摘" 要：作為陸海交界處獨特的潮間帶生態(tài)系統(tǒng)，紅樹林是阻止微塑料（microplastics，MPs）進(jìn)入海洋的最后一道屏障。因此沿海紅樹林已經(jīng)成為MPs的主要匯集地。為探究人工與自然紅樹林群落中MPs賦存特征及細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的差異，本研究以海南省東寨港紅樹林自然保護(hù)區(qū)為研究區(qū)域，選擇典型人工和天然紅樹林群落為研究對象，以聚氯乙烯（polyvinyl chloride，PVC）和聚乳酸（polylactic acid，PLA）為目標(biāo)MPs開展原位暴露實驗，比較PVC與PLA兩種MPs在人工和天然紅樹林群落暴露后微觀形貌與理化性質(zhì)的動態(tài)變化，并分析不同紅樹林群落“塑料際”細(xì)菌群落差異。結(jié)果表明：隨著暴露時間的增加，與人工紅樹林群落中的MPs相比，暴露于天然紅樹林群落中MPs表面形貌塌陷程度更顯著，接觸角、結(jié)晶度和疏水性變化也更劇烈，表明天然紅樹林環(huán)境暴露加速了MPs的老化過程。人工和天然紅樹林群落“塑料際”和周圍沉積物中細(xì)菌群落多樣性均差異顯著（Plt;0.05）。暴露于天然紅樹林群落中的MPs優(yōu)勢菌為厚壁菌門（Firmicutes），而在人工紅樹林群落中，變形菌門（Proteobacteria）細(xì)菌在MPs表面大量定殖。其中天然紅樹林群落沉積物的pH水平為“塑料際”微生物結(jié)構(gòu)的主控因子（Plt;0.01），而人工紅樹林群落沉積物中的NH4+-N含量與“塑料際”微生物多樣性呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01）。綜上所述，相比于人工紅樹林群落，天然紅樹林環(huán)境可促進(jìn)MPs的老化效應(yīng)及“塑料際”表面微生物群落演替。研究結(jié)果闡明了天然和人工紅樹林原位暴露下PLA和PVC的理化性質(zhì)及“塑料際”的構(gòu)建過程，為進(jìn)一步分析MPs“塑料際”與環(huán)境的相互作用提供理論依據(jù)。

關(guān)鍵詞：紅樹林生態(tài)系統(tǒng)；微塑料；“塑料際”；微生物群落結(jié)構(gòu)；表面微形貌

中圖分類號：X505；S718.54" " " 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

Comparison of “Plastisphere” Characteristics Between Artificial and Natural Mangrove Communities in Dongzhaigang

WANG Haosen1， LYU Shuguo2， FU Yan1， WU Xiaochen2， SUN Hongfei1， DENG Hui1， ZHAO Yuanyuan3*， GE Chengjun1*

1. School of Environmental Science and Engineering， Hainan University / Key Laboratory of Agro-Forestry Environmental Processes and Ecological Regulation of Hainan Province / Haikou Key Laboratory of Environmental Toxicology， Haikou， Hainan 570228， China; 2. Hainan Academy of Environmental Sciences， Haikou， Hainan 570203， China; 3. School of Pharmaceutical Sciences， Hainan University， Haikou， Hainan 570228， China

Abstract： As a distinctive intertidal ecosystem at the interface between terrestrial and marine realms， mangrove represents a pivotal buffer against the influx of microplastics （MPs） into the marine environment， which serves as a principal repository for MPs. To elucidate the inner differences in the temporal alterations in micro-morphology， physicochemical traits and bacterial communities of polyvinyl chloride （PVC） and polylactic acid （PLA）， exposure experiments were conducted at the representative artificial and natural mangrove communities in Dongzhaigang Mangrove Nature Reserve in Hainan Province. Results revealed that MPs cultured in the natural mangrove performed more pronounced collapses and substantial fluctuations in contact angle， crystallinity， and hydrophobicity in comparison to that in artificial mangrove environment. This suggests that the natural mangrove environment exposure might accelerate the MPs aging processes. Significant differences were observed between the diversity of MPs bacterial communities and sediments in artificial and natural mangrove （Plt;0.05）. Firmicutes plays a dominate role in MPs exposed to natural mangrove communities， while Proteobacteria was the dominant phylum colonized on MPs in artificial mangrove environment. The pH level of natural mangrove sediments was the primary factor for bacterial colonization on “plastisphere” （Plt;0.01）， whereas ammonium nitrogen （NH4+-N） of artificial mangrove habitats showed a highly significant positive correlation （Plt;0.01） with the microbial community of MPs. In summary， MPs in natural mangrove communities showed more pronounced alterations in the surface micromorphology and microbial community succession than that in artificial mangrove communities. The surfaces of the “plastisphere” in natural mangrove communities have a high level of bacterial community richness， and their ability to enrich microorganisms differs from that of the “plastisphere” in artificial mangrove environment. Results of the study provide a foundation for the dynamic changes in physicochemical properties and microbial communities of MPs， which is expected to contribute to further investigations in the potential risks of MPs.

