陸地環境中納米塑料毒性效應的研究進展

劉安，吳昊，何貝貝

深圳大學化學與環境工程學院，廣東 深圳 518060

自從1907 年，第一種塑料材料被合成，塑料產品已廣泛應用于材料包裝（Castle，1994）、醫療器材（Li，2022）、農業用品（Berenstein et al.，2022）、建筑材料（Nyika et al.，2022）、電子電器（Jia et al.，2022）等方面。塑料的穩定性使得它們在海洋、淡水及陸地棲息地等自然環境中積累而很難降解（Rillig，2012；Topcu et al.，2013；Wagner et al.，2014；Geyer et al.，2017）。因此，塑料廢物已在環境中無處不在（易浪等，2022）。

2004 年，Thompson et al.（2004）首次提出了“微塑料（MPs）”一詞，這些由大型塑料分解形成的塑料碎片對生態環境構成了嚴重的威脅。MPs 一般指粒徑小于5 mm 的塑料碎片，隨著MPs 在環境中的繼續分解，逐漸會形成粒徑更小的碎片，這些粒徑更小的塑料碎片被稱為納米塑料（Nanoplastics，以下簡稱NPs）。NPs 作為新型的污染物（圖1），在世界范圍內已受到廣泛的關注。針對NPs 的粒徑范圍，一些學者將其尺寸上限設定為1 000 nm（Cole et al.，2015；Rochman et al.，2016；Ter Halle et al.，2017），而其他學者則設定為100 nm（Koelmans et al.，2015；Gigault et al.，2018）。相較于MPs，NPs 的粒徑更小，對其他生物可能具有更大的毒害作用，因而成為了全球關注的污染物。

圖1 NPS在環境中的分布及歸趨Figure 1 Distribution and fate of NPs

NPs 的特點是尺寸極小，形狀不規則，并且在成分和表面化學方面具有異質性（Koelmans et al.，2015）。這種特性使得難以使用傳統的分離MPs 的方法從環境中收集NPs（Zhang et al.，2020）。NPs較小的尺寸還使其容易形成聚團、也易被生物細胞攝取，并且其中的化學添加劑較易快速釋放出來（Chen et al.，2020）。這使得NPs 可以將各種病毒、細菌、重金屬、有機污染物從環境中輸送到生物體內，從而促進有毒污染物在生物體內累積以及轉移（Zhang et al.，2022a）。圖1 給出了NPs 在環境中的分布及歸趨。目前，由于水體樣品容易采集，且針對水體樣品中的NPs 進行檢測較易進行，所以NPs 對水生環境及水生動植物等影響的研究較多，而NPs 對陸地生物產生的毒性效應及對陸地環境影響機制的研究尚淺。據此，本文旨在綜述近年來NPs本身的毒害效應（包括其中的添加劑）、降解產物和與其他環境污染物（有機污染物、無機污染物）耦合后的復合毒性以及NPs 對陸生植物、陸生動物以及土壤環境產生的綜合影響方面的研究，并提出了未來的研究重點和方向。

1 納米塑料污染物

1.1 環境中的納米塑料污染物

目前在水生環境、陸地生態系統和大氣中均能檢測到NPs 的存在（Alomar et al.，2016；Allen et al.，2019；Zhang et al.，2019）。環境中的NPs 主要來源于兩個方面：初級NPs 和次級NPs。初級NPs指在制造時體積微小，通常由聚乙烯或聚苯乙烯組成，主要運用于含有微珠的防水涂料、生物醫學產品和個人護理產品，例如油漆、面部磨砂膏、牙膏等（Fendall et al.，2009），另一個用途則用于作為建筑材料。次級NPs 主要來源是大型塑料或微塑料的機械磨損（El Hadri et al.，2020）、光化學氧化（Yousif et al.，2013）、生物降解（Narancic et al.，2018）等過程，導致塑料破碎成較小的NPs 顆粒（Dominguez-Jaimes et al.，2021；Yu et al.，2021a）。

