章敏，薄軍，鄭榕輝，高富龍，洪幅坤，陳錦燦,2，方超,*

1. 自然資源部第三海洋研究所，海洋生物與生態(tài)實驗室，廈門 361005 2. 廈門大學(xué)海洋與地球?qū)W院，近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點實驗室，廈門 361102

微塑料(micro-plastics, MPs)一般指的是粒徑<5 mm的塑料顆粒、纖維、碎片和薄膜等[1]，而對于納米塑料(nano-plastics, NPs)的定義主要分為2種，一種為粒徑<1 μm的塑料類型[2-3]，另一種為<100 nm的塑料類型[4-5]。微(納米)塑料(micro(nano)plastics, MNPs)主要分為初級MNPs(直接來自塑料顆粒等的使用，例如塑料生產(chǎn)、化妝品等)和次級MNPs(較大塑料垃圾的破碎)[6]。MNPs來自陸地、河流、海岸和大氣，可以通過水循環(huán)和大氣循環(huán)進入大氣圈、水圈、土壤圈甚至生物圈，可以從近岸海洋輸送到大洋深處、南北兩極，在全球廣泛分布[7-8]。海洋MNPs具有濃度高、種類多、分布廣和危害集中等特點，尤其是在人類活動頻繁的漁業(yè)水域，其污染問題日益凸顯[8-9]。

《中華人民共和國漁業(yè)法實施細則》定義海洋漁業(yè)水域為中華人民共和國管轄水域中魚、蝦、蟹、貝類的產(chǎn)卵場、索餌場、越冬場、洄游通道和魚、蝦、蟹、貝、藻類及其他水生動植物的養(yǎng)殖場所；各漁業(yè)海域具有特有的和有價值的商業(yè)漁業(yè)物種且一般設(shè)置禁漁區(qū)和禁漁期[10]。海洋漁業(yè)水域中的MNPs主要來自陸域輸入和海上人類活動。水域陸源輸入是海洋漁業(yè)水域MNPs的一個主要來源，海上來源包括漁業(yè)養(yǎng)殖用具、捕撈和運輸過程等[11]。一般情況下，MNPs可以根據(jù)其形態(tài)分為顆粒、纖維、碎片、薄膜和泡沫[12]。漁業(yè)水域普遍使用塑料養(yǎng)殖用具，如漁網(wǎng)、漁繩、漁線、泡沫浮板、管道和網(wǎng)箱等，這些漁具經(jīng)磨損和老化，逐漸分解為聚氯乙烯(polyvinyl chloride, PVC)、聚苯乙烯(polystyrene, PS)、聚丙烯(polypropylene, PP)、聚乙烯(polyethene, PE)和聚對苯二甲酸乙二醇酯(polyethylene glycol terephthalate, PET)等類型的MNPs[13-17]。研究發(fā)現(xiàn)，不同漁業(yè)水域MPs種類存在差異：比如中國四大傳統(tǒng)漁場之一的北部灣水域，其表層沉積物(0～5 cm)中PP和PE纖維數(shù)占MPs總豐度的61.6%，并且MPs纖維的豐度與不同區(qū)域的漁業(yè)產(chǎn)量之間存在顯著相關(guān)性，推測來源于漁業(yè)活動中漁具的磨損[18]。我國象山港養(yǎng)殖水域的MPs主要成分為PS，約占總豐度的38.6%[11]；而舟山漁場中最常見的MPs是PP和PET[19]。此外，在漁業(yè)活動中常用到PVC泡沫制品工具，且PVC管和薄膜可用于搭建人工魚棚[13]。研究發(fā)現(xiàn)PVC在水環(huán)境中比其他塑料更容易碎裂并分解為MPs[20-21]。

