编译：微科盟Rivc，编辑：微科盟木木夕、江舜尧。

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1 植物生物量

总体而言，无论ZnO NPs含量如何，HDPE均可增加枝条和根的生物量，尤其是在10％的剂量下（图1）。但是，当PLA剂量（0.1％和1％）较低时，会增加植物生物量，而在10％剂量下会减少苗（减少16％–40％）和根生物量（减少28％–50％）。在大多数情况下，在接受50 mg/kg ZnO NPs+0.1％PLA的处理中，施用ZnO NPs不会影响枝条和根的生物量，但确实会减少枝条的生物量（图1）。在根生物量上，HDPE和ZnO NPs之间发现了显著的相互作用（表2）。

图1 接种或不接种HDPE和PLA的玉米幼苗的茎(x轴上)和根(x轴下)干重（均值±SD，n = 4）。注：0、50和500表示ZnO NPs的浓度，0、0.1％，1％和10％表示微塑料的添加量。

表2 微塑料、ZnO NPs及其交互作用对测量变量的显著性水平影响

2 锌在植物中的浓度和转运

在掺有ZnO NPs的土壤中，茎秆和根系Zn的浓度均大大增加，但受微塑料的影响不同（图2）。在大多数情况下，微塑料HDPE和PLA增加了暴露于ZnO NPs的植物中根系锌的浓度，在500 mg/kg ZnO NPs下不改变苗期锌的浓度，而在50 mg/kg时降低了苗期锌的浓度。微塑料还改变了未接受ZnO NPs的植物中的Zn浓度（图2）：在10％剂量下，HDPE和PLA均降低了茎秆Zn的浓度，但分别降低和增加了根部Zn的浓度（图2）。此外，HDPE和PLA均降低了暴露于ZnO NPs的植物中锌浓度的枝根比（表3）。

图2添加或不添加氧化锌NPs的高密度聚乙烯和聚乳酸处理玉米幼苗的枝条(a)和根(b)中的锌浓度（平均值±SD，n = 4）。注：0、50和500表示ZnO NPs的浓度， 0、0.1％，1％和10％表示微塑料的添加剂量。显著差异（P <0.05）。

表3添加或不添加氧化锌NPs的高密度聚乙烯和聚乳酸对玉米幼苗地上部/根锌浓度的影响

3 土壤pH

土壤pH通常随着ZnO NPs浓度的增加而增加（图3）。暴露于500 mg/kg ZnO NPs的土壤具有最高的pH值，与微塑料无关。在大多数情况下，HDPE和PLA都会增加土壤的pH值，特别是在存在ZnO NPs的情况下（图3）。方差分析结果证实，HDPE和ZnO NPs之间存在交互作用（表2）。

