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大气微塑料的分析方法、赋存特征和迁移规律研究进展

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张睿轩, 李巧玲, 王康, 郑锦莎, 吴亚梅, 徐笠. 大气微塑料的分析方法、赋存特征和迁移规律研究进展[J]. 环境化学, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
引用本文: 张睿轩, 李巧玲, 王康, 郑锦莎, 吴亚梅, 徐笠. 大气微塑料的分析方法、赋存特征和迁移规律研究进展[J]. 环境化学, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
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ZHANG Ruixuan, LI Qiaoling, WANG Kang, ZHENG Jinsha, WU Yamei, XU Li. Occurrence characteristics, migration, and methodological progress of microplastic in the atmosphere[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
Citation: ZHANG Ruixuan, LI Qiaoling, WANG Kang, ZHENG Jinsha, WU Yamei, XU Li. Occurrence characteristics, migration, and methodological progress of microplastic in the atmosphere[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
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大气微塑料的分析方法、赋存特征和迁移规律研究进展

  • 1.

    中北大学理学院，太原，030051

  • 2.

    北京市农林科学院，质量标准与检测技术研究所，北京，100097

  • 3.

    农产品产地环境监测北京市重点实验室，北京，100097

    • 通讯作者: E-mail：xuliforever@163.com
  • 基金项目:
    北京市农林科学院创新能力建设项目(KJCX20220414)资助

Occurrence characteristics, migration, and methodological progress of microplastic in the atmosphere

  • 1.

    School of Science, North University of China, Taiyuan, 030051, China

  • 2.

    Institute of Quality Standard and Testing Technology, Beijing Academy of Agriculture and Forestry Sciences, Beijing , 100097, China

  • 3.

    Beijing Municipal Key Laboratory of Agricultural Environment Monitoring, Beijing, 100097, China

    • Corresponding author: XU Li, xuliforever@163.com
  • Fund Project: the Science and Technology Innovation Project of the Beijing Academy of Agriculture and Forestry Sciences (KJCX20220414).

摘要

  • 摘要: 微塑料可以进入土壤、淡水、海洋和大气环境，并在不同环境之间动态循环。近期许多研究表明微塑料可以随大气运动进行远距离运输。本文通过文献调研，对大气中微塑料常用的分析方法、物理化学特征、污染来源和迁移规律进行系统性的梳理。结果表明，目前微塑料的表征手段以光谱分析辅助视觉分析法为主。研究区域集中在大型城市及其近郊，形状以纤维和碎片为主，大小主要分布在500 μm以下，颜色以黑、白、透明为主，化合物类型与环境中污染物来源直接相关。大气微塑料的主要来源是纺织品和大块塑料的老化破碎，研究中主要采用HYSPLIT后向轨迹模型，利用气象数据计算污染物迁移路径，来推测其排放源。目前对于大气微塑料研究刚刚起步，研究体系尚未确立，急需确立采样方式和定量分析标准规则，建立高效、低成本的研究方法。
    Abstract: Microplastics enter soil, freshwater, marine, and atmospheric habitats, where they circulate actively amongst them. Several recent investigations have discovered that microplastics can travel considerable distances in the atmosphere. However, currently research on atmospheric microplastics is in its early stages, with no study framework in place. It is therefore necessary to develop efficient and low-cost research techniques, as well as sample procedures and standard criteria for quantitative analysis. in this study the analysis methodologies, physical and chemical characteristics, pollution sources, and migration laws of microplastics were comprehensively reviewed in the atmosphere of large cities and suburbs using various literature statistics. The results reveal that spectral analysis assisted visual analysis is the primary approach of microplastic characterization. The microplastics found were primarily fiber and debris, with a size distribution of less than 500 μm and a color range of black, white, and translucent. The sources of microplastic pollutants in the environment are thought to be directly tied to compound type, such as textiles, as well as the ageing and shattering of large plastics. Where, the migratory path of pollutants and the source of emissions were detect using widely practiced HYSPLIT backward trajectory model using meteorological data.

  • 塑料的商业生产始于20世纪50年代[1]，现广泛应用于包装、医疗、农业等行业，仅2019年全球塑料产量就高达3.68亿吨[2]。塑料在光照辐射、机械磨损、风化侵蚀、动物和微生物的作用下，可逐渐分解成粒径更小的塑料颗粒[3]。微塑料(microplastics, MPs)的概念最早出现在2004年Science发表的一篇文章[4]，定义为粒径小于5 mm的塑料颗粒[5]，粒径小于100 nm的被称为“纳米塑料”(nanoplastics, NPs)[6]。MPs通过大气、洋流等作用在全球范围内长距离运输[7]，并在环境中持续存在和积累。水体[8]、沉积物[9]、土壤[10]、大气[11]甚至深海和极地都能检测到MPs[7]。尽管多项研究回顾了MPs在水环境中的发生、分布、生态风险及水体MPs与其他污染物的环境地球化学行为[8, 12-13]，但关于陆地MPs的综述论文却很少[14-15]。陆地MPs是海洋MPs的主要来源，其MPs污染程度可能是海洋的4—23倍[16]。土壤作为陆地系统中MPs的汇[17]，对MPs的储存和转移起着至关重要的作用[18]。因此，充分认识MPs在土壤环境中的丰度、来源、迁移和生态毒性对于科学评估和源头控制土壤MPs污染十分关键。

    在Web of Science核心数据库中以“microplastics”和“soil”为关键词进行了搜索(截至2021年8月21日)，产生了608篇文献。通过共现网络分析(图1)，发现土壤环境MPs的研究始于2016年，相关研究主要包括：1)土壤类型，全球学者普遍注重农田土壤MPs的研究；2)MPs的来源，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥料的施用、污水灌溉和地膜覆盖等；3)MPs的分析方法，包括采样、分离(筛分、密度分离、消解等)、鉴定(目检法、光谱法、热解质谱分析法等)；4)土壤MPs的丰度、类型(如聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS))、形状(如纤维、薄膜、碎片、颗粒等)；5)MPs的生物效应，包括对植物、动物和微生物的影响。由此可见，MPs的来源、种类、分布、检测方法及生态健康风险是当前土壤MPs污染研究的热点方向。已发表的文献中，Praveena等[19]、陈雅兰等[20]较为全面的综述了土壤中MPs的提取与鉴定方法，郝爱红等[14]、Zhao等[15]从土壤中MPs的来源、迁移、分析方法、污染特征和生态风险等方面入手，揭示了土壤MPs的归宿和生态风险，但有关土壤MPs与多种有害污染物共同暴露的生物毒性、土壤中老化或降解MPs的生态风险鲜有报道。有学者对全球土壤MPs污染做了简单的总结[17, 21]，但所收集的数据不够全面。因此，本文在总结最新国内外研究进展的基础上，从土壤环境中MPs的来源、丰度、迁移及其生态健康风险方面进行了综述，并提出了相关领域未来的研究重点。相比先前的研究，本文更加全面的总结了土壤中MPs的丰度，通过绘制分布图以更加直观的形式展现了全球土壤MPs污染，并将土壤老化/降解MPs的生态风险以及MPs的复合污染毒性和潜在生态风险展开了系统地回顾和展望，填补该领域综述论文的空白。本文将为评估土壤MPs潜在的生态健康风险提供有价值的参考。

    图 1  已发表论文中以“微塑料”、“土壤”为关键词的共现网络分析图[22]。
    Figure 1.  Co-occurrence network analysis of published research papers with “microplastics” and “soil” as keywords
    每个节点(关键词)大小与其出现频次成正比，连线颜色表示论文发表年份，数据截至2021年8月21日
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    1.   土壤MPs的来源、丰度和迁移 (Source, abundance and migration of soil MPs)

    1.1   土壤MPs的来源

    土壤中MPs的来源十分广泛(图2)，人们日常生活(如未合理处置的塑料垃圾)和农业活动(如污泥堆肥、有机肥施用、地膜覆盖及农田灌溉等)产生的MPs会直接进入土壤[23-26]，或通过地表径流[27]和大气沉降[28]间接输送到土壤环境。

    图 2  土壤中MPs的来源与迁移
    Figure 2.  Origin and migration of MPs in soil
    (红色和黑色箭头/文字分别表示MPs的来源和迁移路径)
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    1.1.1   未合理处置的塑料垃圾

    土壤中存在着与水环境类似、种类繁多的MPs碎片[29]，它们与塑料污染密不可分。根据目前的塑料废弃物管理趋势预测，2050年全球产生的塑料垃圾中将有120万吨进入垃圾填埋场或自然环境[30]，必然会对生态环境造成影响。日常生活使用的一次性塑料袋/瓶、口罩/手套、衣服等均含有塑料，如使用后被随意丢弃在路边或非法倾倒地点[31]，会造成附近土壤塑料污染。作为塑料垃圾的重要组成部分，塑料袋全球每年的消费量约为5000—10000亿个，其中900多亿个塑料袋不可回收[32]，可在环境中老化降解生成MPs。自2020年新冠疫情爆发以来，大量一次性口罩排放到环境中。据估计，2020年全球生产的一次性口罩约520亿个[33]。每片新口罩中可释放（183.0±78.4）个MPs，而使用过的口罩因附着了空气中的MPs会释放更多的MPs(每片（1246.6±403.5) 个) [34]。由此，未合理处置的一次性口罩引起的土壤塑料和MPs污染不容忽视。

    1.1.2   污泥堆肥的长期积累

    污泥堆肥可能导致土壤MPs的增加[24]。生活废水经污水处理厂，可大大减少MPs(去除率约99%)向水环境直接排放[24]，但未被处理的MPs通常积聚在污泥中[35]，由于污泥含有丰富的N、P、K等营养元素[36]，许多地区将污泥用作农田肥料[24]，MPs便由此进入土壤。不同国家污泥中MPs的含量与经济发展水平、人口密度和废物处置等因素有关[37]。对于经济发达、人口密度高的国家，因使用药品、个人护理品(PPCPs)及洗衣产生的污水量大[38]，污泥中MPs的含量相应较高。在欧洲和北美地区，每年通过污泥堆肥进入农田的MPs分别有约6.3×104—4.3×105和4.4×104—3.0×105吨[39]。土壤MPs的丰度随污泥施用量的增加而增加[24]。研究发现，在农田中仅施用一次污泥，15年后该区域土壤中仍可检测出塑料纤维[40]，表明MPs在土壤中难以降解，会产生持久性污染。

    1.1.3   有机肥料的施用

    有机肥料的重复施用除了会引起重金属和抗生素等污染残留[41]，还会导致土壤MPs污染，而后者常常被人们忽视[42]。研究发现，有机肥中普遍含有的MPs可能来自运输饲料的塑料管道、储存消毒剂或抗生素的塑料瓶[43]。江西鹰潭，猪粪中MPs的平均年丰度约为（1250±640）个·kg−1(干重)，施用了猪粪的农田中MPs的年均累积量约为（1.25±0.61）个·kg−1[42]；施用猪粪22年后的农田中MPs丰度（(43.8±16.2)个·kg−1)明显高于未施用猪粪的农田（(16.4±2.7)个·kg−1)[42]。德国是全球对肥料质量要求最严格的国家之一，但每年通过施用有机肥进入农田的MPs高达3.5×1010—2.2×1012个[26]。我国作为有机肥生产和使用大国，据估计，我国每年通过有机肥进入农田土壤中的MPs可达52.4—26400吨[3]。但该数据仅仅基于德国波恩、斯洛文尼亚等地区关于有机肥中塑料污染的报道[23, 26, 44]，并结合我国有机肥每年实际施用量(2200万吨左右)来进行估算的，该估算忽略了粒径小于0.5 mm的MPs，且缺乏我国有机肥中关于MPs丰度的报道，因此，未来的研究中还应多关注我国有机肥中MPs的污染情况，以便全面评估我国通过有机肥进入土壤的MPs量。

    1.1.4   农业灌溉和地表径流

    农业灌溉是MPs进入土壤的又一重要途径。据统计，全球每年生活污水产生量超过356 km3，处理后的出水中有23.8 km3主要用于农业灌溉[45]。生活污水中含有大量源于PPCPs和衣物的MPs。虽然常规的处理工艺可有效去除污水中绝大部分MPs，但出水中仍有残留的MPs通过农业灌溉进入土壤环境[15]。在部分水资源匮乏的国家，未经处理的污水也会被用于灌溉农田[23]。据报道，全球约有3.6×105 km2的农田是使用未处理或者部分处理的生活污水进行灌溉的[46]，必然会向土壤中输入更多的MPs。此外，天然水体中也存在MPs，例如：我国长江水中MPs高达6.6×103个·m−3[47]，珠江水中MPs的丰度介于397—7924个·m−3之间[48]，即使在偏远的内陆湖泊沿岸也有大量MPs存在，如青藏高原湖泊中MPs丰度可达（625±411）个·m−3[49]。这些水环境中的MPs也可通过灌溉或随地表径流进入土壤环境中。随着研究的深入，人们开始对生态环境敏感区(如青藏高原[49]、沙漠[50]、黄土高原[51])MPs污染进行研究，作为东南亚多条河流重要发源地的青藏高原，无处不在的MPs可能使其污染范围不断扩大到其他水系，或通过地表径流进入土壤环境，而该地区生态环境脆弱，存在调查难度大、恢复年限长等问题，未来的研究应该更加注重生态环境敏感区MPs污染及其健康风险评价。

    1.1.5   地膜的广泛应用

    地膜是农田土壤MPs污染的重要来源[23, 25]。2016年全球农用塑料薄膜市场交易量为400万吨，预计到2030年将以每年5.6%的速度增长[25]。全球约有1.29×105 km2的农田覆盖有地膜[52]，我国地膜使用量最大，占全世界地膜覆盖面积的90%[17]。从田地中去除地膜费时费力，大量被残留的地膜在阳光辐射等作用下逐步破碎裂解，形成MPs[29]。农田土壤中MPs的含量随覆盖时间的延长逐渐增加[17]。在我国石河子市，随着地膜连续覆盖时间从5年增加至30年，MPs丰度从10.10 mg·kg−1增加到了61.05 mg·kg−1[53]。目前，大力研制与推广的环保型可降解地膜是解决塑料污染最有效的途径，但研究表明，MPs对污染物(如抗生素、农药等)的吸附能力大小排序为：老化可降解MPs>可降解MPs>非可降解MPs，且老化程度越高对污染物的吸附量越大[54-55]，在这种情况下可降解地膜的使用，特别是地膜在环境中不可避免的老化行为，可能会给环境带来更大的生态危害，在未来的农业发展中应该重视这一问题。

