1994—2020年中國農用薄膜使用量變化與農膜微塑料污染現狀分析

劉明宇，鄭旭，強麗媛，李魯華，張若宇*，王家平*

1. 石河子大學農學院，新疆 石河子 832000；2. 石河子大學機械電氣工程學院，新疆 石河子 832000；3. 新疆生產建設兵團綠洲生態農業重點實驗室，新疆 石河子 832000；4. 農業農村部西北農業裝備重點實驗室，新疆 石河子 832000

塑料是由石油和天然氣等非可再生資源制成，在元素層面上主要是碳和氫，在其生命周期的每個階段都會產生溫室氣體排放（FAO，2021）。據預測，1950—2050 年期間，全球累計塑料產量將達到340 億噸（UNEP，2021），對環境和生態系統產生了巨大壓力。大塊塑料經紫外線照射、碰撞磨損或工業生產等方式，形成粒徑小于5 mm 的固體顆粒被稱為微塑料，根據微塑料粒徑差異，可分為大微塑料（3—5 mm）、中微塑料（1—3 mm）和小微塑料（＜1 mm）（戚瑞敏，2021）。長期存在于土壤中的微塑料可進一步分解形成納米塑料（＜1 μm），一定環境條件下，單個微塑料顆?？善扑槌?014個的納米塑料（Shen et al.，2019）。以微塑料污染為主題的科研活動首先聚焦在水生生態系統開展，因其小尺寸、吸附性和持久性致使極易被水生生物攝食，且在食物鏈中積累，從而受到國內外的廣泛關注。農用薄膜簡稱農膜，主要是指農業生產中的地膜、棚膜和其他農用專業膜。塑料制品大大提高了農業生產力，同時也導致農田土壤面臨嚴重塑料污染，研究發現在陸地生態系統尤其是農田土壤中微塑料含量較高（徐湘博等，2021），對土壤健康和生態環境存在的潛在威脅引起了人們的廣泛關注。中國是亞洲最大的農業塑料生產國和使用國，年消費量約為520 萬噸，其中包括300 萬噸薄膜（FAO，2021）。因此，探明中國農用薄膜使用量的時空變化情況及微塑料污染現狀，對于評估農田土壤生態系統健康狀況至關重要。

1 中國農用薄膜1994—2020年利用現狀及分布

1.1 農用薄膜近30年使用量變化

中國農用薄膜使用量自上世紀七十年代以來持續擴大，從1994 年的88.7 萬噸增長到2020 年的239 萬噸，增長近3 倍，年均增長率為6.51%，覆膜對提高中國農作物產量貢獻巨大，持續快速的增長態勢使中國已成為亞洲地區農用薄膜使用量最大的國家?？傮w而言，中國農用薄膜使用量在2015年到達峰值，達到260 萬噸。之后逐漸下降，這可能與國家相關文件和政策陸續出臺有關。農用薄膜的使用主要以地膜為主，可達其總量的50.0%以上。地膜使用量持續上升的趨勢在2016 年后得到相對控制，2020 年中國地膜使用量為136 萬噸，較2016年降低了11.3 萬噸。同期，棚膜及其他塑料薄膜使用量也呈小幅度降低（圖1）。目前，地膜作為繼種子、化肥、農藥后的第四大農資產品應用廣泛（嚴昌榮，2019），在使用區域上，從東北冷涼區、西北干旱半干旱地區擴展到西南高寒地區、東南沿海等全國大部分地區。在應用作物上，從蔬菜、水果等經濟作物擴展到棉花、玉米、花生等大宗糧棉油作物（湯秋香等，2016）。隨著2021 年《“十四五”塑料污染治理行動方案》印發，明確了地膜的最小厚度下限（0.010 mm）。地膜厚度的提高可能使得中國地膜用量將小幅度增加，但其更易保持完整性增加殘膜回收率，減少田間殘留，持續在糧食生產中發揮其應有的作用。

圖1 1994—2020年中國農用薄膜、地膜和棚膜使用量變化Figure 1 Changes in the usage of agricultural film,plastic film, and greenhouse film in China from 1994 to 2020

