(yǎng)土壤60 g 于500 mL 培養(yǎng)瓶中，分別按上述處理添加試驗材料，調(diào)節(jié)含水量為田間含水量（WHC）的60%，培養(yǎng)瓶口用帶小孔的保鮮膜密封，25 ℃黑暗條件下好氣培養(yǎng)70 d，按稱質(zhì)量法定期補充水分。分別在培養(yǎng)的第1、3、7、15、30、50、70 天時采集氣體，用于測定CO2濃度。培養(yǎng)結束后將培養(yǎng)瓶內(nèi)樣品混勻、風干、過篩，用于其他理化性質(zhì)分析。

1.3 測定指標及方法

1）基本理化性質(zhì)分析。稱取過孔徑2 mm 篩的土樣于50 mL 帶蓋離心管，按照土水比1∶2.5（m/V）向離心管中加入去CO2 的蒸餾水，震蕩后靜置30min，用pH 計（FiveEasy Plus FE28）測定懸液的pH值［16］。稱取一定量土壤，用元素分析儀（Isoprime100）測定各土壤全氮、全碳含量，計算碳氮比（C/N）。

2）CO2釋放量的測定。采集的氣體用氣相色譜儀（Agilent，G8890A）測定CO2濃度。

3）可溶性有機碳和微生物量碳的測定。土壤可溶性有機碳（soluble organic carbon，DOC）含量和結構的測定參照Xu 等［17］的方法。土樣按1∶5（m/V）的比例加入超純水，室溫下振蕩1 h 后以10 000 r/min離心5 min，懸液過0.45 μm 濾膜。用總有機碳分析儀（德國Elementer Vario）測定浸提液有機碳濃度，計算DOC 含量。

用紫外-可見分光光度計（UV-1500，日本Shimadzu）測定DOC 的紫外吸收光譜。計算254 nm（SUVA254）和260 nm（SUVA260）處的紫外吸光度，分別表示DOC 的芳香度和疏水性。250 nm（E2）和365nm（E3）處吸光度的比值表示DOC 的平均相對分子質(zhì)量大?。?8］。

使用熒光光譜儀（F-7100，日本Hitachi）測定DOC 的三維熒光光譜（fluorescence excitation emissionmatrix， EEM）［ 17］。

微生物生物量碳（microbial biomass carbon，MBC）含量用氯仿熏蒸-K2SO4 浸提法［16］，熏蒸與未熏蒸樣品DOC 含量之差，除以轉換系數(shù)（Kc=0.45）而得。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

根據(jù) Murphy 等［19］的方法，采用 MATLAB（MathWorks，美國Natick）中的 drEEM 0.6.0 工具箱進行平行因子分析（PARAFAC）。經(jīng)過拉曼歸一化、去拉曼散射和瑞利散射［20］、殘差分析、半分檢驗［21］后，最終經(jīng)反復迭代確定DOC 的最佳組分為三組分模型（命名為 C1、C2、C3）。最佳組分的相對含量根據(jù)PARAFAC 獲得的最大熒光強度（Fmax）得出。

數(shù)據(jù)統(tǒng)計及方差分析采用SPSS 2021 軟件完成，用Microsoft Excel 2021 和Origin 2021 軟件進行數(shù)據(jù)處理并繪圖。雙因素方差分析結合Duncan’s 檢驗比較土壤類型和外源材料添加對測試指標影響的差異。用Pearson 相關評估指標之間的相關性。

2 結果與分析

2.1 微塑料和秸稈添加對土壤二氧化碳排放量的影響

在70 d 培養(yǎng)期間，水稻土和潮土中CO2 累積釋放量呈前期（0～30 d）迅速增加、后期（30～70 d）增加較緩的趨勢（圖1 A、C）；而在紅壤中PE 和RS-PE 處理CO2 累積釋放量在整個培養(yǎng)期間快速增加（圖1B）。在70 d 培養(yǎng)期內(nèi)，水稻土CK、PE、RS、RS-PE處理中CO2 累積排放量分別為265.2、295.8、541.1、478.7 mg/kg，單獨秸稈施用使水稻土中CO2 累積排放量增加了104%，微塑料在不施用秸稈時使水稻土中CO2 累積排放量增加了12%，但在施用秸稈時使水稻土中CO2累積排放量減少了12%。

