紫外线辐射以及耕作过程中的磨损作用促进了农业土壤中大尺寸塑料和微塑料颗粒的破碎过程

《Ecotoxicology and Environmental Safety》：UV and tillage abrasion facilitate macro- and micro-plastic fragmentation in agricultural soils

　　张汉月|唐达雷尔·W·S.|戈伦·哈姆|王凯|刘学军|盖森·维奥莱特|杨小梅
中国西北农林科技大学水土保持与荒漠化控制国家重点实验室，水土保持科学与工程学院，杨陵712100

**摘要**
了解地膜破碎过程对于预测农田中的宏观塑料（MaP）和微观塑料（MiP）污染至关重要。在实验室条件下，我们研究了四种典型地膜（8 μm聚乙烯（PE）（PE08-f）、40 μm聚乙烯（PE40-f）、15 μm聚对苯二甲酸丁二醇酯薄膜（PBAT-f）和15 μm淀粉基薄膜（Starch-f）在两种土壤湿度水平（分别为田间持水量的20%和60%）下，经过紫外线照射（UV）、耕作磨损（TA，使用旋耕机模型）以及两者结合（UVTA）和两次UVTA处理后的破碎情况。仅从单一因素来看，紫外线更有效地产生了微观塑料（每100平方厘米590–4800个颗粒），而耕作磨损更有效地产生了宏观塑料（每100平方厘米最多2.3个颗粒）。通过傅里叶变换红外光谱和扫描电子显微镜分析发现，两次UVTA处理导致了最严重的表面氧化和磨损，加速了薄膜质量损失（1.4–18.5%），并促进了宏观塑料（0–3.3个颗粒/100平方厘米）和微观塑料（1970–30200个颗粒/100平方厘米）的形成。大多数微观塑料呈碎片状（29.2–78.4%）或颗粒状（15.2–69.6%），且主要是小于500微米的（62.3–97.5%）。淀粉基薄膜的破碎程度最高，其次是PBAT-f、PE08-f和PE40-f。冗余分析显示，两次UVTA处理与宏观塑料面积分布（%）和宏观塑料及微观塑料数量之间存在强烈的正相关。我们的结果表明，紫外线、耕作磨损以及土壤湿度共同影响了聚乙烯薄膜与可生物降解薄膜的破碎行为。亟需进一步研究，以考虑农业管理实践对塑料破碎及其对土壤健康潜在风险的影响。

**1. 引言**
塑料地膜主要由低密度聚乙烯（LDPE）制成，由于能显著提高作物产量，在农业活动中得到广泛应用（Anikwe等人，2007年）。中国人口约占全球的18.5%，但仅拥有世界8%的耕地面积，自1978年以来一直大量依赖塑料地膜（Zhou等人，2009年）。尽管传统地膜设计为收获后回收使用，但实际上在农田中的使用情况往往与理想情况大相径庭。由于薄膜材料强度较低（例如中国规定的最小厚度为10微米）、不当的农业管理方式、使用过程中的风化作用以及实际农田条件的复杂性，大量塑料材料最终会埋入土壤中。此外，地膜回收率低于60%，导致塑料持续积累（Hao等人，2024年；Zhang等人，2020年）。农业土壤中的宏观塑料（>5毫米，MaP）来源多样，包括温室薄膜、灌溉管道及相关基础设施（Ren等人，2023年），但塑料地膜被认为是宏观塑料积累的主要原因（Huang等人，2020年；Zhang等人，2024年）。宏观塑料在土壤中的积累会对土壤健康和植物生长产生不利影响，并对食品安全构成潜在威胁（Li等人，2022年；Qi等人，2018年；van Loon等人，2025年）。此外，宏观塑料会经历风化和降解过程，形成微观塑料（<5毫米，MiP）和纳米塑料（Musa等人，2023年）。据报道，微观塑料可能会改变土壤的物理化学性质，与有机污染物结合（Sajjad等人，2022年），并通过食物链传播，从而对人类健康构成威胁（Yan等人，2022年）。微观塑料及其渗出的添加剂还可能通过水文过程在土壤和地下水中迁移（Giglio等人，2025年；Yang等人，2025b），或在侵蚀性降雨时散布到地表水中（Yang等人，2025a），导致周边环境的污染。

为实现可持续农业发展，可生物降解地膜被广泛推广为传统石油基地膜的有前景的环保替代品（Bandopadhyay等人，2018年）。这类地膜由聚乳酸（PLA）等多糖或聚对苯二甲酸丁二醇酯（PBAT）等聚合物制成，设计为作物收获后直接翻入土壤（Fan等人，2022年）。随后，土壤微生物将可生物降解物质代谢为二氧化碳、甲烷和水，这些物质被认为对环境基本无害（Nelson等人，2020年）。然而，研究表明，如果连续使用，可生物降解地膜可能在农业土壤中持续存在数年，从而带来积累风险（Li等人，2023年）。其降解速度受多种因素影响，包括土壤条件、聚合物配方和当地气候差异（Qin等人，2021年；Sintim等人，2020年）。由于降解能力较强，可生物降解地膜在完全降解前可能产生更多的微观塑料和宏观塑料，从而带来潜在的环境风险（Fojt等人，2020年）。尽管已有研究评估了土壤中不可生物降解和可生物降解的宏观塑料及微观塑料的存在（Ren等人，2023年），但尚未明确区分这两种地膜转化为宏观塑料和微观塑料的不同破碎过程。

