海岸垃圾填埋场作为海洋微塑料新兴且量化不足的来源：证据缺口、通量情景与研究优先方向

《Water》：Coastal Landfills as Emerging and Poorly Quantified Sources of Marine Microplastics: Evidence Gaps, Flux Scenarios and Research Priorities

　　

海岸垃圾填埋场是记录不足的塑料废物储库，可能通过侵蚀、海水淹没和海平面上升直接向海洋环境释放微塑料（MPs）。本系统综述依据PRISMA 2020指南开展，综合了关于海岸垃圾填埋场相关MPs、分析实践及潜在输出途径的现有知识。在211篇涉及垃圾填埋场塑料与MPs的出版物中，仅有7篇提供了来自海岸垃圾填埋场系统或相关受纳环境的定量MP数据。已报道的水体中平均丰度为0.0043–79 MPs L^?1，固体基质中为410–12,300 MPs kg^?1 d.w.。研究间的比较受到采样基质、前处理方案、分析技术、粒径阈值和报告单位的差异的强烈限制。以Dollemard海岸垃圾填埋场邻近海洋沉积物中测得的丰度作为局部替代指标，年数量通量情景范围为3.08 × 10⁹至4.10 × 10¹⁰ MPs yr^?1。将这些情景假设性外推至全球约100,000个海岸垃圾填埋场，得到3.08 × 10¹⁴–4.10 × 10¹⁵ MPs yr^?1，即1.45 × 10^?2–7.33 × 10^?1 Tg yr^?1。这些一阶情景并非对当前全球排放量的估计，而是凸显了在海洋MP收支中更好地量化这一研究不足途径的必要性。

本文主体部分围绕海岸垃圾填埋场作为海洋微塑料潜在来源这一核心议题展开，依次涵盖引言、方法、结果、讨论与结论等部分。

1. Introduction

引言指出，垃圾填埋场是人口密集城市区域的必然产物，作为人类活动产生的大量废物的储存场所，带来重要的环境与健康风险，在海岸地区尤为突出，因为海平面上升可导致侵蚀加剧。欧洲垃圾填埋场数量估计不一，有的来源估计为350,000至500,000处，另一些则表明超过500,000处。尽管位于海岸地区的垃圾填埋场确切比例未知，全球评估估计其数量约为100,000处。各国对存在废物排放环境风险的海岸垃圾填埋场的界定标准可能不同。例如在法国，其认定包括：（1）历史垃圾填埋场；（2）位于海岸线100 m以内；（3）遭受海岸侵蚀及洪水或海水淹没。就数量而言，BASIAS数据库列出了约16,000处法国垃圾填埋场，其中70处为被认为具有显著环境风险的海岸垃圾填埋场。同样，在英格兰，已记录20,000处历史垃圾填埋场，其中1215处位于海岸、潮汐洪水区内（年海岸洪水概率为0.5%）。近期，英国环境署强调，超过1000处海岸历史垃圾填埋场日益暴露于侵蚀和海平面上升之下。这些垃圾填埋场主要包含生活、商业和工业废物，其中塑料和微塑料（MPs）是最普遍存在的污染物之一，在靠近敏感海洋生态系统的区域构成独特的环境挑战。

自20世纪50年代后合成聚合物生产快速扩张以来，塑料被广泛用于工业和消费应用，增加了塑料碎片进入环境隔室的输入。然而，塑料碎片可缠绕海洋野生动物，或在摄入后导致可能致命的胃肠道阻塞。其积累还可改变底栖生境，实验表明塑料袋可诱导其下沉积物缺氧并降低底内动物丰度。此外，其持久性和逐步碎裂可使污染长期维持。MPs在此定义为1 μm至5 mm之间的塑料颗粒，可被运输并在水和沉积物中积累，使污染扩展至初始释放位置之外。实验工作已证明塑料相关污染物的转移以及暴露于聚乙烯的鱼类中的肝脏效应。塑料还可向周围环境释放添加剂，在颗粒本身相关担忧之外引入化学暴露问题。这些发现识别了潜在危害，但并未确立对海岸垃圾填埋场的生态影响。在海岸垃圾填埋场中，MP的形成取决于废物堆体内的条件以及垃圾填埋场侵蚀过程中塑料废物的暴露。机械压缩已被证明可在模拟垃圾填埋场条件下从与砂混合的低密度聚乙烯和发泡聚苯乙烯中产生MPs。化学和生物老化也可能促成塑料表面改变。此外，海岸中宇宙实验已证明经太阳改变后的聚乙烯薄膜在温和机械应力下的碎裂。在传输方面，海岸侵蚀和边坡失稳可将携带塑料的沉积物或废物动员至海滩或邻近水域，波浪和潮流可对其再分布。垃圾填埋场的径流、入渗和渗滤液也可能提供塑料传输的额外潜在途径。因此，海岸垃圾填埋场综合了内陆废物中也存在的过程。然而，这些隔室中MPs的出现本身并不能量化从垃圾填埋场转移至海洋的部分。近期关于海岸垃圾填埋场中多溴二苯醚（PBDEs）的证据进一步表明，垃圾填埋场管理实践可影响渗滤液中污染物谱及其向地表水的潜在扩散。

