-
2004年Thompson首次提出微塑料（microplastics, MPs）一词的科学概念[1]，即沿着其最长的粒径为1—5 μm的塑料碎片和颗粒. MPs具有来源广、粒径小、质量轻、易迁移、比表面积大和易吸附其他污染物等特点，广泛存在于海洋、淡水和土壤等环境，近年在城市、偏远山区及远洋大气中均检测到丰度可观的微塑料[2]. 目前大气微塑料污染相关的研究成果，主要集中在分析方法、理化性质、来源、迁移规律和健康风险评估等方面. 2015年，Dris等[3]首次对巴黎大气环境中的微塑料进行了研究，截至2023年初，全球已经开展大气微塑料研究的国家和地区尚且不多，主要集中在欧洲、亚洲、北美. 国内部分城市也开展了大气微塑料研究，如北京[4]、广东[5]、上海[6]、杭州[7]、宜昌[8]、乌鲁木齐[9]和环渤海滨海城市[10]等，主要集中在东部沿海城市，目前西南地区大气微塑料相关的研究报道几乎没有.
大气沉降是微塑料非主动陆地输入的重要途径[11]，尤其是小型微塑料进入城市水域[12]的重要途径. 在昆明市西岸的高原湖泊滇池水体[13 − 14]、表层沉积物微塑料[15]和滇池湖滨农田土壤[16 − 17]中，均发现不同程度的微塑料污染. 但昆明市尚无大气微塑料相关的研究，大气微塑料的沉降过程对其他环境中污染的贡献仍缺乏定量研究. 因此在高原城市昆明市开展大气微塑料的沉降通量和赋存特征研究，对分析微塑料污染物的来源和时空分布具有重要意义.
空气中的微塑料对人类健康构成了潜在呼吸暴露风险[18]. Dehghani等[19]的研究结果表明，正常暴露情况下成年人每年摄入约107—736个微塑料颗粒，而儿童摄入每年摄入644—
3223 个；急性暴露情况下，儿童和成人每年平均分别摄入3223 、1063 个微塑料颗粒. 刘立明等[8]通过对宜昌市不同功能区的大气微塑料丰度进行比较，发现各城市功能分区的沉降通量依次为：城市居民区>农业生产区>垃圾填埋场>化工园区>城镇居民区，还发现城市居民区每天的大气微塑料摄入量大于城镇地区. 德国汉堡的大气微塑料丰度的空间分布表现为，城市北部（汉斯泰特郊区）>中心（大学）>南部（威廉港）[20]. 中国滨海城市大气微塑料的丰度郊区明显低于城区[21]. 可见同一城市不同功能区大气微塑料的丰度存在差异. 因此从城市不同功能分区的角度了解微塑料的沉降特性，是进行城市大气微塑料污染呼吸暴露和健康风险评估的前提.本研究旨在通过对昆明市不同功能分区的大气微塑料进行定量评估，探讨昆明市大气微塑料的沉降特性及其呼吸暴露风险. 在2021—2022年，收集了昆明市交通稠密区、综合产业园区、旅游消费区、文教区、住宅区等5个城市主要功能区的大气降尘样品，分析大气微塑料的沉降特征，包括沉降通量、物理特征和聚合物类型等. 了解昆明市大气微塑料的时空分布特征，初步评估昆明市大气微塑料的呼吸暴露风险，为昆明市其他环境微塑料的源解析和污染防治提供科学依据，为城市空气质量评估和微塑料污染健康风险评估奠定基础.
-
根据昆明市的城市功能分区，本研究共设置了5个采样点（见图1）. 采样点海拔高度在
1800 —1900 m之间，如表1所示，采样点1代表交通稠密区，设置在昆明市主城区田家炳书院楼顶. 采样点2代表综合产业园区，设在经开区铁公鸡钢材城衍俊加工厂. 采样点3代表旅游消费聚集区，设在斗南国家级共享实验室楼顶. 采样点4代表文教区，设在云南师范大学呈贡校区教学楼顶. 为了减少地面灰尘、扬尘源的影响，采样装置均设置在建筑物楼顶，距地面高度均约15—20 m，周围无高大建筑物遮挡. 采样点5代表住宅区，设在昆明西北部的白麓城小区，由于该采样点周边均为小区楼，层高较高，因此采样装置距地面高度约70 m.昆明是典型的高原城市，属于亚热带—高原山地季风气候，干、湿季分明. 5—10月为雨季，11月至次年4月为干季，干季具有光照时间长、太阳辐射强，紫外线较强等特点. 2021年11月—2022年9月期间，分别在干季（11月、1月和3月）和雨季（5月、7月和9月）进行采样，采样周期为（15±2） d. 使用国家标准大气沉降物采样装置收集大气微塑料样品[22]，玻璃降尘缸内径15 cm，高30 cm，集尘缸底部距离地面1.5 m. 在5个功能分区，共采集到大气微塑料样品30个. 用纯水将降尘缸内所有物质转移至棕色玻璃瓶中，带回实验室进行预处理和鉴定分析.
-
（1） 预处理
样品前处理包括过滤、密度分离、消解和干燥等步骤（图2）. 首先用抽滤仪将大气降尘样品过滤到0.45 μm混合纤维素微孔滤膜（MCE，Ø47 mm，上海兴亚净化材料厂），把滤膜上的所有物质转移到NaCl溶液中进行预选，提取上清液，而底液则过滤到滤膜上，将滤膜上的物质全部超声清洗（KS-150E，4 min）至盛有60 mL ZnCl2 溶液（1.7 kg·L−1）的试管中进行密度浮选，使样品充分摇匀后静置12 h. 将悬浮液转移到另一个烧杯中并加入60 mL的30%的H2O2以去除有机物，在振荡器上振荡10 min并静置24 h，使过氧化氢与有机物充分反应，使其无明显生物体、有机杂质等附着. 最后用抽仪器将其过滤到混合纤维素格栅膜上（0.45 μm），用玻璃皿密封低温保存，干燥后待观察.
