中国环境科学

分类	TN(mg/L)	NH₄⁺-N(mg/L)	NO₃^--N(mg/L)	NO₂^--N(mg/L)	DOC(mg/L)	pH值
上覆水	4.02	2.12	1.24	0	9.23	7.73
间隙水	-	7.23	0.42	0	-	-

分类	TN(mg/L)	NH₄⁺-N(mg/L)	NO₃^--N(mg/L)	NO₂^--N(mg/L)	DOC(mg/L)	pH值
上覆水	4.02	2.12	1.24	0	9.23	7.73
间隙水	-	7.23	0.42	0	-	-

目标基因	引物	引物序列(5′-3′)	参考文献
amoA	Arch-amoAF	STAATGGTCTGGCTTAGACG	[23]
Arch-amoAR	GCGGCCATCCATCTGTATGT
narG	narGF	TCGCCSATYCCGGCSATGTC	[32]
narGR	GAGTTGTACCAGTCRGCSGAYTCSG
nirS	cd3aF	GTSAACGTSAAGGARACSGG	[23]
R3cd	GASTTCGGRTGSGTCTTGA
nosZ	nosZ2F	CGCRACGGCAASAAGGTSMSSGT	[23]
nosZ2R	CAKRTGCAKSGCRTGGCAGAA
nifH	nifH-F	AAAGGYGGWATCGGYAARTCCACCAC	[33]
nifH-R	TTGTTSGCSGCRTACATSGCCATCAT

目标基因	引物	引物序列(5′-3′)	参考文献
amoA	Arch-amoAF	STAATGGTCTGGCTTAGACG	[23]
Arch-amoAR	GCGGCCATCCATCTGTATGT
narG	narGF	TCGCCSATYCCGGCSATGTC	[32]
narGR	GAGTTGTACCAGTCRGCSGAYTCSG
nirS	cd3aF	GTSAACGTSAAGGARACSGG	[23]
R3cd	GASTTCGGRTGSGTCTTGA
nosZ	nosZ2F	CGCRACGGCAASAAGGTSMSSGT	[23]
nosZ2R	CAKRTGCAKSGCRTGGCAGAA
nifH	nifH-F	AAAGGYGGWATCGGYAARTCCACCAC	[33]
nifH-R	TTGTTSGCSGCRTACATSGCCATCAT

聚乳酸微塑料对淡水沉积物氮转化的影响

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孙爱 , 冯琴霜 , 唐炳然 , 何强 , 李宏 ^*

中国环境科学 | 环境生态 2025,45(4): 2122-2134

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中国环境科学 | 环境生态 2025, 45(4): 2122-2134

聚乳酸微塑料对淡水沉积物氮转化的影响

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孙爱, 冯琴霜, 唐炳然, 何强, 李宏^*

作者信息

重庆大学环境与生态学院，三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆 400045

孙爱(2001-)，女，重庆人，重庆大学硕士研究生，主要从事污染物环境效应相关研究.459012413@qq.com.

通讯作者:

^* 责任作者，教授，hongli@cqu.edu.cn

Effect of polylactic acid microplastics on nitrogen conversion in freshwater sediments

Ai SUN, Qin-shuang FENG, Bing-ran TANG, Qiang HE, Hong LI^*

Affiliations

Key Laboratory of the Three Gorges Reservoir Region's Eco-Environment, Ministry of Education, College of Environment and Ecology, Chongqing University, Chongqing 400045, China

出版时间: 2025-04-20

文章导航

摘要

收起

为探究生物可降解聚乳酸微塑料(PLA-MPs)对淡水沉积物中氮转化的影响，构建了室内沉积物体系，分别向淡水沉积物中加入0(对照)、0.05%、0.5%、5%(质量比)的PLA-MPs，并在温度为25℃且光照强度为40µE/(m²·s)的条件下培养45d.结果表明，PLA-MPs的加入导致体系中pH值和溶解氧(DO)浓度显著降低而溶解性有机碳(DOC)浓度显著升高(P<0.05)，同时促进CO₂和CH₄的生成.实验结束时，PLA-MPs的添加使NH₄⁺-N的浓度降低，0.05%和0.5% PLA-MPs处理组，NO₃^--N和TN浓度低于对照组(其上覆水TN浓度相比对照组分别下降了68.44%和61.83%).相反，5% PLA-MPs处理组出现TN积累(实验结束时上覆水TN浓度为5.71mg/L)且显著高于对照组(P<0.05).此外，0.5%和5% PLA-MPs处理组沉积物NO₂^--N浓度降低并减少了N₂O的释放，而0.05% PLA-MPs则与之相反.添加PLA-MPs促进了固氮基因nifH和硝化基因amoA的表达，反硝化基因nirS和nosZ在0.05%和0.5% PLA-MPs处理组富集.而反硝化基因narG丰度仅在0.5% PLA-MPs处理组上调；5% PLA-MPs处理组中narG和nirS基因的丰度下调，nosZ基因的表达呈现先抑制后促进的趋势.研究结果表明，PLA-MPs的加入改变了上覆水及沉积物中的理化性质，促进了固氮和硝化，同时提供碳源增强0.05%和0.5% PLA-MPs处理下的反硝化从而脱氮，但在5% PLA-MPs处理中由于pH过低导致NO₃^--N和NO₂^--N的还原受到抑制进而使得TN积累.