Keywords： mangrove ecosystem; microplastics; “plastisphere”; microbial community structure; surface micromorphology

DOI： 10.3969/j.issn.1000-2561.2024.11.024

作為一類新污染物，全球范圍內(nèi)廣泛賦存的微塑料（microplastics，MPs）已對生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險[1]。紅樹林生態(tài)系統(tǒng)是以紅樹植物為主要群落的濕地生態(tài)系統(tǒng)，是海岸帶最重要的生態(tài)系統(tǒng)之一，約占全球海岸線的60%～ 75%。紅樹林濕地已成為MPs重要的匯集地[2]。研究表明，紅樹林的氣生根可截留大量MPs并使其長期蓄積于紅樹林生態(tài)系統(tǒng)[3]。研究發(fā)現(xiàn)長期沉積的MPs表面會富集持久性有機污染物，顯著增強了MPs對環(huán)境污染物的載體效應(yīng)，對紅樹林生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在威脅[4-6]。為緩解紅樹林濕地的退化與喪失，各國紛紛開展人工種植工作以恢復(fù)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)多樣性。

MPs進(jìn)入自然環(huán)境后可作為微生物定殖的底物，為微生物提供新的生態(tài)位，MPs與環(huán)境中微生物相互作用可形成“塑料際”[7-8]?！八芰想H”的形成主要與MPs的物理化學(xué)性質(zhì)和環(huán)境條件相關(guān)[9]。已有研究報道，“塑料際”細(xì)菌群落的構(gòu)建會改變MPs的理化性質(zhì)，進(jìn)而影響其環(huán)境行為和歸趨[10-11]。MPs在自然環(huán)境中的老化效應(yīng)也為“塑料際”的形成提供有利條件[12]。此外，研究表明“塑料際”與周圍生態(tài)系統(tǒng)之間的微生物群落組成存在顯著差異，“塑料際”可以選擇性富集環(huán)境中的致病菌，促進(jìn)病原微生物的擴散，增加MPs對人類健康的潛在風(fēng)險[13-14]。因此MPs在紅樹林生態(tài)系統(tǒng)中長期賦存產(chǎn)生的潛在生態(tài)風(fēng)險值得深入探究。然而目前對MPs在人工紅樹林與天然紅樹林群落中的形貌特征和“塑料際”構(gòu)建差異的相關(guān)研究較為匱乏。

本研究選擇東寨港紅樹林自然保護(hù)區(qū)中人工和天然紅樹林群落作為研究區(qū)域，以生物基可降解類塑料聚乳酸（polylactic acid，PLA）和石油基不可降解類塑料聚氯乙烯（polyvinyl chloride，PVC）為目標(biāo)MPs，探討原位暴露過程中PLA與PVC表面微觀形貌與性質(zhì)的動態(tài)變化，并分析MPs“塑料際”細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)差異，為評估MPs在紅樹林濕地中的生態(tài)風(fēng)險提供科學(xué)依據(jù)。

1" 材料與方法

1.1" 材料

本研究選擇海南省東寨港國家級紅樹林自然保護(hù)區(qū)（110°34′～110°38′E，19°38′～20°01′N）中以海南紅海欖和木欖為優(yōu)勢種的代表性人工紅樹林（生長年限8 a左右）和天然紅樹林群落作為原位試驗地區(qū)開展野外暴露實驗。具體暴露點位信息與樣品處理組信息如表1、圖1所示。

1.2" 方法

1.2.1" 微塑料樣品制備" PVC和PLA的MPs顆粒粒徑為0.3 mm，購自北京安科萊爾科技有限公司。實驗前，先將MPs顆粒放入無水乙醇中超聲震蕩處理30 min，隨后使用無菌水對MPs顆粒清洗3次，以去除殘留的乙醇及其他可能污染物。清洗后的MPs顆粒在實驗室條件下自然風(fēng)干后備用。

1.2.2" 微塑料樣品投放與收集" 取50 g目標(biāo)MPs分別置于尼龍袋（孔徑0.15 mm）中以保證MPs顆粒與外圍環(huán)境得以充分接觸。退潮時在選定的紅樹林暴露點位將MPs樣品置于沉積物表層5～10 cm處。暴露結(jié)束后（30、60、120 d）采集MPs樣品。使用無菌水清洗MPs樣品后分為2份，分別保存于4 ℃和–80 ℃環(huán)境下，以便開展后續(xù)表征分析和微生物檢測。同時取2份暴露點位沉積物用于沉積物理化性質(zhì)和微生物多樣性分析。各暴露點在不同暴露時間的沉積物理化性質(zhì)指標(biāo)及信息見表2。

1.2.3" “塑料際”形貌觀察與表面特征分析" （1）表面形貌分析。使用場發(fā)射掃描電子顯微鏡（scanning electron microscope，SEM， Verios G4 UC，Thermo Scientific，美國）觀察不同暴露時間的MPs表面微觀形貌變化。將適量樣品粘附在導(dǎo)電膠上，放置于真空環(huán)境中噴金以增強樣品導(dǎo)電性。在整個分析過程中，SEM儀器在20 kV的加速電壓下進(jìn)行操作。