（2） 鉴定与分析
将滤膜置于体视显微镜（Olympus SZ61，日本）下观察初步识别微塑料，拍照并记录疑似微塑料的样品，参照Christopher等[23]2017年提出的微塑料标准化粒径和颜色分类系统（Size and Color Classification System, SCS）记录微塑料样品的颜色、粒径、形状、数量等物理特征.
在体视显微镜下，将大于500 μm的塑料颗粒挑出，并选出约10%的典型疑似微塑料样品，采用显微共聚焦拉曼光谱系统（LabRam Odyssey Raman Spectrometer, Horiba）对其化学成分进行鉴定，测试范围为400—
4000 cm−1[24]. 由于拉曼光谱分析方法容易受到荧光干扰，因此使用傅里叶变换红外光谱（Fourier transform infrared spectrometer, FTIR）分析方法对其进行补充. 赛默飞iS 10红外光谱仪的Smart iTR附件具有灵活、便捷等特点，配备智能全反射ZnSe和Ge晶体，适用于微塑料的聚合物类型鉴定. 光谱范围设置为600—4000 cm−1，扫描次数32次，分辨率为4 cm−1.粒径小于500 μm的微塑料，被转移至乙醇溶液中，将其滴加在高反玻璃上，待乙醇完全挥发后，用美国生产的安捷伦
8700 LDIR激光红外成像光谱仪（匹配度>0.65，粒径范围10—500 μm）鉴定其化学成分[25]. 该方法方便省时，提高了鉴定结果的准确性，大气环境中约有50%以上的微塑料粒径在500 μm以下，因此该方法非常适用于大气环境中微塑料的鉴定分析.在实验过程中，实验人员全程穿棉质实验服，减少实验污染. 在取样时，采样者站在下风向，避免衣服等纺织品纤维脱落. 样品处理时，尽量使用非塑料材质的仪器，玻璃培养皿、试管和烧杯等实验仪器在使用前都用去离子水冲洗3次. 本研究使用的试剂溶液也经过过滤处理（0.45 μm），在浮选及消解时，用锡箔纸密封，避免室内灰尘掉入；样品过滤过程均使用锡箔纸覆盖，在实验操作、实验环境上尽可能避免二次污染.
-
大气微塑料的丰度反映了其在大气环境中的污染程度，昆明市大气微塑料的沉降通量计算方法，参考周倩等[10]提出的微塑料沉降通量公式：
式中，n为微塑料的个数或总质量（μg），s为收集装置口面积（m2），t为采集时间（d），沉降通量单位为n·m−2·d−1.
-
现有人体呼吸暴露风险评估模型主要是根据土壤污染健康风险模型进行参数修正，参考高鹏[26]、Zhang[27]、刘立明[8]等研究，初步评估昆明市不同功能区微塑料的人体呼吸暴露风险. 模型公式如下：
式中，EDI为人体每日微塑料呼吸摄入量，ng·kg−1，c为大气微塑料的浓度，ng·m−3. ED表示暴露时间，（24 a，6 a）；Vr表示平均呼吸速率，（成人16.6 m3·d−1，儿童7.5 m3·d−1）；f 表示空气在肺泡中气体交换的保留分数，75%；ER表示暴露的频率，43.75 d·a−1；BW代表人的平均体重（成人64 kg，儿童15 kg），人体暴露风险评估模型相关参数的因子值[28]. 本研究中微塑料沉降通量（n个·m−2·d−1）与浓度（ng·m−3）之间的换算，主要参考Yu等[29]的研究，其中体积是集样瓶底面积与气流高度的乘积，气流高度设置为500 m，该评估模型的应用参数设置主要参考刘立明等[8]的研究.
-
昆明市大气降尘中（微）塑料的平均丰度范围为468—
2238 n·m−2·d−1，平均沉降通量为（1211 ±498） n·m−2·d−1. 与国内外其他使用被动采样方式采样的研究进行比较，昆明市大气微塑料的沉降通量处于偏高水平. 昆明市大气降尘中的（微）塑料沉降通量高于广州（114±40） n·m−2·d−1、东莞（36±7） n·m−2·d−1、伦敦（575—1008 ） n·m−2·d−1、汉堡（136.5—512） n·m−2·d−1、圣保罗及比利牛斯山（365±69） n·m−2·d−1等地区[20, 30 − 34]，而宜昌市大气微塑料的沉降通量为（4400 ±474） n·m−2·d−1和上海市为（9.94×104—6.52×105） n·m−2·d−1[8, 35]明显高于昆明市. 杭州市[7]大气降尘中微塑料丰度约为（1388 ±238） n·m−2·d−1，与昆明市大气微塑料污染程度较为相近.大气环境中污染物的特征具有随时间、空间变化的特点[36]. 根据城市功能分区，昆明市大气微塑料的空间分布从高到低依次为：商业交通稠密区>旅游消费聚集区>综合产业园区>住宅区>文教区. 如图3所示，商业交通稠密区的大气微塑料浓度最高，其丰度范围为774—1932 n·m−2·d−1，平均沉降通量为（
1450 ±405） n·m−2·d−1. 文教区和商业交通稠密区微塑料的沉降通量存在差异（P<0.05），前者的平均丰度约为后者的60%. 可见在同一地区不同地理位置大气微塑料的丰度存在差异，这与城市内部结构、人口密度及其经济发展情况有关. -
（1） 形状
微塑料的形状分为纤维、微珠、颗粒、泡沫、薄膜和碎片. 纤维状微塑料在昆明市大气降尘中占据主导地位，约占88.2%；其次是微珠和颗粒状微塑料，分别占5.58%和4.86%；薄膜、碎片、泡沫等形状的微塑料较少出现，这些形状的微塑料共同所占的比例不到2%. 纤维是大气微塑料最常见的形状[37]，在部分地区纤维状微塑料的占比甚至超过90%，如英国伦敦[31]、法国巴黎[3]、伊朗设拉子市[38]、东莞[30]、烟台[10]等.
