李愛峰，李方曉，邱江兵，閆 晨，柳 超, 孟范平, 李正炎, 李 瑾，郎印海，胡 泓

(1.中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，山東 青島 266100； 2.中國海洋大學(xué)海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室，山東 青島 266100; 3.中國海洋大學(xué)水產(chǎn)學(xué)院，山東 青島 266003)

2004年，英國普利茅斯大學(xué)湯普森教授首次提出關(guān)注水環(huán)境中塑料垃圾碎片問題，并開展了早期的調(diào)查研究工作[1]。2008年，美國國家海洋和大氣管理局(NOAA)針對微塑料問題組織了國際研討會，正式將尺寸小于5 mm的塑料碎片、纖維或顆粒等定義為“微塑料”(Microplastics, MPs)[2]。根據(jù)形狀不同，微塑料可分為球形、卵形、纖維狀等；根據(jù)顏色不同，常見的微塑料有透明、白色、灰白色等；根據(jù)化學(xué)成分分類，包括聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)、聚丙烯(PP)、高密度聚乙烯(HDPE)、低密度聚乙烯(LDPE)、聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)等[3]。隨著人們對環(huán)境中微塑料分布的調(diào)查研究和生物毒性的暴露實驗，水環(huán)境中微塑料污染已成為人們高度關(guān)注的熱點環(huán)境問題之一。本文通過查閱近年發(fā)表的研究論文，就國內(nèi)外水環(huán)境中微塑料的污染現(xiàn)狀和生物毒性效應(yīng)方面的研究進展綜述如下。

1 水環(huán)境中微塑料的污染現(xiàn)狀

1.1 微塑料的來源與遷移

自20世紀(jì)50年代，各式各樣的塑料制品不斷問世，塑料產(chǎn)量呈指數(shù)增長的趨勢，2015年全球產(chǎn)量達3.22億t，預(yù)計到2025年總產(chǎn)量將達6億t左右[4]。其中部分塑料制品經(jīng)使用后被廢棄，除一部分回收和集中填埋處置外，大量的塑料垃圾隨地表徑流遷移至海洋，并在河口、海灣等近岸海域漂浮、沉積或聚集。據(jù)統(tǒng)計，全世界每年生產(chǎn)的塑料制品，其中10%最終進入海洋，占所有海洋廢棄物的60%～80%[5]。這些極難降解的塑料垃圾通過風(fēng)化、海水侵蝕、生物分解等物理、化學(xué)、生物作用形成微塑料，能夠在環(huán)境中長期存在，且通過潮汐、洋流作用不斷遷移擴散。另一部分微塑料是化工生產(chǎn)制造的塑料顆粒材料或洗化用品添加的塑料微球，在生產(chǎn)過程中直接排入水環(huán)境。據(jù)統(tǒng)計，全球海水中總計約有35 000 t微塑料碎片[6]，它們在潮間帶、近海沉積物中積累，或在水體中懸浮，可被浮游生物、魚類、鳥類和海洋哺乳動物攝食[7]。根據(jù)模型預(yù)測，中國2011年入海的塑料垃圾是54.73～75.15萬t，至2017年以每年4.55%的比率增加，直至2020年降至25.71～35.31萬t[8]。微塑料來源及其在水環(huán)境中的遷移途徑如圖1所示。因此，海洋微塑料對海洋食物網(wǎng)中不同營養(yǎng)級生物的毒性效應(yīng)，受到人們的高度關(guān)注。

圖1 微塑料來源及其在環(huán)境中的遷移途徑

1.2 微塑料在海水與沉積物中的分布

人們對微塑料污染問題的關(guān)注起源于海洋污染和水生生物健康，針對海水和沉積物介質(zhì)中微塑料的分布先后開展了大量調(diào)查工作，并發(fā)現(xiàn)微塑料在全球范圍內(nèi)廣泛分布。如地中海東部地區(qū)黎巴嫩海岸(Levantine盆地)的調(diào)查結(jié)果顯示，西頓地區(qū)水樣中微塑料含量高達6.7 n/m3(即個/m3，本文均使用字母n表示微塑料個數(shù))[9]。在伊朗哈爾克島(Khark Island)海區(qū)，微塑料主要以粒徑≤100 μm的纖維與碎片為主，豐度范圍為(295±100)～(1 085±100) n/kg干重，有多達近十種顏色，以黑色、透明、白色、棕色為主，表明其來源十分廣泛[10]。在丹麥南菲英群島(South Funen Archipelago)的水體中微塑料顆粒豐度平均為(0.07±0.02) n/m3，包括碎片(0.02±0.01) n/m3和纖維(0.05±0.02) n/m3，微塑料的豐度相對較低[11]。

由于海水樣品中微塑料的采集工作相對困難，人們更多是在潮間帶沙灘或沉積物中開展微塑料污染的調(diào)查研究。Alomar等發(fā)現(xiàn)，地中海西部馬略卡島(Mallorca Island)和卡夫雷拉島(Cabrera Island)沿岸沉積物中微塑料的豐度為(100±60)～(900±100) n/kg干重，其中有些站位的豐度最高的微塑料粒級范圍大于2 mm，而有些站位的豐度最高的微塑料粒級范圍小于0.25 mm[12]，而在地中海的黎波里的沉積物中發(fā)現(xiàn)微塑料含量高達4 680 n/kg干重[9]。波蘭波羅的海沿岸海灘沉積物中微塑料顆粒豐度(25～53 n/kg干重)顯著高于海底沉積物中微塑料顆粒豐度(0～27 n/kg干重)，以透明纖維狀聚酯纖維(PEST)的微塑料為主，尺寸范圍為0.1～4 mm(以0.1～2 mm粒徑范圍為主)[13]。在波羅的海南部俄羅斯加里寧格勒沿岸海灘的調(diào)查顯示，微塑料主要是0.5～5 mm的泡沫塑料，1.3～36.3 n/kg干重[14]。在意大利托斯卡納(Tuscany)南部第勒尼安海域(Tyrrhenian Sea)的沉積物中微塑料形態(tài)以細絲為主(>88%)，主要有黑色、藍色和透明，42～1 069 n/kg干重，推測其豐度分布的差異可能與洪水有關(guān)[15]。在突尼斯北部的比塞大(Bizerte)瀉湖-海峽水域的沉積物中檢測到高豐度的微塑料(3 000～18 000 n/kg干重)，主要為0.3～5 mm不等的微塑料纖維和碎片，包括透明、白色、藍色、綠色、紅色和黑色等顏色，是微塑料污染的一個重災(zāi)區(qū)域[16]。Eo等在韓國沿海沙灘開展了較系統(tǒng)的調(diào)查工作，發(fā)現(xiàn)微塑料碎片尺寸較小，以小于300 μm(81%)粒徑為主，1～5 mm的大尺寸微塑料以發(fā)泡聚苯乙烯(EPS)為主(95%)，0.02～1 mm的小尺寸微塑料主要是聚乙烯(PE 49%)和聚丙烯(PP 38%)，大、小尺寸微塑料的豐度分別為0～2 088 n/m2和1 400～62 800 n/m2(約為0～55 n/kg干重和37～1 674 n/kg干重)，且小尺寸微塑料主要源自沙灘風(fēng)化過程[17]。比利時港口、沙灘和大陸架沉積物中微塑料豐度范圍分別為66.9～390.7、48.7～156.2和71.5～269.5 n/kg干重，說明微塑料顆粒在海洋環(huán)境中被遠距離遷移擴散，這可能與良好的水動力條件有關(guān)[18]。

