2020, Vol. 39
2. 甘肃省农业科学院, 兰州 730070
2. Gansu Academy of Agricultural Sciences, Lanzhou 730070, China
微塑料（Microplastics，Mips）作为新型污染物正在成为备受关注的全球性环境问题[1]。因其比表面积大、吸附能力强、在环境中易于迁移和难以降解等特点在海洋或水体生态系统中得到广泛研究[2-3]。通常把 < 5 mm的塑料颗粒称为微塑料，其经过物理、化学等作用会进一步裂解成更小颗粒[4]。这些小颗粒更易吸附多氯联苯和多环芳烃等有机污染物及重金属，也易被海洋生物误食，造成危害[5-7]。迄今为止，有关微塑料的研究主要集中在海洋生态环境影响方面，许多学者已研究了其数量、来源、分布及毒理效应，明确了微塑料在淡水水体及沉积物中的富集状况[8]。由于土壤是一个复杂的三相体系，与海洋环境差异较大，难以直接将海洋环境中的研究思路和方法直接移植到土壤环境中，从土壤中获取微塑料远比在水中获取困难，致使土壤中微塑料相关研究工作进展缓慢。另外土壤中存在大量塑料碎片是司空见惯的现象，这在很大程度上也是导致土壤中微塑料积累研究被忽视的原因之一。Nizzetto等[9]估算北美和欧洲每年排放约11万~73万t微塑料到农田土壤中，大大超过了对海洋中微塑料的估计量。农田土壤微塑料研究才刚起步，已有研究显示，上海城郊菜地土壤中微塑料主要分布在浅层土壤[10]，黑龙江农田土壤0~ 20 cm微塑料颗粒大小分布在60~2 400 μm之间[11]，云南滇池南部湖盆区0~10 cm表层每千克土壤微塑料数量近2万片[12]。在高强度地膜覆盖的我国西北地区，农田土壤中肉眼可见地膜残片（直径>5 mm）被认为是土壤微塑料的最主要来源[13]，但土壤微塑料数量和分布特征的研究还较少。由于对农田土壤微塑料本底值和科学认知研究的不充分，也就难以评估微塑料对农田土壤健康以及生产力的潜在危害。
环境样品中微塑料的分离提取是微塑料污染研究的关键。目前，水面漂浮微塑料主要通过过滤收集[14]；沉积物或土壤等固体样品通常采用筛分-浮选相结合进行分离收集，或者直接通过密度浮选法[15-17]，并结合加热法，用显微镜观察加热前后微塑料的变化，该方法简单、方便、成本低廉，不需化学试剂就能有效地鉴别微塑料。近年来，拉曼光谱或红外线、扫描电镜-能谱法、裂解气相色谱-质谱法等也被用于识别和量化土壤中微塑料形态与组成结构的变化[1]，但成本高、耗时长。地膜覆盖是甘肃和陕北等西北干旱半干旱地区农业增产增效的重大技术措施，已应用20多年，甘肃是仅次于新疆全国地膜覆盖面积最大的省份之一，全省一半耕地已地膜化，地膜污染形势严峻。因此，本研究采集该区域9个县区27块典型覆膜农田0~30 cm土壤样品，参考Zhang等[18]提出的密度浮选和加热分离法提取和甄别农田土壤微塑料，结合电子显微镜和Image J软件计算微塑料丰度（每千克干土中微塑料数量，pieces·kg-1）和面积（每个微塑料面积，mm2·piece-1），旨在阐明西北典型覆膜农田微塑料数量及分布特征，为农田土壤微塑料研究提供参考和基础数据。
1 材料和方法 1.1 样品采集甘肃和陕西北部是我国地膜覆盖面积及覆盖强度较大的地区之一，气候由西部的干旱绿洲灌区到东部的半干旱雨养区，长期盛行一年一熟或两年三熟（夏休闲期复种）轮作制，农田地膜覆盖量平均75 kg·hm-2。2018年9—11月作物收获后，用GPS定位甘肃和陕北9个县区27块典型覆膜农田的地理位置，调查种植作物和覆膜年限，结果见表 1。在作物收获后揭掉地表当季覆盖塑料薄膜后、农田土壤未翻耕前采集土样，每个地块根据面积大小和形状选取3个样方作为采样点，总共采集81个样点的土壤样品（27×3）。每个采样点用铁签作为四角支撑点连成一个100 cm×100 cm的正方形，逐层仔细捡拾0~30 cm深土壤样品中肉眼可见的残膜碎片（数据单独公开发表）。同步采集土壤样品，将每次采集的土壤均匀混合，用四分法取2 kg土壤样品标记后装入布袋，共81份带回实验室处理并进行微塑料提取。
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表 1 甘肃省和陕西北部27个采样点的基本信息 Table 1 Basic informations of 27 sampling sites in Gansu and North Shaanxi |
