Soils are essential components of terrestrial ecosystems that experience strong pollution pressure. Microplastic contamination of soils is being increasingly documented, with potential consequences for soil biodiversity and function. Notwithstanding, data on effects of such contaminants on fundamental properties potentially impacting soil biota are lacking. The present study explores the potential of microplastics to disturb vital relationships between soil and water, as well as its consequences for soil structure and microbial function. During a 5-weeks garden experiment we exposed a loamy sand soil to environmentally relevant nominal concentrations (up to 2%) of four common microplastic types (polyacrylic fibers, polyamide beads, polyester fibers, and polyethylene fragments). Then, we measured bulk density, water holding capacity, hydraulic conductivity, soil aggregation, and microbial activity. Microplastics affected the bulk density, water holding capacity, and the functional relationship between the microbial activity and water stable aggregates. The effects are underestimated if idiosyncrasies of particle type and concentrations are neglected, suggesting that purely qualitative environmental microplastic data might be of limited value for the assessment of effects in soil. If extended to other soils and plastic types, the processes unravelled here suggest that microplastics are relevant long-term anthropogenic stressors and drivers of global change in terrestrial ecosystems.

Research shifts from ecotoxicology to ecosystem effects and Earth system feedbacks

Aridity, which is increasing worldwide because of climate change, affects the structure and functioning of dryland ecosystems. Whether aridification leads to gradual (versus abrupt) and systemic (versus specific) ecosystem changes is largely unknown. We investigated how 20 structural and functional ecosystem attributes respond to aridity in global drylands. Aridification led to systemic and abrupt changes in multiple ecosystem attributes. These changes occurred sequentially in three phases characterized by abrupt decays in plant productivity, soil fertility, and plant cover and richness at aridity values of 0.54, 0.7, and 0.8, respectively. More than 20% of the terrestrial surface will cross one or several of these thresholds by 2100, which calls for immediate actions to minimize the negative impacts of aridification on essential ecosystem services for the more than 2 billion people living in drylands.

New PhytologistVolume 223, Issue 3 p. 1066-1070 ViewpointsFree Access Microplastic effects on plants Matthias C. Rillig, Corresponding Author Matthias C. Rillig matthias.rillig@fu-berlin.de orcid.org/0000-0003-3541-7853 Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanyAuthor for correspondence: tel +49 30 838 53165; email matthias.rillig@fu-berlin.deSearch for more papers by this authorAnika Lehmann, Anika Lehmann Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanySearch for more papers by this authorA. Abel de Souza Machado, A. Abel de Souza Machado Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanySearch for more papers by this authorGaowen Yang, Gaowen Yang Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanySearch for more papers by this author Matthias C. Rillig, Corresponding Author Matthias C. Rillig matthias.rillig@fu-berlin.de orcid.org/0000-0003-3541-7853 Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanyAuthor for correspondence: tel +49 30 838 53165; email matthias.rillig@fu-berlin.deSearch for more papers by this authorAnika Lehmann, Anika Lehmann Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanySearch for more papers by this authorA. Abel de Souza Machado, A. Abel de Souza Machado Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanySearch for more papers by this authorGaowen Yang, Gaowen Yang Institut für Biologie, Freie Universität Berlin, Berlin, 14195 Germany Berlin-Brandenburg Institute of Advanced Biodiversity Research, Berlin, 14195 GermanySearch for more papers by this author First published: 18 March 2019 https://doi.org/10.1111/nph.15794Citations: 293AboutSectionsPDF ToolsRequest permissionExport citationAdd to favoritesTrack citation ShareShare Give accessShare full text accessShare full-text accessPlease review our Terms and Conditions of Use and check box below to share full-text version of article.I have read and accept the Wiley Online Library Terms and Conditions of UseShareable LinkUse the link below to share a full-text version of this article with your friends and colleagues. Learn more.Copy URL Share a linkShare onFacebookTwitterLinkedInRedditWechat Summary Microplastic effects in terrestrial ecosystems have recently moved into focus, after about a decade of research being limited to aquatic systems. While effects on soil physical properties and soil biota are starting to become apparent, there is not much information on the consequences for plant performance. We here propose and discuss mechanistic pathways through which microplastics could impact plant growth, either positively or negatively. These effects will vary as a function of plant species, and plastic type, and thus are likely to translate to changes in plant community composition and perhaps primary production. Our mechanistic framework serves to guide ongoing and future research on this important topic. Microplastic in terrestrial ecosystems Oceans and aquatic ecosystems have been the focus of microplastic contamination research for the last decade, and