人們對微塑料進入波羅的海的途徑進行分析，發(fā)現(xiàn)處理前后的廢水、處理前后的雨水徑流以及綜合下水道溢流都是微塑料的來源，人類活動強度與微塑料分布未呈現(xiàn)明顯的相關(guān)性[19]。在法國布列塔尼(Brittany)布列斯特灣(the Bay of Brest)，表層水和沉積物中微塑料碎片的種類組成依次是聚乙烯(PE 53%～67%)、聚丙烯(PP 16%～30%)和聚苯乙烯(PS 16%～17%)，沉積物(表層5 cm)和表層水體中微塑料的含量分別為(0.97±2.08) n/kg干重和(0.24±0.35) n/m3，這可能是由于海灣的水動力條件導(dǎo)致微塑料碎片在水體中垂直遷移且在表層沉積物中發(fā)生非均勻性的沉積分布[20]。另外，在遠離人類活動的南極區(qū)域，南極洲羅瑟拉研究站(Rothera Research Station)附近海洋沉積物中微塑料的檢測結(jié)果顯示，主要在靠近人為污染物排放處有微塑料檢出(<500 n/L)，以直徑≤0.1 mm的纖維為主，顏色多樣，主要來自衣物洗滌過程中的排放[21]。

圖2 微塑料在水環(huán)境中的分布情況

近年，我國科研人員對中國沿海水體和沉積物中的微塑料污染情況也進行了較全面的調(diào)查。研究發(fā)現(xiàn)，我國渤海表層水體中微塑料平均豐度為(0.33±0.34) n/m3，主要類型為聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)和聚苯乙烯(PS)，塑料碎片、線條和薄膜占大部分[22]?？蒲腥藛T采用Bongo網(wǎng)在我國南海海域采集的尺寸> 333 μm的微塑料碎片平均豐度為(0.045±0.093) n/m3，用水泵富集方式采集的尺寸<0.3 mm微塑料的平均豐度為(2 569±1 770) n/ m3，且發(fā)現(xiàn)南海分布的微塑料顆粒以小尺寸的醇酸和聚己內(nèi)酯聚合物為主[23]。我國東海河口區(qū)微塑料豐度為(4 137.3±2 461.5) n/m3，而外海中微塑料豐度為(0.167±0.138) n/m3；形狀以纖維為主，其次是顆粒和薄膜形態(tài)[24]。我國北黃海表層海水和沉積物中微塑料豐度分別為(545±282) n/m3和(37.1±42.7) n/kg 干重，以小尺寸(<1 mm)的微塑料為主(>70%)，其中主要是薄膜和纖維形態(tài)，透明的微塑料更為常見；表層海水中的微塑料成分以聚乙烯(PE)為主，而沉積物樣品中微塑料成分以聚丙烯(PP)為主[25]。長江口沉積物中微塑料的平均豐度為(121±9) n/kg干重(20～340 n/kg干重)，其中纖維(93%)、透明(42%)和<1 mm小尺寸(58%)微塑料最多，人造絲、聚酯和丙烯酸是最豐富的微塑料類型[26]。在不同海區(qū)同期的調(diào)查中發(fā)現(xiàn)，渤海、北黃海和南黃海沉積物中微塑料豐度平均值分別為171.8、123.6和72.0 n/kg干重，其中纖維(93.88%)和小尺寸(<1 mm)微塑料(71.06%)最為常見，主要材質(zhì)是人造絲(RY)、聚乙烯(PE)和聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)[27]。

綜上，微塑料顆粒在海水、海灘和沉積物中廣泛分布，且豐度波動較大，其來源具有多樣性，在環(huán)境中的分布與水動力條件具有密切關(guān)系。

1.3 淡水與沉積物中微塑料的分布

雖然大部分微塑料最終匯入海洋，但其源頭主要是由于人類在陸地上的生產(chǎn)和生活過程排放，通過水流匯集至河流而入海，因此淡水水體中微塑料含量也不容忽視，并可對預(yù)測海水微塑料污染的程度提供依據(jù)。

調(diào)查顯示，美國西部蛇河(Snake River)表層水體中微塑料檢出率為75%，豐度為0～5 405 n/m3，大多數(shù)碎片、薄膜和顆粒的尺寸在100～333 μm[28]。韓國納克東河(Nakdong River)20 μm以下的微塑性物質(zhì)的時空分布研究顯示，平均豐度范圍為(293±83)(上游，2017年2月)至(4 760±5 242)(下游，2017年8月)n/m3，沉積物中為(1 970±62) n/kg干重，水中聚丙烯和聚酯分別占41.8%和23.1%，而沉積物中約50%由聚丙烯和聚乙烯組成，粒徑小于300 μm的在水中占74%，在沉積物中占81%，大多分布在50～150 μm[29]。印度文巴納德湖(Vembanad Lake)沉積物中分布的微塑料以低密度聚乙烯(LDPE)為主，平均豐度為(252.80±25.76) n/m2(96～496 n/m2)[30]；英國伯明翰中部埃德巴斯頓池(Edgbaston Pool)沉積物中微塑料最大豐度達到250～300 n/kg干重，纖維和薄膜是最常見的類型[31]。

