将土壤中微塑料/纳米塑料的环境归趋及系统性生态毒性纳入生命周期评估：一项关键性综述

《Emerging Contaminants》：Integrating the Environmental Fate and Systemic Ecotoxicity of Soil Micro-/Nanoplastics into Life Cycle Assessment: A Critical Review

　　杨刘|梁新文|陈刚|慧坤龙|胡文明
中国陕西省石油污染控制与水库保护技术重点实验室，西安石油大学，西安，710065

**摘要：**
土壤中的微塑料/纳米塑料（MNPs）已成为重要的陆地污染物，尤其是在集约化管理的农业系统中。然而，传统的生命周期评估（LCA）仍然低估了塑料的环境负担，因为MNPs的排放、归趋和长期生态毒性在生命周期清单（LCI）或生命周期影响评估（LCIA）中很少得到体现。这篇综述综合了土壤MNPs的转化、迁移、老化及其生态效应，并探讨了当前将它们整合到LCA中的方法论缺陷。综述并未提出普遍适用的阈值或强制性的释放模型，而是指出了三个尚未解决的瓶颈：如何将土壤MNPs的影响与单独的生态毒性、更广泛的土壤降解终点以及 delayed freshwater transfer 相联系；当可用证据主要基于对原始颗粒的短期实验室测试时，如何推导归趋和效应参数；以及如何在不夸大精度的情况下描述残留膜的动态释放。因此，我们提出了一个以土壤为导向的实施方案框架，将动态清单、特定于土壤的归趋-暴露-效应逻辑、最低报告要求以及明确的情景建议作为报告预期，而不是完全标准化的默认值。以覆盖膜为例仅用于演示记账逻辑、敏感性优先级和最低报告需求，并不用于对聚乙烯（PE）和生物降解覆盖膜（BDMs）进行普遍排名。此外，综述认为仅依靠土壤生态毒性是不够的，还需要平行模块或明确声明的遗漏项，以考虑土壤结构 degradation、土壤有机碳损失和次生温室气体释放。总体而言，经过MNPs修正的LCA不应被视为成熟的方法，而应视为改进塑料足迹核算、比较产品评估和土壤保护政策的关键步骤。

**缩写表**
- LCA：生命周期评估
- MNPs：微塑料
- NPs：纳米塑料
- PAHs：多环芳烃
- PMPs：一次微塑料
- SMPs：二次微塑料
- SOM：土壤有机质
- LCIL：生命周期清单
- PP：聚丙烯
- PE：聚乙烯
- CIC：羰基指数
- SSA：比表面积
- FU：功能单位
- EoL：寿命终点
- SSD：物种敏感性分布
- pSSD：概率物种敏感性分布
- CF：特征因子
- XF：暴露因子
- EF：效应因子

**1. 引言**
自20世纪50年代以来，全球塑料产业经历了前所未有的指数级增长，塑料生产和消费深度渗透并重塑了现代生产和日常生活模式。由于塑料制品具有优异的物理化学稳定性、成本效益和多功能性，它们在包装、农业、医疗保健和电子等领域已成为不可或缺的部分[1]。然而，这种生产和消费的线性增长引发了严重的全球环境危机。合成聚合物具有高度化学惰性，大量废弃塑料在自然介质中难以降解，导致在全球范围内大量积聚。早期学术研究主要关注海洋生态系统中的塑料污染，揭示了海洋环流中的“垃圾带”现象[2]。随着环境科学研究的进步，陆地生态系统，特别是土壤基质，被认定为塑料污染的最大长期来源和汇[3]。作为陆地生物多样性和农业生产的基本支撑，土壤可能比海洋受到更严重的塑料污染。联合国环境规划署（UNEP）将直径小于5毫米的塑料颗粒定义为MPs，并将其列为全球关注的新兴污染物[4]。这一概念最初由Thompson等人于2004年提出，用于描述这些肉眼难以察觉但影响深远的微小合成颗粒[5]。

土壤环境中MNPs的污染，以及更小的纳米塑料（NPs，通常定义为<100纳米），具有高度隐蔽性、复杂性和长期动态演变[6]。其来源途径呈现多源复合模式：在农业系统中，长期高强度的塑料覆盖是最直接的输入来源[7]；而在城市和工业区，市政污泥的土地施用、未经处理的废水灌溉以及大气中的湿沉降和干沉降不断将塑料颗粒输送到土壤中[1]。一旦这些MNPs进入土壤基质，它们的环境行为远非静态。研究表明，MNPs会通过物理干扰土壤团聚体的稳定性，显著改变土壤的容重、持水能力和饱和水力传导性[8]。更具科学挑战性的是，MNPs在环境压力下（如光氧化、机械磨损和生物降解）会发生复杂的老化反应，导致其表面含氧官能团（如羰基和羧基）显著增加[9]。这种化学转化使MNPs具有强烈的界面活性。一方面，老化的MNPs具有非常高的比表面积（SSA），尤其是NPs，其SSA可达100至700 m2/g，使它们能够有效积累来自环境的疏水性有机污染物（如多环芳烃PAHs）和重金属（如Pb2?和Cd2?）[10]。“特洛伊木马效应”显著增强了污染物的移动性和生物毒性；通过根系吸收或食物链传递，最终对生态系统功能人类健康构成潜在威胁[2]。

面对MNPs带来的复杂系统性挑战，传统的末端治理方法已不足以解决其跨介质迁移和全过程风险。因此，本综述的核心问题不仅仅是土壤MNPs是否有害，而是如何将关于其来源、转化、迁移、暴露和生态损害的现有机制证据转化为适用于LCA的清单流程和特征因子[11]，[13]，[14]。作为国际认可的环境管理工具，LCA旨在定量分析产品、服务或系统在整个生命周期内的环境影响，从原材料提取和生产到使用和最终处置[12]。对于MNPs研究而言，缺失的环节在于方法论而非概念：使用阶段的排放和寿命终点的必须进行动态清单记录，土壤与相邻介质之间的迁移必须明确表示，生态毒理学证据必须转化为与LCIA兼容的效应指标[12]，[133]，[134]。

现有综述已经阐明了土壤MNPs的来源、归趋和生态毒性问题，一些近期论文也开始讨论其对LCA的影响[6]，[15]，[118]。然而，大多数综合研究仍停留在两个不完整的立场之一：要么仅做描述性工作，未能将机制证据转化为可审核的清单和特征逻辑；要么将第一代基准因素直接应用于农产品评估，而没有充分批评其范围限制[133]，[134]，[137]。因此，本综述并不主张一种全新的或完全验证的LCIA方法，而是旨在提供一个基于批判性的实施框架。有三个核心贡献：首先，综述围绕对LCI重要的描述符重新组织了转化和老化证据，包括来源质量、释放时间、尺寸演变、持久性和在不同组分间的迁移；其次，它批判性地评估了当前土壤-MNPs-LCA方法中端点放置、基准效应因子、时间范围约定和可降解膜假设的科学争议[135]，[136]，[138]；第三，它使用农业覆盖膜示例来演示透明的记账方法，并展示在得出可比结论之前必须声明的假设。目的是不夸大方法论的成熟度，而是明确剩余的差距、隐含的价值选择和实施条件[139]，[140]。

**2. 塑料产品向微塑料和纳米塑料污染物的转化途径**
塑料产品在复杂动态的环境介质中不会保持稳态，而是经历一系列多维的物理-机械过程、化学降解和生物转化，逐渐从宏观塑料演变为MNPs甚至NPs。这一演变轨迹不仅仅是简单的尺寸减小；转化途径、来源特性和降解机制共同决定了塑料颗粒的最终形态，从而从根本上决定了它们的环境地球化学行为和生态毒性风险。

