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在国务院“水十条”对矿井水的最新定位下，煤炭开采形成的矿井水资源保护与综合利用成为实现我国煤炭工业绿色发展和生态文明建设中的重大关键问题[1]. 据统计我国吨煤开采产生矿井水为1.87 m3，矿井水产出量为每年6.88×109 m3，平均利用率约为35%[2-3]，主要原因是矿井水水质差，导致不能直接利用，需要进行不同程度的预处理或深度处理，而高额的处理成本限制了综合利用[4-7].
近年来，国内外学者在地下水、地表水的水化学特征方面取得了一系列成果[8-12], 如探讨了神东矿区的高氟矿井水分布特征及形成机制[13]；研究了辛置井田地下水的水化学特征和水-岩作用机理[14]；系统分析了伊敏矿区地下水的水化学特征与其控制因素[15]；对郭家湾煤矿井田内不同区域水化学特征进行差异性分析和水质综合评价[16]；研究了高铁锰矿井水的水化学特征与其净化机制[17]. 研究主要侧重矿区水文地球化学特征及形成机制，而对干旱区矿井水综合利用于农田灌溉的相关评价相对较少.
我国西部煤炭资源丰富，占全国总量的70%以上，水资源匮乏，生态环境脆弱[18-20]. 在国家“以水定产，以环境承载力定产”煤炭工业发展理念下，矿井水综合利用成为西部矿区高质量快速发展的卡脖子问题. 因此，在地处干旱半干旱区的煤矿矿井水综合利用相关研究显得尤为重要. 新上海一号煤矿地处毛乌素沙漠边缘，属半干旱半沙漠大陆性气候，干旱少雨[21]. 矿井水若能有效的综合利用于农田灌溉，可有效降低矿井水综合利用成本，实现社会-经济-环境的高质量协同发展.
本研究拟对以新上海一号井田为例，针对各含水层矿井水形成作用进行研究，并对各含水层矿井水的灌溉适宜性进行评价，可为干旱半干旱区矿井水综合利用工作提供依据.
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研究区为新上海庙一号矿井田，其自上而下地层主要有：新生界第四系（Q）和古近系（E）；白垩系志丹群（K1zd）；侏罗系直罗组（J2z）；含煤岩系侏罗系延安组（J2y）；三叠系延长组（T3y），其赋存的含水层依次命名为：新生界、白垩系、直罗组、煤系间、宝塔山、三叠系含水层[22]. 研究区内有21条断层，其中F2、FD5和DF20是导水断层.
研究区内井筒掘进和工作面推进过程中的直接充水水源为直罗组、煤系间、延安组和三叠系含水层，间接充水水源为新生界含水层. 为实现矿井水防控，在采掘活动前需要对相应充水含水层进行疏放工程，因此以上述充水含水层为对象进行水化学特征和矿井水综合利用模式研究.
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采样分为4个阶段：2006年煤层顶板含水层勘探阶段；2012年近煤层含水层水文地质补充勘探阶段；2016年和2019年各个含水层水文地质补充勘探阶段. 各主要含水层共采集55组样品，检测项目包括K++Na+、Ca2+、Mg2+、Cl−、SO42−、HCO3−、CO32−、pH和TDS，取样点信息详见表1.
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利用Matlab对矿井水水化学数据进行整理统计和计算，利用Piper图分析地下水水化学类型，利用SPSS软件进行各离子与TDS的相关性分析，通过Gibbs图、氯碱指数图、脱硫酸系数图、离子比值图、水力联系度及矿井水盐碱害分类探讨矿井水水化学特征成因及灌溉适宜性.
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根据研究区内所采集的矿井水样检测结果分析可得，各含水层矿井水的pH值为7.58—12.06，均呈碱性. TDS为466.00—7624.90 mg·L−1，除了新生界，其余均为高矿化度矿井水，而且从新生界到三叠系，埋深越大，越不易接受第四系含水层的补给，因此TDS逐渐增大. 水中主要离子组成变化及不同水样化学组成类型特征采用Piper三线图（图1）分析[23]，K++Na+、SO42−和Cl−明显占优势. 由白垩系含水层至三叠系含水层矿井水化学类型由SO4·Cl-Na逐渐过渡为Cl SO4-Na，新生界含水层水化学类型较为多样.
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TDS可以来描述离子特征，利用SPSS软件计算得到Pearson相关性系数矩阵（见表2），可以看出除pH外，TDS与各离子均呈显著相关性[24]. 根据相关性分析结果，TDS与K++Na+、SO42−和Cl−呈显著正相关（P<0.01），相关系数分别为0.973、0.868和0.757，从图2可知，TDS、K++Na+、SO42−和Cl−变化趋势相同，说明K++Na+、SO42−和Cl−是TDS的主要来源.
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Gibbs可有效揭示水化学组分的形成机制，在水化学分析中得到广泛应用[25]. Gibbs图横坐标为阴离子或阳离子质量浓度比，纵坐标为TDS质量浓度，判别方法见表3.
从图3可知，研究区内绝大部分水样分布在Gibbs图右上部，即TDS在1000—7625 mg·L−1之间，Cl−/（Cl−+HCO3−）或Na+/（Na++Ca2+）接近1，说明矿井水的水化学组分主要受蒸发浓缩影响.
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阳离子交替吸附作用是由于Ca2+、Mg2+吸附能力较大，可置换岩土颗粒表面的Na+，使其在水中的含量降低[27]. 为了定量分析其作用的方向与强度，可以绘制研究区矿井水氯碱指数图，其中横坐标为CAI1，纵坐标为CAI2，计算公式如下：
式中，c表示毫摩尔浓度，单位为mmol·L−1. 若CAI1和CAI2均<0，则阳离子交替吸附作用较高；反之，若CAI1和CAI2均>0，则阳离子交替吸附作用较差[27].
从图4可知，各含水层矿井水均存在不同程度的阳离子吸附作用，由新生界至三叠系含水层，氯碱指数逐渐减小，随着阳离子交替吸附作用不断加强，Ca2+、Mg2+含量不断下降.
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脱硫酸作用指的是水中的SO42−被还原，导致水中的SO42−含量下降，同时HCO3−含量升高的过程，其主要化学方程式为：
脱硫酸作用强度的主要评价指标是脱硫酸系数c（SO42−）/c（Cl−）[28]，脱硫酸系数图中横坐标为SO42−与Cl−的摩尔浓度比，纵坐标为HCO3−的摩尔浓度. 从图5可知，研究区各含水层矿井水c（SO42−）/c（Cl−）数值较小，一般小于0.5，各个含水层存在不同程度的脱硫酸作用. 其中煤系间和直罗组含水层c（SO42−）/c（Cl−）一般为0.5—1.5，其受脱硫酸作用的影响较小. HCO3−在图中相关性不明显，说明HCO3−的唯一来源并不是脱硫酸作用.
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离子比值分析是用于揭示水化学组成及离子来源常用的方法[29]. 岩盐溶解产生的Na+和Cl−物质量的比值为1，所以c（Na+）/c（Cl−）常被用来解释水中Na+的来源[30].
