陳啟晴，楊守業(yè)，Henner Hollert，尹大強(qiáng)

1. 同濟(jì)大學(xué)海洋與地球科學(xué)學(xué)院，上海 200092 2. 華東師范大學(xué)河口海岸學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200062 3. 同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092 4. 亞琛工業(yè)大學(xué)環(huán)境研究所，亞琛 52074，德國

2015年塑料的全球年產(chǎn)量已達(dá)3.22億噸，并仍將持續(xù)增加[1]。隨著塑料制品給社會生活帶來便利的同時，“塑料時代”的消極面也逐漸顯現(xiàn)出來。事實(shí)上，塑料在水環(huán)境中的累積不僅產(chǎn)生景觀問題和一系列的生態(tài)影響，當(dāng)它們降解、碎化成更小的顆?！拔⑺芰稀焙?，其被生物攝入的可能性將顯著增加，該現(xiàn)象已引起科學(xué)界的廣泛關(guān)注。微塑料的概念于2004年在《科學(xué)》雜志[2]上被定義，即尺寸小于5 mm的塑料碎片或者顆粒。根據(jù)歐盟海洋戰(zhàn)略框架指令(Marine Strategy Framework Directive，MSFD)的分類和文獻(xiàn)報道，尺寸大于25 mm的塑料碎片為大塑料(macroplastics)，尺寸介于5～25 mm之間的塑料碎片為中塑料(mesoplastics)，尺寸小于5 mm的塑料為微塑料(microplastics)，而當(dāng)尺寸小至納米級別，介于1～100 nm之間的塑料稱之為納米級微塑料(nanoplastics)[3-5]。

微塑料是海洋中豐度最高的塑料污染，關(guān)于微塑料污染的研究已成為目前國際上的研究熱點(diǎn)之一[6]。大量證據(jù)顯示，微塑料在水生生態(tài)環(huán)境中廣泛存在，并且這可能成為一個“長期”而“持久”的問題。從大型塑料碎片形成微塑料的過程較快，而從微塑料降解至更小顆粒直至礦化的過程卻極為緩慢[7]，微塑料的預(yù)測生命周期為幾百到幾千年[8]。然而至今為止，微塑料的釋放遷移、環(huán)境賦存，及其自身引起的生態(tài)與健康危害尚不明確；同時，作為其他環(huán)境污染物“載體”的角色解析和生態(tài)風(fēng)險仍不清晰。本文將以闡明上述問題為根本出發(fā)點(diǎn)，綜述進(jìn)展、深入討論，并作出展望。

1　水體中微塑料的來源、分布與污染現(xiàn)狀(The sources, distribution and concentrations of microplastics in the aquatic environment)

水環(huán)境中的微塑料主要來自大片塑料殘骸的碎化和降解，塑料可以隨著風(fēng)力遷移或者雨水沖刷，從陸地進(jìn)入地表水，最后進(jìn)入淡水和海洋生態(tài)系統(tǒng)中[9-10]；水體作業(yè)過程也可直接引入塑料污染，包括船舶運(yùn)輸和捕魚等活動[11]。塑料進(jìn)入水體后，在紫外輻射、水體擾動、波浪擊打、物理磨損、生物棲息，以及凍融循環(huán)等作用下發(fā)生碎化和降解，逐漸形成微塑料[7]。另外，微塑料還可以通過直接排放的方式進(jìn)入環(huán)境，比如，化妝品中的顆粒和服裝的纖維等，這些小顆粒可以穿過污水處理系統(tǒng)，最終進(jìn)入到水環(huán)境中[6]。

紫外輻射是微塑料降解形成的主要推動力。通常光氧化降解在沙灘表面相對高效，在深?；蛘吆拥壮练e物中的效率較低，因而不同環(huán)境介質(zhì)中微塑料的豐度差異較大[7, 12]。塑料顆粒的垂直分布還與其密度相關(guān)：高密度下沉、低密度上浮，多數(shù)常見塑料的密度低于淡水或者海水的密度，例如低密度聚乙烯(0.89～0.93 g·cm-3)，高密度聚乙烯(0.94～0.98 g·cm-3)，聚丙烯(0.83～0.92 g·cm-3)，密度較低在水中上浮；而聚苯乙烯(1.04～1.1 g·cm-3)和聚氯乙烯(1.16～1.58 g·cm-3)密度較高易于下沉。同時生物作用也會改變微塑料的密度和分布位置[7]。例如，漂浮的塑料會因生物覆蓋導(dǎo)致密度增加而沉入水下；一旦其上的生物被捕食，密度下降后塑料又可回至水體表層[7-8]。圖1概括了微塑料在不同水生生態(tài)環(huán)境中平均豐度變化范圍，在水體中的豐度范圍為0.15～7 630個·m-3或0.01～34 mg·m-3，在沉積物中的豐度范圍為1.8～1 445個·m-3或0.45～92 373 mg·m-3，總體而言微塑料豐度變化范圍較大，不同海域的水體或沉積物豐度存在104～105數(shù)量級的差異。

