微塑料的迁移转化及其生态风险研究进展

张雅珊，陈宗耀，马伟芳

（1 北京林业大学环境科学与工程学院，北京 100083；2 儋州市水务局，海南 儋州 571799）

在20世纪50年代，塑料制品由于稳定性较好、可塑性较高、成本低廉、结实耐用而被广泛使用。据Plastics Europe[1]于2006 年统计可知：1950 年全球塑料产量高达150万吨，并在此后飞速增长，成为继钢铁、水泥所属的金属材料和无机非金属材料之后全球第三大高分子材料制造产品[2]。但是由于当时没有妥善处置塑料制品，从而造成如今塑料泛滥的现状。塑料制品种类繁多，可由聚乙烯、聚苯乙烯、聚对苯二甲酸乙二醇酯、聚氯乙烯等有机物混合制成，化学性质极其稳定，自然条件下很难被降解。据估计[2]，截止到2015年，全球生产了近83亿吨原生塑料，但回收的塑料废物仅有6300t，而其中近60%的塑料又再次被随意丢弃于环境之中。根据Plastics Europe[3]于2021 年发布的数据可知：2020 年全球生产了塑料3.67 亿吨，比2019 年还低了0.01 亿吨，结合连续数年塑料制品产量以2%～3%的速率稳定增加和如今的现实情况综合考虑可知，在世界各国的努力控制和疫情下全球经济低迷的大氛围内，塑料产量得到了一定的控制。微塑料虽是因塑料的破碎和降解[4]而形成的，但是与塑料相比，微塑料的质量轻，粒径小，迁移范围更广，造成的危害更严重，因而需要人类更多的关注。所以本文将目光聚焦于微塑料在生态系统中的迁移转化，还原微塑料出现后在水体、大气、土壤三相的循环过程，研究并预测微塑料对环境的风险指数，进而提出微塑料降解的可行性研究方案。

1 微塑料来源、特征及其环境危害性分析

1.1 微塑料的来源与特性

微塑料最早被发现于海洋环境中，被定义为粒径小于5mm 的塑料颗粒，主要被分为初级微塑料和次级微塑料两类。初级微塑料主要指的是投加在工业和日常用品中，没有经历过再破裂的微塑料，包括个人护理产品、药物载体、空气喷射介质和塑料预制颗粒等[5]，可通过工业排放口、污水处理厂排放废水和意外泄漏等方式进入环境。次级微塑料主要指的是已经成型的塑料碎片经过物理、化学、生物的共同作用再次分解破碎形成的新塑料颗粒，如塑料制品经过风化、阳光暴晒、生物降解等破裂形成微塑料；羊毛衫、地毯等合成纺织品经过洗涤释放到水体中的微塑料；橡胶轮胎与减速带在行驶过程中磨损形成的微塑料等[6]。如图1 所示。环境中原本没有微塑料的存在，导致如今微塑料泛滥的主要原因是人类活动：在陆地创造出微塑料后，因污水排放、空气传播等因素侵入河流湖泊等淡水环境，最后汇流入海[7]。

图1 微塑料主要来源

微塑料凭借自身因素可对环境造成难以估量的危害。微塑料因尺寸较小、疏水性强、比表面积大而具有较强的吸附能力，可吸附重金属、有机物、致病菌等，从而对环境产生进一步污染[8]。同时，微塑料得益于体积小、质量轻、密度小的特性，导致其在迁移速度快、迁移方位无法预测的同时，大部分会漂浮在表层。因而，现如今在深海和极为偏僻的岛屿均发现了微塑料的存在[9]；在人类活动比较少的偏远地区以及内陆湖泊也发现了微塑料的踪迹[10]；表层水的非球形微塑料平均丰度为(1140±880)items/m3，是沿海地区中层和底层水平均丰度的3.7 倍[11]。微塑料还因粒径较小可以通过呼吸、进食等方式轻易进入生物体内，在体内蓄积从而对生物的胰腺、肝脏、肾脏乃至大脑进行不同程度的损伤，并且很难被排出体外[12-13]。研究表明，在北大西洋深海、南极、北极乃至偏远的高原地区均有微塑料的身影，在牡蛎、贻贝、浮游生物体内也发现了微塑料的踪迹[14]。而由于微塑料的轻薄、易转移、难降解、稳定性强等特性，使得现如今微塑料很难被回收清理，更难被资源化利用，在环境中长时间以复合物的形式存在，而治理微塑料污染目前还只能以从源头减少微塑料的产生为主。