从图6可知，研究区新生界含水层水样的c（Na+）/c（Cl−）等于1，其他含水层水样的比值大于1. 以上情况说明，新生界含水层水样中Na+的唯一来源是钠盐溶解；其他含水层水样中相对Cl−偏高的Na+可能与硅酸盐的风化有关（2NaAlSi3O8+2CO2+11H2O→Al2Si2O5（OH）4+2HCO3−+2Na++4H4SiO4），同时存在其他含钠矿物的溶解[31]. 井田内含水层岩性以砂岩为主，矿物成分多为长石等硅酸盐类矿物，Na+偏高的原因可能是硅酸盐类矿物的溶解作用和阳离子交替吸附作用，使水中的Ca2+和Mg2+被吸附，释放的Na+也是导致Na+含量升高的一个原因. 当水中c（Ca2++Mg2+）/c（SO42−+HCO3−）=1时，代表Ca2+和Mg2+主要来源于碳酸盐和硫酸盐的溶解[32-35].
从图6可知，研究区内仅有新生界含水层水样c（Ca2++Mg2+）/c（SO42−+HCO3−）基本等于1，其他含水层水样小于1. 说明新生界含水层水样中的Ca2+和Mg2+来自于碳酸盐及其溶解作用，其他含水层水样中的Ca2+和Mg2+来源有限（含水层多为砂岩），煤系间及其顶底板含水层存在大量的S2−氧化也会导致SO42−增加.
相关研究表明，研究区内除新生界之外的深部含水层相对封闭，径流缓慢，水岩作用较弱，其离子含量较高，矿化度较大[36]. 矿井水的水化学组分主要受蒸发浓缩作用影响，同时阳离子交替吸附作用随着埋深增大不断加强，Ca2+、Mg2+含量不断下降，并受到不同程度脱硫酸作用的影响.
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从前面的分析可知Cl−是研究区各含水层中含量较高的离子，由于其浓度一般仅受到含水层的影响，受其他因素影响较小，故可以利用各含水层的Cl−浓度来判断含水层之间的水力联系紧密程度. 含水层间水力联系度K计算公式为：
式中，Cl−1和Cl−2分别代表不同含水层中Cl−的平均质量浓度.
当K<0.2，表示两个含水层之间水力联系强；当0.2<K<0.4，说明两个含水层之间水力联系中等；当K>0.4，说明两个含水层之间水力联系弱. 根据研究区水化学数据，分别计算了6个含水层之间的水力联系度. 由表4可知，研究区个含水层之间水力联系度K均小于0.2，说明各含水层之间均存在紧密的水力联系，这与研究区东西两侧的F2和DF20断层具有良好的导水性有关.
相关研究表明，研究区内断层附近的各含水层之间存在水力联系[36]，这也导致其水文地球化学特征与周边同层含水层具有显著差异.
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新上海一号井田地处干旱半干旱地区，水资源相当匮乏. 通过上述综合分析可知，由于矿井水的矿化度高，深度处理成本高，不适宜综合利用于生活饮用水. 随着矿井水综合利用于农田灌溉的需求越来越大，迫切需要开展矿井水灌溉适宜性评价方法研究.
灌溉水源直接影响农作物生长的评价指标是盐碱害[37]. 盐害常用电导率（EC）表征[38]，碱害常用钠吸附比（SAR）和钠百分含量（SC）表征（表5），其计算公式（4）—（5）[39]，公式中离子浓度单位均为mmol·L−1.
根据表5灌溉水水质分类标准可以进行矿井水灌溉的适宜性评价. 从图7（a）可知，研究区内矿井水的EC值和SAR值普遍较大，45%的矿井水EC值大于2250，位于盐害极高（C4）范围内；70%的矿井水SAR值大于18，位于碱害极高（S3）范围内；10%的矿井水SAR值大于26，位于碱害极高（S4）范围内；即研究区内除新生界和白垩系矿井水的盐碱害较严重（C4S3或C4S4区域），未经深度处理不适宜用于农田灌溉. 从图7（b）可知，73%的矿井水中SC值大于80，不适宜直接用于农田灌溉.
从图7可知，整体而言自上而下含水层的矿井水灌溉适宜性逐渐降低，新生界和白垩系含水层的矿井水基本适宜农田灌溉；而直罗组、宝塔山和三叠系含水层的矿井水适宜性一般为不确定-不适宜，不适宜直接用于农田灌溉，若达到农田灌溉水质要求，其矿井水深度处理成本相对较高. 因此，针对井田内矿井水的综合利用应采取“分层分质综合利用”的原则，可有效降低矿井水综合利用成本，实现社会-经济-环境的高质量协同发展.
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（1）研究区阳离子以K++Na+为主，阴离子以SO42−和Cl−为主，新生界含水层水化学类型较为多样，由白垩系含水层至三叠系含水层矿井水化学类型由SO4·Cl-Na逐渐过渡为Cl·SO4-Na；TDS与K++Na+、SO42−和Cl−相关性最为显著，相关系数分别为0.973、0.868和0.757.
（2）研究区矿井水的水化学组分主要受蒸发浓缩影响，各含水层矿井水均存在不同程度的阳离子吸附作用，由新生界至三叠系含水层，阳离子交替吸附作用不断加强；新生界、白垩系、宝塔山和三叠系含水层受到不同程度脱硫酸作用影响，煤系间和直罗组含水层矿井水受脱硫酸作用影响较小.
（3）新生界含水层矿井水中Na+的唯一来源是岩盐溶解；其他含水层矿井水中相对Cl−偏高的Na+可能受硅酸盐的风化和其他含钠矿物的溶解影响；新生界含水层矿井水中的Ca2+和Mg2+来自于碳酸盐和硫酸盐的溶解，其他含水层矿井水中的Ca2+和Mg2+来源有限，煤系间及其顶底板含水层矿井水存在大量的S2−氧化也会导致SO42−增加；各含水层之间存在紧密的水力联系，这与断层具有导水性有关.
（4）研究区内45%的矿井水EC值大于2250，70%的矿井水SAR值大于18，73%的矿井水中SC值大于80，大部分矿井水不适宜直接用于农田灌溉. 新生界和白垩系含水层的矿井水基本适宜农田灌溉，而直罗组、宝塔山和三叠系含水层的矿井水不适宜用于农田灌溉，因此研究区内矿井水宜实施“分层分质综合利用”.
煤矿矿井水水化学形成作用与灌溉适宜性评价
Hydrogeochemical processes and irrigation applicability of mine water in coal mine
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摘要: 矿井水的综合利用方式取决于其水化学特征. 以地处我国典型干旱区的新上海一号井田为研究区，从不同含水层采集55组矿井水样品分析其水化学形成作用，采用电导率（EC）、钠吸附比（SAR）、钠百分含量（SC）的3个指标对不同含水层的矿井水进行了灌溉适宜性评价. 结果表明，各含水层矿井水均呈碱性，总矿化度（TDS）普遍较高. 新生界含水层水化学类型较为多样，由白垩系至三叠系含水层水化学类型由SO4·Cl-Na逐渐过渡为Cl·SO4-Na. 矿井水TDS的主要来源为K++Na+、SO42−和Cl−. 矿井水的化学组分主要受蒸发浓缩影响. 各含水层矿井水均存在不同程度的阳离子交替吸附和脱硫酸作用，由新生界至三叠系含水层，随着阳离子交替吸附作用加强，Ca2+、Mg2+含量不断下降. 研究区内新生界和白垩系含水层的矿井水基本适宜农田灌溉，而直罗组、宝塔山和三叠系含水层的矿井水不适宜直接用于农田灌溉，提出矿井水“分层分质综合利用方法”.Abstract: Comprehensive utilization of mine water depends on its hydrochemical characteristics. The Xinshanghai No.1 coal field, located in typical arid area of China, was employed as the research area. 55 groups of mine water samples in different aquifers were collected and the hydrogeochemical processes of these samples were investigated. Three factors including electrical conductivity (EC), sodium adsorption ratio (SAR) and sodium concentration (SC) were applied to evaluate the irrigation suitability of mine water in each aquifer. The results showed that the mine water was alkaline and total dissolved solids (TDS) was generally high in all aquifers. The hydrochemical types in Cenozoic aquifer were diverse. the mine water chemical types in Cretaceous aquifer were SO4·Cl-Na, which gradually became to Cl·SO4-Na in Triassic aquifer. The main TDS sources of mine water were K+, Na+, SO42−, and Cl−. The chemical composition of mine water was mainly affected by evaporation and concentration. Ex-change adsorption of anions and desulphurization existed in all aquifers with varying degree. From Cenozoic to Triassic aquifer, the contents of Ca2+ and Mg2+ decreased with the enhancement of ex-change adsorption. The mine water in Cenozoic and Cretaceous aquifers were basically suitable for farmland irrigation, while the mine water in Zhiluo、Baotashan and Triassic aquifers were not suitable for farmland irrigation. Therefore, a “stratified and qualitative method” was proposed for comprehensive utilization of mine water.