圖1　微塑料在水體(A)和沉積物(B)中的環(huán)境豐度注: marine-L, 海洋環(huán)境(較低豐度)；marine-H, 海洋環(huán)境(較高豐度)；fresh, 淡水環(huán)境。Fig. 1　Microplastics concentrations in water (A) and sediment (B) environmentsNote: marine-L, marine environment (lower range); marine-H, marine environment (higher range); fresh, freshwater environment.

1.1　海洋環(huán)境中的微塑料

近年來，關(guān)于微塑料的賦存及污染水平研究主要集中在海洋環(huán)境。微塑料幾乎在全球各處海域被檢測到[8, 13]，包括北冰洋及深海區(qū)域[14-16]。微塑料的豐度描述單位不盡一致，既有按照單位體積/面積來度量的，又有按照單位質(zhì)量來度量的，同時對微塑料的表述也包含個數(shù)和質(zhì)量2種，因此造成不同研究結(jié)果間難以比較。不過總體而言，海洋表層水體污染程度高于下層及深海區(qū)域，且微塑料易在海岸帶沉積[17-20]。并且微塑料的豐度在不同海域間差異較大。在靠近工業(yè)中心或者大都市等人類聚居區(qū)的海域，通常具有微塑料高污染的特征。而封閉或者半封閉的海域，例如地中海、加勒比海[21-22]，或是海洋中由于洋流運(yùn)動形成的環(huán)流區(qū)域，也易于形成微塑料的高污染區(qū)，例如北太平洋和北大西洋的亞熱帶環(huán)流區(qū)都存在毫米級塑料的“大垃圾帶”[9, 11, 23]。

通過對太平洋表層水的豐度監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，海洋表層水體中微塑料的豐度在0.022～8 654個·m-3的范圍內(nèi)，而表層以下水柱中的豐度在0.014～12.51 個·m-3之間[24]。不過在加勒比海沿岸水下4.5 m處也發(fā)現(xiàn)了8～9 180 個·m-3微塑料的高豐度區(qū)域[22]，而我國長江三角洲表層水1 m深處的水柱中的微塑料賦存豐度也非常高，其范圍為500～10 200 個·m-3[25]。海岸沉積物中微塑料的平均豐度為13～167 個·kg-1，高潮線處由于受潮汐影響較小，往往具有較高的微塑料豐度[26]。我國長江入?？诔练e物中的微塑料豐度為20～340 個·kg-1[27]，渤海海岸微塑料含量的范圍為103～163個·kg-1，且研究者發(fā)現(xiàn)沉積物表層(2 cm)比深層(20 cm)的略高，海水浴場等旅游景區(qū)的微塑料含量較非景區(qū)高[19]。關(guān)于深海沉積物的微塑料豐度報道鮮見，大西洋、印度洋和地中海等海域300～3 500 m深處沉積物中微塑料的豐度在28～800個·L-1之間[15]，因此Woodall等[15]認(rèn)為深海也將成為一個重要的微塑料垃圾的“匯”。

1.2　淡水環(huán)境中的微塑料

至今為止，微塑料在淡水生態(tài)系統(tǒng)中的報道相對較少，現(xiàn)有測定主要集中在大型的湖泊與河流。與海洋污染相似之處在于，淡水沉積物中也具有微塑料污染的高風(fēng)險，且在人口密集和旅游勝地的污染較為嚴(yán)重。

Lechner等[28]測定了2010年多瑙河(維也納到伯拉第斯拉瓦段)的微塑料(部分粒徑范圍大于5 mm，粒徑在0.5～20 mm之間)平均豐度為0.938個·m-3，該豐度較2012年測定時高出一個數(shù)量級(0.055 個·m-3)，可能是由于塑料產(chǎn)品運(yùn)輸管道的泄漏引起的。湖泊中微塑料的豐度數(shù)據(jù)如下：北美的蘇必略湖、休倫湖、伊利湖中的表層水微塑料平均豐度為0.043個·m-2[29]，此濃度與瑞士日內(nèi)瓦湖接近，其平均值為0.048個·m-2 [30]。亞洲湖泊中塑料顆粒含量較高，例如蒙古北部的庫蘇古爾湖表層水中微塑料平均豐度為20 264個·km-2[31]，我國太湖表層水中豐度可達(dá)3.4～25.8 個·L-1[32]。不同地區(qū)間微塑料在淡水沉積物中的豐度差異較大。例如，我國太湖沉積物中的微塑料豐度為11～235 個·kg-1[32]，而德國萊茵河與美因河的沉積物中微塑料豐度分別為228～3 763個·kg-1和786～1 368 個·kg-1[33]。并且，微塑料的分布也受到風(fēng)向和水流作用的影響，比如意大利的加爾達(dá)湖北部沉積物豐度為1 108 個·m-2遠(yuǎn)高于湖泊南部(108 個·m-2)[34]。