塑料的破碎机制包括机械磨损（如耕作、风蚀）、大型生物活动（如野生动物）、环境风化（如紫外线照射、热相互作用）和生物降解（Lambert等人，2014年；Lambert和Wagner，2016年；Xu等人，2023年）。这些机制会导致化学和物理变化，产生小分子副产物并降低材料性能，加速塑料的直接破碎。非生物因素，如紫外线照射和机械磨损，通常是农业土壤中塑料破碎的主要驱动力，为后续的生物降解奠定基础（Sun等人，2024年）。紫外线辐射会引发C-C和C-H键的氧化、链断裂和交联，导致材料结构破坏、变色并产生小分子副产物，最终形成微观塑料（Andrady等人，2022年；Gewert等人，2015年）。机械磨损是土壤中塑料风化和微观塑料/宏观塑料释放的另一个主要因素，由薄膜与土壤颗粒的碰撞和磨损以及机械耕作引起的磨损造成（Ouyang等人，2023年）。Maqbool等人（2024年）的研究表明，反向旋转旋耕机同时产生了宏观塑料和微观塑料，而非反向旋转的凿式旋耕机则没有，这表明局部切割和磨损是耕作过程中的主要破碎机制。然而，直接归因于耕作的塑料破碎程度尚不明确。此外，塑料地膜还受到种植和收获季节各种农业管理措施及践踏的影响。但由于这些因素很少与土壤条件一起考虑，因此难以准确评估整体塑料破碎过程的速度和其他特征。

为了研究影响塑料破碎的各种相关因素（如紫外线辐射、耕作磨损、聚合物特性和土壤湿度），我们在两种不同湿度水平（田间持水量的20%和60%）的土壤中对四种商业地膜进行了加速风化试验：两种不同厚度的聚乙烯薄膜和两种可生物降解薄膜（PBAT基和淀粉基）。本研究旨在：(a)量化不同因素（包括紫外线照射、耕作磨损和土壤条件）下宏观塑料和微观塑料的产生情况；(b)探讨地膜厚度和类型对塑料破碎的影响。本研究为地膜破碎提供了定量和定性的认识，有助于改进农业地膜材料的选择和管理。

**2. 材料与方法**
2.1. 材料
本研究购买了四种市场上常见的黑色地膜。一种薄聚乙烯薄膜（PE08-f，约8 μm）来自中国衢州。其余三种薄膜购自荷兰的农业市场，分别为一种厚聚乙烯薄膜（PE40-f，约40 μm）、一种PBAT基薄膜（PBAT-f，约15 μm）和一种淀粉基薄膜（Starch-f，约15 μm）。每种薄膜被切割成10厘米×10厘米的矩形块，用70%乙醇冲洗以去除表面杂质、灰尘和有机残留物，然后在室温下风干。样品称重后，使用面积计（LI?3100，LI-COR?）记录其表面积，并通过ATR-FTIR光谱（Cary 630 FTIR）分析其化学成分。所有薄膜均储存于4°C备用。

土壤样本采集自荷兰Mill地区的农田（坐标为51°43'00.5"N，5°47'01.3"E），属于沙壤土类型，容重为1.5克/立方厘米，平均有机质含量为4%，pH值为5.9。使用前，土壤经风干、过2毫米筛网处理，并调整至田间持水量的20%和60%（分别为19.3克/立方厘米）。将1.4千克预湿润的土壤样本放入一个铝制盒子（长20厘米、宽12厘米、高6厘米）中。将制备好的塑料薄膜样品置于土壤表面中心，并在薄膜边缘撒上3克土壤，模拟农民在实际条件下压实地膜以防其被风吹移（Yang等人，2022年，见图1a）。

**2.2. 实验装置与样品采集**
破碎实验在荷兰瓦赫宁根大学及研究中心（WUR）的气候模拟箱（Klima A10）中进行。模拟箱内温度保持在12°C，湿度为65%。实验条件如图1d所示。为模拟地膜从施用到埋入土壤过程中的实际情况，实验结合了紫外线照射和耕作磨损两种破碎过程。实验设计包括先让土壤样本暴露在紫外线灯下，再经过耕作磨损，称为一轮UVTA。第一轮UVTA后随机抽取200克土壤样本评估破碎情况，剩余样本再经过第二轮UVTA处理。包含两次UVTA处理的实验标记为2UVTA。为分离紫外线和耕作磨损的单独影响，部分土壤样本仅接受紫外线照射而不进行耕作磨损处理，部分样本用铝箔覆盖以阻挡紫外线。文中的T1、T2、T3-I和T3-II分别代表干燥条件下的紫外线、耕作磨损、UVTA和2UVTA处理；T4、T5、T6-I和T6-II分别代表湿润条件下的相同处理。所有八种处理均重复三次。