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塑料的商业生产始于20世纪50年代[1]，现广泛应用于包装、医疗、农业等行业，仅2019年全球塑料产量就高达3.68亿吨[2]。塑料在光照辐射、机械磨损、风化侵蚀、动物和微生物的作用下，可逐渐分解成粒径更小的塑料颗粒[3]。微塑料(microplastics, MPs)的概念最早出现在2004年Science发表的一篇文章[4]，定义为粒径小于5 mm的塑料颗粒[5]，粒径小于100 nm的被称为“纳米塑料”(nanoplastics, NPs)[6]。MPs通过大气、洋流等作用在全球范围内长距离运输[7]，并在环境中持续存在和积累。水体[8]、沉积物[9]、土壤[10]、大气[11]甚至深海和极地都能检测到MPs[7]。尽管多项研究回顾了MPs在水环境中的发生、分布、生态风险及水体MPs与其他污染物的环境地球化学行为[8, 12-13]，但关于陆地MPs的综述论文却很少[14-15]。陆地MPs是海洋MPs的主要来源，其MPs污染程度可能是海洋的4—23倍[16]。土壤作为陆地系统中MPs的汇[17]，对MPs的储存和转移起着至关重要的作用[18]。因此，充分认识MPs在土壤环境中的丰度、来源、迁移和生态毒性对于科学评估和源头控制土壤MPs污染十分关键。
在Web of Science核心数据库中以“microplastics”和“soil”为关键词进行了搜索(截至2021年8月21日)，产生了608篇文献。通过共现网络分析(图1)，发现土壤环境MPs的研究始于2016年，相关研究主要包括：1)土壤类型，全球学者普遍注重农田土壤MPs的研究；2)MPs的来源，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥料的施用、污水灌溉和地膜覆盖等；3)MPs的分析方法，包括采样、分离(筛分、密度分离、消解等)、鉴定(目检法、光谱法、热解质谱分析法等)；4)土壤MPs的丰度、类型(如聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS))、形状(如纤维、薄膜、碎片、颗粒等)；5)MPs的生物效应，包括对植物、动物和微生物的影响。由此可见，MPs的来源、种类、分布、检测方法及生态健康风险是当前土壤MPs污染研究的热点方向。已发表的文献中，Praveena等[19]、陈雅兰等[20]较为全面的综述了土壤中MPs的提取与鉴定方法，郝爱红等[14]、Zhao等[15]从土壤中MPs的来源、迁移、分析方法、污染特征和生态风险等方面入手，揭示了土壤MPs的归宿和生态风险，但有关土壤MPs与多种有害污染物共同暴露的生物毒性、土壤中老化或降解MPs的生态风险鲜有报道。有学者对全球土壤MPs污染做了简单的总结[17, 21]，但所收集的数据不够全面。因此，本文在总结最新国内外研究进展的基础上，从土壤环境中MPs的来源、丰度、迁移及其生态健康风险方面进行了综述，并提出了相关领域未来的研究重点。相比先前的研究，本文更加全面的总结了土壤中MPs的丰度，通过绘制分布图以更加直观的形式展现了全球土壤MPs污染，并将土壤老化/降解MPs的生态风险以及MPs的复合污染毒性和潜在生态风险展开了系统地回顾和展望，填补该领域综述论文的空白。本文将为评估土壤MPs潜在的生态健康风险提供有价值的参考。
图 1 已发表论文中以“微塑料”、“土壤”为关键词的共现网络分析图[22]。Figure 1. Co-occurrence network analysis of published research papers with “microplastics” and “soil” as keywords每个节点(关键词)大小与其出现频次成正比，连线颜色表示论文发表年份，数据截至2021年8月21日1. 土壤MPs的来源、丰度和迁移 (Source, abundance and migration of soil MPs)
1.1 土壤MPs的来源
土壤中MPs的来源十分广泛(图2)，人们日常生活(如未合理处置的塑料垃圾)和农业活动(如污泥堆肥、有机肥施用、地膜覆盖及农田灌溉等)产生的MPs会直接进入土壤[23-26]，或通过地表径流[27]和大气沉降[28]间接输送到土壤环境。
图 2 土壤中MPs的来源与迁移Figure 2. Origin and migration of MPs in soil(红色和黑色箭头/文字分别表示MPs的来源和迁移路径)1.1.1 未合理处置的塑料垃圾
土壤中存在着与水环境类似、种类繁多的MPs碎片[29]，它们与塑料污染密不可分。根据目前的塑料废弃物管理趋势预测，2050年全球产生的塑料垃圾中将有120万吨进入垃圾填埋场或自然环境[30]，必然会对生态环境造成影响。日常生活使用的一次性塑料袋/瓶、口罩/手套、衣服等均含有塑料，如使用后被随意丢弃在路边或非法倾倒地点[31]，会造成附近土壤塑料污染。作为塑料垃圾的重要组成部分，塑料袋全球每年的消费量约为5000—10000亿个，其中900多亿个塑料袋不可回收[32]，可在环境中老化降解生成MPs。自2020年新冠疫情爆发以来，大量一次性口罩排放到环境中。据估计，2020年全球生产的一次性口罩约520亿个[33]。每片新口罩中可释放（183.0±78.4）个MPs，而使用过的口罩因附着了空气中的MPs会释放更多的MPs(每片（1246.6±403.5) 个) [34]。由此，未合理处置的一次性口罩引起的土壤塑料和MPs污染不容忽视。
1.1.2 污泥堆肥的长期积累
污泥堆肥可能导致土壤MPs的增加[24]。生活废水经污水处理厂，可大大减少MPs(去除率约99%)向水环境直接排放[24]，但未被处理的MPs通常积聚在污泥中[35]，由于污泥含有丰富的N、P、K等营养元素[36]，许多地区将污泥用作农田肥料[24]，MPs便由此进入土壤。不同国家污泥中MPs的含量与经济发展水平、人口密度和废物处置等因素有关[37]。对于经济发达、人口密度高的国家，因使用药品、个人护理品(PPCPs)及洗衣产生的污水量大[38]，污泥中MPs的含量相应较高。在欧洲和北美地区，每年通过污泥堆肥进入农田的MPs分别有约6.3×104—4.3×105和4.4×104—3.0×105吨[39]。土壤MPs的丰度随污泥施用量的增加而增加[24]。研究发现，在农田中仅施用一次污泥，15年后该区域土壤中仍可检测出塑料纤维[40]，表明MPs在土壤中难以降解，会产生持久性污染。
1.1.3 有机肥料的施用
有机肥料的重复施用除了会引起重金属和抗生素等污染残留[41]，还会导致土壤MPs污染，而后者常常被人们忽视[42]。研究发现，有机肥中普遍含有的MPs可能来自运输饲料的塑料管道、储存消毒剂或抗生素的塑料瓶[43]。江西鹰潭，猪粪中MPs的平均年丰度约为（1250±640）个·kg−1(干重)，施用了猪粪的农田中MPs的年均累积量约为（1.25±0.61）个·kg−1[42]；施用猪粪22年后的农田中MPs丰度（(43.8±16.2)个·kg−1)明显高于未施用猪粪的农田（(16.4±2.7)个·kg−1)[42]。德国是全球对肥料质量要求最严格的国家之一，但每年通过施用有机肥进入农田的MPs高达3.5×1010—2.2×1012个[26]。我国作为有机肥生产和使用大国，据估计，我国每年通过有机肥进入农田土壤中的MPs可达52.4—26400吨[3]。但该数据仅仅基于德国波恩、斯洛文尼亚等地区关于有机肥中塑料污染的报道[23, 26, 44]，并结合我国有机肥每年实际施用量(2200万吨左右)来进行估算的，该估算忽略了粒径小于0.5 mm的MPs，且缺乏我国有机肥中关于MPs丰度的报道，因此，未来的研究中还应多关注我国有机肥中MPs的污染情况，以便全面评估我国通过有机肥进入土壤的MPs量。