尽管科学和政策对塑料污染的关注日益增加，垃圾填埋场对环境塑料释放的贡献仍研究不足。全球塑料收支依赖于关于废物封存和环境释放的假设。在Sonke等的模型中，卫生垃圾填埋场中储存的塑料被假定在1950–2100年间不发生泄漏，而垃圾填埋场侵蚀则被讨论为需在更长时间尺度上考虑的过程。作者 nevertheless 承认脆弱海岸垃圾填埋场存在释放潜力。这提出了暴露于侵蚀的历史海岸场址在全球塑料收支中如何被表征的问题。然而，现有海岸垃圾填埋场数据无法量化此类封存假设下所遗漏贡献的 magnitude。它们反而凸显了直接测量以评估该贡献的必要性。

以往综述已涉及垃圾填埋场内MP污染的若干方面。Gupta等综合了关于MP形成、聚合物组成、环境行为及相关风险的证据，包括垃圾填埋场龄期的影响。Upadhyay和Bajpai综述了垃圾填埋场垃圾和渗滤液中MPs的出现与特征，以及向地下水和邻近水生环境的传输途径。Anilbose等聚焦于垃圾填埋场渗滤液中的MPs，包括分析方法和研究间比较的局限性。这些综述为理解垃圾填埋场中MPs污染提供了基础。然而，来自海岸垃圾填埋场系统的定量测量仍散见于文献中，缺乏对不同采样背景、基质和分析方法的全面概览。特别是，相关隔室中MPs的出现并不能确立其对海洋的贡献或有效转移量。在这些综述基础上，本研究依据PRISMA 2020指南提供了对海岸垃圾填埋场–海洋连续体的系统评估。因此，本综述汇集了来自垃圾填埋场系统及相关环境的定量数据，评估了其方法学可比性和光谱确认，并将测得的MP出现与潜在源-海传输区分开来。

本综述的结构旨在从垃圾填埋场相关研究的广泛概览转向对海岸垃圾填埋场现有数据及其对潜在海洋塑料污染影响的评估。其目标为：（i）梳理垃圾填埋场相关MPs研究的时间、地理和主题发展；（ii）综合海岸垃圾填埋场系统及相关受纳环境的定量数据和分析实践，识别数据覆盖和可比性方面的局限；（iii）利用这些发现及关于环境过程的更广泛文献，考察MP生成和源-海传输，并识别仍未量化的转移；（iv）以Dollemard为局部情景案例并进行假设性全球外推，说明所识别数据缺口和方法学假设如何影响潜在通量估计。

2. Methods

2.1. Literature Review

2.1.1. Literature Search Strategy

初步文献综述于2025年7月依据PRISMA 2020声明开展，搜索于2026年5月更新，以识别截至2025年12月31日发表的出版物。2026年出版物被排除，以避免在时间分析中引入不完整年份偏倚。目的是评估海岸垃圾填埋场作为海洋环境MP污染来源的作用的最新进展。此外，鉴于大陆垃圾填埋场释放MPs的潜力及其在当前研究主题中的普遍性，也对其科学论文进行了调查。该方法允许对研究对象进行识别、分类和综合。综述第一步涉及定义与主题相关的关键词集，这些关键词是在对垃圾填埋场塑料和MP污染进行初步文献检索后选定的。检索使用Scopus和Web of Science进行，二者因对同行评审文献的广泛覆盖而被选用。此外，使用Google Scholar进行了补充检索，未产生新数据。其他数据库也被考虑，但因冗余和对垃圾填埋场相关研究覆盖较低而被排除。所选关键词使用布尔运算符（如“OR”和“AND”）组合，此步骤对最大化纳入相关文章至关重要。通用术语“plastic”与“microplastic(s)”一并保留，以捕获使用“plastic debris”或“plastic particles”等更广泛术语的研究。

从Scopus和Web of Science在2025年7月和2026年5月检索中获取的记录被导出至Microsoft Excel。检索从Scopus获得1598条记录，从Web of Science获得911条。去除638条重复、76条非英文记录和7条基于文献类型的记录后，剩余1788条记录进入下一步。随后筛选标题和摘要，以排除不符合纳入标准的研究。此步骤排除了所有聚焦垃圾填埋场采矿或回收以及涉及添加剂污染或气体形成的文章。在摘要筛选期间对文章资格存疑时，将其保留至下一步。该筛选过程将池缩减至438篇文章进行全文评估。最终，211项研究满足所有纳入标准并用于分析。