the notion that terrestrial ecosystems may also be afflicted was developed comparatively recently (Rillig, 2012). Microplastics in the aquatic phase are simply more obvious (and visible), compared to soil. For soil, the first analytical methods have only recently been developed (He et al., 2018), and method development is an ongoing and challenging process for this medium, compared to aquatic systems. Furthermore, given that effects in aquatic systems were mostly related to the existence of an additional particle (which could be confused with food items) and surface (which could adsorb and enrich contaminants), this aspect seemed of minor importance in soil, which is a particle-rich environment with an already massive internal surface area (Machado et al., 2018a). Microplastics have now been found in soils of many terrestrial ecosystems (Zhang & Liu, 2018), including agricultural fields (Piehl et al., 2018), cities and industrialized areas (Fuller & Gautam, 2016), and also rather remote areas (Scheurer & Bigalke, 2018). Once deposited at the soil surface via a variety of input routes (Bläsing & Amelung, 2018), several pathways, including biological activity, contribute to the incorporation of microplastic particles into the soil (Huerta-Lwanga et al., 2017; Rillig et al., 2017a,b; Ng et al., 2018). The decomposition rate of microplastics in soil is currently unknown, and the assumption is that this material is persistent, and will thus accumulate (Rillig, 2012). Given that this material will not go away soon, research on microplastic effects in terrestrial ecosystems is now well underway. The initial results have shown that microplastic may adversely affect soil biota, such as earthworms (Huerta-Lwanga et al., 2017), and that microplastic can change soil biophysical properties, including soil aggregation, bulk density and water holding capacity (Machado et al., 2018b; Wan et al., 2019). An initial focus on earthworms, other soil biota and soil physical effects is a very reasonable starting point, but what about effects on plants? We have very little information on this (Qi et al., 2018), and this article is intended to serve as a guide for ongoing and future research on this topic. Different types of microplastic It is important to acknowledge that microplastic pollution is far from a monolithic issue: plastic comes in a dazzling range of chemical makeup, additives, persistence, surface properties, sizes and shapes. These materials will have different properties in the environment, and also different effects in terrestrial ecosystems. For example, Machado et al. (2018b) have already shown that microfibers (added at concentrations from 0.05% to 0.40%) appear to affect soil physical properties more strongly than beads (which were added at concentrations from 0.25% to 2.00%). The initial focus of microplastic research has been on polyethylene beads, because they are easily obtained from suppliers in standardized form. Experimental work has moved to include microfibers (Machado et al., 2018b), and more recently also biodegradable materials (Qi et al., 2018), films (Wan et al., 2019) and nano-sized materials (Awet et al., 2018). Other types are not yet explored, for example foams, and various compound materials. We think that at least particle size and shape will have also very different effects on plant growth and might also present different concerns for food safety (Table 1; Fig. 1). Similar hypotheses could, with more information available, also be proposed for different chemistries and other aspects of microplastics (particularly surface characteristics). Table 1. Hypothesized effects of different types of microplastic particles on plants, and potential food safety concerns for crops Microplastic type Major hypothesized effect pathway Expected effect size and direction (+, −) for plant growth Potential concern for food safety (in an agricultural context) Beads, fragments Effects similar to minor changes in soil texture Minor Minimal Fibers Soil structure, bulk density changes Large (+) Unclear Films Increased soil water evaporation Intermediate (−) Unclear Biodegradable Nutrient immobilization in soil (short-term) Intermediate (−) Decreased nutrient contents Nanoplastic Toxicity to plant roots and soil microbiota Minimal to intermediate (−) Plastic ingestion (uptake), especially for consumed belowground plant portions Listed are the major effects, with secondary effects highly likely (see Fig. 1). Figure 1Open in figure viewerPowerPoint Concept diagram showing the various mechanisms via which microplastic particles could affect plant growth (see the ‘Hypothesized effects on plants’ section for details). The relative importance of these pathways is expected to differ as a function of microplastic types (insert: fragments/beads, fibers, film, and biodegradable; see Table 1 for major hypothesized effects by microplastic type). AM, arbuscular mycorrhiza. Hypothesized effects on plants What kind of mechanisms could be important to consider to understand microplastic effects on plant performance (Fig. 1)? We think that there are several potential mechanisms at play, in part as a function of microplastic type (Table 1); these will all act concurrently, but will be discussed separately. Altered soil structure Microplastics can be viewed conceptually as a soil physical contaminant (Machado et al., 2018a), and initial data suggest that, indeed, microfibers have led to lowered soil bulk density (Machado et al., 2018b). This could translate directly