陈卫坤,王春辉,赵红挺

(杭州电子科技大学材料与环境工程学院,浙江 杭州 310018)

0 引 言

塑料因其价格低廉、耐用性好、质地轻便和延展性好等优点而被人们广泛应用于各行各业[1-3],其产量也逐年增加(如图1所示)。但是,由于塑料的自然降解性差,回收利用率低,并且存在着一定的健康与生态风险,因此,其在陆地或者海洋环境中累积而引发的环境问题已经引起了广泛关注[4-6]。累积在不同环境介质中的塑料会在一系列物理、化学或者生物过程的作用下进行降解,进而使得其粒径逐渐变小,其中,微塑料是指粒径范围小于5 mm的塑料碎片或颗粒,它们一般会以直接或者间接的形式排入到环境中[7-10],通常可将其分为初级微塑料和次级微塑料。初级微塑料是指在人为活动中直接产生并最终释放到环境中的微塑料,主要包括轮胎磨损产生的微塑料[11-13]、个人护理产品中的塑料微珠[14-18]、洗衣废水中的微塑料纤维[19-24]以及工业原料生产过程中释放的微塑料颗粒[13,25]等;而次级微塑料是指大尺寸的塑料产品及塑料废弃物在物理、化学或生物作用下裂解形成的微塑料颗粒[26-28]。近年来,微塑料已经逐渐引起世界各国学者的关注,相较于大尺寸塑料,微塑料的粒径更小,意味着它有更大的比表面积,从而能够吸附更多的污染物,因此微塑料对生态环境的潜在风险可能会更大[29-34]。据统计,世界上每年约有2.31×106吨微塑料排放到海洋中[35]。相关研究表明,微塑料不仅存在于海洋水体和沉积物中,而且广泛地存在于海洋生物体类[36-41],海洋生物摄取的微塑料能够随着食物链和食物网进行传递和富集,最终可能危及人类健康[42-44]。

图1 全球塑料年产量

微塑料在产生后,尽管污水处理厂可以拦截部分微塑料,但由于其尺寸微小使得它们中的一部分能通过污水处理厂进入河流并最终到达海洋[45-51]。准确估算全球或区域微塑料排放量及其入海通量,对于当前塑料垃圾的管理具有重要意义。不同来源的微塑料进入海洋环境的途径复杂多样,主要包括生活污水途径[52-54]、大气运输途径[55]和海洋活动排放途径[12]。生活污水途径的微塑料来源主要包括合成纺织品、个人护理产品和室内涂料等,这些来源的微塑料往往随着生活污水通过河流运输最终汇入海洋,此外,轮胎灰尘、汽车油漆、道路标线、人造草坪等来源的微塑料在城市地区主要通过下水道进入排水系统,而在农村地区可能随着雨水的冲刷直接排入地表水,之后部分微塑料会随着河流汇入海洋;大气运输途径的来源主要包括轮胎和道路标线释放的微塑料,其中一部分会随着气流运动直接传输至海洋环境中;海洋活动排放途径的来源主要包括渔业、航运等活动产生的微塑料,这些微塑料在产生后会直接进入海洋。

目前,估算微塑料入海通量的研究一般通过建立排放清单结合数值模型来进行估算;此外,也有研究通过具体的实测数据或MMPW(管理不善的塑料废物)产生量来估算其入海通量。建立排放清单的方法由于是面向微塑料产生过程的,因此需要确定微塑料来源及各个来源的释放量。但是,当前的相关研究对微塑料来源的报道还相对比较有限,尤其是各来源的排放活动水平及排放因子等参数仍然存在空白,因此可能导致入海通量的估算结果仍存在较大的不确定性。实地监测方法则通过野外实测数据,结合河流水文数据来估算微塑料的入海通量。但是由于缺乏统一且完善的测试分析方法,不同研究之间的采样工具及测试方法等都有很大区别,其可能导致估算的数据存在数量级上的差异[56]。基于MMPW产生量的估计方法则需要收集实地监测方法的研究结果作为数据集,从而根据MMPW与微塑料入海通量之间的关系建立回归方程,影响其预测准确性的关键因素之一是数据集的质量。