綜合各方面的資料發(fā)現(xiàn)：水體環(huán)境中，潮下帶和深海沉積物中微塑料的豐度高，顯示具有微塑料污染“匯”的特征；表層水和水柱中的微塑料通常在5 m水層以上檢測到[35]。且水體中微塑料豐度變化范圍較大，封閉、環(huán)流區(qū)域會形成局部高污染。目前，我國有關(guān)微塑料的存在與污染水平的報道仍然有限，主要集中在長江東海入?？凇⑸綎|半島海岸帶，以及太湖流域等，亟需加大研究力度并盡早、盡快建立規(guī)范化的測定、表述及表征方法。

2　微塑料的水生態(tài)毒性(The aquatic ecotoxicology of microplastics)

微塑料可以被多種水生生物攝入，大部分殘留在消化道中，并可以被快速排出體外，但也有部分研究證實(shí)，微塑料一旦進(jìn)入生物體內(nèi)，外排將變得緩慢，并可能產(chǎn)生一系列的生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)。

2.1　水生生物對微塑料的攝取和排出

由于大多數(shù)水生生物主要依賴形狀、大小和顏色判斷食物，缺乏進(jìn)一步的選擇機(jī)制，因此很多低密度的微塑料可以被浮游的濾食性生物攝取，高密度的微塑料可以被以沉積物為食的底棲生物攝取[36]。

實(shí)驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)水生生物主要通過捕食行為攝取微塑料。例如，經(jīng)10～45 μm聚乙烯微塑料(300 個·mL-1)暴露5 d后，31%的海膽(Tripneustes gratilla)幼蟲的胃內(nèi)都檢測到了微塑料[37]。同樣地，研究者也發(fā)現(xiàn)經(jīng)微塑料暴露后，微塑料也可在撓足類浮游生物Centropages typicus的腸道中檢測到[38]。微塑料還可以通過鰓的呼吸作用進(jìn)入水生生物體內(nèi)，例如貽貝(Mytilus edulis)和濱蟹(Carcinus maenas)都可以通過鰓呼吸攝入微塑料[39-40]。

而在野外調(diào)研過程中，研究者也證實(shí)了微塑料在實(shí)際水生生物體內(nèi)的存在。通常，較低營養(yǎng)級生物的攝入量是比較低的。例如，平均每17個北太平洋的磷蝦體內(nèi)含有1個微塑料顆粒，平均每34個撓足類浮游生物Neuocalanus cristatus體內(nèi)含有1個微塑料顆粒[41]。Goldstein等[42]還發(fā)現(xiàn)生活在水面表層的鵝頸藤壺(Lepas sp.)體內(nèi)也含有微塑料，且主要集中在腸道部位。法國-比利時-荷蘭海岸線上的貽貝和沙蠶(Arenicola marina)體內(nèi)微塑料含量分別為(0.2±0.3)和(1.2±2.8) 個·g-1生物量[43]。隨著營養(yǎng)級的增加，微塑料攝入量略有上升：在北太平洋渦流區(qū)約35%的食浮游生物的魚類胃部檢到了微塑料顆粒，平均含量為2.1個·魚-1，塑料粒徑在1～2.8 mm之間[44]。另外，人工養(yǎng)殖的水生生物體內(nèi)含量更高，例如未經(jīng)釋放前貽貝和牡蠣(Crassostrea gigas)體內(nèi)含量分別為0.47和0.35個·g-1軟組織，經(jīng)釋放后仍有0.36和0.24 個·g-1的殘留[45]。