to reduced penetration resistance for plant roots, and better soil aeration, and thus increased root growth (Zimmermann & Kardos, 1961). However, other effects are also possible: plastic films (2, 5, and 10 mm size fragments, added at 0.5% and 1.0%) have been shown to create channels for water movement, leading to increased water evaporation (Wan et al., 2019). This could lead to soil drying, with potentially negative consequences for plant performance. Alterations to soil structure can have many other, secondary effects. It will be inevitable that a shift in a major soil parameter such as soil structure will cause changes in soil microbial community composition, even though it is difficult to predict such shifts, and also their functional consequences. If such changes also affect root symbionts, including mycorrhiza and N-fixers, this could translate to plant growth consequences. Changes in the overall structure of soil can also affect the process of soil aggregation (Machado et al., 2018b), with microfibers having had a negative effect on soil aggregation in this particular field study. Positive effects on soil aggregation are also possible if microfibers serve to entangle soil particles and thus aid in the soil aggregate formation process component. Soil aggregation, by influencing in turn soil structure, will have consequences for soil aeration and root growth, as discussed earlier. We currently do not know if nanoplastic can affect soil structure as well, for example by exerting toxic effects on soil microbes important for the production of binding agents, or via altering the polarity of soil aggregate surfaces. Nutrient immobilization Plastic particles have a very high content of carbon (Rillig, 2018), and most of this carbon will be relatively inert, since the material does not readily decompose. Eventually this material will slowly be degraded, and given the very wide C : N ratio, this will lead to microbial immobilization. Given the very slow decomposition of most plastic materials, this will occur on a timescale that is likely irrelevant for any biological effects. However, effects like this are expected to be much more pronounced for microplastic material with lower persistence, for example biodegradable plastics. A first experimental study has shown that plant performance parameters (e.g. leaf area) decreased in the presence of biodegradable plastic residues added at 1.0% in a mixture of sizes (Qi et al., 2018), possibly due to microbial immobilization (even though this was not measured in the study), which supports this idea. Such effects are likely comparatively short-lived but will be important to keep in mind when interpreting experiments on plant growth effects. Contaminant transport or adsorption Microplastics can add a surface to soil with different properties, for example hydrophobic surfaces. Contaminants with certain properties (e.g. hydrophobicity) could enrich on such particles and they could potentially be stable for longer periods of time. Phytotoxic substances already present in microplastics before they arrive in the soil (e.g. when added during manufacture), could be transported into soil with these microplastic particles. Toxic substances, either adsorbed onto surfaces (and within the particle ‘ecocorona’; Galloway et al., 2017) of microplastic particles in the soil, or already contained in the particles could negatively affect plant roots or their symbionts, potentially translating to negative plant growth effects. Alternatively, the adsorption of contaminants to microplastic surfaces could make other pollutants less available to soil biota and plants, thus exerting a protective effect. The latter has been observed in aquatic environments (Kleinteich et al., 2018; Rehse et al., 2018), and such effects may be transferable also to soils. Thus, there currently is considerable uncertainty whether pollutant effects will be enhanced or decreased by microplastic. Direct toxicity As particle size decreases, effects on biota are hypothesized to become more chemical/toxic, as opposed to physical (Yang et al., 2017; Machado et al., 2018a). While microsized particles are not expected to be taken up into the root, the situation is different for nanoplastic particles. The existence of nanoplastic particles in soil has never been demonstrated, since current extraction and quantification methods either miss them, or do not deliver any size information. However, it seems quite likely that nanoplastics are present in the environment, if microplastic particles fragment into smaller pieces (Fig. 1; nanoplastic is < 100 nm). For example, Lambert & Wagner (2016) have demonstrated the appearance of nanoplastics from the degradation of polystyrene plastic cup lids under laboratory conditions (no soil). The rhizodermis of roots would likely be the primary place of interaction and a barrier for nanoplastic uptake. Although the mechanisms underlying nanoparticle uptake in plants are poorly described (Yang et al., 2017), it is accepted that nano-sized particles could enter into plant roots, and potentially cause damage (e.g. alteration of cell membrane, intracellular molecules, and generation of oxidative stress) (Navarro et al., 2008) – but there are no data for nanoplastic at present. If the plant is a crop, this could also mean that plastics may enter into the part of the plant that is intended for human or livestock consumption, thus entering the food chain (Bouwmeester et al., 2015). Nano-sized plastic particles could also be