实验使用了一台高强度紫外线灯（UVASPOT 400/T，配备F灯和BL滤光片，购自德国Gilching的Dr. H?nle AG UV-Technology公司，图1b），其光谱辐射范围为315–400纳米，用于人工加速塑料老化。为保持土壤温度约为25°C，将紫外线灯放置在距离土壤表面68厘米的位置。此时紫外线的平均辐照度为24瓦/平方米。模拟了30天的紫外线照射，相当于华北平原等塑料地膜密集应用区域通常的120天自然日辐射量（Gewert等人，2018年；Liu等人，2017年；Zhang等人，2024年）。紫外线照射等效性的详细计算见补充信息。

旋耕机是华北平原常用的耕作方法，在实验中通过简化过程模拟以量化耕作磨损对塑料破碎的影响（图1c；图S1）。为模拟耕作过程，将土壤样本牢固放置在旋耕机下方，旋耕机叶片以350转/分钟的速度旋转15秒。详细操作步骤见补充信息。

**2.3. 塑料薄膜、宏观塑料和微观塑料的分析**
2.3.1. 塑料薄膜和宏观塑料的特性
经过各种处理后，薄膜材料在土壤中以三种不同形态存在：微观塑料（<5毫米的碎片）、薄膜残留物（完整的薄膜片段）或宏观塑料（>5毫米的碎片）（见表1）。宏观塑料和薄膜残留物样本用无菌镊子收集后转移到250毫升的玻璃烧杯中，加入200毫升去离子水。然后烧杯放入超声波清洗仪中浸泡10分钟并冲洗干净。重复此过程直至水变清。之后，将清洁的塑料残渣样品在室温（20°C）下风干，然后置于4°C的冰箱中保存以备后续使用。表1显示了在两种土壤湿度条件下进行的实验老化处理：干燥土壤的田间持水量为20%，湿润土壤的田间持水量为60%。

处理 | 老化处理 | 土壤湿度条件 | 样品收集
--- | --- | --- | ---
T1UVDry | MaP/薄膜残渣, MiPs |
T2TADry | MaP/薄膜残渣, MiPs |
T3-IUVTADry | MiPs |
T3-II | 2UVTADry | MaP/薄膜残渣, MiPs |
T4UVWet | MaP/薄膜残渣, MiPs |
T5TAWet | MaP/薄膜残渣, MiPs |
T6-IUVTAWet | MiPs |
T6-II | 2UVTAWet | MaP/薄膜残渣, MiPs |

分别称量干燥后的薄膜残渣和MaP样品，并对每个重复实验进行以下计算以测量薄膜材料的质量损失：
(1) 质量损失% = (m0 - m1) / m0 × 100%
其中m0（克）是处理前添加的薄膜的初始干质量，m1（克）是不同处理后薄膜残渣/MaP的干质量。

处理完成后，使用面积计（LI-COR 3100 Area Meter）测量薄膜残渣和MaP样品的面积。同时记录MaP的数量，未产生MaP的薄膜残渣的MaP计数为零。使用扫描电子显微镜（SEM）（FEI Magellan 400Hitachi S-4800，美国俄勒冈州）研究样品的表面形态。还使用高分辨率相机（Sony α6300数码相机，索尼公司，日本川崎；Sigma 30 mm f/1.4 DC DN镜头，Sigma公司，日本川崎）记录宏观形态变化。使用ATR-FTIR测量老化薄膜残渣或MaP的化学组成。为了分析老化处理后的化学组成变化，按以下公式计算羰基指数（Munhoz等人，2024）：
(2) 羰基指数 = (1650–1800 cm?1波段的面积) / (1420–1500 cm?1波段的面积)
1650–1800 cm?1波段的面积代表羰基（CO），1420–1500 cm?1波段的面积代表亚甲基（CH2）。为了比较不同聚合物类型的羰基指数变化，按以下公式计算相对羰基指数：
(3) 相对羰基指数 = （老化后塑料的羰基指数）/ （原始塑料的羰基指数）

2.3.2 微塑料检测
基于Hurley等人（2018）描述的方法开发了一种改进的MiP提取方法。简要来说，将5.0克干燥土壤样品和30毫升NaBr溶液（ρ=1.5 g cm?3）混合在50毫升离心管中。将离心管超声处理10分钟，以50 rpm摇晃30分钟，然后以2500 g/cm3离心，并进行另一次过滤步骤。最终得到的膜置于玻璃培养皿中，并在室温下干燥。将膜上的颗粒转移到玻璃载玻片上，并使用配备PRECiV软件的MTRF-S显微镜（Olumpus BX53M，日本）测量MiP的特性。由于仪器的检测限制，所表征的MiP的最小尺寸为1微米。使用此方法的回收率见表S2。