采集的土壤样品在实验室自然风干后，进一步除去肉眼可见的塑料残片、作物根系、石块等杂质后，采用密度-蒸馏水浮选法提取81个土壤样品中的微塑料。（1）每个样品称取10.00 g土壤放入100 mL烧杯中，加入蒸馏水50 mL，室温下用玻璃棒充分搅拌均匀，用蒸馏水把玻璃棒上的黏附物冲洗到烧杯中，盖上锡箔纸，静置24 h，让土壤颗粒沉淀，得到均匀悬浮液；（2）用慢速定量滤纸（孔径 < 3 μm）过滤悬浮液到准备好的三角瓶中，然后再加50 mL蒸馏水到烧杯中，继续用玻璃棒搅拌并用蒸馏水冲洗玻璃棒，盖上锡箔纸再静置24 h；（3）重复（2）操作至少4次，使微塑料等物质吸附到滤纸上，直至原有烧杯上清液中无肉眼可见漂浮物；（4）将烧杯移至超声波清洗机中振荡2 h，以充分释放包裹于土壤颗粒中的微塑料，取出静置24 h后过滤；（5）将（4）得到的悬浮液继续用（2）中滤纸过滤吸附微塑料等，然后将滤纸仔细折叠，放在锡箔纸杯中，于60 ℃烘箱中烘至恒质量。为防止环境背景造成污染，实验人员穿棉质衣服，操作在封闭环境中进行。
1.3 微塑料鉴别与大小计算拍照：用毛刷子将滤纸上收集的微塑料等物质全部转移到载玻片上，并使其均匀分散不重叠，载玻片置于显微镜（Olympus CX41）下观察，并用连接于电脑的拍照系统（Q-Capture Pro7）拍摄照片记为1（图1A），然后保持显微镜和拍摄参数不变，将载玻片转移到恒温电热板（峥嵘DB-1A），130 ℃下加热4~8s使微塑料变形；将载玻片放回显微镜拍下加热后微塑料照片记为2（图 1B）。拍照全过程实验人员戴帽子和口罩，穿棉质衣服。
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图 1 显微镜下拍摄的土壤微塑料加热前后形态变化（图中圆圈中的为微塑料） Figure 1 Change of MiPs shapes from photos taken by camera under microscope(MiPs were circled) |
识别：在Photoshop CS6中将照片1和2叠加比对，加热前后发生形态变化的即为微塑料，形态未变化的为土壤颗粒中分离出来的有机物、石块等杂质。将照片1中加热后未变形的物质擦除，变形的微塑料命名为N1保存。将N1导入Image J中统计微塑料的数量（丰度）和每个微塑料的像素值，用照片分辨率（300 dpi）和像素（2 560×1 920）、微塑料像素值、显微镜放大倍数40（目镜10 ×、物镜4 ×）计算每个微塑料的面积。
分组：土壤中微塑料经各种生物、化学和物理因素作用后呈碎片、纤维和薄膜等不同形态，单纯用粒径长度尚不能充分反映微塑料颗粒的实际大小。已有研究以每个微塑料最长边的长度作为粒径分级，或用每千克干土中微塑料的毫克数来衡量微塑料含量[1, 18]。本研究81份土壤样品（共取2 430 g干土）共检测到12 392个微塑料，以每个微塑料面积（mm2）大小，将其划分为0~0.05、0.05~0.3、0.3~0.6、0.6~1.0 mm2·piece-1和>1.0 mm2·piece-1共5个组。每个监测点每千克干土中微塑料面积为监测到所有微塑料面积之和。
1.4 数据分析微塑料丰度和面积以平均值±标准误表示（Mean±SE）。因受气候、土壤、耕作管理、物理化学等综合因素影响，土壤中微塑料丰度和大小（面积）呈现明显的非均匀偏态分布，不符合参数检验和方差分析要求，用SPSS 22.0和Excel作直方图和频数分布图。
2 结果与分析 2.1 农田土壤中微塑料丰度及大小土壤中微塑料数量一般用其丰度表示，即每千克干土中微塑料丰度（pieces·kg-1），面积为每千克土壤中所有微塑料对应面积的和（mm2·kg-1）。结果表明，甘肃和陕北9个县区27块典型农田81个土壤样方中均检测到微塑料的存在，并且不同地块之间、同一地块不同取样点之间微塑料丰度和面积差异较大（图 2）。农田0~30 cm土层微塑料丰度平均值（5.09 ± 1.21）×103 pieces·kg-1，变异系数68.4%，最小为5.80×102 pieces·kg-1，最大为1.19×104 pieces·kg-1，最大值与最小值相差约20倍（图 2A）。农田土壤微塑料面积平均值（1.04±0.20）×103 mm2·kg-1，变异系数89.4%，最小为82 mm2·kg-1，最大为4.16×103 mm2·kg-1，相差约50倍（图 2B）。长期覆膜农田土壤中微塑料面积变异显著大于其丰度变异。进一步分析发现，干旱绿洲灌区（甘肃张掖和武威）、半干旱雨养区（甘肃中东部）、风沙半干旱灌区（陕西北部）微塑料丰度平均值依次为2.02×103、6.90×103、3.63×103 pieces·kg-1，微塑料面积为1.8×102、1.36×103、7.6×102 mm2·kg-1，微塑料平均面积为0.11、0.20、0.23 mm2·piece-1，即半干旱雨养区土壤微塑料丰度和面积明显高于干旱绿洲灌区和风沙半干旱灌区，但干旱绿洲灌区和风沙半干旱灌区微塑料平均面积却小于半干旱雨养区，表明微塑料在土壤中的存在状况和大小可能受气候与灌溉条件、土壤耕作等综合因素影响。
