環境微塑料的入海通量估算研究進展

陳衛坤,王春輝,趙紅挺

(杭州電子科技大學材料與環境工程學院,浙江 杭州 310018)

0 引 言

塑料因其價格低廉、耐用性好、質地輕便和延展性好等優點而被人們廣泛應用于各行各業[1-3],其產量也逐年增加(如圖1所示)。但是,由于塑料的自然降解性差,回收利用率低,并且存在著一定的健康與生態風險,因此,其在陸地或者海洋環境中累積而引發的環境問題已經引起了廣泛關注[4-6]。累積在不同環境介質中的塑料會在一系列物理、化學或者生物過程的作用下進行降解,進而使得其粒徑逐漸變小,其中,微塑料是指粒徑范圍小于5 mm的塑料碎片或顆粒,它們一般會以直接或者間接的形式排入到環境中[7-10],通常可將其分為初級微塑料和次級微塑料。初級微塑料是指在人為活動中直接產生并最終釋放到環境中的微塑料,主要包括輪胎磨損產生的微塑料[11-13]、個人護理產品中的塑料微珠[14-18]、洗衣廢水中的微塑料纖維[19-24]以及工業原料生產過程中釋放的微塑料顆粒[13,25]等;而次級微塑料是指大尺寸的塑料產品及塑料廢棄物在物理、化學或生物作用下裂解形成的微塑料顆粒[26-28]。近年來,微塑料已經逐漸引起世界各國學者的關注,相較于大尺寸塑料,微塑料的粒徑更小,意味著它有更大的比表面積,從而能夠吸附更多的污染物,因此微塑料對生態環境的潛在風險可能會更大[29-34]。據統計,世界上每年約有2.31×106噸微塑料排放到海洋中[35]。相關研究表明,微塑料不僅存在于海洋水體和沉積物中,而且廣泛地存在于海洋生物體類[36-41],海洋生物攝取的微塑料能夠隨著食物鏈和食物網進行傳遞和富集,最終可能危及人類健康[42-44]。

圖1 全球塑料年產量

微塑料在產生后,盡管污水處理廠可以攔截部分微塑料,但由于其尺寸微小使得它們中的一部分能通過污水處理廠進入河流并最終到達海洋[45-51]。準確估算全球或區域微塑料排放量及其入海通量,對于當前塑料垃圾的管理具有重要意義。不同來源的微塑料進入海洋環境的途徑復雜多樣,主要包括生活污水途徑[52-54]、大氣運輸途徑[55]和海洋活動排放途徑[12]。生活污水途徑的微塑料來源主要包括合成紡織品、個人護理產品和室內涂料等,這些來源的微塑料往往隨著生活污水通過河流運輸最終匯入海洋,此外,輪胎灰塵、汽車油漆、道路標線、人造草坪等來源的微塑料在城市地區主要通過下水道進入排水系統,而在農村地區可能隨著雨水的沖刷直接排入地表水,之后部分微塑料會隨著河流匯入海洋;大氣運輸途徑的來源主要包括輪胎和道路標線釋放的微塑料,其中一部分會隨著氣流運動直接傳輸至海洋環境中;海洋活動排放途徑的來源主要包括漁業、航運等活動產生的微塑料,這些微塑料在產生后會直接進入海洋。

目前,估算微塑料入海通量的研究一般通過建立排放清單結合數值模型來進行估算;此外,也有研究通過具體的實測數據或MMPW(管理不善的塑料廢物)產生量來估算其入海通量。建立排放清單的方法由于是面向微塑料產生過程的,因此需要確定微塑料來源及各個來源的釋放量。但是,當前的相關研究對微塑料來源的報道還相對比較有限,尤其是各來源的排放活動水平及排放因子等參數仍然存在空白,因此可能導致入海通量的估算結果仍存在較大的不確定性。實地監測方法則通過野外實測數據,結合河流水文數據來估算微塑料的入海通量。但是由于缺乏統一且完善的測試分析方法,不同研究之間的采樣工具及測試方法等都有很大區別,其可能導致估算的數據存在數量級上的差異[56]。基于MMPW產生量的估計方法則需要收集實地監測方法的研究結果作為數據集,從而根據MMPW與微塑料入海通量之間的關系建立回歸方程,影響其預測準確性的關鍵因素之一是數據集的質量。