2.4 统计分析
结果使用SPSS（版本25，IBM，美国）进行统计分析，并以平均值±标准差的形式呈现。根据圆度将MiP颗粒形状分类为纤维（0.0–0.3）、碎片（0.3–0.6）和颗粒（0.6–1.0）（Prata等人，2019）。在统计分析之前，使用Kolmogorov-Smirnov检验数据正态性，然后进行单因素方差分析（ANOVA）。当ANOVA显示显著差异时，进行最小显著差异（LSD）检验以比较多个均值。对于不满足正态性假设的数据集，使用非参数Kruskal Wallis检验，然后进行Mann Whitney检验以比较个别处理。所有统计检验的置信水平为0.05。报告的MaP数量和MiP数量是以每100 cm2薄膜中的颗粒数表示的。根据表面积将MaP分为四类：> 50 cm2、50–25 cm2、25–10 cm2和< 10 cm2。对于MiP，将颗粒分为四个尺寸范围：> 1 mm、1–0.5 mm、0.5–0.1 mm和< 0.1 mm。

为了探索MiP形成与重复UVTA处理之间的相关性，计算了2UVTA处理后的MiP数量与UVTA处理后的MiP数量之比。通过比较添加薄膜的初始质量与处理后MaP/薄膜残渣和MiP的总重量来分析总质量平衡。如果MiP和MaP/残余薄膜的总质量与质量损失的数量不匹配，则可以推断实验过程中发生了塑料生物降解。有关计算方法的更多详细信息请参见补充信息。基于这些结果，确定了每种老化处理下MaP（或薄膜残渣）和MiP的相对贡献（w w?1%）。使用OriginPro（版本2024）进行了冗余分析（RDA）以评估塑料特性、MaP和MiP属性以及实验设计因素之间的关系。

3. 结果
3.1 塑料薄膜的质量损失、形态变化和化学变化
如图2所示，塑料薄膜的质量损失在0.6%到18.5%之间变化。2UVTA处理（T3-II和T6-II）导致的质量损失最大，从1.4%到18.5%。UV处理导致的中等损失为1.0–13.6%，而TA处理导致的损失最小。在所有处理中，2UVTA处理引起的质量损失显著大于TA处理（p<0.05）。在测试的聚合物中，Starch-f的质量损失最大（1.7–18.5%），其次是PBAT-f和PE08-f，而PE40-f的质量损失最小（0.6–4.0%）。在所有处理中，Starch-f的质量损失明显大于PE40-f和PE08-f（p<0.05）。通常情况下，湿润条件下的质量损失高于干燥条件（图S3）。与干燥条件相比，所有聚合物类型在湿润条件下2UVTA和UV处理下的质量损失显著增加（p<0.05）。

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图2. 不同处理下塑料薄膜的质量损失。T1、T2、T3-II代表干燥条件下的UV、TA和2UVTA处理，而T4、T5、T6-II代表湿润条件下的UV、TA和2UVTA处理。不同的大写字母表示相同塑料类型和土壤条件下不同老化处理之间的质量损失显著差异，小写字母表示相同老化处理和土壤条件下不同塑料类型之间的质量损失显著差异（p<0.05）。

使用SEM分析塑料薄膜的表面形态变化，并用相机记录（图3和图S4）。在宏观尺度上，除了UV暴露外，所有处理都导致了可见的变形甚至宏观碎片化，产生了MaP。在微观尺度上，老化前PE08-f和PE40-f的表面光滑均匀（图3a和图3b）。然而，在UV和TA处理后，出现了明显的改变，包括划痕、微米级细颗粒和孔洞的形成。2UVTA处理引起的表面粗糙度最为显著，表现为大量裂纹、大量附着的MiP和显著的孔洞形成。相比之下，PBAT-f和Starch-f最初表现出较粗糙的表面（图3c和图3d）。在UV或TA处理后，出现了更多的附着颗粒和裂纹。2UVTA处理后，两种薄膜都表现出大量裂纹、孔洞和更多的附着颗粒。湿润条件下的表面降解比干燥条件下更为明显。

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图3. 处理前后塑料薄膜的SEM图像：(a) PE08-f，(b) PE40-f，(c) PBAT-f，(d) Starch-f。原始指的是处理前的聚合物SEM图像。T1、T2、T3-II代表干燥条件下的UV、TA和2UVTA处理，而T4、T5、T6-II代表湿润条件下的UV、TA和2UVTA处理。

FTIR分析的结果见图4。与原始PE08-f和PE40-f（图4a和图4b）相比，烃基（-CH2）组的振动峰在大约1462 cm?1、2849 cm?1和2915 cm?1处显著降低。T2、T4、T6和T8中出现了-C-O（1100–1250 cm?1）的增加。对于原始PBAT-f和Starch-f（图4c和图4d），在大约1700–1800 cm?1处观察到羰基（-CO）组的振动峰略有增加。无论处理类型如何，老化后羰基指数和相对羰基指数都有所增加，但在相同塑料类型内的不同老化条件之间没有观察到统计学上的显著差异（图S5）。然而，Starch-f在2UVTA处理下的相对羰基指数略有下降，而UV和TA单独处理时则没有。