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图 2 甘肃和陕西27个监测点0~30 cm土层微塑料丰度和面积的变化 Figure 2 The abundance and area of MiPs in 0~30 cm soil layer at 27 sampling sites in Gansu and Shaanxi |
27个监测点的81个土壤样品（共2 430 g干土）中共检测和甄别到12 392个微塑料颗粒。81份土壤样品中的微塑料丰度及检测到所有微塑料颗粒面积大小均呈现明显的不均匀分布（图 3）。总体来看，土壤中丰度较小的微塑料出现次数较多，面积越小的微塑料出现次数越多。0~30 cm土层中微塑料丰度 < 3× 103 pieces·kg-1和3×103~8×103 pieces·kg-1出现的次数最高（图 3A），分别为30次和32次，占总次数的38.4%和41.0%，即每千克土壤中微塑料丰度 < 8 000 pieces· kg-1的占79.4%，< 000 pieces · kg-1与3 000~8 000 pieces·kg-1的所占比例接近。
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图 3 甘肃和陕西27个监测点0~30 cm土层微塑料丰度和大小的频次分布 Figure 3 Frequency distribution of the abundance and area of MiPs in 0~30 cm soil layer in Gansu and Shaanxi |
检测到的所有微塑料中，每个微塑料颗粒平均面积0.19 mm2·piece-1，最大7.11 mm2·piece-1，变异系数为174.7%。从每个微塑料面积大小出现次数的频数分布来看（图 3B），检测到的微塑料可分为5个组，其中 < 0.05 mm2·piece-1和0.05~0.3 mm2·piece-1出现的次数为4 584次和5 643次，占微塑料总数的36.9%和45.5%，大小在0~0.3 mm2·piece-1范围内的微塑料出现总次数占82.4%，即土壤中面积 < 0.3 mm2·piece-1的微塑料居多。而大小在0.3~0.6、0.6~1.0 mm2·piece-1和>1.0 mm2·piece-1范围内微塑料出现次数分别占10.5%、4.2%和2.9%（表 2）。特别是面积小于平均数（0.19 mm2·piece-1）的微塑料出现次数所占比例高达74.6%。在5个分组范围内，面积0~0.05 mm2·piece-1的微塑料面积占比仅8.7%，显著低于对应范围内的微塑料丰度占比（36.9%），0.05~0.3 mm2·piece-1范围内的微塑料面积占比达到36.5%，0.3~0.6、0.6~1.0 mm2·piece-1和>1.0 mm2·piece-1范围内的面积占比却高于相应分组内的微塑料丰度占比（表 2）。即覆膜农田土壤中微塑料丰度随其面积减小而增大，面积小的微塑料丰度较大（图 3）。
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表 2 覆膜农田土壤微塑料分组及其微塑料丰度和面积占比变化 Table 2 Area groups of MiPs and percentage of number and area in the corresponding groups |
经调研农户地膜覆盖年限，甘肃和陕北27个监测点中地膜覆盖时间最短的是4 a，最长的是28 a，其中14个监测点覆膜年限在10~20 a（表 1）。农田覆膜年限长短对土壤中微塑料丰度和大小影响较大（表 3）。进一步分析发现，面积为0~0.05 mm2·piece-1的微塑料丰度占比由覆膜5 a的31.8%增加到覆膜10 a的44.5%、15 a的49.5%和28 a的57.6%，相应覆膜年限微塑料面积所占比例依次为2.8%、5.8%、13.4%和18.8%；覆膜年限对面积0.05~0.3 mm2·piece-1微塑料丰度占比影响不明显，而对其面积占比影响同0~ 0.05 mm2·piece-1微塑料的变化情况基本一致，随覆膜年限增加微塑料面积占比显著提高。然而，面积为0.3~0.6、0.6~1.0、>1.0 mm2·piece-1微塑料随着覆膜年限延长，其丰度和面积所占比例均下降（表 3）。随着覆膜年限的增加，土壤中小颗粒微塑料丰度和面积所占比例均明显增加，可以推断长期覆膜后农田土壤中积累的微塑料由大颗粒逐渐向小颗粒转化，导致小颗粒微塑料所占面积增加、比表面积增大，这可能会加重微塑料对土壤的潜在污染。