    1.1.6   大气沉降输入

    土壤MPs也有部分来自大气中悬浮的塑料颗粒。多项研究表明，大气中存在MPs，如南海西北部大气中MPs的丰度为（0.035±0.015）n·m−3[56]。大气中的MPs主要来源于建筑材料、纺织品磨损、灰尘、道路油漆、轮胎和制动器磨损[57]。轮胎磨损产生的MPs主要来自各种车辆，全球车辆轮胎磨损的MPs排放量为人均0.81 kg·a−1[58]，飞机轮胎磨损释放的MPs相对较少，约占荷兰轮胎磨损MPs排放总量的2%[58]。空气中密度小的大塑料颗粒和MPs可通过大气沉降和风力传输沉积在城市或乡村陆地表面[59]，还可传输到偏远、人烟稀少的地区[28]。据报道，我国烟台市大气MPs沉降通量达1.5×105个·(m2 a)−1[60]；法国巴黎大气MPs沉降通量达2—355个·(m2 d)−1，且该地区每年有3—10吨的纤维被大气沉降物沉积[59]。由此可见，大气沉降是MPs沉积到陆地的重要途径。值得思考的是，粒径小于50 μm的MPs可以重新悬浮到大气中[61]，增加人体吸入MPs的风险，而多数国家并没有将大气中的MPs作为空气污染的一部分进行监测，为了明晰MPs对人类健康构成的潜在风险，将MPs纳入空气污染的监测范围迫在眉睫，尤其是在MPs污染严重的大城市。

    总体来看，国内外大量关于土壤中MPs的来源研究仅停留在对来源的简单陈述，只有少部分做了MPs的溯源追踪方法。目前，环境中MPs的溯源方法主要集中于水体和沉积物，通过非仪器分析法(目视分析法、密度分析法、灼烧分析法等)从MPs的颜色、形状、密度等特性初步判识MPs的外观及用途[62]，或通过仪器检测(光谱分析法、显微分析法、色谱质谱分析法等)判识MPs的化学成分及结构[63]，两者相结合可追溯环境中MPs的来源。从已有研究成果来看，土壤MPs的溯源依旧没有可靠且简单易行的检测方法。值得注意的是，进入到环境的塑料碎片和MPs，由于各种物理化学作用，最终会破碎形成NPs，更小的粒径以及颜色、形状等特性不够显著增加了对MPs来源追溯的难度，因此亟需建立适合更小粒径的NPs的检测方法和理化指标。

    1.2   土壤MPs的迁移行为

    MPs在土壤中可发生水平和垂直迁移[64]，其迁移行为受土壤和MPs理化性质的影响[21, 65]。土壤的理化性质(包括孔隙度、土壤质地、矿物和腐殖质含量等)对MPs的迁移有重要影响。土壤的孔隙大小由其质地决定，可直接影响MPs的迁移[30]，砂土表面的MPs在渗透作用下可垂直迁移至距地表1.5—7.5 cm的土壤中[66]。由于土壤裂缝，干燥气候可能会加速MPs向下移动[66]。土壤矿物和腐殖酸共存时会增加MPs的垂直传输距离(9—10 cm)[67]。Wu等[68]发现, PS微球的迁移能力随土壤矿物(Fe/Al氧化物)含量的增高而降低，这是由于带负电的MPs与带正电的Fe/Al氧化物发生静电吸引所致。此外，MPs的特性(包括粒径、形状、电荷和表面化学等)也会影响其在土壤中的迁移。当MPs的粒径小于土壤孔隙尺寸时，MPs能通过土壤孔隙和裂缝向下移动，粒径小的MPs也容易被土壤动物摄食而转移到更深层的土壤中[69-70]。由于MPs与土壤团聚体的相互作用不同，不同形状的MPs可能对土壤中MPs的迁移产生阻塞作用影响其迁移行为[65]。如：塑料微球和微粒比微纤维更易下移到土壤深层，因为微纤维与土壤颗粒缠结形成土块后无法迁移[71]。高密度的MPs(如PET(聚对苯二甲酸乙二醇酯))可能会因重力作用而促进其在土壤中的迁移[72]。表面含有羧基、磺酸基、低密度氨基官能团的PS微球，比含有高密度氨基官能团的PS微球更易在海沙中迁移，这是由于带正电的高密度氨基MPs与带负电的沙粒之间存在静电吸引，从而阻碍MPs的迁移行为[73]。

    除了在土壤内部迁移外，土壤中的MPs也会在风力、气流、地表径流等作用下迁移到空气和水等环境介质中[64, 66]。土壤表面的MPs尤其是微纤维等轻质塑料颗粒，可以被风和气流抬升到空气中，最终长距离传播到其他陆地或地表水中[59]。此外，地表径流可促使MPs进入深层土壤甚至含水层。据报道，澳大利亚维多利亚州地下水中MPs的平均丰度为38个·L−1[74]，向地下水迁移的MPs可能带来新的环境问题，但目前仍缺乏对地下水MPs污染的环境风险预测、评估和防控研究。

    1.3   全球土壤环境中MPs的丰度

    我们收集了全球不同地区土壤环境中检出的MPs的理化性质和丰度，绘制了图3。目前，虽然只有少量研究报道了土壤环境中MPs的丰度情况，但可看出MPs广泛存在于多种土壤中(如农业土壤、公园土壤、湿地土壤、沙漠土壤等)，其丰度从几个·kg−1到数万个·kg−1不等，多数地区土壤MPs丰度在0—5×103个·kg−1之间，粒径大多小于1 mm[75-77]；MPs形状有纤维、薄膜、碎片、颗粒等，PP、PE、PS是土壤中最主要的聚合物类型。土壤环境中MPs的丰度普遍高于水和沉积物中的[8]，说明土壤环境是MPs重要的汇。在全球范围内，亚洲、欧洲、北美、大洋洲的土壤环境中都发现了MPs，且不同地区丰度差异较大。从图3中可看出，智利梅利皮利亚县田地因长期施用污泥导致土壤MPs丰度高达18000—41000个·kg−1，明显高于其他地区[24]；西班牙东南部穆尔西亚蔬菜农田土壤和墨西哥坎佩切家庭花园土壤中也检测到了数量较高的MPs，丰度分别为（2116±1024）个·kg−1和（870±1900）个·kg−1[78-79]；但德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州农田表层土壤中MPs仅有（5.8±8）个·kg−1[80]，且该国弗兰科尼亚中部农田中MPs的丰度最低，仅为（0.34±0.36）个·kg−1[81]。

    图 3  文献报道的全球部分地区土壤环境MPs污染情况
    Figure 3.  MPs pollution of soil environment in some regions of the world reported in the literatures
    (数据更新于2021年10月，没有标记的区域不代表没有MPs污染)
    (Updated in October 2021, unmarked areas do not represent no MPs contamination)
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    作为最大的塑料生产国和消费国[82]，我国土壤MPs污染引起了越来越多的关注。在我国大多数受人为活动影响较少的土壤中MPs含量较低，如山东东营黄河三角洲湿地无植物覆盖的土壤和长江沿岸休耕的土壤中MPs丰度仅为60个·kg−1[83]和（28.4±22.0）个·kg−1[84]；但农业土壤中MPs的含量通常较高，如:云南滇池柴河流域土壤MPs丰度为7100—42960个·kg−1[85]；湖北武汉、山东寿光的农田土壤中也含有较高丰度的MPs(4.3×104—6.2×105、275—4165个·kg−1)[76-77]，这可能是塑料地膜老化降解、污泥施用和污水灌溉所致。而少数地区如黄土高原[51]、上海菜地[75]等农田土壤中MPs丰度较小。在工业活动频繁的地区，也可能会引入较高丰度的MPs，广东贵屿电子废物拆解区土壤中MPs的丰度达34100个·kg−1[86]。沿海地区可通过海水养殖、旅游和港口建设等活动引入大量MPs[87]。一些偏远地区也存在少量MPs，可能是通过游客活动、卡车轮胎磨损和农用地膜引入的[88]，或与大气传输有关。

    土壤中MPs的垂直分布没有明显的规律[76]。例如我国上海郊区[75]、山东寿光[76]和德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州[80]农田中表层土壤MPs丰度高于深层土壤MPs丰度，黄土高原[51]、山东胶州湾菜地和果园土壤[89]、毛里求斯农业土壤[90]中深层土壤含有更多的MPs，而我国云南滇池柴河流域农田[85]和墨西哥家庭花园[79]的表层和深层土壤MPs含量无显著差异。不同地区土壤MPs垂直分布可能会受到土壤翻耕、地表径流等因素的影响[51]，动物的摄食和排泄行为也可能影响MPs在表层和深层土壤之间的垂直转移[58, 64]。此外，少数研究还报道了土壤质地、植被覆盖、栽培时间、恢复年限等与MPs丰度的关系[50, 76, 85]。例如: 我国山东寿光的农业土壤和砂质壤土中MPs丰度显著高于粉质壤土[76]，毛乌素沙漠土壤MPs丰度高于草地和林地[50]；设施栽培时间>25与<10年的农田土壤中MPs丰度差异不显著，表明早期的设施栽培措施导致土壤中MPs的累积数量不高[85]。由此可见，土壤中MPs无处不在，不同地区土壤MPs污染水平之间的差异是人类农业活动、工业生产等因素共同作用的结果。值得注意的是，已有研究采用的分离、计数MPs的方法不一，在单位上也有区别，可能会低估或高估了土壤中MPs的真实污染水平。因此，未来的研究亟需建立土壤MPs分离和检测标准。在深层土壤中，MPs受阳光辐照的影响减小，且可降解塑料的微生物种群较少[91]，这意味着土壤深处MPs的老化降解可能减慢，其持久性可能会更长。那么，除了表层土壤，检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤中MPs的污染状况。

    2.   土壤MPs污染的生态健康风险（Ecological health risks of soil MPs pollution）

    土壤MPs可通过多种途径对生态系统构成潜在威胁(图4)。MPs的存在可直接影响土壤动植物、微生物的生长[92-94]，后经食物链的积累和传递可能对人体健康构成潜在威胁[79]。土壤MPs在土壤环境中能够吸附多种污染物质(如重金属、抗生素、农药等)[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，这会给土壤动植物的生长带来极大的危害，而土壤环境中的MPs大多处于老化/降解状态，较原生MPs对污染物表现为更高的吸附能力[97]，可能会对土壤生态系统构成更大的威胁。

    图 4  土壤MPs污染的生态健康风险
    Figure 4.  Ecological health risks of soil MPs pollution
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    2.1   MPs对陆生植物的影响

    MPs进入农业土壤会对植物产生暴露，阻塞种子孔隙、限制根吸收水和养分[92]，影响植物的芽高、生物量和发芽率等[98-100]。Bosker 等[101]发现，绿色荧光塑料颗粒(50、500、4800 nm, 107个·mL−1)因堵塞种子的荚膜孔道会限制水芹种子发芽。而含PP、高密度聚乙烯(HDPE)、低密度聚乙烯(LDPE)和PET的土壤MPs能促进番茄植株的生长，但会延迟结果和降低果实产量[102]。MPs还可通过改变土壤结构、容重、持水能力和营养成分[103-104]，间接影响植物根系性状、生长状态和养分吸收[99, 105]。de Souza Machado等[100]发现，MPs污染使得土壤容重降低，通气增加，有助于植物根系渗透到土壤中。然而，MPs(如微纤维)也会缠住幼根，阻碍幼苗的生长[92]。

    MPs对植物生长的影响与其类型、暴露浓度、粒径等因素有关。de Souza Machado等[105]发现，PA、PE、HDPE、PP(均为2.0%)均会改变大葱的生物量、元素组成和根系性状，其影响程度因聚合物类型而异。Boots等[98]对比研究了生物降解的聚乳酸(PLA, 65.6 μm, 0.1% W/W)和难降解合成纤维((丙烯酸(AA)和尼龙混合物), 0.001% W/W)对黑麦草发芽的影响，发现两种MPs均会降低发芽率，PLA还会降低芽高。Qi等[99]也报道了类似的结果，即1%的淀粉基生物降解塑料和PE均抑制了小麦生长，且前者比后者的抑制作用更强。由此，生物降解材料来源的MPs对植物可能产生更强的毒性效应，值得进一步研究。一些研究表明粒径大小不同的MPs对植物的影响也不同，与5 μm PS(10、50、100 mg·L−1)相比，100 nm PS对蚕豆的生长抑制作用、遗传毒性和氧化损伤更强[106]。但目前，对于MPs在植物中的积累和转运以及对植物的毒性作用和机制等的认识仍不清楚。

    2.2   MPs对陆生动物的影响

    MPs被动物摄入后会影响其摄食行为、生长和繁殖[107]。与水生动物相比，MPs对陆生动物影响的生态毒理学研究非常有限，且主要集中在无脊椎动物(如蚯蚓)[93]。已有研究证实MPs暴露对蚯蚓的毒性作用主要包括抑制生长、体重减轻、肠道损伤、免疫响应、肠道微生物群落的改变，以及死亡率增加[70, 108-109]。少数研究报道了土壤MPs也会影响蜗牛[110]、土壤线虫[111]、小鼠[112]等的健康。MPs对动物的影响存在剂量-效应关系。Huerta Lwanga等[107]发现，0.2%的PE(<150 μm)对蚯蚓(Lumbricidae)的生长和存活没有影响，但较高的添加量(1.2%)有抑制作用。Cao等[108]同样发现，低剂量(≤0.5%)的PS(58 μm)对蚯蚓生长的影响不明显，但高剂量(1%、2%)的MPs显著抑制了蚯蚓的生长，死亡率达40%。PS(0.05—0.1 μm)在高暴露量(10%)下可观察到蚯蚓肠道微生物群的明显变化[113]。虽然低浓度MPs暴露不会明显影响动物的生长和引起动物死亡，但会诱使动物组织病理损伤和免疫响应[70]。在评估MPs对动物健康的影响时，粒径是除暴露剂量之外的重要影响因素，Lei等[111]研究了不同粒径的PS(0.1、0.5、1.0、2.0、5.0 μm)对土壤线虫(Caenorhabditis elegans)的影响，发现相同质量浓度(1 mg·L−1)下1.0 μm PS暴露后土壤线虫的存活率最低。然而，对于MPs对陆生动物的潜在影响，如MPs在动物组织中的积累和运输、MPs对动物的毒性作用和机制等方面的认识仍存在空白。

    2.3   MPs对土壤微生物的影响

    MPs内含或吸附的有机物可为微生物提供碳源[21]，微生物在MPs表面定殖后形成生物膜[114]，继而构成具有特殊微生物群落组成和功能的“塑料圈”[115]。研究发现，电子拆解厂区域的MPs(如PP、聚碳酸酯(PC)和ABS)及其周围环境的细菌群落存在显著差异，这可能是因为MPs为微生物提供了新的生态位[116]，或通过改变土壤理化性质(如破坏土壤结构、降低土壤密度、改变土壤持水能力等)影响了微生物的群落结构和功能[65, 117]。添加MPs后土壤微生物群落多样性的影响研究还处于起步阶段，Huang、Judy等[118-119]认为，HDPE(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PVC(<2 mm, 0.01%、0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PET(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)和LDPE(2 mm×2 mm, 0.076 g·kg−1)的存在并没有显著改变土壤微生物群落的丰度和多样性。但也有研究发现土壤中添加低或高浓度(1%、5%)的LDPE(678 μm)和高浓度(5%)的PVC(18 μm)均显著增加了β变形杆菌目(Betaproteobacteriales)和假单胞菌目(Pseudomonadales)的相对丰度，而高浓度的PVC(18 μm, 5%)显著降低了鞘脂单胞菌科(Sphingomonadaceae)的丰度[120]。这些研究结果之间的差异可能与MPs的类型、浓度、以及土壤的理化性质有关。不同类型的MPs对微生物活性影响不同，PP颗粒(<180 μm, 7%、28%)对土壤微生物活性有积极影响[103]，然而，Lozano等[94]发现PP碎片(<5 mm, 20%)会降低土壤微生物活性，PS颗粒(32.6 nm±11.9 nm, 1000 ng·g−1)、LDPE(643 μm, 17%)也对土壤微生物活性显示出负面影响[65, 121]，de Souza Machado等[105]的研究也报道了类似的结果，但在这些研究中，MPs粒径、形状、大小和浓度各不相同，因此很难得出MPs对微生物毒性的一般性结论。