1.1.4 农业灌溉和地表径流
农业灌溉是MPs进入土壤的又一重要途径。据统计，全球每年生活污水产生量超过356 km3，处理后的出水中有23.8 km3主要用于农业灌溉[45]。生活污水中含有大量源于PPCPs和衣物的MPs。虽然常规的处理工艺可有效去除污水中绝大部分MPs，但出水中仍有残留的MPs通过农业灌溉进入土壤环境[15]。在部分水资源匮乏的国家，未经处理的污水也会被用于灌溉农田[23]。据报道，全球约有3.6×105 km2的农田是使用未处理或者部分处理的生活污水进行灌溉的[46]，必然会向土壤中输入更多的MPs。此外，天然水体中也存在MPs，例如：我国长江水中MPs高达6.6×103个·m−3[47]，珠江水中MPs的丰度介于397—7924个·m−3之间[48]，即使在偏远的内陆湖泊沿岸也有大量MPs存在，如青藏高原湖泊中MPs丰度可达（625±411）个·m−3[49]。这些水环境中的MPs也可通过灌溉或随地表径流进入土壤环境中。随着研究的深入，人们开始对生态环境敏感区(如青藏高原[49]、沙漠[50]、黄土高原[51])MPs污染进行研究，作为东南亚多条河流重要发源地的青藏高原，无处不在的MPs可能使其污染范围不断扩大到其他水系，或通过地表径流进入土壤环境，而该地区生态环境脆弱，存在调查难度大、恢复年限长等问题，未来的研究应该更加注重生态环境敏感区MPs污染及其健康风险评价。
1.1.5 地膜的广泛应用
地膜是农田土壤MPs污染的重要来源[23, 25]。2016年全球农用塑料薄膜市场交易量为400万吨，预计到2030年将以每年5.6%的速度增长[25]。全球约有1.29×105 km2的农田覆盖有地膜[52]，我国地膜使用量最大，占全世界地膜覆盖面积的90%[17]。从田地中去除地膜费时费力，大量被残留的地膜在阳光辐射等作用下逐步破碎裂解，形成MPs[29]。农田土壤中MPs的含量随覆盖时间的延长逐渐增加[17]。在我国石河子市，随着地膜连续覆盖时间从5年增加至30年，MPs丰度从10.10 mg·kg−1增加到了61.05 mg·kg−1[53]。目前，大力研制与推广的环保型可降解地膜是解决塑料污染最有效的途径，但研究表明，MPs对污染物(如抗生素、农药等)的吸附能力大小排序为：老化可降解MPs>可降解MPs>非可降解MPs，且老化程度越高对污染物的吸附量越大[54-55]，在这种情况下可降解地膜的使用，特别是地膜在环境中不可避免的老化行为，可能会给环境带来更大的生态危害，在未来的农业发展中应该重视这一问题。
1.1.6 大气沉降输入
土壤MPs也有部分来自大气中悬浮的塑料颗粒。多项研究表明，大气中存在MPs，如南海西北部大气中MPs的丰度为（0.035±0.015）n·m−3[56]。大气中的MPs主要来源于建筑材料、纺织品磨损、灰尘、道路油漆、轮胎和制动器磨损[57]。轮胎磨损产生的MPs主要来自各种车辆，全球车辆轮胎磨损的MPs排放量为人均0.81 kg·a−1[58]，飞机轮胎磨损释放的MPs相对较少，约占荷兰轮胎磨损MPs排放总量的2%[58]。空气中密度小的大塑料颗粒和MPs可通过大气沉降和风力传输沉积在城市或乡村陆地表面[59]，还可传输到偏远、人烟稀少的地区[28]。据报道，我国烟台市大气MPs沉降通量达1.5×105个·(m2 a)−1[60]；法国巴黎大气MPs沉降通量达2—355个·(m2 d)−1，且该地区每年有3—10吨的纤维被大气沉降物沉积[59]。由此可见，大气沉降是MPs沉积到陆地的重要途径。值得思考的是，粒径小于50 μm的MPs可以重新悬浮到大气中[61]，增加人体吸入MPs的风险，而多数国家并没有将大气中的MPs作为空气污染的一部分进行监测，为了明晰MPs对人类健康构成的潜在风险，将MPs纳入空气污染的监测范围迫在眉睫，尤其是在MPs污染严重的大城市。
总体来看，国内外大量关于土壤中MPs的来源研究仅停留在对来源的简单陈述，只有少部分做了MPs的溯源追踪方法。目前，环境中MPs的溯源方法主要集中于水体和沉积物，通过非仪器分析法(目视分析法、密度分析法、灼烧分析法等)从MPs的颜色、形状、密度等特性初步判识MPs的外观及用途[62]，或通过仪器检测(光谱分析法、显微分析法、色谱质谱分析法等)判识MPs的化学成分及结构[63]，两者相结合可追溯环境中MPs的来源。从已有研究成果来看，土壤MPs的溯源依旧没有可靠且简单易行的检测方法。值得注意的是，进入到环境的塑料碎片和MPs，由于各种物理化学作用，最终会破碎形成NPs，更小的粒径以及颜色、形状等特性不够显著增加了对MPs来源追溯的难度，因此亟需建立适合更小粒径的NPs的检测方法和理化指标。
1.2 土壤MPs的迁移行为
MPs在土壤中可发生水平和垂直迁移[64]，其迁移行为受土壤和MPs理化性质的影响[21, 65]。土壤的理化性质(包括孔隙度、土壤质地、矿物和腐殖质含量等)对MPs的迁移有重要影响。土壤的孔隙大小由其质地决定，可直接影响MPs的迁移[30]，砂土表面的MPs在渗透作用下可垂直迁移至距地表1.5—7.5 cm的土壤中[66]。由于土壤裂缝，干燥气候可能会加速MPs向下移动[66]。土壤矿物和腐殖酸共存时会增加MPs的垂直传输距离(9—10 cm)[67]。Wu等[68]发现, PS微球的迁移能力随土壤矿物(Fe/Al氧化物)含量的增高而降低，这是由于带负电的MPs与带正电的Fe/Al氧化物发生静电吸引所致。此外，MPs的特性(包括粒径、形状、电荷和表面化学等)也会影响其在土壤中的迁移。当MPs的粒径小于土壤孔隙尺寸时，MPs能通过土壤孔隙和裂缝向下移动，粒径小的MPs也容易被土壤动物摄食而转移到更深层的土壤中[69-70]。由于MPs与土壤团聚体的相互作用不同，不同形状的MPs可能对土壤中MPs的迁移产生阻塞作用影响其迁移行为[65]。如：塑料微球和微粒比微纤维更易下移到土壤深层，因为微纤维与土壤颗粒缠结形成土块后无法迁移[71]。高密度的MPs(如PET(聚对苯二甲酸乙二醇酯))可能会因重力作用而促进其在土壤中的迁移[72]。表面含有羧基、磺酸基、低密度氨基官能团的PS微球，比含有高密度氨基官能团的PS微球更易在海沙中迁移，这是由于带正电的高密度氨基MPs与带负电的沙粒之间存在静电吸引，从而阻碍MPs的迁移行为[73]。
除了在土壤内部迁移外，土壤中的MPs也会在风力、气流、地表径流等作用下迁移到空气和水等环境介质中[64, 66]。土壤表面的MPs尤其是微纤维等轻质塑料颗粒，可以被风和气流抬升到空气中，最终长距离传播到其他陆地或地表水中[59]。此外，地表径流可促使MPs进入深层土壤甚至含水层。据报道，澳大利亚维多利亚州地下水中MPs的平均丰度为38个·L−1[74]，向地下水迁移的MPs可能带来新的环境问题，但目前仍缺乏对地下水MPs污染的环境风险预测、评估和防控研究。
1.3 全球土壤环境中MPs的丰度