微珠状微塑料在昆明市大气降尘中也占有一定比例，其颜色主要是蓝色和红色. 广州市的大气微塑料中微珠约占4.4%[29]. 在上海[6]、兰州[39]、德国威悉河[40]的大气环境中，也发现少量的微珠状微塑料，Liu等[35]在海洋空气中检测到的微珠含量占比约为5%. 塑料制品在生产时被制作成微珠，添加到化妆品、牙膏等日常用品中，可能是微珠和泡沫的主要来源. 昆明市大气环境中微珠状微塑料可能来自初级来源，及塑料垃圾末端处理过程释放.
（2） 颜色
昆明市大气降尘中微塑料的颜色种类丰富多样，共观察到透明、不透明、蓝色、黑色、红色、绿色、黄色、白色、紫色、灰色、棕色、粉色和橙色等13种类型. 如图4所示，昆明市大气环境中微塑料的颜色以透明（74.88%）和蓝色（10.16%）为主；其次是不透明（3.56%）、红色（2.38%），白色（1.97%），这5种颜色在每个采样点不同季节的样品中都普遍存在. 昆明市大气环境中典型的微塑料颜色及形状如图5所示，结合微塑料的形状特征，纤维类以透明、蓝色、红色、黑色为主；微珠类以蓝色、红色为主；颗粒类以蓝色、绿色、黄色为主；薄膜、碎片类以透明、白色及蓝色为主.
另外，昆明市大气沉积物中部分纤维状微塑料表现出褪色、发黄痕迹，如图5（f）所示，微塑料主体颜色呈现出透明，而末端依旧是蓝色，或者色泽不均匀. 透明颜色的微塑料还有泛黄、污渍痕迹，这可能与微塑料在环境中的磨损老化有关. 同时在消解过程中，所使用的过氧化氢溶液对部分耐化学剂性能弱的微塑料也会产生影响，如颗粒物漂白而增加等[41]. 微塑料的形状和颜色主要受聚合物的原始形态影响，因此微塑料的形状颜色特征有利于初步判断聚合物的成分和来源.
-
大气微塑料的粒径分布范围广，但大部分微塑料的尺寸会集中在比较窄的区间[42]，目前的研究结果显示，大气微塑料的尺寸主要分布在500 μm以下[2]. 参考罗犀[2]、张小慧[9]、Liu[39]等的研究，本研究将昆明市大气（微）塑料的粒径特征分为7个等级：1—500 μm、0.5—1 mm、1—2 mm、2—3 mm、3—4 mm、4—5 mm及>5 mm. 采样期间昆明市大气中（微）塑料的尺寸分布范围跨度广，在10—
30899 μm之间，平均值约为（615±990） μm，中位数为127 μm. 如图6所示，粒径为1—500 μm之间的微塑料丰度最高（53.12%）；0.5—1 mm的微塑料占25.47%，这两个粒径等级的微塑料约占78.59%，为昆明市大气微塑料粒径分布的狭窄区域.在昆明市不同功能区，随着微塑料尺寸的增加，微塑料的数量占比都呈减少趋势. 且在1—500 μm之间，微塑料的粒径大小和含量也呈反比例关系，如图7所示. 图中圆圈的位置在纵轴上的值是500 μm，不同功能区在该点（≤500 μm）以下微塑料的尺寸和含量关系，仍保持反比例关系. 但该段曲线的曲率发生变化，这是由于100—500 μm这一粒径范围内的微塑料含量偏少. 微塑料的尺寸对其在环境中迁移、传输、沉降过程有着重要影响，粒径大的微塑料更容易从大气环境中清除，而小尺寸的微塑料可能进行长距离迁移传输，且小粒径的微塑料比表面积更大[2, 43]，更易吸附其他环境污染物.
-
化合物类型是判断污染物最基本、最直观的标准[43]. 通过激光红外分析技术鉴定所有粒径小于500 μm的微塑料. 塑料的检出比为83.25%，其中10.24%为阻燃剂、稳定剂、黏合剂、活性填充剂或润滑剂等添加剂. 昆明市大气微塑料（≤500 μm）的聚合物类型如图8（a）所示，共检测出30余种聚合物，其中聚氯乙烯（16.65%）、纤维素（14.08%）、聚酰胺（12.67%）的所占比例最高，其次是氟橡胶（9.1%）、无规聚丙烯（7.16%）、聚对苯二甲酸乙二酯（PET, 6.38%）、醋酸纤维素（4.03%）和聚乙烯醇缩丁醛（3.81%）等. 本研究还发现一定数量的聚乳酸（polylactic acid, PLA）、聚己二酸/对苯二甲酸丁二酯（poly butylene adipate terephthalate, PBAT ）等可降解塑料.