雖然，在不同的水生生物體內(nèi)都檢測到了微塑料的存在，但大部分微塑料顆粒由于粒徑較大而僅僅存在于胃腸道中，并能在幾個小時或者幾天內(nèi)被排出體外[21]。但也有研究報道指出，在一些小顆粒微塑料的暴露實(shí)驗(yàn)中，微塑料可以進(jìn)入胃腸道周邊其他組織(例如，肝臟[46])，甚至是循環(huán)系統(tǒng)[47]，而且微塑料的排出也會變得緩慢[48]。微塑料還可以通過腸道進(jìn)入貽貝的循環(huán)系統(tǒng)。在經(jīng)微塑料暴露結(jié)束48 d后，研究者仍在其血淋巴的組織中檢測到了微塑料的存在[47]，另一暴露實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，>0～80 μm尺寸的微塑料可以進(jìn)入貽貝的胃部和消化腺，甚至是消化道的溶酶體系統(tǒng)中[40]。類似的現(xiàn)象也在濱蟹暴露實(shí)驗(yàn)中觀察到，濱蟹在喂食經(jīng)0.5 μm微塑料暴露的紫貽貝后，微塑料可以進(jìn)入濱蟹的血淋巴組織，經(jīng)21 d釋放后體內(nèi)顆粒才逐漸釋放徹底[48]。當(dāng)微塑料的尺寸降至納米級，其對生物體的入侵能力進(jìn)一步增強(qiáng)。研究者在經(jīng)39.4 nm微塑料暴露后的青鱂胚胎卵黃區(qū)域的油滴中，以及經(jīng)20 nm微塑料暴露后的大型蚤血淋巴組織周邊的油脂儲存細(xì)胞中，都發(fā)現(xiàn)了納米級微塑料的存在[49-50]。這些微塑料還在青鱂成魚的大腦、睪丸、肝臟和血液中檢測到，證明納米級別的微塑料可以穿過血腦屏障，并最終進(jìn)入腦部組織[50]。

2.2　微塑料毒性和生物遷移

2.2.1微塑料對水生生物的毒性效應(yīng)

至今有關(guān)微塑料對海洋和淡水生物的毒性效應(yīng)研究均有開展，關(guān)于海洋生物的研究相對廣泛。水生生物毒性效應(yīng)的研究目前大多以短期暴露實(shí)驗(yàn)為主，微塑料對水生生物存活率等急性毒性作用不顯著，效應(yīng)主要集中在攝食速率、生長速率、氧化損傷、能量耗竭和行為異常等亞致死水平上(表1，圖2)。

不同的效應(yīng)之間是相互關(guān)聯(lián)的，例如對食物攝入的下降，將導(dǎo)致能量儲備的降低，繼而引起一系列與之相應(yīng)的生理功能損傷，包括繁殖率的下降和后代體型變小等[51-52]。暴露粒徑對毒理效應(yīng)也有顯著影響，粒徑小的微塑料通常在生物體內(nèi)停留時間更久，并能遷移至其他組織，造成細(xì)胞及分子水平的毒害效應(yīng)[49-50]。值得一提的是，大多數(shù)的效應(yīng)出現(xiàn)在較高暴露水平下，后續(xù)的研究應(yīng)結(jié)合野外環(huán)境中微塑料的污染現(xiàn)狀進(jìn)一步展開。

2.2.2微塑料的食物鏈遷移

部分研究證實(shí)微塑料可以發(fā)生食物鏈遷移。例如，將預(yù)先攝取微塑料的撓足類或者多毛類浮游動物喂食糠蝦(Mysis relicta)之后，微塑料可累積在糠蝦的腸道中[53]。而貽貝體內(nèi)的微塑料也可以遷移到濱蟹，蓄積在胃部、鰓部、肝胰腺、卵巢和血淋巴組織中，并在暴露21 d后仍檢測到體內(nèi)顆粒的殘留[48]。食物鏈遷移產(chǎn)生的生物效應(yīng)不顯著[54]，但可能影響攝食行為[38]。例如藻類可以攜帶著微塑料被上一營養(yǎng)級生物攝取[55]，但Cole等[56]也發(fā)現(xiàn)在將撓足動物同時暴露于藻類和20 μm微塑料后，其對小粒徑的藻類攝入量(11.6～12.6 μm)顯著上升。當(dāng)微塑料的尺寸降至納米級，生物效應(yīng)將更為顯著。例如，納米級微塑料被證實(shí)可以沿著斜生柵藻—大型蚤—鯽魚的水生食物鏈發(fā)生遷移，并影響鯽魚的脂質(zhì)代謝和行為活動[57]。

表1　微塑料對水生生物的毒性效應(yīng)Table 1　The toxic effect of microplastics on aquatic organisms

注：PS，聚苯乙烯；PE，聚乙烯；HDPE，高密度聚乙烯；LDPE，低密度聚乙烯；PA，聚丙烯酸；uPVC，未經(jīng)塑化的聚氯乙烯；PCBs，多氯聯(lián)苯；h，小時；d，天；w，周；m，月；AChE，乙酰膽堿酯酶；IDH，異檸檬酸脫氫酶；Vtg I，卵黃蛋白原基因；Chg H，絨毛形成基因；ERα，雌激素受體基因。

Note: PS, polystyrene; PE, polyethylene; HDPE, high density polyethylene; LDPE, low density polyethylene; PA, polyacrylic; uPVC, unplasticized polyvinyl chloride; PCBs, polychlorinated biphenyls; h, hour; d, day; w, week; m, month; AChE, acetylcholinesterase; IDH, isocitratedehydrogenase; Vtg I, vitellogenin gene; Chg H, choriongenesis gene; ERα, estrogenic receptor gene.

