滨海地下水含水层中微塑料运移机制及环境效应研究综述

邹寅俏, 陈广泉, 于洪军, 宋 凡, 王延诚, 赵文卿

滨海地下水含水层中微塑料运移机制及环境效应研究综述

邹寅俏1, 2, 陈广泉1, 2, 于洪军1, 2, 宋 凡3, 王延诚1, 2, 赵文卿1, 2

(1. 自然资源部 第一海洋研究所 自然资源部海岸带科学与综合管理重点实验室, 山东 青岛 266061; 2. 青岛海洋科学与技术试点国家实验室 海洋地质过程与环境功能实验室, 山东 青岛 266237; 3. 水利部信息中心(水利部水文水资源监测预报中心), 北京 100053)

微塑料是现代化社会经济活动的产物, 于近海岸富集会导致海水、地下水与近岸土壤环境的污染。微塑料具有多样化的物理化学性质, 运移机制复杂。伴随人类活动加剧与水动力条件变化, 微塑料在滨海地区广泛迁移并形成差异分布。微塑料能够释放自身有毒物质、吸附重金属离子与有机污染物、使海岸带区域水环境污染加剧、严重危害滨海地区动植物的生长发育, 威胁人类健康及滨海生态安全。因此, 探究微塑料在滨海地下水含水层中的转运机制, 对于分析其对生态环境的潜在危害、采取有效手段应对微塑料污染具有重要意义。

滨海地下水含水层; 微塑料; 运移机制; 环境效应

微塑料是直径小于5 mm的塑料颗粒[1], 具有尺寸小、比表面积大等物理化学性质, 能够通过生物摄食、吸附、络合等方式对生态环境产生严重威胁。2015年, 微塑料问题被列为环境与生态科学领域亟待研究的第二大科学问题[2]。在联合国环境大会的号召之下, 中国积极致力于海洋微塑料的研究和治理。迄今, 已有30多个科研机构开展了海洋微塑料研究, 20多个国家级微塑料项目得到了国家经费支持[3]。研究区域涉及河口、海滩、海岸带、近海、深海、极地等区域, 微塑料的研究内容涉及微塑料的理化性质[4]、分布富集[5]、迁移特征[6]、食物链累积[7]、分析方法学[8]、生态毒理学[9]、污染治理[10]等方面。截止到2022年7月13日, 基于Web of Science数据库,以“microplastic”为关键词搜索到的相关文献有7 979篇, 以“marine microplastic”为关键词搜索到的相关文献有3 991篇, 并呈现出逐年递增的趋势, 间接表明微塑料污染所囊括的问题亟待解决。为应对微塑料污染, 2019年, 中华人民共和国国家发展和改革委员会出台政策, 禁止在个人护理用品中添加并销售微塑料颗粒的产品[11]。

海岸带是海陆交互的重要区域, 在天然水利梯度下, 海底地下水排泄(submarine groundwater discharge, SGD)过程会对近岸海水环境产生影响[12-14]。而在人类活动和气候变化的共同影响下, 也可能发生海水入侵地下水含水层的现象, 导致淡水含水层咸化。地下水与海水相互作用机制十分复杂, 近岸海水与地下水处于不断更新的状态, 并存在离子、有机物以及微生物的广泛迁移[15]。微塑料作为污染物或其载体形式留存于海岸带水域当中, 随水动力条件变化, 在地下水与近岸海水间不断运移, 小部分微塑料滞留于海岸带介质空隙, 造成孔隙水污染; 部分微塑料随水流迁移发生远距离运输, 或结合路径中的离子与污染物, 发生吸附、络合、化合等作用, 对途经水域造成不同程度的危害[16-19]。同时海岸带水体间的相互作用能够推动微塑料在滨海介质通道中的运移, 加快微塑料在不同水域内的更新速度, 造成不同程度的水质污染。

受海岸带地区人类活动的影响, 微塑料在近海地区各个空间区域的分布反映出其对生态环境的潜在隐患, 微塑料污染已成为海岸带环境保护与生态治理修复的重要问题。目前学术界对海岸带微塑料的相关研究还处于初级阶段, 未来有关微塑料的研究应致力于了解海洋微塑料的理化性质、掌握新型海洋微塑料采样与分析处理方法、探究微塑料在海洋环境与海岸带地下水含水层介质中的迁移规律, 对海岸带微塑料进行综合性分析将成为今后微塑料污染研究等方面的重要方向。本文将论述微塑料的基本物理化学特征, 探究微塑料在滨海地下水含水层中的迁移机制及其环境效应, 从而为微塑料污染预防与治理提供有力的理论依据。