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图4. 不同处理下的FTIR分析：(a) PE08-f，(b) PE40-f，(c) PBAT-f，(d) Starch-f。原始指的是老化处理前的聚合物化学组成。T1、T2、T3-II代表干燥条件下的UV、TA和2UVTA处理，而T4、T5、T6-II代表湿润条件下的UV、TA和2UVTA处理。

3.2 来自塑料薄膜的MaP和MiP的数量、形状和尺寸分布
图5a显示了生成的MaP数量及其面积分布。UV暴露并未在薄膜样品上引起宏观碎片化。相比之下，TA处理在T2下的PE08-f、T5下的PBAT-f以及T2和T5下的Starch-f中引起了MaP的形成。值得注意的是，2UVTA处理（T3-II、T6-II）加速了不同薄膜的MaP生成。在塑料类型中，Starch-f在T5处理下产生的MaP最多。与PE08-f和PBAT-f相比，PE40-f在2UVTA下产生的MaP最少。湿润条件下的MaP数量略高于干燥条件。关于面积分布（图S6a），2UVTA处理产生的较小MaP碎片数量多于TA处理。在2UVTA下，PE08-f产生的MaP中< 25 cm2的比例最高（66.7–69.4%），其次是Starch-f和PBAT-f。相比之下，干燥条件有利于形成较大的MaP（>50 cm2）。

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图5. 不同处理后的MaP和MiP特性：(a) MaP生成（每100 cm2的颗粒数），(b) MiP生成（每100 cm2的颗粒数），(c) 形状分布，(d) 尺寸分布。T1、T2、T3-I、T3-II代表干燥条件下的UV、TA、UVTA和2UVTA处理，而T4、T5、T6-I、T6-II代表湿润条件下的UV、TA、UVTA和2UVTA处理。不同的最大字母表示相同塑料类型和土壤条件下不同老化处理之间的MaP或MiP数量显著差异，不同的小写字母表示相同老化处理和土壤条件下不同塑料类型之间的MaP或MiP数量显著差异（p<0.05）。

所有处理中都观察到了MaP的生成（图5b）。在所有老化处理中，2UVTA引起的MaP生成最多，显著超过所有其他处理（p<0.05）。UVTA处理产生的MiP也比单独的UV处理多，而TA处理产生的MiP数量最少。在塑料类型中，Starch-f的MiP生成最多，显著超过其他薄膜（p<0.05）。在剩余的聚合物类型中，PBAT-f产生的MiP略多于PE08-f，而PE40-f产生的MiP最少。湿润条件下的MiP数量略高于干燥条件（图S6c）。对于PE40-f在UVTA和2UVTA下，以及Starch-f在UV、UVTA和2UVTA下，湿润条件下的MiP数量显著高于干燥条件（p<0.05）。2UVTA和UVTA处理之间的MiP数量比见表S4，所有比率均低于2。Starch-f在所有塑料类型中显示出最高的比率。

图5c和图5d显示了MiP的形状和尺寸分布。颗粒形状和碎片形状的MiP在所有处理中占较大比例，分别在15.2%到69.6%和29.2–78.4%之间。在PE40-f处理中，碎片形状的MiP最为普遍，而在其他塑料中，碎片和颗粒的比例相对接近。如图5d所示，所有薄膜中的大多数MiP大小在0–500 μm范围内，占总MiP的62.3–97.5%。平均和中等大小的MiP主要分布在150–300 μm范围内（表S5）。测量值为100–500 μm的MiP在各种塑料类型中占比最大。与其他薄膜相比，Starch-f在0–100 μm范围内的MiP比例较高。在不同的处理中，湿润条件下的较大MiP（>500 μm）比例略高。