图3添加或不添加ZnO NPs的HDPE和PLA土壤pH值。注：0、50和500表示ZnO NPs的浓度， 0、0.1％，1％和10％表示微塑料的添加剂量。

4 AMF群落结构和多样性

在所有研究样本中，共鉴定出33,144个属于AMF的OTU。其中，所有样本中均发现183个OTU，但具体OTU因治疗而异（图4）。总共鉴定出七个属，包括Paraglomus, Archaeospora, Glomus,Ambispora,Claroideoglomus, Diversispora,和 Acaulospora（图5）。还观察到一些未知的AMF。AMF分类群的群落组成和相对丰度随着微塑料和ZnO NPs的不同而有很大差异（图5，表2，表S3）。微量塑料的剂量和类型显著影响某些AMF分类群，而ZnO NPs几乎没有影响（三方差分析，表S3）。双向方差分析结果进一步表明，HDPE显著影响了未分类的AMF，而PLA显著影响了Paraglomus和Glomus（表2）。在两个属（Archaeospora和Diversispora）上观察到了PLA和ZnO NPs之间的相互作用（表2）。通常，在大多数治疗中，未分类的AMF具有最高的相对丰度，其后依次是Paraglomus，Archespora和Glomus（图5）。平均而言，与使用较低的微塑性剂量的药物相比，接受10％的HDPE和10％的PLA的药物具有更高的未分类AMF比例。当PLA剂量从0.1％增加到10％时，Glomus的相对丰度逐渐降低（图5）。观察到AMF的OTU数量和alpha多样性的变化（Chao1，Shannon，Simpson和ACE指数）（图4和6，图S4）。在单独使用ZnO NPs的治疗中，Chao1，Shannon和ACE指数均随ZnO NPs浓度的增加而下降，最低值为500 mg/kg。但是，与微塑料的共存改变了这种趋势（图6）：PLA对Chao1指数有显著影响（双向方差分析，表2），而HDPE并未显示出显著的总体影响，但在某些治疗中仍产生了影响。例如，单独使用10％HDPE的处理具有最高的Shannon指数，而500 mg/kg ZnO NPs和10％HDPE的组合处理组的Chao1指数高于仅含500 mg/kg ZnO NPs的处理组。方差分析结果显示，HDPE-ZnO NPs相互作用对Shannon和ACE指数有显著影响，PLA-ZnO NPs相互作用对Simpson指数有显著影响（表2）。香农指数上也出现了微塑性类型，剂量和ZnO NPs之间的显著三方相互作用（表S3）。而且，皮尔森相关系数表明，香农指数与ZnO NPs，土壤pH和植物锌浓度呈负相关，而辛普森指数与正相关（表S4）。

图4含或不含ZnO NPs的HDPE和PLA土壤中OTU的数量。注：0、50和500表示ZnO NPs的浓度， 0、0.1％，1％和10％表示微塑料的添加剂量。

图5添加或不添加ZnO NPs的HDPE和PLA土壤中AMF在属水平上的相对丰度。注：0、50和500表示ZnO NPs的浓度， 0、0.1％，1％和10％表示微塑料的添加剂量。

图6添加或不添加ZnO NPs的HDPE和PLA土壤AMF的Chao1指数。注：0、50和500表示ZnO NPs的浓度， 0、0.1％，1％和10％表示微塑料的添加剂量。

1 微塑料和ZnO NPs对植物生长的影响

几项研究报告的微塑料对土壤中试验的陆地植物的影响差异很大。暴露于HDPE的黑麦草的根生物量为显著高于暴露于PLA的植物。我们还发现，施用不同类型和剂量的微塑料对植物生长的影响各不相同，这证实了微塑料的作用高度依赖于微塑料的类型和剂量（表S3）。许多潜在的机制可能解释了HDPE和低剂量PLA诱导的植物生长刺激以及高剂量PLA的抑制作用。首先，一些微塑料可以改善土壤结构，水和养分的利用率，并进一步促进植物生长。例如，聚酯（PES）纤维可以提高保水能力并保持水的饱和度，更长的土壤时间。添加0.4％的PES可以减轻植物的干旱胁迫，这可能归因于土壤容重的降低，通气量的增加以及根系在土壤中的更好渗透。其次，微塑料可以改变土壤微生物群落并增加参与养分循环的土壤酶的活性。例如，暴露于微塑料如聚丙烯和低密度PE的土壤中，脲酶和磷酸酶的活性增强，可能会增加氮和磷的利用率以及植物对氮和磷的吸收。第三，可生物降解的微塑料例如PLA可以通过降解微生物，产生具有有益或有害生长作用的次生代谢产物用作碳源。最近的一项研究发现，一种可生物降解的微塑料混合物（1％，w/w）在小麦根际中产生大量的挥发性物质，这可能导致植物生长受到抑制。挥发性化合物可通过调节植物激素平衡，代谢，养分获取，植物耐受性和植物-微生物相互作用来发挥植物生长促进或抑制作用。据推测，在PLA的微生物降解过程中，可能会释放一些具有剂量依赖性作用的代谢物，从而对植物的生长产生不同的影响。