1.2 微塑料污染现状

现如今各个地区微塑料的含量、粒径、颜色、种类等均有很大区别。微塑料这一原本不存在于环境中的物质早已通过水流、大气循环、沉降等方式渗透到地球的各个角落，并侵入生物体内。然而微塑料不易降解，性质十分稳定，很难通过生态系统或者生物体自身消化系统来彻底降解。在塑料被人类大肆使用的前提下，微塑料在环境中的含量越来越高、种类越来越多，造成的污染和对生物的损伤也越来越强。

微塑料迁移过程中存在很多可变因素，导致不同区域微塑料的组成、数量大不相同。Rangel-Buitrago 等[15]在2021 年调查哥伦比亚中部加勒比海岸时发现，23 个海滩的微塑料丰度跨度极大，为557～2457items/kg 不等，其中纤维型微塑料占比高达83%。据Chen 等[16]2020 年的研究显示，台湾地区微塑料丰度在80～480items/kg，纤维型微塑料含量大于97%（表1）。大量的研究均表明纤维型微塑料是绝大多数地区的主要类型，然而据最新的研究[27]显示，海洋表面大约91.8%的纤维是来自于动植物本身而非微塑料，由此可知，以往的研究很可能极大地高估了微塑料在整个生态环境中的含量，所以未来人们应该思考如何更加精准地收集微塑料。

表1 陆地微塑料的特征

微塑料大多因人类活动产生后随着气流、生物运动等迁移至水环境中，最后蓄积在海洋底泥里。仅2010年全球就有480万～1270万吨塑料垃圾从陆地迁移至海洋[28]，对水环境造成了严重污染。据研究表明，胶州湾[29]中海水微塑料丰度可达(46±28)items/m3，其 中PET 的 含 量 最 高，达 到78.57%；渤海[30]中微塑料平均丰度只有(0.35±0.13)items/m3，PE 的占比多达43%，而PET 仅占13%（表2）。赫尔辛基委员会[40]在评估海洋垃圾的核心指标时称：全世界污染最严重的海域之一波罗的海70%的垃圾是由塑料材料造成的。与此同时，据Schönlau 等[32]的研究证实，瑞典境内所有水域均有微塑料的存在。

表2 水环境中微塑料的特征

大气作为微塑料暂时停留之处，所含微塑料的量是三相中最少的，但是空气中的微塑料可以直接通过呼吸道、口腔、皮肤进入生物体内，所以对生物造成的影响最直接。同时，由于微塑料质量很轻，在大气环境中很难有固定的载体可以依附，所以其在大气中的迁移不定性很高，过程十分复杂。据Gasperi 等[41]的研究显示，由于室内空气流通性较差，同时有衣物、日用品等的加持，使得微塑料在室内的含量远高于室外，与Liao等[42]的研究结果相符，室内空气中微塑料丰度为(1583±118)items/m3，与室外丰度(189±85)items/m3相差一个等级，如表3所示。此外，与水环境、陆地相比，大气中的微塑料种类明显增多，可能是由于人们平日使用的化妆品、涂漆等日用品中的微塑料释放于空气中，密度较小的微塑料停留时间与密度大的不一样，进而导致大气中微塑料种类各异，见表1～表3。室内作为人类最常出现的地方，大量且多样的微塑料必定对人体造成极大影响。而如今随着对微塑料研究的深入，可以通过生命周期评估（LCA）来量化说明微塑料对生物健康造成的影响[52]；通过微塑料的危害指数、污染负荷指数、潜在生态风险指数可以综合评价微塑料给生态环境带来的风险程度[53-56]，从而能有效地达到监管塑料的目的。