圖2　微塑料對水生生物的毒性效應(yīng)解析注：A，毒性暴露實(shí)驗(yàn)選用多聚物材料比例；B，微塑料暴露粒徑分布情況；C，微塑料暴露途徑的文獻(xiàn)報道比例；D，受試生物的文獻(xiàn)報道比例；E，水生生物經(jīng)微塑料暴露后，毒性終點(diǎn)文獻(xiàn)報道比例；PS，聚苯乙烯；PE，聚乙烯；PVC，聚氯乙烯。Fig. 2　The analysis of microplastics toxic effects to aquatic organismsNote: A, the ratio of different polymers used in exposure experiments; B, the microplastics size distribution; C, the microplastics exposure ways; D, the aquatic organisms have been tested; E, the toxic endpoints have been adopted according to literature; PS, polystyrene; PE, polyethylene; PVC, polyvinyl chloride.

另外值得注意的是，微塑料可能已經(jīng)進(jìn)入人類的食物鏈體系，如Liboiron等[58]報道，2.4%的人類食用的大西洋鱈魚體內(nèi)含有微塑料。而大型人類食用的大西洋馬鮫和巴西鯊魚體內(nèi)平均含有2～6個微塑料顆粒[59]。同時，食用的海鹽中也含有許多微塑料顆粒[60]。雖然微塑料的食物鏈遷移已被報道，但微塑料在食物網(wǎng)中的累積效應(yīng)、是否具有生物放大效應(yīng)，以及微塑料是否會沿著食物鏈進(jìn)入人體并產(chǎn)生潛在的生態(tài)危害尚缺乏深入的研究。

綜上，現(xiàn)有的研究表明水生生物可以攝入微塑料，但是關(guān)于其生態(tài)毒性效應(yīng)的研究才剛剛起步。大部分情況下，顆粒僅在腸道中停留，隨著暴露粒徑下降，可進(jìn)入周邊組織和循環(huán)系統(tǒng)。微米尺寸以上的微塑料，易于被攝入也易于被排出；但過大的微塑料顆粒也可能會滯留在某些生物體的消化道內(nèi)造成物理損傷，具有潛在增加暴露的風(fēng)險。納米尺寸的微塑料，一旦進(jìn)入生物體內(nèi)，排出緩慢，并可以穿過細(xì)胞膜進(jìn)入周邊組織及循環(huán)系統(tǒng)等，產(chǎn)生細(xì)胞和分子層面上的毒性效應(yīng)。

3　微塑料的多重載體作用(The multiple carrier function of microplastics)

假設(shè)微塑料的存在是“持久”的，其質(zhì)輕且具有良好的流動性，可隨著水流做長距離的遷移，那么它將成為一種新型的生物、化學(xué)載體。微塑料具有較大的比表面積和良好的疏水性能，已被證實(shí)可以富集水體中的有機(jī)污染物；同時，由于塑料生產(chǎn)過程中為了滿足不同的應(yīng)用需要，往往添加了增塑劑、防火劑、抗菌劑、染料等化學(xué)組分，而這些添加劑會在塑料降解的過程中釋放出來，并隨著微塑料的流動而遷移；同時，在天然水體中，微塑料的表面極易被生物膜覆蓋，是昆蟲產(chǎn)卵、菌藻定植的良好棲居之所。因此，微塑料的多重載體作用已經(jīng)成為其生態(tài)毒理效應(yīng)研究的一大重要議題(圖3)。

3.1　微塑料與水體污染物的結(jié)合

近年來，大量關(guān)于微塑料和疏水性有機(jī)污染物的相互作用的研究被報道。微塑料對污染物有較強(qiáng)的吸附性能，微塑料上的污染物富集濃度可較水體濃度高出幾個數(shù)量級[6]。實(shí)驗(yàn)室研究發(fā)現(xiàn)，聚乙烯微塑料(10～180 μm)對多氯聯(lián)苯類物質(zhì)的吸附能力與沉積物中有機(jī)組分相當(dāng)，而當(dāng)粒徑降至納米級(70 nm)，其吸附能力還將高出1～2個數(shù)量級[71]。野外樣品測定結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在日本海附近采集的聚丙烯微塑料上，檢測到了多氯聯(lián)苯(PCBs)、滴滴伊(DDE)、壬基酚的濃度分別為4～117 ng·g-1，0.16～3.1 ng·g-1和0.13～16 μg·g-1，其中PCBs和DDE主要來源于水體富集，其表觀吸附參數(shù)可達(dá)105～106[72]。

