邵媛媛，張帆，梁慶霞

山東建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，山東 濟(jì)南 250101

塑料制品自發(fā)明以來，被人類生產(chǎn)生活廣泛利用，帶來便利的同時(shí)，因其自身難降解、分布廣等特點(diǎn)，在環(huán)境中連續(xù)污染的問題日益突出。目前，在海洋（Cózar et al.，2014），偏遠(yuǎn)湖泊（Eriksson et al.，2003；Imhof et al.，2013；Free et al.，2014）甚至是一些人煙稀少的地方，如北極（Barnes et al.，2009；Barneset al.，2010）都發(fā)現(xiàn)存在高濃度的塑料垃圾。微塑料（粒徑＜5 mm）的直接排泄和塑料垃圾的降解產(chǎn)生的微小塑料顆粒，都成為環(huán)境中MPS（microplastics，MPS）的主要來源。MPS在自然環(huán)境下，可進(jìn)一步降解為納米級的納米塑料（Jambeck et al.，2015）。MPS尺寸較小，極易被各種生物吞食進(jìn)入食物網(wǎng)，近年來報(bào)道顯示，MPS會沿著食物鏈層層積累，最終在高等生物（如魚類、貝類和海鳥等）內(nèi)富集，甚至存在于海鹽中（Yang et al.，2015）。因此，MPS很可能已經(jīng)出現(xiàn)在人類食物中，隨著飲食進(jìn)入到人體內(nèi)。由于食物鏈中MPS的研究資料較為有限，目前對MPS的毒理學(xué)研究主要集中在以模式生物體為主的毒理學(xué)研究。本文綜述了近年來 MPS來源、生物毒性效應(yīng)研究進(jìn)展以及監(jiān)測方法，旨在為生物安全性評價(jià)及潛在毒性研究提供有價(jià)值的參考。

1 微塑料顆粒的來源及遷移

1.1 微塑料的來源及分類

環(huán)境中微塑料的來源比較復(fù)雜，可分為初生微塑料和次生微塑料兩大類。初生微塑料的來源主要包括塑料/樹脂顆粒的工業(yè)原料、含有微塑料顆粒或清潔微珠的工業(yè)化產(chǎn)品，例如藥物、拋光料、個(gè)人護(hù)理品（化妝品、洗面奶、牙膏和沐浴露）等（Napper et al.，2015）。由于其粒徑小、密度低等原因不易從污水中分離去除，而隨尾水排放進(jìn)入到水環(huán)境中。Rochman et al.（2015）的研究發(fā)現(xiàn)，在美國每日有8萬億個(gè)塑料微珠進(jìn)入到水體中。城鎮(zhèn)、旅游、農(nóng)業(yè)及工業(yè)區(qū)塑料垃圾的不當(dāng)處置、船舶運(yùn)輸、水產(chǎn)養(yǎng)殖、捕魚等過程會對水環(huán)境造成一定程度的塑料污染（Mcdevitt et al.，2017）。塑料進(jìn)入水體后，經(jīng)過物理（磨損、水體擾動、波浪擊打、風(fēng)力）、化學(xué)（紫外光輻射、凍融循環(huán)）和生物過程（降解）發(fā)生破裂、分解或體積減小而形成微小的塑料碎片，稱為次生微塑料此外，人工合成纖維紡織品洗滌過程中產(chǎn)生的塑料微粒纖維也是次生微塑料的重要來源（Hernandez et al.，2017）。

近年來，塑料制品在全世界人類生產(chǎn)生活活動中的比重不斷提高，產(chǎn)量逐年增加。作為一種人造產(chǎn)品，MPS主要來源于生活垃圾的降解和生活污水的排放，其主要組成成分為聚乙烯（High Density Polyethylene）、聚丙烯（polypropylene）、聚苯乙烯（Polystyrene）、聚氯乙烯（Polyvinyl chloride）、聚乳酸（polylactide，polylactic acid）及聚對苯二甲酸乙二酯（polyethylene glycol terephthalate）等聚合物（圖 1）。中國塑料制品產(chǎn)值逐年增長，在全球塑料制品總產(chǎn)值中占有較大比重（圖1）。2018年中國塑料制品行業(yè)在工業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整、轉(zhuǎn)型中不斷發(fā)展，保持快速開展勢態(tài)，產(chǎn)銷量均為全球首位，占比24.8%。