    此外，MPs作为致病菌和耐药菌的载体[122]，可能影响土壤中ARGs的分布和迁移。MPs与ARGs在环境中广泛共存，由于ARGs对人类健康的潜在不利影响，其传播越来越受到关注。水生环境中，多项研究表明MPs(如PVC、聚乙烯醇(PVA))可影响ARGs的分布和传播[123]。在土壤中，PS(0.08—0.10 mm, 0.1%)的存在已被证实会增加抗生素和ARGs的保留时间[124]，Lu等[125]也得出了类似的结果，MPs可促进土壤中ARGs丰度和数量，但还需要更多的证据来证实MPs污染是否促进ARGs在土壤环境中传播的结论。此外，Zhu等[126]发现土壤温度和湿度的升高均显著提高了MPs上ARGs的丰度，因此，在全球气候变化的情况下，土壤MPs对ARGs影响需引起更多的关注。

    2.4   MPs对人类健康的潜在影响

    MPs可通过改变土壤理化性质、降低土壤肥力，影响土壤的生态功能和粮食生产[127]，对人类的生存和发展产生潜在影响。MPs也可经陆生食物链传递进入人体。MPs及其吸附的污染物可在动植物体内积累[79]，食用植物可以从土壤中吸收和积累微型(0.2 μm)荧光PS珠[128]，100 nm PS可以在蚕豆、生菜根中积累，然后运输到茎叶[106]。一些重要的家禽(如鸡)也可食用MPs[79]，而当人们食用被污染的家禽或蔬菜时，MPs可能在人体内大量积累。据估计，在墨西哥每人每年通过食用鸡肉就可摄入840个塑料颗粒[79]，MPs一旦进入人体，可能引起炎症与应激反应、产生生殖与发育毒性，或改变肠道微生物的组成和功能[129]。MPs(＜150 μm)可能会从肠腔转移到淋巴和循环系统，进而导致全身暴露[129]。Schirinzi等[130]证明了MPs(PS, 10 μm)和NPs(PS, 40、250 nm)可诱导人体细胞发生氧化应激，并在细胞水平上引起细胞毒性。MPs和NPs与免疫系统作用还可能会导致免疫毒性，进而引发不良反应(即免疫抑制、免疫激活和异常炎症反应)[131]。Prata[132]还发现，由于摄入MPs引起的慢性炎症和刺激可能会因DNA损伤而导致癌症。此外，常见的塑料添加剂，如邻苯二甲酸盐、阻燃剂、双酚A等，与生殖和发育障碍有关，可能引发乳腺癌、血液感染、青春期过早和生殖器缺陷[133]。目前开展的土壤MPs由食物链传递被吸食进入人体的研究还比较少，但已经在人类食物[129]和粪便[134]中检测到了MPs，甚至在人类胎盘、婴儿粪便、婴儿内脏中也发现了MPs的存在[135]，虽然没有证据表明这些MPs是来源于土壤环境，但该结果应该足以引起人们对土壤MPs的重视。此外，大气MPs或许能通过反射阳光辐射对气候有冷却效果[136]，而土壤中的MPs通过扬尘进入大气环境是否也有同样的效应，进而引起一系列的生态健康问题，如气候变化、水文调节及粮食安全等[137]。

    2.5   MPs与其他污染物的复合污染毒性及生态风险

    MPs因疏水性强、比表面积大[138]，可以吸附多种有机和无机污染物，如多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)、重金属等[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，从而影响土壤动植物的生长。对植物来说，Gao等[96]发现当加入邻苯二甲酸二丁酯(DBP)时，PS (100—1000 nm、>10000 nm)加重了DBP诱导的植物毒性，增强了对生菜(Lactuca sativa L. var . ramosa Hort)的负面影响，且小粒径PS（100—1000 nm）对生菜的不利影响略大。Liu等[139]发现土壤中PE(200—250 μm，0.5%、1%、2%、5%、8% W/W)和菲(100 mg·kg−1)共同污染比单一处理对小麦幼苗(Triticum aestivum L. cv. NAU 9918)的毒性更强，PE的单一污染破坏了小麦叶片的光合系统，而PE和菲复合污染则加剧了这种破坏。MPs与土壤中重金属等无机污染物的复合污染也引起了人们的关注。Dong等[140]研究发现，在As(Ⅲ)存在下，大尺寸的PS(5 µm)可以迁移到胡萝卜的叶和根部，这是由于As(Ⅲ)增加了PS表面的负电荷，同时As(Ⅲ)也会导致细胞壁扭曲和变形，并导致更多的MPs进入胡萝卜，降低其质量。另一项研究表明，PET(<2 mm)还可以作为载体将重金属运输到小麦根际区域[141]。而Zong等[142]的研究表明，与单一重金属处理相比，PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)与Cu2+、Cd2+的结合增加了小麦中叶绿素含量，增强了光合作用，减少了活性氧(ROS)的积累，表明PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)对Cu2+、Cd2+的生物利用度和毒性具有缓解作用。对动物来说，Zhou等[143]发现PP(<150 μm, 0.03%、0.3%、0.6%、0.9%)与重金属(Cd, 8 mg·kg−1)二者联合暴露会对蚯蚓(Eisenia foetida)产生更强的负面影响，降低蚯蚓的生长速度并增加其死亡率。而另一项研究却发现，PVC可能通过吸附/结合As(Ⅴ)，降低As(Ⅴ)的生物利用度来缓解As(Ⅴ)对肠道菌群的影响，从而防止As(Ⅴ)的减少和总砷在肠道中的积累，降低对蚯蚓(Metaphire californica)的毒性[144]。然而，Sun等[145]发现，MPs(40—50 μm, 10 mg·kg−1、300 mg·kg−1)可显著增加毒氟磷杀虫剂在蚯蚓体(Eisenia fetida)内的生物蓄积性，加重对蚯蚓的氧化损伤和干扰代谢。Boughattas等[146]将MPs(100 µg·kg−1)和除草剂2,4-二氯苯氧乙酸(2-4-D)(7 mg·kg−1)共同暴露于土壤中，结果表明，MPs增加了蚯蚓中的2,4-D生物积累，破坏了溶酶体膜的稳定性和氧化状态，并增加了抗氧化基因的表达。

    目前，不管是对MPs的单一毒性研究还是与其他污染物的复合毒性研究，都存在受试动植物类别有限、土壤类型单一、研究周期短等问题，且MPs的种类、大小和浓度与实际土壤环境有一定的差异，如实验室研究中所用MPs浓度往往会高于实际土壤环境中MPs的最大浓度（6.7%）[147]，未来的研究应在环境相关浓度条件下评估生态效应。更重要的是，没有充分考虑自然环境因素，真实土壤环境中MPs更多是处于老化或被生物膜定殖的状态，这无疑增加了MPs上的吸附位点，可能使得MPs上吸附的污染物更多，对陆地生态系统构成更严重的威胁。此外，粒径较小的MPs，特别是NPs，可能对陆地生态系统的健康风险更大[21]，应作为重点评估的对象。

    2.6   MPs的老化/降解及其潜在生态风险

    MPs在土壤中的长期积累可以进一步老化或降解[21]。除光照辐射、机械磨损、风化侵蚀外，土壤环境中动物群和微生物(如细菌和真菌)也可以降解MPs[21, 107, 148]。从土壤中分离得到的假单胞菌属细菌AKS2对LDPE的降解率在45 d内达到4%—6%[149]，在地膜中分离得到的红球菌C208对PE塑料薄膜的降解率在30 d内达8%[150]。但目前从土壤中分离出能降解MPs的菌株种类较少，因此探究用于降解土壤MPs的微生物可能是进一步研究的方向之一。而生物体可以通过咬、咀嚼或消化碎片来物理降解MPs[151-152]。蜡螟(Waxworms)、印度谷螟(Indian Mealmoths)已被证实能吞食PE并在其肠道微生物的帮助下降解塑料聚合物[153]。此外，大麦虫(Zophobas Morio)、黄粉虫(Tenebrio molitor)、蚯蚓等均具有降解MPs的能力[154-156]。老化/降解会改变MPs的表面结构、疏水性、结晶度和比表面积，并增加MPs表面C—O、C=O、—OH等含氧官能团的数量[8, 97]，导致老化或降解MPs具有更高的吸附能力，使其可以吸附其他污染物质，对土壤生态系统构成更大的威胁。

    目前，关于土壤MPs的老化或降解对陆地生态系统的危害研究并不多，主要是以下几个方面。首先，长期风化会使MPs分解成为NPs，许多研究已证明粒径较小的NPs可能较MPs具有更大的环境流动性和毒性[111]。Muhammad等[157]发现家蚕(Bombyx mori)暴露于PS MPs(5—5.9 μm, 10 μg·mL−1)的个体在感染后存活得更好，而暴露于PS NPs(50—100 nm, 10 μg·mL−1)的个体则表现出更高的死亡率。Liu等[158]也得出了类似的结果，相较于100 nm PS NPs，20 nm PS NPs(0.1—100 μg·L−1)对线虫(Caenorhabditis elegans)表现出更强的毒性。其次，老化MPs对污染物表现为更强的吸附能力，且老化的可降解MPs更强[51, 159]。Zhang等[159]研究发现，搁浅的PS泡沫对土霉素的吸附能力高于原始PS泡沫的吸附能力，Fan等[55]的研究也发现通过紫外线的老化过程，PLA、PVC对四环素、环丙沙星的吸附能力增加，且可降解PLA表现出更好的吸附能力，这些研究表明更多的有机污染物可以吸附并浓缩到老化的MPs上，形成的复合污染可能对生物体造成更严重的危害。最后，一些研究还探究了在超纯水和模拟肠液中，抗生素在原生/老化MPs上的解吸行为，发现与原生MPs相比，抗生素在老化MPs上解吸量更大，且模拟肠液中的抗生素解吸量比超纯水中大，这可能会对生物体造成更严重的危害[55]。除了老化MPs对生物体的危害外，也可能会带来其他的环境问题，如老化后形成的NPs由于粒径太小，如何从土壤环境中检测丰度及去除也是一大难题。综上，老化MPs的生态毒性问题及其带来的环境污染问题值得高度关注。

    3.   结论与展望（Conclusion and perspective）

    （1）土壤MPs的来源途径很多，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥的施用、农业灌溉、地膜覆盖等，但当前的研究仅停留在对土壤MPs来源的描述上，很少聚焦MPs的溯源研究，现有的技术条件无法将MPs从环境中根除，因此从源头管控就显得尤为重要。但如今土壤MPs溯源几乎处于空白状态，建议加强这方面的研究，为土壤中MPs的源头控制提供关键支撑。

    （2）MPs污染在全球土壤环境中普遍存在，应加大力度调查土壤MPs丰度。不同地点、土地类型、不同深度土壤中MPs污染水平和特征存在较大差异，频繁的农业活动导致农田土壤MPs污染较为严重，PE、PP、PS是土壤中最常见的MPs类型。通过大气传输、植物积累、动物摄食、翻耕等多种途径，MPs最终可迁移到深层土壤甚至含水层，因此检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤MPs的污染状况。迁移到地下水中的MPs可能带来新的环境问题，但相关的环境风险预测、评估和防控仍缺乏。

    （3）土壤MPs的存在会对动植物的生长产生不同影响，关于这方面的研究存在暴露时间短、受试动植物类别有限、土壤类型单一以及MPs种类、粒径大小和浓度与实际土壤环境有一定差异等问题，未来应结合实际土壤环境状况加强这方面的研究。土壤MPs经陆生食物链的传递和积累，可能对人类健康构成严重威胁，但关于环境相关浓度土壤MPs对不同类型动植物的阈值毒性水平及其在食物链中转移的研究还不足，这些问题在后续研究中需重点考虑，以全面揭示陆地生态系统中MPs带来的生态风险。

    （4）MPs因疏水性强、比表面积大，可以吸附多种有机和无机污染物，从而影响土壤生物的生长，MPs还可与自身释放的添加剂等形成复合污染，使得MPs的环境行为更加复杂。但目前关于土壤MPs与其携带的污染物结合和释放的机理尚不清楚，与多种有害污染物共同暴露对陆生生物的毒性效应和人体健康的风险亟待研究。未来的研究重点应关注MPs进入到土壤中如何参与其他元素(如重金属)和污染物的环境地球化学行为及生物效应。

    （5）土壤MPs的存在可改变微生物的群落结构和功能，反过来，在微生物、土壤动物、光照辐射等作用下MPs可进一步老化或降解，可能对土壤生态系统构成更大的威胁。但MPs影响土壤微生物的机制和途径暂不明晰，未来探究MPs对微生物群落结构、微生物活性的影响，MPs对全球生态系统和生物地球化学循环及对ARGs的影响是研究的重点方向之一。此外，还应寻找绿色、高效且环保的控制措施，以减少生物体对MPs的吸收，并降低其在土壤生态系统中的迁移。

  • 图 1  （a）年发文量和（b）关键词共现网络

    Figure 1.  (a) Annual number of publications on atmospheric microplastics and (b) Keywords co-occurrence network

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    图 2  （a）采样方式的统计 （b）前处理方式统计

    Figure 2.  (a) Statistics of sampling methods (b) Statistics of sample preparation methods

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    图 3  测定与表征手段统计

    Figure 3.  Statistics of assay and characterization methods

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    图 4  微塑料的来源与迁移[102]