1 滨海含水层微塑料来源与分布

1.1 滨海含水层微塑料来源

滨海地下水含水层中的微塑料主要来自于海洋、土壤、大气这几大环境领域(图1), 根据生成条件的不同可以分为原生微塑料与次生微塑料[20, 21], 根据来源地的不同可分为陆源微塑料与海源微塑料[22]两种。

原生微塑料是指工业生产过程中直接排放的微观尺寸介于微塑料定义范围之内的塑料微珠, 多生成于塑料生产阶段, 且广泛应用于陆上人类洗化用品, 包括化妆品微珠、工业清洁产品中的磨砂微珠以及工业生产的原生树脂颗粒等[11,23]; 次生微塑料是占据主导性地位的微塑料类型[24], 主要指塑料垃圾经光化学降解、机械磨蚀及生物转化等作用后, 聚合物发生光解、脆化并最终分解而成的微塑料, 原生微塑料受温度、机械磨损、生物干扰、紫外线辐射、氧化作用等影响后会发生老化现象, 形成次生微塑料[25, 26]。

陆源微塑料多为陆上农业、工业、纺织业、商旅业活动残留, 包括日化产品使用后产生的市政污水、雨雪天气空气中微塑料的沉降、工农业废水直接性排放、垃圾填埋区渗滤、工业活动制造等[27-31], 其输入到地下水含水层的过程当中可能涉及的具体途径包括风力推动、地表水流经陆地的裹挟作用、淡水补给过程、土壤渗滤作用等; 海源微塑料多为海上渔业、养殖业、运输业等过程所生成, 包括海产品捕捞遗留、养殖业生产、船只行驶残留、海上作业平台生产勘探、科研设备磨损等, 其输入到地下水含水层的过程当中可能涉及的具体途径包括区域性海水交换、生物携带、微生物运载、海水入侵、海水再循环与孔隙水交换等过程[16, 32]。

图1 海岸带地下水含水层中微塑料主要来源

海洋-地下水、土壤-地下水、大气-地下水、陆表或陆表水系-地下水这4种过程是滨海含水层微塑料来源的主要动力机制。海洋系统能够通过海底地下水排泄(Sbumarine groundwater discharge, SGD)以及海水入侵带入微塑料[16]; 土壤中微塑料能够借助土壤裂隙、土壤介质孔隙、生物活动或植物根系进行垂向迁移[33, 34]; 大气中的微塑料能够在井口处发生自然沉降或由雨雪作用被动沉降[35]; 陆表淡水水系如河流、湖泊等能够在地下水补给过程中转移体系内的微塑料[34, 36, 37], 并在微塑料自身性质与环境的双重作用下形成差异性分布。

1.2 滨海含水层微塑料分布与富集

海岸带微塑料分布范围极广, 从繁华喧嚣的城市地区到人迹罕至的深海海沟[38], 甚至是两极地区都存在它的踪迹。目前研究证明, 微塑料的空间范围分布囊括近海陆地与近岸陆域[39, 40]、河口[41]、河流[42]、湖泊[43]、海湾[44]、潮滩[45]、近海海域水域[46]、大洋和极地[47]等区域, 其迁移与分布因素受自身理化性质如粒径、尺寸、形状、密度、成分、聚合物类型; 水环境参数如盐度、温度和生物量; 气候因素如降雨、风和湍流; 介质环境类型如空气、沉积物、水体; 施加于微塑料的各种物理、化学、生物作用的强度等。

微塑料在海洋环境中的输送机制有波浪、潮汐、洋流[48]、海洋生物、人工活动、海水-地下水相互作用等; 在地下水环境中的输送机制有对流、人类活动干扰、微生物作用、地下水-海水相互作用等。

海岸带地区微塑料受人类活动、海水水动力变化以及海水地下水相互作用的影响, 广泛分布于河口、海滩、近海、表层海水、沉积物以及滨海地下水含水层等区域[49]。处于水体当中的微塑料能够单独沉降或与其他物质结合成聚集颗粒后沉降, 使海底地区成为微塑料重要的汇。一般条件下微塑料自然降解需要数百年甚至上千年, 在海水环境中微塑料吸收紫外线能力加强, 老化加速, 降解速率变缓, 使得海洋环境中的微塑料降解速率低于陆地, 加剧了近海海水中微塑料的滞留[50]。