目前的微塑料入海通量綜述研究均是以河流微塑料為研究對象[57,58],然而河流不是微塑料入海的唯一途徑,近年來的研究表明大氣傳輸途徑、海洋活動排放途徑對于海洋微塑料污染的形成也有著重要意義[59],將研究對象局限在河流微塑料不利于完整地理解環境中的微塑料循環,因此本文以經過河流、大氣、海洋活動排放途徑入海的環境微塑料為研究對象(如圖2所示),在谷歌學術(https://scholargoogle.com)檢索關鍵詞“microplastic”與“flux”或“emission”或“transport”或“ocean”或“river”或“atmospheric”的組合,在知網(https://www.cnki.net)檢索關鍵詞“微塑料”與“通量”或“排放”或“運輸”或“海洋”或“河流”或“大氣”的組合,收集了2014年-2022年發表的符合檢索條件的文獻,再根據內容篩選出微塑料入海通量領域相關的研究,對這些研究進行了歸納總結并討論不同模型方法的優缺點。盡管目前的微塑料入海通量估計存在很大的不確定性導致難以實現對各項研究進行定量比較,本文依然在有限的可用數據集的情況下,嘗試對不同模型方法之間的研究結果進行定性比較,這可為今后采用模型模擬和實地監測相結合的方法提供參考依據。研究的開展對完整地理解環境中微塑料的源匯特征有較大的理論指導意義。

圖2 微塑料入海途徑示意圖

1 基于微塑料來源排放清單的估算方法

1.1 相關研究進展

目前有很多研究通過建立微塑料來源的排放清單來估算其入海通量(表1)。例如,世界自然保護聯盟[12]研究了全球七種初級微塑料來源的入海通量,包括輪胎(占比28.3%)、合成紡織品(占比34.8%)、船舶涂料(占比3.7%)、道路標線(占比7%)、私人護理產品(占比2%)、塑料微珠(占比0.3%)和城市灰塵(占比24.2%),總入海通量為0.8×106～2.5×106噸/年。Wang等[25]研究了中國大陸九種初級微塑料來源的入海通量,包括輪胎(占比54.31%)、合成紡織品(占比28.98%)、船舶涂料(占比0.27%)、道路標線(占比0.54%)、私人護理產品(占比0.02%)、汽車漆層(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%),他們估計2015年中國大陸初級微塑料排放量為7.37×105噸,其中有六分之一左右的微塑料進入了水體環境(河流、海洋)。Siegfried等[13]提出了一種點源分析方法來計算從歐洲河流進入海洋的微塑料總量,包括私人護理產品(占比10%)、合成紡織品(占比29%)、家庭灰塵(占比19%)和輪胎及道路磨損(占比42%),他們估計每年有1.44×105噸微塑料從歐洲河流進入北海、波羅的海、黑海和地中海。Van等[56]開發了一個GREMis模型以確定河流的微塑料入海通量,他們估計全球海洋微塑料輸入總量為4.7萬噸/年,包括次級來源(占比80%)、初級來源(占比20%),其研究表明入海微塑料中次級來源占比最大,但這一結果是基于對河流和陸地上微塑料降解行為進行的重要假設所得出的結論,未來必須進行更多的實證研究。劉凱[59]建立了模型對經大氣運輸途徑進入海洋的纖維狀微塑料通量進行了估算,2018年全球纖維狀微塑料的入海通量為7.64～33.76噸,其中15%～16%可遷移運輸至遠洋區域。對基于微塑料來源排放清單的估算方法的結果進行定量式比較,可以發現輪胎和道路之間的磨損、紡織品洗滌是初級微塑料入海通量的兩個主要來源。