    Figure 4.  Source and migration of microplastics

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    表 1  大气微塑料的赋存特征

    Table 1.  Occurrence characteristics of atmospheric microplastics

    研究地区Research area尺寸Size颜色Color聚合物类型Polymer type形状Shape丰度Abundance参考Ref.
    中国大连海岸带<1 mm（71.7%）透明（32.7%）黑色（29.1%）蓝色（16.4%）灰色（12.7%）红色（5.5%）PET、CP、EPDM、PP、PU、PA、PEA纤维（98.1%）、碎片（9.1%）、颗粒（1.8%）NA[62]
    兰州50—500 μm（70%）透明（50%），黑色和蓝色、白色、红色、黄色、绿色PET，PE，PA，PS，PVC和PMMA碎片（44.4%）纤维（47.5%）泡沫、微球和薄膜353.8 个·m−2·d−1[74]
    河北康保县<1 mm（41.4%）1—3 mm（44.0%）3—5 mm（14.5%）黑色、蓝色、透明、其他RY（52.5%）PE（11.5%）腈纶（3.3%）PES（26.2%）PA（1.6%）PP（3.3%）PAN（1.6%）纤维（71.1%）碎片（17.0%）薄膜（12.0%）(1272.2±209.1) 个·kg−1（覆膜农田）(1024.0±459.1) 个·kg−1（无膜农田）[63]
    天津NANA纤维素、PET、PA、PP、PE、PLA纤维、颗粒(4.1—8.5)×104 个·g−1[55]
    北京天津南京上海杭州<30 μm（61.6%）30 −100 μm（33.1%）100−300 μm（4.7%）300−1000 μm（0.5%）>1000 μm（0.1%）NAPET、PA、PE、PS、PP、PVC碎片（88.2%）纤维（11.8%）北京（393±112） 个·m−3天津（324±145） 个·m−3南京（177±59） 个·m−3上海（267±117） 个·m−3杭州（246±78） 个·m−3[20]
    上海主要尺寸范围2.4—2181.5 μm其中<10 μm（21.2%）＞100 μm（11.7%）透明（57.0%）绿色（15.8%）蓝色（12.0%）PE（73.8%）PES（9.2%）PF（9.0%）PVC（3.1%）PP（0.6%）PU（0.3%）橡胶（0.2%）碎片（85%）15.6—93.3 个·m−3[75]
    温州室内<30 μm（60.4%）30−100 μm（28.5%）>100 μm（11%）NAPS、PA、PP、PE、PVC、PET碎片（89.6%）纤维（1583±1180） 个·m−3[61]
    温州室外<30 μm（65.1%）30−100 μm（29.4%）>100 μm（5.5%）NAPS、PA、PP、PE、PVC、PET碎片（94.2%）纤维（189±85） 个·m−3
    广州57.2%纤维（0.5—2 mm）49.4%碎片（100—200 μm）白色（39.8%）蓝色（28.7%）红色（13.3%）绿色（10.1%）黄色（6.3%）PET、PS、PAN、PP、PA、ALK、EP、ABS纤维（77.6±19.1%）碎片（15.9±18.4%）薄膜（2.1±2.9%）微珠（4.4±4.9%）51—178（114±40）个·m−2·d−1[76]
    台湾室内<50 μm（55%）50—100 μm（36%）>100 μm（9%）NAPMMA（27%）、橡胶（21%）、PU（13%）、PVC（9%）碎片、纤维（46±55） 个·m−3[72]
    台湾室外<50 μm（79%）50—100 μm（21%）NAPMMA（40%）、橡胶（13%）、PVC（12%）碎片、纤维（28±24） 个·m−3
    太平洋西北太平洋10—4556 μm平均853 μm黑色为主RY（67%）、PET（23%）、PMMA、PVC、PP、PVA纤维（88—100%）碎片（0—8%）薄膜（0—2%）颗粒（0—6%）（4.6—64）×10−3（2.7 ± 1.8）×10−2 个·m−3[46]
    中国南海西北部平均599±513 μm<200 μm（28%）200-500 μm（24%）500-1000 μm（26%）黑色（28%）蓝色（20%）透明（19%）白色（12%）棕色（12%）红色（9%）PES（29%）RY（19%）PP（15%）PE（13%）PS、PA纤维（65%）碎片（20%）颗粒（8%）碎片（4%）薄膜（3%）（1.3—6.3）×10−2（3.5±1.5）×10−2个·m−3[77]
    亚洲胡志明市301—4872 μm红色、蓝色、绿色、灰色、黑色PP、PE、PVC纤维、碎片71—917 个·m−2·d−1[78]
    亚洲伊朗布什尔港市8 μm~1 cm（纤维）白色（39%）黑色（21%）红色（20%）灰色（12%）橙色（8%）PET（33%）PE（29%）PA（22%）PS（10%）PP（6%）碎片（63%）纤维（27%）薄膜（10%）5.2 个·m−3[66]
    伊朗设拉子市市区<100 μm（31.8%）山区<100 μm（74.6%）NAPP（38.2%）PS（26.5%）PE（20.5%）PET（5.9%）PVC（5.9%）尼龙（2.9%）纤维（>99%）1000—3500个·m−2·month−1（市区）200—600 个·m−2·month−1（山区）[79]
    伊朗布什尔港和设拉子主要尺寸范围>1000 μm白色透明（41%）橙色（24%）红色（16%）黑色（9%）绿色（7%）紫色（3%）PE（42.0%）PC（28.0%）PP（18.6%）PET（10.0%）尼龙（1.4%）纤维（85%）碎片（13%）薄膜（2%）48.6—139 个·mg−1[80]
    欧洲波兰格丁尼亚格但斯克湾75—5000 μm（纤维）5—750 μm（碎片）10—1520 μm（薄膜）NAPE（41%）PP（18%）PE（14%）PVC（14%）EPM（9%）PVA（9%）纤维（60%）碎片（26%）薄膜（14%）0—30（10±8）个·m−2·d−1[81]
    西班牙马德里NANAPES、PA、PE碎片（67%）13.9 个·m−3[82]
    西班牙农村PES，PA和丙烯酸纤维纤维（84%）1.5 个·m−3
    德国威悉河（沉降）<500 μm灰色（58%）透明（20%）和白色（15%）PP（39%）PE（17%）PET, PVC, PS, SI碎片（96.9%）纤维（2.9%）微球（0.2%）(99 ± 85) 个·m−2·d−1[83]
    德国威悉河（悬浮）主要尺寸范围4—33 μm其中<10 μm（67%）白色（82%）蓝色（5%）透明（2%）黑色（2%）PE（78%）碎片（79%）微球（21%）(91 ± 47) 个·m−3
    　　注：PET，聚对苯二甲酸乙二醇酯（polyethylene glycol terephthalate）；PE，聚乙烯（polyethylene）；PC，聚碳酸酯（polycarbonate）；PES，聚酯（polyethylene terephthalate）；PAN，聚丙烯腈（polyacrylonitrile）；RY，人造丝（rayon）；EP，环氧树脂（phenolic epoxy resin）；ALK，醇酸树脂（alkyd resin）；PF，酚醛树脂（phenol-formaldehyde resin）；PVC，聚氯乙烯（polyvinyl chloride）；PS，聚苯乙烯（polystyrene）；PP，聚丙烯（polypropylene）；PA，聚酰胺（polyamide）；PU，聚氨酯（polyurethane）；EPDM，乙烯/丙烯/二烯橡胶共聚物（ethylene/propylene/diene terpolymer）；PVA，聚醋酸乙烯酯（polyvinyl acetate）；ABS，丙烯腈-丁二烯-苯乙烯三元共聚物（abscopolymer）；EPM，乙烯-丙烯共聚物（ethylene/propylene copolymer）；PMMA，聚甲基丙烯酸甲酯（poly(methyl methacrylate)）；CP，赛璐玢（cellophane）；SI，聚硅氧烷（polysiloxane）.
    研究地区Research area尺寸Size颜色Color聚合物类型Polymer type形状Shape丰度Abundance参考Ref.
    中国大连海岸带<1 mm（71.7%）透明（32.7%）黑色（29.1%）蓝色（16.4%）灰色（12.7%）红色（5.5%）PET、CP、EPDM、PP、PU、PA、PEA纤维（98.1%）、碎片（9.1%）、颗粒（1.8%）NA[62]
    兰州50—500 μm（70%）透明（50%），黑色和蓝色、白色、红色、黄色、绿色PET，PE，PA，PS，PVC和PMMA碎片（44.4%）纤维（47.5%）泡沫、微球和薄膜353.8 个·m−2·d−1[74]
    河北康保县<1 mm（41.4%）1—3 mm（44.0%）3—5 mm（14.5%）黑色、蓝色、透明、其他RY（52.5%）PE（11.5%）腈纶（3.3%）PES（26.2%）PA（1.6%）PP（3.3%）PAN（1.6%）纤维（71.1%）碎片（17.0%）薄膜（12.0%）(1272.2±209.1) 个·kg−1（覆膜农田）(1024.0±459.1) 个·kg−1（无膜农田）[63]
    天津NANA纤维素、PET、PA、PP、PE、PLA纤维、颗粒(4.1—8.5)×104 个·g−1[55]
    北京天津南京上海杭州<30 μm（61.6%）30 −100 μm（33.1%）100−300 μm（4.7%）300−1000 μm（0.5%）>1000 μm（0.1%）NAPET、PA、PE、PS、PP、PVC碎片（88.2%）纤维（11.8%）北京（393±112） 个·m−3天津（324±145） 个·m−3南京（177±59） 个·m−3上海（267±117） 个·m−3杭州（246±78） 个·m−3[20]
    上海主要尺寸范围2.4—2181.5 μm其中<10 μm（21.2%）＞100 μm（11.7%）透明（57.0%）绿色（15.8%）蓝色（12.0%）PE（73.8%）PES（9.2%）PF（9.0%）PVC（3.1%）PP（0.6%）PU（0.3%）橡胶（0.2%）碎片（85%）15.6—93.3 个·m−3[75]
    温州室内<30 μm（60.4%）30−100 μm（28.5%）>100 μm（11%）NAPS、PA、PP、PE、PVC、PET碎片（89.6%）纤维（1583±1180） 个·m−3[61]
    温州室外<30 μm（65.1%）30−100 μm（29.4%）>100 μm（5.5%）NAPS、PA、PP、PE、PVC、PET碎片（94.2%）纤维（189±85） 个·m−3
    广州57.2%纤维（0.5—2 mm）49.4%碎片（100—200 μm）白色（39.8%）蓝色（28.7%）红色（13.3%）绿色（10.1%）黄色（6.3%）PET、PS、PAN、PP、PA、ALK、EP、ABS纤维（77.6±19.1%）碎片（15.9±18.4%）薄膜（2.1±2.9%）微珠（4.4±4.9%）51—178（114±40）个·m−2·d−1[76]
    台湾室内<50 μm（55%）50—100 μm（36%）>100 μm（9%）NAPMMA（27%）、橡胶（21%）、PU（13%）、PVC（9%）碎片、纤维（46±55） 个·m−3[72]
    台湾室外<50 μm（79%）50—100 μm（21%）NAPMMA（40%）、橡胶（13%）、PVC（12%）碎片、纤维（28±24） 个·m−3
    太平洋西北太平洋10—4556 μm平均853 μm黑色为主RY（67%）、PET（23%）、PMMA、PVC、PP、PVA纤维（88—100%）碎片（0—8%）薄膜（0—2%）颗粒（0—6%）（4.6—64）×10−3（2.7 ± 1.8）×10−2 个·m−3[46]
    中国南海西北部平均599±513 μm<200 μm（28%）200-500 μm（24%）500-1000 μm（26%）黑色（28%）蓝色（20%）透明（19%）白色（12%）棕色（12%）红色（9%）PES（29%）RY（19%）PP（15%）PE（13%）PS、PA纤维（65%）碎片（20%）颗粒（8%）碎片（4%）薄膜（3%）（1.3—6.3）×10−2（3.5±1.5）×10−2个·m−3[77]
    亚洲胡志明市301—4872 μm红色、蓝色、绿色、灰色、黑色PP、PE、PVC纤维、碎片71—917 个·m−2·d−1[78]
    亚洲伊朗布什尔港市8 μm~1 cm（纤维）白色（39%）黑色（21%）红色（20%）灰色（12%）橙色（8%）PET（33%）PE（29%）PA（22%）PS（10%）PP（6%）碎片（63%）纤维（27%）薄膜（10%）5.2 个·m−3[66]
    伊朗设拉子市市区<100 μm（31.8%）山区<100 μm（74.6%）NAPP（38.2%）PS（26.5%）PE（20.5%）PET（5.9%）PVC（5.9%）尼龙（2.9%）纤维（>99%）1000—3500个·m−2·month−1（市区）200—600 个·m−2·month−1（山区）[79]
    伊朗布什尔港和设拉子主要尺寸范围>1000 μm白色透明（41%）橙色（24%）红色（16%）黑色（9%）绿色（7%）紫色（3%）PE（42.0%）PC（28.0%）PP（18.6%）PET（10.0%）尼龙（1.4%）纤维（85%）碎片（13%）薄膜（2%）48.6—139 个·mg−1[80]
    欧洲波兰格丁尼亚格但斯克湾75—5000 μm（纤维）5—750 μm（碎片）10—1520 μm（薄膜）NAPE（41%）PP（18%）PE（14%）PVC（14%）EPM（9%）PVA（9%）纤维（60%）碎片（26%）薄膜（14%）0—30（10±8）个·m−2·d−1[81]
    西班牙马德里NANAPES、PA、PE碎片（67%）13.9 个·m−3[82]
    西班牙农村PES，PA和丙烯酸纤维纤维（84%）1.5 个·m−3
    德国威悉河（沉降）<500 μm灰色（58%）透明（20%）和白色（15%）PP（39%）PE（17%）PET, PVC, PS, SI碎片（96.9%）纤维（2.9%）微球（0.2%）(99 ± 85) 个·m−2·d−1[83]
    德国威悉河（悬浮）主要尺寸范围4—33 μm其中<10 μm（67%）白色（82%）蓝色（5%）透明（2%）黑色（2%）PE（78%）碎片（79%）微球（21%）(91 ± 47) 个·m−3
    　　注：PET，聚对苯二甲酸乙二醇酯（polyethylene glycol terephthalate）；PE，聚乙烯（polyethylene）；PC，聚碳酸酯（polycarbonate）；PES，聚酯（polyethylene terephthalate）；PAN，聚丙烯腈（polyacrylonitrile）；RY，人造丝（rayon）；EP，环氧树脂（phenolic epoxy resin）；ALK，醇酸树脂（alkyd resin）；PF，酚醛树脂（phenol-formaldehyde resin）；PVC，聚氯乙烯（polyvinyl chloride）；PS，聚苯乙烯（polystyrene）；PP，聚丙烯（polypropylene）；PA，聚酰胺（polyamide）；PU，聚氨酯（polyurethane）；EPDM，乙烯/丙烯/二烯橡胶共聚物（ethylene/propylene/diene terpolymer）；PVA，聚醋酸乙烯酯（polyvinyl acetate）；ABS，丙烯腈-丁二烯-苯乙烯三元共聚物（abscopolymer）；EPM，乙烯-丙烯共聚物（ethylene/propylene copolymer）；PMMA，聚甲基丙烯酸甲酯（poly(methyl methacrylate)）；CP，赛璐玢（cellophane）；SI，聚硅氧烷（polysiloxane）.
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  • [1] 国家统计局. 国家数据[EB/OL]. [2022-3-24].
    [2] RITCHIE H, ROSER M. Plastic Pollution - Our World in Data[EB/OL]. [2022-3-24].
    [3] THOMPSON R C, OLSEN Y, MITCHELL R P, et al. Lost at sea: Where is all the plastic? [J]. Science, 2004, 304(5672): 838. doi: 10.1126/science.1094559
    [4] PADHA S, KUMAR R, DHAR A, et al. Microplastic pollution in mountain terrains and foothills: A review on source, extraction, and distribution of microplastics in remote areas [J]. Environmental Research, 2022, 207: 112232. doi: 10.1016/j.envres.2021.112232
    [5] QIN M, CHEN C Y, SONG B, et al. A review of biodegradable plastics to biodegradable microplastics: Another ecological threat to soil environments? [J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 312: 127816. doi: 10.1016/j.jclepro.2021.127816
    [6] 骆永明, 施华宏, 涂晨, 等. 环境中微塑料研究进展与展望 [J]. 科学通报, 2021, 66(13): 1547-1562. doi: 10.1360/TB-2020-0979