**2.1. 来源分类**
土壤环境中的微塑料来源具有明显的复杂性和异质性。根据形成途径，可以系统地将其分为一次微塑料（PMPs）和二次微塑料（SMPs）。PMPs通常指在工业生产过程中直接制造、尺寸小于5毫米的塑料微珠或颗粒，常用于个人护理产品中的功能性添加剂、工业研磨剂或塑料制造的原始树脂原料[16]。相比之下，SMPs是由宏观塑料废物在自然环境中经过物理破碎、光氧化和微生物降解产生的碎片[17]，[18]。现有研究表明，SMPs构成了陆地生态系统中微塑料污染的主要部分，通常占土壤中总MNPs的70%至90%，而PMPs的比例相对较小[19]，[20]，[21]。定量评估表明，每年约有370亿个PMP颗粒通过个人护理产品释放到环境中[22]。相比之下，大规模使用的农业塑料膜是SMP进入土壤的关键途径。全球每年农业塑料覆盖膜的消费量约为600万至800万吨，其中中国 alone 就使用了140万至150万吨，占全球总产量的约68%[23]，[24]。在长期集约化耕作的地区，残留的覆盖膜量可达每公顷100至300公斤，这些残留物在土壤中的破碎和积累已成为MNPs进入陆地环境的主要途径之一[24]。总体而言，土壤微塑料具有明显的多源复合特征，污染负荷与农业机械化程度、城市化和工业活动强度密切相关。如表1所示，农业覆盖、市政污泥的土地施用、废水灌溉和堆肥有机肥料的使用是MNPs进入土壤环境的主要通道。这些来源途径并非孤立运作，而是通过大气湿沉降、干沉降、城市径流和地表径流等介质交织在一起，形成了一个复杂动态的输入网络。在上海等主要城市的研究证实，大气干沉降中的微塑料通量可高达每平方米每天3261.22颗粒，其中聚酰胺（PA）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）是主要成分，表明工业排放与城市家庭污染之间存在显著的空间耦合[25]。

**表1. 土壤MNPs的主要来源、关键特性和迁移途径**
| 来源类别 | 主要活动/产品 | 关键特征和途径 | 参考文献 |
| --- | --- | --- | --- |
| 农业来源 | 农业塑料覆盖 | 大量高浓度输入；残留农业塑料膜的破碎是主要来源；PE和PP是主要聚合物。[26]，[27] |
| 废水灌溉和污泥施用 | 市政废水中的MPs被输送到农田；将污水污泥作为有机肥料施用于土地也是重要途径。[1] |
| 有机肥料和堆肥 | 来自塑料包装或环境接触的MPs通过堆肥过程进入土壤。[1] |
| 城市来源 | 大气湿沉降和干沉降 | 空气中的MPs（尤其是纤维）通过粉尘和降雨沉降到地面。[1] |
| 城市径流 | 雨水冲刷城市道路表面，携带轮胎磨损颗粒和建筑灰尘，通过排水系统进入土壤或水体。[28]，[29] |
| 垃圾填埋场 | 塑料废物在垃圾填埋场降解，产生的渗滤液可能污染周围土壤。[1] |
| 工业来源 | 工业废水排放 | 来自纺织和塑料加工等行业的废水是MPs的直接排放源。[30]，[31] |
| 道路交通 | 轮胎磨损、刹车片和道路标记材料的磨损是环境中MPs的主要来源。[32] |

**2.2. 塑料产品转化为微塑料和纳米塑料的过程**
三种机制：物理、化学和生物转化
| 具体过程 | 参考文献 |
| 物理破碎 | 在土壤和农业环境中，大型塑料残留物（如覆盖膜碎片、包装碎屑和灌溉相关塑料）在土壤颗粒的反复机械干扰、摩擦以及湿干循环作用下逐渐破碎成更小的碎片，从而演变为微塑料。[49] |
| 光降解 | 紫外线（UV）光通过破坏聚合物中的化学键（如C–C和C–H）引发光氧化，导致分子链断裂和分子量减少。这一老化过程使材料变得脆弱，导致开裂，并最终破碎，同时表面粗糙并释放添加剂。[35]，[50] |
| 机械磨损 | 风力驱动的沙粒侵蚀、水流冲刷、土壤颗粒的摩擦以及人类活动（如耕作和翻土）等过程会不断磨损塑料表面，使其破碎成更小的片状或颗粒状。[51] |
| 生物降解 | 微生物通过酶解分解和生物破碎（物理断裂）在塑料降解中起双重作用。然而，包括来自土壤的分离株和海洋细菌在内的微生物在分解聚苯乙烯时，其矿化过程并不完全，反而会释放出微塑料/纳米塑料（MNPs），这表明生物过程可能成为MNPs的一个潜在新来源。[52]

**化学降解**
环境中的水分子、氧气和化学物质可以与塑料发生化学反应。水解和氧化是两种主要的化学降解途径；它们会破坏长链聚合物的结构，降低分子量并削弱材料的物理性能，最终导致材料破碎。较高的温度会加速这些化学反应的速度。[1]

综上所述，土壤中的MNPs表现出多种来源和复合特性的明显特征，其污染负担与农业、城市和工业活动密切相关。从生命周期评估（LCA）的角度来看，准确识别这些来源及其空间耦合关系对于开发高精度的生命周期清单（LCIs）至关重要。现有的LCA研究往往只关注塑料生产阶段的直接排放，而未考虑使用和寿命终结阶段的复杂二次输入网络，例如残留的农业薄膜和废水灌溉。因此，传统的清单数据往往大幅低估了MNPs的实际环境负担。

**2.2. 转化阶段**
塑料产品向微塑料和纳米塑料污染物的演变是一个连续的、分阶段的动态过程，涉及物理、化学和生物学维度的一系列复杂性质变化。这个过程可以大致且系统地分为四个相互关联的核心阶段——初始老化、机械破碎、尺寸减小和纳米塑料化（如图1所示）。

**图1. 从塑料产品产生与LCI相关的土壤MNPs排放的四个转化阶段**

**第一阶段：初始老化与性质改变**
一旦塑料产品（如农业覆盖膜和包装袋）进入土壤环境，它们的老化过程立即开始。尽管在初期阶段其宏观尺寸可能没有明显变化，但其在微观层面的物理化学性质会发生显著变化。光化学氧化是这一阶段最重要的驱动力。例如，在模拟阳光条件下，PE农业薄膜在60至90天内会表现出明显的老化特征，分子量减少30%至50%，表明聚合物主链发生随机断裂[33]。同时，塑料表面含有羰基（C=O）和羟基（OH）等官能团的含量显著增加。羰基指数（CI）通常从低于0.1上升到0.3至0.6，显著增加了表面的极性，并使水接触角从90°至110°急剧下降到50°至70°[34]。此外，由于增塑剂和抗氧化剂等添加剂与聚合物基体的结合不紧密，即使在早期老化阶段也会发生明显的迁移和释放，累积释放量可达到初始含量的10%至30%。这种化学浸出不仅对土壤生物具有直接的毒性作用，还会使微塑料（MPs）成为环境中的潜在有毒载体[35][36]。

**第二阶段：机械分解与宏观断裂**
随着老化的继续，聚合物材料的机械性能显著下降：拉伸强度和断裂伸长率分别下降约30%至70%和60%至90%，材料逐渐从起初坚韧的状态变为脆性和刚性状态[37]。此时，环境中的各种机械应力开始起主导作用，包括农业操作中耕作和播种引起的拉伸和剪切力、植物根系侵入、土壤动物（如蚯蚓）的生物扰动以及雨滴冲击和地表径流的反复冲刷。这些应力持续作用于已经脆化的塑料基质上。当施加的应力超过大大降低的断裂强度时，宏观塑料结构会破裂并发生剧烈破碎[38]。田间观察和模拟实验表明，在机械扰动下，紫外线老化的农业覆盖膜通常会断裂成几厘米到几毫米长的条状或块状碎片。经过一个生长季节（约3至6个月）的光化学老化和机械作用后，大面积的宏观塑料会出现广泛破碎。这一阶段被认为是SMPs形成的关键起点，标志着从宏观塑料污染向可进一步缩小的土壤中可移动碎片的转变[39][40]。