雖然微塑料對污染物有良好的吸附性能，但其自身的遷移能力并不高。研究者通過建立塑料遷移模型，預(yù)測發(fā)現(xiàn)微塑料的遷移量比其他隨著洋流遷移的物質(zhì)低4～6個數(shù)量級[14]，因此微塑料與共存污染物可能對原位水生生物的生態(tài)風(fēng)險更高。當(dāng)微塑料與污染物共存時，水生生物攝入微塑料既可能增加生物體的污染水平，又可能降低污染物在生物體內(nèi)的累積，主要取決于污染物在微塑料和生物體之間的逸度梯度[73]。模型預(yù)測結(jié)果顯示，在受到污染的生態(tài)系統(tǒng)中，微塑料稀釋和清除污染物的作用超過其對污染物的載體作用。例如，Gouin等[74]利用平衡分配概念建立了持久性有機(jī)污染物(POPs)在大氣、水體、沉積物和塑料之間的海岸生態(tài)系統(tǒng)分配模型。結(jié)果發(fā)現(xiàn)由于沉積物和溶解性有機(jī)質(zhì)對POPs的競爭吸附作用，最終分配進(jìn)入聚乙烯微塑料的污染物僅占<0.1%。同樣地，Koelmans等[75]模擬了微塑料存在時開放海岸環(huán)境中POPs在沙蠶體內(nèi)的富集狀況，發(fā)現(xiàn)微塑料可減少POPs的富集，其對污染物的稀釋和清除作用超過了其載體效應(yīng)。但是，上述模型均以海岸為研究背景，存在復(fù)雜的競爭吸附和分配機(jī)制，且模型將生物體視為固定的常數(shù)，而未考慮因微塑料的攝入產(chǎn)生的物理應(yīng)激效應(yīng)，例如腸道阻塞、攝食速率和生長下降等可能導(dǎo)致污染物遷移的動力學(xué)參數(shù)變化的因素[73]，與實(shí)際的生物富集狀況存在差異。

相反地，實(shí)驗(yàn)室研究發(fā)現(xiàn)，微塑料和污染物共存時，往往能促進(jìn)有機(jī)污染物在水生生物體內(nèi)富集，并改變污染物的毒性效應(yīng)和作用機(jī)制。近期，南京大學(xué)馬旖旎等[67]發(fā)現(xiàn)50 nm的微塑料可以顯著增加菲在大型蚤體內(nèi)的富集，并和菲體現(xiàn)出加和毒性效應(yīng)。同時，研究者們發(fā)現(xiàn)微塑料可以抑制菲及其代謝產(chǎn)物的降解，從而增加這些污染物在大型蚤體內(nèi)的累積。也有報道指出，微塑料的存在會增加芘在膽汁中代謝產(chǎn)物的濃度，降低芘引發(fā)的蝦虎魚(Pomatoschistus microps)幼魚死亡率，以及降低異檸檬酸脫氫酶的活性[68]。Rochman等[69]將海水浸泡老化之后的聚乙烯微塑料摻入喂食成年青鱂(Oryzias latipes)，發(fā)現(xiàn)較未老化的微塑料暴露組，雄魚的卵黃蛋白原基因表達(dá)量顯著下調(diào)，并產(chǎn)生生殖細(xì)胞增殖的現(xiàn)象，而雌魚的多個內(nèi)分泌干擾效應(yīng)相關(guān)的基因表達(dá)在老化和未經(jīng)老化的微塑料暴露組均下調(diào)。上述結(jié)果說明微塑料和污染物的共存暴露會干擾成年青鱂的內(nèi)分泌系統(tǒng)。

至今為止，關(guān)于微塑料通過水體暴露而富集，并在生物體內(nèi)累積和對生物效應(yīng)的影響的研究報道較少，模型預(yù)測和實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證需進(jìn)一步結(jié)合開展。海水和淡水中污染物分布特征和濃度不同，關(guān)于淡水生態(tài)系統(tǒng)的共存污染研究還需加強(qiáng)。

3.2　微塑料自身攜帶的添加劑等

前期研究結(jié)果表明，微塑料對水體有機(jī)污染物的載體作用相當(dāng)或略高于水體中其他懸浮顆粒(有機(jī)質(zhì)顆粒、浮游植物等)[73, 76-78]。但是值得注意的是，微塑料對污染物的遷移不僅僅止于富集水體污染物，其自身攜帶的大量添加劑也將對水生生物產(chǎn)生威脅，并且存在混合暴露的風(fēng)險。