    LUO Y M, SHI H H, TU C, et al. Research progresses and prospects of microplastics in the environment [J]. Chinese Science Bulletin, 2021, 66(13): 1547-1562(in Chinese). doi: 10.1360/TB-2020-0979

    [7] CAN-GÜVEN E. Microplastics as emerging atmospheric pollutants: A review and bibliometric analysis [J]. Air Quality, Atmosphere & Health, 2021, 14(2): 203-215.
    [8] ALFONSO M B, ARIAS A H, RONDA A C, et al. Continental microplastics: Presence, features, and environmental transport pathways [J]. Science of the Total Environment, 2021, 799: 149447. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.149447
    [9] STUBBINS A, LAW K L, MUÑOZ S E, et al. Plastics in the earth system [J]. Science, 2021, 373(6550): 51-55. doi: 10.1126/science.abb0354
    [10] MATERIĆ D, LUDEWIG E, BRUNNER D, et al. Nanoplastics transport to the remote, high-altitude Alps [J]. Environmental Pollution, 2021, 288: 117697. doi: 10.1016/j.envpol.2021.117697
    [11] ALLEN S, ALLEN D, PHOENIX V R, et al. Atmospheric transport and deposition of microplastics in a remote mountain catchment [J]. Nature Geoscience, 2019, 12(5): 339-344. doi: 10.1038/s41561-019-0335-5
    [12] ZHANG Y L, GAO T G, KANG S C, et al. Importance of atmospheric transport for microplastics deposited in remote areas [J]. Environmental Pollution, 2019, 254: 112953. doi: 10.1016/j.envpol.2019.07.121
    [13] NEELAVANNAN K, SEN I S, LONE A M, et al. Microplastics in the high-altitude Himalayas: Assessment of microplastic contamination in freshwater lake sediments, Northwest Himalaya (India) [J]. Chemosphere, 2022, 290: 133354. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.133354
    [14] MARINA-MONTES C, PÉREZ-ARRIBAS L V, ANZANO J, et al. Characterization of atmospheric aerosols in the Antarctic region using Raman Spectroscopy and Scanning Electron Microscopy [J]. Spectrochimica Acta Part A:Molecular and Biomolecular Spectroscopy, 2022, 266: 120452. doi: 10.1016/j.saa.2021.120452
    [15] BERGMANN M, MÜTZEL S, PRIMPKE S, et al. White and wonderful?Microplastics prevail in snow from the Alps to the Arctic [J]. Science Advances, 2019, 5(8): eaax1157. doi: 10.1126/sciadv.aax1157
    [16] LIU K, WU T N, WANG X H, et al. Consistent transport of terrestrial microplastics to the ocean through atmosphere [J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(18): 10612-10619.
    [17] TRAINIC M, FLORES J M, PINKAS I, et al. Airborne microplastic particles detected in the remote marine atmosphere [J]. Communications Earth & Environment, 2020, 1: 64.
    [18] ABBASI S, TURNER A, HOSEINI M, et al. Microplastics in the lut and kavir deserts, Iran [J]. Environmental Science & Technology, 2021, 55(9): 5993-6000.
    [19] WANG F, LAI Z P, PENG G Y, et al. Microplastic abundance and distribution in a Central Asian desert [J]. Science of the Total Environment, 2021, 800: 149529. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.149529
    [20] ZHU X, HUANG W, FANG M Z, et al. Airborne microplastic concentrations in five megacities of northern and southeast China [J]. Environmental Science and Technology, 2021, 55(19): 12871-12881.
    [21] LIU Q Y, SCHAUER J. Airborne microplastics from waste as a transmission vector for COVID-19 [J]. Aerosol and Air Quality Research, 2021, 21(1): 200439.
    [22] WRIGHT S L, KELLY F J. Plastic and human health: A micro issue? [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(12): 6634-6647.
    [23] DRIS R, GASPERI J, ROCHER V, et al. Microplastic contamination in an urban area: A case study in Greater Paris [J]. Environmental Chemistry, 2015, 12(5): 592. doi: 10.1071/EN14167
    [24] 周倩, 田崇国, 骆永明. 滨海城市大气环境中发现多种微塑料及其沉降通量差异 [J]. 科学通报, 2017, 62(33): 3902-3909. doi: 10.1360/N972017-00956

    ZHOU Q, TIAN C G, LUO Y M. Various forms and deposition fluxes of microplastics identified in the coastal urban atmosphere [J]. Chinese Science Bulletin, 2017, 62(33): 3902-3909(in Chinese). doi: 10.1360/N972017-00956

    [25] DONG H K, WANG L X, WANG X P, et al. Microplastics in a remote lake basin of the Tibetan Plateau: Impacts of atmospheric transport and glacial melting[J]. Environmental Science & Technology, 2021: acs. est. 1c03227.
    [26] AKANYANGE S N, LYU X J, ZHAO X H, et al. Does microplastic really represent a threat?A review of the atmospheric contamination sources and potential impacts [J]. Science of the Total Environment, 2021, 777: 146020. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.146020
    [27] ZHANG Y L, KANG S C, ALLEN S, et al. Atmospheric microplastics: A review on current status and perspectives [J]. Earth-Science Reviews, 2020, 203: 103118. doi: 10.1016/j.earscirev.2020.103118
    [28] VIANELLO A, JENSEN R L, LIU L, et al. Simulating human exposure to indoor airborne microplastics using a Breathing Thermal Manikin [J]. Scientific Reports, 2019, 9: 8670. doi: 10.1038/s41598-019-45054-w
    [29] LI J Y, LIU H H, CHEN J P. Microplastics in freshwater systems: A review on occurrence, environmental effects, and methods for microplastics detection [J]. Water Research, 2018, 137: 362-374. doi: 10.1016/j.watres.2017.12.056
    [30] DI M X, WANG J. Microplastics in surface waters and sediments of the Three Gorges Reservoir, China [J]. Science of the Total Environment, 2018, 616/617: 1620-1627. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.10.150
    [31] 李昇昇, 李良忠, 李敏, 等. 环境样品中微塑料及其结合污染物鉴别分析研究进展 [J]. 环境化学, 2020, 39(4): 960-974. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019102304

    LI S S, LI L Z, LI M, et al. Study on identification of microplastics and the combined pollutants in environmental samples [J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(4): 960-974(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019102304

    [32] ZHANG Q, ZHAO Y P, DU F N, et al. Microplastic fallout in different indoor environments [J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(11): 6530-6539.
    [33] dos SANTOS GALVÃO L, FERNANDES E M S, FERREIRA R R, et al. Critical steps for microplastics characterization from the atmosphere [J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 424: 127668. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.127668
    [34] LIU K, WANG X H, FANG T, et al. Source and potential risk assessment of suspended atmospheric microplastics in Shanghai [J]. Science of the Total Environment, 2019, 675: 462-471. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.04.110
    [35] SHIM W J, HONG S H, EO S E. Identification methods in microplastic analysis: A review [J]. Analytical Methods, 2017, 9(9): 1384-1391. doi: 10.1039/C6AY02558G
    [36] DRIS R, GASPERI J, SAAD M, et al. Synthetic fibers in atmospheric fallout: A source of microplastics in the environment? [J]. Marine Pollution Bulletin, 2016, 104(1/2): 290-293.
    [37] ARAUJO C F, NOLASCO M M, RIBEIRO A M P, et al. Identification of microplastics using Raman spectroscopy: Latest developments and future prospects [J]. Water Research, 2018, 142: 426-440. doi: 10.1016/j.watres.2018.05.060
    [38] ABBASI S, KESHAVARZI B, MOORE F, et al. Distribution and potential health impacts of microplastics and microrubbers in air and street dusts from Asaluyeh County, Iran [J]. Environmental Pollution, 2019, 244: 153-164. doi: 10.1016/j.envpol.2018.10.039
    [39] MAES T, JESSOP R, WELLNER N, et al. A rapid-screening approach to detect and quantify microplastics based on fluorescent tagging with Nile Red [J]. Scientific Reports, 2017, 7: 44501. doi: 10.1038/srep44501
    [40] WRIGHT S L, ULKE J, FONT A, et al. Atmospheric microplastic deposition in an urban environment and an evaluation of transport [J]. Environment International, 2020, 136: 105411. doi: 10.1016/j.envint.2019.105411
    [41] ERNI-CASSOLA G, GIBSON M I, THOMPSON R C, et al. Lost, but found with Nile red: A novel method for detecting and quantifying small microplastics (1 mm to 20 μm) in environmental samples [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(23): 13641-13648.
    [42] WANG W F, WANG J. Investigation of microplastics in aquatic environments: An overview of the methods used, from field sampling to laboratory analysis [J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2018, 108: 195-202. doi: 10.1016/j.trac.2018.08.026
    [43] 周帅, 李伟轩, 唐振平, 等. 气载微塑料的赋存特征、迁移规律与毒性效应研究进展 [J]. 中国环境科学, 2020, 40(11): 5027-5037. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2020.11.045

    ZHOU S, LI W X, TANG Z P, et al. Progress on the occurrence, migration and toxicity of airborne microplastics [J]. China Environmental Science, 2020, 40(11): 5027-5037(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2020.11.045

    [44] CAI L Q, WANG J D, PENG J P, et al. Characteristic of microplastics in the atmospheric fallout from Dongguan City, China: Preliminary research and first evidence [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(32): 24928-24935. doi: 10.1007/s11356-017-0116-x
    [45] WANG X H, LI C J, LIU K, et al. Atmospheric microplastic over the South China Sea and East Indian Ocean: Abundance, distribution and source [J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 389: 121846. doi: 10.1016/j.jhazmat.2019.121846
    [46] DING J F, SUN C J, HE C F, et al. Atmospheric microplastics in the northwestern Pacific Ocean: Distribution, source, and deposition [J]. Science of the Total Environment, 2022, 829: 154337. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.154337
    [47] ROCHA-SANTOS T A P, DUARTE A C. Preface[M]//Characterization and Analysis of Microplastics. Amsterdam: Elsevier, 2017: xv-xvi.
    [48] XU G J, CHENG H Y, JONES R, et al. Surface-enhanced Raman spectroscopy facilitates the detection of microplastics <1 μm in the environment [J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(24): 15594-15603.
    [49] 杨东琪. 环境样品中微塑料理化特征的检测和表征方法[D]. 上海: 华东师范大学, 2017.

    YANG D Q. Methods for detecting and representing physical and chemical features of microplastics in environmental samples[D]. Shanghai: East China Normal University, 2017(in Chinese).

    [50] CABERNARD L, ROSCHER L, LORENZ C, et al. Comparison of Raman and Fourier transform infrared spectroscopy for the quantification of microplastics in the aquatic environment [J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(22): 13279-13288.
    [51] HUPPERTSBERG S, KNEPPER T P. Instrumental analysis of microplastics—Benefits and challenges [J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2018, 410(25): 6343-6352. doi: 10.1007/s00216-018-1210-8
    [52] la NASA J, BIALE G, FABBRI D, et al. A review on challenges and developments of analytical pyrolysis and other thermoanalytical techniques for the quali-quantitative determination of microplastics [J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2020, 149: 104841. doi: 10.1016/j.jaap.2020.104841
    [53] CHOUCHENE K, NACCI T, MODUGNO F, et al. Soil contamination by microplastics in relation to local agricultural development as revealed by FTIR, ICP-MS and pyrolysis-GC/MS [J]. Environmental Pollution, 2022, 303: 119016. doi: 10.1016/j.envpol.2022.119016
    [54] ZHANG J J, WANG L, KANNAN K. Microplastics in house dust from 12 countries and associated human exposure [J]. Environment International, 2020, 134: 105314. doi: 10.1016/j.envint.2019.105314
    [55] PENG C, ZHANG X F, ZHANG X Y, et al. Bacterial community under the influence of microplastics in indoor environment and the health hazards associated with antibiotic resistance genes [J]. Environmental Science & Technology, 2022, 56(1): 422-432.
    [56] JIMÉNEZ-SKRZYPEK G, ORTEGA-ZAMORA C, GONZÁLEZ-SÁLAMO J, et al. The current role of chromatography in microplastic research: Plastics chemical characterization and sorption of contaminants [J]. Journal of Chromatography Open, 2021, 1: 100001. doi: 10.1016/j.jcoa.2021.100001
    [57] GOßMANN I, SÜßMUTH R, SCHOLZ-BÖTTCHER B M. Plastic in the air?!- Spider webs as spatial and temporal mirror for microplastics including tire wear particles in urban air [J]. Science of the Total Environment, 2022, 832: 155008. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.155008
    [58] MBACHU O, JENKINS G, PRATT C, et al. A new contaminant superhighway?A review of sources, measurement techniques and fate of atmospheric microplastics [J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2020, 231(2): 85.
    [59] SHI B, PATEL M, YU D, et al. Automatic quantification and classification of microplastics in scanning electron micrographs via deep learning [J]. Science of the Total Environment, 2022, 825: 153903. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.153903
    [60] WANG X H, LIU K, ZHU L X, et al. Efficient transport of atmospheric microplastics onto the continent via the East Asian summer monsoon [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 414: 125477. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.125477
    [61] LIAO Z L, JI X L, MA Y, et al. Airborne microplastics in indoor and outdoor environments of a coastal city in Eastern China [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 417: 126007. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.126007
    [62] 涂晨, 田媛, 刘颖, 等. 大连海岸带夏、秋季大气沉降(微)塑料的赋存特征及其表面生物膜特性 [J]. 环境科学, 2022, 43(4): 1821-1828. doi: 10.13227/j.hjkx.202108117

    TU C, TIAN Y, LIU Y, et al. Occurrence of atmospheric (micro)plastics and the characteristics of the plastic associated biofilms in the coastal zone of Dalian in summer and autumn [J]. Environmental Science, 2022, 43(4): 1821-1828(in Chinese). doi: 10.13227/j.hjkx.202108117

    [63] TIAN X, YANG M N, GUO Z L, et al. Plastic mulch film induced soil microplastic enrichment and its impact on wind-blown sand and dust [J]. Science of the Total Environment, 2022, 813: 152490. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.152490
    [64] 蔡立奇. 微塑料在不同环境中的污染特征及其降解行为研究[D]. 广州: 广东工业大学, 2019.

    CAI L Q. Study on the characteristics of microplastics in different environments and their degradation behaviors[D]. Guangzhou: Guangdong University of Technology, 2019(in Chinese).