**第三阶段：逐步破碎与尺寸减小**
进入第二阶段的塑料碎片并不会停止降解；相反，它们在光氧化和机械破碎的共同作用下继续演化。由于碎片表面积（SSA）随粒子尺寸减小而呈几何级数增加（例如，当粒子尺寸从5毫米减小到0.5毫米时，SSA增加约10倍），与紫外线辐射、氧气和微生物的接触面积大大扩大，从而显著加快了老化速度。研究表明，在强烈紫外线照射下，某些聚合物的破碎速率可达每100天0.25至1.3毫米[41]。在此过程中，碎片会不断从其边缘和表面脱落更小的颗粒，或在循环应力下进一步破碎（例如，由于交替湿润和干燥引起的体积膨胀和收缩）。这一阶段持续时间较长，是环境中MPs形成的主要时期，尤其是微米级颗粒。例如，在中国新疆的一项覆盖膜定位实验中，研究人员发现，当土壤中残留薄膜的量超过160至200公斤/公顷的临界阈值时，MPs的生成率显著增加，增幅高达85%[42][43]。土壤中的残留薄膜不仅总质量继续累积，其物理尺寸也在减小：小颗粒（<1毫米）的比例从7.9%上升至22.6%，而大颗粒（>2毫米）的比例则从49.2%下降至13.8%[41][42]。这一现象直接证明了塑料碎片的持续破碎过程。

**第四阶段：纳米塑料化与微/纳米塑料的形成**
当塑料碎片缩小到亚微米级别（即<1微米）时，转化过程进入纳米塑料化阶段。NPs的主要产生源于MPs的持续破碎和纳米级碎片的剥离。例如，合成纤维在洗涤摩擦过程中会释放大量纤维状物质；研究表明，每克合成纺织品在一个周期内可产生高达1.3 × 10^13个NP颗粒，这些颗粒通常集中在100至300纳米的尺寸范围内，具有极高的SSA和化学活性[44]。同时，NPs也可以通过直接机械粉碎产生。实验表明，机械分解的PP塑料可以生成平均液动力直径为180.5纳米且多分散指数（PDI）约为0.084的稳定纳米颗粒分散体。由于表面电荷产生的静电排斥作用，这些颗粒在没有表面活性剂的情况下可以保持物理稳定性超过180天[45]。尽管定义和检测NPs仍面临重大挑战，但理论和实验证据一致表明，MPs的持续降解最终会导致NPs的形成。NPs具有独特的表面效应：它们的SSA可以是宏观塑料的10^3到10^6倍，赋予它们极强的化学活性和生物亲和力。在生物学效应方面，小于100纳米的颗粒穿透细胞膜的效率大约是1微米颗粒的10到50倍，使它们能够穿过血脑屏障或胎盘屏障进入内部组织，从而引发氧化应激和炎症反应[46]。此外，由于尺寸效应，NPs对疏水性有机污染物（如PAHs）或重金属的饱和吸附能力通常是微米级颗粒的2到5倍；这种显著增强的捕获能力大大增加了它们作为有毒物质载体的环境风险[47][48]。

理论和实验证据一致表明，MPs的持续降解最终会导致NPs的形成，伴随着SSA和化学活性的显著增加。这种级联转化不仅仅是物理化学性质的变化；它也为LCA建模带来了重大挑战。这意味着MNPs的排放并不仅限于单一的静态事件，而是一个具有强烈时间动态的过程。因此，未来的LCA框架必须纳入时间依赖的排放因子，以准确反映从宏观塑料到土壤的持续MNPs释放的动态库存情况，时间跨度从几个月到几十年不等。

**2.3. 迁移与跨介质再分布途径**
在上述物理化学和生物降解机制的持续作用下，宏观塑料产品最终会转变为涵盖广泛尺寸范围的颗粒系统。当颗粒尺寸进一步减小到100纳米及以下时，它们被定义为NPs[53]。近年来，关于MNPs路径的研究 challenge 了传统的观点，即MPs是NPs形成的唯一中间产物，揭示了宏观塑料可以通过表面裂纹和聚合物主链断裂等过程直接释放NPs[51]。新生成的纳米颗粒具有极高的SSA和非常高的表面能。它们的SSA通常在100至700平方米/克之间，比典型的微米级颗粒高出3到4个数量级。这种显著的表面活性使NPs在环境命运和生物毒性方面与MPs不同；例如，它们在环境中的有机溶剂分配系数可增加10至100倍[54]。尽管相关机制的研究仍处于探索阶段，但一旦MNPs形成并进入土壤基质，它们就不再是准静态的；相反，它们通过物理传输、化学转化和生物累积等复杂过程在土壤中持续存在[141][142]。研究表明，在耕作引起的剪切力和强烈浸出的共同作用下，MNPs可以渗透到土壤剖面的30至100厘米甚至更深的深度。它们的迁移率受颗粒尺寸的显著影响；例如，当颗粒直径从100微米减小到0.1微米时，它们在沙质土壤中的传输能力可增加约65%[55][142]。

**2.3.1. 土壤孔隙内的迁移**
MNPs进入土壤基质后，其传输动力学受土壤物理化学条件、生物活动和农业操作的共同影响。其中，生物扰动被认为是MNPs垂直迁移的关键生物驱动因素。研究证实，蚯蚓的摄食、排泄和挖掘可以将超过90%的表层MNPs转移到10厘米以下的土壤层。一些颗粒甚至可能继续沿土壤剖面迁移至60至100厘米的深度，生物扰动对总垂直传输的贡献通常在15%至45%之间波动[55][56]。此外，土壤的物理化学性质通过改变MNPs的表面电荷状态和聚集动力学来深刻影响迁移效率。当土壤溶液中的离子强度增加（例如，从1毫摩尔/升增加到100毫摩尔/升）时，MNPs的ζ电位向等电点移动，促进超过90%的颗粒聚集并沉积在土壤微孔中[57]。土壤有机质（SOM）可通过相互作用显著增强颗粒吸附能力：实验测量表明，高SOM含量的土壤对NPs的吸附能力是低SOM土壤的约2.5倍。相应地，土壤颗粒（细粒部分）含量每增加10%，MNPs的有效迁移率大约降低15%至20%[56][57]。土壤管理实践和农业活动也对MNPs的分布有重要影响。耕作方式的改变通常使MNPs更均匀地混合到0至25厘米的耕作层中，相比之下，长期的高量灌溉方法（如漫灌）可以促进明显的优先流动，使NP渗透率比自然条件增加3至5倍[57]。在中国上海附近的农田进行的实地调查显示，MNPs在土壤剖面中的深度累积呈现明显趋势：表土（0至20厘米）中的平均颗粒量为78.0个/千克，而更深的层次（20至60厘米）仍保持62.5个/千克的高丰度[58]。这种浓度梯度的减小进一步表明长期农业活动增强了MNPs的垂直再分布，突显了土壤作为MNPs长期汇的复杂性。

**2.3.2. 土壤-水界面的传输**
MNPs在土壤-水界面上的迁移主要指它们从土壤相跨介质传输到地下水系统和地表水系统。一般来说，极端事件（如洪水）会显著改变土壤中MNPs的空间分布，特别是在冲积平原中的积累和垂直传播。此外，处理后的废水被认为是促进微塑料（MPNs）在土壤-水界面迁移的主要人为载体。研究表明，此类废水中的微塑料浓度通常在0.0007到125 MP/L之间，而在某些家庭废水中可能高达627,000 MP/m3。长期灌溉会导致农业土壤中微塑料的显著富集（P < 0.0001）。微塑料可能会沿着土壤表面横向迁移，表面粗糙度和灌溉速率是控制迁移路径和速度的关键因素[59]。实验数据显示，灌溉区域的0-10厘米深度土壤中微塑料的平均丰度为329 ± 139.5 MP/kg，而对照区域为169 ± 46.8 MP/kg，这证实了灌溉区域中微塑料的平均丰度更高[60]。随后，对厦门九溪河流域的实地调查显示，在所有收集的样本中（包括22个土壤样本、36个地下水样本和18个河水样本）都发现了微塑料。土壤中的微塑料含量范围为392–836 n/kg，地下水中为0.58–2.48 n/L，河水中为0.38–1.80 n/L[61]。微塑料的迁移不仅受土壤深度、物理化学性质和土壤结构等基质特性的影响，还不可避免地受到水动力学、地下水和地表水之间的水力相互作用以及微塑料形态、直径和密度的影响。例如，当微塑料与农药等有机污染物相互作用时，可以促进某些污染物的垂直迁移并增强其渗透到地下水中的能力[62]。同时，土壤性质和生物活动（如蚯蚓钻穴）也可能进一步推动微塑料渗透到更深的土层[63]。此外，人类活动（如塑料垃圾和过度抽取地下水）也是关键调节因素[61][64]。总体而言，微塑料在土壤-水界面的迁移是一个由土壤性质、水动力学条件、微塑料颗粒形态和人为因素共同驱动的复杂过程，揭示了水平和垂直尺度上的迁移路径。研究这些机制不仅有助于阐明微塑料污染的分布模式，对制定科学合理且有效的污染控制和缓解策略也具有重要的学术和实际意义。