strongly sorbed onto soil surfaces, and thus rendered less effective. However, Awet et al. (2018) documented short-term detrimental impacts of polystyrene nanoplastics on soil microbial and enzymatic activity (in the absence of plants). Either way, effects on plant performance are expected to be at best neutral. Soil microbial community and root symbionts Plant performance depends heavily on soil biota and their diversity (Wagg et al., 2014), and in particular on root colonizing microbes, including N-fixers, pathogens and mycorrhizal fungi (Powell & Rillig, 2018). If microplastic causes changes in soil structure, these could influence microbial communities in soil (Vallespir Lowery & Ursell, 2019), potentially affecting mineralization rates, and communities of root-colonizing symbionts (Fig. 1). Likewise, nanoplastics might also affect the soil-borne phase of symbionts, such as arbuscular mycorrhizal fungi, through toxic effects. This has not been shown for nanoplastic, but other nanoparticles can have effects on mycorrhizal functioning (Feng et al., 2013). We currently do not know the effects of microplastics or nanoplastics on the community composition of soil or root colonizing microbes, and thus the consequences of any such changes are at this point completely unclear; however, this needs to be a research priority. Plant community-level effects As discussed earlier, there is a wide range of plastic types, and also a diverse set of different mechanisms for affecting plant performance, with also different effect signs (Fig. 1; Table 1). It is thus quite clear that different plant species in a community could be affected to a different degree by the addition of microplastics (either as mixtures or single types). Thus, microplastics have the potential to affect plant diversity and community composition, and there are several mechanisms that can underpin shifts. For example, plant community properties are related to soil structure (e.g. soil aggregation) (Pohl et al., 2012; Peres et al., 2013). Thus, the significant effects of various microplastics types on soil structure have the potential to affect plant community composition. Plastic films, which increased soil water evaporation (Wan et al., 2019), may lead to more pronounced drought and subsequently promote the growth of drought-resistant plant species in a community. Moreover, the soil microbial community strongly influences plant community composition, productivity and diversity (Wagg et al., 2014; van der Heijden et al., 2016; Powell & Rillig, 2018). Changes in soil microbial composition or root-colonizing symbionts following microplastic addition may thus further influence plant community composition. For instance, if microplastic additions reduce soil microbial diversity or the abundance of root-colonizing symbionts, plant diversity could be decreased, due to the often positive effects of soil microbial diversity or root-colonizing symbionts on plant diversity (Wagg et al., 2014; van der Heijden et al., 2016). Such effects on plant communities are more likely to occur in areas with higher microplastic pressure, and thus are perhaps a greater concern near agricultural fields or cities. Conclusions Microplastics are contaminants of concern; given their ubiquity they need to be regarded as a factor of global change (Machado et al., 2018a). At present we know next to nothing about the effects of this factor of global change on plants. We outline several mechanisms through which these materials could affect plant performance. Some of these mechanisms will result in positive effects on roots and plant growth, others will have negative consequences. These effects will vary as a function of plant species, and thus are likely to translate to changes in plant community composition and perhaps primary production. It will be a challenge to understand what the effect size and direction of such effects at the individual plant to ecosystem level will be, as a function of ecosystem type and degree and type of contamination. It is critically important to test for these effects, as plants are important players in the climate system: widespread effects, even with relatively small effect sizes as one might expect for plant performance, could have important repercussions for ecosystem functions and climate feedbacks. Acknowledgements MCR acknowledges funding from a European Research Council (ERC) Advanced Grant (694368) and from the Federal Ministry of Education and Research (BMBF) project ‘Bridging in Biodiversity Science’. References Awet TT, Kohl Y, Meier F, Straskraba S, Grün AL, Ruf T, Jost C, Drexel R, Tunc E, Emmerling C. 2018. Effects of polystyrene nanoparticles on the microbiota and functional diversity of enzymes in soil. Environmental Sciences Europe 30: 1– 12. Bläsing M, Amelung W. 2018. Plastics in soil: analytical methods and possible sources. Science of the Total Environment 612: 422– 435. Bouwmeester H, Hollman PCH, Peters RJB. 2015. Potential health impact of environmentally released micro- and nanoplastics in the human food production chain: experiences from nanotoxicology. Environmental Science & Technology 49: 8932– 8947. Feng Y, Cui X, He S, Dong G, Chen M, Wang J, Lin X. 2013. The role of metal nanoparticles in influencing arbuscular mycorrhizal fungi effects on plant growth. Environmental Science & Technology 47: 9496– 9504. Fuller S, Gautam A. 2016. A procedure for measuring microplastics using pressurized fluid extraction. Environmental Science & Technology 50: 5774– 5780. Galloway