2.1.2. Data Exploitation

211篇入选文章被分为两大组：“大陆垃圾填埋场”和“海岸垃圾填埋场”。此区分基于垃圾填埋场设置及与海洋环境的潜在连通性，而非作为污染释放机制的严格分类。若干传输途径可能在两种设置中均出现，而海岸垃圾填埋场还可能额外暴露于海岸侵蚀、海水淹没和潮汐过程。为细化分析，根据研究中涉及的具体研究主题定义了子类别。对于海岸垃圾填埋场，大多数手稿聚焦于MP污染，特别是其在环境基质中的定量。对于大陆垃圾填埋场，研究主题包括渗滤液中MPs、MPs与生物和人类健康的相互作用、MPs/塑料降解以及MPs样品分析方法。对聚焦渗滤液的研究与分析垃圾填埋场基质（土壤、地下水和生物区）中MP污染的研究作了明确区分。垃圾填埋场渗滤液中MPs研究代表具有自身方法学和分析挑战的特定领域，因此这些研究虽代表主要环境污染来源，但并非本综述的主要焦点。另一个称为“其他”的子类别用于分类不符合上述任何主题的研究（如法规、历史、管理、综述）。此外，分析每篇文章的元数据以评估研究的时间和地理分布。

2.2. Microplastic Pollution in Coastal Landfills Synthesis

对于海岸垃圾填埋场相关MPs的分析综合，仅保留报告定量MP数据的研究。数据集根据采样背景分类：垃圾填埋场基质或隔室、邻近受纳环境，或已识别海岸垃圾填埋场为若干潜在MP来源之一的区域受纳环境。当调查多个基质时，单项研究可覆盖多个采样背景。此外，当存在多个潜在MP来源时，除非原研究明确支持此类归因，否则未对海岸垃圾填埋场作系统归因。在这些情况下，海岸垃圾填埋场被视为若干潜在来源之一，数据据此解释。对每个数据集，提取采样基质、前处理方案、分析方法、报告粒径范围、报告单位和MP丰度。在具备转换所需信息时，固体和水基质值分别标准化为MPs kg^?1和MPs L^?1。该标准化用于促进相似基质类型间的比较，不应被解释为允许不同环境基质间的直接定量比较。因此，水、固体基质和生物区数据被分别考虑，并按其各自采样背景解释。当仅提供汇总结果时，数值保留在原研究报告的水平。特别关注操作性保留阈值和分析方法的颗粒识别能力。

3. Results

3.1. Evolution, Thematic Trends and Geographical Distribution of Research

早期关于垃圾填埋场污染的研究出现于20世纪60年代，主要聚焦水污染、空气污染和渗滤液污染。然而，专门考察垃圾填埋场中塑料的研究出现较晚，早期工作常将垃圾填埋场视为塑料废物的管理或储存解决方案，而非环境污染的潜在来源。第一项明确将垃圾填埋场识别为环境中塑料污染来源的研究由Katsanevakis于2008年发表，属于对塑料碎片向海洋环境传输的更广泛评估。尽管该研究未明确围绕“海岸垃圾填埋场”构建问题，但已指出位于海附近的垃圾填埋场作为塑料向海洋系统转移途径的潜在作用。

所综述文献集的时间分布显示，关于垃圾填埋场MP污染的研究直至2010年代末仍稀少，此后自2019年起急剧增加。这一转折点与首项直接调查海岸垃圾填埋场附近MPs的研究相吻合，该研究在法国勒阿弗尔Dollemard垃圾填埋场附近开展，使用立体显微镜和μ-Raman光谱。2020年后的快速增长也反映了MP研究的更广泛扩展以及塑料污染作为重大环境问题日益得到认可。然而，这一增长在主题上仍不均衡。大多数出版物聚焦大陆垃圾填埋场，渗滤液代表最早且最成熟的研究主题之一。自2020年起，该领域向样品分析、塑料降解以及与生物和人类健康的相互作用多样化。这种多样化表明，垃圾填埋场日益不仅作为废物储存库被研究，而且作为MPs可生成、转化、传输并可能与生物相互作用的复杂环境系统。相比之下，专门针对海岸垃圾填埋场的研究在整个时期仍有限。这种不均衡是本综述的核心：尽管大陆垃圾填埋场MPs研究快速扩展，但与海洋环境最直接相连的垃圾填埋场系统仍记录不足。