2.3.3. 大气环境中的传输和土壤-空气界面交换机制
微塑料在土壤-空气界面的传输与生命周期评估（LCA）相关，因为它将系统边界扩展到了处理场之外[72][73]。残留薄膜和污泥携带的颗粒可能因风蚀、耕作和干旱而重新悬浮，尤其是在小于100微米的颗粒和表面受到强烈扰动的情况下[74][75][76]。一旦进入空气中，微塑料可以在局部重新沉积或区域传输，从而形成一种在将土壤视为封闭隔间时未被考虑的传输途径[77][78]。因此，对于以土壤-微塑料为对象的LCA来说，关键在于不要单独开发大气微塑料框架，而是要将土壤-空气交换视为一个需要考虑的传输项，尤其是在现场条件有利于颗粒重新悬浮的情况下[79]。

2.4. 老化机制和界面反应
微塑料的老化是指在物理、化学和生物因素的共同作用下，其物理化学性质和分子结构发生深刻变化的过程[65]。老化的微塑料表面变得粗糙，比原始颗粒的比表面积显著增加（通常高出2~5倍），并在颗粒表面引入大量含氧官能团（如-COOH、-C=O）。这些变化从根本上改变了微塑料的表面聚合亲和力、阻燃性能和化学反应性[65][66]。这一动态过程不仅破坏了微塑料的表面性质、形态和化学组成，还深刻影响了它们与其他环境物质的界面相互作用。热力学分析表明，老化可以导致聚合物链断裂。例如，经过光老化后，聚碳酸酯微塑料的玻璃化转变温度（T_g）从147.6°C（0小时）降至126.4°C（640小时），在低密度老化条件下，转变温度的平均降低幅度可达114.6°C[67]。就途径和特性而言，微塑料的环境老化主要通过光化学氧化、热氧化、机械磨损和生物降解进行。辐射引发的光化学反应产生活性氧（ROS），导致聚合物链断裂和氧化官能团的形成；机械作用通过物理损伤增加颗粒末端；生物过程促进塑料表面的生物膜形成，这种现象称为“塑料圈”，从而促进酶催化的降解[65][67][68]。从表面化学的角度来看，老化促进了含氧官能团在微塑料上的积累，导致O/C比和CI的增加。这些剧烈的物理化学变化直接改变了微塑料与土壤基质之间的界面力，从而在多媒体环境归趋模型中显著改变了它们的分配系数。准确确定老化前后的分配系数和暴露潜力是未来生命周期影响评估（LCIA）中生态毒性特征因子（Characterization Factors, CFs）校准的核心参数。此外，老化引起的“特洛伊木马效应”表明，LCA评估必须考虑塑料污染与其他化学物质相互作用所产生的协同生态毒性[69]。随着表面粗糙度的增加和亲水性的增强，老化微塑料的吸附行为发生了显著变化：它们的表面更容易积累有机化学物质、重金属和抗生素等污染物，同时吸附和促进抗生素抗性基因（ARGs）的水平传输的能力也相应增强[65][69]。在微塑料表面，老化引起的官能团变化使其能够与持久性有机污染物（如多氯联苯（PCBs）和农药）通过氢键、范德华力和静电相互作用产生复杂的界面响应。由于表面氧化提高了微塑料的亲和力，实验测量显示，在288 K和308 K时，光老化使四环素的平衡吸附能力从0.387 mg/g增加到0.507 mg/g（288 K），以及从0.507 mg/g增加到0.688 mg/g（308 K）[65][70]。此外，在老化微塑料表面形成的生物膜不仅加速了污染物的生物降解，还促进了基因在微生物群落中的传播，显著增加了生态风险[65]。在分子层面，真菌和细菌的酶系统可以识别氧化官能团并有效切割聚合物链。例如，经过8天的过氧化物酶处理后，聚乙烯（PE）的分子量可以从716,000下降到89,500，使其转化为更小的分子化合物[45]。目前，傅里叶变换红外光谱（FTIR）、拉曼光谱、热分析（DSC/TGA）和电子显微镜/原子力显微镜（SEM/AFM）等表征技术可以精确识别老化过程中的官能团演变、结晶度和形态变化，从而定量评估老化程度和潜在的界面反应风险[67][69][71]。

2.5. 选定的全球案例作为边界设定依据
全球案例研究证实，微塑料污染在海洋、淡水、城市和陆地系统中普遍存在，但其主要意义在于方法论层面而非百科全书式的描述[80][81][82]。对于以土壤为对象的LCA而言，最有信息量的证据是长期覆盖和其他直接接触土壤的使用方式会产生持久的现场残留物，这些残留物仅靠生产阶段的清单无法充分反映[26][91][92]。这些案例支持了两个对产品评估重要的观点。首先，累积的土壤污染很大程度上受到使用年限、回收效率、气候和当地管理的影响，这意味着静态清单可能会系统性地低估长期负担[83][84][85]。其次，同样的证据也说明了为什么在塑料残留物在土壤中持续时间远超过作物生长季节的情况下，服务期产品比较不能忽略持久性影响[86][87][88]。因此，在本综述中，全球案例研究仅用于支持动态清单思维和明确的归趋时间范围，而不是将论文扩展为对所有塑料污染环境的全面调查[89][90][91]。仍然迫切需要一个统一的监测和报告框架，但这里的方法论重点在于如何利用土壤证据来指导LCA[92][93]。

3. 微塑料在土壤中的环境行为和生态风险
一旦微塑料进入土壤环境，它们就不再只是被动的污染物。相反，它们成为一种主动的第三方压力源，与土壤的物理、化学和生物成分发生复杂的相互作用，从而引发一系列生态环境效应[143]。微塑料广泛分布于多种土壤类型中，包括农业土壤、园艺土壤和工业污染土壤，其迁移可以通过水流、土壤生物活动和风力等多种途径发生[16][94][95]。此外，物理化学因素（包括微塑料的形态、颗粒大小、浓度和土壤质地）也会显著影响微塑料在土壤中的分布和迁移[16][95]。