环境中的微塑料不仅数量多，种类也多，因而不能一概而论，如表1～表3 所示。除了最常见的PE、PP、PET、PS 以外，如今环境中还存在着少部分丙烯腈-丁二烯-苯乙烯、乙烯-乙酸乙烯酯等。各类微塑料对环境造成的影响有所不同，人类对其处理方法也不尽相同，导致后续处理难度极大。与此同时，微塑料颜色不同对环境造成的损伤也不尽相同。据周筱田等[57]对浙江水体的研究表明，光在近岸表层水体中发现的微塑料颜色就存在8种之多，其中灰色微塑料占比最高，说明水体中微塑料种类很多的同时也证明了沿海地区人们日常生活中因服装、快递、捕鱼用具等产生的微塑料含量与因塑料袋、泡沫等白色垃圾而产生的微塑料相差无几。此外，水生生物很容易误食亮色和与其食物颜色相近的微塑料[58-59]，从而造成机械性损伤、堵塞进食器官、引起假饱腹感、患上进食障碍，最终因营养不足而死亡[60]。

表3 大气中微塑料的特征

2 微塑料的迁移转化过程

微塑料因自身轻薄、微小等特性，可在三相中任意穿梭，该过程充满复杂性、不定性，本文为更加直观清晰地描述此过程，将从不同类型微塑料的迁移转化和微塑料在不同生态环境中的迁移转化两方面来分别叙述。微塑料的来源十分宽泛，进而导致其种类多、数量大、分布广泛：塑料制品可分裂成微塑料；工厂排放的废气含有大量微塑料；汽车、马路等建筑材料均可释放出微塑料。而微塑料又能吸附环境中的有机物、重金属，形成复合污染物，在生态系统内迁移转化，被生物吸收到体内，被微生物、风力、日光等降解为更小的聚合物，进而产生更为深远的影响，如图2所示。

图2 微塑料在生态环境中迁移过程

2.1 微塑料在生态环境中的迁移转化

2.1.1 初级微塑料在生态环境中的迁移转化

个人护理产品（洗面奶、磨砂膏、化妆品等）、清洁产品中的磨料、钻井液和空气爆破介质[61-62]等物质中掺杂的初级微塑料大部分被冲洗并进入排水系统[63]，通过市政管网收集至污水处理厂。在污水处理过程中一部分微塑料进入污泥并填埋入土壤，另一部分微塑料随出水排入自然水体，最终汇流入海[64]。虽然污水处理厂对微塑料的去除有很好的效果，但是由于没有对微塑料进行降解处理，仅是一味地填埋，导致微塑料在环境中的含量仍呈指数级增长。芬兰赫尔辛基污水处理厂微塑料总去除率可达98%，每天却仍向水体排放约6.5×107个微塑料[65]。波兰南部多个污水处理厂总体微塑料去除率在95% 以上，污泥中微塑料丰度高达62.6×103particles/kg[66]。污水处理厂污泥聚集大量有机物、重金属，与微塑料相结合对土壤环境产生更为深远的影响。

2.1.2 次级微塑料在生态环境中的迁移转化

塑料制品、合成纺织品和橡胶制品因老化、磨损、工厂加工、洗涤、风化、紫外线照射等因素分裂出次级微塑料，部分暂时漂浮在大气，通过干湿沉降、风力运输落到土壤和水体表面，部分直接落入土壤或水体中，部分随着洗涤废水进入污水处理厂，最终与初级微塑料汇合共同在三相间迁移。此外，每年有近千万吨塑料从沿海地区迁移到海洋[18]，打捞后保守估计仍旧有30 多万吨塑料碎片残留在海面上，通过紫外线照射、波浪作用、风化、沉积物磨损破裂为次级微塑料，成为海洋微塑料的主要来源[67]。