我们收集了全球不同地区土壤环境中检出的MPs的理化性质和丰度，绘制了图3。目前，虽然只有少量研究报道了土壤环境中MPs的丰度情况，但可看出MPs广泛存在于多种土壤中(如农业土壤、公园土壤、湿地土壤、沙漠土壤等)，其丰度从几个·kg−1到数万个·kg−1不等，多数地区土壤MPs丰度在0—5×103个·kg−1之间，粒径大多小于1 mm[75-77]；MPs形状有纤维、薄膜、碎片、颗粒等，PP、PE、PS是土壤中最主要的聚合物类型。土壤环境中MPs的丰度普遍高于水和沉积物中的[8]，说明土壤环境是MPs重要的汇。在全球范围内，亚洲、欧洲、北美、大洋洲的土壤环境中都发现了MPs，且不同地区丰度差异较大。从图3中可看出，智利梅利皮利亚县田地因长期施用污泥导致土壤MPs丰度高达18000—41000个·kg−1，明显高于其他地区[24]；西班牙东南部穆尔西亚蔬菜农田土壤和墨西哥坎佩切家庭花园土壤中也检测到了数量较高的MPs，丰度分别为（2116±1024）个·kg−1和（870±1900）个·kg−1[78-79]；但德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州农田表层土壤中MPs仅有（5.8±8）个·kg−1[80]，且该国弗兰科尼亚中部农田中MPs的丰度最低，仅为（0.34±0.36）个·kg−1[81]。
图 3 文献报道的全球部分地区土壤环境MPs污染情况Figure 3. MPs pollution of soil environment in some regions of the world reported in the literatures(数据更新于2021年10月，没有标记的区域不代表没有MPs污染)(Updated in October 2021, unmarked areas do not represent no MPs contamination)作为最大的塑料生产国和消费国[82]，我国土壤MPs污染引起了越来越多的关注。在我国大多数受人为活动影响较少的土壤中MPs含量较低，如山东东营黄河三角洲湿地无植物覆盖的土壤和长江沿岸休耕的土壤中MPs丰度仅为60个·kg−1[83]和（28.4±22.0）个·kg−1[84]；但农业土壤中MPs的含量通常较高，如:云南滇池柴河流域土壤MPs丰度为7100—42960个·kg−1[85]；湖北武汉、山东寿光的农田土壤中也含有较高丰度的MPs(4.3×104—6.2×105、275—4165个·kg−1)[76-77]，这可能是塑料地膜老化降解、污泥施用和污水灌溉所致。而少数地区如黄土高原[51]、上海菜地[75]等农田土壤中MPs丰度较小。在工业活动频繁的地区，也可能会引入较高丰度的MPs，广东贵屿电子废物拆解区土壤中MPs的丰度达34100个·kg−1[86]。沿海地区可通过海水养殖、旅游和港口建设等活动引入大量MPs[87]。一些偏远地区也存在少量MPs，可能是通过游客活动、卡车轮胎磨损和农用地膜引入的[88]，或与大气传输有关。
土壤中MPs的垂直分布没有明显的规律[76]。例如我国上海郊区[75]、山东寿光[76]和德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州[80]农田中表层土壤MPs丰度高于深层土壤MPs丰度，黄土高原[51]、山东胶州湾菜地和果园土壤[89]、毛里求斯农业土壤[90]中深层土壤含有更多的MPs，而我国云南滇池柴河流域农田[85]和墨西哥家庭花园[79]的表层和深层土壤MPs含量无显著差异。不同地区土壤MPs垂直分布可能会受到土壤翻耕、地表径流等因素的影响[51]，动物的摄食和排泄行为也可能影响MPs在表层和深层土壤之间的垂直转移[58, 64]。此外，少数研究还报道了土壤质地、植被覆盖、栽培时间、恢复年限等与MPs丰度的关系[50, 76, 85]。例如: 我国山东寿光的农业土壤和砂质壤土中MPs丰度显著高于粉质壤土[76]，毛乌素沙漠土壤MPs丰度高于草地和林地[50]；设施栽培时间>25与<10年的农田土壤中MPs丰度差异不显著，表明早期的设施栽培措施导致土壤中MPs的累积数量不高[85]。由此可见，土壤中MPs无处不在，不同地区土壤MPs污染水平之间的差异是人类农业活动、工业生产等因素共同作用的结果。值得注意的是，已有研究采用的分离、计数MPs的方法不一，在单位上也有区别，可能会低估或高估了土壤中MPs的真实污染水平。因此，未来的研究亟需建立土壤MPs分离和检测标准。在深层土壤中，MPs受阳光辐照的影响减小，且可降解塑料的微生物种群较少[91]，这意味着土壤深处MPs的老化降解可能减慢，其持久性可能会更长。那么，除了表层土壤，检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤中MPs的污染状况。
2. 土壤MPs污染的生态健康风险（Ecological health risks of soil MPs pollution）
土壤MPs可通过多种途径对生态系统构成潜在威胁(图4)。MPs的存在可直接影响土壤动植物、微生物的生长[92-94]，后经食物链的积累和传递可能对人体健康构成潜在威胁[79]。土壤MPs在土壤环境中能够吸附多种污染物质(如重金属、抗生素、农药等)[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，这会给土壤动植物的生长带来极大的危害，而土壤环境中的MPs大多处于老化/降解状态，较原生MPs对污染物表现为更高的吸附能力[97]，可能会对土壤生态系统构成更大的威胁。
2.1 MPs对陆生植物的影响
MPs进入农业土壤会对植物产生暴露，阻塞种子孔隙、限制根吸收水和养分[92]，影响植物的芽高、生物量和发芽率等[98-100]。Bosker 等[101]发现，绿色荧光塑料颗粒(50、500、4800 nm, 107个·mL−1)因堵塞种子的荚膜孔道会限制水芹种子发芽。而含PP、高密度聚乙烯(HDPE)、低密度聚乙烯(LDPE)和PET的土壤MPs能促进番茄植株的生长，但会延迟结果和降低果实产量[102]。MPs还可通过改变土壤结构、容重、持水能力和营养成分[103-104]，间接影响植物根系性状、生长状态和养分吸收[99, 105]。de Souza Machado等[100]发现，MPs污染使得土壤容重降低，通气增加，有助于植物根系渗透到土壤中。然而，MPs(如微纤维)也会缠住幼根，阻碍幼苗的生长[92]。
MPs对植物生长的影响与其类型、暴露浓度、粒径等因素有关。de Souza Machado等[105]发现，PA、PE、HDPE、PP(均为2.0%)均会改变大葱的生物量、元素组成和根系性状，其影响程度因聚合物类型而异。Boots等[98]对比研究了生物降解的聚乳酸(PLA, 65.6 μm, 0.1% W/W)和难降解合成纤维((丙烯酸(AA)和尼龙混合物), 0.001% W/W)对黑麦草发芽的影响，发现两种MPs均会降低发芽率，PLA还会降低芽高。Qi等[99]也报道了类似的结果，即1%的淀粉基生物降解塑料和PE均抑制了小麦生长，且前者比后者的抑制作用更强。由此，生物降解材料来源的MPs对植物可能产生更强的毒性效应，值得进一步研究。一些研究表明粒径大小不同的MPs对植物的影响也不同，与5 μm PS(10、50、100 mg·L−1)相比，100 nm PS对蚕豆的生长抑制作用、遗传毒性和氧化损伤更强[106]。但目前，对于MPs在植物中的积累和转运以及对植物的毒性作用和机制等的认识仍不清楚。
2.2 MPs对陆生动物的影响