粒径大于500 μm的疑似微塑料样品的检出率为78.12%，共鉴定出20余种聚合物. 如图8（b）所示，大气微塑料（> 500 μm）的聚合物成分以PET、纤维素为主，占比分别为37.58%和24.20%；其次是聚甲基丙烯酸酯（7.01%）、丁腈丁二烯苯乙烯三聚聚合物（5.73%）、聚酰胺（5.1%）、聚乙烯（3.82%）、聚丙烯（3.18%）、聚氯乙烯（2.55%）和人造丝（1.27%）等. 同时，塑料生产时所使用聚合物的添加剂、增塑剂等也占有一定比例，如N，N’乙撑双硬脂酰胺（润滑剂、脱模剂）、聚合环氧增塑剂、纯氧化络（涂层）等.
图9展示了昆明市部分受风化程度影响较小的大气微塑料拉曼光谱图，PP的主要振动峰在523、808、972、
1168 cm−1处，其中808 cm−1处为碳原子与氢原子间摇摆振动，972 cm−1处为碳原子间非对称伸缩振动，1168 cm−1处为碳与氢原子间摇摆振动. PE的主要振动峰在685、1214 、1294 、1336 、1537 cm−1处，其中1214 cm−1和1294 cm−1处为碳与氢原子摇摆振动，1336 、1537 cm−1处为碳氢键的非对称弯曲振动[44]. 橡胶在535、1382 、1590 cm−1处有3个主要振动峰，535 cm−1处为硅的振动，1382 cm−1和1590 cm−1处为碳原子相互之间的振动. PET的主要振动峰在631、858、1291 、1614 、1726 cm−1处，631 cm−1处主要是苯环内碳原子间对称弯曲振动，858 cm−1处为苯环与两个羧基间相连的碳原子的伸缩振动，1291 cm−1处为苯环与羧基间相连碳原子伸缩振动，1614 cm−1处为羧基碳氧原子的伸缩振动，1726 cm−1处为苯环碳原子的非对称伸缩振动. PA在747、1142 、1340 、1527 、1612 、1726 cm−1处有主要振动峰，其中1142 、1340 cm−1处为碳原子间的伸缩振动，1527 cm−1处为亚甲基的弯曲振动，1612 cm−1处为酰胺键的伸缩振动[7].昆明市大气微塑料的聚合物类型和形状颜色特征，与周边农田和滇池水体中发现的微塑料存在一定相似性. 李大凤等[13]发现滇池表层水体纤维状微塑料以透明颜色为主，且聚合物类型以PET、PP、PU、LDPE等为主，这表明昆明市大气环境与水体环境中微塑料具有潜在联系. 昆明市大气微塑料的年沉降通量约4.42×105个·m−2. 滇池是全国第六大淡水湖泊，湖泊面积约300 km2，估算昆明市大气沉降过程每年向滇池水体输入1.326×108个微塑料颗粒，大气沉降加剧了滇池水体微塑料污染.
-
在不同功能分区，大气微塑料的粒径特征、形状、聚合物组成等也有所不同. 不同功能区的粒径特征如图10所示，旅游消费区的粒径特征和住宅区、交通稠密区之间存在差异（P<0.05），与综合产业园区、文教区之间的差异显著（P<0.01）. 旅游消费区微塑料的粒径等级为1—500 μm、0.5—1 mm、1—2 mm占比分别为37%、34%和22%. 粒径为0.5—1 mm、1—2 mm这两个等级的微塑料占比明显高于其他功能区，>5 mm的塑料纤维在旅游消费区出现频率最高，约占0.76%. 结合微塑料聚合物类型（≤500 μm），如图11所示，旅游消费区氟橡胶占比为14.36%，顺丁橡胶、丁苯橡胶等轮胎常用材料也占有一定比例，这可能与该采样点布设的周边微环境有关. 距离该采样点20 m范围内是一个车流量大的十字路口，车辆行驶过程中，通过动能将地面灰尘中粒径偏大的微塑料颗粒带入周围大气环境，这些微塑料在受重力作用下发生短距离迁移沉降.
不同功能分区大气微塑料的形状特征如表2所示. 在旅游消费区，碎片、薄膜、泡沫形状的微塑料共占2.27%，其中碎片状和发泡状占该功能区微塑料总量的0.96%，1.08%，占比约是其他功能区是2倍. 旅游消费区采样点设置在亚洲最大的鲜切花市场斗南花市附近，鲜花包装所用的花泥材质多为泡沫状的酚醛塑料，废弃的花泥被磨损、分解为小的塑料颗粒进入大气环境；花卉种植所使用的地膜残留物，也可能会以薄膜形态从土壤环境转移到大气环境中.
综合产业园区和住宅区的大气微塑料形状特征结构相似，纤维状占比约在83%左右，而微珠状和颗粒状微塑料的占比约是其他3个采样点的2—3倍. 塑料微珠被广泛用于洗面奶、牙膏、沐浴露和去角质霜等化妆品和个人护理品中，使用后直接被排放进入环境中，成为住宅区大气环境中微塑料的潜在初级来源. 综合工业园区大型货车车流量大，轮胎磨损，会有部分颗粒成为微塑料的潜在来源. 同时，昆明市综合产业园区内有大量钢材加工和汽车配件加工等工厂，喷漆过程中部分油漆分散直接进入大气环境，综合工业园区大气微塑料中，丙烯酸酯、聚氨酯、酚醛树脂、环氧树脂等油漆主要成分占有一定比例. 因此塑料涂料也是不可忽视的重要来源，喷漆过程会产生大量的微珠，且在局部地区长期累积.