TS, Cole M, Lewis C. 2017. Interactions of microplastic debris throughout the marine ecosystem. Nature Ecology & Evolution 1: 0116. He D, Luo Y, Lu S, Liu M, Song Y, Lei L. 2018. Microplastics in soils: analytical methods, pollution characteristics and ecological risks. TrAC Trends in Analytical Chemistry 109: 163– 172. van der Heijden MGA, de Bruin S, Luckerhoff L, van Logtestijn RSP, Schlaeppi K. 2016. A widespread plant-fungal-bacterial symbiosis promotes plant biodiversity, plant nutrition and seedling recruitment. ISME Journal 10: 389– 399. Huerta-Lwanga E, Gertsen H, Gooren H, Peters P, Salanki T, van der Ploeg M, Besseling E, Koelmans AA, Geissen V. 2017. Incorporation of microplastics from litter into burrows of Lumbricus terrestris. Environmental Pollution 220: 523– 531. Kleinteich J, Seidensticker S, Marggrander N, Zarfl C. 2018. Microplastics reduce short-term effects of environmental contaminants. Part II: polyethylene particles decrease the effect of polycyclic aromatic hydrocarbons on microorganisms. International Journal of Environmental Research and Public Health 15: 1– 16. Lambert S, Wagner M. 2016. Characterisation of nanoplastics during the degradation of polystyrene. Chemosphere 145: 265– 268. Machado AAS, Kloas W, Zarfl C, Hempel S, Rillig MC. 2018a. Microplastics as an emerging threat to terrestrial ecosystems. Global Change Biology 24: 1405– 1416. Machado AAS, Lau CW, Till J, Kloas W, Lehmann A, Becker R, Rillig MC. 2018b. Impacts of microplastics on the soil biophysical environment. Environmental Science & Technology 52: 9656– 9665. Navarro E, Baun A, Behra R, Hartmann NB, Filser J, Miao AJ, Quigg A, Santschi PH, Sigg L. 2008. Environmental behavior and ecotoxicity of engineered nanoparticles to algae, plants, and fungi. Ecotoxicology 17: 372– 386. Ng EL, Lwanga EH, Eldridge SM, Johnston P, Hu HW, Geissen V, Chen DL. 2018. An overview of microplastic and nanoplastic pollution in agroecosystems. Science of the Total Environment 627: 1377– 1388. Peres G, Cluzeau D, Menasseri S, Soussana J, Bessler H, Engels C, Habekost M, Gleixner G, Weigelt A, Weisser W et al. 2013. Mechanisms linking plant community properties to soil aggregate stability in an experimental grassland plant diversity gradient. Plant and Soil 373: 285– 299. Piehl S, Leibner A, Loder MGJ, Dris R, Bogner C, Laforsch C. 2018. Identification and quantification of macro- and microplastics on an agricultural farmland. Scientific Reports 8: 17950. Pohl M, Graf F, Buttler A, Rixen C. 2012. The relationship between plant species richness and soil aggregate stability can depend on disturbance. Plant and Soil 355: 87– 102. Powell JR, Rillig MC. 2018. Biodiversity of arbuscular mycorrhizal fungi and ecosystem function. New Phytologist 220: 1059– 1075. Qi YL, Yang XM, Pelaez AM, Lwanga EH, Beriot N, Gertsen H, Garbeva P, Geissen V. 2018. Macro- and micro- plastics in soil-plant system: effects of plastic mulch film residues on wheat (Triticum aestivum) growth. Science of the Total Environment 645: 1048– 1056. Rehse S, Kloas W, Zarfl C. 2018. Microplastics reduce short-term effects of environmental contaminants. Part I: effects of Bisphenol A on freshwater zooplankton are lower in presence of polyamide particles. International Journal of Environmental Research and Public Health 15: 1– 15. Rillig MC. 2012. Microplastic in terrestrial ecosystems and the soil? Environmental Science & Technology 46: 6453– 6454. Rillig MC. 2018. Microplastic disguising as soil carbon storage. Environmental Science & Technology 52: 6079– 6080. Rillig MC, Ingraffia R, Machado AAS. 2017a. Microplastic incorporation into soil in agroecosystems. Frontiers in Plant Science 8: 1805. Rillig MC, Ziersch L, Hempel S. 2017b. Microplastic transport in soil by earthworms. Scientific Reports 7: 1362. Scheurer M, Bigalke M. 2018. Microplastics in Swiss floodplain soils. Environmental Science & Technology 52: 3591– 3598. Vallespir Lowery N, Ursell T. 2019. Structured environments fundamentally alter dynamics and stability of ecological communities. Proceedings of the National Academy of Sciences, USA 116: 379– 388. Wagg C, Bender SF, Widmer F, van der Heijden MGA. 2014. Soil biodiversity and soil community composition determine ecosystem multifunctionality. Proceedings of the National Academy of Sciences, USA 111: 5266– 5270. Wan Y, Wu C, CXue Q, Hui X. 2019. Effects of plastic contamination on water evaporation and desiccation cracking in soil. Science of the Total Environment 654: 576– 582. Yang J, Cao WD, Rui YK. 2017. Interactions between nanoparticles and plants: phytotoxicity and defense mechanisms. Journal of Plant Interactions 12: 158– 169. Zhang GS, Liu YF. 2018. The distribution of microplastics in soil aggregate fractions in southwestern China. Science of the Total Environment 642: 12– 20. Zimmermann RP, Kardos LT. 1961. Effect of bulk density on root growth. Soil Science 91: 280– 288. Citing Literature Volume223, Issue3August 2019Pages 1066-1070 FiguresReferencesRelatedInformation

Many factors influence global change Global environmental change is driven by multiple natural and anthropogenic factors. With a focus on global change as it affects soils, Rillig et al. point out that nearly all published studies consider just one or two factors at a time (see the Perspective by Manning). In a laboratory experiment, they tested 10 drivers of global change both individually and in combination, at levels ranging from 2 to 10 factors. They found that soil properties, processes, and microbial communities could not be predicted from single-effect responses and that multiple factors in combination produced unsuspected responses. They concluded that single-factor studies remain important for uncovering mechanisms but that global change biology needs to embrace more fully the multitude of drivers impinging on ecosystems. Science , this issue p. 886 ; see also p. 801