MPs被动物摄入后会影响其摄食行为、生长和繁殖[107]。与水生动物相比，MPs对陆生动物影响的生态毒理学研究非常有限，且主要集中在无脊椎动物(如蚯蚓)[93]。已有研究证实MPs暴露对蚯蚓的毒性作用主要包括抑制生长、体重减轻、肠道损伤、免疫响应、肠道微生物群落的改变，以及死亡率增加[70, 108-109]。少数研究报道了土壤MPs也会影响蜗牛[110]、土壤线虫[111]、小鼠[112]等的健康。MPs对动物的影响存在剂量-效应关系。Huerta Lwanga等[107]发现，0.2%的PE(<150 μm)对蚯蚓(Lumbricidae)的生长和存活没有影响，但较高的添加量(1.2%)有抑制作用。Cao等[108]同样发现，低剂量(≤0.5%)的PS(58 μm)对蚯蚓生长的影响不明显，但高剂量(1%、2%)的MPs显著抑制了蚯蚓的生长，死亡率达40%。PS(0.05—0.1 μm)在高暴露量(10%)下可观察到蚯蚓肠道微生物群的明显变化[113]。虽然低浓度MPs暴露不会明显影响动物的生长和引起动物死亡，但会诱使动物组织病理损伤和免疫响应[70]。在评估MPs对动物健康的影响时，粒径是除暴露剂量之外的重要影响因素，Lei等[111]研究了不同粒径的PS(0.1、0.5、1.0、2.0、5.0 μm)对土壤线虫(Caenorhabditis elegans)的影响，发现相同质量浓度(1 mg·L−1)下1.0 μm PS暴露后土壤线虫的存活率最低。然而，对于MPs对陆生动物的潜在影响，如MPs在动物组织中的积累和运输、MPs对动物的毒性作用和机制等方面的认识仍存在空白。
2.3 MPs对土壤微生物的影响
MPs内含或吸附的有机物可为微生物提供碳源[21]，微生物在MPs表面定殖后形成生物膜[114]，继而构成具有特殊微生物群落组成和功能的“塑料圈”[115]。研究发现，电子拆解厂区域的MPs(如PP、聚碳酸酯(PC)和ABS)及其周围环境的细菌群落存在显著差异，这可能是因为MPs为微生物提供了新的生态位[116]，或通过改变土壤理化性质(如破坏土壤结构、降低土壤密度、改变土壤持水能力等)影响了微生物的群落结构和功能[65, 117]。添加MPs后土壤微生物群落多样性的影响研究还处于起步阶段，Huang、Judy等[118-119]认为，HDPE(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PVC(<2 mm, 0.01%、0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PET(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)和LDPE(2 mm×2 mm, 0.076 g·kg−1)的存在并没有显著改变土壤微生物群落的丰度和多样性。但也有研究发现土壤中添加低或高浓度(1%、5%)的LDPE(678 μm)和高浓度(5%)的PVC(18 μm)均显著增加了β变形杆菌目(Betaproteobacteriales)和假单胞菌目(Pseudomonadales)的相对丰度，而高浓度的PVC(18 μm, 5%)显著降低了鞘脂单胞菌科(Sphingomonadaceae)的丰度[120]。这些研究结果之间的差异可能与MPs的类型、浓度、以及土壤的理化性质有关。不同类型的MPs对微生物活性影响不同，PP颗粒(<180 μm, 7%、28%)对土壤微生物活性有积极影响[103]，然而，Lozano等[94]发现PP碎片(<5 mm, 20%)会降低土壤微生物活性，PS颗粒(32.6 nm±11.9 nm, 1000 ng·g−1)、LDPE(643 μm, 17%)也对土壤微生物活性显示出负面影响[65, 121]，de Souza Machado等[105]的研究也报道了类似的结果，但在这些研究中，MPs粒径、形状、大小和浓度各不相同，因此很难得出MPs对微生物毒性的一般性结论。
此外，MPs作为致病菌和耐药菌的载体[122]，可能影响土壤中ARGs的分布和迁移。MPs与ARGs在环境中广泛共存，由于ARGs对人类健康的潜在不利影响，其传播越来越受到关注。水生环境中，多项研究表明MPs(如PVC、聚乙烯醇(PVA))可影响ARGs的分布和传播[123]。在土壤中，PS(0.08—0.10 mm, 0.1%)的存在已被证实会增加抗生素和ARGs的保留时间[124]，Lu等[125]也得出了类似的结果，MPs可促进土壤中ARGs丰度和数量，但还需要更多的证据来证实MPs污染是否促进ARGs在土壤环境中传播的结论。此外，Zhu等[126]发现土壤温度和湿度的升高均显著提高了MPs上ARGs的丰度，因此，在全球气候变化的情况下，土壤MPs对ARGs影响需引起更多的关注。
2.4 MPs对人类健康的潜在影响
MPs可通过改变土壤理化性质、降低土壤肥力，影响土壤的生态功能和粮食生产[127]，对人类的生存和发展产生潜在影响。MPs也可经陆生食物链传递进入人体。MPs及其吸附的污染物可在动植物体内积累[79]，食用植物可以从土壤中吸收和积累微型(0.2 μm)荧光PS珠[128]，100 nm PS可以在蚕豆、生菜根中积累，然后运输到茎叶[106]。一些重要的家禽(如鸡)也可食用MPs[79]，而当人们食用被污染的家禽或蔬菜时，MPs可能在人体内大量积累。据估计，在墨西哥每人每年通过食用鸡肉就可摄入840个塑料颗粒[79]，MPs一旦进入人体，可能引起炎症与应激反应、产生生殖与发育毒性，或改变肠道微生物的组成和功能[129]。MPs(＜150 μm)可能会从肠腔转移到淋巴和循环系统，进而导致全身暴露[129]。Schirinzi等[130]证明了MPs(PS, 10 μm)和NPs(PS, 40、250 nm)可诱导人体细胞发生氧化应激，并在细胞水平上引起细胞毒性。MPs和NPs与免疫系统作用还可能会导致免疫毒性，进而引发不良反应(即免疫抑制、免疫激活和异常炎症反应)[131]。Prata[132]还发现，由于摄入MPs引起的慢性炎症和刺激可能会因DNA损伤而导致癌症。此外，常见的塑料添加剂，如邻苯二甲酸盐、阻燃剂、双酚A等，与生殖和发育障碍有关，可能引发乳腺癌、血液感染、青春期过早和生殖器缺陷[133]。目前开展的土壤MPs由食物链传递被吸食进入人体的研究还比较少，但已经在人类食物[129]和粪便[134]中检测到了MPs，甚至在人类胎盘、婴儿粪便、婴儿内脏中也发现了MPs的存在[135]，虽然没有证据表明这些MPs是来源于土壤环境，但该结果应该足以引起人们对土壤MPs的重视。此外，大气MPs或许能通过反射阳光辐射对气候有冷却效果[136]，而土壤中的MPs通过扬尘进入大气环境是否也有同样的效应，进而引起一系列的生态健康问题，如气候变化、水文调节及粮食安全等[137]。
2.5 MPs与其他污染物的复合污染毒性及生态风险