我國淡水環(huán)境中微塑料分布的調(diào)查結(jié)果顯示，在三峽水庫湘西支流的回水區(qū)表層水和沉積物中均檢測到微塑料，其豐度分別為0.55×105～ 342×105n/km2和80～864 n/m2；表層水中的微塑料成分主要是聚乙烯、聚丙烯和聚苯乙烯，沉積物中的微塑料成分包括聚乙烯、聚丙烯、聚對苯二甲酸乙二醇酯和顏料[32]。另一項有關(guān)三峽水庫微塑料的研究結(jié)果顯示，表層水中微塑料豐度為1 597～12 611 n/m3，沉積物中微塑料豐度為25～300 n/kg濕重；微塑料形狀以纖維為主，顏色以透明為主，化學(xué)成分依次為聚苯乙烯(38.5%)、聚丙烯(29.4%)和聚乙烯(21%)[33]。在珠江干流及其支流以及珠江口進行MPs檢測，結(jié)果在河水、河床沉積物和河口沉積物中廣泛檢測到MPs，其豐度分別為(570±710) n/m3、(685±342) n/kg干重和(258±133) n/kg干重，以片狀、碎片狀和纖維狀聚乙烯、聚丙烯和乙烯-丙烯共聚物為主。這表明珠江流域的MPs主要來源于廢棄塑料廢物的破碎[34]，進一步分析表明，MPs具有一定的持久性和潛在的向下分散性；MPs豐度與人口密度和國內(nèi)生產(chǎn)總值呈正相關(guān)，表明人類活動和經(jīng)濟發(fā)展對MPs污染的影響；旱季MPs豐度高于雨季，說明降水具有稀釋效應(yīng)。北江是我國珠江水系的三大干流之一，其沿岸表層沉積物中微塑料豐度為(178±69)～(544±107) n/kg干重[35]。我國最大的內(nèi)陸湖泊青海湖表層水中微塑料豐度為0.05×105～7.58×105n/km2、入水河流中豐度為0.03×105～0.31×105n/km2、湖濱沉積物中豐度為50～1 292 n/m2，湖泊表層水中微塑料以小尺寸(0.1 ～ 0.5 mm)為主，河流樣品中大尺寸微塑料(1～5 mm)的比例較高，形狀主要呈薄片和纖維狀，聚合物類型主要是聚乙烯(PE)和聚丙烯(PP)[36]。

1.4 微塑料在生物體內(nèi)的積累

水環(huán)境中分布的微塑料能夠直接與水生生物接觸，潛在威脅水生生態(tài)系統(tǒng)的健康。為此，研究人員對野外采集的水生生物樣品開展了大量的調(diào)查研究，初步闡明了微塑料在水生生物體內(nèi)的積累現(xiàn)狀。

Courtene-Jones等在北大西洋羅科爾海槽(Rockall Trough)深海水體的調(diào)查結(jié)果顯示，深海水體中微塑料的豐度為70.8 n/m3，與表層水體中微塑料的豐度相當(dāng)；在深海水體采集的近半數(shù)(48%)無脊椎動物檢出微塑料，其積累量與沿海動物相當(dāng)[37]，說明微塑料在海水中能夠垂直遷移并被深海生物攝食。有關(guān)哺乳動物鯨類攝入微塑料的研究雖然個體樣本較少，但在統(tǒng)計的擱淺或被捕獲的528個生物個體中，45個(8.5%)鯨類個體含有塑料碎片，其中21個個體含有大的塑料碎片(>5 mm)，21個個體含有微塑料碎片(<5 mm)，另有3個個體既含有大的塑料碎片，又含有微塑料碎片；鯨類動物積累的微塑料形狀主要是纖維(83.6%)和碎片(16.4%)，說明微塑料也能夠在大型海洋哺乳動物體內(nèi)積累[38]。亞得里亞海北部和中部調(diào)查海區(qū)95%(n=533)的底棲比目魚Soleasolea體內(nèi)檢出微塑料，其中約80%的比目魚胃腸道含有一種以上的微塑料成分，2014和2015年每條魚體內(nèi)微塑料的平均含量分別為(1.73±0.05)和(1.64±0.1)個，最常見的聚合物類型是聚氯乙烯、聚丙烯、聚乙烯、聚酯和聚酰胺，其中72%為碎片，28%為纖維[39]。在北極海區(qū)采集的72條極地鱈魚Boreogadussaida幼體的胃腸部檢測到兩例含有非纖維狀的微塑料，其成分為環(huán)氧樹脂和高嶺土與聚甲基丙烯酸甲酯的混合物，說明隨著人類活動范圍的擴大，微塑料已經(jīng)被分散至北冰洋海區(qū)[40]。在亞得里亞海和伊奧尼亞海(Ionian Sea東北部)采集的7種魚類的230個樣本中檢出微塑料，在伊奧尼亞海東北部海區(qū)的檢出率為40%，在亞得里亞海北部海區(qū)的檢出率高達87%[41]。在中國地區(qū)采集的21種海水魚和6種淡水魚，100%的海魚和95.7%的淡水魚樣品中發(fā)現(xiàn)了微塑料，豐度在0.2～17.2 n/g(每條魚1.1～7.2個)，底棲性海魚體內(nèi)的微塑料含量明顯高于底棲性淡水魚，且以透明、纖維狀為主[42]。

此外，人們在4個洲13個國家生產(chǎn)的20個品牌的沙丁魚罐頭中發(fā)現(xiàn)，4個品牌的沙丁魚罐頭檢出微塑料，最常見的成分是聚丙烯(PP)和聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)[43]。在英國超市供應(yīng)的貽貝食品中檢出微塑料的含量平均為1 400 n/kg，且50%的塑料碎片屬于微塑料，其中37%是人造絲和棉纖維[44]，說明人們?nèi)粘Ｊ秤盟a(chǎn)品制品具有攝入微塑料的風(fēng)險。南美洲半干旱地區(qū)人們常食用的濱岸護胸鯰(Hoplosternumlittorale)積累微塑料的調(diào)查結(jié)果顯示，83%的個體腸道內(nèi)含有塑料碎片且以微塑料(<5 mm)為主(88.6%)，其中纖維狀最為常見(46.6%)[45]。Hanachi等使用從波斯灣和里海收集的鮭魚、沙丁魚和基爾卡魚制成的魚食養(yǎng)殖鯉魚，魚食(67%)和鯉魚胃腸道與鰓(65%)中MPs的主要形態(tài)是碎片。聚丙烯和聚苯乙烯是魚食(分別為45%和24%)和鯉魚(分別為37%和33%)中最常見的塑料聚合物，鯉魚體內(nèi)MPs含量與魚食中MPs含量呈顯著正相關(guān)，因此海洋來源的魚食可使MPs轉(zhuǎn)移到養(yǎng)殖魚類中，需引起水產(chǎn)養(yǎng)殖行業(yè)的關(guān)注[46]。

在我國南海北部大陸斜坡深海魚類中，所有樣品都受到了MPs的污染，反映出該地區(qū)MPs污染程度很高，魚的胃中MPs的平均豐度為(1.96±1.12) n/個體((1.53±1.08) n/g)，魚的腸道中的含量為(1.77±0.73) n/個體((4.82±4.74) n/g)；從200～209和453～478 m的深度采集魚類，在該范圍內(nèi)不同深度的魚類攝取的MPs數(shù)量沒有顯著差異；魚類攝入的微塑性物質(zhì)主要是尺寸小于1 mm、膜狀、顏色透明、由玻璃紙組成的塑料[47]。Feng等在我國海州灣海水養(yǎng)殖區(qū)，調(diào)查了6種主要野生魚類(赤鼻棱鳀Thryssakammalensis、六絲矛尾魚Amblychaeturichthyshexanema、紅齒棘球蚴Odontamblyopusrubicundus、半滑舌鰨Cynoglossussemilaevis、矛尾鰕虎魚Chaeturichthysstigmatias和棘頭梅童魚Collichthyslucidus)的消化組織和非消化組織中MPs的積累情況，發(fā)現(xiàn)所有的魚都檢出MPs；通常棲息于河口地區(qū)的赤鼻棱鳀體內(nèi)的MPs含量最高，為(22.21±1.70) n/個體((11.19±1.28) n/g)，而半滑舌鰨((13.54±2.09) n/個體)和矛尾鰕虎魚((1.61±0.56) n/g)積累微塑料的含量最低；MPs形態(tài)以纖維為主，顏色以黑色或灰色為主，成分以玻璃紙為主[48]。