1.2 環境中納米塑料的賦存特征

許多研究表明，NPs 本身具有毒害性。吸附在細胞上的NPs 可以通過破壞細胞膜而造成毒性（Lian et al.，2021）。例如，聚苯乙烯納米塑料（PSNPs）可以緊密地粘附在生菜根系的細胞膜上，造成高毒性。原因是PS-NPs 顆粒與細胞膜之間的靜電吸引力影響了水通道蛋白的運輸過程和膜的疏水性，導致膜內外滲透壓失衡，最終導致膜破裂（Sun et al.，2021）；其次，當NPs 進入細胞內，會造成細胞損傷、對細胞內分子進行干擾和引起氧化應激（Liu et al.，2022b）。NPs 會使細胞產生活性氧自由基（ROS）。例如，高等植物和藻類細胞會在NPs的誘導下造成氧化應激，ROS 通過降低合成代謝程度來影響植物的能量代謝（Lian et al.，2020b）。ROS的升高也會影響植物的基因毒性。例如，微核（MN）測試顯示，PS-NPs（100 nm）增加了綠豆根細胞的MN 頻率（Chae et al.，2020），這表明NPs 引起的遺傳毒性潛力增加。上調基因本體（GO），包括生物合成和代謝過程，根表皮細胞被NPs 改變，導致根成熟區腫脹和對缺水相關基因的下調，從而降低了植物的鮮重（Chae et al.，2020）。

除了NPs 本身的毒性，從NPs 中浸出的化學添加劑也是引起毒性反應的原因之一（Liu et al.，2020）。在塑料生產過程中會添加各種添加劑，如增塑劑、阻燃劑、抗氧化劑、紫外線穩定劑、熱穩定劑、滑爽劑、固化劑、殺菌劑、顏料和其他物質等（Hahladakis et al.，2018）。塑料當中的這些添加劑在受到外力（光、風、雨、機械）作用時會釋放出來（Lehner et al.，2019）。這些添加劑可能導致內分泌紊亂，進而影響流動性、繁殖、發育和致癌（陳蕾等，2021；Ding et al.，2022）。此外，這些添加劑增加了環境中的溶解性有機碳（DOC）量，擾亂了環境中的碳循環（Vom Saal et al.，2005；Hahladakis et al.，2018）。

另外，NPs 和其他環境污染物（有機、無機）耦合后會產生復合毒性，如多環芳烴（Bakir et al.，2014；Mai et al.，2018）、抗生素（Hahladakis et al.，2018）、重金屬（Yousif et al.，2013）、農藥（Tong et al.，2021）等。所復合的化學物質濃度受到NPs 在環境中的暴露時間、NPs 的老化程度、以及環境介質特性的影響（Holmes et al.，2012）。例如，老化的NPs顆粒吸附的微量金屬較多。NPs 的老化也可以增強塑料顆粒表面的反應活性，如光氧化風化會產生含氧基團，從而增加NPs 的極性，表面電荷、粗糙度、孔隙度和親水性等（Tong et al.，2022）。三氯羥基二苯醚（Triclosan）是一種劇毒物質，實驗證明，Triclosan 可以富集到NPs 上，從而通過食物鏈積累，給動物和人類健康帶來潛在風險。由此可知，NPs 不利影響可能是由其本身、化學添加劑的釋放，吸附的其他化學物質或是這些情況的組合引起的（Fraser et al.，2020）。這就使得NPs 的毒性效應不但受到其本身毒性的影響，還與其內部含有的添加劑和外部吸附的污染物有關，且其吸附特性又受到外界自然環境的影響，因此具有非常復雜的毒性特征。

2 納米塑料的生物毒害效應

2.1 納米塑料對陸生動物的毒害效應

本文所研究的陸生動物是指包括人類在內的哺乳類、鳥類、爬行類和兩棲類動物。NPs 主要通過空氣吸入、口腔攝入等途徑（Cedervall et al.，2012；Mattsson et al.，2015；Kosuth et al.，2018）進入陸生動物體內，并且會通過體液運輸易位至其他的組織和器官，從而對動物體造成不同的毒害效應。本節以NPs “進入”體內和在體內“易位”這兩種過程對陸生動物體產生的毒害效應進行分別論述。