3.1. 物理和化学行为
微塑料（微塑料和纳米塑料）的物理化学行为是它们环境影响的基础，主要体现在以下几个方面。首先是对土壤结构的影响。微塑料的几何形状和浓度决定了它们在土壤中的分布模式及其造成的扰动程度。例如，纤维状的微塑料容易缠绕在土壤团聚体之间，在低浓度（<0.1% w/w）下提供一定的物理稳定性，而膜状和颗粒状的微塑料则倾向于填充孔隙并占据土壤基质[96][97]。研究表明，当添加1%～7%（w/w）的PE微塑料时，水稳定团聚体的数量显著变化，大团聚体（>2 mm）的比例减少了15%～30%[96]。总体而言，高剂量的微塑料（>5%）会导致土壤体积密度显著波动（变化范围为0.05～0.15 g/cm3），步进梯度超过10%，并可使活化根细胞的水力传导性降低20%～40%[96][98]。其次是吸附和脱附行为。微塑料表现出强烈的吸附能力和非常大的比表面积（纳米级微塑料的比表面积可超过50 m2/g），这会改变土壤胶体的吸附能力，从而影响其他污染物的环境分配。据报道，微塑料对多环芳烃（PAHs）和多氯联苯（PCBs）的吸附系数范围为102至10? L/kg[99]。此外，老化的微塑料对其重金属（如Pb2+和Cd2+）的吸附能力可增加2～5倍，达到0.5～5.0 mg/g[100]。同时，生产过程中引入的塑料添加剂（如增塑剂，包括酯类）以及老化过程中产生的中间体异构体可以从微塑料释放到周围环境中[101]。因此，微塑料不仅可以作为污染物的载体，也可以作为潜在的储存库。环境条件的变化（如pH值从7.0降至4.0，或受到强辐射）可能会使脱附率增加30%至50%，从而显著增加复合污染的生态风险[99][102]。这种复杂的基质改变和吸附/脱附行为表明，LCA不应孤立地评估聚合物本身的毒性效应。未来的多媒体LCA模型应紧急纳入污染放大模块，以量化微塑料对土壤植物系统中重金属和持久性有机污染物生物可利用性的影响，从而更准确地评估共污染情景下的整体环境影响。最后，表面化学性质的演变。在老化过程中（如光化学氧化和机械疲劳），微塑料的表面性质发生显著变化。光谱分析显示，老化可使表面羰基指数（CI）增加50%～200%，氧碳比从接近零增加到0.1至0.25，并在表面生成大量含氧官能团[65]。这一过程还伴随着生态圈的形成，使微塑料的ζ电位变得更负（例如，从?10 mV变为?30 mV），显著增强亲水性和化学反应性。这些官能团的变化直接影响微塑料与土壤矿物（如铁矿物和蒙脱石）之间的聚集，并可能通过静电相互作用改变生物体的吸收率和毒性效应[65]。

3.2. 生物反应和毒理学效应
微塑料不可避免地影响生物群落，其影响范围从微生物到高等植物等多个营养级。首先应关注“塑料圈”及其对土壤微生物群落的影响。微塑料的输入可以改变土壤的物理化学条件。当浓度达到1%（w/w）时，土壤体积密度可能降低5%～10%，持水能力可能下降约15%，从而对微生物群落产生选择性压力[103]。关键的是，微塑料表面存在一个独特的微生物生态系统，称为“塑料圈”。研究表明，塑料圈微生物群落的α多样性指数比周围土壤低10%至25%，但某些分类群却相对富集（例如，变形菌门的占比接近或超过40%）。塑料圈常被视为抗生素抗性基因（ARGs）和病原菌的热点区域，其绝对 ARG丰度是邻近土壤的10至100倍[1]，[104]。这种群落结构的变化会进一步影响土壤物质循环和能量流动。其次，对土壤动物的毒性影响：对于蚯蚓、线虫和弹尾虫等土壤动物，微塑料（MPs）可直接造成物理损伤（如肠道堵塞和肠道上皮细胞磨损），并引发生理应激反应（如活性氧引起的氧化应激）。在关于红蚯蚓的研究中，暴露于高浓度（1000 mg/kg）聚苯乙烯28天后，超氧化物歧化酶活性增加了50%至150%，表明存在严重的氧化损伤[16]，[105]，[106]。此外，高浓度的微塑料还会导致基因改变，减少繁殖率，使蚯蚓体重下降20%至30%，茧的产量减少约25%[107]。第三，微塑料会干扰植物生理：作为初级生产者，植物直接受到微塑料污染的影响。微塑料可通过根部吸附或吸收进入茎、叶甚至果实中。当土壤中微塑料含量在0.1%至1%之间时，某些作物（如小麦和生菜）的种子发芽率可能下降5%至15%，根长可能减少20%至40%[108]。同时，微塑料会破坏水分和养分吸收，引发氧化应激，抑制光合作用，甚至造成组织损伤。不过，植物的反应因物种而异，这些毒性效应受微塑料浓度、土壤类型和共存污染物等因素的影响[109]，[144]。总体而言，微塑料会在多个营养级（包括土壤微生物、土壤无脊椎动物（如线虫、蚯蚓和弹尾虫）和高等植物）中引起不同程度的物理损伤和生理应激。这些跨营养级的数据对未来微塑料生命周期评估（SSD）的发展具有重要价值，但不应过早地将其视为可用于实际应用的土壤危害因子（CF）库。大多数相关研究在颗粒制备、暴露时间和土壤条件以及评估终点选择上仍存在较大差异。因此，目前这些数据在生命周期评估中的最合理用途是作为筛选级因素开发和不确定性界定的结构化依据，而不是作为普遍适用的聚合物独立性默认值的依据。

3.3 生态系统层面的影响
微塑料污染通过破坏生态系统群落、抑制养分循环和增加温室气体排放而产生连锁效应。当微塑料浓度超过1%（重量比例）时，土壤生物多样性下降10%至22%，功能基因的丰度减少超过15%[16]，[110]。土壤酶活性平均下降16.8%，参与氮和磷循环的关键酶（如脲酶和磷酸酶）的活性下降11%至42%，严重阻碍了土壤养分的生物地球化学循环[95]，[111]。此外，生化抑制与物理结构损伤（大颗粒团聚体减少10%至30%）的联合效应显著削弱了有机碳的物理保护，使土壤有机碳储量面临5%至12%的损失风险[110]。同时，微生物代谢活动和土壤通气性的变化会进一步加剧温室气体排放。研究表明，微塑料可使土壤二氧化碳排放量增加28%至158%，氮氧化物（N2O）排放量增加至对照组的3.2倍，从而加剧全球变暖的趋势。这一生态系统层面的连锁反应揭示了当前生命周期评估实践中常被忽视的盲点：微塑料引起的额外土壤温室气体排放。这意味着在计算塑料产品的生命周期碳足迹时，除了生产和运输过程中的直接能源相关排放外，还应考虑使用阶段和环境滞留阶段对生物地球化学循环的间接影响。否则，塑料污染对全球变暖潜力（GWP）的实际贡献将被严重低估。最后，随着微塑料通过食物网传递，它们还会降低初级消费者（如蚯蚓）的增长率20%至35%。尽管生物放大系数（BMFs）通常低于1，微塑料仍可能在大肠壁消费者体内累积至每克组织中含数个颗粒的浓度，从而威胁生态系统健康和人类食品安全[95]，[110]，[111]。

4. 微塑料研究中的生命周期评估（LCA）方法应用
生命周期评估为比较产品和管理策略提供了系统框架，但本文的目的不是简单地重复标准ISO工作流程[112]，[113]，[145]。而是展示如何将第2节“塑料制品转化为微纳米污染物的转化途径”和第3节“土壤微塑料的环境行为和生态风险”中总结的机制转化为适用于微塑料生命周期评估的描述符，同时不夸大其当前成熟度[118]，[133]，[134]。在这一领域的关键评审不仅要总结来源、归趋性和毒性，还要指出当前土壤微塑料生命周期评估研究中的分歧点、从有限证据中过度概括的情况，以及为何看似相似的框架可能导致截然不同的比较结果[135]，[136]，[137]。因此，主要的方法论任务是将聚合物特有的破碎、老化、迁移、暴露和生态效应作为生命周期清单（LCI）中的基本流动，并在生命周期影响评估（LCIA）中明确表示这些差异和证据缺口，而不是用通用的公式掩盖它们[136]，[137]。

4.1 标准生命周期评估框架和核心阶段
根据ISO 14040/14044的要求，整合微塑料需要跨目标定义、范围定义、清单分析、影响评估和解释进行迭代工作。对于土壤微塑料而言，这四个阶段不能独立处理：功能单元、影响范围、接收区域和空间分辨率的定义将直接影响哪些排放因子、归趋模型、暴露途径和生态毒理学终点的科学合理性。特别是，农艺服务期和环境影响范围不应混淆。如果将长期结果汇总在一起，分析师应明确声明时间范围的加权或折现方法；否则，应分别报告1年、20年和100年的结果，而不是将其合并为一个未公开的分数[115]，[116]。