文献集的地理分布进一步凸显了这种不均衡。研究强烈集中于亚洲，中国和印度是两个主要贡献者。其他国家包括伊朗、印度尼西亚、泰国、美国、英国、法国和加拿大贡献较小，而非洲、南美和大洋洲大部分地区代表性不足。这一分布不应被解释为环境风险的直接地图，而应被解释为当前科学产出的地图。若干代表性不足地区面临重大废物管理挑战，可能包括众多脆弱的沿海或近岸处置场址，但在MP文献中研究甚少。

3.2. Analytical Methods for Microplastic Characterization

多种MP分析方法在使用中。方法选择主要取决于样品性质和目标特定数据，如聚合物类型、颜色、尺寸、丰度和质量浓度。这些技术可大致分为视觉、光谱和热方法，也可相继组合以最大化MP表征的准确性和细节。

分析方法提供互补而非可互换的测量。视觉筛查提供颗粒计数和形态信息，但当聚合物确认不完整时可能包括非塑料材料。μ-FTIR和μ-Raman提供聚合物识别，尽管其实际粒径覆盖不同，且部分颗粒可能因光谱干扰或荧光而未被识别。这些局限在复杂垃圾填埋场基质中尤为相关，其中残留有机物可阻碍颗粒检测和识别。Py-GC/MS和TED-GC/MS提供聚合物质量测量而非颗粒计数或形态，因此其结果不能直接等同于基于颗粒的丰度。

在所综述研究中，MP表征通常遵循结合视觉筛查与互补分析技术的序列工作流。宏观和微观观察是非破坏性的，可保留颗粒结构和组成。立体显微镜常作为初始筛查方法，用于根据尺寸、形状和颜色识别和分类疑似MPs，并将其与矿物颗粒、有机物和其他碎屑区分。然而，视觉方法不能可靠确认聚合物身份，因此通常需要互补光谱分析。在38项涉及MP样品分析的大陆垃圾填埋场研究中，34项报告了除视觉或显微镜识别之外的至少一种分析方法。光谱方法，包括FTIR、ATR-FTIR和μ-FTIR，明显占主导，用于26项研究。Raman和μ-Raman较少见，分别为三项研究和四项研究中Raman与SEM/EDS结合，而GC-MS仅报告一次。相比之下，所有七项报告定量MP分析的海岸垃圾填埋场研究均使用光谱方法，其中四项使用Raman或μ-Raman，两项使用FTIR或μ-FTIR，一项使用μ-Raman与SEM/EDS结合。这些方法特别有效，因为FTIR和Raman光谱提供聚合物的分子识别，而SEM/EDS可提供互补的形态和元素信息。然而，大陆与海岸垃圾填埋场研究之间的这一表观差异应谨慎解释，因为海岸数据集数量有限。

最后，热方法虽尚未广泛应用于垃圾填埋场研究，但代表表征高度降解样品中聚合物和定量复杂基质中MP浓度的有前景选择。例如，热重分析（TGA）检测随温度变化的质量变化，而热解-气相色谱-质谱联用（Py-GC/MS）通过研究分解产物确定聚合物类型。其他热方法，如热萃取脱附-气相色谱-质谱联用（TED-GC/MS）或热Rock-Eval?装置，也可通过估计总体聚合物质量浓度提供互补信息。与视觉和光谱方法不同，这些技术不提供颗粒计数、尺寸、形状或颜色等信息，但可能对高度异质的垃圾填埋场基质特别有用。因此，其发展可补充最常见的方法，特别是当MP污染需要与通常以质量为基础监测的其他污染物进行比较时。

3.3. Microplastic Pollution from Coastal Landfills

3.3.1. Overview of Published Quantitative MP Studies

提供与海岸垃圾填埋场相关的定量MP数据的研究仍非常有限。文献综述识别了来自四个国家的七项研究：法国（n = 2）、黎巴嫩（n = 2）、泰国（n = 2）和伊朗（n = 1）。然而，这些研究并非都调查垃圾填埋场到环境连续体的同一部分。三项研究包括在垃圾填埋场系统内采集的样品，如有机固体废物、垃圾填埋场土壤或地下水，而法国和黎巴嫩研究主要调查海岸垃圾填埋场附近或下游采集的海岸水、海洋沉积物或生物。Rayong研究结合了垃圾填埋场内外土壤和地下水采样。因此，报告的丰度代表不同环境隔室和与垃圾填埋场来源的不同连接水平。报告的丰度尽可能保留原研究提供的数值。为协调，部分数值在等效报告单位间转换（如items g^?1转换为items kg^?1，或items m^?3转换为items L^?1）。这些代表单位转换而非新的丰度估计。在某些原研究中，丰度本身是通过将分析子样品的颗粒计数缩放至标准质量单位获得的。示例包括Wisitthammasri等中从50 g样品归一化的土壤计数，以及Mahfouz等中从10 g等分试样归一化的沉积物计数。此类数值按发表报告，并应根据原研究的采样和计算程序解释。所选研究及其采样背景的总结见表4。