    [65] KLEIN M, FISCHER E K. Microplastic abundance in atmospheric deposition within the Metropolitan area of Hamburg, Germany [J]. Science of the Total Environment, 2019, 685: 96-103. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.05.405
    [66] AKHBARIZADEH R, DOBARADARAN S, AMOUEI TORKMAHALLEH M, et al. Suspended fine particulate matter (PM2.5), microplastics (MPs), and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in air: Their possible relationships and health implications [J]. Environmental Research, 2021, 192: 110339. doi: 10.1016/j.envres.2020.110339
    [67] HARTMANN N B, HÜFFER T, THOMPSON R C, et al. Are we speaking the same language?recommendations for a definition and categorization framework for plastic debris [J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(3): 1039-1047.
    [68] MUNYANEZA J, JIA Q L, QARAAH F A, et al. A review of atmospheric microplastics pollution: In-depth sighting of sources, analytical methods, physiognomies, transport and risks [J]. Science of the Total Environment, 2022, 822: 153339. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.153339
    [69] MATSUGUMA Y, TAKADA H, KUMATA H, et al. Microplastics in sediment cores from Asia and Africa as indicators of temporal trends in plastic pollution [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2017, 73(2): 230-239. doi: 10.1007/s00244-017-0414-9
    [70] 罗犀, 张玉兰, 康世昌, 等. 大气微塑料研究进展 [J]. 自然杂志, 2021, 43(4): 274-286. doi: 10.3969/j.issn.0253-9608.2021.04.006

    LUO X, ZHANG Y L, KANG S C, et al. Research progress of microplastics in the atmosphere [J]. Chinese Journal of Nature, 2021, 43(4): 274-286(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.0253-9608.2021.04.006

    [71] PLASTICS EUROPE. Plastics - the Facts 2021 • Plastics Europe[EB/OL]. [2022-3-22].
    [72] CHEN E Y, LIN K T, JUNG C C, et al. Characteristics and influencing factors of airborne microplastics in nail salons [J]. Science of the Total Environment, 2022, 806: 151472. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.151472
    [73] ABBASI S, ALIREZAZADEH M, RAZEGHI N, et al. Microplastics captured by snowfall: A study in Northern Iran [J]. Science of the Total Environment, 2022, 822: 153451. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.153451
    [74] LIU Z, BAI Y, MA T T, et al. Distribution and possible sources of atmospheric microplastic deposition in a valley basin city (Lanzhou, China) [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2022, 233: 113353. doi: 10.1016/j.ecoenv.2022.113353
    [75] XIE Y C, LI Y, FENG Y, et al. Inhalable microplastics prevails in air: Exploring the size detection limit [J]. Environment International, 2022, 162: 107151. doi: 10.1016/j.envint.2022.107151
    [76] HUANG Y M, HE T, YAN M T, et al. Atmospheric transport and deposition of microplastics in a subtropical urban environment [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 416: 126168. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.126168
    [77] DING Y C, ZOU X Q, WANG C L, et al. The abundance and characteristics of atmospheric microplastic deposition in the northwestern South China Sea in the fall [J]. Atmospheric Environment, 2021, 253: 118389. doi: 10.1016/j.atmosenv.2021.118389
    [78] TRUONG T N S, STRADY E, KIEU-LE T C, et al. Microplastic in atmospheric fallouts of a developing Southeast Asian megacity under tropical climate [J]. Chemosphere, 2021, 272: 129874. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.129874
    [79] ABBASI S, TURNER A. Dry and wet deposition of microplastics in a semi-arid region (Shiraz, Iran) [J]. Science of the Total Environment, 2021, 786: 147358. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.147358
    [80] KASHFI F S, RAMAVANDI B, ARFAEINIA H, et al. Occurrence and exposure assessment of microplastics in indoor dusts of buildings with different applications in Bushehr and Shiraz Cities, Iran [J]. The Science of the Total Environment, 2022, 829: 154651. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.154651
    [81] SZEWC K, GRACA B, DOŁĘGA A. Atmospheric deposition of microplastics in the coastal zone: Characteristics and relationship with meteorological factors [J]. Science of the Total Environment, 2021, 761: 143272. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.143272
    [82] GONZÁLEZ-PLEITER M, EDO C, AGUILERA Á, et al. Occurrence and transport of microplastics sampled within and above the planetary boundary layer [J]. Science of the Total Environment, 2021, 761: 143213. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.143213
    [83] KERNCHEN S, LÖDER M G J, FISCHER F, et al. Airborne microplastic concentrations and deposition across the Weser River Catchment [J]. Science of the Total Environment, 2022, 818: 151812. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.151812
    [84] CONG Z, KANG S, KAWAMURA K, et al. Carbonaceous aerosols on the south edge of the Tibetan Plateau: Concentrations, seasonality and sources [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2015, 15(3): 1573-1584. doi: 10.5194/acp-15-1573-2015
    [85] BAENSCH-BALTRUSCHAT B, KOCHER B, STOCK F, et al. Tyre and road wear particles (TRWP) - A review of generation, properties, emissions, human health risk, ecotoxicity, and fate in the environment [J]. Science of the Total Environment, 2020, 733: 137823. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.137823
    [86] 曾永平. 环境微塑料概论[M]. 北京: 科学出版社, 2020: 322-329.

    ZENG Y P. Introduction to microplastics environment[M]. Beijing: Science Press, 2020: 322-329(in Chinese).

    [87] LI Y W, SHAO L Y, WANG W H, et al. Airborne fiber particles: Types, size and concentration observed in Beijing [J]. Science of the Total Environment, 2020, 705: 135967. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.135967
    [88] HU T Y, HE P J, YANG Z, et al. Emission of airborne microplastics from municipal solid waste transfer stations in downtown [J]. Science of the Total Environment, 2022, 828: 154400. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.154400
    [89] O'BRIEN S, OKOFFO E D, O'BRIEN J W, et al. Airborne emissions of microplastic fibres from domestic laundry dryers [J]. Science of the Total Environment, 2020, 747: 141175. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.141175
    [90] 刘艳, 唐颖, 宋阳, 等. 源于织物洗涤过程的微塑料释放 [J]. 印染, 2021, 47(7): 72-74.

    LIU Y, TANG Y, SONG Y, et al. Microplastic release from the fabric washing process [J]. China Dyeing & Finishing, 2021, 47(7): 72-74(in Chinese).

    [91] SUN J, HO S S H, NIU X Y, et al. Explorations of tire and road wear microplastics in road dust PM2.5 at eight megacities in China [J]. Science of the Total Environment, 2022, 823: 153717. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.153717
    [92] KOLE P J, LÖHR A J, van BELLEGHEM F G A J, et al. Wear and tear of tyres: A stealthy source of microplastics in the environment [J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2017, 14(10): 1265. doi: 10.3390/ijerph14101265
    [93] LIU K, WANG X H, WEI N, et al. Accurate quantification and transport estimation of suspended atmospheric microplastics in megacities: Implications for human health [J]. Environment International, 2019, 132: 105127. doi: 10.1016/j.envint.2019.105127
    [94] CHEN Y X, LI X Y, ZHANG X T, et al. Air conditioner filters become sinks and sources of indoor microplastics fibers [J]. Environmental Pollution, 2022, 292: 118465. doi: 10.1016/j.envpol.2021.118465
    [95] AMATO-LOURENÇO L F, CARVALHO-OLIVEIRA R, JÚNIOR Jr, et al. Presence of airborne microplastics in human lung tissue [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 416: 126124. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.126124
    [96] CHEN Q Q, GAO J N, YU H R, et al. An emerging role of microplastics in the etiology of lung ground glass nodules s [J]. Environmental Sciences Europe, 2022, 34: 25. doi: 10.1186/s12302-022-00605-3
    [97] AMATO-LOURENÇO L F, dos SANTOS GALVÃO L, de WEGER L A, et al. An emerging class of air pollutants: Potential effects of microplastics to respiratory human health? [J]. Science of the Total Environment, 2020, 749: 141676. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.141676
    [98] DONG C D, CHEN C W, CHEN Y C, et al. Polystyrene microplastic particles: In vitro pulmonary toxicity assessment [J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 385: 121575. doi: 10.1016/j.jhazmat.2019.121575
    [99] XU M K, HALIMU G, ZHANG Q R, et al. Internalization and toxicity: A preliminary study of effects of nanoplastic particles on human lung epithelial cell [J]. Science of the Total Environment, 2019, 694: 133794. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.133794
    [100] YANG S, CHENG Y P, CHEN Z Z, et al. In vitro evaluation of nanoplastics using human lung epithelial cells, microarray analysis and co-culture model [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 226: 112837. doi: 10.1016/j.ecoenv.2021.112837
    [101] PRATA J C. Airborne microplastics: Consequences to human health? [J]. Environmental Pollution, 2018, 234: 115-126. doi: 10.1016/j.envpol.2017.11.043
    [102] UMCES. Media library · Integration and application network [EB/OL]. [2022-7-20].

  • 期刊类型引用(4)

    1. 杨莹攀，尹娟，朱银浩，李升. 水氮调控对宁夏中部旱区马铃薯产量与土壤质量的影响. 农业机械学报. 2024(09): 358-370+458 . 百度学术
    2. 郝胜杰，霍嘉兴，李玉叶，杜雨欣，李金跃，康俊宇. 干旱胁迫下硅和丛枝菌根对甘草根的影响. 北方园艺. 2024(20): 99-109 . 百度学术
    3. 高国宏，阮梦颖，郝英豪，吴访，周新河，刘荣灿，李媛. 矿区深层地下水微生物群落特征. 煤炭工程. 2024(S1): 163-170 . 百度学术
    4. 陈维峰，王思凡，马林，袁宗胜，刘芳. 微生物菌剂组合施用对艾草生长的影响. 亚热带农业研究. 2023(04): 273-281 . 百度学术

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出版历程
  • 收稿日期:  2022-05-05
  • 录用日期:  2022-08-08
  • 刊出日期:  2022-11-27
张睿轩, 李巧玲, 王康, 郑锦莎, 吴亚梅, 徐笠. 大气微塑料的分析方法、赋存特征和迁移规律研究进展[J]. 环境化学, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
引用本文: 张睿轩, 李巧玲, 王康, 郑锦莎, 吴亚梅, 徐笠. 大气微塑料的分析方法、赋存特征和迁移规律研究进展[J]. 环境化学, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
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ZHANG Ruixuan, LI Qiaoling, WANG Kang, ZHENG Jinsha, WU Yamei, XU Li. Occurrence characteristics, migration, and methodological progress of microplastic in the atmosphere[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
Citation: ZHANG Ruixuan, LI Qiaoling, WANG Kang, ZHENG Jinsha, WU Yamei, XU Li. Occurrence characteristics, migration, and methodological progress of microplastic in the atmosphere[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(11): 3650-3665. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
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大气微塑料的分析方法、赋存特征和迁移规律研究进展

    通讯作者: E-mail：xuliforever@163.com
  • 1. 中北大学理学院，太原，030051
  • 2. 北京市农林科学院，质量标准与检测技术研究所，北京，100097
  • 3. 农产品产地环境监测北京市重点实验室，北京，100097
  • 收稿日期:  2022-05-05
  • 录用日期:  2022-08-08
  • 网络出版日期:  2022-11-24
基金项目:
北京市农林科学院创新能力建设项目(KJCX20220414)资助

摘要: 微塑料可以进入土壤、淡水、海洋和大气环境，并在不同环境之间动态循环。近期许多研究表明微塑料可以随大气运动进行远距离运输。本文通过文献调研，对大气中微塑料常用的分析方法、物理化学特征、污染来源和迁移规律进行系统性的梳理。结果表明，目前微塑料的表征手段以光谱分析辅助视觉分析法为主。研究区域集中在大型城市及其近郊，形状以纤维和碎片为主，大小主要分布在500 μm以下，颜色以黑、白、透明为主，化合物类型与环境中污染物来源直接相关。大气微塑料的主要来源是纺织品和大块塑料的老化破碎，研究中主要采用HYSPLIT后向轨迹模型，利用气象数据计算污染物迁移路径，来推测其排放源。目前对于大气微塑料研究刚刚起步，研究体系尚未确立，急需确立采样方式和定量分析标准规则，建立高效、低成本的研究方法。

English Abstract

    全文HTML

  • 塑料因其轻便、耐用、耐腐蚀、低成本等特点，而被广泛应用于日常生活、工农业生产、高新技术产业等领域。2021年，我国塑料制品累计产量为8004.0万t，累计增长5.9%[1]。塑料产品给人们生活带来极大的便利的同时，也带来的一系列环境问题。使用后的塑料制品由于受到了污染，其回收成本升高、分类难度加大、二次利用价值降低。截止2015年，全世界已经生产了78 亿t废弃塑料，其中仅有不到2%被回收利用[2]。塑料制品带来的各种问题，成为了当前全球关注的热点。微塑料（microplastics, MPs）是指直径小于5 mm的微小塑料颗粒，是由Thompson等[3]在2004年发表的文章中首次提出。这种小尺寸的塑料可以通过陆地、水源和空气传播，并且很难被人为治理[4]。虽然，我国在2020年底实施了“新版限塑令”，即禁止餐饮、零售行业使用不可降解塑料，全面推广可降解塑料的政策，但是一些报道认为，可降解塑料的大规模使用会在环境中引入更多微塑料，从而造成更大的环境负担[5]。

    在过去十几年中，微塑料获得了相当大的关注。目前对于微塑料的研究主要集中于海洋、淡水环境以及河道湖泊沉积物、农用土地生态系统，生活污水等，而对大气中的微塑料鲜有研究[6-8]。由于样品收集困难、没有统一、规范的采样标准及前处理方法，所以对大气中微塑料的研究有限，且大部分研究缺乏对比性。微塑料通过大气运输向偏远地区的迁移及其对海洋和陆地生态系统中微塑料的贡献是塑料“源-路径-汇”模型中重要的一个部分[9]。最新的许多研究表明，微塑料可以通过大气运输传播到一些没有人为干扰的未开发地区，如偏远的山地[10-11]、高海拔地区[12-13]、北极地区[14-15]、海洋上空[16-17]、人迹罕至的沙漠[18-19]等。大气运输使得微塑料无处不在，并对人类和生态系统产生了重大影响。对于人体来说，通过呼吸吸入微塑料的量超过通过饮食摄入微塑料的量[20]，而微塑料会给人体的呼吸系统造成负担，此外微塑料也可以作为病毒[21]或重金属[22]等其他有害物质的载体，以此对人体造成危害。

    大气运输是微塑料转移、汇集过程中，不可忽视的重要环节。本文通过文献收集与分析概述了大气微塑料的采样方式、前处理过程和主要的表征手段。从丰度、物理形态、化学组成三方面介绍了大气中微塑料的赋存特征，同时分析了大气中微塑料可能的来源和迁移规律和健康风险。此外，还讨论了现有的大气微塑料研究方法的适用条件和特点对比，并展望了未来微塑料大气污染的发展方向和亟待解决的问题。