关键词

聚乳酸塑料 / 氮转化 / 基因 / 沉积物

Abstract

收起

In order to explore the effect of biodegradable polylactic acid microplastics (PLA-MPs) on nitrogen conversion in sediments, a laboratory experimental sediment system was constructed, and 0 (control), 0.05%, 0.5% and 5% (W/W) PLA-MPs were added to freshwater sediments, then the incubation experiment was performed for 45d at 25℃ and light intensity of 40µE/(m²·s). The concentration of dissolved organic carbon (DOC) decreased significantly and the concentration of dissolved organic carbon (DOC)increased significantly (P<0.05), and the formation of CO₂ and CH₄ was promoted. At the end of the experiment, the concentration of NH₄⁺-N was reduced by the addition of PLA-MPs, and the concentrations of NO₃^--N and TN in the 0.05% and 0.5% PLA-MPs treatment group were lower than those in the control group (compared with the control group, the TN concentrations of the overlying water decreased by 68.44% and 61.83%, respectively). On the contrary, the TN accumulation in the 5% PLA-MPs treatment group was recorded (the TN concentration in the overlying water was 5.71mg/L at the end of the experiment) and was significantly higher than that in the control group (P<0.05). The NO₂^--N concentration in the 0.5% and 5% PLA-MPs treatment groups decreased and the release of N₂O was reduced, while the concentration of NO₂^--N in the 0.05% and 5% PLA-MPs treatment groups was increased. The addition of PLA-MPs promoted the expression of nitrogen-fixing genes nifH and nitrification genes amoA, and the denitrification genes nirS and nosZ were enriched in the 0.05% and 0.5% PLA-MPs treatment groups. However, the abundance of denitrification gene narG was only up-regulated in the 0.5% PLA-MPs treatment group. The abundance of narG and nirS genes in the 5%PLA-MPs treatment group was down-regulated, and the expression of nosZ gene was inhibited but then promoted. The results show that PLA-MPs changes the properties of the overlying water and sediment, promotes nitrogen fixation and nitrification, and provide carbon source to enhance denitrification and denitrification under 0.05% and 0.5% PLA-MPs treatments, but the reduction of NO₃^--N and NO₂^--N is inhibited due to low pH in 5% PLA-MPs treatment, resulting in TN accumulation.

Key words

polylactic acid plastic / nitrogen conversion / gene / sediment

引用本文

孙爱, 冯琴霜, 唐炳然, 何强, 李宏. 聚乳酸微塑料对淡水沉积物氮转化的影响. 中国环境科学, 2025 , 45 (4) : 2122 -2134 .

Ai SUN, Qin-shuang FENG, Bing-ran TANG, Qiang HE, Hong LI. Effect of polylactic acid microplastics on nitrogen conversion in freshwater sediments[J]. China Environmental Science, 2025 , 45 (4) : 2122 -2134 .

正文

收起

传统石油基塑料具有高分子量和高化学键能，因此难以降解并会长期存在于环境中.塑料产品在环境中会进一步产生粒径小于5mm的微塑料（MPs），进而产生严重的生态环境问题^[2].为了缓解传统石油基塑料对生态环境的危害，部分国家和地区倡导可生物降解塑料（BPs）的生产使用.BPs在特定堆肥条件下可完全降解为水和CO₂，因此其被视为规避传统石油基塑料生态环境风险的替代品^[4-7].聚乳酸（PLA）是全球可生物降解塑料总产能中占比最大的塑料^[8]，具有比传统石油基塑料更快的降解速率.但也有研究发现，在相同时间内其会产生更多的MPs，即可生物降解微塑料（BMPs）^[1].

以往的研究表明，传统石油基MPs会作为颗粒污染物、重金属或持久性有机污染物的载体，甚至形成复合污染物，对生物产生不良影响，进而影响生态系统中的氮转化.近期也有研究发现BMPs在环境中具有和MPs相似的生态风险^[13-14]，即BMPs也会作为颗粒污染物产生毒性效应，进而影响不同元素的循环^[15].然而被忽略的是，BMPs还可能通过降解为生态环境提供潜在碳源，进而对氮转化产生不同于传统石油基MPs的影响.

目前大多数研究主要关注BMPs对陆地生态系统，尤其是对土壤氮转化的影响^[17].而MPs随地表径流进入水体后可能会形成生物膜，密度变大而下沉到沉积物中^[18]，因此沉积物也是MPs的汇^[19-21].Seeley等^[22]发现PLA可以促进沉积物中氮的硝化和反硝化过程.Chen等^[23]发现PLA可以通过改变沉积物中微生物特性而显著影响氮循环.Nie等^[24]发现PLA可以通过降低沉积物中反硝化和厌氧氨氧化细菌多样性而影响氮循环.