2.1.1 納米塑料進入陸生動物體內產生的毒害效應

2.1.1.1 通過吸入產生的毒害效應

吸入是陸生動物能直接接觸到NPs 的最主要途徑（Dris et al.，2017）。進入體內的NPs 的一個來源是紡織品（如衣服和床上用品）（韓超然等，2022）。每件衣服每次洗滌約釋放1 900 根纖維（屬于塑料的一類）（Browne et al.，2011）；另外的來源則為建筑物材料、工業排放、顆粒懸浮、交通中釋放的顆粒等。這些塑料顆粒很容易通過呼吸進入并累積到人的氣管、鼻腔和肺部（Prata，2018）。通過尸體解剖可知，人體肺組織中能檢測出NPs 的存在，20 個肺部組織樣本中的13 個中觀察到聚合物顆粒和聚酯纖維（Amato-Lourenco et al.，2021）。吸入到體內的塑料顆粒會根據生物體結構和顆粒特性，在鼻腔和肺部等位置沉積（Dris et al.，2016）。與其他微米和納米尺寸的顆粒一樣，較小和較低密度的NPs 顆粒將更有可能到達肺部的下氣道和肺泡區域，且因為它們的高表面積和高滲透潛力，NPs 難以從肺系統中去除（Deville et al.，2015；Dris et al.，2017；Prata，2018）。而較大的塑料顆?？梢员槐乔缓蜌夤軆鹊日衬せ蚶w毛清除（Dong et al.，2020），較少到達肺部。其實，達到肺部的NPs 不僅僅局限于特定的肺部區域，而且還被發現分布在整個肺部。使用人類肺上皮細胞來研究肺損傷與PS-NP 之間的聯系時發現，隨著PS-NPs 濃度的增加，細胞活力顯著降低（Yang et al.，2021）。PS-NPs 可以通過耗盡緊密的結蛋白來降低上皮電阻。研究結果還表明（Yang et al.，2021），經過PS-NPs 處理的細胞增加了基質金屬肽酶表面活性劑蛋白A 的水平。這表明暴露于PS-NP可能會降低肺部的修復能力并導致組織損傷。另外，空氣中的NPs 可以被吸入并通過分支氣道沉積在肺泡中，在那里它們首先與肺表面活性劑（LS）相互作用。LS 在降低肺泡空氣-水界面的表面張力和參與先天宿主防御粒子入侵方面起著雙重作用（Li et al.，2022）。這種局部顆粒沉積引起的氧化應激，可能會導致慢性肺部炎癥，甚至可能增加患癌風險（MacNee，2001）。

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目前，對NPs 對肺部的影響研究仍具有一定的局限性。雖然吸入是最有可能的暴露途徑，但不能排除一些NPs 可能通過全身易位到達肺部。此外，針對NPs 的吸入對陸生動物的危害主要通過體外模型來檢測。但NPs 對動物鼻腔、氣管、肺部的真實影響尚未可知，而且NPs 如何導致肺部炎癥的機理還未曾得知。未來的研究需進行NPs 動物實驗，可以通過控制環境中NPs 顆粒濃度、種類等實驗去探究NPs 對生物體的真實影響、如何在肺部釋放化學物質、炎癥等致病機理，以評估NPs 通過吸入對生物體造成的危害。

2.1.1.2 通過攝入產生的毒害效應

NPs 會漂浮或沉積在陸生動物生長的環境中（Mofijur et al.，2021），這會使得陸生動物有攝入NPs 的風險（Reisser et al.，2014）。大多數研究都是使用PS-NPs 完成，以評估其對腸道的損傷和毒性。胃腸道-塑料顆粒的體外模型研究顯示，NPs 具有穿透腸道上皮細胞層的能力（Mattsson et al.，2015）。PS-NPs 大多數會附著在腸道黏膜中，其量分別在前腸、中腸和后腸區域有 (216×106±40×106)、(262×106±22×106) 和 (720×106±251×106) 粒，不少NPs 會穿過黏膜到達肌肉層，從而產生更難預計的風險（Clark et al.，2022）。在這些細胞研究中，使用原始和熒光納米聚苯乙烯顆粒表明沒有消化屏障損傷或上皮細胞毒性。然而，羧化（-COOH）或氨基化（-NH2）的NPs 會破壞腸道屏障功能（Della Torre et al.，2014），NPs 更容易通過內吞作用進入上皮細胞，以及對細胞產生更致命的毒性（Rubio et al.，2020）。此外，PS-NPs 與其他環境污染物（如金屬）的混合物顯著增加了細胞的吸收和毒性（Cedervall et al.，2012）。腸道中的微生物會產生使多糖降解的特異性酶，這使腸道中的微生物具有降解原本動物體不可消化的碳水化合物的功能（Dam et al.，2019），但NPs 擾亂了腸道氧化和炎癥平衡，過量的ROS 可能導致腸上皮細胞的脂質過氧化和蛋白質氧化，從而破壞了腸道微生物群、免疫蛋白活性、營養吸收和損害腸道功能（Li et al.，2020a）。