壬基酚、雙酚A、苯甲醛和多氯聯(lián)苯醚等物質(zhì)是常用的塑料添加劑，并在微塑料中被檢測到[72, 79]。也有證據(jù)表明防紫外輻射穩(wěn)定劑、多種鄰苯二甲酸酯類等具有雌激素效應(yīng)或者抗雄激素效應(yīng)的塑料添加劑也在微塑料上廣泛存在[80]。另值得一提的是，塑料在降解過程中易釋放聚合物單體，例如苯乙烯的單體可從塑料中釋放出來，它們也具有降低網(wǎng)紋蚤(Ceriodaphnia dubia)的繁殖率等內(nèi)分泌干擾效應(yīng)[81]。

塑料添加劑的存在被普遍檢測到，并且這些添加劑的存在會進(jìn)一步增加微塑料的生態(tài)風(fēng)險，但是關(guān)于其相互作用研究仍存在很大的研究空白。至今鮮有關(guān)于微塑料是否可以作為添加劑載體加速其向生物體遷移，或與其他水體污染物作用增加聯(lián)合暴露風(fēng)險的報道。

3.3　微塑料表面的生物膜

3.3.1塑料圈

塑料碎片相對于其他天然漂浮物質(zhì)具有更長的半衰期，其疏水的表面為微生物提供了居所，促進(jìn)了生物膜的形成，被稱為“塑料圈(plastisphere)”[82]。研究發(fā)現(xiàn)生物膜的形成非常迅速[83]，并且其上微生物群落會隨著水體環(huán)境的不同而改變[82-85]。

例如，一些微塑料的表面成為了浮游海黽(Halobates sp.)的產(chǎn)卵場所，特別是近40年來，北太平洋副熱帶環(huán)流處的微塑料豐度增加了2倍，海黽的數(shù)量也隨之增長，研究者在24%的塑料碎片上觀察到了海黽蟲卵[86-87]。微塑料表面的生物膜也往往含有大量的細(xì)菌和藻類，且多種因素可以影響微生物的群落分布。研究發(fā)現(xiàn)，在北太平洋環(huán)流處的塑料顆粒表面，芽孢桿菌(1 664±247 個·mm-2)和羽狀硅藻(1 097±154 個·mm-2)豐度最高，也同時存在球狀菌、中心硅藻、雙鞭毛蟲、顆石藻、放射蟲等微生物。細(xì)菌在泡沫聚苯乙烯上含量高，硅藻的豐度隨著塑料粗糙度的增加而增加[85]。另外，還有研究鑒定出某些微塑料的表面含有碳?xì)浠衔锏慕到饩?，這些細(xì)菌有助于微塑料的進(jìn)一步降解和碎片化[82]。

因此，微塑料作為微生物的載體具有積極的影響，包括可以加速塑料降解和生物能量的遷移，并促進(jìn)生態(tài)關(guān)聯(lián)。但也有研究發(fā)現(xiàn)在微塑料表面發(fā)現(xiàn)了Vibrio屬的人類致病菌，并在某些顆粒上占據(jù)主要生態(tài)位，因而可能會影響水質(zhì)的安全，并對人類健康造成潛在威脅[82]。

3.3.2生物對微塑料在水體中垂直分布的影響

微塑料在海洋中的垂直分布也會改變其對水生生態(tài)系統(tǒng)的影響。在大多數(shù)情況下，高密度的微塑料下沉，而低密度的微塑料上浮、停留在水面表層(約占46%)[88]。但隨著微生物的棲居，微塑料的疏水性下降，顆粒密度被修飾，浮力逐漸下降，從而影響其在水體中的垂直分布[83]。例如，許多藻類會排出胞外多糖，而胞外多糖可以在湍流等作用下形成粘性顆粒的團(tuán)聚體[89-91]，微塑料可以被包裹進(jìn)入這些藻類團(tuán)聚體[92]。通常，這些團(tuán)聚的藻體是海洋殘骸垂直運(yùn)輸?shù)酱笱蟮撞康闹匾煌üぞ?，因此微塑料也可能通過這一途徑被垂直運(yùn)輸至水體底部，從而產(chǎn)生不同的生態(tài)效應(yīng)[93]。另外，當(dāng)微塑料被浮游動物攝入之后，還會改變其排出糞便的密度和結(jié)構(gòu)完整性，對水生生態(tài)系統(tǒng)的垂直碳通量產(chǎn)生影響[38]。

至今為止，我們對微塑料和其上的微生物群落之間的相互作用關(guān)系了解還不夠充分，亟待進(jìn)一步的研究。而鑒定其上主要的微生物群落、不同水體環(huán)境的種群構(gòu)成、微生物棲息之后對微塑料的影響，這些都將成為未來微塑料污染研究的關(guān)鍵問題。