美國西部蛇河(Snake River)表層水體中分布的浮游生物樣品大多含有微塑料，用浮游生物網(wǎng)(>100 μm)采集的樣品中微塑料的檢出率為92.8%，豐度0～14 n/m3，大多數(shù)碎片、薄膜和顆粒的尺寸在100～333 μm[28]。Reynolds等人對非洲南部濕地生活的7種鴨子的糞便和羽毛樣品進行了分析，發(fā)現(xiàn)5%的糞便樣品(n=283)和10%的羽毛樣品(n=408)含有微塑料纖維，與當(dāng)?shù)匚鬯幚韽S的尾水排放有關(guān)[49]。在葡萄牙各地采集到288只擱淺水鳥，在12.9%的水鳥胃中檢測到塑料，大多數(shù)為1～5 mm的白色或透明的生活用微塑料[50]。

綜上研究，微塑料在水環(huán)境中的分布情況如圖2所示，但未標(biāo)注的海區(qū)不能說明不存在微塑料污染，而是缺少相關(guān)的調(diào)查研究。

2 微塑料的生物毒性效應(yīng)

微塑料可通過食物鏈傳遞影響不同營養(yǎng)級生物的健康。近年來，科研工作者采用室內(nèi)模擬實驗探討了不同材質(zhì)、不同大小的微塑料顆粒對浮游植物、浮游動物、貝類、魚類等生物的毒性效應(yīng)，為科學(xué)評價微塑料對水生生物的健康風(fēng)險提供了重要依據(jù)。

2.1 微塑料對浮游植物的毒性效應(yīng)

Zhang等發(fā)現(xiàn)，聚氯乙烯微塑料顆粒(～1 μm)對海洋中肋骨條藻(Skeletonemacostatum)的生長具有顯著抑制作用，在50 mg/L條件下可抑制微藻的生長，暴露96 h后的最大生長抑制率達39.7%，但較大尺寸(～1 mm)的塑料碎片對其生長沒有抑制效應(yīng)，說明遮光效應(yīng)不是微塑料抑制微藻生長的原因，而主要是由于微塑料顆粒與藻細胞相互作用形成雜聚體，從而產(chǎn)生毒性效應(yīng)[51]。微塑料對于浮游植物的光合作用影響很大，聚氯乙烯微塑料顆粒(111、157、216 μm)和聚丙烯微塑料顆粒(64、172、236 μm)可以降低蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa)的葉綠素a的含量，在250 mg/L條件下與對照組相比最大降低55.23%，另外隨著微塑料濃度的增加其對光合作用的抑制效應(yīng)越來越強，并且聚氯乙烯微塑料顆粒抑制作用大于聚丙烯微塑料顆粒[52]。有研究發(fā)現(xiàn)，微塑料可與淡水萊茵衣藻(Chlamydomasreinhardtii)細胞、胞外多糖等形成雜聚體，使聚丙烯塑料顆粒沉降至水底[53]；中性和正電荷的聚苯乙烯納米顆粒對淡水綠藻羊角月牙藻(Pseudokirchneriellasubcapitata)細胞的吸附能力更強，且吸附能力受介質(zhì)硬度(Ca2+濃度)的影響[54]。Long等利用聚苯乙烯微塑料(2 μm)對硅藻(Chaetocerosneogracile)、定鞭金藻(Tisochrysislutea)和甲藻(Heterocapsatriquetra)進行暴露培養(yǎng)，發(fā)現(xiàn)微塑料顆粒與浮游植物的聚集情況和浮游植物種類有關(guān)，具有種間差異性[55]。Seoane等研究2.5 μg/mL不同粒徑(0.5和2 μm)氨基改性聚苯乙烯微球?qū)Ｑ蠊柙逍录汍[毛藻(Chaetocerosneogracile)的細胞毒性發(fā)現(xiàn)，MPs不會附著在藻細胞壁上，細胞生長、形態(tài)、光合作用、活性氧含量和膜電位保持不變，但是細胞酯酶活性和中性脂質(zhì)含量顯著降低，而微藻油體可作為維持健康細胞狀態(tài)的能源，由此認為，暴露于微塑料的微藻可通過調(diào)節(jié)能量代謝以應(yīng)對逆境條件[56]。

因此，有關(guān)微塑料對浮游植物的毒性效應(yīng)機制目前主要聚焦于吸附/聚集作用，尤其是小尺寸的微塑料具有更大的比表面積和吸附能力，在自然環(huán)境中也可通過吸附重金屬、有機污染物等對浮游植物產(chǎn)生聯(lián)合毒性效應(yīng)。此外，微塑料中化學(xué)添加劑的浸出及其對微藻生理的影響具有重要的環(huán)境意義，例如熒光添加劑在模擬(酸性水、鹽水、堿性水)和天然水(河流、湖泊、濕地、海水)中的浸出行為的研究顯示，隨著溶液pH值和浸出時間的增加，添加劑的釋放量增加，浸出濃度按照堿性水、鹽水、海水、湖泊、河流、濕地的順序依次降低；微塑料浸出液對小球藻生長和光合作用的影響表明，隨著滲濾液濃度的增加，光系統(tǒng)II(Fv/Fm)的最大光化學(xué)量子效率降低[57]，因此微塑料中添加劑的浸出過程主要取決于水環(huán)境，浸出后的化學(xué)物質(zhì)可能對水生生物造成生態(tài)風(fēng)險。

2.2 微塑料對浮游動物的毒性效應(yīng)