目前，大多數關于NPs 對陸生動物消化系統毒性的研究僅停留于探究腸道上皮細胞的氧化應激影響和NPs 在腸道內的聚集情況，沒有更深層次的研究NPs 破壞腸道屏障功能的機理、NPs 使腸道炎癥的致病機理等。其次，尚未有針對NPs 在生物體內攝入-消化-排泄整個系統的研究。因此，往后的研究需注重NPs 是否在腸道皮下細胞也產生毒害效果、產生毒害作用的原因以及NPs 在腸道的累積與排泄的定量分析，為探究NPs 對生物體整個消化系統的毒害效應提供理論依據。

2.1.2 納米塑料在動物體內易位產生的毒害效應

NPs 主要從胃或肺向生物體的其他組織或器官易位（Lu et al.，2016）。例如，在服用PS-NPs 后，小鼠腸道細胞的通透性增加，NPs 更容易進入到動物體的運輸系統，從而向身體的各個部位轉移（Li et al.，2020a）。在斑馬魚的培育實驗中，口服了NPs后能在胚胎中檢測到NPs 的存在，進而對后代產生影響（He et al.，2022）。NPs 進入其他器官中會逐漸積聚，包括肝臟，肺，腎，腦和生殖系統。而且，當母體肺部接觸NPs 后，母體心臟、脾臟和胎兒胎盤、肝臟、肺、心臟、腎臟和大腦中均有NPs 積累，并且在妊娠晚期從肺部向全身易位（Cai et al.，2019）。這表明NPs 毒性可能不僅限于初始接觸部位（Lehner et al.，2019）。表1 總結了NPs 對生物體各個器官的毒性效應。從表1 可以看出，NPs 很可能造成血管堵塞；誘使精子頭畸形、無尾、小頭、雜交體丟失、卷曲或精子腫脹；誘使堿性磷酸酶（ACP）、酸性磷酸酶（AKP）、苯并氧化酶（PO）等免疫相關酶的活性下降；NPs 還會顯著降低細胞內鈣水平、線粒體膜電位、細胞代謝和心肌細胞的收縮力，這最終可能導致體內致命的心力衰竭。

表1 NPs 的易位及對各個器官的毒理效應Table 1 Translocation of NPs and toxic effects on organs

目前，盡管NPs 對陸生動物各個部位所造成毒害作用已有充足證據，但有關NPs 如何對各組織和器官造成毒害影響的機理、NPs 在各組織和器官累積量等研究尚且不足，對NPs 如何引發生物的應激反應，NPs 通過何種途徑在生物體內運輸的過程均未被探明。據此，今后的研究需要更深入地從細胞層面上探究NPs 的影響機制、定量分析NPs 的積累量、不同濃度、種類NPs 在不同組織和器官造成的差異等問題。