1.2 陸地-海洋環(huán)境中微塑料的遷移

陸地環(huán)境中MPS的主要來源包括污泥利用、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)所用的塑料制品、MPS污染的灌溉用水以及大氣降沉等（Esperanza et al., 2016；Rodriguez-Seijo et al.，2016；Steinmetz et al.，2016）。日化制品中（面部清潔劑、磨砂膏、牙膏和洗滌劑）添加的MPS顆粒、工業(yè)生產(chǎn)中（塑料制品的制備、空氣爆破產(chǎn)生的塑料樹脂粉末或顆粒）釋放的塑料以及纖維織物在清洗過程中脫落下來的微小塑料纖維是也其重要來源（Thompson et al.，2004；Fendall et al.，2009；Eriksen et al.，2013）。這些塑料在污水處理廠處理時(shí)，部分會進(jìn)入污泥中，這些污泥被用作肥料或者修復(fù)材料時(shí)，會導(dǎo)致大量塑料進(jìn)入陸地環(huán)境中。有研究報(bào)道，由于污泥的使用，一些歐洲農(nóng)業(yè)土壤中 MPS含量高達(dá) 1000—4000 pieces·kg-1土（Zubris et al.，2005）。塑料薄膜在農(nóng)業(yè)（特別是設(shè)施農(nóng)業(yè)）中的廣泛應(yīng)用也是陸地環(huán)境中塑料污染的一個(gè)重要來源（Ramos et al.，2015）。Dris et al.（2016）發(fā)現(xiàn)巴黎市區(qū)的大氣降沉中含有人造纖維，這也證明了大氣降沉也是陸地環(huán)境中MPS污染的一個(gè)來源。

海洋環(huán)境中 MPS的來源主要有陸源的輸入、濱海旅游業(yè)、航運(yùn)業(yè)、海洋養(yǎng)殖業(yè)、漁業(yè)以及大氣沉降等（Browne et al.，2011；Cole et al.，2011；Sun et al.，2016）。陸源的輸入是海洋環(huán)境中MPS最主要的來源，目前，據(jù)估計(jì)，全球海洋中塑料垃圾陸源約占80%（Zhang et al.，2016）。由于MPS顆粒尺寸較小，進(jìn)入污水處理系統(tǒng)不同來源的 MPS（日常使用的護(hù)膚品和化妝品、工業(yè)廢物和紡織纖維脫落）很難有效將其過濾去除，最終導(dǎo)致大量的MPS顆粒被排放到海洋環(huán)境中（Vance et al.，2015）。陸源的另外一個(gè)輸入途徑是含有 MPS的土壤通過侵蝕或流失進(jìn)入海洋環(huán)境（Horton et al.，2017）。沿海旅游業(yè)和航運(yùn)業(yè)導(dǎo)致大量的塑料產(chǎn)品和廢棄物進(jìn)入海灘或海洋中，這也是海洋塑料污染增加的另一重要原因。根據(jù)聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署（UNEP）2005年估算，全球航運(yùn)中約有5000×104t塑料廢物流入海洋環(huán)境當(dāng)中。

與陸地環(huán)境相比，高分子聚合物在海洋環(huán)境高鹽度、光熱及微生物的作用下，非常容易降解成細(xì)小的塑料碎片，已成為MPS的重要來源（Lambert et al.，2014）。MPS在環(huán)境中的遷移，主要來源包括污水處理廠的尾水排放、水環(huán)境中塑料垃圾的風(fēng)化降解以及水土流失或地表徑流形成的陸源輸入；其他輸入包括個(gè)人護(hù)理品、合成紡織品、工業(yè)原料以及城鎮(zhèn)、農(nóng)業(yè)、旅游、工業(yè)區(qū)塑料垃圾的不當(dāng)處置（圖 2）。另外，MPS會對生物造成物理性損傷和生化水平脅迫，并有可能與其他污染物形成復(fù)合污染，產(chǎn)生交互效應(yīng)。