近年来, 学术界在微塑料领域的相关研究不断深入与发展, 地下水含水层中微塑料污染的相关科研成果也有所更新, 海岸带地区地下水环境中微塑料的存在已经成为不争的事实[51]。由于人类活动对塑料制品利用率的增加, 地下水含水层中微塑料污染日益加剧, 研究表明人类农业活动产生的微塑料能够通过土壤裂隙或生物活动等过程垂向迁移进入地下水含水层[33, 34]; 沿海地区商旅类塑料垃圾碎片能够伴随海水-地下水相互作用过程迁移至地下水[16, 52]; 河流中携带的微塑料能够在河流补给地下水的入口处向地下水含水层输入微塑料[36, 53], 使得农业区、海岸带地区以及河流-地下水交接口区域成为地下水含水层微塑料污染的潜在多发领域。

2 微塑料基本性质以及相关研究方法与技术

2.1 微塑料基本特性

微塑料作为一种新型污染物, 具有形状多样、尺寸小、密度低、表面疏水、比表面积大、吸附能力强、表面裂痕明显、来源广泛等物理性质; 具有性质稳定、赋存时间长、难以自然降解、表面官能团复杂、环境持久性、迁移转化机制复杂、易于吸附有机污染物与重金属等化学特征。不同类型的微塑料具有不同的表面电荷、官能团以及酸碱特性, 且微塑料的粒径越小比表面积越大, 因此微米或纳米级微塑料颗粒具有更高的吸附比表面积。在外部环境因素如光照、温度、紫外线辐射等作用下微塑料会发生老化现象, 颗粒形貌改变, 表面形成新的含氧官能团, 疏水性降低, 引发更加显著的环境效应。

物理性质方面, 微塑料分为透明色和有色颗粒两种, 透明微塑料在海洋环境中最为常见[54], 但由于透明色与浅色微塑料色彩不够鲜明难以辨别, 使得其数量常被低估。微塑料类型丰富且形态各异, 目前已经发现的微塑料类型包括发泡类、碎片类、纤维类、颗粒类、小球类等。海洋微塑料的形状包括颗粒、泡沫、碎片、薄膜、纤维、球体等[55, 56], 不同形状对应不同来源, 如颗粒和球体一般源自化妆品原料或工业原料, 碎片多为硬塑料制品破碎形成, 纤维多来源于纺织物、网、渔线和绳索, 薄膜多源自塑料袋和包装材料等。

化学性质方面, 微塑料是由小分子单体聚合而成的高分子物质, 具有分散性、多层次性、分子量大、结构不均一等复杂的化学结构[28], 其化学组成成分主要包括: 聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)、聚酰胺(PA)、聚酯(PEst)、聚对苯二甲酸(PET)、聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)、玻璃纸(CP)、聚丙烯腈(PAN)、聚乙酸乙烯酯(PVAC)和聚苯醚(PPO)等[57-59], 丰度单位一般用“个/立方米(n/m3)海水”或“个/升(n/L)海水”来表示。

微塑料具有疏水性, 表面易黏附污染物[60], 吸附过程与两者自身性质、环境要素、两者间相互作用密切相关。例如: 微塑料自身性质如类型、结晶度、表面形貌结构、粒径和比表面积等; 污染物自身性质如污染物种类、电荷、络合特性等; 粒子间相互作用力如氢键与范德华力、疏水作用、分配作用、污染物之间的竞争作用等; 环境因素如光照、温度、pH、离子强度等。这些因素会造成不同种类、不同阶段、不同环境条件下微塑料吸附能力的差异。

研究表明, 微塑料能够吸附Pb2+、Cu2+、Cd2+等重金属离子以及双酚A、多氯联苯、多溴联苯醚、多环芳烃、有机氯农药[61]、有机卤化物、邻苯二甲酸酯和有机磷酯类等有机化学污染物[6, 54]。有机污染物在微塑料上的吸附机理包括疏水作用、氢键、π-π键、范德华力、静电相互作用等; 重金属在微塑料上的吸附机理包括重金属自身性质[62]、环境因素[63]、阳离子与微塑料表面络合作用、带相反电荷的分子吸引、类似带电分子的排斥引起的静电相互作用等, 其比表面积和疏水性也是重金属吸附的重要因素。以上多种因素综合作用, 共同决定微塑料在特定状态下的吸附行为。