3.3.2. Sample Pretreatment

海岸垃圾填埋场研究中用于MP分析的预处理方案遵循 broadly 相似的原则，尽管目前研究间未应用单一标准化工作流。对于水样，预处理通常始于通过过滤或筛分浓缩样品，随后在某些情况下进行密度分离以将塑料颗粒与悬浮矿物和有机物质分离。对于固体基质，包括土壤、沉积物和有机固体废物，方案通常包括干燥和粗筛，然后进行密度分离。然而，干燥条件差异显著，从50 °C 12 h，到60 °C 24–48 h，直至65 °C 72 h。筛分步骤也不同，从粗4–5 mm筛到更细的尺寸分级，包括某些方案中低至25 μm或330 μm的筛组。密度分离通常使用高密度溶液，主要是ZnCl₂（密度1.5至1.8 g cm^?3）或NaI（1.6 g cm^?3）。溶液选择可能影响高密度聚合物的回收，从而影响研究间可比性。有机物去除通常通过30% H₂O₂氧化实现，有时与Fenton试剂结合，而生物样品使用10%氢氧化钾（KOH）消化以将MPs与生物组织分离。重要的是，密度分离和有机物消化的顺序在研究间可能不同。最终过滤也不统一，报告的滤膜孔径包括1.6 μm的GF/A玻璃纤维滤膜、0.45 μm的PTFE膜和2.5 μm滤纸。保留在滤膜上的物质随后通过显微镜检查，并在可用时通过光谱方法确认。这些方法学差异，特别是在干燥条件、消化步骤、密度分离介质、滤膜孔径和分析确认方面，可能影响颗粒回收、颗粒降解和保留的较低尺寸组分。因此，它们可能限制研究间报告MP丰度的直接比较。然而，这些效应的 magnitude 无法从现有研究一致量化，因为回收效率和方法学验证数据未被系统报告。密度分离可能优先排除密度高于分离溶液的聚合物，而筛或滤膜孔径差异直接决定保留的较低粒径组分。消化程序也可能根据聚合物和处理条件影响颗粒回收或完整性。因此，报告丰度的差异可能部分反映样品制备程序而非仅环境污染。

3.3.3. Microplastic Abundances and Chemical Validation

在比较报告的MP丰度之前，重要的是区分视觉识别的疑似颗粒与化学确认的聚合物颗粒。化学验证的程度在研究间以及同一研究内基质间差异显著。大多数报告丰度基于疑似MPs的显微镜计数，而Raman或FTIR分析针对特定基质的所有颗粒或选定子集进行。聚合物确认率未在基质或采样点水平系统报告。当总体确认率可用时，它们通常指原研究中分析的所有颗粒，因此不能直接应用于个别数据集。例如，Kazour等将398个经Raman分析的颗粒中的344个鉴定为已知聚合物（86.4%）。其余项目包括纤维素基纤维和光谱不可识别的颗粒。尽管所有疑似沉积物颗粒均提交Raman分析，但未报告Dollemard沉积物数据集特定的确认率。因此，丰度按原研究报告保留，未使用聚合物确认率重新计算。

报告的MP丰度针对固体基质、水和生物区分别考虑，因为其采样方法和报告单位不同。在固体基质内，报告数据集间存在显著变异性。对于这些固体基质，单个丰度可超过25,000 MPs kg^?1，特别是在Wisitthammasri等的垃圾填埋场土壤中。报告的平均丰度在场地和基质间也差异很大。例如，法国Dollemard沉积物含410 ± 360 MPs kg^?1，而伊朗Bushehr的有机固体废物样品达12,300 MPs kg^?1。后一数值应谨慎解释，因为有机固体废物不能直接与海岸沉积物或土壤比较，且可能含有更高比例的破碎塑料碎片和残留有机物质。报告的水体丰度在采样隔室间也差异显著。所选研究中报告的最高平均丰度在泰国湾垃圾填埋场区相关地下水中测得，为79 MPs L^?1。在Dollemard，Kazour等报告垃圾填埋场附近地表水中为6 MPs/L，而黎巴嫩海岸地表水显示低得多的值，约4.3 MPs m^?3，相当于4.3 × 10^?3 MPs/L。这些差异可能不仅反映污染水平，还反映采样水隔室、采样体积、过滤策略和局部水动力条件的差异。生物区数据仍有限，且不能直接与土壤或水丰度比较，因为它们以相对于生物个体数或组织质量表示。沿黎巴嫩海岸，鳀鱼含2.5 ± 0.3 MPs/个体，而Kazour和Amara调查的贻贝组和采样点（包括Dollemard场址）的平均丰度范围为0.41至2.76 items g^?1。这些观察 nevertheless 表明海岸垃圾填埋场区附近采集的生物中存在疑似MPs。