2 海洋生態(tài)系統(tǒng)污染現(xiàn)狀

2.1 海洋微塑料分布規(guī)律

圖1 塑料制品的主要組成分布及2018年全球各地區(qū)塑料制品產(chǎn)值比重Fig. 1 The main composition and distribution of plastic products and each area plastic products output value proportion in 2018

圖2 微塑料在陸地海洋環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化Fig. 2 Migration and transformation of MPS in terrestrial and marine environments

目前，全球有關(guān)微塑性污染分布的報(bào)告主要集中在河口和沿海水域，由于這些地域受到人類活動的頻繁干擾和受污染陸源河流的輸送，MPS污染狀況較為嚴(yán)重（表 1）。可見，在亞洲、歐洲其污染狀況最為嚴(yán)重，如韓國洛東江河口雨季前后沉積物中的 MPS豐度分別達(dá) 8205 pieces·m-2和 27606 pieces·m-2（Lee et al.，2013），歐洲地中海沉積物中的 MPS 豐度達(dá) 350 pieces·L-1（Woodall et al.，2014），這可能與此區(qū)域高人口密度、塑料垃圾產(chǎn)量較大有關(guān)。

中國 MPS污染的特點(diǎn)在豐度上表現(xiàn)為沿海灘涂、潮坪沉積物中MPS豐度和河口水體中MPS豐度較高。中國南海萬寧沙灘MPS豐度最高達(dá)8714 pieces·kg-1（Qiu et al.，2015）；長江口水體 MPS豐度達(dá) (4.137±2.462) pieces·L-1，而遠(yuǎn)離長江口的MPS豐度要小若干個(gè)數(shù)量級，如中國東海與渤海水體 MPS 豐 度 分 別 為 (0.000167±0.000138)pieces·L-1（Zhao et al.，2014）和 (0.00033±0.00034)pieces·L-1（Zhang et al.，2017a），與北大西洋離岸水域MPS豐度0.00043—0.00223 pieces·L-1處于同級（Moore et al.，2005）。從粒徑大小看，0.5—1 mm的微塑料較為常見（Zhou et al.，2015），如閩江口、椒江口和甌江口0.5—2 mm的MPS即占70%以上（Zhao et al.，2015b）。

2.2 微塑料對海洋生物的毒性效應(yīng)

MPS的生物毒性效應(yīng)與其材料類型、粒徑和暴露劑量等密切相關(guān)，本文將從 MPS對生物體的存活率、生長發(fā)育、行為活動、生殖狀況、基因表達(dá)等方面的影響分析。

表1 中國海洋微塑料污染狀況Table 1 Distribution of MPS in the investigated areas in China

2.2.1 海洋動物

目前，國內(nèi)外已開展了 MPS對少量海洋動物毒理作用研究，包括對精卵發(fā)生、存活率、生長發(fā)育、行為、組織損傷、炎癥反應(yīng)、代謝、生殖和基因表達(dá)等的影響。

（1）MPS影響海洋動物精卵發(fā)生過程。研究發(fā)現(xiàn)，青鳉雄魚（Oryzias latipes）暴露于 8 μg·L-1PE（＜1 mm）微粒中兩個(gè)月，雄魚Chg H基因、雌魚Vtg I、Chg H和ERα基因（魚類生殖基因）的表達(dá)均顯著下調(diào)（Lu et al.，2016）。這表明，塑料碎片形成的復(fù)合物具有雌激素抵抗性，此外，精母細(xì)胞和精原細(xì)胞異常增殖并發(fā)現(xiàn)少量卵細(xì)胞。盡管存在隨機(jī)變異的可能性，但由于青鳉是雌雄異體魚種，自然逆轉(zhuǎn)概率極低，因此極有可能是 MPS暴露引起的（Rochman et al.，2014）。

（2）MPS暴露導(dǎo)致海洋動物存活率降低。Mazurais et al.（2015）研究發(fā)現(xiàn)，挪威舌齒鱸仔魚隨PE暴露劑量（10—100 pieces·mg-1）增加，其死亡率顯著增加，認(rèn)為死亡與 MPS導(dǎo)致幼魚排泄受限有關(guān)。