目前的微塑料入海通量综述研究均是以河流微塑料为研究对象[57,58],然而河流不是微塑料入海的唯一途径,近年来的研究表明大气传输途径、海洋活动排放途径对于海洋微塑料污染的形成也有着重要意义[59],将研究对象局限在河流微塑料不利于完整地理解环境中的微塑料循环,因此本文以经过河流、大气、海洋活动排放途径入海的环境微塑料为研究对象(如图2所示),在谷歌学术(https://scholargoogle.com)检索关键词“microplastic”与“flux”或“emission”或“transport”或“ocean”或“river”或“atmospheric”的组合,在知网(https://www.cnki.net)检索关键词“微塑料”与“通量”或“排放”或“运输”或“海洋”或“河流”或“大气”的组合,收集了2014年-2022年发表的符合检索条件的文献,再根据内容筛选出微塑料入海通量领域相关的研究,对这些研究进行了归纳总结并讨论不同模型方法的优缺点。尽管目前的微塑料入海通量估计存在很大的不确定性导致难以实现对各项研究进行定量比较,本文依然在有限的可用数据集的情况下,尝试对不同模型方法之间的研究结果进行定性比较,这可为今后采用模型模拟和实地监测相结合的方法提供参考依据。研究的开展对完整地理解环境中微塑料的源汇特征有较大的理论指导意义。

图2 微塑料入海途径示意图

1 基于微塑料来源排放清单的估算方法

1.1 相关研究进展

目前有很多研究通过建立微塑料来源的排放清单来估算其入海通量(表1)。例如,世界自然保护联盟[12]研究了全球七种初级微塑料来源的入海通量,包括轮胎(占比28.3%)、合成纺织品(占比34.8%)、船舶涂料(占比3.7%)、道路标线(占比7%)、私人护理产品(占比2%)、塑料微珠(占比0.3%)和城市灰尘(占比24.2%),总入海通量为0.8×106～2.5×106吨/年。Wang等[25]研究了中国大陆九种初级微塑料来源的入海通量,包括轮胎(占比54.31%)、合成纺织品(占比28.98%)、船舶涂料(占比0.27%)、道路标线(占比0.54%)、私人护理产品(占比0.02%)、汽车漆层(占比1.21%)、原材料(占比1.56%)、人工塑料草坪(占比11.7%)和建筑涂漆(占比1.33%),他们估计2015年中国大陆初级微塑料排放量为7.37×105吨,其中有六分之一左右的微塑料进入了水体环境(河流、海洋)。Siegfried等[13]提出了一种点源分析方法来计算从欧洲河流进入海洋的微塑料总量,包括私人护理产品(占比10%)、合成纺织品(占比29%)、家庭灰尘(占比19%)和轮胎及道路磨损(占比42%),他们估计每年有1.44×105吨微塑料从欧洲河流进入北海、波罗的海、黑海和地中海。Van等[56]开发了一个GREMis模型以确定河流的微塑料入海通量,他们估计全球海洋微塑料输入总量为4.7万吨/年,包括次级来源(占比80%)、初级来源(占比20%),其研究表明入海微塑料中次级来源占比最大,但这一结果是基于对河流和陆地上微塑料降解行为进行的重要假设所得出的结论,未来必须进行更多的实证研究。刘凯[59]建立了模型对经大气运输途径进入海洋的纤维状微塑料通量进行了估算,2018年全球纤维状微塑料的入海通量为7.64～33.76吨,其中15%～16%可迁移运输至远洋区域。对基于微塑料来源排放清单的估算方法的结果进行定量式比较,可以发现轮胎和道路之间的磨损、纺织品洗涤是初级微塑料入海通量的两个主要来源。