因此，本文以PLA-MPs为研究对象，构建了3种不同PLA-MPs含量的沉积物微宇宙实验体系，关注了上覆水及沉积物中理化性质的变化，分析了氮转化相关功能基因的表达，探究了PLA-MPs对氮转化的影响并解析其影响过程，以期为评估PLA对沉积物氮行为及效应的影响提供参考.

1　材料与方法

收起

1.1　材料

1.1.1　水样与沉积物的采集及预处理

实验所用沉积物和水样采集自重庆市某水库，上覆水和沉积物间隙水的主要理化性质如表1所示.水样采集用浮游植物网过滤3次以去除大颗粒悬浮物；采用彼得逊采泥器采集水库表层沉积物，将湿沉积物置于室温风干，风干过后使用2mm网筛过筛，以尽可能地去除大颗粒杂质以及塑料^[25]，并为后续溶解氧微电极的使用提供条件.处理后的水样放于玻璃箱内低温4℃避光保存.

1.1.2　微塑料的选择及处理

微塑料选用美国Nature works公司的生物可降解聚乳酸微塑料（PLA-MPs），粒径为3.49 μm，储存于棕色试剂瓶中备用.

1.2　PLA-MPs对沉积物氮转化的实验方法

选用1L血清瓶进行沉积物模拟实验，血清瓶高22.2cm，底径9.9cm，口内径6.6cm. PLA-MPs浓度采用质量分数表示并参考传统石油基MPs的环境浓度以及前人研究中常用浓度^[26]，设置质量比为0.05%、0.5%和5%.实验设置一个不加PLA- MPs的空白对照组，每组设置3个平行.每个血清瓶中填充7cm高的混匀干沉积物，处理组分别加入3种浓度的PLA-MPs，并用不锈钢勺子混匀^[21]且使用黑色胶带粘贴血清瓶外壁沉积物部分以避光. PLA-MPs与沉积物混匀之后，在沉积物之上缓慢加入过滤水样，直至上覆水高度为7cm.将上述所有血清瓶放置于25℃的恒温光照培养箱中，光照强度为40μmol photons/（m²·s）并在血清瓶上方覆盖透气膜以减少水分的蒸发.

1.3　指标测定及方法

1.3.1　水体理化指标的测定

每隔5d用溶解氧仪（HQ2100，哈希）测定上覆水DO浓度、便携式pH计（LC-PHB-1M，力辰）测pH值.同时收集水样采用TOC分析仪（TOC-L，岛津）测定DOC，TN、NH₄⁺-N、NO₃^--N和NO₂^--N的测定参照第四版《水和废水监测分析方法》.每次取样后，用原位水将血清瓶内上覆水补充至初始刻度，以弥补取水和蒸发的损失.

1.3.2　沉积物理化指标

在实验第25d和45d破坏性取样测定沉积物pH值、TN、NH₄⁺-N、NO₃^--N、NO₂^--N以及DOC浓度.pH值的测定参考Feng等^[27]的研究以及NY/T 1377-2007标准；TN采用紫外分光光度法，检测前将过100目筛^[28]的干样经过硫酸钾消解^[29]；NH₄⁺-N、NO₃^--N、NO₂^--N的浓度参考GB/T 32737-2016、HJ 634-2012标准以及Feng等^[27]和Chen等^[30]的研究；DOC采用超纯水浸提法^[29].

此外，在实验初始、第25d以及实验结束时，用薄膜梯度扩散（DGT，AMP-TH）技术测定沉积物-水剖面的NH₄⁺-N和NO₃^--N浓度，本研究使用的是单面DGT，型号为AMP-TH；采用垂直分辨率为100 μm的DO微电极（OX-100，Unisense）测定沉积物-水剖面的DO浓度.

1.3.3　气体组分的采集与测定

每隔5d采集顶空气体测定N₂O、CO₂以及CH₄气体浓度并计算水-气界面的气体释放通量.首先用带有三通阀的10mL注射器抽取大气环境中的气体，迅速打入气相色谱仪（GC）测试并用作初始浓度.然后给各实验组的血清瓶盖上单通瓶盖，利用硅胶软管连接三通阀和10mL注射器.关闭三通阀，1h后打开，用注射器反复抽推以混匀顶空气体，最后取10mL气体并迅速测定.GC测试的读数由体积百分数（vol%）计算气体的质量浓度（C）和水-气界面的气体释放通量（F）^[31]:

（1）

（2）

式中:φ为气体的体积分数，×10^-6；M为气体的分子量，g/mol；P为采样点的大气压，1atm；R为理想气体常数，0.082057atm·L/（mol·K）；T为采样点的热力学温度，298K；C_t为t时刻采气的气体浓度，μg/L；C₀为初始采气（即大气）的气体浓度，μg/L；t为采气间隔时间，h；V为试剂瓶顶空体积，m³；A为水-气界面的表面积，m².