表1 入海微塑料來源

大部分研究僅選取了初級微塑料進行估算,而沒有考慮次級微塑料,由于全球范圍內大塑料的裂解可能也是微塑料的重要來源[11],因此今后應該加大對次級微塑料來源的研究。此外,目前很多研究都忽略了海上活動(包括漁業、航運等活動)產生的微塑料,這些活動由于是在海洋環境中發生的,因此其產生的微塑料將直接進入海洋環境而增加其生態風險。因此,今后的研究也應該考慮該輸入來源。根據微塑料的排放活動水平及其排放因子可以量化微塑料的入海通量,計算公式可見式(1)。目前相關數據的獲取都是基于模擬試驗或者假設來確定的。排放活動水平是指在一定時期內微塑料排放的人為活動量,如汽車輪胎使用量、道路面積、合成纖維紡織品消費量等。排放因子是指單位排放活動中的微塑料釋放量。表2為目前相關研究估算初級微塑料入海通量時常用的排放因子。此外,微塑料的直接釋放也可發生在塑料產品生命周期的各個時期,包括塑料產品的生產、運輸和回收階段。由于排放因子通常以兩種方式表達,第一種是基于微塑料來源的人均排放量的形式,第二種是基于塑料產品的生命周期中的損失比例的形式,這會導致不同表達方式得到的排放因子的數值單位不同。在次級微塑料方面,其一般可通過大塑料裂解率和裂解時間來估算其排放通量,例如,Van等[56]將大塑料的年轉化比例設置為3%,并將其分成了快速裂解部分和慢速裂解部分。其中,快速裂解部分產生的微塑料在釋放后直接傳輸到沿海海域,滯留時間會相對較短,假設在河流中的停留時間為60天;慢速裂解部分產生的微塑料由于會停滯在河流中或沿河流動,滯留時間則相對較長,假設在河流中的停留時間為5年,根據上述假設可以估算出大塑料裂解生成的微塑料質量。

(1)

表2 初級微塑料的排放因子

式中,Ei為初級微塑料來源i的排放量,EFi,j為子排放源j的排放因子,Ai,j為子排放源j的排放活動水平。

1.2 目前研究存在的問題以及對未來的展望

由于微塑料的來源缺乏一個統一的標準,因此在估算微塑料的入海通量時其結果往往沒有較好的可比性。此外,目前對次級微塑料入海通量的研究相對較少,在河流匯入海洋的過程中,水體的翻涌、陽光的照射等因素作用下導致大塑料不斷裂解生成微塑料,但是大塑料的分解比例、大塑料的分解所需時間等關鍵信息還很缺乏,導致很難對次級微塑料的釋放量進行準確估計。值得注意的是,影響微塑料從排放源到海洋的遷移過程的因素眾多,但對其遷移過程的研究仍存在較大的空白,包括污水處理場中微塑料的去除率、河流微塑料的降解和滯留比例、未合理處置的塑料垃圾入海量、河流中塑料的滯留時間等。

基于上述分析,為該微塑料入海通量估算方法提出以下建議:

(1)建立微塑料來源分析的統一標準。

(2)加強對次級微塑料形成機理的研究。

(3)厘清微塑料的遷移轉化途經并探究其影響因素。

2 基于實測數據的微塑料入海通量估算方法

2.1 相關研究進展

目前有很多研究通過微塑料在水體環境中的豐度數據來估算其入海通量。例如,Moore等[81]在美國加利福尼亞州南部的河流分別設置監測點對河口中尺寸范圍為1 mm～5 mm的微塑料進行采樣分析,并估計每年流向加利福尼亞州沿海水域的微塑料數量為2 798億個,重量為3 650噸。Eo等[82]研究了韓國洛東江尺寸范圍為0.02 mm～5 mm的微塑料的時空分布特征,水體中微塑料的平均豐度為293個/m3～4 760個/m3,沉積物中為1970個/kg,據此他們估計洛東江河流的年入海微塑料的數量為5.4萬億個～11萬億個,重量為53.3噸～118噸。Mai等[83]對中國珠江三角洲的八個主要河流入海口表層水體中的微塑料進行了研究(尺寸范圍為0.33 mm～5 mm),發現每個河流入海口微塑料的季節性輸出的數量為0.009×109個～4.36×109個,重量為0.007噸～18.3噸,然后將四個季節的入海通量的和作為該入海口的年輸出總量,再將八個河流入海口的年微塑料輸出相加,估算出從珠三角到海洋的微塑料年輸出的數量為390億個,重量為66噸。Mani等[84]研究了萊茵河表層水體中0.3 mm～5 mm的微塑料分布,11個監測點中樣本的微塑料豐度的平均值為892 777個/km2,并由此估計萊茵河每年排入北海的微塑料的數量為699億個,但由于他們的研究忽略了水體底層的微塑料,這會導致估算結果不準確。