在70 d 培養(yǎng)期內(nèi)，紅壤CK、PE、RS、RS-PE 處理中CO2 累積排放量分別為110.3、154.2、265.3、414.0mg/kg，單獨秸稈施用使紅壤中CO2累積排放量增加141%，微塑料在不施用和施用秸稈時使紅壤中CO2累積排放量分別增加了40% 和56%。在70 d 的培養(yǎng)期內(nèi)，潮土CK、PE、RS、RS-PE 處理中CO2累積排放量分別為241.6、358.5、425.5、563.6 mg/kg，單獨秸稈施用使潮土中CO2 累積排放量增加了76%，微塑料在不施用和施用秸稈時使潮土中CO2累積排放量分別增加了48% 和32%。

3 種土壤中PE 和RS-PE 處理下70 d 的CO2 累積釋放量為潮土gt;水稻土gt;紅壤（圖1 D）。土壤類型、添加材料和兩者交互作用對70 d 內(nèi)CO2 累積釋放量影響顯著（圖1 D）。單獨秸稈施用增加了供試3種土壤的CO2累積排放量，但增幅以紅壤中最高，而潮土中最低；微塑料在不施用秸稈時也均增加供試3種土壤的CO2 累積排放量，但增幅均遠小于相應單獨秸稈施用的處理，且增幅在水稻土中最低；微塑料在施用秸稈時增加了紅壤和潮土中的CO2累積排放量，但減少了水稻土中的CO2累積排放量，這可能與水稻土的固碳能力強有關。

2.2 微塑料和秸稈添加對土壤理化性質(zhì)的影響

在3 種土壤中，與CK 相比，除紅壤添加秸稈處理外，微塑料和秸稈添加均顯著增加TOC 含量，且土壤類型和外源材料添加及其交互作用對TOC 的影響顯著（表2）。無論是否添加水稻秸稈，在3 種土壤中添加微塑料均增加土壤碳氮比（C/N），且土壤類型和外源材料添加的交互作用對C/N 影響極顯著（P lt; 0.001）。土壤pH 值高低為潮土gt;水稻土gt;紅壤，與外源材料添加無關。

2.3 微塑料和秸稈添加對土壤DOC和MBC含量的影響

3 種土壤同一處理下可溶性有機碳（DOC）和微生物量碳（MBC）含量由高到低為水稻土gt;紅壤gt;潮土（圖2），且MBC 含量差異較大。水稻土、紅壤和潮土中添加水稻秸稈后，DOC 含量相比對照分別增加19.11、8.88 和4.51 mg/kg，均大于添加微塑料比對照的增加量4.04 、2.76 和2.55 mg/kg。水稻土不加秸稈時，微塑料的加入使土壤MBC 含量增加12.15%；添加秸稈后，微塑料對土壤MBC 含量影響不顯著。紅壤不添加秸稈時，微塑料的加入使土壤MBC 含量增加38.03%；添加秸稈后，微塑料對土壤MBC 含量影響不顯著。潮土在未添加秸稈時，微塑料的加入使土壤MBC 含量增加17.69%；添加秸稈后，微塑料的加入使土壤MBC 含量增加30.88%。

微塑料組與對照組相比，水稻土、紅壤和潮土的DOC 和MBC 含量增加；RS-PE 與RS 相比，水稻土的DOC 和MBC 含量降低，紅壤、潮土的DOC 和MBC 含量增加。由于土壤自身TOC 含量的差異和外源碳的輸入，土壤類型和外源材料對DOC 和MBC含量影響顯著，但兩者交互作用僅對DOC 含量影響顯著（圖2）。