2.2 微塑料在水环境中的迁移转化

微塑料通过排水、沉降进入河流湖泊后与水环境中因养殖、旅游业等活动而产生的次级微塑料一起汇入海洋。而海洋密度高、塑料制品密度普遍较低，导致塑料会漂浮在海面。这些塑料因长时间风吹日晒、氧化磨损、微生物分解等外力因素最终老化、破碎。老化后的微塑料比表面积相应增加，氧气与表面基团接触更广，从而能吸收更多污染物，联合成更不利于环境的复合物[68]，沉向海底。破碎后的次级微塑料粒径更小，更容易进入生物体内乃至细胞中，使得其在对生物的肝脏、肾脏、头部有一定损伤的前提下，还会改变生物细胞形态甚至调控基因表达，从而对其后代也产生一定影响[69]。

微塑料随着海水不断迁移的过程中遇到季风、环流等影响，使得迁移范围更为广泛，从而造成全球性微塑料污染。部分被生物误食的微塑料或随着食物链移动，或被粪便包裹最终作为底泥沉入海底[70]；密度高于海水的微塑料聚合物慢慢下沉堆积，侵入土壤环境，成为海底沉积物；密度低于海水的微塑料聚合物漂浮在水面，要么随波迁移直至进入海岸边，侵入土壤，要么受气流的影响进入大气环境。

2.3 微塑料在大气中的迁移转化

微塑料由于轻薄易转移的特性，因此在随气流移动的同时，移动速度很快、移动方向不定。据模型显示[71]，在大气环境中，微塑料的迁移长度可达95km。所以存在大量受到气流影响从水体而来的老微塑料与因塑料制品、纤维纺织品、合成橡胶等磨损分裂产生的新微塑料在大气汇合。由于城市塑料工业发展迅猛，产生的次级微塑料含量较高，导致市区中大气微塑料含量远高于郊区[72]。一部分空气中悬浮的微塑料随着生物呼吸与进食进入并聚集在生物体内，从而对机体造成机械损伤；另一部分微塑料通过干湿沉降再次进入水体或者侵入土壤环境，从而产生一系列不良影响。由于现如今研究时间尚少、技术尚不成熟，使得微塑料在大气中迁移转化规律和污染特性尚不明晰，未来仍需重点研究。

2.4 微塑料在土壤中的迁移转化

土壤中的微塑料大部分来源于废物填埋、水体微塑料迁移与沉降、大气中微塑料沉降等过程。虽然陆地是人类活动最为直接广泛的地区，但是土壤一般还是作为微塑料的归宿地而非来源。进入土壤中的微塑料的迁移在受到土壤颗粒移动影响的同时也会受到植物根系生长、动物活动等的影响。其中风力可以影响微塑料的横向迁移，使得微塑料在土壤里扩散；降水会影响微塑料的纵向迁移，帮助微塑料侵入地下水，从而迁移至海洋；植物根系生长和动物活动在帮助微塑料横向迁移的同时也帮助微塑料纵向迁移。总之，在不同种类生物对微塑料迁移能力影响有所差异的同时，不同类别、不同粒径的微塑料迁移能力也天差地别[73-74]。

土壤中有诸多生物的存在，由于微塑料的侵入导致其遭受不同程度的损伤。微塑料可以被植物根系吸收并顺着导管系统迁移到可被人类食用的营养区域[75]，最后通过饮食进入人体内。同样，微塑料也会通过摄食进入并聚集于生活在土壤中的生物体内。此后，一部分生物死亡微塑料得以继续留在土壤内部，另一部分生物被捕食进而顺着食物链迁移。由于陆地人类活动较多，所以土壤中含有大量重金属、有机物等，因此微塑料会在迁移过程中吸附上述污染物形成复合型有机物，在土壤中穿梭。