MNPs之所以引起環(huán)境關(guān)注，是因為(微米/納米級)粒徑容易被各種生物所攝食且能在食物鏈中傳遞[22]。越來越多的研究報道了漁業(yè)水域的典型水生生物攝取MPs的情況；例如，Kazmiruk等[23]研究發(fā)現(xiàn)在加拿大蘭伯特海峽和貝恩斯海峽，太平洋牡蠣(Crassostreagigas)養(yǎng)殖區(qū)受到了MPs的高度污染，影響了牡蠣的健康和品質(zhì)；Set?l?[24]通過熒光標記實驗發(fā)現(xiàn)小型浮游生物體內(nèi)MPs會向大型浮游動物轉(zhuǎn)移，說明MNPs可能會通過食物鏈在各營養(yǎng)級中傳遞；Zhang等[25]通過調(diào)查中國東海舟山漁場周邊海域11種野生魚類和8種野生甲殼類物種體內(nèi)的MPs污染特征，發(fā)現(xiàn)MPs能夠通過食物鏈傳遞并在高營養(yǎng)級的魚類體內(nèi)累積。

海洋MNPs污染是全球環(huán)境污染熱點問題之一，開展其生態(tài)風險評估與風險管控，對于減少污染造成的環(huán)境和經(jīng)濟損失等具有重要意義[26-27]。物種敏感性分布(species sensitivity distribution, SSD)評估是水環(huán)境MNPs生態(tài)風險評估中一種重要的方法，SSD是群落水平上的劑量-效應(yīng)生態(tài)風險評估(ecological risk assessments, ERA)模型，基于不同水域各生態(tài)系統(tǒng)中的不同物種對同一環(huán)境污染物的敏感性影響存在差異，其橫坐標為污染物濃度，縱坐標為物種潛在影響比例(potential affected fractions, PAF)，根據(jù)物種敏感性差異構(gòu)建累積概率分布模型，得出定量污染物濃度對應(yīng)的PAF，即可用于定量某漁業(yè)水域污染風險水平[28]。20世紀80年代美國環(huán)境保護局(United States Environmental Protection Agency, US EPA)首次將SSD用于建立水質(zhì)基準，隨后作為物種對應(yīng)激源暴露敏感性的概率模型被廣泛用于國內(nèi)外水生生態(tài)系統(tǒng)污染物生態(tài)風險評估領(lǐng)域中[28-31]。本研究利用半數(shù)有效濃度(median effect concentration, EC50)和SSD曲線通過具體的數(shù)值來描述和分析MNPs污染物對海洋生物環(huán)境的毒性影響，EC50是指能引起50%受試生物某種效應(yīng)變化的濃度，是毒性研究中的常用急性數(shù)據(jù)，此方法一定程度上有利于解決MNPs生態(tài)風險評估手段匱乏和評估結(jié)果不明確等難題[32-34]。

作為食物鏈底層重要的初級生產(chǎn)者，微藻代表著物質(zhì)和能量進入海洋食物鏈的切入點，也是維持海洋生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的重要組成部分[35]。微藻具有生長周期短、操作簡單、易于觀察和對毒性物質(zhì)響應(yīng)敏感等特性，是檢測多種污染物毒性作用的模式物種[36]；且微藻中許多種類本身作為重要餌料藻類具有很強的經(jīng)濟價值和利用價值，不僅可作為醫(yī)療和工業(yè)加工的原材料和用于生物柴油的制備，而且是魚蝦、貝類、海參、輪蟲和鹵蟲等水產(chǎn)經(jīng)濟動物在不同階段的營養(yǎng)餌料。因此，若餌料藻類受到MNPs污染，可能對水生食物網(wǎng)產(chǎn)生重大影響[37-38]?；诖?，我們認為餌料藻類適合作為漁業(yè)水域中MNPs生態(tài)風險評估的理想生物。本研究通過文獻檢索并重新分析漁業(yè)水域中MNPs對重要餌料藻類的毒理學(xué)研究數(shù)據(jù)，繪制餌料藻類SSD曲線。通過SSD曲線獲得了不同環(huán)境濃度的MNPs對餌料藻類的PAF，并對全球13處漁業(yè)水域的MNPs的生態(tài)風險進行評估，為將來更為全面地開展?jié)O業(yè)水域中MNPs的生態(tài)風險評估提供參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 EC50的計算