（2）表面官能團和結(jié)晶度分析。使用傅立葉變換紅外光譜儀（Frontier，PerkinElmer，美國）表征“塑料際”形成所導(dǎo)致的MPs表面功能化學(xué)基團的變化。在測試前，樣品在超純水中進(jìn)行3次漂洗，以確保表面清潔。光譜分析時，每個樣品掃描64次，分辨率為4 cm–1，掃描區(qū)間設(shè)定為500～4000 cm–1。此外，為提高數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性和可靠性，每個樣品重復(fù)測量3次。根據(jù)獲得的傅里葉變換紅外光譜（fourier transform infrared spectroscopy，F(xiàn)TIR）計算得到羰基指數(shù)（carbonyl index，CI），計算公式如下：

CI=Ac=o/Aref

式中，Ac=o為羰基峰的積分面積，Aref為參考峰的積分面積。

使用X射線衍射儀（X-ray diffractometer，Smart Lab，Rigaku，日本）分析MPs的結(jié)晶特性，并獲得X射線衍射（X-Ray Diffraction，XRD）譜圖。在分析過程中，將適量MPs均勻平鋪在制樣板上，隨后在2θ掃描范圍內(nèi)使用Cu-Kα輻射源（λ=1.5406?）進(jìn)行連續(xù)掃描。設(shè)置掃描角度范圍為5～70°，掃描速度為2 °/min，電流為30 mA，電壓為40 kV。利用Jade 6.5軟件計算結(jié)晶度。

（3）表面疏水性分析。使用DSA30水接觸角測量儀（DSA30，科斯威，中國）測量環(huán)境條件下的靜態(tài)水接觸角，結(jié)合圖像處理軟件分析MPs的疏水性變化。

（4）表面元素分析。使用X射線光電子能譜儀（Axis Supra，島津KRATOS，日本）測定MPs樣品中C、O、Cl、Si等元素，并得到X射線光電子能譜（X-ray photoelectron spectroscopy，XPS），用Advantage軟件進(jìn)行分峰處理。

（5）DNA提取、擴增子測序及生物信息的獲取。采用1%的瓊脂糖凝膠電泳技術(shù)提取MPs表面定殖和沉積物中微生物DNA序列，并使用上游引物338F（5-ACTCCTACGGGAGGCAGCA G-3）和下游引物806R（5-GGACTACHVGGGT WTCTAAT-3）對樣本中細(xì)菌的16S rRNA基因的V3～V4區(qū)進(jìn)行擴增，測序平臺為Illumina NovaSeq PE300。MPs和沉積物樣品的微生物測序工作由上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司完成。

1.3" 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2019軟件進(jìn)行圖表數(shù)據(jù)處理，使用SPSS 26軟件進(jìn)行單因素方差分析和統(tǒng)計。使用Canoco 5軟件對沉積物性質(zhì)與細(xì)菌群落組成進(jìn)行冗余分析（redundancy analysis，RDA）。使用Origin 2022軟件實現(xiàn)數(shù)據(jù)可視化。

2" 結(jié)果與分析

2.1" 微塑料表面微觀形貌變化

由電鏡觀察結(jié)果可知，原始PLA和PVC顆粒均具有光滑無裂紋的表面，且無其他侵蝕特征（圖2）。經(jīng)過30 d的暴露，MPs表面開始出現(xiàn)孔洞和裂縫；暴露60 d后，與暴露于人工林中的MPs對比可知，天然林中的MPs（YHPLA和YHPVC）表面均觀察到更為明顯的深脊與塌陷現(xiàn)象，且在YHPVC表面褶皺處附著桿狀微生物（圖2B）；暴露120 d后，YHPLA表面產(chǎn)生隨機分布的網(wǎng)狀裂紋，呈現(xiàn)以褶皺、裂縫和突起為顯著特征的變化，且有球狀微生物群落附著（圖2A）。原位暴露后YHPVC表面產(chǎn)生若干凸起，并分布著大面積粘附的物質(zhì)（圖2B）。在相同的暴露周期內(nèi)，天然林MPs老化程度比人工林中更為顯著，PLA表面微觀形貌變化較PVC更為突出。

2.2" 微塑料表面疏水性變化

如圖3所示，原始PLA和PVC均表現(xiàn)出較強疏水性。隨著在人工和天然紅樹林群落中暴露時間的增加，MPs接觸角均顯著降低（Plt;0.05）。與原始MPs的接觸角相比，PLA在天然林暴露后接觸角降至70.0%～95.1%；人工林中的MPs接觸角降至88.7%～97.1%（圖3A）。在天然林和人工林中暴露后PVC的接觸角分別比原始MPs降低6.6%～26.7%和4.9%～16.7%（圖3B），表明天然紅樹林群落對MPs疏水性的影響更為顯著。相較于PLA，PVC的接觸角變化較小。