2.4 微塑料和秸稈添加對土壤可溶性有機碳結構的影響

紫外可見吸收光譜中獲得的SUVA254、SUVA260和E2/E3 可以表征可溶性有機碳的化學特性。結果顯示，3 種土壤中微塑料組SUVA254和SUVA260值略有增加，RS 和RS-PE 增加顯著，且RS-PE 處理最大（紅壤除外）（表3），表明添加微塑料和水稻秸稈均增加了可溶性有機碳的芳香性和疏水性。

各土壤中E2/E3 值大小順序為水稻土gt;紅壤gt;潮土，不同土壤的DOC 相對分子質(zhì)量差異顯著（Plt;0.001）。但各土壤中添加外源材料后，E2/E3值的大小為CKgt;PEgt;RSgt;RS-PE，表明外源材料添加后DOC 相對分子質(zhì)量增加，且RS-PE 處理的DOC 相對分子質(zhì)量最大。所以，微塑料和水稻秸稈的添加有助于大分子、高芳香性和疏水性DOC 組分的產(chǎn)生和積累（表3）。3 種土壤中SUVA254與SUVA260呈顯著正相關，而與E2/E3呈負相關（表4）

三維熒光光譜-平行因子分析被用于識別和表征DOC 的組分。如圖3 所示，在土壤樣品中鑒定出3種腐殖質(zhì)類化合物（C1、C2、C3）［22］。組分C1 的特征峰位于Ex（excitation wavelength） 280 nm、Em（emissionwavelength） 420 nm 處，其相對分子質(zhì)量較大，相對穩(wěn)定［23］；組分2 的特征峰位于Ex 275 nm、Em475 nm 處，主要為類富里酸和胡敏酸，其結構中有高相對分子質(zhì)量和高芳香度基團的存在［24］；組分C3 的特征峰位于Ex 325 nm、Em 385 nm 處，熒光特性簡單，易被氧化分解［25］。

DOC 的3 種熒光組分的熒光強度顯示，類富里酸（C1、C3）和類胡敏酸（C2）分別占69.92%～76.06% 和23.94%～30.08%，表明類富里酸組分是供試土壤DOC 中的主要物質(zhì)。3 種土壤中相同處理下各組分熒光強度大小為潮土gt; 水稻土gt; 紅壤（圖4）。與CK 相比，僅添加微塑料或水稻秸稈的處理，在潮土中3 個組分的含量均顯著增加，紅壤中顯著增加C2 和C3 組分，而水稻土中C1 和C2 組分無顯著變化。同時添加微塑料和水稻秸稈，在水稻土和潮土中RS-PE 組熒光強度最高且增加顯著，而紅壤中不顯著。土壤中添加微塑料和水稻秸稈均會使C1、C2、C3 組分熒光強度增加，且土壤類型和外源材料添加及兩者交互作用對DOC 各組分影響顯著（圖4）。

2.5 土壤CO2累積釋放量與DOC、MBC含量及紫外光譜指數(shù)的關系

土壤CO2累積釋放量與DOC、MBC 含量及紫外光譜指數(shù)的相關系數(shù)見表4，3 種土壤CO2累積釋放量均與DOC 和MBC 含量呈顯著正相關，與E2/E3呈顯著負相關，表明微生物易利用小分子的可溶性有機碳，而土壤中留存的DOC 相對分子質(zhì)量較大。水稻土和潮土中CO2 累積釋放量與SUVA254 和 SUVA260呈顯著正相關，紅壤中則不顯著。水稻土和潮土中DOC 含量與SUVA254 和 SUVA260 呈顯著正相關，與E2/E3 呈顯著負相關，表明水稻土和潮土的DOC 主要由大分子的高芳香性和疏水性組分構成。