MPS攝入會影響海洋動物的生長發(fā)育。如斑馬魚仔魚（zebrafish）受精后 5 d暴露在 1.5×1013 pieces·L-1PS后其體長顯著減少了 6.1%（Chen et al.，2017）。Critchell et al.（2018）發(fā)現(xiàn)在急性暴露1周后，多刺棘光鰓鯛稚魚（3.5 cm）的生長隨PET暴露濃度（0—0.86 mg·L-1）的增加而下降。

（3）MPS引起組織損傷與炎癥反應(yīng)。Pedà et al.（2016）發(fā)現(xiàn)挪威舌齒鱸健康成魚暴露在0.1% PVC后30 d，與對照組相比，67%的個(gè)體腸道組織出現(xiàn)中度損傷，表現(xiàn)為固有層增寬、絨毛縮短腫脹、腸細(xì)胞空泡化、絨毛頂端杯狀細(xì)胞增多等，暴露90 d后，約 50%的單個(gè)腸道組織嚴(yán)重?fù)p傷，漿膜層和黏膜肌層呈水腫狀，血管擴(kuò)張顯著，白細(xì)胞浸潤，表明慢性MPS暴露會引起腸道組織損傷和炎癥反應(yīng)。健康成年斑馬魚暴露在1.0 mg·L-1PA、PE、PP和PVC 10 d后，73.3%—86.7%的個(gè)體出現(xiàn)明顯的腸道損傷，具體表現(xiàn)為絨毛破裂和腸細(xì)胞分裂（Lei et al.，2018）。健康成年斑馬魚暴露在2000 μg·L-1PS熒光微球（5 μm，70 nm）3周后，肝細(xì)胞切片與對照組相比，出現(xiàn)明顯壞死、空泡化和脂滴，表明5 μm和納米級MPS會引起肝臟炎癥與脂質(zhì)積聚。

（4）影響海洋生物功能代謝。健康成年斑馬魚暴露在 2000 μg·L-1PS 熒光微球（5 μm，70 nm）3周后，代謝組分析表明，隨著PS熒光微球暴露劑量的增加，肝臟脂肪酸含量顯著增加，氨基酸含量明顯下降，結(jié)果顯示，MPS暴露可能影響海洋動物的脂質(zhì)與能量代謝（Lu et al.，2016）。

（5）影響海洋動物的基因表達(dá)，潛在內(nèi)分泌干擾物。挪威舌齒鱸仔魚暴露在 10—100 pieces·mg-1PE（10—45 μm）45 d 后，其 Cyp1a1基因（硬骨魚類生物毒性轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵基因）表達(dá)水平明顯上升（Mazurais et al.，2015）。

2.2.2 海洋植物

海洋植物主要包括單細(xì)胞微藻和大型海藻、海帶（Saccharina japonica）、龍須菜（Gracilaria lemaneiformis）、孔石莼（Ulva pertusa）等，它們是海洋環(huán)境的初級生產(chǎn)者，利用葉綠素進(jìn)行光合作用產(chǎn)生有機(jī)質(zhì)，在海洋生態(tài)系統(tǒng)中物質(zhì)循環(huán)和能量流動中起重要作用。這些處于海洋食物鏈最底層的生物受到干擾，會導(dǎo)致營養(yǎng)、食物和捕食平衡的變化，對高等物種間接產(chǎn)生“自下而上”的影響。研究顯示，海洋微藻個(gè)體微?。?—50 mm），MPS難以直接進(jìn)入藻細(xì)胞內(nèi)，在目前的環(huán)境濃度水平（約0.5 mg·L-1）下，MPS不會影響到海洋微藻的生長和光合作用，只有在非常高的質(zhì)量濃度（10—250 mg·L-1）下才會有明顯的毒性效應(yīng)（Zhang et al.，2017b），表現(xiàn)為光合色素含量及光合效率下降，其毒性機(jī)制包括機(jī)械損傷（細(xì)胞壁損傷、細(xì)胞完整性受損等）和氧化損傷（由 MPS中的單體、添加劑及其吸附的污染物釋放而產(chǎn)生的毒性）等（Xia et al.，2015）。