1.2 近30年各省市地膜使用量變化及分布

地膜覆蓋顯著提高作物產量和水分利用效率，在中國得到廣泛應用。1997—2020 年間各省市統計表明，新疆、山東和甘肅是農用地膜的使用大?。▍^），約占全國地膜使用總量的三分之一（圖2）。1997 年是中國“農業技術推廣年”，由于農作物良種、地膜覆蓋種植玉米和科學施肥等主要技術的推廣，各地區地膜使用量連年增加。其中，山東地膜使用量為7.50 萬噸，主要應用于蔬菜栽培、棉花、花生和糧食作物種植。新疆地膜使用量為7.32 萬噸，主要應用于棉花種植，且新疆棉區種植面積持續擴大。甘肅為4.40 萬噸，主要應用于蔬菜栽培和小麥、玉米種植。至2013 年，地膜覆蓋技術在各省市得到廣泛應用，地膜使用量大幅度提高，用單位播種面積的地膜使用量來表示各省市的地膜使用強度（圖3），除黑龍江地膜使用強度有所下降，其余均較1997年不同程度的增加1.40—127 倍。中國糧食生產實現了新中國成立以來首次連續十年增產，總量供應充足。種植結構調整受政策因素的影響逐漸減小，受需求和資源約束的程度逐步加深，生產資本替代勞動的進程不斷加快。2014 年中央“一號文件”明確提出了“中國特色新型農業現代化道路”政策目標，糧食生產的重心逐漸向北移動，經濟作物表現為集中式轉移和擴散式轉移兩大特征。就棉花生產而言，逐漸從東部、中部地區退出，向西北地區轉移，蔬菜、果園、茶園在原有基礎上表現出明顯的擴張趨勢，新疆逐漸成為新的瓜果優勢生產區。在農業生產方式與種植結構的不斷調整過程中，2020年，新疆地區耕地面積的增加導致農用地膜使用量持續上升，使用量達23.9 萬噸，使用強度為38.0 kg·hm-2，超過山東位居全國首位，甘肅次之，使用量和使用強度分別為11.3 萬噸和28.7 kg·hm-2。因此西北干旱綠洲區尤其是新疆、甘肅地區更應該重視對農用地膜的管理與殘膜的污染治理。

圖2 1994—2020年不同省份地膜施用量及分布Figure 2 Application amount and distribution of plastic film in different provinces from 1994 to 2020

圖3 1997、2013和2020年中國各省地膜使用強度及2020年播種面積情況Figure 3 Intensity of Plastic Film Use and Sowing Area in Various Provinces of China in 1997, 2013, and 2020

1.3 農用薄膜的殘留情況

中國農業生產中所使用的農用薄膜主要是指地膜和棚膜，對于農田土壤微塑料貢獻強度主要取決于其投入使用量、農膜厚度等特性和殘留狀況。從長遠看，農用薄膜的大規模應用和低回收率將導致農田土壤中殘膜塑料在農田中大量積累，據統計，目前中國農田地膜殘留量約占總使用量的1/3—1/4，耕作層土壤平均殘留量為60.0 kg·hm-2（梁榮慶等，2019）。以2017 年為例，中國地膜的使用量是明顯高于棚膜的（表1）。從地膜使用特征來看，北方旱田高于南方水田，糧食作物高于經濟作物，厚度較薄，壽命周期短，而棚膜多應用于集約農區，棚膜厚度和壽命周期較地膜大幅度增加（李文婷等，2022）。地膜使用基數大且應用廣泛，加之本身厚度較薄易老化，回收更加困難，這就使得地膜所產生面源污染范圍遠高于棚膜。

表1 中國農用薄膜使用規格及壽命基本情況Table 1 Basic information on the usage specifications and lifespan of agricultural films in China

地膜應用區域的廣泛性決定了殘膜污染區的延展性（王亮，2017），據不完全統計，甘肅地區覆膜15 年農田殘留量為137 kg·hm-2（嚴昌榮等，2014），新疆地區覆膜農田平均達206 kg·hm-2（胡燦等，2019），對比《農田地膜殘留量限值及測定標準》（GB/T 25413—2010）中農田地膜殘留量限值為75.0 kg·hm-2（中華人民共和國國家質量監督檢驗檢疫總局等，2010），其殘留量遠高于該限值標準，農田殘膜污染嚴重。殘膜塑料進一步破碎成為微塑料，微塑料豐度與農膜殘留量呈正相關，隨著覆膜年限的增加而增多。在連續覆蓋地膜5、15和24 年的農田中，微塑料豐度分別為80.3、3.08×102和1.08×103ind·kg-1（Huang et al.，2020），地膜覆蓋顯著加劇了土壤中微塑料的豐度，這與張宇愷等人的研究結果一致（Li et al.，2022；張宇愷，2021）。陜西關中農田土壤中研究發現農膜覆蓋蔬菜地與大棚苗圃種植區含量平均分別為26.2、34.9 μg·g-1（陳榮龍等，2022）。而劉亞菲研究表明，不同設施栽培時間條件下的農田土壤中微塑料含量較低，約占微塑料總量的5.00%，可能與污水灌溉有關（劉亞菲，2018）。在中國設施溫室大棚使用過程中，地膜覆蓋種植作為常用的措施，土壤微塑料來源相對復雜，研究相對較少。