3 討論

3.1 添加微塑料和水稻秸稈對土壤性質(zhì)及活性有機碳的影響

本研究結果表明，微塑料進入土壤后顯著增加TOC 含量和C/N 比；添加水稻秸稈后，潮土和水稻土的TOC 含量均顯著增加。土壤類型和添加外源材料及兩者交互作用對TOC 和C/N 比影響顯著（表2）。微塑料和水稻秸稈有機碳含量較高（表1），添加后增加了土壤TOC 和C/N。與CK 相比，微塑料增加了3 種土壤的DOC 和MBC 含量，與Gao 等［26］研究結果一致；RS-PE 與RS 相比，紅壤、潮土的DOC 和MBC 含量增加（圖2），這是因為微塑料具有強疏水性，不僅增加DOC 組分芳香性和疏水性（表3），還改變土壤容重、持水能力和通氣性［9， 25］，進而影響土壤中微生物的活性，這與Yu 等［27］的研究相反，他們發(fā)現(xiàn)，在摻入秸稈的條件下，微塑料的存在降低了MBC含量，可能是因為他們試驗中微塑料含量為10%，濃度較高，起到了抑制作用。

與微塑料相比，水稻秸稈具有更多易分解的半纖維素和纖維素，相比于CK，土壤中DOC 和MBC的增加量在添加秸稈組比添加微塑料組更大（圖2），表明秸稈作為碳源，比微塑料給微生物生長活動提供能量多，可加速微生物繁殖［28］。

各土壤中添加微塑料和水稻秸稈后，DOC 相對分子質(zhì)量均增大，且RS-PE 處理的DOC 相對分子質(zhì)量最大，表明水稻秸稈的分解與微塑料存在一定的拮抗作用，能緩解微塑料的毒害，維持土壤健康［29-30］。

3.2 添加微塑料和水稻秸稈對土壤CO2累積礦化量的影響

有機碳礦化是碳循環(huán)的重要部分，本試驗中培養(yǎng)初期（0～30 d），各處理的CO2釋放速率較快，隨著培養(yǎng)時間延長逐漸減緩，在培養(yǎng)后期趨于平穩(wěn)。培養(yǎng)初期土壤中存在較多活性有機碳和營養(yǎng)物質(zhì)，且添加的外源材料中易分解組分較多，微生物活性強且增殖快，有機碳分解速率較快；隨培養(yǎng)時間延長，土壤中活性有機碳及易分解組分含量降低，微生物增殖減弱，礦化速率逐漸減弱。

本試驗中土壤類型、添加材料和兩者交互作用對70 d 內(nèi) CO2累積釋放量影響顯著（圖1 D）。除RS處理外，3 種土壤中PE 和RS-PE 處理下70 d 內(nèi)CO2累積釋放量大小為潮土gt;水稻土gt;紅壤，與培養(yǎng)結束后pH 變化趨勢一致。表明土壤性質(zhì)（土壤TOC含量、pH、C/N）和外源C 輸入均影響CO2 累積釋放量［31-32］。微塑料和水稻秸稈對CO2累積釋放量影響有差異，添加秸稈會增加土壤TOC 和有效養(yǎng)分，為微生物生長繁殖提供豐富的基質(zhì)和良好的環(huán)境，促進有機碳的礦化［33］；添加微塑料可能增加土壤碳含量，增加土壤孔隙度，增強土壤透氣性，降低土壤容重，加快土壤有機質(zhì)礦化［9］。

有機碳礦化是土壤中活性有機碳在微生物作用下分解釋放CO2的過程，土壤DOC 含量直接影響土壤微生物活性，從而影響CO2的排放。本試驗中3 種土壤CO2累積釋放量均與DOC 和MBC 含量呈顯著正相關（表4），即DOC 和MBC 含量增加有利于有機碳的礦化，這與郝瑞軍等［34］的研究結果一致。3 種土壤CO2累積釋放量均與E2/E3呈顯著負相關，水稻土和潮土中CO2累積釋放量與SUVA254和SUVA260呈顯著正相關，且水稻土和潮土中DOC 含量與SUVA254和SUVA260呈顯著正相關，表明水稻土和潮土有機碳礦化同時受DOC 含量和化學組成的影響，微生物優(yōu)先分解相對分子質(zhì)量小、低芳香性和疏水性的簡單有機碳而產(chǎn)生CO2。

致謝：華中農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院朱俊副教授、石磊博士在試驗設計和數(shù)據(jù)分析方面提供了幫助，特此致謝！

參考文獻 References

［1］ STOCKMANN U，ADAMS M A，CRAWFORD J W，et al．The knowns，known unknowns and unknowns of sequestrationof soil organic carbon［J］．Agriculture，ecosystems amp; environment，2013，164：80-99．

［2］ 劉琪，李宇虹，李哲，等. 不同水分條件和微生物生物量水平下水稻土有機碳礦化及其影響因子特征［J］. 環(huán)境科學，2021，42（5）：2440-2448.LIU Q，LI Y H，LI Z，et al.Characteristicsof paddy soil organic carbon mineralization and influencingfactors under different water conditions and microbial biomasslevels［J］. Environmental science，2021，42（5）：2440-2448（ in Chinese with English abstract）.