Microplastics may enter the soil in a wide range of shapes and polymers. However, little is known about the effects that microplastics of different shapes, polymers, and concentration may have on soil properties and plant performance. To address this, we selected 12 microplastics representing different shapes (fibers, films, foams, and fragments) and polymers, and mixed them each with soil at a concentration of 0.1, 0.2, 0.3, and 0.4%. A phytometer ( Daucus carota ) grew in each pot during 4 weeks. Shoot, root mass, soil aggregation, and microbial activity were measured. All shapes increased plant biomass. Shoot mass increased by ∼27% with fibers, ∼60% with films, ∼45% with foams, and by ∼54% with fragments, as fibers hold water in the soil for longer, films decrease soil bulk density, and foams and fragments can increase soil aeration and macroporosity, which overall promote plant performance. By contrast, all shapes decreased soil aggregation by ∼25% as microplastics may introduce fracture points into aggregates and due to potential negative effects on soil biota. The latter may also explain the decrease in microbial activity with, for example, polyethylene films. Our findings show that shape, polymer type, and concentration are key properties when studying microplastic effects on terrestrial systems.

Abstract Soil fungi and bacteria are the key players in the transformation and processing of carbon and nutrients in terrestrial ecosystems, yet controls on their abundance and activity are not well understood. Based on stoichiometric principles, soil microbial processes are expected to be limited by mineral nutrients, which are particularly scarce in often highly weathered tropical forest soils. Such limitation is directly relevant for the fate of soil carbon and global element cycles, but its extent and nature have never been assessed systematically across the tropical biome. Here, we address the relative importance of nitrogen, phosphorus, and other nutrients in limiting soil microbial biomass and process rates in tropical forests. We conducted an in‐depth literature review and a meta‐analysis of the available nutrient addition experiments in tropical forests worldwide. Our synthesis showed predominant and general phosphorus limitation of a variety of microbial processes across tropical forests, and additional nitrogen limitation in tropical montane forests. The apparent widespread microbial phosphorus limitation needs to be accounted for in the understanding and prediction of biogeochemical cycles in tropical forests and their future functioning. Other mineral nutrients or carbon may modify the importance of phosphorus, but more experimental studies are urgently needed.

Soil aggregation is a key ecosystem process resulting in the formation and stabilization of soil structure, consisting of soil aggregates and the resulting matrix of pore spaces. As such, it significantly alters the environment of plant roots and microbes in a multitude of ways; thus, soil structure provides the basic setting in which mycorrhizas operate and have evolved. Not surprisingly, soil aggregation is important for root growth and for a wide range of soil features and ecosystem process rates, such as carbon storage and resistance to erosion (e.g. Jastrow et al., 1998; Six et al., 2006). The aggregation of soil is a complex process, regulated by a range of abiotic factors (e.g. texture) and mediated by plants and multiple biota groups and their interactions; in spite of this complexity, plant roots and their mycorrhizal symbionts are consistently found to be a crucial force in driving soil aggregation (Six et al., 2004; Rillig & Mummey, 2006; Leifheit et al., 2014). Plant and mycorrhizal fungal species, respectively, differ in their contribution to soil aggregation (Reid & Goss, 1981; Angers & Caron, 1998; Eviner & Chapin, 2002; Rillig et al., 2002; Piotrowski et al., 2004; Six et al., 2004; Duchicela et al., 2012; Graf & Frei, 2013; Pérès et al., 2013), but from previous studies it has not yet become clear what specific root (and mycorrrhizal) traits contribute to this effect. This is likely because studies typically focus on only a limited suite of physiological and architectural characteristics, and the general research focus has traditionally been more on management practices and physico-chemical factors. Therefore, we lack a mechanistic understanding of the role of organisms in soil aggregation. To this end, we argue for a shift from a classical species-based comparative approach, or the mere consideration of summary variables (e.g. root length) to a systematic trait-based approach. Summarizing ecological characteristics of species by means of traits has become an essential tool in plant ecology (Westoby & Wright, 2006), and is increasingly proposed for root–fungal associations (e.g. van der Heijden & Scheublin, 2007; Chagnon et al., 2013; Aguilar-Trigueros et al., 2014). We believe trait-approaches are a promising tool to achieve progress in our mechanistic understanding of soil aggregation from an organismic perspective, to enhance our predictive ability regarding effects of plant and