此外，除具有生物降解性外，由不同聚合物制成的微塑料在其他物理化学特性（例如分子组成和结构，密度和疏水性）方面也存在很大差异。从逻辑上讲，微塑料将对土壤性状和植物生长产生各种影响。在最近的一项研究中，发现六种类型的微塑料在植物的土壤系统中具有不同的作用：例如，HDPE（2-3 mm，2％）对土壤和植物的响应要比聚酯纤维（0.2％）小，归因于颗粒类型和分子结构的差异。在我们目前的研究中，PE和PLA聚合物的化学式分别为（C₂H₄）和（C₃H₄O₂）。每个结构在其表面上包含不同的官能团，具有不同的性质，这可能决定它们在这种植物-土壤系统中的对比影响。ZnO NPs可以作为植物生长中Zn²⁺的营养来源，并且通常表现出“低剂量刺激和高剂量抑制”效应。取决于NP的剂量和特性（例如大小），土壤条件和植物耐受性，ZnO NPs可能对植物生长过程中产生刺激或毒性作用。在本研究中，土壤是从高肥力的农田中采集的，特别是高有效磷。据报道磷通过形成不溶性磷酸锌与共存的锌具有拮抗作用，从而降低了锌的毒性。此外，进入土壤后，ZnO NPs可以迅速溶解为Zn²⁺。因此，它们的毒性可能被土壤养分（如磷和有机物）控制。同样，向土壤中添加500 mg/kg ZnO NPs对豆没有植物毒性，甚至对大豆的植物生长有轻微的刺激作用。最后，但重要的是，与单独使用ZnO NPs的处理相比，联合处理（10％PLA除外）的茎和根生物量明显更高（图1）。总体而言，同时存在的HDPE和PLA（0.1％和1％）并没有增强，而是降低了ZnO NPs的共污染效应。同样，接受相同剂量PLA的植物在不同的ZnO NPs浓度下其生物量也发生变化，并且与500 mg/kg ZnO NPs共同出现的10％PLA产生了最高的植物生长抑制作用（图1，图S2）。这些结果证实了ZnO NPs可以通过影响PLA从而影响植物生长。但是，通过比较单一处理和组合处理中植物锌的浓度，可以得出结论，组合处理暴露的植物中的植物毒性主要来自PLA。总之，ZnO NPs与HDPE和小剂量PLA对植物生长具有拮抗作用，并可能增强大剂量PLA的植物毒性。