不同功能区大气微塑料的化学组成，既有区域共性，又存在空间差异性. 区域特征是指在5个功能区的大气环境中纤维素、PVC、PA、PET和APP广泛存在，如图11所示. 空间差异性主要表现在每个功能区的观测结果都有其局部特征，如住宅区的纤维素聚合物更丰富，由于在合成纺织物的使用、清洗、烘干、晾晒等过程中，都会向大气环境中贡献一定数量的微塑料. 文教区的大气中无规聚丙烯（APP）和醋酸纤维素（CA）类型的聚合物较多，无规聚丙烯常用于包装材料，如废弃的外卖包装盒磨损产生微塑料，这可能与文教区塑料制品消费使用习惯有关. 在综合产业园区PVC和EVA的占比明显高于其他采样点. 商业稠密区PET和POM类型的微塑料占比更大，这两类塑料是机械性能优良的工程塑料，广泛应用于医疗、建筑材料、化工等领域.
-
干季和雨季大气微塑料的平均丰度差异显著（P<0.05），在雨季，昆明市大气微塑料的平均沉降通量为（
1475 ±350）个·m−2·d−1，约是干季的1.5倍，不同功能区大气微塑料沉降通量的季节变化见图12. 在干季，粒径为0.5—1 mm的微塑料含量较雨季有所增加.对粒径小于500 μm的微塑料进行分析，发现微塑料的聚合物类型存在一定季节变化. 干季大气微塑料主要的聚合物类型占比依次为PVC（21.49%）、PA（14.31%）、纤维素（9.97%），APP（7.76%）、氟橡胶（6.37%）、EVA（4.98%）和PET（4.92%）. 雨季大气微塑料的聚合物类型以纤维素（17.09%）、PVC（13.11%）、PA（11.46%）为主，其次是APP（6.73%）、氟橡胶（11.08%）、PET（7.45%）及醋酸纤维素（5.37%）. 纤维素、氟橡胶、醋酸纤维素、PET类型的微塑料在雨季丰度更高，而PVC、PA、EVA在干季占比明显高于雨季. 这可能与大气环境中的微塑料自身的特性及气象条件密切相关. 吸湿性较好的塑料，吸收空气中的水分后，当其重量超过浮力后也会发生沉降，如纤维素、PET和聚氨酯等塑料具有良好的吸湿性. 昆明市雨季的降雨频次高和累积降雨量高于干季，有利于微塑料从大气中清除；且雨季时大气相对湿度大，大气中的微塑料易吸湿后发生沉降.
-
微塑料作为新兴污染物，对生态系统和人类健康造成了潜在的风险和威胁[45]. 根据人体呼吸暴露风险模型进行初步评估，昆明市成人平均每天微塑料呼吸摄入量约为4.830×105 ng·kg−1，儿童平均每天微塑料呼吸摄入量约2.328×105 ng·kg−1，成人EDI是儿童的2—3倍. 昆明市不同功能区的大气环境中，小于100 μm微塑料的平均沉降通量依次为：交通稠密区>综合产业园>住宅区>文教区>旅游消费区，人体呼吸暴露风险结果如表3所示，不同功能区成人和儿童的EDI从高到低为：交通稠密区>综合产业园区>住宅区>文教区>旅游消费区. 在交通稠密区，大气微塑料的呼吸暴露风险最大，成人每天微塑料呼吸摄入量6.519×105 ng·kg−1，儿童的微塑料摄入量为3.141×105 ng·kg−1. 旅游消费区的呼吸暴露风险最小，这是由于该功能区粒径小于100 μm的微塑料含量较小.
刘立明等[8]的研究结果显示，城镇居民区的成人和儿童EDI分别为5.34×104 ng·kg−1、2.57×104 ng·kg−1. 本研究结果中成人和儿童的人体呼吸暴露风险高于宜昌市、印度（5.1×103 ng·kg−1）、日本（7.3×104 ng·kg−1）[27]等. 可能与本研究采用了激光红外光谱自动检测技术，100 μm以下的微塑料检出效果较好，使大气微塑料的呼吸暴露风险评估能更加准确. 由于检测分析技术的限制，过去的研究中尺寸较小的微塑料含量可能被低估，大气中可能仍存在粒径较小的微塑料及纳米塑料，这值得今后进一步研究.
-
为了解昆明市大气环境中微塑料的沉降特性、赋存规律及呼吸暴露风险，本研究对昆明市2021—2022年不同功能分区的降尘样品中的微塑料，进行了视觉分析、拉曼和红外光谱分析及激光红外光谱分析，分析其时空分布变化，并初步开展了其人体呼吸暴露风险评估. 主要研究结论如下：
（1） 昆明市大气（微）塑料的平均丰度范围为468—
2238 n·m−2·d−1，平均丰度为（1211 ±498） n·m−2·d−1，每年约向滇池水体输入1.326×108个微塑料颗粒. 微塑料的形状以纤维（88.2%）、微珠、颗粒为主. 颜色类型丰富多样，以透明和蓝色为主，其次是不透明、红色、白色和绿色等. 粒径集中分布在1—1000 μm（78.59%）之间；聚合物以PET、纤维素、PMMA、PE、PVC、PA、PP为主.（2） 昆明市不同功能区大气微塑料的丰度从高到低依次为：商业交通稠密区>旅游消费聚集区>综合产业园区>住宅区>文教区. 昆明市大气微塑料的丰度雨季高于干季，且粒径大小、聚合物成分也存在一定季节变化.
（3） 根据人体呼吸暴露风险模型进行初步评估，昆明市成人平均每天微塑料呼吸摄入量约为4.830×105 ng·kg−1，儿童平均EDI约为2.328×105 ng·kg−1，成人EDI是儿童的2—3倍. 不同功能区的EDI从高到低为：交通稠密区>综合产业园区>住宅区>文教区>旅游消费区.