1.3.4　沉积物氮转化功能基因的测定

在实验结束时，采集表层沉积物，将其混匀后装进冻存管并存入超低温冰箱保存，后续送往上海美吉生物医药科技有限公司进行qPCR测定.分别选用特异性引物对硝化（amoA）、反硝化（narG、nirS和nosZ）以及固氮（nifH）功能基因的丰度进行绝对定量，相应的引物如表2所示.

1.4　数据处理

使用Excel软件对实验数据进行整理和计算，采用Origin Pro 2024对数据展开绘图，图中数据呈现方式均为“平均值+标准差”.通过SPSS 26.0软件的单因素方差分析来评估数据之间的显著性差异，并使用Tukey进行事后多重检验，P<0.05表示样本之间存在显著差异.

2　结果与分析

收起

2.1　上覆水和沉积物中pH值的变化

对照组上覆水的pH值在实验期间维持于7.5~8.0之间(图1（a））.相较于对照组，3种不同浓度PLA-MPs处理组中上覆水的pH值都呈降低趋势，且下降幅度与PLA-MPs的添加量正相关.其中，0.5%和5% PLA-MPs处理组中，pH值一直显著低于对照组（P<0.05），最低分别为6.48和5.33；而0.05%PLA-MPs处理组仅在10~25d显著低于对照组（P<0.05）.除此之外，0.05%和0.5% PLA-MPs处理组的pH值在0~15d降低，于第15d达到最低值（分别为7.15和6.48），然后在15~45d升高；而5% PLA-MPs处理组的pH值在0~15d快速降低，随后持续缓慢降低.

同上覆水pH值变化相似，3种不同含量PLA-MPs的沉积物pH值呈现下降趋势，且下降程度与PLA-MPs的添加量正相关.其中0.5%和5% PLA-MPs处理组的沉积物pH值显著降低（P<0.05），而0.05% PLA-MPs处理组的沉积物pH值在第25d显著低于对照组（P<0.05），但在实验结束时与对照组无显著差异（P>0.05）(图1（b））.实验结束时，0.05%、0.5%PLA-MPs处理组的pH值相比于第25d略有升高；而5% PLA-MPs处理组的沉积物pH值继续降低，由初始的7.43下降至6.15.

2.2　上覆水和沉积物-水剖面DO浓度的变化

PLA-MPs的加入显著降低了上覆水的DO浓度（P<0.05）（图2）.其中，0.05% PLA-MPs处理组的DO浓度在5~10d快速降低，于第10d达到最低值3.53mg/L后开始回升，但是在10~30d时显著低于对照组（P<0.05），从35d开始和对照组无显著差异（P>0.05）.而0.5%和5% PLA-MPs处理组的DO浓度在0~10d迅速降低至1mg/L以下，并在10~30d保持该水平，30d之后开始恢复.整个实验期间，0.5%和5%PLA-MPs处理组的DO浓度显著低于对照组（P<0.05），最低DO浓度分别为0.42mg/L和0.56mg/L.在实验结束时，0.05%、0.5%和5% PLA-MPs处理组中上覆水的DO浓度分别是对照组的96.47%、46.31%和35.08%.

PLA-MPs的加入使得沉积物剖面的氧穿透深度和沉积物-水界面（SWI）处的DO浓度也产生不同程度的降低.在第10d，0.05%和0.5% PLA-MPs处理组的氧穿透深度下降为1.2mm和0.8mm，分别为对照组的33.33%和22.22%；而5% PLA-MPs处理组氧穿透深度为零，表现为完全厌氧状态.同时，0.05%、0.5%和5% PLA-MPs处理组在SWI处的DO浓度分别降低至3.96，0.31，0mg/L，这与上覆水DO浓度的结果一致(图3（a））.在第25d，0.05%和5% PLA-MPs处理组的DO浓度略有回升，氧穿透深度为2.6mm和1.6mm，分别为对照组的61.91%和38.10%，SWI处的DO浓度为5.03，0.76mg/L；而0.5%PLA-MPs处理组的氧穿透深度降低为零，达到完全厌氧状态，在SWI处的DO浓度降低为0mg/L，(图3（b））.在实验结束时，3个不同含量添加PLA-MPs的处理组的DO浓度都略微恢复，氧穿透深度增大以及SWI处DO浓度升高.而且氧穿透深度和SWI处的DO浓度都与PLA-MPs浓度反相关，并保持低于对照组的状态(图3（c）），与同期上覆水DO浓度的趋势相吻合.

2.3　上覆水和沉积物中DOC浓度的变化

添加3种不同浓度的PLA-MPs导致上覆水DOC浓度表现出升高的趋势，且升高的幅度与PLA-MPs的浓度正相关(图4（a））.对照组中DOC浓度较为平稳，保持在8~11.5mg/L.其中，0.05% PLA-MPs处理组的DOC浓度先升高后降低，在第5~40d期间都显著高于对照组（P<0.05），于第30d达到最高达13.95mg/L，为同期对照组的1.53倍.同样的，0.5%PLA-MPs处理组的DOC浓度也是先升高后降低，在第5~40d期间显著高于对照组（P<0.05），于第15d达到最高值383.01mg/L，为同期对照组的47.22倍.而5% PLA-MPs处理组的DOC在第0~25d快速升高，25d后持续缓慢升高，并在整个实验期间都显著高于对照组和另外两个处理组（P<0.05），实验结束时甚至高达3989.50mg/L，为同期对照组的357.16倍.