2.2 地下水含水层中微塑料分析方法

微塑料的研究区域涵盖开放海域、海岸带、海滩、土壤、河流、大气等, 按照不同地区的区域特性, 应采取不同的采样与处理方法[64-68], 地下水含水层中微塑料的采样方法与开放海域类似, 分析检测方法与常规微塑料分析方法相同。表层水样品采样方法以拖网法为主, 深层水样品的采取需进行钻孔、抽水等操作, 同时应配备具有井下采样技术的相关仪器设备。

采样后需对微塑料进行提取, 提取方法包括: 过滤干燥法、目检法、密度分离法、消解法等[69, 70]。纯化是能够区分微塑料颗粒和天然颗粒的有效方法, 一般在密度分离前对样品进行纯化操作以去除微塑料表面的无机物质、有机物质、生物组织、细菌群落等杂质, 有效避免生物有机质对样品测定结果的干扰。纯化的方式分为物理分离和化学消解两种, 具体方法包括搅拌并淡水淋洗、超声清洗、酸性消解、碱性消解或酶消解等[2]。

分析微塑料特征的系列方法包括目视法、显微镜法、粒径法、形貌法、成分法和官能团法等[71]。目视法和显微镜法主要对微塑料的颜色、尺寸和类型进行分析; 形貌法可观察微塑料表面的微观形貌如裂缝、凸起、凹陷等; 成分法主要用于确定聚合物成分; 官能团法与成分法联合采用能够判断聚合物表面官能团的变化; 粒径法通过对比不同尺寸微塑料的形态与成分特征能够追溯微塑料的来源。

分析微塑料特征的技术方法包括微塑料物理特征的初步鉴定方法如显微镜观察计数法、体视显微镜法(Stereomicroscope)、扫描电子显微镜法(SEM)等; 微塑料的定量检测方法如傅立叶红外光谱法(FT-IR)、拉曼光谱法及Pyr-GCMS热解分析法等; 微塑料聚合物化学组成鉴定的仪器方法如傅里叶变换红外吸收光谱仪(FT-IR)、拉曼光谱仪(Raman)、裂解气相色谱-质谱连用仪(Py-GC/MS)等[49, 72, 73]。

目前分析海岸带地区微塑料的行为变化多采用室内模拟研究, 如以固定粒径的荧光聚苯乙烯微球作为运移微粒, 分析微塑料的老化过程、迁移规律、富集特征、吸附原理等。同时辅以不同粒径的石英砂作为多孔介质, 垂直固定有机玻璃柱进行土柱试验, 采用湿法填充玻璃柱的方法填充装置, 以设定好的流速通入纯水与固定浓度的微粒溶液, 以固定的时间间隔接样, 并利用荧光分光光度计测定样品微粒浓度。结合对流-弥散方程或溶质运移模型作为理论基础, 利用计算机求解功能等得到不同实验条件下的未知参数, 如水动力弥散系数、沉积系数、曲线拟合度、微粒回收率等[74, 75]。

3 微塑料在滨海地下水含水层中运移机制

微塑料在滨海地区的运移过程主要包括两个方面, 一是陆源微塑料通过河流运输、海底地下水排泄过程进入近海水域, 二是近海环境中的微塑料通过海水入侵方式进入滨海地下水含水层。受微塑料自身性质的影响, 其在滨海含水层多孔介质中的迁移过程中会发生吸附、络合、聚集、沉积、团聚、滞留等现象[76]。

微塑料在滨海地下水含水层中的迁移机制十分复杂, 总体分为微塑料自身性质影响、海岸带区域水动力及模拟条件影响、水环境因素影响3个方面。具体包括微塑料的基本性质如尺寸、形状、电性、类型、密度、亲水性、吸附能力、络合能力等[2, 74, 77]; 区域水动力及模拟条件如波浪、潮汐、孔隙水流速、地下水-海水交换、海水再循环等[78, 79]; 水环境因素如离子强度、阳离子含量、pH值、溶解性有机物质、Fe/Al氧化物、盐度、介质理化性质、生物活动等[75]。

3.1 微塑料的输运过程受自身理化性质的影响

不同地区不同点位微塑料的尺寸大小存在巨大差异, 这与微塑料的风化、老化等过程有关, 其影响因素包括风和水流的强度、紫外线强度、太阳辐射时间长短、砂砾磨蚀程度等[80-82]。暴露于表层的微塑料老化后会破碎或降解成粒径更小的微塑料颗粒甚至是纳米微塑料颗粒[83], 小粒径的微塑料颗粒在海岸带介质中更易穿透与移动, 因此粒径变小往往能够使环境迁移性增强, 且粒径越小迁移距离越远[78], 分布范围就越广, 对环境的潜在威胁也就越大。