本研究对昆明市大气环境中微塑料的赋存规律、时空分布和人体呼吸暴露风险进行探讨，为今后大气微塑料环境污染评价和生态风险评估奠定基础，为高原城市昆明市大气微塑料的调查监测和城市空气污染防治提供参考.
昆明市大气微塑料的沉降特性及呼吸暴露风险
The settlement characteristics and respiratory exposure risk of atmospheric microplastics in Kunming City
-
摘要: 大气沉降是微塑料非主动陆地输入的重要途径. 为了了解昆明市大气微塑料的沉降特性及呼吸暴露风险，在2021—2022年干季和雨季，采集昆明市5个城市功能分区的大气微塑料样品，结合显微镜下观测、拉曼光谱分析和激光红外光谱分析等方法对其进行鉴定分析. 昆明市大气微塑料的平均沉降通量范围为468—
2238 n·m−2·d−1，平均值为(1211 ±498) n·m−2·d−1，形状以纤维(88.2%)、微珠(5.58%)、颗粒(4.86%)为主；颜色以透明(74.88%)和蓝色(10.16%)、不透明(3.56%)、红色(2.38%)等为主；约78.59%的大气微塑料粒径为10—1000 μm；聚合物类型以PET、纤维素、PMMA、PE、PVC、PA、PP为主. 时空分布上，不同功能区大气微塑料的沉降通量依次为：商业交通稠密区>旅游消费聚集区>综合产业园区>住宅区>文教区；雨季微塑料的沉降通量更大((1475 ±350) n·m−2·d−1)，约是干季的1.5倍. 根据人体呼吸暴露风险初步评估结果，昆明市成人平均每天微塑料呼吸摄入量(Daily respiratory intake of atmospheric microplastics，EDI)约为4.830×105 ng·kg−1，儿童平均EDI约2.328×105 ng·kg−1. 不同功能区的EDI从高到低为：商业交通稠密区>综合产业园区>住宅区>文教区>旅游消费区. 本研究结果丰富了大气微塑料研究监测数据，为昆明市大气微塑料的环境污染评价和城市空气污染防治提供了参考.Abstract: Atmospheric sedimentation is an important way for the inactive terrestrial input of microplastics. In order to understand the settlement characteristics of atmospheric microplastics (MPs) and the respiratory exposure risk of human in Kunming city, atmospheric microplastic samples from 5 functional zones were collected from 2021 to 2022 in the dry season and rainy season, identified and analyzed by microscopic observation, Raman spectroscopy analysis and laser infrared spectroscopy analysis. The average settlement flux of atmospheric microplastics in Kunming is 468—2238 n·m−2·d−1, the mean was (1211 ±498) n·m−2·d−1. The shape is mainly fiber (88.2%), beads (5.58%) and particles(4.86%). The color included transparent (74.88%), blue (10.16%), non-transparent (3.56%) and red (2.38%) and so on. About 78.59% of the atmospheric MPs are sized from 10 to1000 μm. PET, cellulose, polymethacrylate, PE, PVC, PA and PP, which are the mainly polymer type. As for the spatial and temporal distribution, the settlement flux of atmospheric MPs in different functional areas is successively: business and traffic dense area> tourist and consumption area> comprehensive industrial zone> residential area> cultural and educational area. While the average settlement flux in rainy season is larger ((1475 ±350 )n·m−2·d−1), which is about 1.5 times that of the dry season. According to the preliminary assessment results of human respiratory exposure risk, the average daily respiratory intake of atmospheric microplastics (EDI) of adults in Kunming was about 4.830×105 ng·kg−1, the average EDI of children was about 2.328×105 ng·kg−1. The EDI of different functional areas from high to low is: business and traffic dense area> comprehensive industrial zone> residential areas> cultural and education areas> tourism consumption areas. The results of this study enrich the research and monitoring data of atmospheric MPs, and provide a reference for the environmental pollution evaluation and the prevention and control of air pollution in Kunming city. -
-
图 2 样品采集、预处理和鉴定流程图
Figure 2. Flow chart of sample collection, pretreatment and identification
图 3 昆明市大气微塑料丰度的空间分布
Figure 3. Spatial distribution of atmospheric microplastic abundances in Kunming city
图 4 昆明市大气微塑料的颜色特征
Figure 4. Color characteristics of atmospheric microplastics in Kunming city
图 5 昆明市大气中常见的微塑料种类
Figure 5. Common types of microplastics in the atmosphere in Kunming city
图 6 昆明市大气微塑料的粒径等级占比
Figure 6. The portion of particle size of atmospheric microplastics in Kunming
图 7 不同功能分区大气微塑料的粒径分布面积图
Figure 7. Grain size distribution area map of atmospheric microplastics in different functional zones
图 8 昆明市大气中微塑料的聚合物类型：（a）微塑料的粒径≤500 μm，（b）微塑料的粒径>500 μm
Figure 8. Polymer type of atmospheric microplastics in Kunming city: （a） Particle size is less than or equal to 500 μm, （b） Particle size is greater than 500 μm
图 9 昆明市常见大气微塑料的拉曼光谱图
Figure 9. The Raman spectra of common atmospheric microplastics in Kunming city
图 10 昆明不同功能区大气微塑料的粒径占比
Figure 10. Particle size ratio of atmospheric MPs in different functional areas of Kunming
图 11 昆明市不同功能区大气微塑料的聚合物组成
Figure 11. Polymer composition of atmospheric MPs in different functional areas of Kunming
图 12 昆明市大气微塑料沉降通量的时空变化
Figure 12. Spatio-temporal variation of atmospheric microplastics settlement flux in Kunming city
表 1 昆明市不同功能分区的采样点布设情况
Table 1. Situation of sampling points in different functional zones of Kunming city
编号
Number功能分区
Functional zoning采样点
Sample sites地理位置
Location周边情况
Surroundings1 住宅区 白麓城 25.1026 ºN,102.6509 ºE位于昆明市西北部，周边主要是连片居民区和交通客运站. 2 交通稠密区 联大校区 25.0558 ºN,102.6950 ºE位于昆明市主城区，周边为商业区、居民区和市交通主干道，商业活动频繁. 3 综合产业园区 经开区 24.9645 ºN,102.8287 ºE位于昆明市经济技术开发区，周边主要是钢材加工厂分布，车流量大，中型，大型货车为主. 4 旅游消费聚集区 斗南花市 24.9038 ºN,102.7799 ºE位于斗南国际花卉产业园区（亚洲最大的鲜切花市场）附近. 西侧是斗南湿地公园，东侧主要交通干道，人流量大. 5 文教区 云南师范大学 24.8672 ºN,102.8537 ºE位于昆明市呈贡区，周边为大学城，是行政文化教育中心，还分布有高铁站. 