2.3" 微塑料官能團變化

由MPs的FTIR光譜圖可知（圖4A～圖4D），暴露后的PLA-MPs中，位于1748 cm–1的羰基（C=O）伸縮振動峰以及2995～2850 cm–1區(qū)域的C-H鍵伸縮振動峰強度有所降低，這表明PLA-MPs表面可能發(fā)生酯基的降解。與原始MPs相比，PVC-MPs在3500 cm–1和1715 cm–1處的羥基（-OH）和C=O振動峰的峰強隨暴露時間增加而逐漸增強，同時觀察到C-Cl鍵的伸縮振動也更為顯著（圖4E～圖4H）。

由圖5可知，經(jīng)暴露后PVC-MPs的CI值顯著增加（Plt;0.05），而PLA-MPs的CI值則呈現(xiàn)出相反的趨勢（Plt;0.05）。在天然和人工紅樹林群落不同小寫字母表示不同暴露時間下人工和天然紅樹林群落中微塑料的靜態(tài)接觸角差異顯著（Plt;0.05）。

中PVC-MPs的CI值（圖5B）分別升高至原始MPs的1.18～1.42倍和1.07～1.35倍，PLA- MPs的CI值（圖5A）則分別降低為原始MPs的79.5%～ 98.1%和88.3%～98.1%?？梢钥闯?，天然紅樹林群落對MPs的CI值的影響顯著高于人工紅樹林群落。

2.4" 微塑料結(jié)晶度變化

由于PVC-MPs在暴露后更多地表現(xiàn)為其他物理和化學(xué)性質(zhì)的變化，如變色和變脆，在這里不參與比較分析。在人工和天然紅樹林群落中暴露30、60、120 d后PLA的MPs的XRD譜圖如圖6所示，衍射峰強度普遍弱于原始MPs，這表明與原始MPs相比，暴露于紅樹林群落中的MPs結(jié)晶度下降。由圖6E可知，原始PLA的MPs結(jié)晶度為58.7%，暴露120 d后，YHPLA、RHPLA、YMPLA、RMPLA的MPs結(jié)晶度分別降至原始MPs的78.1%、85%、84.1%和88.1%。結(jié)果表明，暴露后人工林和天然林的PLA的MPs結(jié)晶度均顯著下降（Plt;0.05），其中暴露于天然林的PLA的MPs結(jié)晶度下降幅度比人工林更大，這可能更易導(dǎo)致斷裂和結(jié)構(gòu)剝落，從而表現(xiàn)出更嚴(yán)重的老化現(xiàn)象。

2.5" 微塑料化學(xué)元素組成變化

PLA、PVC的MPs在人工和天然紅樹林群落中暴露后的XPS全譜圖如圖7所示，原始MPs中僅含有少量O元素，而暴露后MPs表面檢測到

大量O、Si元素。相比于原始PLA的MPs，YHPLA和YMPLA的MPs氧峰強度分別增加18.41%和13.62%，而人工群落中MPs表面氧峰強度僅增加0.55%～1.43%，這說明在天然林群落暴露過程中PLA-MPs表面引入了更多含氧官能團。由PVC- MPs的XPS全譜圖（圖7B）顯示出氯峰面積下降，表明暴露期間可能發(fā)生脫氯效應(yīng)。

根據(jù)表3可知，相較于原始MPs，暴露后MPs的O/C值均有所增加，其中暴露于天然紅樹林群落中MPs的O/C值變化最為顯著。YHPLA和YMPLA的極性指數(shù)分別增加至原始MPs的1.57倍和2.19倍；而YHPVC和YMPVC的極性指數(shù)分別增至原始MPs的4.86倍和4.79倍。

原始和暴露后MPs的C 1s和O 1s高分辨率光譜如圖8～圖9所示。在C 1s譜圖（圖8A）中，與原始PLA相比，YHPLA、YMPLA、RHPLA和RMPLA的C=O的峰面積分別增加至3.22倍、2.17倍、1.22倍、1.23倍，表明在暴露過程中PLA表面部分C-H鍵或C-C鍵可能受到氧化導(dǎo)致其不飽和度增加。與人工林中暴露的PLA相比，暴露于天然林中PLA的C=O峰面積變化更為顯著。在O 1s譜圖（圖9）中進(jìn)一步證實了MPs在原位暴露過程出現(xiàn)了氧化效應(yīng)，在天然林群落中暴露的YHPLA和YMPLA中C=O峰面積分別為暴露于人工林中PLA的1.42倍和2.10倍，YHPVC和

YMPVC中C=O峰面積分別為暴露于人工林中PVC的1.13倍和1.87倍。原位暴露后MPs表面相關(guān)含氧基團的峰面積同樣呈現(xiàn)增長趨勢，與原始MPs相比，在天然林和人工林中PLA的C-OOH峰面積分別增長0.67～1.44倍和0.22～ 0.34倍，PVC中-OH峰面積分別增長3.33～6.77倍和0.03～3.24倍。

2.6" 微塑料表面細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)組成響應(yīng)及環(huán)境因子影響分析