3.3 塑料破碎的因素分析
老化处理后MaP和MiP的总质量平衡及破碎率见图6和表S3。不同处理后，PE08-f和PE40-f仍有超过97.7 w w?1%以MaP、MiP或薄膜残渣的形式存在于土壤中。处理后未检测到高达11.8 w w?1%的可降解薄膜。值得注意的是，与单独的UV或TA处理相比，联合2UVTA处理后的剩余质量略低。潮湿条件还导致PBAT-f和Starch-f的质量损失略高于干燥条件。如图6所示，经过2UVTA处理后，MiP的比例最高，其次是UV和TA处理。Starch-f显示出最高的MiP比例，其次是PE08-f和PBAT-f，而PE40-f对MiP形成的贡献最小。在潮湿条件下，MiP的比例略高于干燥条件。相反，处理后的MaPs（或薄膜残留物）的比例则呈现相反的趋势。下载：下载高分辨率图片（150KB）下载：下载全尺寸图片。图6. 不同处理后MiPs、MaPs或薄膜残留物的比例（w w?1%）。T1、T2、T3-II代表干燥条件下的UV、TA和2UVTA处理，而T4、T5、T6-II对应于潮湿条件下的UV、TA和2UVTA处理。进行了冗余分析，以探索破碎过程因素（例如聚合物类型、薄膜厚度、土壤条件和老化处理）与生成的MaPs和MiPs的物理特性之间的相关性。RDA1和RDA2共同解释了总方差的75.7%。代表MaP面积的箭头聚集在一起，而代表MiP大小的箭头则分散开来。不同类型的聚合物与不同的MiP/MaP特性相关。PE与MiPⅠ（>1000 μm）表现出强烈的正相关，而PBAT与MiPⅡ（500–1000 μm）、MiPⅢ（100–500 μm）和MaPⅡ（25–50 cm2）表现出弱正相关。Starch与MiPⅣ（<100 μm）和MaPⅣ（<10 cm2）以及MiP数量表现出强正相关。薄膜厚度与MiPⅠ和MiPⅡ表现出强正相关，并与所有MaP尺寸范围的MaP数量表现出强负相关。在老化处理方面，2UVTA与所有MaP尺寸范围的MaP数量以及MiP数量表现出强正相关。4. 讨论4.1. UV和TA对塑料破碎的影响在这项研究中，大约93.3 MJ m?2的UV照射产生了每100 cm2 1110到12300个MiP颗粒，这取决于聚合物类型和土壤湿度。这些数值明显低于之前的研究（Yang等人，2022年），该研究在较低的16.7 MJ m?2 UV剂量下观察到每100 cm2产生了14700个颗粒（黑色聚乙烯，约80 μm）和47500个颗粒（黑色可降解地膜，约80 μm）。相比之下，我们研究中观察到的质量损失范围为1.0%到13.6%，高于之前的发现（Sun等人，2024年）。这些差异可能是由于实验条件的不同，包括UV剂量、聚合物特性、MiP大小的检测阈值和颗粒识别方法。对于TA引起的破碎，这项研究提供了首次定量评估。这解决了现有的关键知识空白，特别是关于在田间条件下经常遇到的UV和TA联合暴露的情况。尽管观察到的MiP数量和质量损失相对较低，但我们结果的可信度得到了全面塑料质量平衡方法的支持。根据图6，对剩余塑料材料的严格处理前和处理后质量平衡显示，超过97.7%的原始应用的塑料质量（特别是PE08-f和PE40-f）被回收，验证了实验量化出的MiP颗粒数量和质量损失指标的准确性。UV驱动的化学转化通过增加杨氏模量和表面硬度而导致材料变脆并降低其机械强度（Huang等人，2024年；Julienne等人，2019年），从而促进表面裂纹的形成和MiP的脱落。然而，我们研究中PE塑料的SEM图像（图3）没有显示可见的裂纹模式，这与之前的观察结果（Song等人，2017年）形成对比，后者在更高的UV照射剂量（171.23 MJ m?2）下观察到了明显的裂纹。这表明我们研究中的UV照射水平不足以产生可检测的裂纹。UV处理后未检测到MaPs，这与先前的发现一致，即单独的UV暴露不足以在没有额外机械应力的情况下生成MaPs（Kalogerakis等人，2017年；Yakimets等人，2004年）。TA处理导致的质量损失较低（0.2–0.9%）和MiP数量较少（310–4800个/100 cm2），但生成的MaP数量较多（高达2.3个/100 cm2）。UV诱导的破碎主要涉及化学降解过程，而TA主要通过直接的物理和机械相互作用引起破碎。TA的破碎效应有两个主要的机械途径：（1）由耕作刀片引起的撕裂；（2）由于土壤-塑料的反复摩擦引起的磨损。撕裂磨损的特点是短时间、高强度的机械应力超过了聚合物的抗拉强度和延伸极限，导致MaPs和MiPs的立即形成（Maqbool等人，2024年；Sobhani等人，2020年）。此外，撕裂可以产生不规则和锯齿状的边缘（图S4），这些边缘成为局部应力集中点，进一步促进破碎（Kalogerakis等人，2017年；Zhao等人，2025年）。机械撕裂还显著增加了暴露的塑料表面积，可能加速随后的UV驱动的化学降解、微生物定殖和进一步的机械磨损（Perkins，1999年）。土壤颗粒相互作用引起的磨损可能通过多种机制发生，如微切割和表面疲劳（Rahman等人，2024年）。塑料薄膜直接滑过土壤表面，其中锋利的颗粒作为硬质凸点在聚合物上造成微切割，从而分离出MiPs。此外，与土壤颗粒的反复相互作用会传播微裂纹，最终导致薄塑料薄膜释放出碎片状的MiPs（Nakanishi等人，2023年）。机械应力还可以通过断裂聚合物链来促进聚合物氧化，加速聚合物的破碎（Li等人，2020年）。尽管如此，我们研究中TA处理的相对较短持续时间和有限的重复次数导致MiP的产生量低于先前在长期机械磨损条件下报告的数量（Ouyang等人，2023年；Sun等人，2024年）。UV和TA的联合处理（UVTA和2UVTA）引发了最显著的破碎，这与实验室研究和集约化农业系统中的先前发现相符（Bhattacharjee等人，2023年；Huang等人，2020年；Zhang等人，2024年）。SEM图像（图3）中广泛观察到了裂纹和碎片模式，表明材料极易进一步破碎。此外，RDA（图7）表明MaP的形成主要由UVTA处理驱动，而MiP的产生涉及多个相互作用因素，包括聚合物组成、薄膜厚度、老化处理和土壤湿度，导致颗粒尺寸分布更加复杂和不均匀。尽管2UVTA处理后的MiP数量显著增加，但这两种处理之间的MiP产生比例在所有聚合物中始终保持在2以下。尽管第二次UVTA处理导致的MiP产生量略有减少，但可降解薄膜（PBAT-f和Starch-f）继续产生的MiP数量明显多于传统的PE基薄膜（PE08-f和PE40-f），证实了在重复UVTA处理下，可降解材料经历了更严重的破碎。