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表 3 农田覆膜年限对不同分组内土壤微塑料丰度和面积占比的影响 Table 3 Effects of mulch years on the numbers and areas of MiPs in different area groups |
土壤中微塑料数量和大小受气候环境、灌溉条件、土壤耕作强度、自然风化、覆膜年限等综合因素影响，全球不同区域研究中数据差异很大。意大利地中海沿海区域微塑料丰度2 175 pieces·kg-1[19]，新加坡红树林土壤中为（62.8±27.2）pieces·kg-1[20]，瑞士自然保护区土壤为593 pieces·kg-1[21]，我国黑龙江周边农田微塑料丰度最大为800 pieces·kg-1、面积为1.1~12.6 mm2·kg-1[11]，云南滇池南部湖盆区0~10 cm土壤微塑料数量1.3× 104~2.8 × 104 pieces·kg-1[12]，覆膜20 a后内蒙古河套灌区土壤微塑料丰度高达6 262.5 pieces · kg-1 [22]。本研究甘肃和陕北覆膜农田0~30 cm土壤微塑料丰度和面积大小呈现非均匀分布，丰度和面积平均值分别为（5.09 ± 1.21）× 103 pieces·kg-1和（1.04 ± 0.20）×103 mm2·kg-1，这些初步结果预示着西北覆膜农田土壤微塑料污染的潜在风险很大，并且半干旱雨养区微塑料数量和面积大于河西与陕北的干旱半干旱灌区，这可能是由于灌溉使部分微塑料随水分入渗逐渐迁移到30 cm以下土层，旱作区土壤水分不足且频繁干湿交替致使微塑料移动性较差，或许也与土壤类型、耕作措施等有关，但目前这些尚缺乏相关的数据和文献佐证，仅是推测，亟待后续深入研究。
在不同粒径的微塑料中，土壤中 < 1 mm的微塑料所占比例较高[23-24]。内蒙古河套灌区覆膜20 a的农田土壤微塑料粒径 < 1、1~3 mm的比例达到52.1%、31.9%，覆膜5~10、10~20 a农田土壤微塑料数量年平均增长14.46%、3.95%[22]。Zhao等[25]在中国长江入海口水体中观测到的 < 1 mm的微塑料丰度占50%。大量研究表明，这些更细小的微塑料（1 mm左右或μm级）更容易进入生物体组织甚至细胞中，土壤中微塑料比表面积大小与土壤中有机污染物和重金属吸附有关，面积越小迁移能力越强[26-28]，迁移过程中微塑料老化和磨损又会使比表面积增加，放大生态毒性[29]。本研究农田土壤微塑料大小平均0.19 mm2·piece-1，< 0.3 mm2·piece-1的数量占82.4%、面积占45.2%，< 0.1 mm2·piece-1的微塑料数量占57.8%，特别是在0~0.05 mm2·piece-1和0.05~0.3 mm2·piece-1范围内，覆膜28 a农田土壤微塑料丰度较覆膜5 a增加了44.9%和10.4%，相应的微塑料面积占比增加了85.2%和68.0%，面积越小的微塑料其数量所占比例增加，面积越大的微塑料其数量所占比例减少。这可能是因为随覆膜时间增加大粒径微塑料向小粒径转化，小粒径微塑料通过生物体的能力会越强，将威胁土壤动物和植物的正常生长。因此，土壤中 < 0.3 mm2·piece-1的微塑料是造成微塑料污染的主要组分，需要更加关注这些丰度较高、颗粒更细的微塑料研究，加强农田微塑料在土壤中迁移、转化特征及其可能产生的生态风险研究，以为西北适宜地膜覆盖区域土壤残膜管理措施制定提供依据。
4 结论西北作为我国地膜用量和覆盖面积最大的地区，覆膜农田普遍存在着土壤微塑料，并且数量较高，0~ 30 cm土层每千克干土中微塑料丰度和面积为（5.09± 1.21）×103 pieces和（1.04±0.20）×103 mm2，微塑料平均大小0.19 mm2 · piece-1。长期覆膜农田面积 < 0.3 mm2·piece-1的微塑料数量占82.4%、面积占45.2%，特别是 < 0.01、< 0.1 mm2·piece-1范围内的微塑料数量占4.5%、57.8%，即土壤微塑料主要以微米级存在。随着地膜覆盖时间延长，农田土壤中 < 0.3 mm2·piece-1的微塑料数量和面积所占比例均明显增加，>0.3 mm2·piece-1的微塑料数量和面积占比却下降，预示着大颗粒会逐渐向小颗粒转化，一定时期内农田土壤微塑料潜在污染将呈现出加重趋势。
| [1] |
周倩, 章海波, 李远, 等. 海岸环境中微塑料污染及其生态效应研究进展[J]. 科学通报, 2015, 60(33): 3210-3220. ZHOU Qian, ZHANG Hai-bo, LI Yuan, et al. Progress on microplastics pollution and its ecological effects in the coastal environment[J]. Chinese Science Bulletin, 2015, 60(33): 3210-3220. |