若干方法学参数，特别是样品制备中保留的粒径范围和分析识别限，也影响报告丰度的可比性。在所示固体基质研究中，上限粒径一般为5000 μm，但Wisitthammasri等使用4000 μm截止值。操作性下限变化更大，从Mohammadi等的0.45 μm到Puthcharoen和Leungprasert的330 μm，中间阈值为Kazour等、Mahfouz等的1.6 μm和Wisitthammasri等的2.5 μm。然而，这些较低值主要对应滤膜孔径或筛孔，不应被解释为分析检测限。μ-Raman和μ-FTIR的近似能力不应被解释为报告丰度测量的有效下限，后者还取决于视觉筛查和颗粒选择。由于较小颗粒通常更丰富，制备保留和分析识别限均可影响报告丰度。因此，研究间差异可能部分反映分析覆盖而非仅环境污染差异。Nevertheless，未发现MP丰度与所调查粒径范围之间的简单关系。

4. Discussion

4.1. Strength and Comparability of the Methods and Results

现有数据将海岸垃圾填埋场识别为MP污染的潜在但量化仍不足的来源。仅七项研究提供来自海岸垃圾填埋场系统或相关受纳环境的定量数据。因此，这一有限且异质的数据集不允许对全球环境风险进行代表性评估。配对MP丰度和质量浓度测量的稀缺进一步限制了纳入更广泛MP收支。更广泛使用热方法可帮助弥合这一缺口。可比性进一步受到样品制备、粒径覆盖、分析方法和光谱确认程度差异的限制。原始数据、回收效率、程序空白和尺寸分布的报告不完整目前阻碍稳健的荟萃分析，而场地间废物组成、侵蚀动态和环境连通性的差异增加了进一步变异性。方法学比较研究说明了这些效应的潜在 magnitude。在砂回收实验中，Schütze等报告使用NaCl时PE和PP的回收率超过90%，而PET和PVC为18.0 ± 13.1%。对于海岸地表水采样，Lindeque等使用100 μm网获得的MP浓度分别比333和500 μm网高2.5倍和10倍。这些示例说明了回收和聚合物采样粒径组分的差异。它们并未量化七项海岸垃圾填埋场研究中的偏倚，也不能用作其丰度的校正因子，因为基质、方案和颗粒群不同。

尽管存在这些局限，若干海岸垃圾填埋场研究报告MP丰度超过2000 MPs kg^?1，某些垃圾填埋场基质中值高于10,000 MPs kg^?1。作为背景，一项大型农业土壤调查报告442个场址的平均丰度为1245 MPs kg^?1。这一比较并不证明海岸垃圾填埋场污染更严重，因为基质、粒径范围和分析方案不同，但支持将其视为MPs的潜在浓缩储库。

4.2. Microplastic Generation and Source-to-Sea Transport

海岸垃圾填埋场可通过渐进风化、碎裂和随后的传输同时作为MPs的储库和潜在来源。Indeed，大陆和海岸垃圾填埋场中大型塑料的存在可通过相互作用的物理、化学和生物过程促进二次MPs的逐步生成。气象暴露，包括紫外线辐射和温度波动，逐步改变和削弱塑料材料。垃圾填埋场和海洋环境中pH和盐度的变化也可能促进化学风化，导致聚合物脆化。同时，微生物定殖可能促成塑料表面的改变，尽管由于废物堆体的复杂和异质性质，垃圾填埋场设置中完全生物降解仍高度有限。一旦被削弱，塑料变得更易受废物压实、沉积物磨蚀、侵蚀、波浪作用和潮汐过程引起的机械碎裂影响。尽管有这些机制的证据，海岸垃圾填埋场中MP生成速率和程度的经验数据仍稀缺。与海滩和海洋塑料碎裂研究不同，垃圾填埋场环境受到的关注少得多，限制了对这些环境中降解和碎裂过程的理解。