综上可知，微塑料可以在不同介质中任意穿梭迁移。其在生态环境中的主要迁移过程可以大致被概述为：初级微塑料先进入水体最终沉积在土壤中，次级微塑料先进入大气最终也沉降在土壤中。虽然微塑料的来源与迁移过程繁杂多样、难以捉摸，但是微塑料的归宿却很明确地指向了土壤。由于微塑料在生态系统中无处不在，导致处在其中的生物也在时刻接触微塑料。微塑料也会通过吸入、误食等方式迁移到生物体内，而微塑料难降解，不易排出，最终通过食物链聚集在人类体内。早有研究[76]在人类粪便中检测出9种不同的微塑料来证明微塑料可以进入并聚集在人体内。现如今，环境中的微塑料均是以聚合物形式存在，微塑料在运动过程中会遇到各种污染物，进而与其联合生成更为稳定、毒性更强的复合污染物，最终在生态系统中迁移[77]。此过程十分复杂多变，以如今对微塑料的模型研究很难还原全貌，所以本文仅对微塑料单体进行生态风险评价。

3 微塑料对生态系统影响的风险评价

国内外通用的微塑料风险评价方法主要包含危害指数法、污染负荷指数法（pollution load index,PLI）和潜在生态风险指数法。这三个方法可以单独对微塑料进行风险评价，也可以相互联合、相互佐证，确保微塑料的风险评价更为精确与全面。所以本文选择建立在以往研究[78-82]的基础上，对整个生态系统的微塑料污染进行综合全面地评估：通过计算微塑料的危害指数、污染负荷指数和潜在生态风险指数来进行多方面的风险评价。

3.1 危害指数

本方法建立了不同类型的微塑料对生态环境的化学毒性危险指数，有针对性地对该地区每种微塑料产生的环境影响进行量化表示，最终叠加在一起，从而以直观的形式展现出该地区微塑料对生态环境产生的危害程度。具体见式(1)[55-56,81-82]。

式中，HI为微塑料的危害指数；Pn为各微塑料聚合物类型比例；Sn为微塑料的危害得分，如表4[78]。

表4 各微塑料的危害得分

3.2 污染负荷指数（PLI）

该方法可以用来评价区域承载微塑料负荷的情况：通过结合各采样点指数算出区域承载微塑料的负荷指数，更为直观地体现该区域微塑料对环境产生的负担。与HI结合后可以更为全面地评价微塑料对该地区产生的影响，具体见式(2)～式(4)[53-56,81-82]。

式中，Cfi为i地区微塑料的污染系数；Ci为i地区微塑料的实测含量，此处选择各地采取的微塑料平均和最高丰度；C0为微塑料基线丰度[54-56,82-87]，其中地表水选取1192items/m3，土壤选取1680items/kg，大气选取29items/m3、6868items/(m2·d)和5740items/kg；PLIi为i地区的微塑料污染负荷指数；PLIzone为整个系统中总微塑料污染负荷指数；Sn为第n个被测地区。

3.3 潜在生态风险指数

该法不仅考虑到各微塑料对环境的影响，还充分反映出多种污染物对环境的综合效应，进而预测出微塑料对环境产生的潜在风险，相比前两种方法更为全面准确，具体见式(5)～式(8)[53-54]。

式中，Cfr为r地区微塑料的污染指数；Cr为r地区微塑料的实测含量，此处选择r地区采集的平均和最高微塑料丰度；Cri为标准参考值，此处与上述的C0数值保持一致；Si为微塑料i的危害得分；Pi为r地区微塑料i的丰度；Tri为r地区生态毒性响应因子，即微塑料多聚物i占总量的百分比与该多聚物危害指数的乘积总和；Eri为r地区微塑料i的潜在生态风险指数；RI为整个生态系统中全部微塑料的潜在生态风险指数；n为样品中微塑料种类数。

在分别计算出水、气、土三个生态环境中的HI、PLI、RI值后，需要对照相应的风险等级表（表5[53-56,81-82]）对各指数进行等级划分，最终得出微塑料对该生态环境的风险评价。

3.4 风险水平

本文收集了大量不同地区水、气、土中微塑料的丰度和各类微塑料占比数据（见表6～表8），经代入式(1)得出微塑料的危害指数（HI）、代入式(2)～式(4)后得出微塑料的污染负荷指数（PLI）、代入式(5)～式(8)后得出微塑料的潜在风险指数（RI），与表5进行对比后，综合得出微塑料在三相中的风险等级。此外，本文选取各地微塑料丰度平均值和最高值共同进行风险评估。