本文首先通過Web of Science數(shù)據(jù)庫和中國知網(wǎng)數(shù)據(jù)庫收集近年來國內(nèi)外發(fā)表的文獻，針對MNPs污染暴露對漁業(yè)水域中常見的餌料藻類的毒性效應(yīng)，首先獲得共4門12種餌料藻類的研究數(shù)據(jù)，即在3個及以上MNPs暴露濃度下，對餌料藻類某種毒性效應(yīng)指標的抑制率或誘導(dǎo)率數(shù)據(jù)；然后統(tǒng)一將所有MNPs濃度單位換算為μg·L-1，利用GraphPad Prism 8.0?軟件計算出海洋餌料藻類受MNPs污染各毒性效應(yīng)的EC50值，EC50計算方法參考于童等[39]的報道。

1.2 SSD曲線擬合

SSD曲線擬合法主要利用文獻中收集到的生物毒理數(shù)據(jù)來分析污染物對生物的危害程度，進而評估其生態(tài)風險。SSD曲線擬合的形式主要包括對數(shù)正態(tài)累積密度模型(Log-Normal)、邏輯斯蒂累積密度模型(Log-Logistic)、韋布爾累積密度模型(Reweibull)和波爾Ⅲ模型(BurrⅢ)等[40-41]。由于BurrⅢ模型對物種敏感性的擬合特性較好，且函數(shù)更靈活[42]，因此本研究采用該模型進行后續(xù)分析?；趪鴥?nèi)外已報道的常見漁業(yè)水域中的餌料藻類受MNPs污染暴露的毒理學(xué)研究數(shù)據(jù)(表1)，將計算出的結(jié)果，上傳至Rurrlioz 2.0軟件(由澳大利亞聯(lián)邦科學(xué)和工業(yè)研究組織提供)，選擇合適的參數(shù)后擬合生成餌料藻類對MNPs的SSD曲線(圖1)，具體公式及操作方法參考陳錦燦等[43]的研究；在確定的SSD曲線下利用Rurrlioz直接計算得到5%危害濃度值(the hazardous concentration for 5% of the species, HC5)及不同濃度暴露下的PAF值。

圖1 餌料藻類對微(納米)塑料的物種敏感性分布(SSD)曲線注：實際物種敏感性分布用藍色實線表示，黑色虛線則分別表示上、下置信區(qū)間(95%)。Fig. 1 Species sensitivity distribution (SSD) curve for bait algae exposed to micro(nano)plasticsNote: Solid blue curve represents concrete SSD; black dotted lines represent the 95% confidence intervals.

表1 微(納米)塑料對餌料藻類毒性效應(yīng)數(shù)據(jù)(EC50)Table 1 Toxicity effect data of micro(nano)plastics to bait algae (EC50)

1.3 漁業(yè)水域環(huán)境MNPs濃度及PAF的計算

為分析MNPs對餌料藻類的毒性影響與漁業(yè)水域環(huán)境MNPs濃度之間的關(guān)系，我們收集了國內(nèi)外漁業(yè)水域環(huán)境中MNPs污染調(diào)查數(shù)據(jù)；由于不同文獻中使用的MNPs濃度單位不一致，為了利用SSD曲線開展生態(tài)風險評估，首先需要將整理得到的水域MNPs豐度(K) (個·L-1)的單位統(tǒng)一換算為μg·L-1；本研究假設(shè)MNPs形狀為同等粒徑的圓球狀(因纖維與碎片體積無法計算)；根據(jù)Enders等[44]整理的MPs聚合物密度(ρ)，取相應(yīng)的漁業(yè)水域常見MPs聚合物密度，通過以下公式得到單個MNPs質(zhì)量(m)：

(1)

m=ρV

(2)

式中：V為單個MPs球體體積，r為球體半徑，ρ為MPs密度，m為單個MNPs質(zhì)量(μg)。最后以m乘以K得到MNPs的水體濃度，單位為μg·L-1。利用Rurrlioz軟件將相應(yīng)水域換算后MPs濃度代入SSD曲線即得到對應(yīng)PAF值，BurrⅢ型分布計算PAF的公式具體參考陳錦燦等[43]的文獻。