2 中國農用薄膜微塑料污染現狀

2.1 農用薄膜微塑料賦存特征

微塑料在土壤中的賦存受氣候與灌溉條件、農業活動和利用類型等綜合因素影響，土壤微塑料在不同的背景下的賦存特征變化明顯（王亮，2017；Ding et al.，2020）。截至目前，土壤微塑料污染研究報道數量仍不足海洋微塑料的1/3，研究發現土壤中微塑料污染豐度可能是海洋中的4.00—23.0 倍（楊揚等，2021）。表2 總結了部分農田土壤的微塑料研究概況，可以看出，中國農田土壤中微塑料是普遍存在的，且地區之間呈現顯著的豐度差異性。整體而言，西北長期種植區及華北、華東和西南集約農區是中國微塑料污染較嚴重區域，最高可達4.83×104ind·kg-1，遠高于中國其他地區。

表2 中國表層農田土壤中微塑料賦存特征Table 2 Distribution characteristics of microplastics in surface farmland soil in China

不同種植條件下農田土壤中微塑料豐度存在明顯區別，總體上，設施種植＞常規覆膜＞未覆膜。中國設施種植以溫室和塑料大棚為主，覆蓋材料中聚烯烴達98%，同時部分也進行地膜覆蓋，推測可能是設施種植條件下種植茬次和多層覆蓋使得塑料殘留加大造成的。其中，青藏高原南部地區（馮三三等，2021）調查結果有所不同，其常規覆膜地塊微塑料豐度高于設施種植地塊，這可能是由于該地區紫外光照較強，加速了地膜的破碎化使得其豐度更高。同時，在陜西寶雞（宋佃星等，2021）和新疆石河子（Huang et al.，2020）研究表明，隨覆膜時間增加顆粒變小、豐度增加，土壤微塑料污染加劇。此外，在不同土層微塑料豐度分布來看，須根系作物玉米和獼猴桃在0—10 cm 最高，而直根系作物辣椒在10—20 cm 最高，推測與作物莖、根系生長范圍及殘茬滯留、農藝翻耕和灌溉等農業活動密切相關。

在常規覆膜農田土壤中，聚乙烯占據主導，這與長期覆蓋聚乙烯地膜有關，殘留地膜的進一步降解或碎片化是其主要來源。而溫室大棚種植條件下土壤微塑料以聚乙烯和聚丙烯為主，且聚丙烯和聚苯乙烯顯著高于常規覆膜，主要原因是兩者均廣泛應用于設施溫室或大棚，而常規覆膜農田較少使用。同時，農田土壤中微塑料的形狀也有所差異，多以薄膜狀、碎片狀及纖維類為主。薄膜狀主要為聚乙烯，碎片狀以聚丙烯和聚乙烯為主，纖維類以聚酰胺為主（費禹凡等，2021；時馨竹等，2021），表明微塑料主要來源于塑料棚膜或者地膜、塑料包裝袋等。在杭州灣沿岸（費禹凡等，2021）和柴達木盆地（Zhang et al.，2022a）等農田土壤中發現未覆膜農田也有微塑料存在，不同形狀的微塑料可能來自于不同的污染源，形成原因較為復雜，取決于耕作、污水灌溉和施肥方式等農業生產活動、地理位置及周邊環境影響等多種因素的共同作用（費禹凡等，2021；徐湘博等，2021）。

2.2 農用薄膜微塑料的生成途徑

農用薄膜微塑料的生成途徑主要是指殘留農膜經過風化、氧化、老化和破碎等變化導致塑料的表面形態、形狀、尺寸和其他物理化學性質發生變化造成其粒徑減小形成次生微塑料的過程，主要包括自然、農業和生物三大途徑（圖4）。分解過程中，隨著顆粒尺寸的減小，其平均分子量、表面粗糙度和比表面積增加，對其他污染物的吸附增強，從而對土壤生態系統造成更嚴重的潛在風險（Brandon et al.，2016；Xue et al.，2021）。