fungal diversity, and to ultimately provide informed recommendations for, for example, agricultural management and environmental restoration. With such data we can then ultimately address questions such as: how can plant and mycorrhizal fungal community data enhance prediction of soil aggregation beyond the consideration of state variables such as soil type, climate and management? Is soil aggregation an intermediate driver of plant and mycorrhizal fungal community processes and thus also an integral part of plant–soil feedbacks? And, on the applied side, can we enhance ecosystem restoration by designing tailor-made mycorrhizal fungal inocula and seed mixes specifically optimized for complementarity in the ability to enhance soil aggregation? In addition to general advantages, we see specific benefits of a trait-based approach applied to the understanding of mycorrhizal and plant contributions to soil aggregation: (1) it will allow testing for the extent of root and mycorrhizal fungal functional complementarity with regard to soil aggregation, and thus whether soil aggregation is another example of an ecosystem process that positively relates to biodiversity like other more well-studied processes such as primary productivity. This is very likely true because soil aggregation is the result of multiple interlocking component processes such as aggregate formation and stabilization (both of microaggregates and macroaggregates) which might be driven by different sets of traits represented in different species. Additionally, soil aggregation may be stimulated through diversity-fueled overyielding of fungi and roots through niche complementarity (also see Table 1); (2) if we can convincingly relate soil structure to traits of plant and fungal communities, this will allow predicting which ecosystems are under most risk of deterioration and also guide towards measures to counter this process. Measure: (loge (root or hyphal lengtht0) − loge (root or hyphal lengtht1)) × (t0 − t1)−1 Rationale: these three traits represent the growth ability of hyphae or roots to encounter building materials of aggregates in soil (primary particles, organic matter particles) and then form macroaggregatesa Proxy: (number of branches) × (root or hyphal length)−1; root or hyphal branching number and angle; alternatively: directly measure ability to engulf an object Rationale: these three traits measure the capability of hyphae or roots to stabilize aggregates depending on their tearing-resistance (i.e. ability to hold material together without breaking apart) and enmeshment potentialb Proxy: average distance between hyphae and associated root surface Rationale: larger distance between root and hyphae allows for increased probability of contact of aggregate building materials with either hyphae or rootsc Proxy: (entry points of hyphae or hyphal density close to root) × (root surface area)−1 Rationale: greater proximity of hyphae and roots increases probability of synergistic/combined effects of roots and hyphae (e.g. cementing agents, entangling) contributing to the stability of engulfed aggregatesc Measure: (surface charge of roots or hyphae) × (root or hyphal length)−1 Rationale: quantity and quality of secreted exudates determine the degree of particles adhering to roots or hyphae and agglutination of particles and aggregatesd Proxy: root water uptake or hyphal water transport (out of root-exclusion compartments) Rationale: these three traits evaluate directly and indirectly the fungal or root impact on soil rewetting capability affecting soil stabilitye Proxy: root or hyphal density in relation to soil porosity Rationale: enmeshment of soil by roots or hyphae lead to soil compression supporting initial aggregate formationf Proxy: stability of artificial aggregates (= soil particles + extracted root or hyphal exudates) Rationale: exudates stabilize aggregates by filling up intra-aggregate pore necks and cracksg Measure: (observation of particles moved by roots or hyphae) × (time unit)−1 Rationale: ability of roots or hyphae to bring soil particles together by moving them, leading to potential aggregation Measure: (root or hyphal growth (length and branching)) × (time unit after disturbance)−1 Rationale: these three traits represent aspects of root or hyphal longevity, resistance and resilience against biotic and abiotic disturbance affecting the potential aggregate stability mediated by root or hyphaeh An approach such as advocated here must begin with a selection of candidate traits related to soil aggregation. Of some traits we already know that they relate to soil aggregation propensity: using correlational approaches (path analysis) to exploit existing environmental gradients in landscapes, coarse-level indicators such as root biomass (or often root length) and mycorrhizal fungal hyphal length in soil have been identified as significant determinants (e.g. Miller & Jastrow, 1990; Rillig & Mummey, 2006). Thus, clearly productivity-related characteristics like root and hyphal density are traits to be considered. However, when such measures of root and hyphal abundance were compared to soil aggregation at a finer scale, for example in small field plots (e.g. Rillig et al., 2002) or pot experiments (e.g. Piotrowski et al., 2004), there was generally a low match, prompting the consideration of more specific physiological or architectural traits. In order to select these specific traits, we have first divided soil aggregation into the component processes soil aggregate formation