2 結(jié)果(Results)

2.1 MNPs暴露對餌料藻類毒性效應(yīng)數(shù)據(jù)(EC50值)

目前國內(nèi)外MNPs暴露對餌料藻類毒性效應(yīng)研究中，常見的塑料種類有PS、PVC、PP、PE和聚甲基丙烯酸甲酯(polymethyl methacrylate, PMMA)，粒徑集中在0.04～450 μm，所選取的餌料藻類主要為綠藻門、硅藻門、藍藻門和金藻門中的種類，研究的毒性效應(yīng)指標集中為藻細胞密度、葉綠素含量、光能轉(zhuǎn)換效率、細胞內(nèi)化率和抗氧化酶活性等(表1)。

2.2 SSD曲線擬合結(jié)果

利用BurrⅢ型分布模型對4門共12種餌料藻類的SSD曲線擬合的結(jié)果如圖1所示，當MNPs濃度>1 000 μg·L-1，餌料藻類受MNPs損害的程度迅速增強，隨著濃度不斷升高，最終損害程度在MNPs濃度為1×107μg·L-1時趨于平穩(wěn)。

HC5指的是某物種5%的個體受到顯著影響時，生存環(huán)境中MNPs相對應(yīng)的濃度，也表示95%的物種個體未受到有害影響時污染物的濃度。HC5的數(shù)值越小，表明MNPs對所研究物種的生態(tài)風險越大。由SSD曲線得到MNPs對餌料藻類的HC5為240 μg·L-1。

不同濃度MNPs暴露得出的對不同餌料藻類的PAF值，反映其對不同餌料藻類的損害程度。在獲得SSD曲線的基礎(chǔ)上，通過Rurrlioz 2.0軟件可以計算得到不同濃度的MNPs對應(yīng)的PAF預(yù)測值。當MNPs濃度≤1×102μg·L-1時，有≤4%的餌料藻類會受到MNPs的損害；隨著濃度的增大，可能受到影響的物種比例也逐漸增大，當濃度為1×104μg·L-1時，可能受到危害的物種百分比為20%；而當濃度為1×105μg·L-1時，受到影響的物種百分比達到47%(表2)。

表2 不同濃度微(納米)塑料對餌料藻類的潛在影響比例(PAF)預(yù)測值Table 2 Predicted potential affected fractions (PAF) values of the bait algae under exposure of various concentrations of micro(nano)plastics

2.3 漁業(yè)水域環(huán)境中MNPs的污染現(xiàn)狀和生態(tài)風險評估

根據(jù)Jambeck等[54]的調(diào)查，每年大約有480～1 270萬t塑料垃圾進入海洋，如果持續(xù)這種狀態(tài)到2025年輸入海洋的塑料垃圾累積數(shù)量預(yù)計將增加一個數(shù)量級；由于MNPs的粒徑小，且空間分布非常不均勻，幾乎存在于所有生態(tài)系統(tǒng)。海洋漁業(yè)水域通常集中于沿海范圍，更容易受到陸源和海上來源MNPs的雙重污染。不同海洋漁業(yè)水域MNPs豐度和粒徑特征具有很大差異性，主要與各水域離岸距離、人類活動、漁業(yè)養(yǎng)殖捕撈和運輸?shù)纫蛩赜嘘P(guān)，主要的MNPs類型為PP、PE、PS和PET[11,20,55]。以國內(nèi)外共13處代表性漁業(yè)水域水體中主要種類和主要粒徑的MNPs為評估對象，計算獲得豐度數(shù)據(jù)，將結(jié)果統(tǒng)一換算成μg·L-1后代入SSD曲線計算得到對應(yīng)的PAF值，數(shù)據(jù)按照PAF值由低到高排序。如表3所示，發(fā)現(xiàn)墨西哥灣漁業(yè)水域中MNPs的PAF值相對較大，最大值超過了50%。

表3 部分代表性漁業(yè)水域微(納米)塑料污染概況Table 3 Status of micro(nano)plastics pollution in some representative fishery waters