表1 入海微塑料来源

大部分研究仅选取了初级微塑料进行估算,而没有考虑次级微塑料,由于全球范围内大塑料的裂解可能也是微塑料的重要来源[11],因此今后应该加大对次级微塑料来源的研究。此外,目前很多研究都忽略了海上活动(包括渔业、航运等活动)产生的微塑料,这些活动由于是在海洋环境中发生的,因此其产生的微塑料将直接进入海洋环境而增加其生态风险。因此,今后的研究也应该考虑该输入来源。根据微塑料的排放活动水平及其排放因子可以量化微塑料的入海通量,计算公式可见式(1)。目前相关数据的获取都是基于模拟试验或者假设来确定的。排放活动水平是指在一定时期内微塑料排放的人为活动量,如汽车轮胎使用量、道路面积、合成纤维纺织品消费量等。排放因子是指单位排放活动中的微塑料释放量。表2为目前相关研究估算初级微塑料入海通量时常用的排放因子。此外,微塑料的直接释放也可发生在塑料产品生命周期的各个时期,包括塑料产品的生产、运输和回收阶段。由于排放因子通常以两种方式表达,第一种是基于微塑料来源的人均排放量的形式,第二种是基于塑料产品的生命周期中的损失比例的形式,这会导致不同表达方式得到的排放因子的数值单位不同。在次级微塑料方面,其一般可通过大塑料裂解率和裂解时间来估算其排放通量,例如,Van等[56]将大塑料的年转化比例设置为3%,并将其分成了快速裂解部分和慢速裂解部分。其中,快速裂解部分产生的微塑料在释放后直接传输到沿海海域,滞留时间会相对较短,假设在河流中的停留时间为60天;慢速裂解部分产生的微塑料由于会停滞在河流中或沿河流动,滞留时间则相对较长,假设在河流中的停留时间为5年,根据上述假设可以估算出大塑料裂解生成的微塑料质量。

(1)

表2 初级微塑料的排放因子

式中,Ei为初级微塑料来源i的排放量,EFi,j为子排放源j的排放因子,Ai,j为子排放源j的排放活动水平。

1.2 目前研究存在的问题以及对未来的展望

由于微塑料的来源缺乏一个统一的标准,因此在估算微塑料的入海通量时其结果往往没有较好的可比性。此外,目前对次级微塑料入海通量的研究相对较少,在河流汇入海洋的过程中,水体的翻涌、阳光的照射等因素作用下导致大塑料不断裂解生成微塑料,但是大塑料的分解比例、大塑料的分解所需时间等关键信息还很缺乏,导致很难对次级微塑料的释放量进行准确估计。值得注意的是,影响微塑料从排放源到海洋的迁移过程的因素众多,但对其迁移过程的研究仍存在较大的空白,包括污水处理场中微塑料的去除率、河流微塑料的降解和滞留比例、未合理处置的塑料垃圾入海量、河流中塑料的滞留时间等。

基于上述分析,为该微塑料入海通量估算方法提出以下建议:

(1)建立微塑料来源分析的统一标准。

(2)加强对次级微塑料形成机理的研究。

(3)厘清微塑料的迁移转化途经并探究其影响因素。

2 基于实测数据的微塑料入海通量估算方法

2.1 相关研究进展

目前有很多研究通过微塑料在水体环境中的丰度数据来估算其入海通量。例如,Moore等[81]在美国加利福尼亚州南部的河流分别设置监测点对河口中尺寸范围为1 mm～5 mm的微塑料进行采样分析,并估计每年流向加利福尼亚州沿海水域的微塑料数量为2 798亿个,重量为3 650吨。Eo等[82]研究了韩国洛东江尺寸范围为0.02 mm～5 mm的微塑料的时空分布特征,水体中微塑料的平均丰度为293个/m3～4 760个/m3,沉积物中为1970个/kg,据此他们估计洛东江河流的年入海微塑料的数量为5.4万亿个～11万亿个,重量为53.3吨～118吨。Mai等[83]对中国珠江三角洲的八个主要河流入海口表层水体中的微塑料进行了研究(尺寸范围为0.33 mm～5 mm),发现每个河流入海口微塑料的季节性输出的数量为0.009×109个～4.36×109个,重量为0.007吨～18.3吨,然后将四个季节的入海通量的和作为该入海口的年输出总量,再将八个河流入海口的年微塑料输出相加,估算出从珠三角到海洋的微塑料年输出的数量为390亿个,重量为66吨。Mani等[84]研究了莱茵河表层水体中0.3 mm～5 mm的微塑料分布,11个监测点中样本的微塑料丰度的平均值为892 777个/km2,并由此估计莱茵河每年排入北海的微塑料的数量为699亿个,但由于他们的研究忽略了水体底层的微塑料,这会导致估算结果不准确。