一般而言, 微塑料的粒径越小, 越容易从小粒径的滨海介质中穿过; 大粒径的微塑料更倾向于发生沉降作用。微塑料颗粒的形状会影响微塑料的迁移与堆积, 相同体积, 相同密度条件下, 颗粒越细长, 下沉速度就越快, 因此纤维状微塑料更易发生下沉与聚集[78]。微塑料一般带负电, 当微塑料表面的负电性较强时, 其更易与阳离子发生结合从而抑制自身的迁移, 介质表面电荷的强弱也会影响微塑料在介质表面的吸附[17]。

不同类型的微塑料理化性质有所差别, 其吸附能力不同, 络合能力也不尽相同。密度在大多情况下会主导微塑料的沉降行为, 因此微塑料自身密度的差异以及吸附与结合后导致的密度变化均会影响微塑料在滨海含水层中的迁移[54, 77]。亲水性是微塑料的基本特性之一, 它不仅能够影响微塑料在水中的分布, 还能够影响微塑料与含水介质或其他物质之间的相互作用。吸附作用是微塑料迁移过程中的常见行为, 它能够吸附于介质表面, 占据其吸附位点, 同时也能与空隙中的阳离子或有机质结合, 从而滞留在介质空隙中, 降低自身迁移能力[49]。络合作用是具有特定络合性质的物质与微塑料之间的作用, 形成的络合物在体积增加的情况下能够增加微塑料迁移的难度[17]。此外, 部分离子、络合物、有机质能够吸附于多孔介质表面, 覆盖微塑料的沉积位点, 使得游离微塑料增多, 促进微塑料的流动。

3.2 区域水动力及模拟条件影响

复杂的区域水动力环境对微塑料的输运轨迹有极大的影响, 如孔隙水流速增大会使微塑料受到的流体剪应力增强, 沉积时间缩短, 沉积量降低, 从而促进迁移; 风会带动海水波动, 从海滩进入到海水中的微塑料颗粒会随风的波动进行水平迁移, 当风速与角度达到一定程度时, 微塑料还能够垂直迁移甚至到达一定深度; 潮汐是周期性的海水运动, 它不仅能够将岸滩上的微塑料裹挟入海, 还能够促进海洋中微塑料在垂直方向上的迁移; 波浪会带动微塑料的转移, 推动近海微塑料穿越海岸带介质孔隙进入地下水含水层。

地下水-海水交换过程是重要的海岸带相互作用过程[12], 水流在滨海地下水含水层与海水中流动, 微塑料能够跟随水流的方向实现移动与循环。海水再循环能够将海水与微塑料输入到海岸带地下水含水层中, 并通过再循环水流带出部分微塑料, 实现微塑料的区域性转移[16]。

海水入侵与海底地下水排泄是两个重要的海岸带地区海水-地下水相互作用过程[83-85]。广义的SGD是指由陆地进入海洋的全部水体, 包括陆源地下水淡水、再循环海水以及海底孔隙水交换[86]。SGD能够将含水层中附着的微塑料粒子释放回海洋, 也能够通过循环作用将海洋微塑料迁移至地下水。微塑料作为一种微型颗粒, 能够漂浮或沉降于水域当中, 海洋中部分尺寸小于海岸带介质的微塑料能够透过介质, 跟随孔隙水的流动转移至地下水, 过程中伴随着营养物质以及重金属的转移, 从而使地下水中微塑料浓度、矿物质、重金属、盐度等参数增加, 污染地下水水质[52]。镭氡同位素示踪与高密度电法原位监测是海水-地下水相互作用研究的重要技术方法, 在此基础上利用镭氡同位素质量平衡模型[87]以及地下水中微塑料浓度能够计算SGD驱动的微塑料浓度通量。

受地下水超采和海平面上升的影响, 海水入侵是目前沿海地区普遍面临的地质环境问题之一[88]。海水入侵可将不同粒径的微塑料转移至沿海地下水含水层, 此间还会伴随海洋中盐离子、营养物质、污染物以及微生物的转移, 引发地下水咸化甚至水质恶化[52, 89]。近海海水在盐度以及水位差异的基础上向地下水方向涌动, 与此同时, 近海海底处于沉积状态的微塑料受水势影响跟随水流方向迁移, 由于微塑料自身具有吸附性且沿途地形条件存在一定的阻碍作用, 使得微塑料迁移受阻, 最终到达地下水含水层中的仅为部分微塑料, 且大尺寸微塑料占比显著减少。