一旦生成，MPs可沿垃圾填埋场–海洋连续体通过相互作用的水文、水动力、重力驱动和大气过程传输，受垃圾填埋场形态、海岸条件和人为活动调节。降水促进地表径流和通过垃圾填埋场堆体的入渗，可能将MPs动员至海滩、地下水和邻近海岸水域。该途径对位于不稳定或易洪海岸地区的垃圾填埋场尤为相关。在暴露的海岸垃圾填埋场，波浪和潮汐作用可侵蚀垃圾填埋场材料，而海岸流随后可沿岸和向近岸、陆架和开阔海环境再分布颗粒。极端天气事件，包括风暴和强降雨，可进一步加剧这些转移。海水淹没还可能促进MPs垂直入渗至垃圾填埋场堆体和地下水系统。一旦引入水生环境，MPs常与自然沉积物一起通过源-汇动力学传输。重力驱动过程也促成MPs从海岸垃圾填埋场的输出。在位于不稳定悬崖或坡地的场址，海岸后退、侵蚀和边坡失稳可导致大量废物坍塌至海滩或直接入海。这些事件既动员现有MPs，又机械碎裂较大塑料碎片。碎屑流、滑坡和落石随后可将塑料废物向下坡输送至海岸线。大气传输代表额外途径。风可在垃圾填埋场和海滩环境内再分布暴露的纤维和小颗粒，并将其输出至更远距离。小颗粒，特别是低于10 μm的颗粒，尤其易于大气传输。近期在偏远环境开展的研究已证明纤维的广泛大气存在，这是在垃圾填埋场设置附近常观察到的形态。生物转移随后可通过颗粒摄入或吸入以及营养相互作用发生。此类暴露构成与塑料添加剂以及MPs吸附和运输其他污染物（包括农药和重金属）能力相关的潜在风险。重要的是，现有海岸垃圾填埋场研究主要提供MPs在垃圾填埋场系统及相关受纳环境中出现的经验证据。所表示的各传输途径在很大程度上仍为概念性的或从更广泛环境文献推断。通过侵蚀、径流、地下水传输、大气传输或水动力再动员的直接源-海MP通量尚未被量化。

聚合物的物理化学性质也强烈影响其传输和环境归趋。聚合物密度和浮力起关键作用。低密度塑料，如聚乙烯（PE）和聚丙烯（PP），倾向于保持漂浮并可能长距离迁移，而较高密度聚合物，包括聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）和聚氯乙烯（PVC），倾向于下沉并更快地在沉积物中积累。粒径和形状也影响传输行为。纤维、泡沫和薄膜可能在水柱中悬浮更长时间，而致密碎片和微珠通常沉降更快。此外，与有机物或矿物颗粒的聚集可改变沉降速度并影响MPs在海洋沉积物中的最终积累。

在报告丰度之外，海岸垃圾填埋场相关的独特问题在于侵蚀废物储库与海洋传输途径之间的短而直接的连通性。与内陆设置相比，这种连接可能减少临时滞留。此外，目前没有研究量化被动员材料中保留在崖脚、海滩或有效转移至海洋的比例。大气输出也仍未解决：所综述海岸垃圾填埋场研究中没有一项包括空气采样，尽管纤维和<10 μm颗粒易受风传输影响。海岸垃圾填埋场相对于更好记录的途径（如河流传输、城市径流、大气沉降或海洋活动）对海洋MP污染的 relative 贡献目前无法量化。这些来源的现有估计通常来自使用不同基质、单位、空间尺度和建模方法，这阻碍了与有限海岸垃圾填埋场数据的直接定量比较。

4.3. Dollemard Flux Scenarios and Their Limitations

为探索与海岸垃圾填埋场侵蚀相关的MP释放潜在数量级，开发了基于Dollemard说明性案例的情景。由于未直接在Dollemard垃圾填埋场侵蚀的异质材料中测量MP丰度，Kazour等在邻近潮下带海洋沉积物中报告的平均丰度410 MPs kg^?1 d.w.被用作说明性替代指标。选择这一局部测量的固体基质丰度是因为其以干质量为基础表示，与计算的侵蚀量兼容。然而，这并不确立受纳沉积物与侵蚀垃圾填埋场材料之间的等效性，二者在MP丰度、粒径分布、聚合物组成和滞留过程方面可能不同。受纳沉积物可能整合稀释、积累、水动力分选、再悬浮和其他来源的贡献。因此，替代指标可能高估或低估侵蚀废物中的丰度，且该差异的方向和 magnitude 无法从现有数据确定。粒径和聚合物组成的差异也引入数量-质量转换的不确定性。基于Dollemard的现有估计，将7500、30,000和40,000 m³ yr^?1三个年侵蚀情景与1000至2500 kg m^?3的干容重范围及完全转移假设相结合。该假设被有意用作上限情景，假定所有被动员的垃圾填埋场材料均到达海洋环境，因此忽略了崖脚或海滩的临时滞留及其他中间储存过程。在计算中，数量和质量通量随假定转移分数线性变化。说明性分数0.5将使报告通量减半，而不暗示该值适用于Dollemard。因此，在部分被动员材料在到达海洋前被滞留的情况下，有效源-海转移将较低。所得局部数量通量情景范围为3.08 × 10⁹至4.10 × 10¹⁰ MPs yr^?1。对该替代丰度应用了两种数量-质量转换方法。改编自Weiss等和Leusch与Ziajahromi的方法分别得出估计浓度73.34和19.33 mg kg^?1 d.w.，对应局部质量通量情景0.550–7.33和0.145–1.93 t yr^?1。将局部情景统一外推至约100,000个海岸垃圾填埋场，产生假设性全球通量3.08 × 10¹⁴–4.10 × 10¹⁵ MPs yr^?1和1.45 × 10^?2–7.33 × 10^?1 Tg yr^?1。该统一外推并不暗示Dollemard代表全球海岸垃圾填埋场。它有意对所有场址应用相同情景假设，因此未考虑垃圾填埋场龄期、废物组成、管理历史、气候条件、地貌、侵蚀活动或与海洋连通性的差异。完整计算框架、转换假设和情景矩阵见补充数据。这些确定性范围反映所选假设，不应被解释为统计区间或当前海岸垃圾填埋场全球排放估计。