3 討論(Discussion)

3.1 數(shù)據(jù)的選取

繪制SSD曲線前的數(shù)據(jù)準備需要篩選合適的物種、暴露時間、毒性效應(yīng)數(shù)據(jù)等以及統(tǒng)一單位，一般遵循適當性、可靠性和精確性3個原則[40, 68-69]。當可用的數(shù)據(jù)集越豐富，誤差的風險就越小，影響預(yù)測的不確定性就越低[70]。本研究繪制SSD曲線選取的物種符合US EPA建議的受試生物至少包括3門8科的要求[71]。

盡管歐盟水框架指導(dǎo)共同實施戰(zhàn)略(2000/602/EC)和我國《化學(xué)物質(zhì)環(huán)境與健康危害評估技術(shù)導(dǎo)則(試行)》建議運用慢性毒理學(xué)數(shù)據(jù)進行環(huán)境質(zhì)量評價更為可靠，然而國內(nèi)外MNPs對微藻毒理學(xué)實驗研究中十分缺乏無可見效應(yīng)濃度(no observed effect concentration, NOEC)、最低可見效應(yīng)濃度(lowest observable effect concentration, LOEC)和10%效應(yīng)濃度(effective concentration at 10% inhibition, EC10)等慢性毒理學(xué)數(shù)據(jù)[69, 72-73]。通過EC50或半致死濃度(lethal concentration 50%, LC50)等急性數(shù)據(jù)外推慢性數(shù)據(jù)NOEC還存在一定爭議[74-75]；現(xiàn)有選擇LC50作為評價指標的毒理學(xué)研究中，其研究對象通常為魚類、甲殼類、軟體動物和哺乳動物等[76-77]；但由于MNPs暴露造成生物死亡的劑量通常極高，獲得LC50相應(yīng)的MNPs暴露濃度往往遠高于實際水環(huán)境中的濃度，造成實驗結(jié)果無法很好地反映真實情況[8]。而EC50的毒性終點可以選擇生物響應(yīng)MNPs最為敏感的生物學(xué)指標，相對應(yīng)的MNPs暴露劑量更接近于環(huán)境濃度[49, 66]，因此采用EC50結(jié)果較LC50更為合理。

3.2 基于PAF評估和預(yù)測當前及未來漁業(yè)水域MNPs的生態(tài)風險

PAF可反映不同污染物對不同營養(yǎng)水平物種的損害程度，目前已有多個研究使用SSD曲線和PAF評估海洋生物受污染物如重金屬和MNPs等毒性影響的生態(tài)風險[78-80]。本研究總結(jié)并預(yù)測了全球13處漁業(yè)水域中不同環(huán)境濃度的MNPs對餌料藻類的潛在影響比例，其中7處不同類型的漁業(yè)水域總體PAF預(yù)測值為5%～20%(中國膠州灣<中國桑溝灣<韓國近海<中國東海馬鞍列島海域人工魚礁<印度孟買海岸<中國茅尾海<中國海岸線沿岸站點)，有5處水域PAF值<5%(中國臺灣東部黑潮海域<中國杭州灣<北海南部<黑海東南海岸<中國象山灣)，相應(yīng)的生態(tài)風險較小；另外1處漁業(yè)水域(墨西哥灣)MPs濃度對應(yīng)PAF預(yù)測值范圍中最大值超過50%。