2.6.1" MPs表面細(xì)菌群落多樣性" 由OTUs分析可知（圖10），所有MPs及沉積物共有140～156個OTUs，顯示出較低的相似度。在不同紅樹林群落中，天然林的OTUs數(shù)量（1464～5185）高于人工林（1563～3754），表明天然林中的MPs表面微生物豐富度更高。由圖11可知，不同暴露時間下MPs表面細(xì)菌群落的α多樣性指數(shù)均無顯著差異。

相比于沉積物，暴露后“塑料際”中微生物的Ace指數(shù)、Chao指數(shù)、Shannon指數(shù)均顯著下降（Plt;0.05），而Simpson指數(shù)顯著上升（Plt;0.05），表明沉積物、天然林中“塑料際”和人工林中“塑料際”的細(xì)菌群落之間具有顯著差異，其中沉積物中細(xì)菌群落α多樣性更高。

2.6.2" 人工和天然微塑料際的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)" 圖12為門水平下沉積物和MPs表面細(xì)菌組成及其相對豐度。主要細(xì)菌群落包括變形菌門（Proteobacteria）、厚壁菌門（Firmicutes）、脫硫菌門（Desulfobacterota）、彎曲桿菌門（Campilobacterota）和綠彎菌門（Chloroflexi）。其中厚壁菌門和變形菌門為絕對的優(yōu)勢菌門。在暴露于天然林30 d的MPs表面，厚壁菌門相對豐度為（29.8±1.8）%～（43.1±1.8）%，隨著暴露時間增加到60 d，相對豐度顯著增加至（62.7±1.8）%～ （74.9±1.7）%，在120 d時又銳減至（8.03±0.3）%～ （17.6±2.7）%，但厚壁菌門在人工林的“塑料際”中比例較為穩(wěn)定，為（32.6±8.5）%～（54.8±2.4）%，且整個暴露過程中在“塑料際”的豐度均高于沉積物（12.1±1.28）%～（23.5±1.8）%。相比人工和天然林中的PLA-MPs，彎曲桿菌門、脫硫菌門和髕骨菌門（Patescibacteria）在PVC-MPs上暴露至30 d時更具優(yōu)勢，但到60 d時幾乎消失不見，原位暴露120 d后在MPs表面重新定殖。在暴露于人工林中30、60、120 d時，髕骨菌門（Patescibacteria）在不同MPs表面的相對豐度分別相差1.9%、0.1%、0.4%，而在天然林中分別相差8.3%、0.02%、1.5%。此外，綠彎菌門細(xì)菌在沉積物中的豐度波動較為穩(wěn)定（15%左右），直到暴露120 d后才定殖于MPs表面，且綠彎菌門在天然林“塑料際”中的相對豐度（4.0±0.4）%～ （7.4±1.4）%顯著高于人工林（1.6±0.7）%～（2.1± 0.1）%，表明“塑料際”對沉積物微生物具有選擇富集性，同時天然和人工林“塑料際”的富集能力不同。

如圖13所示，暴露于天然林、人工林中的MPs表面與沉積物的細(xì)菌群落具有顯著差異，其中天然林的環(huán)境對MPs細(xì)菌群落的變化貢獻(xiàn)度更高。結(jié)果還表明，人工林和天然林沉積物的細(xì)菌群落具有相似結(jié)構(gòu)。此外，PVC-MPs相比于PLA-MPs表現(xiàn)出明顯的聚類，說明二者的細(xì)菌群落產(chǎn)生明顯區(qū)別。

2.6.3" 環(huán)境因子分析" 冗余分析（圖14）很好地解釋了69.28%的細(xì)菌群落變異，其中RDA1可解釋50.57%的變異，RDA2可解釋18.71%的變異。如表4所示，沉積物pH和NH4+-N是較為重要的影響細(xì)菌群落組成的因子，其次是H元素、TC和TN的含量。天然林“塑料際”細(xì)菌群落組成與pH呈極顯著負(fù)相關(guān)（Plt;0.01）；人工林“塑料際”細(xì)菌群落組成與NH4+-N呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01）。

3" 討論

本研究通過SEM、XRD、FTIR、XPS和高通量測序技術(shù)表征MPs在人工紅樹林和天然紅樹林中表面微形態(tài)特征及細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的動態(tài)變化。各項表征結(jié)果表明，與人工林中MPs相比，暴露于天然林中的MPs表面形貌和結(jié)構(gòu)破碎化更為嚴(yán)重，進(jìn)一步促進(jìn)其他老化過程的進(jìn)行，如氧化和降解，導(dǎo)致MPs表面形成更多極性官能團，進(jìn)而提高M(jìn)Ps的親水性。值得注意的是，PLA-MPs在人工林和天然林原位暴露中均出現(xiàn)C=O和長烷基鏈斷裂現(xiàn)象，LV等[15]同樣發(fā)現(xiàn)PLA-MPs在土壤掩埋過程中C=O強度顯著降低。而暴露后PVC-MPs表面含氧官能團數(shù)量隨暴露時間延長而增多。ANDRADY[16]的研究結(jié)果與之相同，他們發(fā)現(xiàn)沉積物中原位暴露的塑料聚合物表面可形成大量羰基，使其更容易斷裂并促進(jìn)其降解過程。這表明紅樹林濕地原位暴露可能促進(jìn)PVC- MPs表面產(chǎn)生羰基與羥基等含氧官能團[17]。天然林對MPs物理和化學(xué)性質(zhì)的影響更為顯著，因此MPs在天然林中的老化程度和降解速度高于人工林[18]。