［3］ 李忠佩，張?zhí)伊?，陳碧? 可溶性有機碳的含量動態(tài)及其與土壤有機碳礦化的關系［J］. 土壤學報，2004，41（4）：544-552.LIZ P，ZHANG T L，CHEN B Y.Dynamics of soluble organiccarbon and its relation to mineralization of soil organic carbon［J］.Acta pedologica sinica，2004，41（4）：544-552 （in Chinesewith English abstract）.

［4］ 安立會，李歡，王菲菲，等. 海洋塑料垃圾污染國際治理進程與對策［J］. 環(huán)境科學研究，2022，35（6）：1334-1340.AN L H，LI H，WANG F F，et al.International governance progress inmarine plastic litter pollution and policy recommendations［J］.Research of environmental sciences，2022，35（6）：1334-1340（in Chinese with English abstract）.

［5］ 馬貴，丁家富，周悅，等. 固原市農(nóng)田土壤微塑料的分布特征及風險評估［J］. 環(huán)境科學，2023，44（9）：5055-5062.MA G，DING J F，ZHOU Y，et al.Distribution characteristics and riskassessment of microplastics in farmland soil in Guyuan［J］.Environmentalscience，2023，44（9）：5055-5062（ in Chinese withEnglish abstract）.

［6］ THOMPSON R C，OLSEN Y，MITCHELL R P，et al.Lostat sea：where is all the plastic？［J］. Science，2004，304（5672）：838.

［7］ 潘偉亮，羅玲利，敖良根，等. 微塑料在水土環(huán)境中的來源、危害及其檢測方法評述［J］. 應用化工，2022，51（5）：1508-1513.PAN W L，LUO L L，AO L G，et al.The sources，hazards anddetection methods of microplastics in soil and water environment［J］.Applied chemical industry，2022，51（5）：1508-1513（in Chinese with English abstract）.

［8］ HUANG Y，LIU Q，JIA W Q，et al. Agricultural plasticmulching as a source of microplastics in the terrestrial environment［J/OL］. Environmental pollution，2020，260：114096［2024-01-16］.https：//doi.org/10.1016/j.envpol.2020.114096.

［9］ 鄂玉聯(lián)，譚蘭蘭，安夢潔，等. 高分子化合物對鹽漬化棉田土壤團聚體組成及棉花產(chǎn)量的影響［J］. 南方農(nóng)業(yè)學報，2017，48（11）：1989-1993.E Y L，TAN L L，AN M J，et al.Effectsof polymer compounds on soil aggregate composition and cottonyield in salted cotton field［J］.Journal of southern agriculture，2017，48（11）：1989-1993 （in Chinese with English abstract）.

［10］ 李晶晶，白崗栓. 聚丙烯酰胺的水土保持機制及研究進展［J］.中國水土保持科學，2011，9（5）：115-120.LI J J，BAI G S.Mechanism of PAM on soil and water conservation and its development［J］.Science of soil and water conservation，2011，9（5）：115-120（ in Chinese with English abstract）.

［11］ 費禹凡，黃順寅，王佳青，等. 設施農(nóng)業(yè)土壤微塑料污染及其對細菌群落多樣性的影響［J］. 科學通報，2021，66（13）：1592-1601.FEI Y F，HUANG S Y，WANG J Q，et al.Microplasticscontamination in the protected agricultural soils and itseffects on bacterial community diversity［J］. Chinese sciencebulletin，2021，66（13）：1592-1601 （in Chinese with Englishabstract）.