同上覆水类似，添加3种不同含量PLA-MPs的处理组同样显著升高沉积物中DOC含量（P<0.05）(图4（b））.在第25d，0.05%、0.5%和5% PLA-MPs处理组沉积物的DOC含量分别为112.02，245.45，5919.40mg/kg，依次为对照组的1.52、3.33和80.27倍；在实验结束时，0.5% PLA-MPs处理组的DOC含量略有下降，而5% PLA-MPs处理组的DOC含量继续升高至8420.90mg/kg，为同期对照组的125.67倍.

2.4　上覆水和沉积物中氮含量的变化

实验期间对照组上覆水的NH₄⁺-N浓度呈现先增长再降低的趋势，在第15d达到最高值然后略有下降并维持在3.70mg/L左右，其他3种处理组都表现出类似的先增后减趋势.其中，0.05% PLA-MPs处理组在第20d达到NH₄⁺-N浓度最高值后迅速降低；0.5% PLA-MPs处理组在0~15d同样发生NH₄⁺-N浓度的升高，但是升高的幅度远小于对照组，在第15d之后NH₄⁺-N浓度降低；而5% PLA-MPs处理组的NH₄⁺-N浓度在0~10d随对照组升高，随后开始持续降低(图5（a））.

对照组上覆水的NO₃^--N浓度在0~10d先降低到最低值，随后略微升高并保持在约0.65mg/L.0.05% PLA-MPs处理组的NO₃^--N浓度变化与对照组基本吻合；0.5% PLA-MPs处理组的NO₃^--N浓度在0~5d降低，在5~15d略微升高到初始值，第15d后持续降低；5% PLA-MPs处理组的NO₃^--N浓度在0~5d略有降低后不断升高直至实验结束时为同期对照组的8.21倍(图5（b））.

对照组上覆水的NO₂^--N浓度先升高并在第20d达到最高值，随后在第25d降低至0mg/L并维持到实验结束.0.05% PLA-MPs处理组的NO₂^--N浓度在0~15d降低，然后升高并在第25d达到最高值2.38mg/L，之后持续下降；0.5%和5% PLA-MPs处理组的NO₂^--N浓度都是持续下降并在第10d达到最低值0mg/L后一直保持(图5（c））.

对照组上覆水的TN浓度在第0~10d升高然后略有降低最后稳定在4.70mg/L.对于0.05% PLA-MPs处理组，其TN浓度在第0~15d升高然后显著下降（P<0.05），到实验结束时相比于对照组下降了68.44%；0.5% PLA-MPs处理组同0.05% PLA-MPs处理组有类似的先增后减的趋势，且在实验结束时相比于对照组下降了61.83%；而5% PLA-MPs处理组与其他两组不同，实验开始后持续上升至5.71mg/L左右，在实验结束时显著高于对照组（P<0.05） (图5（d））.

对照组中沉积物的NH₄⁺-N初始状态含量为7.98mg/kg，在第25d后降低，到第45d时略有升高但仍旧低于初始含量(图6（a）），这可能是NH₄⁺-N向上覆水扩散导致的.而3个不同含量PLA-MPs处理组在第25d和45d时的NH₄⁺-N含量均显著低于对照（P<0.05），特别是0.05% PLA-MPs处理组在第45d的NH₄⁺-N含量仅为对照组的28.30%，同时3个处理组的上覆水NH₄⁺-N浓度也低于对照组，可能是发生了硝化作用使得上覆水和沉积物中的NH₄⁺-N浓度均降低.

对照组的NO₃^--N初始状态含量为1.12mg/kg，在第25d和45d略有升高，这可能是NO₃^--N由上覆水迁移至沉积物所致.与此同时，0.05%和0.5%PLA-MPs处理组的NO₃^--N含量在实验结束时均显著低于对照组（P<0.05），可能是反硝化的作用；而5%PLA-MPs处理组与之相反，其NO₃^--N含量在实验结束时高达对照组的3.99倍，与上覆水的变化一致，表明可能存在强烈的硝化作用使得沉积物和上覆水的NO₃^--N浓度都显著升高（P<0.05） (图6（b））.

含量为0.05%的PLA-MPs处理组的NO₂^--N含量显著高于对照组（P<0.05），尤其是第25d的NO₂^--N含量为0.19mg/kg，是对照组的5.58倍，而0.5%和5% PLA-MPs处理组的NO₂^--N含量在第25d和45d均保持为0mg/kg (图6（c））.对于沉积物中TN含量，在实验结束时，0.05%和0.5% PLA-MPs处理显著降低沉积物TN含量（P<0.05），而5%PLA-MPs的添加显著升高了TN含量（P<0.05），这和上覆水的变化一致(图6（d））.