在水体环境中的采样工具主要有拖网[85-88]、浮游生物网[89-90]、尼龙网[91-92]、滤纸[93-96]、抓斗[97-98]等。网目尺寸为0.33 mm的拖网是最常使用的微塑料采样工具之一,由于在水体中采集的微塑料尺寸下限由拖网网目决定,因此在使用该采样工具的情况下一般只能获取>0.33 mm的微塑料。此外,不同研究之间的采样时间也没有统一标准,部分研究仅在旱季和雨季进行采样,而覆盖全年不同季节的研究较少,这势必会影响到微塑料入海通量的估算精度[83, 99-100]。采样点的选择同样也会对估算的精确度产生重要影响,例如,在河流靠近岸边的采样点测定的微塑料丰度可能会较高,因此选取采样点时尤其要考虑到微塑料分布的均匀性问题。对采集到的某流域中不同季节、不同水体深度的微塑料以及沉积物中的微塑料进行测定分析后,再计算某时间段内河流断面中的微塑料丰度与河流入海口的径流量的乘积即可得到微塑料的入海通量[82],计算公式可见式(2)。

Fi,j=Ci,j×Qi,j

(2)

式中,Fi,j是j季节通过i入海口的微塑料海通量;Ci,j是j季节通过i入海口的微塑料丰度;Qi,j是j季节通过i入海口的径流量。

大部分研究没有在各种不同条件下进行长期采样监测,因此其并不能真实模拟微塑料丰度在不同时空条件下的变化,这可能会让估算结果与实际值之间产生较大的不确定性。在水动力和风力的作用下,密度、大小、形状等物理特性不同的微塑料颗粒在分层的水流环境中的运动以及在不同水层中的停留时间也不尽相同,这就会导致其空间分布差异较大。微塑料在水体环境中的垂直运动及分布一般是由物理驱动的重力和浮力的大小关系决定[101]。低密度的微塑料具有正向的浮力,因此可能在海面上停留很长时间。高密度的微塑料具有负向浮力,因此可能沉降至水体底层。同时由于水体表面张力和洋流的影响,一些低密度的微塑料最初悬浮在水面上,但是随着微塑料对浮游生物的黏附以及其它小颗粒的聚集,最终也会促进低密度微塑料的沉降[102]。风场作用则是影响微塑料水平方向的运动的一个重要因素,密度较低的微塑料颗粒可以漂浮在水体表面,这样就会暴露在风场运动中,风力可能引起微塑料的漂移运动[103],这会导致微塑料在水平方向上的分布差异。

2.2 目前研究存在的问题以及对未来的展望

取样、分离和鉴定识别是准确表征微塑料的关键步骤,且与水体环境微塑料取样相关的很多参数(河流流量、季节、水体深度、拖网网目尺寸、滤膜孔径等)都会影响最终的分析结果,然而现有的研究中没有统一的标准化方法[57,58],导致研究结果存在较大的不确定性,同时也降低了不同研究之间的可比性。此外微塑料在水体环境中发生的沉降、悬浮、再悬浮(沉淀的微塑料可能脱离沉积物并重新悬浮于水体中)等物理过程都可能会对最终到达海洋的微塑料比例产生一定影响[104,105],不同大小、形状、密度、浮力的微塑料在水体环境中的运动也存在较大差异,但目前微塑料入海的输运模型的相关研究依然很缺乏。

基于上述分析,为该微塑料入海通量估算方法提出以下建议:

(1)建立标准的微塑料丰度采样方法。

(2)发展微塑料从陆地经河流汇入海洋的传输模型,至少还应包括三个因素,分别是影响水体环境中微塑料运动的水动力学、物理沉淀和降解过程。

3 基于MMPW产生量的微塑料入海通量估算方法

3.1 相关研究进展

MMPW(mismanaged plastic waste)的概念最初由Jambeck等[106]提出,即因管理不当产生的塑料废物。由于被丢弃或处理不充分的塑料废物可能通过生活污水、大气或河流运输进入海洋。他们发现MMPW产生量与塑料入海通量之间存在相关性,根据收集到的MMPW、河流微塑料的数据集将它们之间的关系用公式表达,建立了一种回归方程模型并估计2010年进入海洋的塑料总量(包括<5 mm的微塑料和>5 mm的大塑料)为0.48×107～1.27×107吨。 Lebreton等[107]考虑了水体环境中塑料分布的季节性和空间性差异,提出了一个基于MMPW产生率、人口密度和水文信息数据的全球河流塑料入海通量估算模型,他们估计每年有1.15×106～2.41×106吨塑料(包括<5 mm的微塑料和>5 mm的大塑料)从河流进入海洋,主要贡献来自亚洲大陆的河流,且74%以上的排放量发生在5月至10月之间。上述研究估算的是塑料总量,在研究海洋塑料污染时应该根据塑料的尺寸对其进行分类,这将有助于在流域之间进行更可靠的比较以及在全球范围内建立更准确的数值模拟模型。Schmidt等[35]根据塑料的尺寸对<5 mm的微塑料和>5 mm的大塑料分别进行了估算,基于MMPW预测方法估计全球1 350条河流的微塑料年入海通量为0.16×106～2.31 × 106吨,其塑料入海通量的估算结果与Lebreton等[107]的研究结果比较接近,可以部分归因于选取的数据集的一致性较高。

每个国家的MMPW产生量可根据其经济发展水平、塑料垃圾处理水平和所处地理区域等相关信息确定,由于很多国家的塑料垃圾处理水平没有直接记录,则会选择与其经济发展水平相近且有数据记录的国家进行推导。但这种假设具有一定的主观性,因为国家对塑料垃圾的处理水平不仅与经济发展水平相关,可能还与其科技发展水平、居民生活水平和居民受教育程度等因素相关。MMPW估计的不确定性的另一个来源是目前对塑料垃圾产生、收集和处理的研究还较少,尤其是城市以外区域的相关数据有限。此外在确定MMPW产生量时,有些活动可能没有在统计范围内,例如塑料垃圾的非法倾倒和其国际进出口的问题,这会影响国家MMPW数据的估计。当利用回归方程模型估计全球微塑料入海通量时,MMPW数据的不确定性会传播到估计结果中。

3.2 目前研究存在的问题以及对未来的展望

虽然MMPW产生量与微塑料入海通量之间有较好的相关性,但MMPW数据主要是基于陆地管理不善的塑料垃圾进行估计的,因此其考虑的来源有限,这降低了模型的可靠性。另外需要注意的一点是,微塑料实地监测数据集的优劣对模型准确性的影响最大,由于这种方法需要用回归方程表达MMPW与微塑料入海通量之间的关系,因此还需要河流微塑料的实测数据,但直接提供微塑料入海通量估计值的研究较少,因此模型还选用了结果仅以塑料颗粒浓度或质量浓度呈现的相关研究,将微塑料质量浓度乘以径流量即可得到入海通量,这种方式虽然扩大了可用的数据集,但也增大了结果的不确定性。由于水体环境中微塑料的时空分布不均匀且各研究的采样方法、分析方法以及颗粒尺寸选取标准也不完全相同,因此这种转化方式存在较大误差。

基于上述分析,为该微塑料入海通量估算方法提出以下建议:

(1)将渔业、水产养殖、航运等未考虑的来源产生的微塑料也纳入到MMPW产生量中。

(2)微塑料入海通量实地监测研究应该提供微塑料类型、质量估计和时空分布等信息,而不仅仅是报告单位体积或表面积的塑料粒子数,这可以扩大MMPW模型的有效数据集。

4 模型方法之间的比较

模型模拟和实地监测方法分别从不同角度估算微塑料入海通量,理论上对同一地理区域的估算结果应该是一致的,因此可以相互借鉴和校准。但由于微塑料入海通量的估算模型的参数设置存在着较大的不确定性,实地监测数据有限且不同研究中报告的微塑料丰度的差异也呈现出较大的变化,这意味着目前很难对不同的模型方法的研究结果进行明确的验证比较。本文尝试进行这方面的工作,通过搜集可用的实地监测数据与模型结果进行比较,并报告了它们的研究结果之间的一致性水平。

Schmidt等[35]基于MMPW概念建立了微塑料入海通量估算模型,在他们的模型结果中,长江流域微塑料入海通量的贡献率可达50%～60%,而Van等[56]对长江流域的微塑料入海通量的贡献比例为9%,两者相差较大;以珠三角地区的河流为研究对象,Mai等[83]通过实地监测方法估计得到的河流微塑料年入海通量的数量和质量分别为390亿个、66吨,转换为塑料碎片的质量为2 400吨～3 800吨,远低于MMPW模型的估计值(91 000吨～170 000吨)[106]。经过上述比较分析可以发现,实地采样方法得到的结果与MMPW模型结果之间存在数量级的差异,我们分析这主要有两个原因,首先Jambeck等[106]提出MMPW概念的时间是2010年,当时世界银行关于中国的MMPW百分比数据的记录为24%,随着近年来中国塑料垃圾处理体系的完善,这一估计数据已经不适用于近几年的实际情况了,例如广东省的生活垃圾处理率从2010的72.1%上升到了2017年的98%。其次由于模型采用了回归方程的方法,因此分配给各地区的MMPW值的不确定性也可能会导致估算结果产生较大的不确定性。Siegfried等[13]基于微塑料来源排放清单建立了微塑料入海通量估计模型,其中罗纳河每年向地中海的输出的微塑料通量的估计值为163吨,Faure 等[108]估计罗纳河每年的微塑料入海通量为208吨。多瑙河每年向黑海输入的微塑料通量的估计结果为1 503吨[13],与Lechner等[109]估计的1 534吨相差不大,基于来源排放清单的估算方法的不确定性来源主要为模型选择的排放因子和排放活动水平数值的差异,由于相关研究报道依然较缺乏,导致这种模型需对许多重要参数做出假设。

不同研究得到的结论存在较大差异,因此开展实地监测研究是有必要的,这可以为估算模型提供参考依据,从而制定更为客观准确的模型。建模可以作为预测微塑料入海通量的重要工具,但未来需要利用实地监测研究校准建模结果。综合模型和现场监测方法可以提高预测微塑料海洋污染模式的准确性,对于理解微塑料在环境中的迁移传输非常重要。

5 结束语

本文对环境微塑料的入海通量估算的相关研究进行了概述,根据主要的方法进行了分类并总结了它们各自的优缺点,本文对以同一地理区域的微塑料入海通量为研究对象且选择了不同估计方法的研究进行了比较,这能为理解各种模型方法的差异提供新的认识,但目前估算同一地理区域的微塑料入海通量的研究很缺乏,因此还难以实现具体明确的定量式比较。未来可对微塑料入海通量估算方法或模型作相应的改进:

(1)建立标准化分析计算方法,模型模拟方法应统一各排放源的排放因子和排放活动水平的测定或统计方法,实地监测方法应统一微塑料丰度的采样方法。

(2)三种估算方式都高度依赖于微塑料的释放、迁移、转化等行为的假设,很多重要参数也是基于有限数据集的粗略估计,未来必须进行更多的实证研究。

(3)开发模型模拟和实地监测相结合的方法,利用实测数据优化模型,从而可以提高微塑料入海通量预测的准确性。

(4)在各流域开展更广泛的实地监测从而扩大微塑料的入海通量数据集,这有助于未来对各模型方法实现精确的定量比较。