| [2] |
Setälä O, Fleming-Lehtimen V, Lehtiniemi M. Ingestion and transfer of microplastics in the planktonic food web[J]. Environment Pollution, 2014, 185: 77-83. DOI:10.1016/j.envpol.2013.10.013 |
| [3] |
Law K L, Thompson R C. Microplastics in the seas[J]. Science, 2014, 345(6193): 144-145. DOI:10.1126/science.1254065 |
| [4] |
Thompson R C, Olsen Y, Mitchell R P, et al. Lost at sea:Where is all the plastic?[J]. Science, 2004, 304: 838. DOI:10.1126/science.1094559 |
| [5] |
Antunes J C, Frias J G L, Micaelo A C, et al. Resin pellets from beaches of the Portuguese coast and adsorbed persistent organic pollutantse[J]. Estuarin, Coastal & Shelf Science, 2013, 130: 62-69. |
| [6] |
Ashton K, Holmes L, Turner A. Association of metals with plastic production pellets in the marine environment[J]. Marine Pollution Bulletin, 2010, 60: 2050-2055. DOI:10.1016/j.marpolbul.2010.07.014 |
| [7] |
Tanaka K, Takada H, Yamashita R, et al. Accumulation of plastic-derived chemicals in tissues of seabirds ingesting marine plastics[J]. Marine Pollution Bulletin, 2013, 69: 219-222. DOI:10.1016/j.marpolbul.2012.12.010 |
| [8] |
刘沙沙, 付建平, 郭楚玲, 等. 微塑料的环境行为及其生态毒性研究进展[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(5): 957-969. LIU Sha-sha, FU Jian-ping, GUO Chu-ling, et al. Research progress on environmental behavior and ecological toxicity of microplastics[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(5): 957-969. |
| [9] |
Nizzetto L, Futter M, Langaas S. Are agricultural soils dumps for microplastics of urban origin?[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50: 10777-10779. |
| [10] |
Liu M T, Lu S B, Song Y, et al. Microplastic and mesoplastic pollution in farmland soils in suburbs of Shanghai, China[J]. Environment Pollution, 2018, 242: 855-862. DOI:10.1016/j.envpol.2018.07.051 |
| [11] |
刘旭.典型黑土区耕地土壤微塑料空间分布特征[D].哈尔滨: 东北农业大学, 2019: 19-20. LIU Xu. Spatial distribution of microplastics in mollisol farmland of northeast China[D]. Harbin: Northeast Agricultural University, 2019: 19-20. |
| [12] |