表5 风险评估等级表

表6 土壤中微塑料丰度t

续表6

表7 水体中微塑料丰度

续表7

表8 大气中微塑料丰度

续表8

3.4.1 生态系统风险评价

根据搜集的40个土壤数据计算得出以下结果。

当使用平均值计算时可知：HI为1088.6，大于1000，危害等级为V 级；PLIzone为0.5114，远小于10，负荷等级为I级；RI数值各地区均不相同，其中31个地区风险等级为低级，3个地区风险等级为中级，0 个地区风险等级为高级，2 个地区风险等级为危险，4个地区风险等级为极度危险，依据概率加权平均值计算综合风险指数，进而得出潜在生态风险指数为中级。当使用最高值计算时可知：HI为600.23，处于100～1000之间，危害等级为IV级；PLIzone为0.7512，远小于10，负荷等级为I 级；RI数值各地区均不相同，其中30 个地区风险等级为低级，0 个地区风险等级为中级，3 个地区风险等级为高级，1 个地区风险等级为危险，6 个地区风险等级为极度危险，依据概率加权平均值计算综合风险指数，进而得出潜在生态风险指数为中级。如表9、表10所示。

表9 三相风险评价表（平均值）

表10 三相风险评价表（最高值）

根据搜集的41 个水环境数据计算得出以下结果。

当使用平均值计算时可知：HI为998.4，处于100～1000 之间，危害等级为IV 级；PLIzone为0.60477，远小于10，负荷等级为I 级；RI数值各地区均不相同，其中30 个地区风险等级为低级，0 个地区风险等级为中级，3 个地区风险等级为高级，0 个地区风险等级为危险，8 个地区风险等级为极度危险，依据概率加权平均值计算综合风险指数计算得出潜在生态风险指数为中级。当使用最高值计算时可知：HI为801.5，处于100～1000 之间，危害等级为IV 级；PLIzone为1.00587，远小于10，负荷等级为I 级；RI数值各地区均不相同，其中28个地区风险等级为低级，1个地区风险等级为中级，1 个地区风险等级为高级，2 个地区风险等级为危险，9个地区风险等级为极度危险，依据概率加权平均值计算综合风险指数得出潜在生态风险指数为中级。如表9、表10所示。

而搜集的38 个大气环境微塑料丰度数据由于单位不同，需再分为三类计算：①items/(m2·d)；②items/m3；③items/kg。

使用平均值计算时，当微塑料丰度单位是items/(m2·d)时：计算得出HI为403.5，小于1000，危害等级为IV 级；PLIzone为0.3797，远小于10，负荷等级为I 级。当微塑料丰度单位是items/m3时：计算得出HI为35.6，小于100，危害等级为III 级；PLIzone为0.2383，远小于10，负荷等级为I级。当微塑料丰度单位是items/kg时：计算得出HI为652.6，小于1000，危害等级为IV 级；PLIzone为0.2984，远小于10，负荷等级为I级。综合来看，大气中微塑料危害等级为IV级，负荷等级为I级。此外，RI数值各地区同样各不相同，其中29 个地区风险等级为低级，0 个地区风险等级为中级，3 个地区风险等级为高级，2 个地区风险等级为危险，4 个地区风险等级为极度危险，依据概率加权平均值计算综合风险指数进而大致得出潜在生态风险指数为中级。当使用最高值计算时可知，当微塑料丰度单位是items/(m2·d)时：计算得出HI为265，小于1000，危害等级为IV 级；PLIzone为0.50174，远小于10，负荷等级为I级。当微塑料丰度单位是items/m3时：计算得出HI为82，小于100，危害等级为III 级；PLIzone为0.39356，远小于10，负荷等级为I 级。当微塑料丰度单位是items/kg时：计算得出HI为650，小于1000，危害等级为IV 级；PLIzone为0.402，小于10，负荷等级为I级。综合来看，大气中微塑料危害等级为IV级，负荷等级为I级。此外，RI数值各地区同样各不相同，其中26 个地区风险等级为低级，1 个地区风险等级为中级，2 个地区风险等级为高级，3 个地区风险等级为危险，6 个地区风险等级为极度危险，依据概率加权平均值计算综合风险指数，进而大致得出潜在生态风险指数为中级。如表9、表10所示。