2.2 納米塑料對植物的毒害效應

NPs 對植物的影響主要體現在使生物量降低、植株高度降低、含水量降低、葉綠素含量降低、光合作用系數下降等方面（Sridharan et al.，2021；Zhouet al.，2021a；Liu et al.，2022a）。表2 總結了NPs對各類植物的毒理效應的研究，分析了不同類型、不同尺寸的NPs 對各種植物的影響效果。例如，NPs可以抑制擬南芥的生長（Yin et al.，2021），抑制程度取決于NPs 顆粒的電荷和濃度。帶正電荷的NPs顆粒對擬南芥的毒性更大，帶正電荷的NPs 會明顯降低擬南芥體內的4 種過氧化物酶濃度，導致過氧化物產量增加，最終導致氧化損傷（Sun et al.，2020）。NPs 附著在生菜根表面會導致根毛孔堵塞（Sun et al.，2021；Lian et al.，2021）。當環境中存在鄰苯二丁酯（DBP）時，PS-NPs 和DBP 通過van der Waals 力相互作用，增加了對生菜的負面影響。PSNPs 和DBP 的組合不僅影響了生菜的生長，還降低了光合作用參數，使得微量營養素和必需氨基酸的量顯著減少。在9 種必需氨基酸中，亮氨酸、異亮氨酸和纈氨酸屬于支鏈氨基酸（BCAA）（Wu et al.，2020），這可能會影響蛋白質的生物合成和能量產生，這3 種氨基酸的下降能夠阻礙相應蛋白質的生物功能，進而導致生菜整體的營養質量下降（Lian et al.，2021）。在NPs 的影響下，植物體也會產生氧化應激效應，植物體的ROS 含量和抗氧化系統會發生變化，通過抗氧化酶活性反映出植物氧化受損的情況（Li et al.，2021a）。ROS 和抗氧化酶是植物誘導的相對防御基因表達的信號分子。在相關研究中，通過檢測抗氧化酶活性和丙二醛（MDA）含量來評估NPs 對植物的氧化損傷（Lian et al.，2020b）。低濃度（0.1 mg·L-1）的聚苯乙烯納米塑料（PS-NPs）會增強ROS 刺激酶編碼基因的表達，從而增加各種抗氧化酶的活性（朱旭等，2022）。MDA 濃度的微小變化反映了植物抗氧化系統的有效性（Liu et al.，2022b）。然而，高濃度（100 mg·L-1）的PS-NPs 可能會削弱抗氧化防御系統，導致失衡，造成對植物細胞的損害（Mittler et al.，2011）；在NPs 對水稻培養影響的實驗中，隨著NPs 濃度的增加，抗氧化酶的活性先升高后降低，MDA 也會隨著濃度的增加而積累（Li et al.，2020b）。此外，NPs 還可以進入植物細胞，使用NPs 的熒光標記技術來測量它們被植物根的吸收。實驗證明，煙草BY-2 細胞通過內吞作用吸收PS-NPs，進而造成植物細胞壁破裂等問題（Zhou et al.，2021a）；NPs 對植物的部分遺傳指標也有重要影響，包括抗氧化劑、RNA、基因轉錄、蛋白質表達和代謝物積累（Li et al.，2020e）等。相關研究表明，PS-NPs 會通過調節植物的RNA 轉錄和蛋白質表達來調節萜類和類黃酮生物合成途徑，使這些抗氧化類化合物的合成量降低，造成植物的氧化損傷（Lian et al.，2020b）。由此可見，NPs對植物的生長具有不同程度的抑制效果，并且NPs被吸收轉移到植物根系的現象表明，NPs 可以沿食物鏈遷移。如果是農產品類的植物，可能最終對人類健康構成威脅（Wang et al.，2021）。