MPs因疏水性强、比表面积大[138]，可以吸附多种有机和无机污染物，如多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)、重金属等[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，从而影响土壤动植物的生长。对植物来说，Gao等[96]发现当加入邻苯二甲酸二丁酯(DBP)时，PS (100—1000 nm、>10000 nm)加重了DBP诱导的植物毒性，增强了对生菜(Lactuca sativa L. var . ramosa Hort)的负面影响，且小粒径PS（100—1000 nm）对生菜的不利影响略大。Liu等[139]发现土壤中PE(200—250 μm，0.5%、1%、2%、5%、8% W/W)和菲(100 mg·kg−1)共同污染比单一处理对小麦幼苗(Triticum aestivum L. cv. NAU 9918)的毒性更强，PE的单一污染破坏了小麦叶片的光合系统，而PE和菲复合污染则加剧了这种破坏。MPs与土壤中重金属等无机污染物的复合污染也引起了人们的关注。Dong等[140]研究发现，在As(Ⅲ)存在下，大尺寸的PS(5 µm)可以迁移到胡萝卜的叶和根部，这是由于As(Ⅲ)增加了PS表面的负电荷，同时As(Ⅲ)也会导致细胞壁扭曲和变形，并导致更多的MPs进入胡萝卜，降低其质量。另一项研究表明，PET(<2 mm)还可以作为载体将重金属运输到小麦根际区域[141]。而Zong等[142]的研究表明，与单一重金属处理相比，PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)与Cu2+、Cd2+的结合增加了小麦中叶绿素含量，增强了光合作用，减少了活性氧(ROS)的积累，表明PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)对Cu2+、Cd2+的生物利用度和毒性具有缓解作用。对动物来说，Zhou等[143]发现PP(<150 μm, 0.03%、0.3%、0.6%、0.9%)与重金属(Cd, 8 mg·kg−1)二者联合暴露会对蚯蚓(Eisenia foetida)产生更强的负面影响，降低蚯蚓的生长速度并增加其死亡率。而另一项研究却发现，PVC可能通过吸附/结合As(Ⅴ)，降低As(Ⅴ)的生物利用度来缓解As(Ⅴ)对肠道菌群的影响，从而防止As(Ⅴ)的减少和总砷在肠道中的积累，降低对蚯蚓(Metaphire californica)的毒性[144]。然而，Sun等[145]发现，MPs(40—50 μm, 10 mg·kg−1、300 mg·kg−1)可显著增加毒氟磷杀虫剂在蚯蚓体(Eisenia fetida)内的生物蓄积性，加重对蚯蚓的氧化损伤和干扰代谢。Boughattas等[146]将MPs(100 µg·kg−1)和除草剂2,4-二氯苯氧乙酸(2-4-D)(7 mg·kg−1)共同暴露于土壤中，结果表明，MPs增加了蚯蚓中的2,4-D生物积累，破坏了溶酶体膜的稳定性和氧化状态，并增加了抗氧化基因的表达。
目前，不管是对MPs的单一毒性研究还是与其他污染物的复合毒性研究，都存在受试动植物类别有限、土壤类型单一、研究周期短等问题，且MPs的种类、大小和浓度与实际土壤环境有一定的差异，如实验室研究中所用MPs浓度往往会高于实际土壤环境中MPs的最大浓度（6.7%）[147]，未来的研究应在环境相关浓度条件下评估生态效应。更重要的是，没有充分考虑自然环境因素，真实土壤环境中MPs更多是处于老化或被生物膜定殖的状态，这无疑增加了MPs上的吸附位点，可能使得MPs上吸附的污染物更多，对陆地生态系统构成更严重的威胁。此外，粒径较小的MPs，特别是NPs，可能对陆地生态系统的健康风险更大[21]，应作为重点评估的对象。
2.6 MPs的老化/降解及其潜在生态风险
MPs在土壤中的长期积累可以进一步老化或降解[21]。除光照辐射、机械磨损、风化侵蚀外，土壤环境中动物群和微生物(如细菌和真菌)也可以降解MPs[21, 107, 148]。从土壤中分离得到的假单胞菌属细菌AKS2对LDPE的降解率在45 d内达到4%—6%[149]，在地膜中分离得到的红球菌C208对PE塑料薄膜的降解率在30 d内达8%[150]。但目前从土壤中分离出能降解MPs的菌株种类较少，因此探究用于降解土壤MPs的微生物可能是进一步研究的方向之一。而生物体可以通过咬、咀嚼或消化碎片来物理降解MPs[151-152]。蜡螟(Waxworms)、印度谷螟(Indian Mealmoths)已被证实能吞食PE并在其肠道微生物的帮助下降解塑料聚合物[153]。此外，大麦虫(Zophobas Morio)、黄粉虫(Tenebrio molitor)、蚯蚓等均具有降解MPs的能力[154-156]。老化/降解会改变MPs的表面结构、疏水性、结晶度和比表面积，并增加MPs表面C—O、C=O、—OH等含氧官能团的数量[8, 97]，导致老化或降解MPs具有更高的吸附能力，使其可以吸附其他污染物质，对土壤生态系统构成更大的威胁。
目前，关于土壤MPs的老化或降解对陆地生态系统的危害研究并不多，主要是以下几个方面。首先，长期风化会使MPs分解成为NPs，许多研究已证明粒径较小的NPs可能较MPs具有更大的环境流动性和毒性[111]。Muhammad等[157]发现家蚕(Bombyx mori)暴露于PS MPs(5—5.9 μm, 10 μg·mL−1)的个体在感染后存活得更好，而暴露于PS NPs(50—100 nm, 10 μg·mL−1)的个体则表现出更高的死亡率。Liu等[158]也得出了类似的结果，相较于100 nm PS NPs，20 nm PS NPs(0.1—100 μg·L−1)对线虫(Caenorhabditis elegans)表现出更强的毒性。其次，老化MPs对污染物表现为更强的吸附能力，且老化的可降解MPs更强[51, 159]。Zhang等[159]研究发现，搁浅的PS泡沫对土霉素的吸附能力高于原始PS泡沫的吸附能力，Fan等[55]的研究也发现通过紫外线的老化过程，PLA、PVC对四环素、环丙沙星的吸附能力增加，且可降解PLA表现出更好的吸附能力，这些研究表明更多的有机污染物可以吸附并浓缩到老化的MPs上，形成的复合污染可能对生物体造成更严重的危害。最后，一些研究还探究了在超纯水和模拟肠液中，抗生素在原生/老化MPs上的解吸行为，发现与原生MPs相比，抗生素在老化MPs上解吸量更大，且模拟肠液中的抗生素解吸量比超纯水中大，这可能会对生物体造成更严重的危害[55]。除了老化MPs对生物体的危害外，也可能会带来其他的环境问题，如老化后形成的NPs由于粒径太小，如何从土壤环境中检测丰度及去除也是一大难题。综上，老化MPs的生态毒性问题及其带来的环境污染问题值得高度关注。
3. 结论与展望（Conclusion and perspective）
（1）土壤MPs的来源途径很多，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥的施用、农业灌溉、地膜覆盖等，但当前的研究仅停留在对土壤MPs来源的描述上，很少聚焦MPs的溯源研究，现有的技术条件无法将MPs从环境中根除，因此从源头管控就显得尤为重要。但如今土壤MPs溯源几乎处于空白状态，建议加强这方面的研究，为土壤中MPs的源头控制提供关键支撑。
（2）MPs污染在全球土壤环境中普遍存在，应加大力度调查土壤MPs丰度。不同地点、土地类型、不同深度土壤中MPs污染水平和特征存在较大差异，频繁的农业活动导致农田土壤MPs污染较为严重，PE、PP、PS是土壤中最常见的MPs类型。通过大气传输、植物积累、动物摄食、翻耕等多种途径，MPs最终可迁移到深层土壤甚至含水层，因此检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤MPs的污染状况。迁移到地下水中的MPs可能带来新的环境问题，但相关的环境风险预测、评估和防控仍缺乏。