3.3 水环境因素影响

微塑料在滨海地下水含水层中运移机制复杂, 地表微塑料颗粒向下运移需要经历多孔介质的过滤作用, 由于介质粒径、粗糙度、饱和度、非均质性、介质含水率等性质的不同, 使得微塑料迁移能力有所差异。滨海含水层介质具有非均质性的特点, 多孔介质向水相中释放的阳离子浓度增加会导致离子强度增强, 削弱微塑料的输运能力; 粗糙介质表面的沉积位点较多, 微塑料迁移能力随介质粗糙度增加而降低; 小粒径的介质比表面积大、沉积位点多, 孔喉较小、物理过滤作用强, 微塑料迁移能力降低。滨海含水层存在优势流, 其较高的流量会主导微塑料迁移, 增加微塑料的迁移量。

海岸带含水层介质的岩性多为砂质和粉砂淤泥质, 其中砂质含水层孔隙度较大, 易形成水流通道, 微塑料被优先流主导并跟随其迁移; 偏泥质海岸介质颗粒质软且易于聚集, 形成与土壤介质相似的垂直通道, 微塑料会通过侵蚀或壤中流等方式[90], 进一步进入到地下水和海水中。水-气界面对微塑料的迁移也有一定的影响。土壤水中的毛细作用能够捕获迁移中的微塑料, 影响微塑料在孔隙中的分布。当水-气界面的饱和度较高时, 微塑料颗粒与气泡之间紧密相连, 微塑料难以移动, 迁移能力大大降低, 饱和度低时, 微塑料颗粒仍具有一定的活动空间, 能够随水流运动实现部分迁移[91]。

水环境中的各种物理化学因素通过改变微塑料自身电性或与介质之间的相互作用力影响其在滨海含水层中的迁移。如离子强度增加会压缩微塑料与介质间双电层, 减少静电排斥作用, 增强微塑料的团聚作用; pH值增加能够使官能团去质子化, 增加微塑料与介质表面的负电荷, 增强静电排斥力, 从而降低微塑料的团聚能力; 铁铝氧化物的正电性会增加介质表面微塑料的沉积位点, 阻碍微塑料的迁移等[91]。

在滨海地下水含水层多孔介质中, 溶解性有机质与高价阳离子的存在对微塑料颗粒的迁移存在极大影响[17]。高价阳离子能够吸附于微塑料及介质表面, 使表面负电荷减少, 孔隙中游离微塑料团聚增强, 减少运移; 溶解性有机质能够覆盖微塑料在介质表面的沉积位点, 增强微塑料及介质之间的空间阻位效应, 从而增加微塑料的流动性; 两者并存时, 一方面溶解性有机质能够与高价阳离子相结合, 进而吸附于介质表面; 另一方面, 溶解性有机质能够与高价阳离子和微塑料的结合物相结合, 从而吸附于介质表面, 并占据介质孔隙的大量空间, 大大阻碍了微塑料在介质孔隙中的迁移[91]。

此外, 滨海植物根系发育会使海岸介质产生裂缝和孔洞, 成为微塑料垂直运移的有利通道; 海岸带生存的小型动物具有捕获、摄食、携带与搬运微塑料的能力[3, 91], 一般情况下微塑料附着在其表面, 小型动物活动时能够形成洞穴, 增加微塑料迁移量[92, 93]; 小型动物的摄食行为如口器切断、咀嚼、胃囊消化等会降低微塑料的颗粒尺寸, 使迁移能力进一步增强[94]; 微生物表面疏水性具有差异, 其胞外分泌物不同也会导致对微塑料吸附能力的变化; 微生物在吞食微塑料的同时能够在表面提供微塑料的沉积位点, 降低微塑料的迁移能力[95]; 多孔介质表面附着的微生物能够捕获与吸附移动中的微塑料[91], 增加微塑料在滨海地下水含水层的滞留。