表2 NPs 對各類植物的毒理效應Table 2 Toxic effects of NPs on plants

值得關注的是，盡管已有研究表明NPs 對植物體生長具有抑制作用（Lian et al.，2021；Sun et al.，2021；Liu et al.，2022b），但也有研究發現NPs 能夠降低其他共存毒性污染物（如重金屬）對植物的抑制作用或是對個別植物的生長具有明顯的促進效果。例如，NPs 可以吸附重金屬，使其在環境中的濃度減小，從而降低該重金屬對植物的毒害作用。另外，NPs 本身可以參與植物體內的代謝過程，改善光合作用，因而促進植物的生長。Lian et al.（2020b）的研究表明，Cd 和PS-NPs-Cd 處理都明顯導致小麥幼苗生長遲緩。但是，單獨使用Cd 處理時，小麥幼苗的干生物量、葉綠素含量和根冠比等指標降低較快。相比之下，當PS-NPs 和Cd 共存時，這些指標降低的效果卻變得不明顯了。單獨Cd 處理對小麥生長的抑制比聯合處理（Cd-PS-NPs）更嚴重。這表明PS-NPs 的存在部分緩解了Cd 對小麥的毒性。NPs 能夠減輕小麥中Cd 毒性的原因可能是NPs 將Cd 吸附，使環境中的Cd 濃度降低（Lian et al.，2020b）。而當Cu 和NPs 共存時，小麥植株高度比單獨有Cu存在時有所增長。在之前的研究中發現內化的PSNPs 可以顯著提高小麥葉綠素含量和氮同化效率，這可能是 NPs 使 Cu 的毒性緩解的重要原因（Davarpanah et al.，2015）。在植物體內，PS-NPs 可參與3 個過程，即碳代謝途徑、磷酸戊糖途徑和光合作用天線蛋白的合成。這3 個過程是植物進行光合作用過程中至關重要的碳固定途徑（Moore et al.，2016）。此外，NPs 的存在也使得氧化磷酸化過程被顯著促進。這是一種將太陽能轉化為三磷酸腺苷（ATP）和還原型輔酶（NADPH）的過程（梁嘉偉等，2022）。這表明NPs 可以促進光系統期間的光轉換速率（Lian et al.，2020b）。此外，植物在暴露到PSNPs 后，碳水化合物分解代謝和單生物碳水化合物分解代謝過程等能量代謝途徑被激活，通過糖酵解，檸檬酸循環，糖原分解，磷酸戊糖和糖醛酸途徑為植物生長提供必要的能量（Pidatala et al.，2016）。因此，NPs 能夠改善光合作用過程并加速能量代謝途徑，這可能是NPs 促進植物生長的重要原因。

目前，關于NPs 對植物生長影響方面的研究主要關注的是NPs 本身的毒害效應，但針對其降解過程及環境中與其他污染物的協同毒性（Yin et al.，2021）相關研究尚未深入開展。相比之下，環境中的NPs 經過光照或是生物降解，可能成為重金屬，細菌和病原體良好的載體（Dominguez-Jaimes et al.，2021）。據此，未來的研究需更加關注降解后的NPs在實際環境中對植物的毒害效應。另外，目前NPs對植物毒性效應的研究大多數局限于NPs 對植物的直接影響，未考慮到NPs 對土壤的污染，從而對植物產生的間接毒害作用（Huang et al.，2022）。因此，通過研究NPs 對土壤環境-陸生植物體系的綜合效應而非單獨地研究NPs 對植物體的影響，能更全面地評估NPs 的毒害效應；此外，目前研究對生物體影響的實驗中所使用的塑料種類大多為聚苯乙烯（PS）塑料顆粒（Sun et al.，2021；Spano et al.，2022；Zhang et al.，2022a），而其他塑料種類對植物的毒害作用研究嚴重不足，往后的研究需針對更多的NPs 種類，如聚氯乙烯（PVC）、聚乙烯（PE）等以評定各類NPs 的毒理效應。

3 納米塑料對土壤環境的影響

3.1 納米塑料在土壤中的環境行為和遷移

盡管目前針對NPs 在土壤中的濃度水平等相關研究較少（Nam et al.，2022），但針對NPs 在土壤中的環境行為和遷移等已有較多報道。土壤中的NPs 顆粒粒徑使其有穿過土壤的能力，容易向地下運輸（Yu et al.，2021b）。此外，與微生物和溶解有機物的相互作用可能會使NPs 更具親水性，從而促進其向地下運輸。O’Connor et al.（2019）研究了初級NPs 的垂直遷移。他們發現，NPs 的運輸受顆粒大小和聚合物類型的影響，最小的聚乙烯顆粒移動最遠。而與顆粒尺寸相似的聚丙烯相比，聚乙烯的運輸能力也較強。同時，NPs 在土壤中也可通過地下水流進行遷移（Li et al.，2020c）。另外，經過降解的NPs 比原始NPs 具有更強的遷移能力。Liu et al.（2019）將原始的PS-NPs 暴露在紫外線（UV）輻射和臭氧下，并觀察到UV 輻射和臭氧導致NPs微球表面形成環氧/羥基、羰基和羧基。這些被氧化的NPs 在土壤的遷移過程中，比原始NPs 具有更強的移動性。Yan et al.（2020）使用了自然老化的NPs進行了土壤浸出測試，他們發現這些NPs 被高度光氧化，并且與土壤中的礦物質雜凝聚，這增強了NPs在土壤中的運輸。此外，土壤中存在的腐殖酸也大大促進了NPs 在土壤中的遷移（Yan et al.，2020）。這些結果證實，NPs 的降解、與土壤中礦物質凝聚和腐殖酸的存在等因素都會使得NPs 在土壤環境中的流動性增強。