［12］ LIU M L，F(xiàn)ENG J G，SHEN Y W，et al.Microplastics effectson soil biota are dependent on their properties：a Meta-analysis［J/OL］. Soil biology and biochemistry，2023，178：108940［2024-01-16］. https：//doi. org/10.1016/j. soilbio.2023.108940.

［13］ HUANG W，WU J F，PAN X H，et al. Effects of long-termstraw return on soil organic carbon fractions and enzyme activitiesin a double-cropped rice paddy in South China［J］.Journalof integrative agriculture，2021，20（1）：236-247.

［14］ WANG Y L，WU P N，MEI F J，et al.Does continuous strawreturning keep China farmland soil organic carbon continued increase：a meta-analysis［J/OL］.Journal of environmental management，2021，288：112391［2024-01-16］. https：//doi. org/10.1016/j.jenvman.2021.112391.

［15］ 李新華，郭洪海，朱振林，等. 不同秸稈還田模式對土壤有機碳及其活性組分的影響［J］. 農(nóng)業(yè)工程學報，2016，32（9）：130-135.LI X H，GUO H H，ZHU Z L，et al.Effects of differentstraw return modes on contents of soil organic carbon andfractions of soil active carbon［J］. Transactions of CSAE，2016，32（9）：130-135（ in Chinese with English abstract）.

［16］ 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法［M］. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學技術出版社，2000.LU R K.Methods of soil agrochemical analysis［M］. Beijing：China Agricultural Science and TechnologyPress，2000（in Chinese）.

［17］ XU P D，ZHU J，WANG H，et al.Regulation of soil aggregatesize under different fertilizations on dissolved organic matter，cellobiose hydrolyzing microbial community and their roles inorganic matter mineralization［J/OL］.Science of the total environment，2021，755：142595［2024-01-16］. https：//doi. org/10.1016/j.scitotenv.2020.14259.

［18］ LEE H S，HUR J，LEE M H，et al.Photochemical release ofdissolved organic matter from particulate organic matter：spectroscopiccharacteristics and disinfection by-product formationpotentia［l J］.Chemosphere，2019，235：586-595.

［19］ MURPHY K R，STEDMON C A，GRAEBER D，et al.Fluorescencespectroscopy and multi-way techniques. PARAFAC［J］.Analytical methods，2013，5（23）：6557-6566.

［20］ BAHRAM M，BRO R，STEDMON C，et al.Handling of Rayleighand Raman scatter for PARAFAC modeling of fluorescencedata using interpolation［J］. Journal of chemometrics，2006，20（3/4）：99-105.

［21］ STEDMON C A，BRO R. Characterizing dissolved organicmatter fluorescence with parallel factor analysis：a tutorial［J］.Limnology and oceanography：methods，2008，6（11）：572-579.

［22］ LIN H，GUO L D. Variations in colloidal DOM compositionwith molecular weight within individual water samples as characterizedby flow field-flow fractionation and EEM-PARAFACanalysis［J］.Environmental science amp; technology，2020，54（3）：1657-1667.

［23］ 李帥東，張明禮，楊浩，等. 昆明松華壩庫區(qū)表層土壤溶解性有機質(zhì)（DOM）的光譜特性［J］. 光譜學與光譜分析，2017，37（4）：1183-1188.LI S D，ZHANG M L，YANG H，et al.Spectroscopiccharacteristics of dissolved organic matter from topsoils on Songhuaba Reservoir in kunmimg［J］. Spectroscopyand spectral analysis，2017，37（4）：1183-1188 （in Chinesewith English abstract）.

［24］ 郭衛(wèi)東，黃建平，洪華生，等. 河口區(qū)溶解有機物三維熒光光譜的平行因子分析及其示蹤特性［J］. 環(huán)境科學，2010，31（6）：1419-1427.GUO W D，HUANG J P，HONG H S，et al.Resolving excitation emission matrix spectroscopy of estuarineCDOM with parallel factor analysis and its application in organicpollution monitoring［J］.Environmental science，2010，31（6）：1419-1427（ in Chinese with English abstract）.