刘亚菲.滇池湖滨农田土壤中微塑料数量及分布研究[D].昆明: 云南大学, 2018: 13-18. LIU Ya-fei. Quantity and distribution of microplastics in farmland soil of lake shore in Dianchi Lake[D]. Kunming: Yunnan University, 2018: 13-18. |
| [13] |
侯军华, 檀文炳, 余红, 等. 土壤环境中微塑料的污染现状及其影响研究进展[J]. 环境工程, 2020, 38(2): 16-27, 15. HOU Jun-hua, TAN Wen-bing, YU Hong, et al. Microplastics in soil ecosystem:A review on sources, fate and ecological impact[J]. Environmental Engineering, 2020, 38(2): 16-27, 15. |
| [14] |
Hidalgo-Ruz V, Gutow L, Thompson R C, et al. Microplastics in the marine environment:A review of the methods used for identification and quantification[J]. Environment Science & Technology, 2012, 46(6): 3060-3075. |
| [15] |
Corcoran P L, Biesinger M C, Grifi M. Plastics and beaches:A degrading relationship[J]. Marine Pollution Bulletin, 2009, 58: 80-84. DOI:10.1016/j.marpolbul.2008.08.022 |
| [16] |
Nuelle M T, Dekiff J H, Remy D, et al. A new analytical approach for monitoring microplastics in marine sediments[J]. Environmental Pollution, 2014, 184: 161-169. DOI:10.1016/j.envpol.2013.07.027 |
| [17] |
Qi R M, Davey L J, Li Z, et al. Behavior of microplastics and plastic film residues in the soil environment:A critical review[J]. Science of the Total Environment, 2020, 703: 134722. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134722 |
| [18] |
Zhang S L, Yang X M, Gertsen H, et al. A simple method for the extraction and identification of light density microplastics from soil[J]. Science of the Total Environment, 2018, 616-617: 1056-1065. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.10.213 |
| [19] |
Vianello A, Boldrin A, Guerriero P, et al. Microplastic particles in sediments of Lagoon of Venice, Italy:First observations on occurrence, spatial patterns and identification[J]. Estuarine, Coast & Shelf Science, 2013, 130: 54-61. |
| [20] |
Nor N H M, Obbard J P. Microplastics in Singapore's coastal mangrove ecosystems[J]. Marine Pollution Bulletin, 2014, 79(1/2): 278-283. |
| [21] |
Scheurer M, Bigalke M. Microplastics in Swiss floodplain soils[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(6): 3591-3598. |