（3）土壤MPs的存在会对动植物的生长产生不同影响，关于这方面的研究存在暴露时间短、受试动植物类别有限、土壤类型单一以及MPs种类、粒径大小和浓度与实际土壤环境有一定差异等问题，未来应结合实际土壤环境状况加强这方面的研究。土壤MPs经陆生食物链的传递和积累，可能对人类健康构成严重威胁，但关于环境相关浓度土壤MPs对不同类型动植物的阈值毒性水平及其在食物链中转移的研究还不足，这些问题在后续研究中需重点考虑，以全面揭示陆地生态系统中MPs带来的生态风险。
（4）MPs因疏水性强、比表面积大，可以吸附多种有机和无机污染物，从而影响土壤生物的生长，MPs还可与自身释放的添加剂等形成复合污染，使得MPs的环境行为更加复杂。但目前关于土壤MPs与其携带的污染物结合和释放的机理尚不清楚，与多种有害污染物共同暴露对陆生生物的毒性效应和人体健康的风险亟待研究。未来的研究重点应关注MPs进入到土壤中如何参与其他元素(如重金属)和污染物的环境地球化学行为及生物效应。
（5）土壤MPs的存在可改变微生物的群落结构和功能，反过来，在微生物、土壤动物、光照辐射等作用下MPs可进一步老化或降解，可能对土壤生态系统构成更大的威胁。但MPs影响土壤微生物的机制和途径暂不明晰，未来探究MPs对微生物群落结构、微生物活性的影响，MPs对全球生态系统和生物地球化学循环及对ARGs的影响是研究的重点方向之一。此外，还应寻找绿色、高效且环保的控制措施，以减少生物体对MPs的吸收，并降低其在土壤生态系统中的迁移。
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图 5 各含水层矿井水的脱硫酸系数图
Figure 5. Desulphidation coefficient of mine water from each aquifer
图 6 各含水层矿井水的Cl−-Na+和（Ca2++Mg2+）-（SO42−+HCO3−）比值图
Figure 6. Cl−-Na+ ratios and （Ca2++Mg2+）-（SO42−+HCO3−）ratios of mine water from each aquifer
表 1 研究区采样点信息表
Table 1. The mine water sampling points of the study area
采样时间Sampling time 采样含水层Sampling aquifer 采样钻孔编号Sampling borehole number 样品组数Number of samples 2006 新生界 W1、W3、W7、W11、W17、W21、W22、W25、W28、W32 10 白垩系 1604、1202 2 煤系间 2403（上段）、1602（上段）、1202、2403（下段）、1602（下段） 5 2012 白垩系 Z1、Z8 2 直罗组 Z1、Z2、Z3、Z8、Z10 5 煤系间 Z4、Z5、Z6、Z7、Z12、Z13、Z14、Z16 8 2016 白垩系 B3、B5、B9 3 直罗组 B10 1 煤系间 B1、B13、B35、B38 4 宝塔山 B2、B4、B6、B7、B8、B12、B14、 7 三叠系 B36 1 2019 宝塔山 B15、B37、B44、B45、B47 5 三叠系 B39、B46 2 合计 55 
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表 2 TDS与各离子之间的相关系数矩阵
Table 2. Correlation coefficient matrix among TDS and ions
项目 Item K++Na+ Ca2+ Mg2+ Cl− SO42− HCO3− CO32− pH TDS K++Na+ 1.000 Ca2+ 0.481 1.000 Mg2+ 0.353 0.178 1.000 Cl− 0.778** 0.433 0.555* 1.000 SO42− 0.820** 0.322 0.433 0.526* 1.000 HCO3− 0.292 −0.080 0.075 0.331 0.082 1.000 CO32− 0.246 0.619 −0.083 0.073 −0.146 0.070 1.000 pH −0.184 −0.057 −0.177 −0.207 −0.261 −0.187 0.078 1.000 TDS 0.973** 0.580* 0.389 0.757** 0.868** 0.174 0.213 −0.216 1.000 *表示在置信度0.05时相关性显著；**表示在置信度0.01时相关性显著.
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表 3 基于Gibbs图的水化学组成形成作用判别方法[26]
Table 3. Determination method of formation of water chemical composition based on Gibbs diagram[26]
判别指标 Discriminative index 判别依据 Discrimination on the basis of 阴离子质量浓度比值Cl−/（Cl−+HCO3−） 0.5—1 <0.5 0.5—1 阳离子质量浓度比值Na+/（Na++Ca2+） 0.5—1 <0.5 0.5—1 TDS 较高（>1000） 中等（75—1000） 较低（<75） 主要形成作用 蒸发浓缩作用 岩石风化作用 大气降水作用
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表 4 各含水层之间水力联系程度
Table 4. Hydraulic connection between each aquifer
含水层Aquifer Cl−平均浓度/（mg·L−1）Mean concentration of Cl− 水力联系度KDegree of hydraulic connection K 水力联系程度Degree of hydraulic connection 新生界 275.76 — — 白垩系 351.36 0.06（与新生界） 强 直罗组 564.66 0.12（与白垩系） 强 煤系间 517.10 0.02（与直罗组） 强 宝塔山 902.28 0.14（与煤系间） 强 三叠系 801.18 0.03（与宝塔山） 强
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参数Parameter 分级标准Classification standard 参数Parameter 分级标准Classification standard 参数Parameter 分级标准Classification standard EC/（μs·cm−1） <250 适宜（C1） SAR/（mmol·L−1）1/2 <10 非常适宜（S1） SC/% <20 非常适宜 250—750 允许的（C2） 10—18 适宜（S2） 20—40 适宜 750—2250 不确定（C3） 18—26 允许的（S3） 40—60 允许的 >2250 不适宜（C4） >26 不适宜（S4） 60—80 不确定 >80 不适宜 注：C代表盐化级别，S代表碱化级别，1、2、3、4分别代表低、中、高、极高四个等级.
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