浮游動物作為海洋生態(tài)系統(tǒng)中物質(zhì)轉(zhuǎn)換和能量傳遞的關(guān)鍵媒介，其對微塑料污染的響應(yīng)至關(guān)重要。Botterell等統(tǒng)計了22項微塑料的調(diào)查研究，發(fā)現(xiàn)39種浮游動物可以攝取微塑料顆粒，其中10項研究證實了微塑料顆粒對浮游動物攝食行為、生長、發(fā)育、繁殖和生活史的負面效應(yīng)，但3項研究說明微塑料顆粒對浮游動物未造成可見的負面影響[58]。如海洋浮游甲殼類布紋藤壺(Amphibalanusamphitrite)幼體和鹵蟲(Artemiafranciscana)能夠積累0.1 μm的聚苯乙烯微塑料顆粒并產(chǎn)生亞致死效應(yīng)，誘導(dǎo)氧化脅迫和神經(jīng)毒性[59]。聚苯乙烯納米顆粒還能影響鹵蟲(A.franciscana)幼體的攝食、運動能力和蛻皮過程[60]。聚苯乙烯塑料微球被橈足類動物海島哲水蚤(Calanushelgolandicus)攝食后，糞球的密度顯著降低，下沉速率減少2.25倍，更易破碎分散[61]。聚酯纖維和聚乙烯微球?qū)Φ∮蝿游锬：W(wǎng)紋蚤(Ceriodaphniadubia)的生長和繁殖具有劑量依賴效應(yīng)，且纖維狀微塑料具有更強的負面效應(yīng)[62]。另外，微塑料顆粒對浮游動物的毒性效應(yīng)也取決于其尺寸大小，如1 μm的聚乙烯顆粒對浮游動物大型溞(Daphniamagna)的96 h半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)為57.43 mg/L，但100 μm的聚乙烯微塑料不能被其攝食，未見負面效應(yīng)[63]。研究表明，13種浮游動物具有攝入小尺寸(1.7～30.6 μm)聚苯乙烯微塑料顆粒的能力，且7.3 μm微塑料(>4 000 n/mL)暴露條件下能夠抑制橈足類背針胸刺水蚤(Centropagestypicus)對藻細胞的攝食率[64]。因此，浮游動物在攝食過程中對微塑料可能不具有識別能力，微塑料在其腸道內(nèi)的長時間存在會產(chǎn)生假的飽腹感，影響其對營養(yǎng)物質(zhì)的攝取，例如將微塑料與水母接觸進行實驗，結(jié)果顯示成年水母相對于幼年的有選擇能力，對攝食影響相對較低，而幼年水母的毒性響應(yīng)較為明顯，后續(xù)的存活、生長和繁殖均受到顯著影響[65]。

通常來講，浮游動物攝入微塑料后能夠隨糞便將其排出體外，一般不會在其酶分泌和營養(yǎng)吸收的主要器官——中腸腺腺管中積累，不會產(chǎn)生致死毒性。有關(guān)微塑料對浮游動物急性毒性作用機制的分析需重點考慮以下兩點：不同材質(zhì)、不同降解程度的微塑料的滲濾液是一類組分復(fù)雜的污染物質(zhì)，會對浮游動物產(chǎn)生急性毒性作用[66]；環(huán)境中存在的微塑料以纖維狀為主，且不規(guī)則塑料碎片的排出速率相對降低，造成浮游動物營養(yǎng)不良[62,67]。

2.3 微塑料對貝類的毒性效應(yīng)

隨著貝類養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，貝類產(chǎn)品在漁業(yè)養(yǎng)殖經(jīng)濟中的比重越來越大，成為人類獲取蛋白質(zhì)的重要來源之一。因此，微塑料對貝類的毒性效應(yīng)直接關(guān)系到水產(chǎn)品安全和消費者健康。研究發(fā)現(xiàn)，野外采集的貝類樣品大都含有微塑料，且以纖維狀為主。Sussarellu等采用直徑2和6 μm的聚苯乙烯微球在0.023 mg/L濃度條件下與太平洋牡蠣暴露喂食2個月，發(fā)現(xiàn)太平洋牡蠣(Crassostreagigas)更傾向攝入6 μm的微塑料，卵母細胞數(shù)(-38%)和直徑(-5%)以及精子速度(-23%)均出現(xiàn)降低的現(xiàn)象，暴露組牡蠣后代的D型幼蟲產(chǎn)量和幼蟲發(fā)育率分別降低了41%和18%，說明微塑料對牡蠣的濾食行為和繁殖造成嚴(yán)重影響[68]。Gardon等發(fā)現(xiàn)不同濃度(0.25、2.5、25 μg/L)直徑6和10 μm的聚苯乙烯微球暴露喂食2個月，隨著微塑料豐度的增加，珍珠牡蠣(Pinctadamargaritifera)的同化效率顯著降低，在生長、繁殖等多個方面影響動物體內(nèi)的能量平衡[69]。Luan等發(fā)現(xiàn)氨基聚苯乙烯微塑料(PS-NH2)顆粒和羧基聚苯乙烯微塑料(PS-COOH)顆粒對文蛤(Meretrixmeretrix)孵化期、殼頂幼蟲期和D型幼蟲期的發(fā)育影響依次降低，毒性作用與其發(fā)育階段有關(guān)[70]。

貽貝(Pernaviridis)與不同濃度的(0、21.6、216、2 160 mg/L)懸浮聚氯乙烯(PVC)微塑料顆粒(1～50 μm)每天暴露接觸2 h，44 d后貽貝的濾食率、呼吸速率和足絲的產(chǎn)生與微塑料豐度呈負相關(guān)，在91 d內(nèi)貽貝的存活率隨著PVC含量的增加而降低[71]。因此，微塑料與貝類的暴露接觸可能是因為產(chǎn)生假飽腹感，從而降低對食物的同化效率，并導(dǎo)致自身能量失衡。但有關(guān)微塑料對貝類繁殖能力產(chǎn)生的負面效應(yīng)，有待于進一步研究揭示其致毒機制，目前關(guān)注較多的是與其他污染物的聯(lián)合毒性，例如由于其疏水性和相對較大的表面積，可以作為海洋中疏水性污染物的載體，有助于它們向生物體的轉(zhuǎn)移[72]。

2.4 微塑料對魚類的毒性效應(yīng)

野外調(diào)查結(jié)果顯示，多種魚類體內(nèi)含有微塑料碎片或顆粒，含量的多少主要取決于采樣的環(huán)境條件，總體含量不多。但微塑料同樣會對魚類生物產(chǎn)生一定的負面效應(yīng)。研究發(fā)現(xiàn)，將成年雄性斑馬魚(Daniorerio)暴露接觸暴露于直徑0.5和50 μm的聚苯乙烯微球(1 000 μg/L)14天后，斑馬魚腸道微生物的菌群發(fā)生明顯變化，并引起一定程度的炎癥反應(yīng)[73]。當(dāng)用雙酚A和納米塑料顆粒同時作用于成年斑馬魚(D.rerio)時，其頭部和內(nèi)臟積累雙酚A的濃度比雙酚A單獨存在時分別升高2.2和2.6倍，說明納米塑料顆粒能夠增強雙酚A的生物可利用性并可能引發(fā)神經(jīng)毒性[74]。添加微塑料顆粒(2 mg/L)明顯增強水體中百草枯對鯉魚的毒性作用，導(dǎo)致鯉魚體內(nèi)白蛋白水平的顯著升高[75]。