［25］ DE SOUZA MACHADO A A，LAU C W，TILL J，et al.Impactsof microplastics on the soil biophysical environment［J］.Environmental science amp; technology，2018，52（17）：9656-9665.

［26］ GAO B，YAO H Y，LI Y Y，et al.Microplastic addition altersthe microbial community structure and stimulates soil carbondioxide emissions in vegetable-growing soil［J］.Environmentaltoxicology and chemistry，2021，40（2）：352-365.

［27］ YU H，ZHANG Z，ZHANG Y，et al. Effects of microplasticson soil organic carbon and greenhouse gas emissions in the contextof straw incorporation：a comparison with different types ofsoi［l J/OL］.Environmental pollution，2021，288：117733［2024-01-16］.https：//doi.org/10.1016/j.envpol.2021.117733.

［28］ 王季斐，童瑤瑤，祝貞科，等. 不同水平外源碳在稻田土壤中轉化與分配的微生物響應特征［J］. 環(huán)境科學，2019，40（2）：970-977.WANG J F，TONG Y Y，ZHU Z K，et al.Transformationand distribution of soil organic carbon and the microbialcharacteristics in response to different exogenous carbon inputlevels in paddy soil［J］.Environmental science，2019，40（2）：970-977（ in Chinese with English abstract）.

［29］ 馮雪瑩，孫玉煥，張書武，等. 微塑料對土壤-植物系統(tǒng)的生態(tài)效應［J］. 土壤學報，2021，58（2）：299-313.FENG X Y，SUNY H，ZHANG S W，et al.Ecological effects of microplastics onsoil-plant systems［J］. Acta pedologica sinica，2021，58（2）：299-313（ in Chinese with English abstract）.

［30］ 朱永官，朱冬，許通，等.（微）塑料污染對土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響：進展與思考［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2019，38（1）：1-6.ZHU Y G，ZHU D，XU T，et al.Impacts of （micro） plasticson soil ecosystem：progress and perspective［J］. Journal ofagro-environment science，2019，38（1）：1-6 （in Chinese withEnglish abstract）.

［31］ 劉志偉，朱孟濤，郭文杰，等. 秸稈直接還田與炭化還田下土壤有機碳穩(wěn)定性和溫室氣體排放潛力的對比研究［J］. 土壤通報，2017，48（6）：1371-1378.LIU Z W，ZHU M T，GUO WJ，et al.Comparison of soil organic carbon stability and greenhousegas emissions potential under straw or straw-derivedbiochar amendment［J］.Chinese journal of soil science，2017，48（6）：1371-1378（ in Chinese with English abstract）.

［32］ 張秀玲，鄢紫薇，王峰，等. 微塑料添加對橘園土壤有機碳礦化的影響［J］. 環(huán)境科學，2021，42（9）：4558-4565.ZHANG XL，YAN Z W，WANG F，et al. Effects of microplastics additionon soil organic carbon mineralization in Citrus orchard［J］.Environmental science，2021，42（9）：4558-4565 （in Chinesewith English abstract）.

［33］ 高燕，張延，郭亞飛，等. 不同秸稈還田模式對土壤有機碳周轉的影響［J］. 土壤與作物，2019，8（1）：93-101. GAO Y，ZHANG Y，GUO Y F，et al.Effect of residue return patternson soil organic carbon turnover：a review［J］.Soils and crops，2019，8（1）：93-101（ in Chinese with English abstract）.

［34］ 郝瑞軍，李忠佩，車玉萍. 蘇南水稻土有機碳礦化特征及其與活性有機碳組分的關系［J］. 長江流域資源與環(huán)境，2010，19（9）：1069-1074.HAO R J，LI Z P，CHE Y P.Characteristic ofsoil organic carbon mineralization and its relationship with activeorganic carbons in paddy soils of southern Jiangsu Province［J］.Resources and environment in the Yangtze Basin，2010，19（9）：1069-1074（ in Chinese with English abstract）.

（責任編輯：張志鈺）

基金項目：國家自然科學基金項目（22106041）