微塑料在环境中平均丰度和最高丰度的计算结果均指向一个现状：虽然微塑料会给环境造成很恶劣的影响，但是以如今微塑料在环境中的含量来看，其尚未对生物、生态系统造成负担，潜在风险较低，在生态系统自我修复的能力范围内。由表9、表10可知，微塑料对水和土壤环境的威胁不相上下，对大气环境的危害程度较低，因此人们现在将目光更多地放在水体和土壤环境中，反而对与人类密切接触的大气环境关注较少。由表6～表8可知，尽管微塑料在三相中的含量差别较大，水体、土壤作为微塑料的主要来源与归宿地含量比大气这一微塑料暂时停留场所要高很多，但是三者计算得出的总体风险评价却因风险水平较低而相差无几，见表9、表10。

3.4.2 2100年环境风险演化预测

在选取微塑料丰度计算时，为增加风险评价的全面性和可靠性，本文特意选择各地丰度的平均值和最高值进行比较，最终能很明确地得出微塑料尚未对生态系统造成影响的结论。但是如果未来环境中微塑料丰度仍保持如今一般呈指数增长的同时，各国对塑料依旧不引起足够的重视去管控的话，保守预计到2100 年全球微塑料的丰度会提升50 倍[159]。此时计算出微塑料在土壤中的PLIzone为5.31，负荷等级为I 级，依据概率加权平均值计算综合风险指数，估算总体风险等级为高度；微塑料在水体中的PLIzone为7.11，负荷等级为I级，依据概率加权平均值计算综合风险指数估算总体风险等级为高度；微塑料在大气中的PLIzone分别为3.55、2.78、2.84，平均负荷等级为I 级，依据概率加权平均值计算综合风险指数估算总体风险等级为高度。而HI的计算方法不涉及微塑料在环境中的丰度，所以保持不变。由此可知，预计在2100 年（表11），微塑料虽然仍未对环境造成肉眼可见毁灭性的危害，但是已经带来极大的风险，导致很多潜在的影响，积累到一定程度后必然会大规模爆发。所以现在应给予微塑料污染足够的重视，提前预防并治理微塑料，尽量将影响降至最低。

表11 2100年三相风险评价表（最高值）

4 微塑料的强化降解及风险阻控措施

通过本文对微塑料的整体风险评价可知，微塑料对生态环境的潜在威胁极高，所以应趁其尚未对环境造成不可逆转的破坏、对人类生命财产造成不能挽回的影响之前，在减少塑料生产的同时积极降解环境中残留的微塑料，提前对微塑料进行阻控，将风险降到最低。现如今最常用的微塑料降解方法有物理化学法、热化学法、生物降解法等[160]。这些方法各有优缺点[160-161]：物理化学法在高效、有前景的同时，处理费用却较为昂贵，过程较为复杂，很难大范围应用；热化学法虽然可以大范围混合处理各类微塑料，可以提供能源，但是其耗能极高，会产生大量污染物；尽管生物降解法能在耗能低、环保的同时保证对微塑料的处理效果，但是其处理速度却较为缓慢。大量研究表明，虽然动、植物、微生物乃至酶都对微塑料有一定的降解能力，但是生物降解后的产物成分十分复杂，对环境仍可能会有一定危害[162]。此外，生物降解微塑料具有极高的针对性，不同的微塑料需要由相应的生物进行降解，才能在达到理想效果的同时生成的产物对环境没有影响。综合可知，现在微塑料降解仍处于不成熟阶段，后续仍需提升。例如，已经发现多种微塑料均可以以TiO2为催化剂进行光催化降解[163-165]。此外，使用超临界水对微塑料进行热降解可以将微塑料转变为燃料提供能量，与传统的焚烧相比更为节能，产生的有害气体也更少，处理效率更高[166]。同时，也可根据各类降解方法的特点将其组合使用[165]：利用物理化学法对微塑料进行预处理，将其分解为单体，而后使用生物降解，从而达到更快、更有效、更节能的目的。