本研究揭示了天然紅樹林群落對MPs表面特性的顯著影響。由元素分析結(jié)果可知，MPs在天然林環(huán)境暴露后表面O/C值的顯著升高與羰基的形成具有密切聯(lián)系，這一結(jié)論與XPS結(jié)果一致。C 1s分峰結(jié)果表明，相比于人工林中的PLA-MPs，天然林中PLA-MPs的C=O峰面積顯著增加可能由于天然林環(huán)境促進(jìn)酯鍵發(fā)生水解作用，導(dǎo)致分子結(jié)構(gòu)中羧基數(shù)量增加，進(jìn)而引起氧原子含量的增加[19]。O 1s分峰結(jié)果表明PLA-MPs在暴露過程中逐漸發(fā)生氧化作用，其中的羰基可能來自于羧基的轉(zhuǎn)化[20]。ZHU等[21]發(fā)現(xiàn)PVC-MPs在降解過程中會產(chǎn)生中間產(chǎn)物環(huán)境持久性自由基，導(dǎo)致MPs在暴露期間分解出-CH-OOH自由基，隨后裂解轉(zhuǎn)化為C=O。DUAN等[22]也發(fā)現(xiàn)類似的結(jié)果，即老化后MPs表面產(chǎn)生不同的含氧官能團，主要包括-OH和C=O。此外，羰基易于分解的特性能夠促進(jìn)MPs的降解[23]。因此，天然林環(huán)境比人工林對MPs含氧官能團的影響更顯著，這與表面形貌的觀察結(jié)果一致，即暴露于天然林中MPs的老化程度更高。

暴露于天然林中PLA-MPs的羰基指數(shù)下降幅度高于人工林，這可能由于暴露過程中發(fā)生了酯基降解[24]，亦因為PLA-MPs自身分子結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性差，導(dǎo)致其在天然林沉積物中易發(fā)生水解作用或被微生物分解[15]，這可能是天然林PLA-MPs的結(jié)晶度顯著下降的原因。此外，PVC-MPs在暴露于天然林后羰基指數(shù)同樣出現(xiàn)大幅波動，表明天然林環(huán)境中MPs的氧化程度更高[25]。

研究表明，MPs在短期內(nèi)就可以吸引微生物定殖，且環(huán)境條件是影響MPs表面細(xì)菌群落多樣性的關(guān)鍵因素之一[26]。本研究發(fā)現(xiàn)不同暴露時間“塑料際”微生物群落的α多樣性相似，這可能歸因于MPs表面定殖的微生物活性主要受MPs特性和環(huán)境介質(zhì)的影響。天然林群落中暴露的MPs表面微生物群落顯示出高水平的豐富度，表明天然林微生物群落的多樣性較高，新陳代謝過程活躍[27]。定殖底物的疏水性、粗糙度等在細(xì)菌定殖初期可能起到主要作用[28]，而天然林MPs老化程度高于人工群落。在整個暴露過程中，天然林MPs較人工林MPs的細(xì)菌組成變化明顯，表明二者在不同階段對特定細(xì)菌的富集能力不同。已有研究表明，PLA-MPs和PVC-MPs表面微生物具有豐富的硫循環(huán)功能，厚壁菌門中的脫硫桿菌屬可以利用MPs作為電子供體參與硫代謝[18， 29]，因此厚壁菌門在MPs表面的相對豐度變化可能與微生物復(fù)雜的代謝活動和能量利用有關(guān)。DE TENDER等[30]發(fā)現(xiàn)某些細(xì)菌物種可以將MPs作為碳源分解利用，從而獲得更多的生存資源和適應(yīng)優(yōu)勢。微生物的選擇性定殖對“塑料際”的形成過程具有關(guān)鍵作用[31]。這導(dǎo)致在天然林的暴露過程中，MPs表面定殖的髕骨菌門細(xì)菌豐度具有差異性。然而人工紅樹林群落中暴露的MPs表面髕骨菌門豐度的差異性較小，這可能與人工紅樹林中細(xì)菌群落多樣性較低有關(guān)。

RDA分析表明環(huán)境因子是影響人工林中“塑料際”細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的主導(dǎo)因素，其中NH4+-N影響最為顯著。據(jù)報道，PLA-MPs可將NH4+-N作為氮源利用并促進(jìn)氮的循環(huán)過程[32]。KIELAK等[33]也發(fā)現(xiàn)在PVC-MPs暴露一年后的土壤中富含促進(jìn)氮循環(huán)的細(xì)菌。這可能導(dǎo)致暴露于人工林中不同MPs表面出現(xiàn)相似的細(xì)菌群落。而天然紅樹林群落具有較為復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)，可能導(dǎo)致天然林“塑料際”并不受到環(huán)境因子的顯著影響，其深層機理尚待進(jìn)一步研究。