下载: 导出CSV
表 2 昆明市大气微塑料的形状占比（%）
Table 2. Shape proportion of atmospheric microplastics in Kunming city （%）
纤维状
Fiber微珠状
Microbead颗粒状
Particle其他（碎片、薄膜、泡沫）
Others（Fragment, film, foam）交通稠密区 92.42 4.27 2.06 1.25 旅游消费区 90.87 3.03 3.83 2.27 综合产业园区 82.61 8.57 7.83 0.98 住宅区 83.66 7.86 7.29 1.19 文教区 90.52 4.71 3.93 0.84
下载: 导出CSV
表 3 昆明市大气微塑料的人体暴露风险
Table 3. Human exposure risk of atmospheric microplastics in Kunming city
功能区
Functional areas原始沉降通量≤100 μm
Original settlement flux换算浓度/（ng·m−3）
Matrixing concentration成人（EDI） / （ng·kg−1）
Adult儿童（EDI） / （ng·kg−1）
Children住宅区 563 2.362×103 4.824×105 2.324×105 文教区 430 1.803×103 3.681×105 1.774×105 旅游消费区 406 1.704×103 3.479×105 1.677×105 综合产业园区 661 2.771×103 5.660×105 2.727×105 交通稠密区 761 3.192×103 6.519×105 3.141×105
下载: 导出CSV
-
[1] 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 [2] 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
[3] 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 [4] 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 [5] 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).
[6] 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 [7] 李臻阳. 杭州市大气环境中微塑料特性研究[D]. 郑州: 中原工学院, 2021. LI Z Y. Characteristics of atmospheric microplastics in Hangzhou[D]. Zhengzhou: Zhongyuan University of Technology, 2021 (in Chinese).
[8] 刘立明, 王超, 巩文雯, 等. 宜昌市大气微塑料的分布、呼吸暴露及溯源[J]. 环境科学, 2023, 44(6): 3152-3164. LIU L M, WANG C, GONG W W, et al. Distribution, respiratory exposure, and traceability of atmospheric microplastics in Yichang city[J]. Environmental Science, 2023, 44(6): 3152-3164 (in Chinese).
[9] 张小慧, 迪丽努尔·塔力甫, 买里克扎提·买合木提, 等. 乌鲁木齐南部大气及降尘中微塑料的形貌特征[J]. 中国环境科学, 2022, 42(12): 5542-5548. ZHANG X H, DILINUER T, MAILIKEZHATI M, et al. Morphological characteristics of microplastics in the atmosphere and dustfall in southern Urumqi[J]. China Environmental Science, 2022, 42(12): 5542-5548 (in Chinese).
[10] 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
[11] 张俊杰, 董鹏越, 张颖, 等. 以PET聚合物为例定量评估微塑料的非主动陆地输入[J]. 科学通报, 2021, 66(13): 1563-1570. doi: 10.1360/TB-2020-0694 ZHANG J J, DONG P Y, ZHANG Y, et al. Quantitative evaluation of non-active land input of microplastics: A case of PET polymer[J]. Chinese Science Bulletin, 2021, 66(13): 1563-1570 (in Chinese). doi: 10.1360/TB-2020-0694
[12] SUN J, PENG Z T, ZHU Z R, et al. The atmospheric microplastics deposition contributes to microplastic pollution in urban waters[J]. Water Research, 2022, 225: 119116. doi: 10.1016/j.watres.2022.119116 [13] 李大凤, 邓春暖, 张权, 等. 滇池水体中纤维状微塑料的污染特征及其来源分析[J]. 湿地科学, 2022, 20(4): 529-536. LI D F, DENG C N, ZHANG Q, et al. Pollution characteristics and source analysis of fibrous microplastics in the water body of Dianchi Lake[J]. Wetland Science, 2022, 20(4): 529-536 (in Chinese).
[14] 袁海英, 侯磊, 梁启斌, 等. 滇池近岸水体微塑料污染与富营养化的相关性[J]. 环境科学, 2021, 42(7): 3166-3175. YUAN H Y, HOU L, LIANG Q B, et al. Correlation between microplastics pollution and eutrophication in the near shore waters of Dianchi Lake[J]. Environmental Science, 2021, 42(7): 3166-3175 (in Chinese).
[15] 张浩. 滇池表层沉积物微塑料赋存特征及影响因素[D]. 昆明: 云南师范大学, 2022. ZHANG H. Occurrence characteristics and influencing factors of microplastics in surface sediments of Dianchi Lake[D]. Kunming: Yunnan Normal University, 2022 (in Chinese).