4　展望(Outlook)

微塑料在水生生態(tài)系統(tǒng)中的廣泛分布和累積，已經(jīng)引起了人們關(guān)于其對水生生物的作用和潛在效應(yīng)等方面的關(guān)注。從研究現(xiàn)狀來看，未來亟待開展以下幾個方面的研究：

(1)建立微塑料水環(huán)境測定方法，開展環(huán)境歸趨研究

目前，有關(guān)微塑料賦存與豐度研究，主要存在豐度單位不盡相同(既有體積/面積單位，又有質(zhì)量單位；既有按照微塑料個數(shù)計(jì)算的，又有按照微塑料重量計(jì)算的)，以及粒徑劃分不一致等問題，導(dǎo)致研究數(shù)據(jù)之間難以比較，因此亟待建立合適的、統(tǒng)一的、規(guī)范的微塑料采集、分析和測定方法。微塑料可以在環(huán)境中不斷降解，通過實(shí)驗(yàn)室模擬實(shí)驗(yàn)已經(jīng)驗(yàn)證了納米級微塑料的存在[94]。納米級的顆粒具有更高的表面能和更強(qiáng)的穿透能力，將對水生生物產(chǎn)生不同于大顆粒的生物效應(yīng)[95]。因此，納米級微塑料在水環(huán)境中的賦存狀態(tài)和環(huán)境歸趨是亟待解決的問題。

(2)建立微塑料毒性測定方法，揭示生態(tài)毒性效應(yīng)

由于微塑料與普通污染物的物理化學(xué)性質(zhì)不同，亟需建立起標(biāo)準(zhǔn)毒性測試方法，或可參考納米材料生物效應(yīng)研究的經(jīng)驗(yàn)。關(guān)于水生生物對微塑料的攝入研究較多，但對其毒性效應(yīng)研究較少，主要集中于少數(shù)幾種水生生物，毒性終點(diǎn)指標(biāo)不夠全面。未來有必要在進(jìn)一步解析微塑料對這些生物的毒性作用機(jī)制的基礎(chǔ)上，展開更為系統(tǒng)的生態(tài)毒理學(xué)研究。研究中采用的暴露濃度通常高于環(huán)境濃度，暴露時長較短。急性毒性測試往往不能提供全面的信息，因此有關(guān)微塑料低劑量長期暴露的研究還需加強(qiáng)。同時，海洋環(huán)境的研究正在起步并將逐漸深入，而針對淡水生態(tài)環(huán)境的研究尚嚴(yán)重缺失。暴露試驗(yàn)條件(酸堿、溫度、有機(jī)質(zhì)含量等)對微塑料形態(tài)和遷移的影響，以及進(jìn)入生物體后微塑料與生物大分子的相互作用尚未明確，在未來的研究中應(yīng)予以重視，這樣才能更準(zhǔn)確預(yù)估實(shí)際環(huán)境中的微塑料毒性效應(yīng)，并進(jìn)行全面的生態(tài)風(fēng)險評價。

(3)研究微塑料的載體作用，全面評價微塑料的生態(tài)效應(yīng)

關(guān)于微塑料如何改變共存污染物的富集和毒性作用的機(jī)理尚不明確，需要進(jìn)一步研究和探索。微塑料對微生物的載體作用，以及微塑料被包裹在藻類團(tuán)聚體和生物質(zhì)顆粒中發(fā)生垂直遷移等方面的研究不足，應(yīng)加快研究進(jìn)程以了解微塑料對微生物的遷移和碳循環(huán)的作用。微塑料的載體作用在水生生態(tài)系統(tǒng)中的影響可能超過其自身的毒理學(xué)效應(yīng)，是未來研究的關(guān)注重點(diǎn)。

(4)開展微塑料污染控制政策研究

我國沿海碼頭浮筒和水產(chǎn)養(yǎng)殖設(shè)施中經(jīng)常使用的浮筒類材料主要由泡沫聚苯乙烯塑料構(gòu)成，在使用過程中極易形成無數(shù)的微小塑料顆粒，成為局部區(qū)域微塑料污染的一個重要來源。我國近海海面和海灘中泡沫聚苯乙烯類微塑料污染現(xiàn)狀不容樂觀[11, 96]。歐美等國對微塑料的管控已經(jīng)在政策層面上體現(xiàn)，包括歐盟海洋戰(zhàn)略框架指令(MSFD)的2010/477/EU決議，以及美國環(huán)保局(EPA)都將微塑料列入了海洋有害威脅物質(zhì)名單中[5,97]。我國也亟需加快從法律和政策角度對水環(huán)境中塑料及微塑料污染控制。

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