2.5　沉积物-水剖面氮分布的变化

对照组NH₄⁺-N的初始状态浓度为在上覆水中保持于1.56mg/L左右，SWI处为2.81mg/L，在沉积物中稍有增加.而在第25d和45d，相比于初始，对照组的NH₄⁺-N浓度在上覆水中增大，在沉积物中降低(图7（a），7（b））.第25d时，0.05%、0.5%和5% PLA-MPs处理组的NH₄⁺-N浓度在上覆水和沉积物中均降低，在SWI处的浓度分别为对照组的19.60%、40.86%和36.54%；第45d时，3个处理组在上覆水和沉积物中的NH₄⁺-N浓度进一步降低，SWI处的浓度相比于对照组分别下降了85.19%、58.15%以及70.74%.

对照组NO₃^--N的初始浓度为在上覆水浓度为1.07mg/L左右，SWI处浓度为0.84mg/L，沉积物中浓度随深度的增加而降低并在-50~-10mm范围内基本保持在0.09mg/L；而在第25d和45d时，对照组中上覆水NO₃^--N浓度降低，SWI处浓度也低于初始，但是沉积物中从-8mm的深度开始往下的NO₃^--N浓度都高于初始状态(图7（c），7（d）），这表明在实验过程中对照组的NO₃^--N从上覆水向沉积物迁移.第25d时，0.05%和0.5% PLA-MPs处理组的沉积物NO₃^--N浓度都低于同期对照组，SWI处的NO₃^--N浓度分别为对照组的28.57%和40.48%，不过0.5%PLA-MPs处理组的上覆水NO₃^--N浓度高于对照；而5% PLA-MPs处理组的NO₃^--N浓度高于对照组，SWI处的浓度甚至为对照组的6.02倍.实验结束时，0.5% PLA-MPs处理组上覆水NO₃^--N浓度继续降低至0.25mg/L左右，0.05%和0.5% PLA-MPs两个处理组的NO₃^--N浓度都低于对照；而5% PLA-MPs处理组仍然整体都高于对照，沉积物部分的NO₃^--N浓度相较于第25d还略有上升.

2.6　水-气界面气体释放通量的变化

N₂O作为反硝化过程的中间产物，0.5%和5%PLA-MPs两个处理组中的通量几乎一直低于对照组，到第15d降为0μg/m²/h (图8（a）），表明0.5%和5%PLA-MPs的添加抑制了N₂O的产生或者是促进了N₂O向N₂的转化.但0.05% PLA-MPs处理组在第25~40d，其N₂O释放通量高于对照组，尤其是第35d高达19.94μg/（m²⋅h）.

PLA-MPs促进了CO₂和CH₄的释放.其中CO₂的释放通量与PLA-MPs的添加量成正相关，0.05%、0.5%和5% PLA-MPs处理组均在第15d达到最高CO₂释放通量，分别为15.74，151.08，286.05mg/（m²⋅h），依次为同期对照组的4.63倍、44.49倍和84.24倍(图8（b））.但CH₄的释放通量不满足与PLA-MPs添加量的正相关关系，0.5% PLA-MPs处理组在第15~25d的CH₄释放通量显著高于5% PLA-MPs处理组（P<0.05）(图8（c）），这可能与0.5% PLA-MPs处理组在此期间的低DO浓度及产甲烷菌更适宜中性环境^[34-35]有关.

2.7　氮转化关键功能基因丰度的变化

在实验第25d和45d时，对照组和处理组沉积物中都检出固氮基因（nifH）、硝化基因（amoA）以及反硝化基因（narG、nirS、nosZ）（图9）.PLA-MPs的添加显著升高了nifH基因和amoA基因的丰度（P<0.05），5%PLA-MPs处理组在第25d的nifH基因丰度高达2.12×10⁸copies/g，相比于同期对照组增加了2.28倍(图9（a））；而0.05% PLA-MPs处理组在第25d的amoA基因丰度高至对照组的13.73倍(图9（b））.

除了促进固氮和硝化过程之外，PLA-MPs的添加还促进了0.05%和0.5% PLA-MPs处理组的反硝化作用.其中，0.05% PLA-MPs处理组的nirS基因和nosZ基因丰度均显著高于对照组（P<0.05），且在第45d时分别为对照组的6.28倍和7.47倍.但narG基因丰度和对照组没有显著差异（P<0.05），0.5%PLA-MPs处理组的narG基因、nirS基因和nosZ基因都显著高于对照组，在实验结束时依次为对照组的2.32倍、2.39倍和5.12倍.相反，在5% PLA-MPs处理组中，narG基因丰度显著低于对照组（P<0.05），nirS基因丰度在第25d也显著低于对照组（P<0.05）但在实验结束时与对照组之间不存在统计学差异（P<0.05），而nosZ基因丰度在第45d显著高于对照组（P<0.05），但在第25d与对照组差异不显著（P<0.05）(图9（c）、（d）、（e）），即5% PLA-MPs处理抑制了NO₃^--N向NO₂^--N还原和NO₂^--N向NO还原，但后期促进了N₂O还原为N₂的过程.