4 微塑料在滨海地下水含水层及近海的环境效应研究

微塑料对环境的危害主要表现在微塑料对滨海地下水含水层及近海环境理化性质的影响、微塑料对生物的影响以及微塑料对人类的影响[96]这3个方面。

环境中的微塑料效应主要表现在不同环境领域不同程度的微塑料污染。微塑料在完全降解之前能够存在数百年甚至数千年[58], 引发难以估量的生态风险, 在降解过程中能够释放污染物, 这些污染物与各种环境介质中的化学因子发生反应会改变环境介质的理化性质如酸碱度、有机质、电导率等, 进而影响其中的微塑料分布, 造成污染程度的变化; 微塑料是重金属的重要载体[97], 表面能够吸附铜、铅、镉、铬等重金属[98-100], 微塑料在地下水中富集之后可能会引发地下水中重金属离子的污染; 受长时间紫外线照射及水动力条件的影响, 潮滩上的微塑料破碎分解为更小粒径, 实现更广泛的迁移; 滨海湿地生态系统如河口、盐沼、红树林和海草床等环境受微塑料释放的卤化阻燃剂等侵染后会积蓄严重的生态风险[101-103]; 微塑料排放后经河水流动搬运、河口湾口堆积、海流变化等过程易引发近海微塑料污染, 且污染水平受海岸带经济因素影响较大, 与河流输运、人口密度、工业活动强度常呈正相关关系[104]。

此外, 微塑料能够凭借自身复杂的吸附性能, 附着于沿途的吸附位点产生滞留现象, 或吸附周围环境中的重金属与污染物并共同迁移。一般情况下, 微塑料会大量吸附水环境中的非极性化合物, 老化后表面结构改变, 产生轻微毒性, 转而吸附亲水性污染物[105-106]; 离子存在形式的不同、pH值差异、离子强度高低等外界环境因素会引发微塑料和有机污染物间静电引力的变化[107], 影响微塑料表面与污染物离子的竞争作用, 增加疏水相互作用或形成离子态的污染物; 金属离子能够直接吸附于微塑料表面, 占据微塑料表面的吸附位点, 影响微塑料在海岸介质中的迁移行为; 环境中微塑料、溶解性有机质和有机污染物共存时, 三者间通过充当载体、竞争吸附位点、电荷相互作用以及形成DOM-有机污染物复合物等形式产生相互作用; 多种污染物共存引发竞争作用等[108], 这些因素都会改变海岸带地下水含水层中微塑料的吸附性能, 进而影响其迁移特征, 造成不同程度的环境威胁。

微塑料对近海海洋生物的影响主要表现在食物链与食物网的积累[109]。研究表明, 底栖无脊椎动物、浮游动物、滤食生物、双壳类、海鸟、鱼类、海洋哺乳动物等均存在摄食微塑料的现象[110-112]。这是因为部分微塑料颗粒的外貌特征与低营养级海洋生物相似或与浮游生物具有类似的大小和密度, 易在高营养级海洋生物区分猎物时被误食[113], 此外, 部分有色微塑料易被以视觉效果捕食的生物误食, 被吞食的微塑料会对生物体产生负面效应, 影响其生命活动如呼吸、摄食、消化、排泄、生殖等, 并能够通过营养关系的递进逐渐转移至更高水平, 致使生物能量匮乏, 甚至引发水生动物的异常发育与死亡[77]。微塑料具有释放自身有毒的化学物质、解吸附或浸出表面作为添加剂的重金属与有机污染物的能力; 它还能作为海洋污染物的载体[114], 实现海洋污染物的远距离迁移。此外, 微塑料还会阻碍近海水生植物的光合作用, 或改变植物的生物量、元素组成和根系性状等, 且阻碍程度会随微塑料颗粒尺寸的减小而增强[115-116]。

地下水环境的理化性质特殊, 与开放海域有所差异, 其间多为微生物活动。微塑料表面易生长生物膜[117], 易于微生物富集[101]; 能够作为微生物载体或与其发生相互作用, 维持小型生态平衡等。微塑料与微生物之间的相互作用存在双面性。一方面, 微塑料表面能够为细菌、病毒等生命体提供一个良好的生存空间, 在环境条件适宜的情况下能够形成新的生物膜, 生物膜会作用于微塑料表面, 影响微塑料对周边化学物质的垂直运输与吸收释放[118]。处于悬浮状态的微塑料能够吸附地下水环境中的有机物与营养盐, 甚至形成微生物群落, 或改变群落结构。另一方面, 微塑料能够从水环境中吸附重金属、致病菌、有机污染物等[119], 并与其发生化学作用, 形成毒性更高的二次污染物。附着病原菌的微塑料若在不经意间进入并累积过高浓度会对人体器官的运转造成影响, 降低抵抗病菌的能力, 对人类健康造成巨大威胁[120]。