    • 1.   文献计量分析（Bibliometric analysis）

    • 对大气微塑料进行文献计量分析，所用的英文文献数据下载自Web of Science (WoS)核心数据库，检索式为“Airborne microplastics OR Atmospheric microplastics OR Suspended microplastics OR atmospheric deposition microplastics OR Microplastics in air”，在检索结果中，按照WoS自有的学科类别进行划分，保留“环境科学”、“海洋淡水生物学”、“工程环境”、“毒理学”和“水资源”等相关学科，检索时间为2022年6月，共有792条检索结果。中文文献下载于中国知网（CNKI），检索词为（主题：微塑料（精确））AND（主题：空气（精确）），共有61条检索结果。利用NoteExpress（版本：3.4.0.8878）统计年发文量和关键词共现关系，选词词频最高的21个关键词，利用Ucient 6.0和Netdraw插件，进行了关键词共现关系分析，分析结果如图1。

      在2015年由Dris等[23]发表在期刊Environmental Chemistry上的文章，首次研究了总大气沉降物中的微纤维和微塑料污染。2017年，周倩等[24]发表了首篇研究大气中微塑料的中文文献。虽然对大气微塑料的研究开始较晚，但大气微塑料有望成为微塑料研究的热门领域。通过关键词共现分析得出，目前研究的内容主要集中于大气沉降物、微塑料形态、微塑料的大气迁移，已有许多研究者对国内环境中大气微塑料进行了采样和分析。未来对大气微塑料的研究可能会拓展更多关于微塑料鉴定、毒性、吸入微塑料带来的健康风险、以及微塑料在环境中的老化降解。

    2.   微塑料分析流程（Analysis process of microplastics）

    • 大气微塑料的分析过程包含3个步骤：采样、前处理、定性和定量分析。这一部分参考了49篇关于大气微塑料的研究性文章，统计其中所使用的采样方式、前处理过程和表征手段，并绘图进行分析（图2、3）。

      • 2.1.   采样方式

    • 大气微塑料分为沉降微塑料和悬浮微塑料。目前没有统一的采样标准，根据研究对象和目的的不同，有被动采样和主动采样两种采样方式。

      被动采样用来收集某一时段的总大气沉降物。在忽略再悬浮的条件下，总大气沉降物中的微塑料水平可用于估算大气中的微塑料污染程度。对于一段时期内大气干、湿沉降常用被动沉降采样装置来收集。Dong等[25]使用不锈钢漏斗来收集沉降，将干、湿沉降共同储存在底部的不锈钢桶中。由于装置不需要供电，也不需要频繁维护，所以适合长期和偏远地区的沉降收集。对于室内灰尘和街道上的微塑料沉积物，可以使用刷子将沉积在一定范围地面上的灰尘搜集起来。这种方法搜集成本低且操作简单，但由于灰尘中的微塑料不完全来自大气沉积，因此这些结果不具有可比性，只能作为沉积微塑料结果的补充[26]。

      主动采样法是世界范围内用于监测大气污染物的传统方法之一，相比于被动采样，主动采样可以收集到气溶胶中不易沉降的微塑料[27]。主动采样采用泵式大气采样器或者真空吸尘器，以过滤空气的方式采集样品。采样时使用孔径小于2 μm的玻璃纤维或石英纤维滤膜，聚四氟乙烯和尼龙滤膜会对微塑料的鉴别产生干扰。Zhu等[20]采用主动采样的方式，搜集了京津冀和长三角中5个特大城市空气中悬浮微塑料的样品，证明京津冀地区比长三角地区大气微塑料污染严重。Vianello等[28]通过用假人模拟呼吸的方式来采集样品，分析了人在室内环境中微塑料的暴露量。主动采样需要电源和机器定期维护，不适合长时间偏远无人地区的采样，可用于室内采样，或者室外短时间采样。如图2（a）所示，48.9%的研究采用了被动采样的方式，而36.7%的研究采用的主动采样的方式。另外，14.3%的研究使用多种采样方式结合的方法，这有利于进一步研究MPs的来源和迁移动力学，也更有利于不同丰度单位之间的相互转化，可作为未来研究的趋势。进一步的，有必要对采样过程进行统一的规范，提供采样装置和参数值的参考，以提高数据质量和不同研究之间的可比性。

      • 2.2.   前处理方法

    • 前处理的目的是从环境样品中提取出MPs，这一过程使得后续分析鉴定更加方便，准确。空气中MPs样品的前处理方法参考了沉积物、土壤和水中MPs的前处理过程，一般包含浮选、消解两个部分。

      浮选过程是利用塑料的密度小于盐溶液的密度这一原理，在样品中加入饱和盐溶液充分混合，使微塑料富集在上清液中，实现微塑料和沉降灰尘的分离。一般采用的饱和盐溶液有NaCl（1.2 g·cm−3）、ZnCl2（1.6 g·cm−3）、NaI（1.8 g·cm−3），目前主要使用ZnCl2溶液作为浮选剂，因为ZnCl2成本相对较低，溶液密度大，可浮选出大多数类型的微塑料[29]。为了提高回收率，一些研究中采样二次浮选。首先用NaCl进行预浮选，再用更高密度的NaI溶液对样品做后续浮选[30]。一方面，预浮选过程减少了NaI的用量，另一方面回收率也从70%提升至99%[31]。

      消解过程的目的是去除样品中的有机物，减少干扰，提高检测效率。消解试剂分为四种：酸、碱、氧化剂、酶。在实验过程中，酸、碱会破坏微塑料本身的结构，而酶消解剂反应条件严格，反应速度较慢。实验中常采用的消解试剂有30% H2O2和芬顿试剂（FeSO4溶液与H2O2混合），芬顿试剂是在H2O2的基础上，引入了二价铁离子作为催化剂，大大提高了氧化消解效率。

      在采样时间较短、干扰物少的前提下，为了减少在多次转移的过程中MPs的损失和污染，32.7%的研究中取消了前处理过程[32]。同时，样品前处理应与后续表征MPs的手段相匹配，前处理过程不应对后续MPs的表征产生干扰[33]，也要尽量避免使用塑料材质的实验用具。因此，对不同前处理方式的回收率对比，提出高效且无干扰的分离、纯化方式也是未来微塑料研究的重点。

      • 2.3.   微塑料的测定与表征

    • 在采样和前处理过程之后，需要对样品中的MPs进行定性和定量分析，定性分析又可分为物理形态分析和化学成分分析。化学成分分析是为了鉴别MPs的聚合物类型，常用傅里叶红外变换（FTIR）光谱和拉曼（Raman）光谱等化学分析手段[11, 27]。而针对物理形态的表观分析往往针对MPs的粒径、颜色、形态[23, 34]。由于来自环境的样品中成分复杂，单一的分析方法不能全面、可靠鉴别MPs[35]，所以常常通过两种以上的分析方法共同鉴别。

      （1）视觉分析

      视觉分析一般是分析MPs第一步[35]，也是最常用最基础的方法[7]。在体式显微镜下，从样品其他成分中分离出疑似MPs的成分，并利用相关软件计数、测量和记录信息，可以直观的得到MPs的粒径、颜色、形态和数量等信息。早期涉及大气微塑料的研究中，存在利用视觉分析结果计算MPs丰度的报道[36]。

      然而，这种分析方法不仅费时费力，而且还存在很多缺点。该方法用于粒径较大的微粒和纤维MPs时有效，但小粒径的MPs占据了样本中MPs的绝大多数[37]，在目测计数小于100 μm的MPs时容易产生误差。同时，这种方法无法区分合成颗粒和天然颗粒，而且容易受到实验者主观判别的影响，所以常用来与光谱分析法结合使用，互补不足[38]。

      在统计中，有10.2%的研究通过使用尼罗红染色的方式来区分天然聚合物和人工合成聚合物[39-40]，利用了荧光显微镜来提高视觉分析的效率和准确性。虽然这种方法提高了检测效率，但也不是最理想的鉴别方式。不同的聚合物着色程度并不相同，例如，聚丙烯（PP）和未改性聚乙烯（PE）染色强烈，而聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）或风化聚乙烯在染色后荧光较少。Gabriel等[41]在研究中发现，并不是所有着色的物质都是人工合成聚合物，部分天然有机物质也会被染色，干扰样品检测。虽然，在当下的视觉分析方法无以代之，但在未来，找寻替代视觉分析的方式会成为新的研究趋势。

      （2）光谱分析

      傅里叶变换红外光谱（FTIR）是用于表征MPs聚合物类型最成熟的分析方法之一，研究者已经通过收集和总结建立了一个完整的用于识别和比较分析的聚合物红外光谱库。通过检测不同红外频率下的样品分子振动强度来获取光谱信息，得到代表对应MPs化学组分的红外光谱图，将微塑料的光谱图与库中已知聚合物的光谱图对比，可以直接匹配构成微塑料的聚合物类型[42]。μ-FTIR是显微镜与傅里叶变换红外光谱仪的结合，它能很好地检测20 μm以上的微塑料[29]，目前有许多针对空气中MPs的研究都采用了μ-FTIR的分析方法。μ-FTIR有三种不同的工作模式，分别是透射模式、反射模式、和衰减全反射（ATR）模式，在目前的研究中这三种模式都有涉及[43]。Cai等[44]对东莞的研究采用了反射-μ-FTIR，Wang等[45]对中国南海和东印度洋的研究中使用了透射-μ-FTIR，Ding等[46]对西北太平洋地区的研究使用了ATR-μ-FTIR。

      此外，焦平面阵列（FPA）-傅里叶变换红外光谱可以通过对整个平面的样品进行分析成像，最终筛选出其中的MPs颗粒。Vianello等[28]首次将样品封入硒化锌盐窗，通过FPA-FTIR来表征大气中的MPs。尽管FTIR有一些局限性，但它仍然是一种可靠的技术，也是表征从环境中收集的微塑料的最广泛使用的方法。

      Raman光谱也被广泛用于微塑料的检测，单波长激光照射到目标样品上后，由于样品的反射、散射和吸收，会产生和检测到不同波长和频率的散射光，利用样品散射光的频率变化进行分析得到分子振动、转动方面的信息，据此分析化合物的种类[47]。在需要分析表面形貌和表面微生物类型时，拉曼光谱无损化学表征的特点占有很大的优势。

      近年来有关拉曼光谱检测微塑料的研究越来越多。Marina-Montes[14]利用拉曼光谱首次发现南极地区气溶胶中含有微塑料。Xu等[48]通过表面增强拉曼光谱对小于1 μm的大气MPs样品进行检测。要注意，使用拉曼光谱表征样品时，要保证尽可能去除样品中的杂质有机物，否则背景荧光高，对特征峰的干扰较大。

      红外光谱和拉曼光谱都是技术上成熟的方法。红外光谱测定分子的官能团，而拉曼光谱则表征分子骨架，这两种方法相辅相成[49]。但相比于μ-FTIR，拉曼光谱显微镜有更高的空间分辨率（低至0.5—1.0 μm）、宽光谱范围、对非极性官能团的高灵敏度和窄光谱带[37, 50]。所以拉曼光谱只需要少量来自不同环境的微塑料，并产生高度可靠的结果。但与红外技术相比，通过拉曼光谱创建的聚合物光谱库尚未建立，添加剂可能会影响光谱结果的准确性[51]。目前，光谱法作为主流的微塑料表征手段，已经得到了广泛的应用（如图3）。在未来，克服红外光谱和拉曼光谱的局限之处值得进一步研究。

      （3）其他分析方法

      其他常用的分析方法有热裂解-气相色谱-质谱连用仪（Pyr-GC-MS）和扫描电子显微镜-能谱仪（SEM-EDS）。

      Pyr-GC-MS工作时，首先样品会进行热处理，分解所释放出的气态化合物会被收集，并进入气相色谱柱中进行分离，被分离后的各组分进入质谱仪进行成分分析，最后与常见塑料类型的数据库进行比较，从而进行定性、定量分析[52]。这使仪器能够在成分粒径非常小的环境样品中进行识别，但不能分析微塑料的颜色、形状等其他特性。这种分析方法对样品有破坏性，会影响对样品的后续分析[53]。目前，已有色谱分析法应用于分离分析大气中微塑料的实例[54-56]，虽然热分析方法很少被用于分析大气微塑料[57]，但这种方法是一种十分高效且有潜力的检测方法。

      扫描电子显微镜（SEM）有很高的分辨率，可以识别微塑料表面形貌特点，可以判断微塑料的降解方式[58]。在与EDS结合后，用于分析表面元素组成，以此分析微塑料表面附着的重金属或者其他污染物。虽然已有研究使用SEM表征微塑料，但由于SEM仪器的特性，表征前需要在微塑料表面进行溅射喷金处理，在微塑料表面形成导电层，这样可以保护微塑料表面不被SEM发出的电子束破坏。因为制样过程繁琐耗时且成本高，所以SEM不适用于大量微塑料的表征。但已有研究通过深度学习，对扫描电子显微镜照片中不同形状的微塑料进行自动定量和分类，准确率为98.3%[59]。

      虽然这些分析方法被用于大气微塑料的检测技术尚不成熟，相信未来在对分析方法的深入研究和仪器附件的开发之后，这些分析手段能有助于大气微塑料的高效分析。

    3.   赋存特征（The occurrence characteristics）

      3.1.   丰度

    • 根据采样方式的不同，大气中微塑料的量化使用不同的单位。对于被动采样收集的大气沉降物样本，结果以单位面积的沉积速率，即MPs的沉降通量来表示（单位为 个·m−2·d−1），城市中微塑料的沉积通量一般为33—917 个·m−2·d−1。对于通过主动采样泵采集的悬浮颗粒物样本，结果以单位体积进气量所含的微塑料个数，即MPs的浓度来表示（单位为 个·m−3），城市中MPs浓度范围为5.2—505 个·m−3，如表1。在一些研究中，由于MPs粒径小，不采取计数的方式，而是直接通过质量量化。在2020年一项对12个国家室内灰尘的研究中[54]，使用了高效液相色谱（HPLC）和电喷雾质谱（ESI-MS）作为分离和分析手段，在所有灰尘样品中都发现了PET（聚对苯二甲酸乙二醇酯）和PC（聚碳酸酯）塑料，其浓度范围为0.1—120000 μg·g−1。

      研究方法会对MPs丰度值有影响。由于大量的小粒径MPs在分析时常常被忽略，在MPs粒径检出限较低的实验中，所得出的实验结果丰度较大。以针对上海地区的研究为例，同样是采用主动采样的方法，在2019年发表的研究中[34]，粒径下限为23 μm，平均浓度（1.4±1.4）个·m−3，而在2021年发表的研究中[20]，粒径下限为5 μm，平均浓度（267±117）个·m−3，相差了两个数量级。

      在海洋上空中的MPs丰度低于城市或郊区的室外空气中MPs丰度。目前对海上的研究有中国东南海域[60](3.9×10−3 个·m−3）、西太平洋[16]((0.6±1.6)×10−1 个·m−3）、珠江口[45]((4.2±2.5)×10−2 个·m−3）、南海((0.8±1.3)×10−2 个·m−3）和东印度洋[45]((4.0±6.0)×10−3 个·m−3)，相比中国东南沿海地区城市微塑料的丰度较低。