圖4 農田微塑料生成及轉移途徑Figure 4 Microplastics formation and transfer pathways in farmland

2.2.1 農業途徑

由于高勞動強度和移除成本，部分地膜通常在作物收獲后殘留在田間，翻耕、收割和灌溉等農業耕作活動加速了殘留地膜的破碎化，是農田土壤中微塑料的重要生成途徑。作物種植和收割導致大塊地膜塑料發生物理磨損分解成小的塑料碎片，灌溉促進其遷移和擴散到更深的土層，翻耕又使得土壤中塑料碎片進一步破碎化，在自然條件下可長久存留累積從而造成農田土壤微塑料污染。此外，地膜生成微塑料的進程還與耕作制度和方法有關。棉花單作種植方式下小尺寸殘膜數量顯著高于輪作（嚴昌榮等，2008），高強度機械耕作使得殘膜更易碎片化且進入較深的土層（Meng et al.，2020）。據估算，在地膜持續覆蓋后的耕作層土壤中殘膜年累計率為15.7 kg·hm-2，小的塑料碎片（＜25.0 mg）在覆蓋19 年后可占總數的65.0%（He et al.，2018）?？梢?，連續覆蓋不僅造成更高的殘膜累積，還增加了農業耕作的頻次促進了殘膜碎片化生成微塑料的進程。

2.2.2 自然途徑

地膜生成微塑料的自然途徑主要包括陽光紫外線輻射、雨水和風力侵蝕、土壤機械摩擦等，這些過程是在沒有人為干擾的情況下發生的，不需要勞動力和能量消耗，但需要相對較長的時間。風力侵蝕使得小尺寸塑料碎片和微塑料從土壤團聚體的束縛中脫離，經過長距離輸送后逐漸變小甚至富集在懸浮粉塵中，研究表明，覆膜農田風沙（塵）中微塑料富集率達0.220%—16.6%（Tian et al.，2022）。建立了陽光紫外線輻射和風力侵蝕因素的微塑料模型表明（Ren et al.，2022）：中國農業土壤中微塑料的排放量主要受到風力侵蝕和紫外線輻射的影響，風力侵蝕約為5.00×104—6.80×104t，紫外線輻射約為6.50×103（2018 年）。其中，山東、新疆和甘肅的農業土壤微塑料排放量較高，西藏最低，其差異與地區內農用薄膜使用量有關。與風力侵蝕相比，紫外線輻射對微塑料衍生的貢獻相對較小，也與塑料類型密切相關。在紫外線高劑量（3.60×103mJ·cm-2）照射下，聚苯乙烯、聚氯乙烯和聚對苯二甲酸乙二醇酯觀察到明顯的形態學改變，而聚乙烯等光惰性塑料變化微?。↙in et al.，2020）。此外，土壤機械摩擦也進一步促進了塑料的老化和破碎，這與土壤的機械組成、酸堿等性質有關（于慶鑫等，2023），具體效應還需要進一步探究。同時，微塑料的生成進程還會受到風力、濕度、溫度和pH 等環境條件強度的影響，強風、低溫和低pH 使得微塑料更易破碎，高溫會促進微塑料的氧化分解，均可加速微塑料生成的進程（Liu et al.，2022；Wang et al.，2022b）。

2.2.3 生物途徑

與農業途徑和自然途徑不同，生物途徑更偏向于將小的塑料碎片和微塑料生成為中小型微塑料甚至是納米塑料。植物根系的伸長生長使得進入土壤中的塑料碎片和微塑料進一步破碎，節肢動物和蚯蚓等土壤動物會直接從環境中攝取小型微塑料在消化系統微生物的幫助下分解微塑料，并通過排便使得微塑料在土壤環境中擴散或沿食物鏈轉移到其他生物體內（Huerta Lwanga et al.，2017）。例如，百只蠟蛾幼蟲可在12 h 內導致聚乙烯塑料袋（92.0 mg）的質量損失（Bombelli et al.，2017），蜜蜂吞食聚苯乙烯微塑料14 d 后在腸道真菌作用下導致微塑料表面形態發生改變（Wang et al.，2021）。目前，已成功分離得到了多種細菌、霉菌、真菌等微生物，它們與微塑料之間的相互作用主要包括降解、吸附、定殖和攝取等，能夠降解聚乙烯、聚丙烯、聚氯乙烯、聚對苯二甲酸乙二酯等塑料制品，例如，“Ideonellasakainesis201-F6”是一種能夠降解和同化聚對苯二甲酸乙二酯的細菌，在30 ℃下6 周后幾乎完全降解（Yoshida et al.，2016）。孫超岷對數百個與塑料垃圾相關的樣品進行了篩選，發現了一種能夠有效定植和降解聚對苯二甲酸乙二酯和聚乙烯的海洋細菌群落（Gao et al.，2021），并進一步研究提出了一個完整的聚乙烯生物降解過程（Gao et al.，2022），與光降解和氧降解相比，生物降解更加安全、環保，有利于增強土壤環境對污染的自潔能力（劉鑫蓓等，2022），這為農田微塑料污染的原位生物修復提供了可能。