綜上，在人工和天然紅樹林群落的暴露過程顯著改變MPs的基質(zhì)特性，從而影響“塑料際”中細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)，其中天然林環(huán)境暴露對MPs理化性質(zhì)和“塑料際”構(gòu)建過程的影響更為顯著。在原位暴露過程中，相較于人工林的MPs，暴露于天然林中MPs表面形貌、接觸角、結(jié)晶度、含氧官能團含量和細(xì)菌群落組成的變化更明顯。同時天然林的“塑料際”中具有高水平的細(xì)菌群落豐富度，微生物在其表面的富集能力與人工林“塑料際”有所區(qū)別。因此，MPs在天然林群落環(huán)境中暴露可能進(jìn)一步加劇其環(huán)境風(fēng)險，需要開展進(jìn)一步廣泛和全面的實地研究。

參考文獻(xiàn)

CHEN X C， XIONG X， JIANG X M， SHI H H， WU C X. Sinking of floating plastic debris caused by biofilm development in a freshwater lake[J]. Chemosphere， 2019， 222： 856-864.

DENG H， FU Q Q， ZHANG Y Q， LI D Z， HE J X， FENG D， ZHAO Y Y， YU H M， GE C J. Bacterial communities on polyethylene microplastics in mangrove ecosystems as a function of exposure sites： compositions and ecological functions[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering， 2022， 10（3）： 107924.

TALUKDAR A， KUNDU P， BHATTACHARJEE S， DEY S， DEY A， BISWAS J K， CHAUDHURI P， BHATTACHARYA S. Microplastics in mangroves with special reference to Asia： occurrence， distribution， bioaccumulation and remediation options[J]. Science of the Total Environment， 2023， 904： 166165.

JIN M， YU X B， YAO Z Y， TAO P R， LI G， YU X W， ZHAO J L， PENG J P. How biofilms affect the uptake and fate of hydrophobic organic compounds （HOCs） in microplastic： insights from an in situ study of Xiangshan Bay， China[J]. Water Research， 2020， 184： 116118.

BHAGWAT G， TRAN T K A， LAMB D， SENATHIRAJAH K， GRAINGE I， OCONNRO W， JUHASZ A， PALANISAMI T. Biofilms enhance the adsorption of toxic contaminants on plastic microfibers under environmentally relevant conditions[J]. Environmental Science amp; Technology， 2021， 55（13）： 8877-8887.

NAJI A， NURI M， VETHAAK A D. Microplastics contamination in molluscs from the northern part of the Persian Gulf[J]. Environmental Pollution， 2018， 235： 113-120.

LOBELLE D， CUNLIFFE M. Early microbial biofilm formation on marine plastic debris[J]. Marine Pollution Bulletin， 2011， 62（1）： 197-200.

ZETTLER E R， MINCER T J， AMARAL-ZETTLER L A. Life in the “Plastisphere”： microbial communities on plastic marine debris[J]. Environmental Science amp; Technology， 2013， 47（13）： 7137-7146.

CARLE A， NIKDEL K， WENNERBERG A， HOLMBERG K， OLSSON J. Surface characteristics and in vitro biofilm formation on glass ionomer and composite resin[J]. Biomaterials， 2001， 22（5）： 481-487.

LI W J， ZHANG Y， WU N， ZHAO Z， XU W A， MA Y Z， NIU Z G. Colonization characteristics of bacterial communities on plastic debris influenced by environmental factors and polymer types in the haihe estuary of Bohai Bay， China[J]. Environmental Science amp; Technology， 2019， 53（18）： 10763-10773.

LUO H， ZHAO Y， LI Y， XIANG Y H， HE D Q， PAN X L. Aging of microplastics affects their surface properties， thermal decomposition， additives leaching and interactions in simulated fluids[J]. Science of the Total Environment， 2020， 714： 136862.

RESMERI?? A M， COROABA A， DARIE R， DOROFTEI F， SPIRIDON I， SIMIONESCU B C， NAVARD P. Erosion as a possible mechanism for the decrease of size of plastic pieces floating in oceans[J]. Marine Pollution Bulletin， 2018， 127： 387-395.

DUSSUD C， MEISTERTZHEIM A L， CONAN P， PAY M P， GEORGE M， FABRE P， COUDANE J， HIGGS P， ELINEAU A， PEDROTTI M L， GORSKY G， GHIGLIONE J F. Evidence of niche partitioning among bacteria living on plastics， organic particles and surrounding seawaters[J]. Environmental Pollution， 2018， 236： 807-816.

WU X J， PAN J， LI M， LI Y， BARTLAM M， WANG Y Y. Selective enrichment of bacterial pathogens by microplastic biofilm[J]. Water Research， 2019， 165： 114979.

LV S S， ZHANG Y H， GU J Y， TAN H Y. Physicochemical evolutions of starch/poly （lactic acid） composite biodegraded in real soil[J]. Journal of Environmental Management， 2018， 228： 223-231.