Dollemard情景主要作为敏感性框架而非全球排放估计具有信息价值。两种数量-质量转换方法之间近四倍的差异（19.33 vs. 73.34 mg kg^?1 d.w.）表明转换选择强烈控制质量通量估计。因此，仅提供与Sonke等报告的模式化大气沉降和偏远陆表输入的背景比较，因为 underlying 数据、空间尺度、转移假设和计算方法差异显著。在海岸垃圾填埋场可定量纳入全球海洋MP收支之前，需要对侵蚀垃圾填埋场材料和有效源-海转移进行更直接测量。

4.4. Management Implications and Research Priorities

在Dollemard情景所凸显的科学不确定性之外，海岸垃圾填埋场还构成特定的管理和监管挑战。现有垃圾填埋场法规主要针对常规管理场址制定，未专门处理侵蚀、海水淹没或历史海岸垃圾填埋场废物释放问题。许多此类场址早于现代废物管理立法，增加了不受控塑料泄漏的风险。随着海平面上升和极端海岸事件暴露可能增加，其脆弱性预计将增长。因此，海岸垃圾填埋场可能代表MP释放的持久途径，在当前海洋污染评估中仍未得到充分考虑。

因此，主要研究优先方向直接源于本综述识别的知识缺口。第一，需要对侵蚀垃圾填埋场材料中MP丰度和质量进行直接测量。第二，应量化源-海转移分数，以区分材料动员与有效海洋释放。第三，需要协调的采样、预处理和分析方案，以及回收效率和聚合物确认率的系统报告，以提高场地间可比性。最后，在区域或全球尺度评估海岸垃圾填埋场贡献之前，需要更广泛的地理覆盖和对对比性垃圾填埋场设置的重复监测。

5. Conclusions

尽管塑料和MPs已在海岸垃圾填埋场系统及相关受纳环境中被观察和定量，其总体范围和對海洋污染的贡献仍 largely 未知。通过考察报告的MP丰度、分析实践、生成过程和源-海传输途径，本综述提供了现有有限证据的综合整合，并识别了必须解决的主要缺口。仅七项研究报告了海岸垃圾填埋场MP污染的定量数据。报告丰度在研究间差异显著，反映采样基质和环境设置的差异，但也反映采样、预处理、粒径阈值、分析识别和报告单位的重大不一致。MPs在垃圾填埋场土壤、废物和周围沉积物中被报告，但现有数据未量化其储存能力或对海洋输入的相对贡献。此外，由于采样和报告单位差异，固体基质、水和生物区之间的直接定量比较仍不适当。现有数据尚不允许量化储存、再动员、稀释和环境隔室间转移的相对重要性。

因此，海岸垃圾填埋场在陆–海界面占据特定位置，同时作为塑料废物的长期储库和污染物的潜在来源。MP释放可能由侵蚀、边坡失稳、径流、海水淹没、水动力再动员和大气传输驱动，可能使塑料颗粒进入海岸和海洋传输系统。然而，在垃圾填埋场堆体内MP生成、降解速率、崖脚或海滩临时储存以及被动员材料有效转移至海洋的分数方面仍存在重大不确定性。

在Dollemard，使用邻近海洋沉积物中测得的MP丰度作为替代指标，产生局部数量通量情景3.08 × 10⁹–4.10 × 10¹⁰ MPs yr^?1。将这些情景统一外推至约100,000个海岸垃圾填埋场，产生假设性全球通量3.08 × 10¹⁴–4.10 × 10¹⁵ MPs yr^?1和1.45 × 10^?2–7.33 × 10^?1 Tg yr^?1。这些值仍强烈依赖于替代丰度、动员体积、容重假设、完全转移假设、数量-质量转换方法和统一外推。因此，它们应被解释为说明性情景结果而非当前全球排放估计。这些情景因此主要说明所得通量对所选假设的敏感性，并强化了在海岸垃圾填埋场可定量纳入海洋MP收支之前进行直接测量的必要性。