PAF預(yù)測值最高的墨西哥灣污染水域中MNPs的來源廣泛，包括近岸旅游活動、工業(yè)運輸、商業(yè)捕撈和海水養(yǎng)殖等人類活動以及河流輸入；此外，半封閉式海灣是墨西哥灣污染水域的突出特征，由于海水交換能力較弱，造成MNPs較難擴散而導(dǎo)致累積[57, 67]。2021年10月聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署(United Nations Environment Programme, UNEP)發(fā)布有關(guān)海洋垃圾和塑料污染的綜合評估報告稱，到2040年流入海洋的塑料垃圾污染量將增加至2016年的3倍(每年2 300～3 700萬t)[81]。而塑料垃圾實際測得質(zhì)量僅僅是模型估算值的1%，剩余99%的海洋塑料垃圾不知去向[82]。因此，在可預(yù)見的未來，漁業(yè)水域中MNPs的豐度還會不斷增加。本研究基于實驗室毒理學(xué)研究結(jié)果繪制的SSD曲線，計算得到的PAF預(yù)測值雖與現(xiàn)實環(huán)境存在偏差，但對于評估將來水環(huán)境中MNPs的生態(tài)風險仍具有一定的參考價值。同時，未來漁業(yè)水域中MNPs對水生生物的生態(tài)風險還需要更全面和持久的監(jiān)測與評估。

3.3 選取餌料藻類開展?jié)O業(yè)水域MNPs生態(tài)風險評估的意義

微藻是水生生態(tài)系統(tǒng)中最重要的初級生產(chǎn)者，是眾多水生生物的能量來源，其數(shù)量及結(jié)構(gòu)受到污染影響，最終都可能影響水生生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能，因此微藻是生態(tài)系統(tǒng)維持穩(wěn)定的第一道防線[35,83]。MNPs的含量以及毒性效應(yīng)可能通過食物鏈傳遞到更高營養(yǎng)級[25]，如Gambardella等[47]研究發(fā)現(xiàn)PS納米顆?？赡軙ㄟ^食物鏈傳遞(從藻類到浮游動物再到魚類)，最終影響魚類的新陳代謝和個體行為，該結(jié)果與Cedervall等[84]的研究結(jié)果一致。并且微藻對MNPs毒性效應(yīng)響應(yīng)較為敏感，主要的毒性效應(yīng)與機制表現(xiàn)為吸附和遮蔽效應(yīng)、破壞細胞結(jié)構(gòu)、抑制生長和誘導(dǎo)氧化應(yīng)激等[43, 85-86]。因此，本研究選取餌料藻類開展?jié)O業(yè)水域MNPs毒性效應(yīng)風險研究，可為漁業(yè)水域的生態(tài)風險評估提供合理的參考依據(jù)。

3.4 當前研究的局限性

(1) 目前MNPs對餌料藻類的實驗室暴露濃度單位不統(tǒng)一，且大都采用“名義濃度”(如μg·L-1和mg·L-1)來表征，考慮到塑料是一類難溶顆粒物而不是溶質(zhì)，故采用名義濃度不是特別恰當。

(2) MNPs的實驗室暴露濃度大都采用μg·L-1或mg·L-1來表征，而現(xiàn)實環(huán)境中的監(jiān)測濃度大都采用個·L-1、個·km-2和個·m-3等來表征，因此在利用SSD曲線進行生態(tài)風險評估時，需將兩者的單位換算成統(tǒng)一格式。由于塑料是難溶顆粒物且形狀和尺寸各異，因此在實驗室濃度和環(huán)境濃度進行互相換算時，不可避免地存在誤差和不確定性。

(3) 本研究在進行濃度單位換算時，將所有MNPs都視為規(guī)則的微珠，而忽略了纖維和碎片等不規(guī)則形狀的MNPs，造成結(jié)果產(chǎn)生偏差。這一方面是由于當前的實驗室暴露實驗往往只選取微珠形狀的MNPs開展實驗，缺少其他形狀MNPs的毒理學(xué)數(shù)據(jù)[87]；另一方面，野外監(jiān)測結(jié)果僅報道了纖維和碎片等MNPs的長度，而沒有提供體積數(shù)據(jù)，導(dǎo)致無法計算其質(zhì)量，阻礙了單位間的換算。

(4) 實驗室暴露實驗采用的MNPs濃度過于追求效應(yīng)的產(chǎn)生，設(shè)置的濃度遠高于環(huán)境濃度[88]，導(dǎo)致MNPs慢性毒理學(xué)數(shù)據(jù)極為匱乏，使生態(tài)風險評估結(jié)果的實際應(yīng)用價值受到影響。