在水體環境中的采樣工具主要有拖網[85-88]、浮游生物網[89-90]、尼龍網[91-92]、濾紙[93-96]、抓斗[97-98]等。網目尺寸為0.33 mm的拖網是最常使用的微塑料采樣工具之一,由于在水體中采集的微塑料尺寸下限由拖網網目決定,因此在使用該采樣工具的情況下一般只能獲取>0.33 mm的微塑料。此外,不同研究之間的采樣時間也沒有統一標準,部分研究僅在旱季和雨季進行采樣,而覆蓋全年不同季節的研究較少,這勢必會影響到微塑料入海通量的估算精度[83, 99-100]。采樣點的選擇同樣也會對估算的精確度產生重要影響,例如,在河流靠近岸邊的采樣點測定的微塑料豐度可能會較高,因此選取采樣點時尤其要考慮到微塑料分布的均勻性問題。對采集到的某流域中不同季節、不同水體深度的微塑料以及沉積物中的微塑料進行測定分析后,再計算某時間段內河流斷面中的微塑料豐度與河流入海口的徑流量的乘積即可得到微塑料的入海通量[82],計算公式可見式(2)。

Fi,j=Ci,j×Qi,j

(2)

式中,Fi,j是j季節通過i入海口的微塑料海通量;Ci,j是j季節通過i入海口的微塑料豐度;Qi,j是j季節通過i入海口的徑流量。

大部分研究沒有在各種不同條件下進行長期采樣監測,因此其并不能真實模擬微塑料豐度在不同時空條件下的變化,這可能會讓估算結果與實際值之間產生較大的不確定性。在水動力和風力的作用下,密度、大小、形狀等物理特性不同的微塑料顆粒在分層的水流環境中的運動以及在不同水層中的停留時間也不盡相同,這就會導致其空間分布差異較大。微塑料在水體環境中的垂直運動及分布一般是由物理驅動的重力和浮力的大小關系決定[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長時間。高密度的微塑料具有負向浮力,因此可能沉降至水體底層。同時由于水體表面張力和洋流的影響,一些低密度的微塑料最初懸浮在水面上,但是隨著微塑料對浮游生物的黏附以及其它小顆粒的聚集,最終也會促進低密度微塑料的沉降[102]。風場作用則是影響微塑料水平方向的運動的一個重要因素,密度較低的微塑料顆粒可以漂浮在水體表面,這樣就會暴露在風場運動中,風力可能引起微塑料的漂移運動[103],這會導致微塑料在水平方向上的分布差異。

2.2 目前研究存在的問題以及對未來的展望

取樣、分離和鑒定識別是準確表征微塑料的關鍵步驟,且與水體環境微塑料取樣相關的很多參數(河流流量、季節、水體深度、拖網網目尺寸、濾膜孔徑等)都會影響最終的分析結果,然而現有的研究中沒有統一的標準化方法[57,58],導致研究結果存在較大的不確定性,同時也降低了不同研究之間的可比性。此外微塑料在水體環境中發生的沉降、懸浮、再懸浮(沉淀的微塑料可能脫離沉積物并重新懸浮于水體中)等物理過程都可能會對最終到達海洋的微塑料比例產生一定影響[104,105],不同大小、形狀、密度、浮力的微塑料在水體環境中的運動也存在較大差異,但目前微塑料入海的輸運模型的相關研究依然很缺乏。

基于上述分析,為該微塑料入海通量估算方法提出以下建議:

(1)建立標準的微塑料豐度采樣方法。

(2)發展微塑料從陸地經河流匯入海洋的傳輸模型,至少還應包括三個因素,分別是影響水體環境中微塑料運動的水動力學、物理沉淀和降解過程。

3 基于MMPW產生量的微塑料入海通量估算方法

3.1 相關研究進展

MMPW(mismanaged plastic waste)的概念最初由Jambeck等[106]提出,即因管理不當產生的塑料廢物。由于被丟棄或處理不充分的塑料廢物可能通過生活污水、大氣或河流運輸進入海洋。他們發現MMPW產生量與塑料入海通量之間存在相關性,根據收集到的MMPW、河流微塑料的數據集將它們之間的關系用公式表達,建立了一種回歸方程模型并估計2010年進入海洋的塑料總量(包括<5 mm的微塑料和>5 mm的大塑料)為0.48×107～1.27×107噸。 Lebreton等[107]考慮了水體環境中塑料分布的季節性和空間性差異,提出了一個基于MMPW產生率、人口密度和水文信息數據的全球河流塑料入海通量估算模型,他們估計每年有1.15×106～2.41×106噸塑料(包括<5 mm的微塑料和>5 mm的大塑料)從河流進入海洋,主要貢獻來自亞洲大陸的河流,且74%以上的排放量發生在5月至10月之間。上述研究估算的是塑料總量,在研究海洋塑料污染時應該根據塑料的尺寸對其進行分類,這將有助于在流域之間進行更可靠的比較以及在全球范圍內建立更準確的數值模擬模型。Schmidt等[35]根據塑料的尺寸對<5 mm的微塑料和>5 mm的大塑料分別進行了估算,基于MMPW預測方法估計全球1 350條河流的微塑料年入海通量為0.16×106～2.31 × 106噸,其塑料入海通量的估算結果與Lebreton等[107]的研究結果比較接近,可以部分歸因于選取的數據集的一致性較高。

每個國家的MMPW產生量可根據其經濟發展水平、塑料垃圾處理水平和所處地理區域等相關信息確定,由于很多國家的塑料垃圾處理水平沒有直接記錄,則會選擇與其經濟發展水平相近且有數據記錄的國家進行推導。但這種假設具有一定的主觀性,因為國家對塑料垃圾的處理水平不僅與經濟發展水平相關,可能還與其科技發展水平、居民生活水平和居民受教育程度等因素相關。MMPW估計的不確定性的另一個來源是目前對塑料垃圾產生、收集和處理的研究還較少,尤其是城市以外區域的相關數據有限。此外在確定MMPW產生量時,有些活動可能沒有在統計范圍內,例如塑料垃圾的非法傾倒和其國際進出口的問題,這會影響國家MMPW數據的估計。當利用回歸方程模型估計全球微塑料入海通量時,MMPW數據的不確定性會傳播到估計結果中。

3.2 目前研究存在的問題以及對未來的展望

雖然MMPW產生量與微塑料入海通量之間有較好的相關性,但MMPW數據主要是基于陸地管理不善的塑料垃圾進行估計的,因此其考慮的來源有限,這降低了模型的可靠性。另外需要注意的一點是,微塑料實地監測數據集的優劣對模型準確性的影響最大,由于這種方法需要用回歸方程表達MMPW與微塑料入海通量之間的關系,因此還需要河流微塑料的實測數據,但直接提供微塑料入海通量估計值的研究較少,因此模型還選用了結果僅以塑料顆粒濃度或質量濃度呈現的相關研究,將微塑料質量濃度乘以徑流量即可得到入海通量,這種方式雖然擴大了可用的數據集,但也增大了結果的不確定性。由于水體環境中微塑料的時空分布不均勻且各研究的采樣方法、分析方法以及顆粒尺寸選取標準也不完全相同,因此這種轉化方式存在較大誤差。

基于上述分析,為該微塑料入海通量估算方法提出以下建議:

(1)將漁業、水產養殖、航運等未考慮的來源產生的微塑料也納入到MMPW產生量中。

(2)微塑料入海通量實地監測研究應該提供微塑料類型、質量估計和時空分布等信息,而不僅僅是報告單位體積或表面積的塑料粒子數,這可以擴大MMPW模型的有效數據集。

4 模型方法之間的比較

模型模擬和實地監測方法分別從不同角度估算微塑料入海通量,理論上對同一地理區域的估算結果應該是一致的,因此可以相互借鑒和校準。但由于微塑料入海通量的估算模型的參數設置存在著較大的不確定性,實地監測數據有限且不同研究中報告的微塑料豐度的差異也呈現出較大的變化,這意味著目前很難對不同的模型方法的研究結果進行明確的驗證比較。本文嘗試進行這方面的工作,通過搜集可用的實地監測數據與模型結果進行比較,并報告了它們的研究結果之間的一致性水平。

Schmidt等[35]基于MMPW概念建立了微塑料入海通量估算模型,在他們的模型結果中,長江流域微塑料入海通量的貢獻率可達50%～60%,而Van等[56]對長江流域的微塑料入海通量的貢獻比例為9%,兩者相差較大;以珠三角地區的河流為研究對象,Mai等[83]通過實地監測方法估計得到的河流微塑料年入海通量的數量和質量分別為390億個、66噸,轉換為塑料碎片的質量為2 400噸～3 800噸,遠低于MMPW模型的估計值(91 000噸～170 000噸)[106]。經過上述比較分析可以發現,實地采樣方法得到的結果與MMPW模型結果之間存在數量級的差異,我們分析這主要有兩個原因,首先Jambeck等[106]提出MMPW概念的時間是2010年,當時世界銀行關于中國的MMPW百分比數據的記錄為24%,隨著近年來中國塑料垃圾處理體系的完善,這一估計數據已經不適用于近幾年的實際情況了,例如廣東省的生活垃圾處理率從2010的72.1%上升到了2017年的98%。其次由于模型采用了回歸方程的方法,因此分配給各地區的MMPW值的不確定性也可能會導致估算結果產生較大的不確定性。Siegfried等[13]基于微塑料來源排放清單建立了微塑料入海通量估計模型,其中羅納河每年向地中海的輸出的微塑料通量的估計值為163噸,Faure 等[108]估計羅納河每年的微塑料入海通量為208噸。多瑙河每年向黑海輸入的微塑料通量的估計結果為1 503噸[13],與Lechner等[109]估計的1 534噸相差不大,基于來源排放清單的估算方法的不確定性來源主要為模型選擇的排放因子和排放活動水平數值的差異,由于相關研究報道依然較缺乏,導致這種模型需對許多重要參數做出假設。

不同研究得到的結論存在較大差異,因此開展實地監測研究是有必要的,這可以為估算模型提供參考依據,從而制定更為客觀準確的模型。建模可以作為預測微塑料入海通量的重要工具,但未來需要利用實地監測研究校準建模結果。綜合模型和現場監測方法可以提高預測微塑料海洋污染模式的準確性,對于理解微塑料在環境中的遷移傳輸非常重要。

5 結束語

本文對環境微塑料的入海通量估算的相關研究進行了概述,根據主要的方法進行了分類并總結了它們各自的優缺點,本文對以同一地理區域的微塑料入海通量為研究對象且選擇了不同估計方法的研究進行了比較,這能為理解各種模型方法的差異提供新的認識,但目前估算同一地理區域的微塑料入海通量的研究很缺乏,因此還難以實現具體明確的定量式比較。未來可對微塑料入海通量估算方法或模型作相應的改進:

(1)建立標準化分析計算方法,模型模擬方法應統一各排放源的排放因子和排放活動水平的測定或統計方法,實地監測方法應統一微塑料豐度的采樣方法。

(2)三種估算方式都高度依賴于微塑料的釋放、遷移、轉化等行為的假設,很多重要參數也是基于有限數據集的粗略估計,未來必須進行更多的實證研究。

(3)開發模型模擬和實地監測相結合的方法,利用實測數據優化模型,從而可以提高微塑料入海通量預測的準確性。

(4)在各流域開展更廣泛的實地監測從而擴大微塑料的入海通量數據集,這有助于未來對各模型方法實現精確的定量比較。