3　讨论

收起

3.1　PLA-MPs显著改变上覆水及沉积物环境条件

PLA-MPs的加入显著改变了上覆水及沉积物体系的环境条件，包括pH、DO及DOC浓度等.处理组中沉积物和上覆水的pH值都显著低于对照组（P<0.05），且下降的幅度与PLA-MPs添加的浓度成正相关，尤其是5% PLA-MPs处理组的上覆水由中性变为酸性，这可能是PLA-MPs降解产生酸性物质如乳酸单体^[36]和促进CO₂气体的释放导致.相似的结果在向土壤中添加由PLA和聚丁二酸酯（PBS）制造的无纺织片材^[34]、PLA-MPs处理下的土壤^[37]以及PLA-MPs在水热污泥中的反应^[36]等研究中均有发现.总的来说，5% PLA-MPs处理下的差异可能是PLA-MPs浓度过高致所致，而且其酸性环境中的氢离子可以促进PLA聚合链的解聚，PLA-MPs降解产生的乳酸可以释放氢离子来催化解聚反应，进一步导致PLA-MPs的侵蚀^[36].同时，除作为颗粒污染物之外，沉积物中PLA-MPs的降解在改变环境pH值会对水生生物带来不利影响，例如有研究发现PLA在降解过程中产生的乳酸会改变斑马鱼肠道环境的pH值平衡从而对其肠道产生比PVC更大的不利影响^[38].但本实验无法确定外加PLA导致的响应是主要源于PLA颗粒本身还是源于PLA浸出液，如前文提到的PLA-MPs降解产物乳酸对斑马鱼有不利影响，还有研究发现单纯的PLA浸出液对淡水寡毛类蠕虫几乎没有不利影响^[39].所以无论是PLA颗粒本身还是其浸出液都可能对实验产生影响.

处理组中上覆水的DO浓度在0~10d迅速降低，0.5%和5% PLA-MPs处理组在第10~25d的DO浓度保持在1mg/L以下（图2），第1d的5% PLA-MPs处理组和第25d的0.5% PLA-MPs处理组从SWI上方6mm往下都处于厌氧状态（图3）.这表明PLA-MPs的降解需要消耗大量的氧气，这与前人发现的海洋中BPs的添加使得沉积物厌氧代谢占据主要地位^[19]的现象一致.

PLA-MPs处理促进了上覆水和沉积物中的DOC浓度的升高（图4），且促进作用与PLA-MPs浓度成正比.一方面可能是PLA-MPs自身降解产生大量的有机碳^[23,40]，这和pH值及DO浓度的降低相吻合；另一方面，PLA-MPs为沉积物微生物提供大量生态位，可能促进了微生物的生长，其中与碳降解相关的微生物对沉积物中自身有机物的分解作用也会加强，进一步导致DOC浓度的上升.这与PLA-MPs在河口沉积物^[23]、盐沼沉积物^[22]、以及土壤^[40-41]中会导致有机碳浓度增大这一结论相符.此外，已有研究发现当沉积物中DOC大量增加时，可能会导致微生物的营养盐获取出现氮限制，进而影响微生物的生长^[42].因此，随着可生物降解塑料产品的大量生产与应用，其在沉积物环境中降解产生的大量DOC对生态环境造成负面影响的阈值还有待研究.

同时，随着DOC浓度的升高以及DO浓度的降低，体系中有机碳分解促进了N₂O、CO₂和CH₄三种温室气体的释放（图8），这与Chen等^[43]和Yu等^[44]的研究结果类似.3个处理组的DO浓度都是先降低后逐渐升高，而CO₂和CH₄气体通量都是先升高后降低，这可能是因为前期PLA-MPs的降解比较剧烈而后期变缓.相较于极难降解的传统石油基MPs，具有可生物降解性的BMPs在水环境中的积累可能还存在加剧温室气体排放风险.

3.2　PLA-MPs促进沉积物硝化和反硝化过程

在PLA-MPs的作用下，不仅体系中的pH、DO及DOC浓度受影响显著，氮素也发生了剧烈变化，沉积物硝化和反硝化过程被促进.对于0.05%和0.5%PLA-MPs处理组，PLA-MPs的添加都促进了硝化和反硝化过程，导致体系中TN显著降低（P<0.05），实现了脱氮，这和Sanz-Lázaro等^[19]和Seeley等^[22]的研究结果一致.NH₄⁺-N作为硝化和厌氧氨氧化过程的底物，在PLA-MPs处理下显著降低（P<0.05），同时处理组中沉积物硝化基因amoA的丰度显著高于对照组（P<0.05）且未检测到厌氧氨氧化相关基因，表明PLA-MPs的加入促进了硝化过程.这解释了在实验第25d时，0.05% PLA-MPs处理组的高NO₂^--N浓度以及5% PLA-MPs处理组的高NO₃^--N浓度(图5（b）、（c））.同时，硝化过程一般会导致pH值降低^[40]，这可能也是5% PLA-MPs处理组的pH值持续下降的原因之一.0.5% PLA-MPs处理组的NO₃^--N浓度在前期高于对照组而在后期低于对照组，且0.05% PLA-MPs处理组的NO₃^--N浓度全程低于对照组(图5（b）），说明NO₃^--N发生了新的转化.0.5% PLA-MPs处理显著增强了反硝化基因narG、nirS和nosZ的表达（P<0.05）（图9），即反硝化过程受到了促进，并为该处理下趋于零的NO₂^--N浓度和N₂O通量提供了证据.0.05% PLA-MPs处理组中nirS和nosZ基因丰度显著上调（P<0.05），但narG基因丰度与对照组之间不存在统计学差异（P>0.05），表明其在实验中期积累的NO₂^--N可能是短程硝化作用所产生的，从而生成大量来不及转化为N₂的N₂O.