另外，魚類誤食微塑料的過程還受塑料顏色的影響，傾向于捕獲黑色塑料顆粒，其它顏色或淺色的微塑料顆粒只有與食物一起被攝食時，才會被咽入腸胃，且大多數(shù)的(93%)魚類能夠在一周左右將攝入的微塑料全部排出體外[76]。目前尚未發(fā)現(xiàn)微塑料對魚類的急性毒性作用，重點關(guān)注亞致死慢性終點以及與其它毒物的聯(lián)合毒性作用的研究。微塑料對水體中其它污染物的吸附作用可能是對魚類致毒的重要途徑，例如天然有機質(zhì)和MPs的聯(lián)合作用可促進斑馬魚(D.rerio)對Cu的積累，相應(yīng)地加重肝臟和腸胃的銅毒性，且微塑料的粒徑越小促進效應(yīng)越明顯[77]。

2.5 微塑料對珊瑚的毒性效應(yīng)

珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)主要分布于熱帶和亞熱帶海區(qū)，分布有豐富的底棲型藻類和微生物，是珊瑚魚的主要棲息地，也是海洋生物活性物質(zhì)的重要寶庫。近年，受全球氣候變化、海洋酸化、海洋污染等多重因素的影響，珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)出現(xiàn)大面積的白化、退化或死亡現(xiàn)象，引起人們的高度關(guān)注。潘云鳳等針對珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)中微塑料污染及其生態(tài)效應(yīng)進行了較系統(tǒng)的歸納總結(jié)，前期的研究說明珊瑚蟲能夠攝取微塑料顆粒并在其腸道內(nèi)停留一段時間，對可改變珊瑚共生的蟲黃藻細胞內(nèi)的葉綠素含量和生理狀態(tài)，對珊瑚生長和健康間接地產(chǎn)生負面影響[78]。本文此處重點補充幾項有關(guān)微塑料對珊瑚毒性效應(yīng)的最新研究結(jié)果。

Syakti等通過室內(nèi)暴露實驗進一步證實了美麗鹿角珊瑚(Acroporaformosa)可以攝入和排出<100 μm的低密度聚乙烯顆粒，其生長受到明顯抑制，且引起珊瑚壞疽或白化，但共生的蟲黃藻密度明顯增加[79]。Saliu等在造礁珊瑚體內(nèi)檢出了微塑料及塑料添加劑鄰苯二甲酸酯，說明微塑料含有的添加劑成分可能會對珊瑚產(chǎn)生直接的毒性作用[80]。Martin等研究了五種不同尺寸的微塑料(53～63、125～150、215～250、300～355和425～500 μm)對紅海(Red Sea)常見的三種珊瑚蟲(煙黑鹿角珊瑚A.hemprichii、網(wǎng)狀菊花珊瑚Goniastrearetiformis和疣鹿角珊瑚Pocilloporaverrucosa)的影響過程，發(fā)現(xiàn)珊瑚主要通過其表面與微塑料的黏附作用去除微塑料顆粒，而攝食途徑清除微塑料顆粒的比例只占總量的2.2%，說明微塑料與珊瑚暴露接觸的過程中腸道攝入微塑料的暴露途徑貢獻較低[81]。但不同種類的珊瑚對微塑料的暴露接觸具有不同程度的響應(yīng)。Reichert等使用較低豐度(200 n/L)的高密度聚乙烯顆粒(65～410 μm)模擬自然環(huán)境中微塑料的污染水平，監(jiān)測美麗軸孔珊瑚A.muricata、疣鹿角珊瑚P.verrucosa、鐘形濱珊瑚Poriteslutea和蒼珊瑚Helioporacoerulea四種造礁珊瑚的生長狀況長達6個月，發(fā)現(xiàn)微塑料對珊瑚造成的負面效應(yīng)具有明顯的種間差異，美麗軸孔珊瑚和疣鹿角珊瑚由于頻繁與微塑料顆粒直接接觸，其生長和光合作用受到顯著抑制[82]。另外，兩種深海冷水珊瑚Lopheliapertusa和Madreporaoculata對微塑料暴露接觸也表現(xiàn)出種間差異性，低密度聚乙烯微塑料顆粒損害L.pertusa的捕食能力和生長速率，但M.oculata不受影響[83]。因此，隨著微塑料污染程度的日趨加劇，珊瑚礁生態(tài)系統(tǒng)中珊瑚群落的組成會發(fā)生改變，甚至導(dǎo)致珊瑚多樣性降低。

2.6 微塑料對動物胚胎或幼體的毒性效應(yīng)

一般在短期內(nèi)水環(huán)境中的微塑料不會對成年生物個體造成負面影響，但目前有關(guān)微塑料長期慢性毒性效應(yīng)的研究十分欠缺。

現(xiàn)有的研究結(jié)果表明，微塑料對魚類、貝類等海洋動物的胚胎和幼體發(fā)育具有顯著的毒性效應(yīng)。不同豐度的(0.1、1、10 mg/L)納米塑料顆粒與受精6 h后的斑馬魚胚胎暴露接觸至120 h，發(fā)現(xiàn)胚胎早期發(fā)育的24 h內(nèi)納米塑料在卵黃囊內(nèi)積累，然后遷移至胃腸道、膽囊、肝臟、胰腺、心臟和大腦(48～120 h)；斑馬魚早期胚胎發(fā)育過程中未發(fā)現(xiàn)死亡、畸形或線粒體生物能改變的負面效應(yīng)，但會導(dǎo)致心率和幼蟲游動能力的降低[84]。L?nnstedt等發(fā)現(xiàn)聚苯乙烯微塑料顆粒(90 μm)可抑制赤鱸(Percafluviatilis)幼體的孵化率和生長速率，改變其取食偏好和先天行為，并使其嗅覺喪失對危險信號的反應(yīng)能力，顯著增加了由捕食者導(dǎo)致的死亡率[85]。但Mazurais等發(fā)現(xiàn)聚乙烯微球(10～45 μm)對歐洲鱸魚(Dicentrarchuslabrax)幼體的急性毒性作用有限，可能與鱸魚的高排泄率有關(guān)[86]。胺基化的納米塑料顆?？蓪?dǎo)致普通海膽(Paracentrotuslividus)胚胎發(fā)育產(chǎn)生嚴(yán)重缺陷，但羧基化的納米顆粒則不會對海膽胚胎表現(xiàn)出明顯的毒性效應(yīng)，說明塑料顆粒的表面電荷和聚集的差異顯著影響了它們的胚胎毒性[87]。新的塑料微球比沙灘老化的塑料微球?qū)G海膽(Lytechinusvariegatus)胚胎發(fā)育具有更強的毒性作用，導(dǎo)致胚胎發(fā)育的畸形率顯著升高[88]。但Martínez-Gómez等人發(fā)現(xiàn)，聚苯乙烯、高密度聚乙烯塑料浸出液比原始塑料顆粒和老化的塑料顆粒，對普通海膽(P.lividus)胚胎具有更強的毒性效應(yīng)[89]。聚乙烯塑料微球可降低短刺海膽(Tripneustesgratilla)幼蟲對餌料藻的攝食率，對海膽幼蟲的生長有一定程度的抑制作用[90]。另外，可循環(huán)利用的7類塑料的浸出液對布紋藤壺(A.amphitrite)無節(jié)幼體產(chǎn)生致死毒性，顯著抑制腺介幼體的著床能力[91]。Lo and Chan[92]向指甲履螺(Crepidulaonyx)幼體投喂2 μm粒徑的微塑料球，在豐度10 n/mL條件下未見幼體生物受到負面影響，而在高豐度條件下微塑料球雖未降低履螺的攝食率，但導(dǎo)致其幼體生長緩慢和著床提前，說明履螺在攝入和排出微塑料過程中消耗了大量能量。Liu等以中華絨螯蟹(Eriocheirsinensis)幼體為研究對象，微塑料影響免疫系統(tǒng)相關(guān)酶活性和基因表達，改變了其腸道菌群的多樣性和種類組成[93]。