| [22] |
王志超, 孟青, 于玲红, 等. 内蒙古河套灌区农田土壤中微塑料的赋存特征[J]. 农业工程学报, 2020, 36(3): 204-208. WANG Zhi-chao, MENG Qing, YU Ling-hong, et al. Occurrence characteristics of microplastics in farmland soil of Hetao Irrigation District, Inner Mongolia[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2020, 36(3): 204-208. |
| [23] |
Song Y K, Hong S H, Jang M, et al. Large accumulation of microsized synthetic polymer particles in the sea surface microlayer[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(16): 9014-9021. |
| [24] |
Cauwenberghe V L, Claessens M, Vandegehuchte M B, et al. Assessment of marine debris on the Belgian Continental Shelf[J]. Marine Pollution Bulletin, 2013, 73: 161-169. DOI:10.1016/j.marpolbul.2013.05.026 |
| [25] |
Zhao S, Zhu L, Wang T, et al. Suspended microplastics in the surface water of the Yangtze Estuary System, China:First observations on occurrence, distribution[J]. Marine Pollution Bulletin, 2014, 86: 562-568. DOI:10.1016/j.marpolbul.2014.06.032 |
| [26] |
Von M N, Burkhardt-Holm P, Köhler A. Uptake and effects of microplastics on cells and tissue of the blue mussel Mytilus edulis L. after an experimental exposure[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46: 11327-11335. |
| [27] |
李贞霞, 李庆飞, 李瑞静, 等. 黄瓜幼苗对微塑料和镉污染的生理响应[J]. 农业环境科学学报, 2020, 30(5): 973-981. LI Zhen-xia, LI Qing-fei, LI Rui-jing, et al. Physiological response of cucumber seedings to microplastics and cadmium[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2020, 30(5): 973-981. |
| [28] |
Lusher A L, McHugh M, Thompson R C. Occurrence of microplastics in the gastrointestinal tract of pelagic and demersal fish from the English Channel[J]. Marine Pollution Bulletin, 2013, 67: 94-99. DOI:10.1016/j.marpolbul.2012.11.028 |
| [29] |
周倩, 章海波, 周阳, 等. 滨海河口潮滩中微塑料的表面风化和成分变化[J]. 科学通报, 2018, 63(2): 214-224. ZHOU Qian, ZHANG Hai-bo, ZHOU Yang, et al. Surface weathering and changes in components of microplastics of from estuarine beaches[J]. Chinese Science Bulletin, 2018, 63(2): 214-224. |