ANDRADY A L. The plastic in microplastics： a review[J]. Marine Pollution Bulletin， 2017， 119（1）： 12-22.

CHEN C Z， CHEN L， YAO Y， ARTIGAS F， HUANG Q H， ZHANG W. Organotin release from polyvinyl chloride microplastics and concurrent photodegradation in water： impacts from salinity， dissolved organic matter， and light exposure[J]. Environmental Science amp; Technology， 2019， 53（18）： 10741-10752.

DENG H， ZHANG Y Q， LI D Z， FU Q Q， HE J X， ZHAO Y Y， FENG D， YU H M， GE C J. Mangrove degradation retarded microplastics weathering and affected metabolic activities of microplastics-associated microbes[J]. Journal of Hazardous Materials， 2023， 445： 130535.

WENG Y X， JIN Y J， MENG Q Y， WANG L， ZHANG M. Biodegradation behavior of poly （butylene adipate-co-terephthalate） （PBAT）， poly （lactic acid） （PLA）， and their blend under soil conditions[J]. Polymer Testing， 2013， 32（5）： 918-926.

CHEN Z， ZHAO W， XING R， XIE S J， YANG X G， CUI P， LV J， LIAO H P， YU Z， WANG S H， ZHOU S G. Enhanced in situ biodegradation of microplastics in sewage sludge using hyperthermophilic composting technology[J]. Journal of Hazardous Materials， 2020， 384： 121271.

ZHU K C， JIA H Z， SUN Y J， DAI Y C， ZHANG C， GUO X T， WANG T C， ZHU L Y. Long-term phototransformation of microplastics under simulated sunlight irradiation in aquatic environments： roles of reactive oxygen species[J]. Water Research， 2020， 173： 115564.

DUAN J J， BOLAN N， LI Y， DING S Y， ATUGODA T， VITHANAGE M， SARKAR B， TSANG D C， KIRKHAM M. Weathering of microplastics and interaction with other coexisting constituents in terrestrial and aquatic environments[J]. Water Research， 2021， 196： 117011.

AMMALA A， BATEMAN S， DEAN K， PETINAKIS E， SANGWAN P， WONG S S， YUAN Q， YU L， PATRICK C， LEONG K. An overview of degradable and biodegradable polyolefins[J]. Progress in Polymer Science， 2011， 36（8）： 1015-1049.

WEI L， LIANG S， MCDONALD A G. Thermophysical properties and biodegradation behavior of green composites made from polyhydroxybutyrate and potato peel waste fermentation residue[J]. Industrial Crops and Products， 2015， 69： 91-103.

SINGH B， SHARMA N. Mechanistic implications of plastic degradation[J]. Polymer Degradation and Stability， 2008， 93（3）： 561-584.

FERER L， MAIGNIEN L， CHALOPIN M， HUVET A， RINNERT E， MORRISON H， KERNINON S， CASSONE A L， LAMBERT C， REVEILLAUD J， PONT I. Microplastic bacterial communities in the Bay of Brest： influence of polymer type and size[J]. Environmental Pollution， 2018， 242： 614-625.

OBERBECKMANN S， KREIKEMEYER B， LABRENZ M. Environmental factors support the formation of specific bacterial assemblages on microplastics[J]. Frontiers in Microbiology， 2018， 8： 2709.

RUMMEL C D， JAHNKE A， GOROKHOVA E， KUHNEL D， SCHMITT-JANSEN M. Impacts of biofilm formation on the fate and potential effects of microplastic in the aquatic environment[J]. Environmental Science amp; Technology Letters， 2017， 4（7）： 258-267.

XIE H F， CHEN J J， FENG L M. HE L， ZHOU C X， HONG P Z， SUN S L， ZHAO H， LIANG Y Q， REN L， ZHANG Y Q， LI C Y. Chemotaxis-selective colonization of mangrove rhizosphere microbes on nine different microplastics[J]. Science of the Total Environment， 2021， 752： 142223.

DE TENDER C A， DEVRIESE L I， HAEGEMAN A， MAES S， RUTTINK T， DAWYNDT P. Bacterial community profiling of plastic litter in the belgian part of the North Sea[J]. Environmental Science amp; Technology， 2015， 49（16）： 9629-9638.

DUSSUD C， HUDEC C， GEORGE M， FABRE P， HIGGS P， BRUZAUD S， DELORT A， EYHERAGUIBEL B， MEISTERZHEIM A， JACQUIN J， CHENG J G， CALLAC N， ODOBEL C， RABOUILLE S， GHIGLIONE J. Colonization of non-biodegradable and biodegradable plastics by marine microorganisms[J]. Frontiers in Microbiology， 2018， 9： 1571.

CHEN H， WANG Y， SUN X， PENG Y K， XIAO L. Mixing effect of polylactic acid microplastic and straw residue on soil property and ecological function[J]. Chemosphere， 2020， 243： 125271.

KIELAK A M， BARRETO C C， KOWALCHUK G A， VAN VEEN J A， KURAMAE E E. The ecology of Acidobacteria： moving beyond genes and genomes[J]. Frontiers in Microbiology， 2016， 7： 00744.