0.05%和0.5%PLA-MPs处理组对反硝化的促进作用可能来自于PLA-MPs和体系中有机物分解产生的可溶性有机物碳源，其中0.5% PLA-MPs处理组的低DO环境也为反硝化的进行提供了便利条件，同时该浓度下还存在CH₄气体作为碳源的可能性；而5% PLA-MPs处理组，其反硝化功能基因中narG和nirS基因的表达被抑制，nosZ基因丰度在实验结束时上调（图9），这也是该处理下NO₃^--N大量积累且几乎不产生N₂O气体的原因.5% PLA-MPs处理组较低的PH值，是抑制NO₃^--N和NO₂^--N还原的原因之一，有研究表明强酸条件下反硝化会受到阻碍^[45]，并且土壤nirS和nirK基因丰度与pH值有正相关关系^[46].此外，5% PLA-MPs处理组显著高于对照组的nifH基因丰度（P<0.05）促进了固氮过程，有类似研究中，例如1% PLA-MPs处理增强了土壤固氮作用^[47]，添加0.5% PLA-MPs上调了湖泊沉积物中nifD、nifH和nifX三种固氮基因的丰度^[48]^,以及10%的高浓度PLA-MPs导致土壤富集豆科植物共生固氮菌和非共生固氮菌^[49].尽管本研究仅关注了PLA-MPs对沉积物中氮转化相关功能基因丰度，但其对于沉积物中其他生物可能也会具有显著影响.因此，沉积物中PLA-MPs还可能会通过影响不同营养级水生生物进而对氮转化造成更为复杂的影响.

综上所述，如图10所示，添加PLA-MPs促进了硝化和固氮过程，其降解改变体系pH值、DO和DOC浓度，进一步影响温室气体释放通量，同时可能提供碳源促进0.05%和0.5% PLA-MPs处理组的反硝化作用并实现脱氮，而5% PLA-MPs处理下可能由于pH值过低导致NO₃^--N和NO₂^--N的还原被抑制.

4　结论

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4.1　PLA-MPs显著降低了上覆水和沉积物的pH值和DO浓度，降低的幅度与PLA-MPs浓度正相关.同时显著增加了DOC的浓度并促进了水-气界面的CO₂和CH₄释放通量.

4.2　PLA-MPs的添加促进了体系的硝化作用从而显著降低了体系中NH₄⁺-N的浓度.0.5%和5%PLA-MPs处理组的沉积物NO₂^--N浓度在实验结束时显著低于对照组并抑制了N₂O气体的产生.此外，0.05%和0.5% PLA-MPs处理都显著降低了体系的TN浓度；但5% PLA-MPs处理组与之相反.

4.3　PLA-MPs的添加导致沉积物中固氮基因nifH和硝化基因amoA的丰度均显著增加.同时，0.05%和0.5% PLA-MPs的添加增强了反硝化过程进而降低NO₃^--N浓度；而5% PLA-MPs抑制NO₃^--N和NO₂^--N的还原且促进固氮过程，从而积累NO₃^--N.

基金

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国家自然科学基金资助项目(52370199)
重庆市技术创新与应用发展专项重点项目(CSTB2023TIAD-KPX0092)

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2025年第45卷第4期

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接收时间：2024-08-14
首发时间：2026-03-19
出版时间：2025-04-20

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收稿日期：2024-08-14

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重庆大学环境与生态学院，三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆 400045

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^* 责任作者，教授，hongli@cqu.edu.cn

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2种不同金属材料的力学参数

科 Family	属数 Number of genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)	属 Genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)
鹅膏菌科Amanitaceae	2	11	5.26	鹅膏菌属 Amanita	10	4.78
小菇科 Mycenaceae	2	12	5.74	丝盖伞属 Inocybe	5	2.39
多孔菌科 Polyporaceae	8	14	6.70	蜡蘑属 Laccaria	5	2.39
红菇科 Russulaceae	3	23	11.00	小皮伞属 Marasmius	6	2.87
				小菇属 Mycena	11	5.26
				光柄菇属 Pluteus	5	2.39
				红菇属 Russula	17	8.13
				栓菌属 Trametes	5	2.39

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