下载：下载高分辨率图片（102KB）下载：下载全尺寸图片。图7. 破碎因素和MaPs及MiPs物理特性的冗余分析。聚合物类型（PE、PBAT和淀粉）、薄膜厚度、土壤湿度、老化处理被选为破碎过程的解释因素（黑色三角形）。MaPⅠ、MaPⅡ、MaPⅢ和MaPⅣ分别代表面积大于50 cm2、25–50 cm2、15–25 cm2和小于10 cm2的MaP百分比；MiPⅠ、MiPⅡ、MiPⅢ和MiPⅣ分别代表尺寸大于1000 μm、500–1000 μm、100–500 μm和小于100 μm的MiP百分比。4.2. 聚合物特性和土壤条件对塑料破碎的影响可降解薄膜的破碎比PE基薄膜更为显著，导致MaP和MiP的产生量显著增加。尽管可降解薄膜和非可降解薄膜的MiP形成机制与先前的报告相似（Chang等人，2022年；Huang等人，2024年），但可降解薄膜具有较高的表面氧含量，因此在老化过程中更容易受到自由基的降解，从而促进破碎（Lei等人，2024年）。有趣的是，尽管PE08-f、PE40-f和PBAT-f的羰基指数在老化过程中持续增加，但基于淀粉的薄膜在UV和TA处理下最初上升，然后在2UVTA处理下略有下降（图S5e）。这种行为与所有薄膜类型中观察到的最高MiP产生水平相符。一种可能的解释是，基于淀粉的薄膜的广泛破碎导致高度氧化的表面层脱落，暴露出氧化程度较低的内层材料（Burrows等人，2024年）。因此，测量的羰基指数可能反映了较少降解的内部区域的平均状况，而不是已经作为MiPs丢失的更氧化的最外层表面。先前的研究（Wei等人，2021a）报告称，可降解塑料在老化处理后机械性能显著减弱，这与PE基塑料观察到的稳定机械性能形成对比。本研究中调查的可降解薄膜是聚合物混合物。根据先前的研究，这种混合物通常表现出“岛屿-海洋”微观结构，由分散在连续聚合物基质中的次要相组成（Wei等人，2021b）。聚合物混合物的降解主要发生在聚合物表面（Celina，2013年），逐渐暴露并释放分散的MiPs，导致SEM图像中可见许多孔洞（图3）。与PBAT基薄膜相比，基于淀粉的薄膜显示出更多的表面孔洞，这可能归因于亲水淀粉和疏水聚合物之间的较差界面粘附性和结构不稳定性（Dammak等人，2020年）。相比之下，PBAT基薄膜显示出较少但较大的孔洞，与较少的MiP数量和较大尺寸的MiP比例相关。在非可降解的PE薄膜中，PE40-f的MaP和MiP产生量明显低于PE08-f，这可能是由于其较大的机械强度和结构完整性（Henseler，2024年）。然而，先前的研究（Ouyang等人，2023年）观察到较厚的PE薄膜产生了更多的MiP。这种对比观察可能反映了影响塑料材料破碎的因素的差异，例如塑料材料的添加剂含量（例如抗氧化剂、稳定剂或促氧化剂）（Gewert等人，2015年）。在不同土壤湿度条件下比较塑料破碎情况发现，所有测试聚合物在干燥条件下的破碎速率一致较慢。这一趋势在可降解塑料中尤为明显，在干燥土壤条件下，老化处理显著抑制了破碎。先前的研究还报告，在高湿度土壤条件下，微生物活动增强，加速了PBAT-f和Starch-f的酶促生物降解（da Costa等人，2023年；Hayes等人，2017年）。尽管聚乙烯缺乏水解键，这意味着其老化不应显著依赖于土壤湿度，但我们观察到在高湿度下PE衍生的MiP释放量略有增加。我们将此归因于高湿度引起的土壤压实增加，这在老化过程中加剧了土壤颗粒的机械磨损。此外，先前的研究（Wang等人，2023年）表明，在UV照射下较高的空气湿度通过水介导的自由基途径增加了光生成的羰基团（3100–3700 cm?1）。尽管我们的FTIR数据（图4）未显示羟基组的显著增加，但田间较高的土壤湿度可能增强了近表面的相对湿度，促进了羟基组的形成并改变了共存污染物的吸附行为（Wang等人，2023年）。4.3. 对农业塑料管理的影响本研究的发现表明，集约化农业实践显著增加了土壤中的MaP和MiP积累（图5），这与集约化农业系统中的先前发现一致（Huang等人，2020年；Zhang等人，2024年）。较小尺寸的MiP（<500 μm）占主导地位，占总尺寸分布的83.7%–94.7%，由于移动性和生物可用性的增加而带来更大的环境风险（Tang和Raoof，2024年），可能影响土壤生态系统和地下水系统（Tang等人，2024年）。我们的结果表明，地膜材料的选择在决定破碎程度方面起着关键作用，特别是在集约化农业中。在我们的研究中，可降解薄膜在模拟老化处理下部分降解，产生了大量的MaP/MiPs，并由于其高移动性和吸附能力而带来环境风险（Fei等人，2024年）。破碎过程代表了完全降解过程中的中间阶段，对于可降解聚合物，这一过程受到环境因素（如土壤湿度和温度）的强烈影响（Hayes等人，2017年），使得在周期性缺水地区整体降解速率特别不确定（Giglio等人，2025年；Li等人，2023年）。较厚的PE薄膜（例如PE40-f）在所有处理条件下表现出最低的微塑料（MiP）生成量，并且即使在2UVTA处理下也能更好地抵抗纳米塑料（MaP）的形成。这些发现表明，这类薄膜在农田中更易于回收，对环境的风险也更低（Xiong等人，2023a）。除了减少塑料污染外，较厚的地膜还比薄PE薄膜具有更多的农业优势，包括增加土壤中活性碳和氮的含量、提高地上和地下生物量以及改善土壤保水能力，从而最终提升生产力（Chai等人，2025；Xiong等人，2023a；Xiong等人，2023b）。因此，采用较厚的传统PE地膜可能成为减少农业土壤中微塑料/纳米塑料污染并提高农业生产力的最佳方法（Henseler，2024）。总体而言，我们的研究支持将监管重点从单纯促进可生物降解聚合物的使用转向鼓励使用更厚、更耐用的PE地膜，这些地膜可以方便且可靠地通过机械方式回收。据我们所知，这是首次定量评估紫外线（TA）和紫外线与TA共同作用对地膜分解成纳米塑料和微塑料贡献的研究。然而，在实际农田环境中，尤其是对于可生物降解聚合物而言，其分解过程可能比本研究中模拟的条件更为复杂，因为水解、生物降解、材料化学组成、与生物的相互作用以及其他物体造成的磨损等因素也在塑料分解中起着关键作用（Giglio等人，2025；Kwak和An，2021）。其他环境特性或因素，如土壤粗糙度、机械性质、植被覆盖、风蚀、灌溉和降雨事件，也会直接或间接影响塑料的老化和分解（Hayes等人，2017；Tang等人，2023）。因此，需要进一步的研究，特别是在实验室和田间条件下进行长期实验，以将更广泛的环境变量纳入对地膜分解的全面评估中。