4.1.1 目标和范围定义
目标和范围定义必须明确指定产品系统、接收土壤区域、空间分辨率和影响范围。对于农业塑料，一个合适的功能单元可以定义为在一个生长季节内为1公顷农田提供的覆盖服务，系统边界应包括生产、田间施用、回收、使用过程中的二次破碎以及生命周期末期的管理。由于微塑料的影响是长期且空间变化的，服务期不应与影响范围混淆。因此，我们建议以土壤微塑料为研究对象的报告至少包括一个短期范围（例如1年）、一个中期积累范围（例如20年）和一个长期持久性范围（例如100年）。当不可避免地需要一个综合结果时，可以使用100年的参考范围作为符合常见长期生命周期评估实践的实用报告惯例（例如，在气候和毒性评估中广泛使用的100年参考范围），但用于连接短期服务和长期影响的加权或折现规则必须明确说明，并在敏感性分析中进行测试，而不是隐藏在模型背景中。接收土壤的设置也应通过质地、土壤有机质含量、pH值和管理方式等具体参数进行描述，而不仅仅是使用模糊的类别标签。

4.1.2 生命周期清单（LCI）
LCI是将土壤微塑料纳入生命周期评估的关键入口。未来的研究应构建动态的微塑料排放清单，而不是采用静态的塑料质量损失表示方法。一个通用的公式可以写为 E_(p,s,a,c,t) = M_p × RF_(p,t) × f_(s,a,t) × TF_(c,t) × (1 - η_t)，其中E是时间t时聚合物p向区域c的排放量，M_p是进入使用或生命周期末期的聚合物质量，RF是释放分数，f是不同尺寸类别s和老化状态a的分布，TF是向土壤或相邻介质的转移分数，η是回收/去除效率。该公式直接将破碎、老化和迁移证据与清单构建联系起来，使第2节“塑料制品转化为微纳米污染物的转化途径”和第3节“土壤微塑料的环境行为和生态风险”与生命周期评估参数化相关[114]，[118]，[134]。然而，时间变量t不应保持符号形式。对于田间应用，应通过重复观测使用已声明的经验函数（如分段线性、指数饱和、Weibull型或其他有明确依据的曲线）来拟合累积释放量，分析师应报告观测间隔和用于更新RF_(p,t)的拟合优度标准。同样，f_(s,a,t)也应根据测量的颗粒大小分布和老化参数（如羰基指数、O/C比或表面氧化指标）在每个间隔进行更新，以便动态释放与实际田间演变相关联，而不仅仅依赖于单一的静态因素。当无法直接测量纳米级颗粒时，筛选研究可以通过声明的外推模型（如对测量的微塑料分布对数正态或幂律外推）来估算纳米颗粒尾部，但外推必须受到残余质量平衡的约束，并以敏感性限定的替代值形式呈现，而不能作为直接田间观测结果。

4.1.3 生命周期影响评估（LCIA）
LCIA应将这些微塑料排放转化为潜在的生态损害，使用颗粒特定的危害因子（CFs）。一个实用的组织逻辑是 CF_i = FF_i × XF_i × EF_i，但对于土壤系统而言，这应仅作为起点框架，而不是现成的土壤危害因子标准。一个更具土壤导向性的表达式可以暂时写为 CF_soil,i,h = FF_soil,i,h × XF_pw/ing,i,h × BAF_soil,i,h × EF_chronic,i,h，其中FF_soil描述了持续时间h内的持久性和再分布，XF_pw/ing结合了孔隙水介导的暴露和颗粒摄取，BAF_soil是归一化到土壤特性的生物可利用性调整项，EF_chronic是为所声明的聚合物尺寸-老化类别推导出的长期效应项。这种结构明确了通常在水生系统中隐含的内容：孔隙水分配、摄取暴露以及土壤有机质、质地和pH值对生物可利用性的强烈控制。对于筛选应用，EF_chronic最好基于至少涵盖微生物、土壤无脊椎动物和植物的长期NOEC-、EC10-或类似低效应数据来推导；只有在经过明确转换和质量注释后，才能使用急性LC50/EC50值。当覆盖范围足够时，HC5应作为主要保护基准，因为它更符合保护约95%的分类群的比较生命周期评估要求；当长期证据不足无法得出可靠的HC5估计时，可以报告HC10或HC20作为敏感性案例，但生态保护目标应明确声明。Tunali和Nowack（2025）[135]的基准研究可作为第一代参考，但它不应被视为可用于实际应用的农场土壤危害因子库：其证据基础仍以短期实验室测试为主，土壤覆盖率有限，数据库偏向于原始模型颗粒而非风化后的PE覆盖物残余。对于纳米颗粒，两种保守的校正方法可以暂时采用：当颗粒几何形状和质量平衡明确时，可以采用基于表面积的校正；当存在匹配的聚合物和终点毒性数据时，可以采用纳米颗粒与微颗粒的配对效能比进行校正。无论哪种情况，分析师都应报告低/高敏感性案例，而不仅仅是单一的通用纳米颗粒乘数。特洛伊木马效应也不应默默地纳入危害因子计算：如果共污染物的携带很重要，应通过明确的修正因子处理，或在平行模块中处理以避免重复计算。对于农业矿物土壤，建议采用0.3–0.7的保守基线值（沙质土壤，低有机质含量，低吸附能力）和0.1–0.3（壤土/粘土土壤，高有机质含量，高吸附能力），具体值取决于研究地点的有机质含量、pH值和粘土含量。

4.1.4 生命周期解释
解释不仅仅是最终的结果陈述，还是对模型稳健性的正式测试。至少，经微塑料校正的生命周期评估应报告贡献分析、情景分析和释放分数、停留时间、回收效率以及土壤微塑料相关危害浓度的定量不确定性分析。在数据不足的情况下，可以使用默认值或代理值作为临时措施，但应附有谱系评分、置信区间或蒙特卡洛范围，并且绝不能将这些值误认为是普遍适用的。基于服务的农业功能单元也应该结合明确的1年、20年和100年时间范围进行解释，以避免将短期服务提供错误地视为持久性土壤污染物的全部影响范围。对于比较性报告，一个实际的建议是明确展示所有三个时间范围，如果提供了单一的汇总值，应该以USEtox风格或其它明确合理的范围标准化框架声明其权重或折现规则，而不是暗示ISO本身规定了某个通用因子。当基础证据表明对次级温室气体排放、土壤结构退化或土壤有机碳损失有明显影响时，解释也不应仅限于生态毒性。在临时实践中，次级N2O/CO2排放可以根据IPCC已建立的核算逻辑纳入全球变暖潜力模块；土壤有机碳（SOC）的损失可以通过ILCD风格的土壤资源核算来报告；土壤结构损伤可以通过与团聚体稳定性、容重或水力传导性相关的土壤质量中点来表示。如果这些模块尚未包含在内，应明确声明其缺失。

在操作实施中，由微塑料（MNPs）引起的次级N2O/CO2排放应按照IPCC 2019年农业土壤温室气体核算指南纳入全球变暖潜力（GWP）模块，系统边界应涵盖使用阶段和残留薄膜的持续存在阶段。土壤有机碳（SOC）的损失可以通过EU ILCD土壤资源核算框架中的土壤有机碳耗竭中点指标来表示。土壤结构损伤应与土壤质量中点相关联，通过水稳团聚体含量、容重和饱和水力传导性的变化来量化，并明确声明如果省略了这一模块。