      室内环境的微塑料丰度显著高于室外环境，在Liao等[61]的研究中很直观的验证了这一观点，室内MPs浓度（（1583±1180）个·m−3）比室外MPs浓度（（189±85）个·m−3）高了一个数量级。室内空气中MPs浓度高主要有两个原因：一是人口密度高，受人为活动影响大，纺织品作为一个产生微塑料的重要源头，其对室内MPs的贡献是很重要的[45]。二是空气流通和向外扩散能力差，沉降下来的MPs很容易在空调等的气流扰动的情况下再悬浮[32]。

      总而言之，研究方法会对丰度有很大的影响，这些说明研究者们迫切需要统一微塑料的定量表达形式，规范实验研究的标准方法，并进一步探讨微塑料的时空分布规律。

      • 3.2.   物理形态特征

    • （1）形状

      MPs的形状取决于原始聚合材料的形态。空气中微塑料最常见的形状是纤维（fiber）和碎片（fragment），也有研究发现了少量的微珠（microbead）、薄膜（film）和泡沫（foam）。在对中国大连海岸带[62]、河北康保县[63]、东莞[64]、烟台[24]、英国伦敦[15]、中国南海和东印度洋等[60]的研究中纤维作为大气中微塑料的主要存在形态，占MPs总数的60%以上。但也有一些研究得出了不同的结论，在对德国汉堡地区的研究中碎片的含量为95%[65]，同样对法国比利牛斯山脉的研究中[65]，也得出了碎片占据主要地位的结论。

      通过形状可以进行聚合物类别和微塑料来源的初步判断。Cai等[44]检测到样品中的泡沫来自用作包装材料的发泡聚苯乙烯。Liu等[16]首次在海洋空气中检测到微珠，含量为微塑料总量的5%，据其球形外观和黑色，推测这些微珠可能是塑料焚烧产物。同时，空气中纤维微塑料的比例与季节存在一定的相关性，秋冬季气温降低，衣服和毛毯等纤维类纺织品的使用增加，纤维的占比有所上升。形状的不同会影响到大气的空气动力学，从而影响到MPs在空气中的悬浮状态和运动轨迹，因此区分形状对于研究MPs大气运输过程有重要意义。

      （2）尺寸

      与水环境、沉积物和土壤环境中的微塑料相比，空气中微塑料的尺寸要小得多。尺寸小、质量轻的微塑料更容易悬浮和扩散，尺寸和密度较大的微塑料很难长时间驻留在空气中，且倾向于快速沉降。大部分试验研究结果总结出，随着空气中MPs颗粒尺寸的增加，对应的微塑料数目逐渐减少。在Zhu等[20]对中国5个特大城市的研究中，小于30 μm和30—100 μm范围内的微塑料占总量的绝大多数，分别为61.6%和33.1%，在100—300 μm（4.7%）、300—1000 μm（0.5%）和>1000 μm（0.1%）范围内微塑料丰度要低得多。在对大连海岸带[62]和温州市[61]的研究中，也可以得到类似的结论。

      尺寸数据的差异与采样方式和分析方法有关系，主要依赖视觉分析的研究可能存在对小粒径MPs数量的低估[43]。随着分析检测手段的进步，实验中微塑料尺寸的检出限也越来越低，目前，依靠光谱手段的检出限在5 μm左右，大部分研究中大气微塑料的尺寸主要分布在500 μm以下。相比于其他种类的MPs，纤维在一个维度上更长，在大尺寸的微塑料中，纤维的比例最高[61]。小粒径的微塑料可能成为未来微塑料研究的重点，因为，较小的微塑料具有较大的比表面积，表面效应强，更容易吸附其他污染物，且纳米塑料容易被人体通过呼吸道吸入肺部，也更有可能进入体内参与人体内循环，从而，具有更严重的生物毒性效应。

      （3）颜色

      不同颜色MPs的丰度与研究地区周围人为活动有关，空气中最常见的MPs颜色为黑色（灰色）、和白色（透明）。在布什尔港（伊朗）市区[66]的悬浮粉尘样本中，对MPs的颜色进行讨论，如黑色（21%）、灰色（12%）、白色/透明（39%）、橙色（8%）和红色（20%）。Wang等[45]在珠江口的大气悬浮微塑料样本中，也出现了黑色（37.1%）、白色（12.3%）、棕色（12.4%）、红色（25.3%）、黄色（12.9%）的纤维塑料。在对巴黎大气微塑料的研究中，Dris等[23]指出，由于视觉分析具有一定的主观性，颜色鲜艳（蓝色、红色）的MPs更容易被发现，所以可能存在一定程度的高估。

      在分析样品中MPs的来源和潜在附着物和化学成分时，颜色可以起到一定的辅助作用，减少一部分工作量[67]。白色的碎片通常是用于包装材料的聚乙烯，透明材料多为聚丙烯[68]。Matsuguma等[69]提出在实验过程中，MPs可能在紫外线照射或H2O2等氧化消解过程中发生褪色，对最后的结果产生影响。实际上由于氧化能力的限制[38]，这一说法有待进一步验证。这也提醒在实验过程中要注意试剂对样品本身的破坏，避免对实验结果产生不良影响。

      • 3.3.   化合物类型

    • 化合物类型是判断污染物最基础、最直观的标准。空气中的MPs是由天然聚合物和人工合成聚合物组成。天然聚合物通常有纤维素和蛋白质。人工合成聚合物的种类很多，目前大气中已经发现的人工聚合物类型有二十多中，最常见的有PET（聚对苯二甲酸乙二醇酯）、PE（聚乙烯）、PS（聚苯乙烯）、PP（聚丙烯）、PES（聚酯）、PA（聚酰胺）、RY（人造丝）等等。

      不同聚合物类型的MPs丰度取决于其需求量和产量[70]。根据Plastics Europe[71]最新的统计结果显示，产出的塑料主要用于包装（40.5%）、建筑（20.4%）、车辆（8.8%）和电子产品（6.2%）等行业，对应各种聚合物的需求比率为：PP（19.7%）、PELD（低密度聚乙烯，17.4%）、PEHD（高密度聚乙烯，12.9%）、PVC（聚氯乙烯，9.6%）、PET（8.4%）、PS（6.1%）。随着可降解塑料的需求量和产量的增加，一些研究在大气MPs中发现PLA（聚乳酸）等可降解塑料[15, 55]。

      化合物的类型与形态存在相关关系，Peng[55]在对室内灰尘样品的分析中发现，纤维类MPs中纤维素、PET和PA含量最多，在颗粒MPs中PP和PE所占的比例大。微塑料类型占比也与采样场景相关，Chen[72]在美甲店中对悬浮微塑料的研究中，主要聚合物是丙烯酸（27%），其次是橡胶（21%）和聚氨酯（13%）。Abbasi[73]通过收集表层雪分析尼龙是占比最多的沉降塑料，其次是PP、PET、PS等。

      表1列举了近两年大气微塑料研究的赋存特征。到目前为止，没有文献明确对大气样本中聚合物类型的构成的分析进展总结，在以后的研究中可以对聚合物类型的地理分布和不同密度聚合物的大气迁移能力做更进一步的讨论。

    4.   来源、迁移和健康风险（The sources, transport and health risks）

      4.1.   来源

    • 空气中的微塑料来源广泛，这使得污染物中聚合物种类丰富，对污染物的治理也更加困难。通常空气中微塑料的来源有工农业生产[84]，织物的洗涤和晾晒，轮胎、塑料制品的磨损风化[85]，街道扬尘[86]和垃圾处理和焚烧[87-88]等。

      常见的合成纤维制品、纺织服装可能会导致大气中悬浮微塑料污染。Liu[34]认为用自然阳光干燥的衣服可能是空气中微塑料的重要来源。O'Brien等[89]研究了家用烘干机在工作过程中微塑料纤维的排放，证实机械干燥确实会使微塑料纤维排放到周围的空气中，而且纤维排放量约占被烘干物总质量的1.2‱。刘艳等[90]模拟家庭洗涤过程，结果表明每3 g织物洗涤时释放微塑料数量在1300—1500 根。道路交通也会增加大气微塑料污染。据估计，轮胎磨损产生的颗粒有0.1%—10%会在空气中滞留[91]，滞留时长从十几分钟到几小时不等，最大输送距离可达50 km[92]。

      对空气中MPs的溯源是全面认识其污染特性的必经之路，而且有助于空气中MPs污染的防治。尽管此过程十分复杂，但大气沉降物中MPs聚合物的类型，所含的添加剂，形态以及颜色等物理外观，与来源具有相关性，从而可以简化溯源过程。在Liu[34]的研究中，从样品的形态特征和化学成分上观察到一些共性，表明空气中的MPs可以通过大气运输从陆地环境输入海洋。空气中大部分的纤维类MPs来自生活中随处可见的纺织品[45]。碎片MPs可能来自包装和可重复使用塑料材料、建筑材料、清洁产品以及广告牌和塑料容器的长时间风化、机械破碎、物理磨损[93]。

      • 4.2.   迁移规律

    • 陆地、海洋、河流、湖泊与大气环境之间相互关联，形成了一个MPs的“源-路径-汇”的网络，MPs在几种不同环境之间交换，构成了微塑料在环境中的动态循环[68]，如图4。MPs在大气环境中的运动有三种机制：悬浮、运输和沉降。悬浮是由局部空气湍流使得原本静止的MPs随气流一起抬升，进入空气循环。运输是依赖水平方向的气体对流，使得MPs能随空气被运输到更远的地方。沉降是通过降水、重力或者静电引力、吸附、化学作用，使MPs向地面运动。悬浮在空气中的MPs沉积进入陆地或海洋生态系统，也可能通过地表径流汇入水生生态系统。在一定条件下，已经沉降的MPs有可能再次悬浮，如此循环，就可以实现远距离传输。

      许多研究已经调查了降水对微塑料沉降效应的影响。在Abbasi[79]对伊朗设拉子市的研究中通过分别对干、湿沉降取样发现，降雨会加速沉降，降水期间收集到的湿沉降中的纤维比相同时间段内收集的干沉降多5—10倍，但干沉降依然占微塑料大气沉降总量的绝大部分。大部分的研究得出，降雨强度不会影响微塑料在大气沉降物中的沉积通量[78]，但这一结论依然存在争议，有待进一步调查研究。

      许多证据表明，大气运输使得MPs普遍存在于环境中的各个角落。目前很多研究讨论了人迹罕至的地区沉积的MPs，并将这些归因于大气对MPs远距离运输的作用。目前的研究在海洋上空、沙漠、高山、北极、南极、冰川甚至是行星边界层[82]等都发现了MPs的存在，并分析了其迁移轨迹。反向轨迹分析可以有效的分析MPs的远距离运输路径，通过分析采样地的气候类型、风向、风速和颗粒物沉降的速度等，从采样地反推MPs的来源和运动轨迹。通过FLEXPART、HYSPLIT和LAGRANTO等拉格朗日大气模型可以分析大气污染物和微粒的来源位置和传播距离。2019年，Allen等[11]首次尝试通过数学模型解决大气MPs传输动力学问题。

      具体而言，目前尚不清楚大气沉降物在多大程度上导致了水体和陆地污染。在这一领域，还需要在空间上，就“源-途径-汇”过程、输运参数以及与气象条件的关系进行更多的研究。

      • 4.3.   健康风险

    • 要探究微塑料的危害，首先要了解日常生活中人的空气微塑料暴露水平。微塑料的暴露量随着年龄的增长而减少，婴幼儿长期暴露于浓度较高的室内环境，婴儿的暴露量比成人高十倍左右[54]。Liu等[34]估计，上海居民的室外MPs吸入量为21 个·d−1，Vianello等[28]的室内模拟研究表明，成年男性可能在24 h内吸入272 个微塑料颗粒。微塑料暴露水平还受到其他因素影响，Chen等[94]的研究结果显示，空调气流可以促进含MPs的空气与人体的接触，人类暴露风险随空调过滤器使用时间的增加而增加。虽然人体的清除机制会将吸入的大部分微塑料拦截，但已有证据表明在人肺组织存在微塑料[95-96]，而吸入的微塑料在肺部积累会增加患慢性肺阻塞等疾病的风险[97]。

      尽管已经证实了空气中确实存在微塑料，但吸入微塑料而引起的健康风险尚未确定。微塑料的毒性来源主要包括自身毒性（单体或者聚合物本身），添加剂毒性（阻燃剂、增塑剂和抗氧化剂等），负载化学污染物（重金属和持久性有机污染物）和负载生物污染物（细菌、真菌、病毒），研究者通过细胞的体外培养，讨论了微塑料的细胞毒性机制[98-100]。以PS塑料为例，25 nm的微粒很容易通过非特异性吞噬作用被肺部细胞吸收，造成细胞粉尘过载，氧化应激，代谢紊乱，最终导致炎症甚至其他恶性疾病[101]。但缺少吸入微塑料对生物体内循环过程影响的研究，需要更多的实验数据支撑。

    5.   总结与展望（Summarization and prospect）

    • 本综述通过文献调查，对大气环境中的微塑料的研究现状进行了系统的概述。分别介绍了大气微塑料的采样和前处理方法、表征鉴定技术、物理化学性质、潜在来源和迁移规律。目前，大气环境中的微塑料已经成为微塑料领域的研究热点。但依然存在一些问题有待解决。

      （1）目前大气微塑料的研究方法尚未完善，微塑料取样和检测没有统一的操作规范，因此缺乏关于丰度和物化特征的可比数据。针对这些问题，一方面制定操作规范，干、湿沉降分离，主动采样与被动采样的方式相结合，这可以统一丰度表达方式，使研究结果可比性增加。另一方面创新微塑料的表征方法，提高微塑料的检出效率和质量，也是在未来需要解决的问题。

      （2）由于研究区主要集中在发达的城市地区，所以对偏远地区微塑料的研究匮乏，特别是一些交通不发达，人烟稀少的地区。所以，在以后的研究中，要在更大范围区域内进行长期监测，这有助于排除区域均一化的影响，更好的评估影响微塑料时空分布的因素。

      （3）对于空气中微塑料的来源与运输机制的分析还处于起步阶段。作为一种大气污染物，微塑料远距离运输的潜力巨大，因此可以对污染源及周围很大范围的区域产生影响。我们还需要进行更多的研究去评估大气中微塑料赋存特征与气象因素之间的关系，以此更深入了解微塑料在大气环境中的运输机制和最终去向。

      （4）大气微塑料被动物和人类吸入后产生的健康风险研究缺乏系统性，其对植物生长的影响研究尚不多见，这些方面需要进一步研究。在未来需要建立生物模型，通过体内实验探索微塑料与其他污染物结合的毒性机制和联合作用，研究人体吸入后，微塑料的转移轨迹和不同器官的沉积比例。

      （5）研究结果要对环保政策的制定有积极的指导作用，同时要投入精力去研究能够替代塑料的生物降解、环境友好的新材料。微塑料的源头控制被认为是防止污染环境的最可持续和有效的手段之一，同时塑料制品的分类回收也是十分有必要的。环保政策应从减少一次性塑料制品的使用和加强回收管理的方面控制微塑料污染。

    参考文献 (102)

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