2 微塑料和ZnO NPs对植物体内锌吸收的影响

目前，关于微塑料是否增强或减少NP对植物的影响尚无人知晓。我们以前的研究调查了土壤和植物系统中微塑料和Cd的共污染效应，发现微塑料通常增加了Cd的生物利用度，但并未显著改变植物组织中Cd的浓度。首先，我们发现微塑料会影响植物组织中锌的积累，从而证实在暴露于ZnO NPs的植物中，微塑料会影响锌的吸收和转运。在掺有ZnO NPs的土壤中，由微塑料推动的根部锌积累的增加表明，微塑料可能会增加可用锌的浓度。与土壤颗粒相比，微塑料通常对镉和锌的吸附能力要低得多，因此导致土壤-PE混合物的吸附和解吸能力较低。因此，可以理解的是，微塑料可以通过“稀释作用”减弱重金属在土壤中的保留，并最终增加植物对锌的积累。但是，以1％和10％的剂量暴露于HDPE的植物，其根部锌的浓度也有类似的增加，表明缺乏剂量反应效应，“稀释效应”并不是降低锌积累的唯一解释。我们使用的两种微塑料的粒径（100-154μm）比根的细胞壁孔径大得多，因此无法进入根细胞。然而，HDPE颗粒确实紧密附着在根部表面（图S3），从而阻碍了Zn/ZnO的接触，这可能部分解释了为什么根部暴露在外。高剂量的HDPE却具有较低的Zn浓度。此外，由微塑料诱导的较低的茎/根Zn比值表明，微塑料不仅影响根部从土壤中吸收Zn，而且还减少了Zn从根部向空中部分的转运。一些研究发现，微塑料可以改变元素的吸收和在土壤和水培条件的植物组织中分配。植物对养分/污染物的吸收与土壤水位密切相关。由于它们的疏水性，微塑料可能会改变土壤的水分利用能力和蒸发以及水分运动。在先前的研究中，我们发现HDPE微塑料（23-38μm，100 mg/g）减少了植物的生长和水分吸收。微塑料会抑制植物从土壤中吸收水分，并阻止其向上运输到地上部分，从而降低了Zn的运输。在水培实验中，由于暴露于微塑料的水稻幼苗中砷的含量降低，从而抑制了蒸腾作用和气孔。水稻叶片的电导率以及根系活性。相比之下，PLA引起的枝条/根部Zn比率低于HDPE，可能是由于它们在表面特征和可降解性上的差异，从而对土壤生物物理特性以及微生物群落和活性的影响也各不相同，但潜在的机制需要在未来的研究中得到验证。最后，HDPE和PLA甚至在不添加ZnO NPs的土壤中也能降低茎秆Zn的浓度（图2），这表明它们干扰了养分的供应以及植物的吸收和转运。锌被认为是农作物和人类中最普遍缺乏的微量营养元素，因为土壤中植物可用的锌含量低。因此，在农业生态系统中，向土壤中输入微塑料可能会对土壤肥力性状（如锌，营养价值和食品质量）产生负面影响。

3 土壤pH受微塑料和ZnO NPs的影响

在大多数情况下，HDPE和PLA都会增加土壤pH值，特别是在存在ZnO NPs的情况下（图3）。使用低密度PE和可生物降解的塑料覆盖膜（50 μm-1 mm）。总之，这些发现暗示着微塑料的存在可能会改变土壤中的酸碱平衡。微塑料可以与土壤中的有机物和矿物质以及各种有机和无机污染物相互作用，因此间接影响土壤的pH值。此外，与人们普遍期望的PLA降解会由于乳酸的产生而降低土壤pH值的普遍预期相反，我们观察到暴露于10％PLA的土壤的pH值显著增加，这与之前的发现相似。众所周知，ZnO的溶解会产生OH，从而增加土壤的pH值。本研究获得了类似的发现。但是，ZnO NPs对土壤pH的影响随微塑性类型和剂量的不同而变化（图3）。方差分析结果证实HDPE和ZnO NPs之间存在相互作用（表2）。先前的研究发现Zn²⁺可以吸附在HDPE微塑料上，并且吸附的Zn具有较低的解吸速率。通常，接受10％PLA和ZnO NPs的处理的pH值要高于接受低剂量PLA和ZnO NPs的处理，提示PLA和ZnO NPs对土壤pH的综合影响。不足为奇的是，微塑料可能会通过改变土壤中锌的环境行为（例如锌的溶解，沉淀，水解和吸附/解吸）来改变土壤的pH值。土壤pH值显著影响土壤养分和污染物的迁移性，从而影响植物对它们的吸收。土壤pH值低通常会促进ZnO NPs的溶解性。观察到植物组织中的Zn浓度与土壤pH值呈正相关（P <0.01，未显示数据）。这种模式可以归因于增加了同时增加植物锌积累和土壤pH值的ZnO NPs。锌的生物利用度通常随着pH的升高而降低。微塑料的出现不仅可以改变pH值，还可以改变植物的适应性和土壤性状，这可能共同作用于ZnO NPs释放的锌以及植物对锌的吸收。相关机制应在以后的研究中加以探讨。