目前，微塑料在生命周期评估（LCA）中的整合仍然碎片化。现有的研究已经展示了关于微塑料来源、迁移和生态毒性的丰富证据，但在将这些机制转化为适用于LCA的因果链方面仍然不足[6], [133], [134]。更重要的是，该领域在几个问题上存在分歧，这些问题很少被明确讨论。一个未解决的争论是微塑料的生态毒性应该被视为一个独立的中点，还是应将其纳入更广泛的土壤退化终点中，或者主要通过延迟转移到淡水系统来计算。这些选项并不等同：它们改变了土壤保留是直接损害、延迟责任还是减少场外转移的解读。第二个问题是，基准研究经常被引用，仿佛它们已经具有普遍适用性[117], [118]。Tunali和Nowack（2025年）通过推导出第一代土壤效应因子做出了重大进展，但基础数据库仍然以短周期实验室测试、狭窄的土壤覆盖范围和未风化的塑料薄膜残留物为主[135]。这使得该研究成为敏感度基准的优秀工具，但不适用于老化农业薄膜的农场土壤校正。第三个问题出现在应用案例研究中。Galafton等人（2023年）的草莓塑料栽培LCA很有价值，因为它展示了如何将塑料排放纳入产品评估，但它仍然依赖于静态释放假设，没有明确解决老化对颗粒演变的影响，也无法区分粗颗粒、细颗粒和纳米颗粒（NPs）应如何不同地表征[138]。最后，通常描述的数据短缺实际上也是协调失败：现场采样、聚合物确认、尺寸分辨率限制和质量平衡闭合没有标准化，而许多测试仍然依赖于不适合老化现场残留物的原始颗粒。因此，关键性的回顾不仅需要识别缺失的数据，还需要识别目前产生误导性信心的方法习惯。因此，本回顾建议根据不同的研究目的使用不同的默认值。目前，产品层面的比较LCA最好通过将微塑料生态毒性作为一个明确的独立中点来报告[137]。区域或流域规模的评估还应测试土壤到淡水的耦合转移，因为保留和场外责任可能指向相反的方向。相比之下，以土壤健康为导向的评估应将微塑料与更广泛的土壤退化终点联系起来，而不仅仅是单独考虑生态毒性[129]。同样，基准条件因子（CFs）只有在土壤类型、聚合物、老化状态和终点结构真正可比的情况下才能直接重复使用；否则，农业薄膜场景应应用本地校准和敏感性分析，而不是直接导入通用因子[134]。

为了减少前几节与LCA目标之间的脱节，本回顾中的图表应被视为模型构建资源而非背景说明：图1支持源项演变和释放潜力，图2提供老化过程中和界面反应下的转移和暴露路径信息，图3突出与未来LCA发展相关的生态毒性终点和生态系统服务损害[133], [134]。更具体地说，残留薄膜的质量和回收损失有助于了解源质量（η）；测量的尺寸演变和老化指标有助于了解排放在f_(s,a,t)中的分布；深度剖面、径流和重新悬浮证据有助于了解土壤、水和空气隔间的TF；慢性生态毒性研究有助于了解效应因子（EF），尽管只是临时性的；报告的土壤结构损伤、SOC损失或增强的N2O/CO2释放有助于识别当前仅基于生态毒性的框架所遗漏的额外模块。

因此，可以定义一个经过微塑料校正的LCA的操作工作流程，包括四个相互关联的步骤：（1）使用测量的回收数据或明确的质平衡假设来量化特定阶段的塑料泄漏和残留质量；（2）将该质量分配到经过实证验证的尺寸、聚合物和老化描述符中，而不是假设的通用类别；（3）使用特定于土壤的命运和转移假设来分配接收隔间和驻留时间；（4）计算额外的中点得分，即Score_MNPs = sum(E_i,soil × CF_i,soil)，其中CF_i,soil遵循每个颗粒类别所声明的土壤导向的表征逻辑[6], [118], [119]。推荐的最基本质量控制项目包括聚合物确认、空白对照、检测限、质量平衡闭合、对未检出值的明确处理、透明的时间范围选择，以及声明共污染物是否包含在效应因子（EF）中或单独处理。没有这些声明，看似定量的土壤微塑料LCA结果在实践中仍然可能无法复现。

尽管最近取得了进展，但在排放测量、毒性数据的代表性、系统边界的设定、纳米塑料的行为以及潜在的共污染物效果的重复计算方面仍存在重大不确定性。重要的是，这些瓶颈不仅仅是由于数据量有限造成的。它们还源于非标准化的现场检测方法、不完整的特定聚合物质量平衡、风化现场残留物与实验室测试材料之间的联系不足，以及缺乏长期的多土壤生态毒性数据集。表3总结了主要的瓶颈和可以提高透明度和可比性的临时解决方案。特别是，未来的研究应停止将“更多数据”视为唯一解决方案：更深层次的问题是，释放、老化和毒性数据仍然是在不兼容的协议下生成的，这使得转移到LCA中的数据看起来比实际更精确。

表3. 将微塑料整合到LCA中的关键挑战、主要不确定性来源和临时解决方案
挑战维度 核心问题 具体原因/表现 对LCA的影响/临时解决方案
LCI 排放数据不完整且难以比较 不存在统一的方法来测量所有生命周期阶段的微塑料释放 排放因子的跨研究转移不可靠
LCIA 土壤系统的剂量-反应关系仍然较弱 大多数研究是短期的和基于实验室的；缺乏长期、社区级别的、老化颗粒和纳米塑料的数据 浓度与生物多样性损失之间的定量联系不完整
效应因子仍然不确定 推导临时的基于SSD/pSSD的EFs，明确定义终点，并在敏感性分析中测试替代的HCx假设

系统边界 使用阶段和意外释放经常被忽略 使用过程中的破碎、回收损失、大气重新分配以及磨损或风化引起的共同释放难以量化，因此许多产品研究排除了这些因素 微塑料的总负担被系统性低估

时间和规模 时间范围和颗粒类别的选择严重影响结果 微塑料可以持续数年到数百年，而颗粒大小、老化状态和纳米塑料行为会随时间和不同隔间而变化 静态模型未能捕捉到延迟影响

在这些不确定性中，对比较结果最具影响力的是：（i）使用阶段的释放比例，（ii）残留薄膜的持久性，（iii）颗粒从表土到其他隔间的转移，（iv）从有限的慢性生态毒性数据集中推导土壤效应因子，以及（v）省略的土壤功能和次级气候模块的处理。因此，关于负担增加的声明应始终依赖于具体情景，除非完全披露了基础库存和表征假设。至少应一次性报告η、RF、TF_soil、EF和选定的影响时间范围的敏感性分析，即使尚未进行全面的概率分析，任何省略的时间标准化、权重选择或载体效应处理也必须明确说明。

为了提高可重复性和避免过度解读，未来的土壤微塑料LCA研究至少应明确报告以下项目：功能单位和影响时间范围；用于连接服务期和长期影响报告的规则，包括任何声明的权重或折现 convention；聚合物类型、颗粒尺寸描述符和老化证据；每个相关生命周期阶段的释放、回收和转移假设；由质地、SOM、pH和管理环境定义的接收土壤类型；用于推导效应因子的源、终点类型、营养覆盖范围和生态毒性数据的质量；是否考虑了孔隙水暴露、摄入暴露和生物利用度标准化；是否处理了共污染物携带；是否包含了土壤功能和气候模块；以及用于传播参数变异性的不确定性程序。对于基础的土壤微塑料测量本身，最低报告要求还应包括聚合物确认方法、定量检测限、现场和实验室空白对照、质量平衡回收或闭合、颗粒大小确定方法，以及至少一个声明的老化描述符，如CI、O/C比率或氧化指数。未报告这些最低分析项目的数据集不应未经明确说明就直接用于CF的推导或跨研究转移。最近的方法学论文强调了透明库存构建是进行可辩护的表征和避免比较声明中隐藏价值选择的先决条件[6], [118], [137]。目前最重要的是假设的可追溯性，而不仅仅是精确性的表面。任何未完全报告上述最低分析项目的土壤微塑料数据集都不应直接用于LCA特征因子的推导、跨研究结果的重用或比较产品评估，除非已经进行了明确的不确定性校正和数据质量谱系评分。

应用示例：针对农业薄膜系统的微塑料校正LCA
5.1. 案例研究：农业薄膜的环境评估
这里使用农业薄膜作为示例，因为它们具有高材料强度、直接接触土壤以及有据可查的残留薄膜问题。这个例子旨在展示如何实施微塑料模块的记账步骤，以及如何使传统PE薄膜和可生物降解薄膜（例如基于PBAT的系统）之间的比较对土壤排放假设敏感，而不是声称对所有作物、气候或产品都具有普遍有效的排名。这一点尤为重要，因为BDM文献中的一个常见错误是假设一旦薄膜被标记为可生物降解，其微塑料释放就可以完全矿化或忽略[123], [124]。现场证据并不支持这种简化：降解速率在不同气候和管理条件下差异很大，残留物的持久性可能超过服务季节，使用后埋藏的残留物仍可能产生微塑料大小的碎片[138], [139], [140]。最近的农业塑料园艺研究同样表明，比较结论对功能单元、当地收集率、降解行为以及是否明确考虑塑料排放影响非常敏感 [125], [126], [127]。