由此來看，除浮游生物外，其它海洋生物的幼體發(fā)育和生長同樣面臨微塑料的嚴(yán)重毒害效應(yīng)。

3 海洋環(huán)境微塑料污染的現(xiàn)狀分析與控制對策

近年來人們對海洋微塑料污染問題的關(guān)注度與日俱增，從微塑料污染現(xiàn)狀的野外調(diào)查，到微塑料急性或慢性毒性實驗的室內(nèi)分析，使得微塑料相關(guān)的研究論文的發(fā)表數(shù)量呈指數(shù)增長趨勢。前兩年我國學(xué)者也對微塑料污染、生態(tài)效應(yīng)等進行了綜述報道[94-96]，本文重點補充了近年最新的研究結(jié)果，基于微塑料污染現(xiàn)狀和毒性效應(yīng)的分析，提出相應(yīng)的控制對策。

3.1 微塑料在水環(huán)境中的遷移、分布規(guī)律

從圖2匯總的調(diào)查結(jié)果來看，亞洲和歐洲沿海已開展較多的微塑料調(diào)查工作，且我國科研工作者對海水、沉積物和生物樣品中微塑料的污染現(xiàn)狀做了相應(yīng)的調(diào)查研究，歐洲海區(qū)的調(diào)查結(jié)果多集中在沉積物和生物樣品。但由于微塑料調(diào)查工作中使用的采樣手段和定量方法均不太統(tǒng)一，且在相同站位同步開展的環(huán)境樣品與生物樣品的調(diào)查研究十分缺乏，本文使用現(xiàn)有的調(diào)查數(shù)據(jù)結(jié)果對水環(huán)境中微塑料的遷移、分布規(guī)律進行近似地分析。

從目前海洋或淡水環(huán)境中微塑料的調(diào)查結(jié)果來看，水體中微塑料豐度差異較大，海水和淡水環(huán)境中微塑料豐度的變化范圍分別為0.045～2 569和570～12 611 n/m3?？傮w而言，水庫(1 597～12 611 n/m3)[33]、河流(0～5 405[28]、293～4 760[29]、(570±710) n/m3[34])、河口區(qū)((4 137.3±2 461.5) n/m3)[24]和離岸海區(qū)((0.07±0.02) n/m3[11]、(0.24±0.35) n/m3[20]、(0.33±0.34) n/m3[22]、(0.167±0.138) n/m3[24])水環(huán)境中微塑料豐度依次降低，說明陸地人類活動是海洋環(huán)境中微塑料的重要來源，河流輸入是微塑料從陸地向海洋遷移的重要途徑，且在泥沙沉積速率較快的河口區(qū)發(fā)生明顯的富集。

除突尼斯比塞大瀉湖-海峽水域(3 000～18 000 n/kg干重)[16]和地中海半封閉海區(qū)(4 680 n/kg干重)[9]的沉積物中微塑料豐度較高之外，其他海灘和海洋沉積物中微塑料豐度在0～1 674 n/kg干重之間波動，多數(shù)調(diào)查結(jié)果為幾十至數(shù)百n/kg干重。參考文獻中報道的海水沉積物的平均含水率約為130%[97,98]，據(jù)此估算海洋沉積物中微塑料豐度約為0～1 232 n/L海水(每公斤干重的沉積物中含有的海水)，與海水中微塑料豐度0.045～2 569 n/m3相比，沉積物中微塑料的豐度升高約480倍。由此來看，盡管海水密度較高、水動力條件較好，微塑料顆粒經(jīng)歷長時間的運移仍然可以在海洋沉積物中積累。

據(jù)報道，我國分布的21種海水魚和6種淡水魚體內(nèi)微塑料的含量為200～17 200 n/kg[42]，遠高于我國海洋和淡水環(huán)境中微塑料的豐度。為了近似計算魚類對微塑料的生物富集系數(shù)，選擇我國黃海和南海兩個海區(qū)的調(diào)查數(shù)據(jù)進行分析。我國黃海海州灣分布的赤鼻棱鳀(Thryssakammalensis)魚體內(nèi)微塑料的含量最高((11 190±1 280) n/kg)[48]，與北黃海海區(qū)的微塑料豐度((545±282) n/m3)[25]相比，赤鼻棱鳀體內(nèi)微塑料含量約為20 000倍；我國南海捕獲的深海魚類腸道中微塑料的含量達(4 820±4 740) n/kg[47]，與南海海區(qū)微塑料豐度((2 569±1 770) n/m3)[23]相比，南海深海魚體內(nèi)微塑料的含量約為1 900倍。雖然水體和魚體內(nèi)微塑料碎片或顆粒的形狀、材質(zhì)可能有差異，無法計算生物富集系數(shù)，但魚類生物體內(nèi)和水體中微塑料豐度的顯著差異說明魚類生物對微塑料具有很強的積累。由此來看，人們常食用的魚類等海產(chǎn)品是攝入微塑料的重要途徑，可能危害人類健康，應(yīng)給予重視。建議今后開展微塑料環(huán)境行為、沿食物鏈傳遞、生物富集等方面的研究，為客觀評價海洋環(huán)境中微塑料的生態(tài)風(fēng)險提供科學(xué)依據(jù)。