3.2 納米塑料對土壤的危害風險

NPs 可以改變土壤物理性質，包括土壤容重、松軟程度和保水性能等（Zhou et al.，2021b）。例如，在聚醚砜（PES）、聚對苯二甲酸乙二醇酯（PET）和聚丙烯（PP）等塑料種類的存在下，土壤容重降低和土壤孔隙度增加，這會導致植物根部更好地滲透到土壤基質中，最終增加了根系生物量（de Souza Machado et al.，2019；陳瑤等，2022）。土壤中的這種變化可能會促進根系滲透并最終刺激根系生長。聚乳酸（PLA）會對土壤特性產生更大的影響，主要體現在PLA 降解產生乳酸導致了土壤pH 值的降低，pH 的降低會進一步干擾葉片中葉綠素合成所必需的營養物質的運輸（Qi et al.，2018）。此外，NPs 的疏水表面會與疏水化合物相互作用。在土壤中，許多疏水性和兩親性化合物能調節物種交流和生態系統過程（Wu et al.，2021）。例如，疏水蛋白是土壤中普遍存在的由真菌分泌的兩親蛋白。實驗表明，NPs 會抑制氫化酶的自組裝，將表面從疏水性改為親水性。使疏水蛋白不能擴散到環境中，進而影響土壤的穩定性（Huang et al.，2019）。這些富含半胱氨酸的多肽在土壤疏水性和土壤團聚體穩定性中發揮重要作用，對土壤侵蝕和生物地球化學循環具有直接的影響（Pidatala et al.，2016）。

NPs 對土壤中微生物會產生影響，從而影響到植物的生長（Yu et al.，2021a）。NPs 會導致土壤微生物死亡率和組織損傷的增加，以及細菌群落豐富度和多樣性的降低，因此土壤微生物活性受到顯著影響（van Weert et al.，2019）。PE 和PP 增加了芽單胞菌目的豐度，促進了不可用磷的溶解，從而導致植物有效磷的增加（Qi et al.，2020）。PE 和PVC 刺激了與固氮相關的細菌，直接影響植物對氮的利用（Berruti et al.，2015）。因此，土壤中的氮循環和磷循環在一定程度上受到NPs 的影響（Chen et al.，2015），這可能導致土壤質量的改變和植物生長指標的改變（Fincheira et al.，2018）。NPs 對土壤微生物影響的另一個機制是調節根際叢枝菌根真菌（AMF）的活性。AMF 從植物中獲取必需的碳水化合物和其他營養物質，同時促進植物根系對水分和養分的吸收，與植物形成協同關系（Yi et al.，2021）。事實上，PES 顯著增加了AMF 菌絲的豐度（王英成等，2022），刺激了蔥的生長。NPs 可能也會影響土壤養分和水分的比例。一些NPs 攜帶豐富的碳（例如PS、PE），這可能間接改變了土壤的碳含量（de Souza Machado et al.，2018）。NPs 引起的碳含量變化會改變微生物群落與植物菌根的共生關系（Fei et al.，2020；胡靚達等，2022），影響菌落碳、氮、磷相關酶的活性，最終影響植物生長（Yi et al.，2021）。盡管與碳相比，NPs 中氮和磷的含量可以忽略不計，但它們也可以改變土壤微生物介導的養分轉化。此外，由于塑料污染，在土壤中觀察到高C∶N 比，導致營養元素的微生物固定增加（B?ońska et al.，2021）。