2.3 農田土壤微塑料對土壤、生物和人體潛在影響

土壤的多孔特性使小顆粒微塑料通過重力沉降和降水滲透發生遷移（Li et al.，2021），造成土壤微塑料污染及其攜帶的其他污染物的遷移擴散。不僅會影響土壤理化性質和結構、降低土壤肥力、改變土壤中微生物群落多樣性，對土壤環境中植物和動物造成危害，影響作物生長及糧食產量，還可能通過食物鏈傳遞最終進入人體，嚴重危害人類健康（陳榮龍等，2022）。

2.3.1 對土壤的影響

微塑料會影響土壤容重、導水率和有機碳等理化參數的變化，影響程度取決于微塑料的豐度和類型。由于顆粒大小不一且密度低于土壤顆粒，微塑料的賦存會降低土壤的容重（Machado et al.，2019），當聚乙烯微塑料（PE-MPs，1 mm）添加量為50.0 g·kg-1時，土壤濕度顯著下降，降幅達29.0%—60.1%（周薇，2021）。微塑料還能抑制土壤水分入滲和蒸發效率（王志超等，2022），改變土壤含水率，進而影響作物水分利用效率和產量。此外，殘留微塑料可使可溶性有機碳和土壤總氮含量分別降低9.00%和7.00%（Zhang et al.，2022b），因元素的形態以及微塑料的組分和形狀的不同而有所差異。同時，微塑料引起的土壤理化性質和養分的變化直接影響著土壤中微生物群落的健康。

2.3.2 生物影響

微塑料對土壤微生物群落的豐富度和多樣性的影響因種類而異。在根際土壤中，PE-MPs 僅改變了放線菌門（Actinobacteriota）的細菌豐度，而聚乳酸（PLA-MPs）還改變了擬桿菌門（Bacteroidota）和綠彎菌門（Chloroflexi）的細菌豐度（Lian et al.，2022），可能是由于PLA-MPs 較PE-MPs 更易降解，可以誘導土壤細菌群落發生更大的變化。PEMPs 和高水平的聚氯乙烯（PVC-MPs）的加入顯著增加了β 變形菌目（Betaproteobacteriales）和假單胞菌目（Pseudomonadales）的相對豐度，而低水平PVC-MPs 的加入則降低了其相對豐度（Fei et al.，2020）?？傮w而言，微塑料對不同種類的微生物群落影響效應不同，主要取決于其類型和濃度。

植物可以吸收、轉運、積累和轉化微塑料顆粒，間接對農田土地生產力和糧食安全產生潛在影響。特定類型、特定尺寸和一定濃度的微塑料不僅會抑制植物的發芽，還影響幼苗的株高、分蘗、根長、生物量和結實率等（紀紅等，2021）。例如，低中濃度微塑料抑制了小麥種子的發芽（連加攀等，2019），聚苯乙烯微球（PS-MPs）可以在生菜根部大量吸收和富集，并遷移和積累在可被直接食用的莖葉之中（李連禎等，2019），聚丙烯微塑料（PPMPs）降低了玉米根系生長（恩特馬克，2021）。極少數亞微米微塑料和納米塑料還可以通過葉子或根系進入到植物的脈管系統，并迅速轉移到植物的根、莖、葉甚至果實（連加攀等，2019），對農產品的健康風險仍需進一步探究。

塑料的攝入會對動物機體產生物理損傷、生理變化以及生長、繁殖等多種影響，與大塑料不同，微塑料對于土壤中動物更有可能發揮慢性致死作用。在農田生態系統中，研究發現PS-MPs 可在線蟲腸道內蓄積，導致線蟲存活率、體長和生殖能力下降甚至死亡（Li et al.，2020）。馬志峰（2021）研究也表明PVC-MPs 對蚯蚓溶酶體膜產生嚴重毒害作用，引起腸道損傷，且田間老化PE-MPs 的毒性效應更高（程亞莉，2021）。蚯蚓作為土壤中重要的棲息生物，有助于改善土壤質量，微塑料對于其的毒害作用有可能會引起土壤生態系統的連鎖反應。