5. 结论
本研究考察了四种塑料地膜在紫外线照射、耕作磨损（TA）及其组合作用下的分解行为，同时考虑了两种土壤湿度条件。研究结果表明，紫外线和耕作磨损的共同作用显著加速了地膜的分解，导致了最高的塑料重量损失以及纳米塑料和微塑料的生成量。这些结果提示，集约化的农业耕作方式可能会加剧微塑料和纳米塑料的污染，特别是小颗粒微塑料（<500微米）的积累。与非可生物降解的PE薄膜相比，基于淀粉和PBAT的地膜更易分解，每100平方厘米可产生6655至30200个微塑料颗粒和2.7至3.3个纳米塑料颗粒，而PE薄膜则生成1970至3565个微塑料颗粒和0至3.3个纳米塑料颗粒。同时，增加的土壤湿度也促进了塑料的分解，尤其是在可生物降解地膜中，这突显了环境条件对分解过程的关键影响。研究发现，可生物降解的地膜表现出较高的分解率，其生成的微塑料量明显高于PE薄膜。在使用不同类型塑料地膜时，例如较厚的传统聚合物与可生物降解聚合物之间的权衡，应更加仔细地评估和监测，以开发出更可持续的方法来减少农业中的塑料污染影响。

**作者贡献声明**
Darrell W.S. Tang：撰写——审稿与编辑，指导。
Hanyue Zhang：撰写——审稿与编辑，撰写——初稿，方法学，概念化。
Violette Geissen：撰写——审稿与编辑，指导，资金获取。
Xuejun Liu：撰写——审稿与编辑，指导。
Xiaomei Yang：撰写——审稿与编辑，指导，方法学，概念化。
Kai Wang：撰写——审稿与编辑，指导。
Harm Gooren：方法学。