目前，在實際土壤環境中，NPs 的濃度還尚未可知。盡管有實驗研究模擬了高NPs 濃度的土壤環境，但在高濃度的土壤-植物系統中發生的反應可能與在低濃度水平上有所不同（Wu et al.，2021）。此外，目前大多數研究都是在短周期，如幾周或幾個月的實驗期內進行，這些實驗結果僅反映了NPs對土壤-植物系統的短期影響。據此，往后的研究需要注重監測實際土壤中NPs 濃度以及對土壤理化性質的影響。而且，針對土壤中NPs 對土壤-植物系統的長期影響研究也亟待開展。在研究NPs 對土壤毒害效應時，沒有考慮NPs、植物體、土壤、土壤中的微生物、土壤中的污染物的協同作用，未來的研究需要多方面考慮NPs 與其他環境污染物的聯合污染對土壤的潛在影響，開發準確的方法進行土壤樣本中的NPs 定量和定性分析，揭示NPs 在土壤中的移動和累積機制，探索NPs 與環境污染物的吸附機理等，為保護土壤環境提供堅實的理論基礎和技術支持。

4 研究現狀和不足

目前，盡管針對NPs 對動植物的影響機制及對土壤的影響規律有了一定的研究。然而，關于NPs在食物鏈中如何運輸、NPs-植物-環境-污染物交互耦合機制、動植物和土壤樣本中的NPs 定量分析方法等研究尚未深入開展。表3 總結了NPs 領域的研究現狀，并提出了目前研究的不足。這些內容能為當前的NPs 研究建立全面的知識庫，而且也為未來的研究提出了建議。

表3 NPs 領域的研究現狀和不足Table 3 Current research trends and knowledge gaps of NPs

5 研究展望

NPs 廣泛地存在于陸地生態環境中，對陸生動物的各組織和器官都會造成不同程度的損傷。對于植物而言，目前大多數研究都表明NPs 對陸生植物的植株高度、根系生長、葉綠素含量、碳水化合物含量均產生抑制作用。此外，土壤環境中的微生物群落、土壤的結構也會受到NPs 的破壞，從而影響到植物根部對營養物質吸收。本文針對NPs 對陸生生態環境中動植物的影響機制及對土壤的影響規律進行了全面綜述，分析了目前NPs 的研究進展。根據綜述的結果，本文總結了在相關領域的研究不足和未來研究方向，具體如下：

1）目前針對NPs 的研究主要針對初級NPs，而在環境中經過降解等過程形成的次級NPs 的毒性效應研究較少。但經降解的次級NPs 具有更大的比表面積，更有利于吸附其它污染物和導致NPs 內部化學物質的釋放，因此可能具有更高的毒性。此外，由于PS-NPs 實驗原材料易于獲取、表面功能基團穩定且容易被熒光染料染色，所以目前有關NPs 對植物體影響的研究大多使用PS-NPs 來開展，但其他的塑料，如聚氯乙烯、聚乙烯、聚丙烯等常見塑料仍未進行深入研究。因此，未來的研究需要重點關注經過降解后的次級NPs 毒性效應以及針對更多NPs 種類；

2）目前NPs 對生物體的危害研究主要通過體外模型來檢測，但對生物體真實影響還有待進一步探究，所以仍具有一定的局限性。而且NPs 如何導致炎癥的機理及其與氧化應激效應機理之間的相關性仍需研究。未來的研究可以通過蛋白質組學、轉錄組學、代謝組學等生物信息分析手段，探討NPs 對生物體基因、蛋白質、酶之間的相互作用，通過基因表達分析反映生物體代謝狀態，深入探究NPs 對生物體的致病機理，以評估NPs 對生物體造成的危害；

3）目前的研究傾向于單獨研究NPs 對土壤環境的理化性質影響、NPs 對土壤中微生物群落的毒害作用、NPs 對環境中無機鹽成分和比例的影響，但尚未綜合所有因素，從一個整體的角度看待NPs對土壤環境的毒害效應。由于土壤環境及植物生長等過程會受到各種因素的影響，單獨研究NPs、微生物、無機鹽成分、環境污染物等的影響不能準確解釋NPs 對土壤環境及植物生長等過程的毒害效應。因此，往后的研究需著力于闡明環境-NPs-生物-污染物的交互耦合機制。