2.3.3 人體潛在影響

微塑料會通過飲水、飲食和呼吸的方式進入人體（Liu et al.，2019），與患癌風險、呼吸系統和內分泌系統疾病的增加有關（Hu et al.，2022；Ragusa et al.，2022）。Cox et al.（2019）評估了食品、日用品和空氣中的微塑料人均攝入量：海鮮約1.48 ind·g-1，糖約0.440 ind·g-1，蜂蜜約0.100 ind·g-1，鹽約0.110 ind·g-1，瓶裝水約94.4 ind·L-1，自來水約4.23 ind·L-1，空氣約9.80 ind·m-3。最近在人體內的微塑料蹤跡研究發現，最小的顆粒（＜0.1 μm）可能能夠進入所有器官，穿過細胞膜、胎盤和大腦（Vethaak et al.，2021），2019 年9 月和2020 年12月，分別首次在人類糞便和胎盤中發現了微塑料（Schwabl et al.，2019；Ragusa et al.；2021），2022年3 月，首次在人類血液中發現了微塑料，平均每毫升血液中有1.60 μg（Leslie et al.，2022）。2022年9 月，首次在人體血栓樣本中發現了一定數量和不同類型的微塑料和染料顆粒并提供了血栓中微粒的第一張照片和拉曼光譜證據，其數量和血小板水平之間存在顯著的正相關性（Wu et al.，2022）。通過模型研究建立了人體壽命模型評估微塑料的暴露風險（Mohamed et al.，2021）：當兒童成長到18 歲時，攝入量預計累積到8.32×103個，成人活到70 歲增加到5.01×104個。目前，微塑料毒理研究仍停留在體外實驗或動物實驗階段，效應主要表現為細胞毒性、免疫反應、氧化應激和屏障屬性（Danopoulos et al.，2021），對于植物體或動物體內的微塑料是否會通過食物鏈進入人體并累積，微塑料對人體健康風險的貢獻來源及其大小方面的研究仍是匱乏的，有關暴露和危害的關鍵數據空白阻礙了其健康風險的深入評估。此外，新型冠狀病毒肺炎（COVID-19）大流行期間口罩和手套的大量使用也加劇了環境中微塑料的釋放（De-La-Torre et al.，2022），環境中的懸浮顆粒物作為人體暴露于小粒徑微塑料的重要媒介，可通過呼吸進入人體，造成潛在健康風險。因此，對于環境中尤其是城市環境中微塑料的健康風險也需要進行嚴格的調查和評估。同時，微塑料與大氣顆粒物的相似性也為收集其潛在風險提供了充足的參考。

3 中國農用薄膜污染防治現狀

3.1 中國農業“禁/限塑”政策與農膜標準化發展歷程

近年來，農田“白色污染”問題日益突出。2012年8 月24 日，國家發布了《廢塑料加工利用污染防治管理規定》，規范了農膜等塑料廢棄物的回收利用。2016 年5 月1 日，新疆作為農膜使用大省，首先出臺了農業“禁/限塑”政策：《新疆維吾爾自治區農田地膜管理條例》，設定了地膜的厚度下限，全面禁止超薄農用地膜的使用。農田“白色污染”屬于面源污染，防治工作涉及到耕地土壤、農膜生產技術、覆膜栽培工藝、回收機具和處理利用方式等多方面。隨后，國家出臺了《土壤污染防治行動計劃》、《農膜回收行動方案》、《農用薄膜管理辦法》、《農業面源污染治理與監督指導實施方案 (試行)》等一系列政策文件（圖5）多方面綜合施策，因地制宜采取治理措施，推進重點區域農業面源污染防治，遵循全鏈條監督管理的思路構建了監管體系。其中，《關于進一步加強塑料污染治理的意見》擴大了塑料污染治理的范圍和力度，首次提出了開展微塑料污染防治及其生態環境影響與人體健康風險評估的任務。中國塑料污染防治工作正在從禁止向分領域治理轉型，對于緩解農田“白色污染”問題具有重大意義。此外，由圖5 可以看出，對于新污染物微塑料的標準化制定多處于水生生態環境層面，土壤樣品尚未有標準化方法的建立。土壤中微塑料測定方法的不統一，也會導致結果上的差異較大，且對結果之間的比較帶來了困難。目前，越來越需要對小粒徑微塑料甚至納米尺寸的微塑料進行快速準確的分析，以評估其對農田生態環境和人體健康的風險，這就需要建立統一和標準化的方法以及開發新的技術來檢測和量化樣品中的微塑料。