(5) 大多數(shù)毒性研究只注重MNPs單獨暴露對餌料藻類產(chǎn)生的毒性效應(yīng)；而已知MNPs對重金屬、疏水性有機化學(xué)品和其他持久性有機污染物具有很強的吸附能力，且MNPs與某些其他污染物混合對藻類的綜合毒性具有協(xié)同作用[89-92]，MNPs單獨暴露忽視了MNPs與其他污染物的相互作用。

(6) 針對污染物對微藻產(chǎn)生的毒性效應(yīng)機制不明確，缺乏統(tǒng)一的敏感生物學(xué)效應(yīng)指標[43]，導(dǎo)致毒性效應(yīng)評估結(jié)果之間缺乏可比性。

(7) 利用SSD曲線進行風險評估，本研究存在所選取的餌料藻類種類不全面的問題，缺乏淡水藻的毒性數(shù)據(jù)，影響了評估結(jié)果的全面性[72-73,93]。

3.5 展望與建議

本研究以餌料藻類作為對象，選取了4門9科共12種漁業(yè)水域常見餌料藻類受MNPs暴露實驗的EC50數(shù)據(jù)，繪制了SSD曲線，計算得到PAF值，開展?jié)O業(yè)水域MNPs風險評估。進一步總結(jié)了全球不同漁業(yè)水域MNPs污染現(xiàn)狀，通過預(yù)測PAF值進行生態(tài)風險評估，區(qū)分了不同漁業(yè)水域中MNPs生態(tài)風險的水平。因此，本研究為MNPs的生態(tài)風險評估提供了新思路和新視角。此外，本研究揭示了當前研究的局限性，并對將來MNPs的毒理學(xué)研究和生態(tài)風險評估提出了以下建議和展望：

(1) 統(tǒng)一現(xiàn)場監(jiān)測和實驗室暴露實驗所使用的濃度單位，建議采用數(shù)量單位(如個·L-1)而非濃度單位，使不同研究之間更具可比性。

(2) 開發(fā)可快速測定纖維、碎片和顆粒等不規(guī)則MNPs體積的三維測量軟件，實現(xiàn)這些塑料數(shù)量和質(zhì)量之間的換算。

(3) 由于漁業(yè)水域中纖維狀MNPs的占比最高，其次為碎片，而不同形狀的MNPs具有不同的毒性效應(yīng)[87,94-95]。因此建議實驗室暴露實驗應(yīng)嘗試以纖維、碎片和泡沫等形狀的MNPs作為材料，研究不同形狀的MNPs對餌料藻類的毒性效應(yīng)和機制。

(4) 統(tǒng)一確立餌料藻類響應(yīng)MNPs的毒性效應(yīng)指標，并參考PAF值在SSD曲線上所對應(yīng)的MNPs濃度來設(shè)計實驗室內(nèi)暴露濃度，使其更接近于環(huán)境濃度，并通過長期暴露，獲得NOEC、LOEC和EC10等數(shù)據(jù)，完善慢性毒理學(xué)數(shù)據(jù)庫。

(5) 開展完善MNPs和其他污染物的單獨及聯(lián)合暴露實驗研究，探討MNPs與其他污染物對餌料藻類的聯(lián)合毒性效應(yīng)和機制。

(6) 進一步補充MNPs對海水和淡水漁業(yè)水域不同種類餌料藻類的毒理學(xué)研究數(shù)據(jù)，如金藻門如巴夫藻(Pavlovaviridis)、藍藻門如螺旋藻(Spirulinasp.)和隱藻門如卵形隱藻(Cryptomonsovata)等；構(gòu)建更為完善的SSD曲線，獲得更為準確的生態(tài)風險評估結(jié)論。

(7) 加強對MNPs的環(huán)境行為及其在食物鏈中傳遞過程的研究。認識到MNPs在環(huán)境中的遷移和分布等環(huán)境行為以及食物鏈傳遞過程是評估其生態(tài)風險的重要環(huán)節(jié)，在將來的生態(tài)風險評估模型構(gòu)建中也需要將它們作為其中一個重要影響因素。