5.2. 透明假设与计算逻辑

1. 目标和范围定义：此处将功能单元定义为在一个生长季节内为1公顷农田提供覆盖服务，但环境影响评估在1年、20年和100年的时间范围内进行，以反映土壤中残留塑料的持久性。系统边界包括原材料生产、薄膜制造、运输、田间应用、田间破碎、收集/回收和寿命终结管理。为了保持示例的可审核性而不夸大精度，明确提出了四个假设：(i) 在机械应力条件下，PE覆盖物回收不完全，导致残留薄膜成为土壤中持久性排放的主要来源；(ii) 生物降解膜（BDMs）可能需要更高的上游能源需求，但只有当田间降解得到实际验证时，其持久性土壤排放潜力才会较低，而不能仅依据产品标签进行假设；(iii) 对于每个选定的影响时间范围，分别评估MNP模块，并明确声明任何汇总规则；(iv) 下面使用的数值是方法演示的占位符，不应被视为普遍适用的默认值 [138], [139]。

2. 生命周期评估（LCI）：生产阶段的负担数据来自文献，显示许多BDM系统的上游能源需求高于传统PE系统 [125], [131]。系统之间的差异在使用和寿命终结阶段变得尤为重要。对于PE，未回收的残留薄膜被视为在紫外线照射和耕作过程中逐渐破碎导致动态土壤MNP排放的来源。对于BDMs，则不假设零排放；相反，只有当在相同的土壤-气候条件下验证了田间降解时，示例才允许较低的持久性颗粒生成 [125], [126], [127]。为了演示记账方法，假设所选时间范围内的收获后残留PE薄膜量为30 kg/公顷。如果分析师然后应用特定时间范围的释放分数RF为0.05，以及同一时间范围内的土壤滞留转移项TF_soil为0.80，则初步的排放源项变为30 × 0.05 × 0.80 = 1.2 kg-颗粒当量/公顷。如果将该排放源项分为70%的粗微塑料、25%的细微塑料和5%的纳米富集材料，相应的特定时间范围库存项分别为0.84、0.30和0.06 kg-颗粒当量/公顷。对于BDM情景，重复相同的记账方法，但分析师需要证明验证的田间降解是否确实支持较低的持久性排放源项，或者破碎残余物是否仍然相关。此时应至少进行一次敏感性检查，调整η、RF和TF_soil，因为这些参数通常对MNP模块有主导作用。从实际角度来看，η控制残留源质量，RF控制该残留质量转化为颗粒当量排放的速度，TF_soil控制这些排放是留在土壤中还是重新分配到其他 compartments中。此步骤的目的是展示残留质量、RF、TF_soil、尺寸分配和敏感性优先级如何透明地进入库存计算。

3. 生命周期影响评估（LCIA）：区分了两个评估层次。传统层次包括气候和资源类别，在这些类别下，BDM系统可能因为更高的制造影响而在上游显得更加负担沉重 [128], [129], [130]。新增的土壤MNP层次使用声明的命运-暴露-效应逻辑和以土壤为导向的效应信息，将持久性土壤排放转换为土壤生态毒性指标 [131], [132], [133]。因此，综合评估可以表示为 Score_total = Score_conventional + sum(E_i,soil × CF_i,soil)。在比较形式中，记账方法变为 Score_PE = Upstream_PE + Use/EoL_PE + MNPs_module_PE 和 Score_BDM = Upstream_BDM + Use/EoL_BDM + MNPs_module_BDM [135], [136], [137]。只有当BDM情景下的持久性土壤排放减少量超过其较高的上游负担时，比较结果才会发生变化。目前，本综述没有报告可转移的百分比增量或单一的普遍排名，因为结果将强烈依赖于特定时间范围的释放假设、当地土壤修正因素、临时效应信息以及省略的土壤功能和次要气候模块的处理方式。对于“特洛伊木马效应”，建议采用两条规则 [138], [139]。如果研究目的是产品的比较性LCA，并且所携带的污染物已有各自的LCA模块，分析师应仅使用增量协同修正因子以避免重复计算。如果研究目的是MNP本身的携带效应，分析师可以构建一个单独的共污染物模块，并将其与独立的MNP生态毒性结果一起报告 [138], [139], [140]。

4. 解释与政策含义：这个示例说明了为什么在未来的产品评估中应明确处理残留薄膜的土壤排放问题，但也表明为什么不应直接将筛选级结果转换为确定性的监管标准 [132]。目前该框架可以支持管理和数据收集的优先方向。首先，应加强残留薄膜监测、回收效率以及特定聚合物的田间质量平衡，因为它们控制着库存的来源 [123]。其次，关于BDMs优于传统的声明应与在相同管理及气候条件下的验证田间降解结果相联系，而不仅依赖于产品标签；广泛假设的完全土壤矿化并不是一个合理的LCA捷径 [138], [139]。第三，未来的比较研究应报告是将土壤生态毒性作为独立的中点来评估，还是与土壤功能降解结合，或与场外淡水转移相关联，因为这些选择会显著影响评估结果 [140]。最后，应明确处理机械上重要的路径，如土壤结构破坏、土壤有机碳（SOC）损失和二次N2O/CO2释放，将其作为单独的模块或明确声明的省略项，而不是在仅关注生态毒性的比较中忽略它们 [138], [139], [140]。

6. 结论与未来展望

6.1. 核心结论

本综述系统地研究了土壤MNP的转化、环境行为和生态毒性如何转化为LCA。主要结论如下：

1. MNP排放应建模为动态的库存流，而不是静态的。当宏观塑料产品进入土壤后，它们会经历从老化到破碎，再到微粒和纳米级颗粒生成的连续转化过程。这种长期的释放模式挑战了依赖于单一时间点或总体损失率的传统LCI方法。因此，未来的LCA研究需要动态排放因子，这些因子需要明确考虑聚合物类型、使用条件、回收损失和持久性。

2. 环境命运和生态毒性证据已经可以为LCIA提供信息，但必须通过明确定义的颗粒类别和终点来实现。老化的MNP会改变土壤结构、界面反应性、污染物传输和生物地球化学循环，这为LCIA中推导命运、暴露和效应因子提供了合理的依据。然而，这些机制不应简化为单一的通用塑料参数。在开发特征化因子时，需要区分聚合物类型、颗粒大小、形状、老化状态和接收 compartments；否则会失去机制的真实性和不确定性。

3. 将MNP整合到LCA中是对产品比较的必要修正，但当前的结果仍然依赖于具体情景。当省略长期土壤MNP影响时，传统上的PE与可生物降解覆盖物之间的比较可能存在严重偏差。本综述中的示例表明，包含土壤MNP生态毒性模块可以显著改变结论和政策优先级。尽管如此，当前的结果应被视为结构化的情景证据，而不是普遍适用的特征化因子，因为可靠的田间排放数据和土壤效应因子仍在发展中。

6.2. 未来展望

要从概念性讨论转向操作性评估，未来的研究应优先考虑三个方向。首先，需要标准化的基于田间的LCI数据集，以捕获特定于聚合物、气候、土壤和管理的释放因子及长期破碎率 [6]。其次，LCIA开发应优先考虑长期土壤生态毒性数据、风化颗粒测试、纳米塑料行为和概率性SSD模型，以便为陆地 compartments推导出合理的命运、暴露和效应因子。第三，产品评估应将塑料泄漏与气候、资源和土壤功能指标结合，并报告系统边界、颗粒类别、效应因子推导、时间范围处理和不确定性处理的最低透明度项 [118]。只有在这些条件下，才能在不同研究间比较土壤MNP模块，并逐步将其纳入标准化的LCA实践 [135], [136], [137]。

CRediT作者贡献声明

陈刚：资源支持。惠坤龙：撰写——审阅与编辑，资金获取。胡文祥：撰写——审阅与编辑。梁新文：撰写——初稿。刘阳：撰写——初稿

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