圖5 中國農業薄膜歷年相關政策及規定要求Figure 5 Relevant policies and regulations for agricultural film in China over the years

關于農膜的行業標準，2017 年修訂的《聚乙烯吹塑農用地膜覆蓋薄膜》（GB 13735—2017）提高了地膜的厚度下限，厚度最低不小于0.010 mm（中華人民共和國國家質量監督檢驗檢疫總局等，2017）。在此之前，推廣使用的是0.008 mm 以下的農用地膜，容易老化破碎且難以回收。提高最低厚度下限可以最大限度地降低離田過程中地膜被撕裂的風險以及微塑料碎片在環境中的累積量，但有研究指出這種變化仍有可能在土壤中留下約68.0%的塑料（FAO，2021）。近年來，全生物降解塑料受到了極大關注，與傳統塑料相比，全生物降解塑料能夠短時間內降低塑料在土壤環境中的殘留累積率和持久性，為減輕塑料對環境的負面影響提供了一條潛在途徑。近年，中國相繼發布了《全生物降解農用地面覆蓋薄膜》（GB/T 35795—2017）、《生物降解塑料與制品降解性能及標識要求》（GB/T 41010—2021）和《全生物降解地膜土壤環境評價技術規范（征求意見稿）》等生物降解塑料相關標準（中華人民共和國國家質量監督檢驗檢疫總局等，2017；國家市場監督管理總局等2021；中華人民共和國農業農村部，2021），規范了生物降解農用地膜的生產、檢驗、標志、包裝和運輸等要求。其中，《全生物降解地膜土壤環境評價技術規范（征求意見稿）》是國內第一部全面的包括對土壤動物、植物、微生物的土壤安全評價，填補了中國全生物降解地膜土壤環境安全性評價標準的空白。

3.2 農用地膜污染的防治與利用途徑

地膜污染屬于農業面源污染的種類之一，目前尚缺乏專門針對農田土壤中地膜微塑料污染的防治措施和評價方法。為了改善農業塑料的循環性和健全管理，聯合國糧農組織（FAO，2021）在報告中提出了基于6R 模型（拒絕、重新設計、減少、再利用、回收和修復）的替代方案和干預措施。從源頭到末端處置，在整個生命周期的角度去考慮地膜塑料殘留污染的問題。首先，從源頭上預防和減少塑料制品的使用和排放是控制微塑料在土壤環境中累積的重要途徑，遏制非標準地膜的進田使用，強化監督全面推行國家標準地膜，為可回收性奠定基礎。加強地膜的科學合理利用，淘汰過寬地膜，拒絕農業實踐中的無效使用。其次，及時回收和利用，推廣適時揭膜技術，開展專項收集計劃，在地膜老化破碎前回收，可有效減少農田殘膜的進一步累積。盡管中國甘肅、新疆和內蒙古部分地區2018年地膜回收率高達80.0%（靳拓等，2020），但地膜廢棄物回收后如何處置是一個挑戰和問題，與溫室棚膜不同，壽命周期極短的地膜回收物價值低且其終端市場相當有限，缺乏有效的經濟激勵機制和監管激勵機制，目前尚沒有完善的處理方案可避免產生二次污染。

對于地膜而言，其回收物存在不同程度的臟污污染導致重復使用較難實現，但從循環再生角度出發，地膜塑料回收再利用加工生產滴灌帶等產品是可發展的途徑之一，未來還需要進一步挖掘擴大回收物的無害化處置途徑和加速向循環經濟轉型。最后，發展新材料替代和修復，使用可重復使用或可循環再生的地膜產品，是解決塑料污染問題重要途徑。即使生物降解地膜在實際應用條件下并不總是能夠實現完全的生物降解，但可能是長久存在的傳統地膜的一個更優替代品。此外，傳統地膜做到100%的回收率也很困難，因此，面對已經產生殘膜微塑料高污染的農田區域，還應采取措施對存量量化并進行降解清除。