5 问题与展望

滨海含水层中的微塑料具有比表面积大、吸附性强等物理化学特征, 在海水与地下水相互作用过程中, 伴随着复杂的水动力过程穿越滨海含水层孔隙介质, 或通过降雨渗透滨海土壤层, 引发滨海含水层中地下水污染, 当前地下水-海水相互作用过程中微塑料运移特征的相关研究仍旧处于初级阶段, 部分更深层面的科学问题亟待分析。

(1) 小粒径的微塑料颗粒具有更加复杂的物理化学特性, 易造成更高水平的污染。滨海地区地下水含水层中微塑料运移特征的关键科学问题应当着重于纳米级微塑料的物理化学特征研究, 了解其在滨海介质间的运移行为, 对比分析大粒径微塑料与纳米级微塑料两者间的运移特性差异, 从而拓展滨海地区微塑料的研究深度, 为进一步区分微塑料来源提供更加可靠的理论基础。

(2) 利用合成聚苯乙烯微球模拟微塑料开展室内模拟实验表明, 海水地下水相互作用过程是滨海含水层中微塑料的重要来源。但目前的野外现场验证研究较少, 难以定量地解释微观层面微塑料颗粒的行为特征。基于镭氡同位素示踪和高密度电法原位监测技术的联合应用, 在明确地下水交换通量基础上, 耦合溶质运移模型, 可全面分析滨海地区微塑料在宏观与微观层面上的具体迁移途径与地球化学相互作用过程, 有效促进微塑料相关研究水平的提升。

(3) 微塑料是具有强吸附能力且性质稳定的新型污染物质, 对各种重金属以及有机污染物具有不同的运载能力, 能够引发地下水污染, 积蓄严重的生态风险, 并通过食物链的传递效果对生物体造成巨大危害, 引发人体健康危机。未来研究应关注地下水-海水相互作用过程中微塑料迁移所引发的链式环境效应, 结合微塑料示踪、水质检测、微生物采样、病理学统计等手段分析微塑料老化、吸附、迁移、富集等规律, 深入探讨滨海地区地下水含水层中微塑料对地下水环境、微生物以及人类影响的具体表现, 明确海水-地下水相互作用水动力过程所驱动的海洋微塑料迁移过程对滨海含水层生物地球化学环境的影响。

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Review of the transport mechanism and environmental effects of microplastics in coastal aquifers

ZOU Yin-qiao1, 2, CHEN Guang-quan1, 2, YU Hong-jun1, 2, SONG Fan3, WANG Yan-cheng1, 2, ZHAO Wen-qing1, 2

(1. Key Laboratory of Coastal Science and Integrated Management, First Institute of Oceanography, Ministry of Natural Resources, Qingdao 266061, China; 2. Laboratory for Marine Geology, Pilot National Laboratory for Marine Science and Technology (Qingdao), Qingdao 266237, China; 3. Information Center (Hydrology and Water Resources Monitoring and Forecasting Center), the Ministry of Water Resources of the People’s Republic of China, Beijing 100053, China)

Microplastics can be seen in the environment together with waste products from human social and economic activities, causing pollution of seawater, groundwater, and nearshore soil when they are present in coastal zones. Due to their complicated migration mechanisms and diversified physical and chemical properties, microplastics are widely distributed in coastal areas and exhibit differentiation under the intensification of human activities and changes in hydrodynamic conditions. They can release toxic substances and adsorb heavy metal ions and organic pollutants, which induce pollution in coastal waters. Furthermore, microplastic exposure can seriously endanger the growth and development of plants and animals in coastal areas and threaten human health and coastal ecological security. Therefore, exploring their transport mechanism in coastal groundwater aquifers is crucial to examine their potential harm to ecological environments and deal with the pollution caused by them through effective approaches.

coastal groundwater aquifers; microplastics; migration mechanism; environmental effect

Sep. 21, 2022

P7

A

1000-3096(2023)6-0130-14

10.11759/hykx20220921004

2022-09-21;

2023-05-25

国家自然科学基金委员会联合基金项目(U22A20580); 国家自然科学基金青年项目(41706067)

[National Natural Science Foundation of China-Shandong Joint Fund, No. U22A20580; National Natural Science Foundation of China, No. 41706067]

邹寅俏(1998—), 女, 安徽淮北人, 在读研究生, 主要从事海水与地下水相互作用研究, E-mail: yqzou@fio.org.cn; 陈广泉(1984—), 男,通信作者, 山东青岛人, 博士, 正高级工程师, 主要从事海水与地下水相互作用研究, E-mail: chenguangquan@fio.org.cn

(本文编辑: 谭雪静)