and the stabilization of existing aggregates, and then considered measurable plant and fungal traits that are likely to be variable, and may mechanistically relate to either or both of these processes. For a full list see Table 1, and later we will further explain why these traits were selected and which difficulties may be encountered. Regarding aggregate formation and stabilization, even though these processes will occur simultaneously in ecosystems, these may be executed by different organisms expressing different traits. We define soil aggregate formation as the initial binding together of particles, whereas soil stabilization is the process that renders the aggregate increasingly resistant to the application of disintegrating forces, such as water penetrating into pores. If an aggregate is nonstable it will disintegrate; it has become clear that formation, stabilization and disintegration occur in a dynamic fashion in soils (e.g. Six et al., 2004). For the formation of soil aggregates, we consider traits to be important that are related to the likelihood to encounter soil particles (e.g. fineness of roots and hyphae, their extent and spatial distribution) and to bring soil material together (ability to move, entangle and engulf). In addition, exuded materials from roots and hyphae should play an important role in the initial formation of aggregates (Six et al., 2004). For stabilization of existing aggregates, traits related to persistence are hypothesized to be more important, such as tensile strength or longevity of roots and hyphae. The ability to render surfaces hydrophobic could also be important, as well as the release of cementing agents (Oades & Waters, 1991). We emphasize that these are hypotheses at this stage; only controlled experiments employing a range of plant and fungal species will reveal which of these traits are in fact of explanatory value at all, and for which component process. We realize that some of these traits will be relatively easy to measure, and have also been proposed as general functional traits (see Van der Heijden & Scheublin, 2007); others will be quite a challenge, and for some we propose proxy traits that will be easier to capture (Table 1). Clearly, much innovation is still possible once this research effort is under way. Another challenging aspect of linking single trait values to strains/species is trait variability (e.g. Cordlandwehr et al., 2013), which can be caused either by genetic variability at the species level or by phenotypic plasticity within the same genotype. Intraspecific diversity can have a profound influence on trait expression in mycorrhizal fungi (Johnson et al., 2012; Angelard et al., 2014) as well as in plants (e.g. Kichenin et al., 2013). Nevertheless, it remains yet to be seen if root and mycorrhizal fungal traits are more variable than other plant traits. Apart from this challenge, investigating this very plasticity could yield further insights; for example, some root traits have been proposed as highly relevant response traits in ecological studies due to their high plasticity (Ryser, 2006; Valverde-Barrantes et al., 2013), and if these include traits responsible for soil aggregation we might better understand under which circumstances plants are more likely to contribute to soil aggregation. For much of what we propose here, dedicated experiments are necessary, for example, for the separation of formation and stabilization of aggregates, or for comparing different root systems or fungal isolates under otherwise identical conditions. Nevertheless, several other approaches are possible to make inroads. For example, some trait data are already available because they have been collected for other purposes. Nevertheless, at present, plant trait databases (e.g. TRY, Kattge et al., 2011) are relatively poor in terms of coverage of root traits, in particular root traits that would be important in our specific context (Table 1). So far, comparable mycorrhizal fungal trait databases do not yet exist. Thus one important research focus should be the collection of root and mycorrhizal fungal traits for a number of species and linking these with experimentally measured soil aggregation, ideally dissected into component processes. These could be complemented by observational approaches, consisting of measuring community-average root traits in the field, which are linked to soil aggregation (here it would not be possible to distinguish formation and stabilization). Such data could also be particularly valuable for verifying predictions derived from knowledge of species-level data. Using traits can increase our fundamental understanding of the intricate relationship between plants, symbiotic fungi, and their immediate environment which is the soil aggregate. However, knowledge of root and mycorrhizal fungal traits could also have great applied significance. Such data could give rise to innovations such as tailored seed mixes (or fungal inoculum mixes) for grassland restoration which maximize trait coverage in terms of soil aggregation within the available plant species pool, as well as setting priorities for conservation efforts through predicting which ecosystems are most prone to degradation in light of invasive species and imminent global change. Likewise, better information on plant traits could be used to foster crop breeding for sustainable agriculture, or for agroecosystem management to enhance soil stability (e.g. by selecting cover crops also for complementary trait values).