近年，生物降解塑料的產業化已進入初期階段，主要包括聚乳酸、聚對苯二甲酸丁二醇酯、聚羥基鏈烷酸酯、聚碳酸亞丙酯等。在替代農用塑料薄膜方面具有很好的發展前景，是防治塑料污染的新途徑。但生物降解地膜替代傳統地膜是有一定條件的，其降解需要在特定環境和特定時間內進行，在應用領域、降解可控性和經濟成本高還有待解決，可優先推動具備降解環境條件的高污染農田區域和無法開發大規模地膜機械回收地區的降解塑料替代工作。同時，從循環經濟的角度來看，生物降解塑料無法被回收意味著其始終采用原生材料制造，因而其循環效益將低于傳統塑料的回收利用。值得注意的是，有研究表明，與傳統塑料相比，生物降解塑料對植物生長風險仍然存在（Iqbal et al.，2020）。因此，除了考慮生物降解地膜的功能適用性，還亟需開展田間條件下生物降解地膜的全生命周期環境安全性評價，了解其可能造成的負面效應，為未來規?；瘧煤屯茝V提供參考。

4 總結與展望

中國農用薄膜使用量一直位居世界前列，以農用地膜為主，近年以來持續增長的態勢直至2016 年才有所緩解。西北干旱綠洲區尤其是新疆、甘肅地區是中國地膜使用量最大的區域，地膜覆蓋所產生的殘留及面源污染范圍遠遠大于棚膜，農田微塑料污染嚴重，嚴重影響了耕地可持續發展。自然、農業和生物3 種途徑的協同效應使得地膜生成微塑料甚至是納米塑料，通過食物鏈傳遞在動植物和人體中累積，對生物的影響主要表現在自我毒性和負載毒性效應兩個方面。目前，關于微塑料的研究也從海洋、大氣、土壤等環境介質擴展到動植物、微生物群落和人體健康中，但在很大程度上具有未知性，對于作物產量與土壤中微塑料豐度是否呈線性相關，在哪個閾值會對土壤肥力和作物產量產生顯著負面影響，土壤中微塑料的去除和檢測技術，生物體與非生物體間的傳遞機制等問題尚缺乏廣泛深入的研究。近年，國家相繼出臺了多項“禁/限塑”政策和標準以預防和控制土壤中（微）塑料污染，受政策驅動，降解塑料在中國迎來了一輪高速發展階段，但在實際應用上還有待評價與解決，這為農用薄膜產業結構的調整與升級提供了基礎。由于中國農業塑料垃圾防治工作起步較晚，雖然在農膜管理和回收方面取得了一定成效，但還面臨一些困難和問題，防治工作依然艱巨，未來還需要借助技術升級來提高地膜回收率以及可降解清潔材料的進步與發展，以全面治理農業領域的塑料污染與防治工作。關于（微）塑料污染對土壤生態系統的影響，未來可就以下主題進行深入研究：

1）建立土壤微塑料標準化提取和檢測技術方法，評估中國農田土壤中微塑料的賦存和生態閾值。目前，微塑料研究在中國仍處于起步階段，土壤中微塑料的量化大多是依靠質量或數量豐度進行量化的，不同的方法在提取率、粒徑、形態等存在著很大的差異，難以將現有研究進行微塑料的比較、統計和分析，因此建立一個標準化的微塑料分離和檢測方法體系對中國微塑料研究至關重要。

2）構建預防與減量-回收和利用-循環再生與無害化處置閉環監督機制，從整個生命周期的角度去管理農用薄膜污染的防治工作。在農用薄膜污染防治過程中，薄膜進入土壤或大氣環境后，在外力環境條件下降解形成微米級甚至納米級顆粒，對生態毒害作用加強且治理難度增大。因此，遵循源頭預防原則，加快突破農業塑料的回收處置和循環利用等技術難點，在薄膜使用源頭環節加強管理農業塑料的污染防治工作。

3）開展微（納米）塑料在生物體-陸地-大氣-水生系統中的累積潛力和效應研究，探明各“源”的轉移機制與貢獻。盡管我們在生物體和非生物體中均發現微塑料存在，但對于兩者之間的轉運機制和累積潛力尚不明確，對比微塑料更小的納米塑料知之甚少，特別是谷物、蔬菜等動植物體中的微（納米）塑料是否會沿食物鏈傳遞累積對人體健康影響，亟需進一步探究并明確其機理。

4）評價生物降解塑料薄膜的環境效應，尋找到最佳的綠色解決方案。生物降解塑料較傳統塑料更易降解破碎化形成微塑料，對農田土壤健康及作物生產力的影響仍是未知的，開展其環境安全評價關系到今后開展規?；茝V的關鍵。此外，創新理念和研發新的替代技術，變革性的科學措施和相關政策的制定也是至關重要的。