4 微塑料和ZnO NPs对AMF群落和多样性的影响

以前的研究集中在微塑料对土壤细菌的影响上。HDPE覆盖膜中的微塑料可以作为农业土壤中细菌的独特栖息地。PE微塑料的存在会对细菌群落的丰富度和多样性产生负面影响，正面影响或无显著影响。最近只有一项针对微塑料对AMF的影响的研究，该研究表明HDPE和PLA微塑料对AMF群落组成和多样性具有不同的影响。在这里，我们提供的证据表明，微塑料对AMF群落组成和多样性的影响不仅随其类型和剂量以及共生ZnO NPs的不同而变化。此外，我们发现HDPE微塑料改变了AMF群落结构（图5），但对AMF多样性没有负面影响，甚至在接受500 mg/kg ZnO NPs的土壤中发挥了积极作用（图6，图S4）。由于PE是不可生物降解的，因此预计对微生物几乎没有直接影响。在一项研究中，在土壤中添加HDPE（2-3 mm，2％）对葱的根菌根定植没有毒性作用。但是，微塑料可能会通过改变土壤结构和特性来增加植物对环境胁迫的抵抗力，从而使植物共生AMF受益。同样，PLA也引起了AMF群落组成的某些变化，但对α多样性没有负面影响（图5和6，图S4，表2）。剂量为10％的PLA仍未显显著对AMF多样性的产生负面影响，表明其真菌毒性低。PLA可被土壤降解细菌降解，因此可能影响土壤特性（尤其是微生物活性）和植物的生长比不可生物降解的塑料更为显著。相反，AMF是腐生能力有限的专性植物共生真菌，不太可能直接参与PLA降解。 PLA及其代谢物更有可能通过修饰土壤及其寄主植物间接影响AMF。我们发现AMF多样性与土壤pH或植物锌含量之间存在显著相关性（表S4），这表明PLA诱导的土壤和植物变化很可能会转化为AMF的后果。Pearson相关分析显示，PLA影响了一些AMF物种。可生物降解的微塑料中的成分污染物，例如添加剂，增塑剂和矿物质，也可能对土壤微生物群落和活性产生负面影响。因此，我们有充分的理由相信PLA的长期和/或不断增加的应用将改变AMF社区的结构和多样性。众所周知，包括锌在内的重金属应力会降低AMF的丰度和多样性。我们目前的研究结果表明，单独的过量ZnO NPs（500 mg/kg）通常会降低AMF物种的多样性（Shannon指数）（图S4，表2）。这个发现是通过Pearson相关分析证实，ZnO NPs与Shannon指数呈负相关，而与Simpson指数呈正相关（表S4）。由于其抗真菌活性，过量的ZnO NPs通常对AMF有毒，暴露于ZnO NPs可以显著减少AMF根定植。根部定植的减少可以解释本研究中有关AMF多样性的ZnO NPs。此外，ZnO NPs改变了AMF群落组成。例如，ZnO NPs与双翅目的相对丰度呈负相关，而与芦笋的相对丰度呈正相关（表S4），表明在特定AMF物种上选择了ZnO NPs。AMF可能对ZnO NPs的耐受性更高。更有趣的是，同时存在的HDPE（特别是10％）和PLA（0.1％和1％）减轻了500 mg/kg ZnO NPs引起的Chao1和ACE指数的降低（图6，图S4）。微塑料对ZnO NPs毒性的保护作用。这些结果与微塑料对植物生长的刺激效果非常吻合。方差分析结果表明，ZnO NPs和微塑料之间对AMF多样性和某些AMF分类群的组成具有显著的相互作用（表2，表S3）。因此，可以得出结论，ZnO NPs与HDPE或PLA之间存在AMF多样性的拮抗作用。

本研究发现越来越多的微生物和NP污染对植物适应性，土壤微生物群落多样性具有深远的生态影响，因此对农业生态系统产生不确定的后果。该发现预示着加速将塑料和NP释放到土壤中会带来生态风险。

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