3.2 微塑料對海洋生物的毒性效應(yīng)分析

從現(xiàn)有的文獻報道來看，微塑料對浮游生物藻類的危害效應(yīng)主要是源于藻類胞外分泌物與微塑料顆粒的聚集效應(yīng)，影響浮游植物細胞的懸浮和細胞膜的生理功能，從而影響藻類的代謝和生長。微塑料對浮游動物的毒性效應(yīng)主要源于微塑料自身浸出的塑料添加劑等有害成分，并使得浮游動物腸道排空時間延長，造成營養(yǎng)不良效應(yīng)。微塑料對貝類和魚類的負面影響主要源于微塑料對有機污染物、金屬離子等的攜帶作用，并改變動物腸道菌群的種類組成，影響生物的物質(zhì)代謝和能量平衡。除幼體或成年的海洋動物外，斑馬魚胚胎的早期發(fā)育[84]、鱸魚幼體的孵化率[85]和海膽胚胎發(fā)育[87-90]對微塑料表現(xiàn)出更靈敏的毒性響應(yīng)，說明魚蝦、貝類、海膽等生物的體外受精和胚胎發(fā)育過程可能會受海洋微塑料的負面影響。因此，今后應(yīng)針對海洋微塑料對海洋生物繁殖、幼體發(fā)育等生物過程的影響開展系統(tǒng)的研究。

目前有關(guān)微塑料暴露的毒性實驗采用的微塑料豐度通常以質(zhì)量濃度計算，一般為數(shù)mg/L或數(shù)百μg/L，但海洋調(diào)查過程中使用的計量單位通常為n/m3，由于塑料碎片或顆粒的密度、形狀不同，難以將其轉(zhuǎn)換為質(zhì)量濃度。但在一例毒性實驗中采用了相似環(huán)境豐度的微塑料球(10 n/mL，2 μm粒徑)，未見其對指甲履螺(Crepidulaonyx)幼體的負面影響[92]。常見的微塑料材質(zhì)聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)和聚乙烯(PE)的密度分別為1.4、1.05和0.915～0.97 g/cm3，取三者的平均密度1.13 g/cm3計算，粒徑為1、50和100 μm的塑料球體積分別為0.52×10-12、6.54×10-8和5.23×10-7cm3。因此，100 μg/L的1、50和100 μm粒徑的微塑料豐度約分別相當(dāng)于1.7×1011、1.35×106和1.7×105n/m3，與本文所報道的海水中最高的微塑料豐度(2 569 n/m3)[23]相比，100 μg/L的三種粒徑的微塑料豐度分別為6.6×107、525和66倍。由此來看，有關(guān)微塑料的毒性實驗多數(shù)采用了遠高出自然海水中所觀察到的微塑料實際豐度。另外，室內(nèi)染毒實驗使用的塑料微球多數(shù)為工業(yè)生產(chǎn)過程中使用的微米級的原始塑料顆粒，缺少塑料制品加工過程中使用的增塑劑等添加劑成分，不能全面反映環(huán)境中廢棄塑料降解產(chǎn)生的微塑料顆粒產(chǎn)生的生物效應(yīng)。因此，建議今后多采用老化的塑料制品粉碎成不同粒徑的顆粒，使用稍高出環(huán)境豐度的添加量進行模擬，開展慢性毒性實驗，以探討海洋環(huán)境中分布的微塑料對生物的潛在影響。

3.3 海洋環(huán)境中微塑料污染的控制對策

海洋微塑料數(shù)量持續(xù)增加造成的海洋生態(tài)風(fēng)險日益受到全球關(guān)注。2015年第二屆聯(lián)合國環(huán)境大會將以塑料微珠為主的微塑料污染列為環(huán)境與生態(tài)科學(xué)研究領(lǐng)域的第二大科學(xué)問題，表明其與全球氣候變化、臭氧層破壞等重大全球環(huán)境問題同等重要。筆者認為，為有效消除微塑料對海洋生態(tài)系統(tǒng)的不利影響，必需首先強化源頭控制，其次是在微塑料污染嚴(yán)重的海域?qū)嵤┥镄迯?fù)技術(shù)。為此提出以下四方面對策。

(1) 健全相關(guān)法律以限制微塑料在工業(yè)生產(chǎn)中的使用和排放。

限制微塑料的生產(chǎn)和使用是控制其入海量和生態(tài)危害最有效的手段。2015—2018年美國、英國和日本先后制訂法案禁止在護膚品、牙膏及其他洗護產(chǎn)品中使用塑料微珠，以減少微塑料顆粒的使用和排放量。我國發(fā)布的《環(huán)境保護綜合名錄 (2017年) 》也將“添加塑料微珠的化妝品和清潔用品”、“塑料微珠添加劑”列入“高污染、高環(huán)境危險”產(chǎn)品名錄，但對以個人護理品為代表的環(huán)境微塑料使用后的排放管理還處于空白[99]。因此，建議盡快健全微塑料污染源控制方面的法律法規(guī)，從國家層面實施微塑料顆粒使用和排放的管控。

(2) 提高全社會對微塑料污染危害的認識以自覺減少塑料材料和微塑料使用。

目前，我國對于海洋微塑料污染及其生態(tài)效應(yīng)的關(guān)注尚局限于科學(xué)研究層面，公眾很少或根本沒有認識到微塑料可能帶來的生態(tài)危害。因此，應(yīng)在健全相關(guān)法律基礎(chǔ)上，在學(xué)校、公共場所、企事業(yè)單位和政府部門廣泛開展各種形式的環(huán)?？破蘸托麄鹘逃顒?，提高公眾意識，進一步推動國民的綠色“低塑”生活，提高塑料垃圾的回收率，在全社會形成減少原生微塑料使用的氛圍。

(3) 加強海上執(zhí)法力度以控制海洋工程建設(shè)項目的塑料垃圾排海。

嚴(yán)格執(zhí)行《防治海洋工程建設(shè)項目污染損害海洋環(huán)境管理條例(2017年修訂》、《海洋石油勘探開發(fā)污染物排放濃度限值(GB 4914—2008)》等法律法規(guī)和環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)，禁止海洋石油勘探開發(fā)等海洋工程建設(shè)項目以及漁業(yè)生產(chǎn)活動產(chǎn)生的塑料制品直接排放或棄置入海。

(4) 研發(fā)生物修復(fù)技術(shù)以快速降解海洋中的微塑料。

通過生物降解消除海洋中微塑料污染是一類環(huán)境友好而有應(yīng)用前景的方法。據(jù)報道[100-102]，土壤中分離出的葡萄球菌、假單胞菌和芽孢桿菌能夠降解聚乙烯，而黑曲霉、銅綠假單胞菌、枯草芽孢桿菌、金黃色葡萄球菌能夠降解聚對苯二甲酸乙二醇酯和聚苯乙烯。如何培養(yǎng)這些微生物適應(yīng)高鹽海水環(huán)境，并避免使用過程中外來物種入侵的潛在危害，是研發(fā)海洋微塑料生物降解技術(shù)的關(guān)鍵，有待進一步研究。