综上可知，微塑料降解还有很多技术难点要攻克，以现在的研究水平很难将微塑料大规模高效率无害化处理，更不要说将分散到全球各地的连肉眼都难以辨别的微塑料集中回收。通过降解环境中的微塑料来缓解其污染，在费时费力浪费资源的同时，还可能会给环境带来更大的负担，效果往往也不尽如人意。然而中国科学院却另辟蹊径，制作出一种可被海水降解为水和二氧化碳的塑料，可从源头上减少微塑料的产出[167]，也给人们带来从源头治理微塑料污染的新思路。综合本文调查数据可知，土壤和水体中的微塑料含量远远高于空气中的微塑料，其中土壤中微塑料主要来源于污泥填埋[66]和大气沉降；水体微塑料主要来源于陆地迁移[18]和废水排放[65]。所以在采用源头治理来控制微塑料时应从以下几个方面努力：①我国虽然是塑料生产大国，但是污水处理厂去除微塑料效果却低于70%[168-169]，使得大量微塑料得以进入水体，所以现如今污水处理厂应将微塑料也纳入着重处理的范畴内，积极提高微塑料去除技术；②污水处理厂的废弃污泥应利用上述物化生方法将其中的微塑料以最大程度去除后再进行填埋；③尽量减少生产塑料制品、合成纤维和个人护理产品等易产生微塑料的物质，做到用多少产多少，不铺张浪费、过多产出；④加大力度研发能代替橡胶、个人护理品、纺织品等能产生微塑料的添加剂；⑤呼吁公民将垃圾分门别类地放到垃圾桶内，在减少塑料大规模进入环境分裂成微塑料的同时，能更加有针对性地对（微）塑料进行统一降解；⑥呼吁大众减少塑料制品的使用，尽量用玻璃制品及布袋等代替塑料；⑦严格把控工厂生产的化妆品、洗漱用品等中微塑料的含量。由于大气中的微塑料难以长久停留，只可暂时沉降，而人类活动均离不开陆地，所以寄希望于清除大气和土壤中的微塑料往往事倍功半，但水环境在没有人类干扰的同时，大量微塑料最终的归宿也是海底。因而对于环境中已有的微塑料而言，应先去监测、排查、管理水体中的微塑料，并对不同地区、不同种类的水体采取对应的治理措施。

5 结语与展望

微塑料在水、土、气三相间的迁移过程大致为：微塑料自产出那一刻便开始在三相间、生物体内不断穿梭，整体呈现水体为源头与传播途径、大气环境为传播介质与暂时停留场所、土壤为最终归宿的趋势。随着对微塑料检出频率和检出丰度的不断报道，其对环境的潜在风险也引起了广泛的关注。虽然目前微塑料在环境中的风险水平尚未造成显著的影响，但因其风险累积增长速度迅猛，因此需要采取一定的管控措施以降低其风险水平，大致概括为：以源头使用管控为主，微塑料集中收集处理和强化环境降解为辅。

尽管现在微塑料已受到诸多关注，但是对微塑料的认知仍旧十分浅显：无论是对微塑料与环境中各类污染物吸附结合过程的了解，还是微塑料在大气中具体迁移转化过程的认知均停留在表面。然而在微塑料迅猛增长的时代，尚未形成具体、贴切的微塑料风险评估模型，使得人们对微塑料在生物体内乃至对生态环境造成的影响尚不能准确把控。今后的重点应将目光聚焦到完善微塑料风险评价模型，进而去思考如何管控微塑料风险，降解环境中已有微塑料，探讨如何利用微塑料吸附特性协同去除环境中其他微量有毒有害污染物，实现环境综合修复。