[16] 刘亚菲. 滇池湖滨农田土壤中微塑料数量及分布研究[D]. 昆明: 云南大学, 2018. LIU Y F. Quantity and distribution of microplastics in farmland soil of lake shore in Dianchi Lake[D]. Kunming: Yunnan University, 2018 (in Chinese).
[17] ZHANG G S, LIU Y F. The distribution of microplastics in soil aggregate fractions in southwestern China[J]. Science of the Total Environment, 2018, 642: 12-20. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.06.004 [18] ZHANG Q, XU E G, LI J N, et al. A review of microplastics in table salt, drinking water, and air: Direct human exposure[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(7): 3740-3751. [19] DEHGHANI S, MOORE F, AKHBARIZADEH R. Microplastic pollution in deposited urban dust, Tehran metropolis, Iran[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(25): 20360-20371. doi: 10.1007/s11356-017-9674-1 [20] 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 [21] 田媛, 涂晨, 周倩, 等. 环渤海海岸大气微塑料污染时空分布特征与表面形貌[J]. 环境科学学报, 2020, 40(4): 1401-1409. TIAN Y, TU C, ZHOU Q, et al. The temporal and spatial distribution and surface morphology of atmospheric microplastics around the Bohai Sea[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2020, 40(4): 1401-1409 (in Chinese).
[22] 中华人民共和国生态环境部. 环境空气 降尘的测定 重量法: HJ 1221—2021[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2021. Ministry of Ecology and Environment of the People's Republic of China. Ambient air—Determination of dustfall—Gravimetric method: HJ 1221—2021[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2021(in Chinese).
[23] CRAWFORD C B, QUINN B. 微塑料污染物[M]. 李道季, 刘凯,译. 北京: 中国环境出版集团, 2021. CRAWFORD C B, QUINN B. Microplastic pollutants[M]. LI D J, Liu K,Translated. Beijing: China Environmental Publishing Group, 2021(in Chinese).
[24] 邓子昂. 微塑料污染的红外和拉曼光谱检测研究[D]. 昆明: 云南师范大学, 2021. DENG Z A. Detection of micro plastic contamination by infrared and Raman spectroscopy[D]. Kunming: Yunnan Normal University, 2021 (in Chinese).
[25] CUI J W, CHEN C, GAN Q, et al. Indoor microplastics and bacteria in the atmospheric fallout in urban homes[J]. Science of the Total Environment, 2022, 852: 158233. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.158233 [26] 高鹏. 太原市不同功能区土壤污染特征及健康风险评价[D]. 太原: 山西大学, 2016. GAO P. Soil contamination characteristic and health risk assessment from different function areas in Taiyuan city[D]. Taiyuan: Shanxi University, 2016 (in Chinese).
[27] 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 [28] 中华人民共和国环境保护部. 污染场地风险评估技术导则: HJ 25.3—2014[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2014. Ministry of Environmental Protection of the People's Republic of China. Technical Guidelines for Risk Assessment of Contaminated Sites: HJ 25.3—2014[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2014(in Chinese).
[29] YU Z Y, ZHANG L, HUANG Q S, et al. Combined effects of micro-/ nano-plastics and oxytetracycline on the intestinal histopathology and microbiome in zebrafish (Danio rerio)[J]. Science of the Total Environment, 2022, 843: 156917. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.156917 [30] 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 [31] 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 [32] 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 [33] 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 [34] AMATO-LOURENÇO L F, dos SANTOS GALVÃO L, WIEBECK H, et al. Atmospheric microplastic fallout in outdoor and indoor environments in São Paulo megacity[J]. The Science of the Total Environment, 2022, 821: 153450. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.153450 [35] 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. [36] 曾永平, 季荣, 施华宏, 等. 环境微塑料概论[M]. 北京: 科学出版社, 2020. ZENG Y P, JI R, SHI H H, et al. Introduction to environmental microplastics[M]. Beijing: Science Press, 2020(in Chinese).
[37] 徐力波, 胡敏, 贾薇茜, 等. 大气环境中微塑料分布与迁移及生态环境影响研究进展[J]. 科学通报, 2022, 67(30): 3565-3579. XU L B, HU M, JIA Q J, et al. Distribution and transport of atmospheric microplastics and the environmental impacts: A review[J]. Chinese Science Bulletin, 2022, 67(30): 3565-3579 (in Chinese).
[38] 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 [39] 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 [40] 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 [41] 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 [42] ZHOU S, LI W, TANG Z, et al. Progress on the occurrence, migration and toxicity of airborne microplastics[J]. Beijing:China Environmental Science, 2020, 40(11): 5027-5037. [43] 张睿轩, 李巧玲, 王康, 等. 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 ZHANG R X, LI Q L, WANG K, et al. Occurrence characteristics, migration, and methodological progress of microplastic in the atmosphere[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(11): 3650-3665 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022050507
[44] 董鹍, 饶之帆, 杨晓云, 等. 几种塑料的拉曼光谱检测[J]. 塑料工业, 2011, 39(6): 67-70. DONG K, RAO Z F, YANG X Y, et al. Determination of several plastic by Raman spectroscopy[J]. China Plastics Industry, 2011, 39(6): 67-70 (in Chinese).
[45] 门志远, 刘硕, 李昀东, 等. 哈尔滨新区不同下垫面悬浮大气微塑料污染特征及潜在生态风险评估[J]. 环境科学学报, 2022, 42(6): 329-336. MEN Z Y, LIU S, LI Y D, et al. Pollution characteristics and potential ecological risk assessment of microplastics suspended in different underlying surfaces in Harbin New Area[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(6): 329-336 (in Chinese).
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 1423
- HTML全文浏览数: 1423
- PDF下载数: 81
- 施引文献: 0