3 陸地生態(tài)系統(tǒng)微塑料污染現(xiàn)狀

與海洋相比，陸地土壤中的微塑料污染更加嚴(yán)重，甚至已經(jīng)危及到我們所賴以生存的大氣。

3.1 對土壤生物的影響

目前，關(guān)于MPS對土壤動物影響的研究較少，現(xiàn)用于研究的土壤動物包括蚯蚓（Pheretima）（Rillig et al.，2017；Rodriguez-Seijo et al.，2017）、線蟲（Scottnema）（Kiyama et al.，2012）及彈尾蟲（Maa et al.，2017）。在研究其對土壤動物影響時(shí)，可借鑒對海洋生態(tài)系統(tǒng)動物影響的相關(guān)研究。來源于水域生態(tài)系統(tǒng)的土壤動物，如濾食性動物生活在土壤表面的薄層水膜中，環(huán)節(jié)動物門、軟體動物、節(jié)肢動物及線蟲等動物發(fā)現(xiàn)既存在于淡水和海洋生態(tài)系統(tǒng)中，也生存于土壤中，這些存在于不同生態(tài)系統(tǒng)但屬于同一門類的土壤動物有相似的食性（Browne et al.，2011），因此，MPS對海洋生物的影響部分可適用于土壤動物（Yang et al.，2015）。

MPS對生物體的影響取決于其濃度。蚯蚓分布廣泛，對土壤污染脅迫比較敏感，常作為土壤質(zhì)量的指示者，被推薦為國際生態(tài)毒理學(xué)標(biāo)準(zhǔn)中的受試物種之一。研究發(fā)現(xiàn)不同濃度MPS（PE＜150 μm）對蚯蚓的生長率及豐度的影響，當(dāng)PE濃度達(dá)到60%時(shí)，死亡率最高，生長率為負(fù)值，與對照及低濃度相比，高濃度PE（28%和45%）均對其死亡率及生長率產(chǎn)生不利影響（Esperanza et al.，2016；Rodriguez-Seijo et al.，2016）。Cao et al.（2017）研究了不同濃度MPS（PS，58 μm）對蚯蚓的影響，發(fā)現(xiàn)低濃度 MPS[＜0.5% (m·m-1)]對其豐度影響不大，而高濃度（1%和2%）顯著抑制其生長并增加其死亡率。Rodriguez-Seijo et al.（2017）研究不同濃度MPS對蚯蚓的毒性效應(yīng)，MPS采用PE顆粒，粒徑范圍為250—1000 μm，每100 mg MPS平均顆粒數(shù)為 (396±52)（STDEV），雖然不同濃度 MPS顆粒對E. Andrei的毒性作用不同，存活、數(shù)量以及28 d實(shí)驗(yàn)周期后其質(zhì)量的影響并不明顯，但對其腸道病理檢測結(jié)果顯示，在 MPS濃度＞125 mg·kg-1時(shí)，會引起明顯的組織損傷，不同濃度的 MPS也會刺激不同程度的免疫應(yīng)答。

MPS對動物的影響也與動物自身的生理、行為特性有關(guān)，這種影響在海洋生態(tài)系統(tǒng)的研究中已得到了廣泛證明（Auta et al.，2017a；Vendel et al.，2017）。以 MPS為食的海洋生物分布于廣泛的營養(yǎng)級層次，具有不同的取食策略，包括食碎屑動物、濾食性動物和捕食者（Browne et al.，2011）。濾食性動物容易積累毒性，在水生生態(tài)系統(tǒng)中作為營養(yǎng)模式的典型范例。MPS在低營養(yǎng)水平生物中積累（Browne et al.，2008；Farrell et al.，2013），直接影響土壤關(guān)鍵動物物種，從而影響食物網(wǎng)。中小型區(qū)系土壤動物，如彈尾類動物或蚯蚓食入MPS，將其積累在土壤碎屑食物網(wǎng)中。蚯蚓將土壤圈與大氣圈聯(lián)系起來，溝通了土壤生物同陸地生物之間的聯(lián)系，獾、鳥類等以蚯蚓為食，因此積累在蚯蚓體內(nèi)的 MPS通過食物鏈在不同物種間傳遞，從而影響其他土壤動物（Van et al.，2014；Watts et al.，2014）。線蟲在自然狀態(tài)下以微生物為食，實(shí)驗(yàn)室條件下以大腸桿菌為食。Kiyama et al.（2012）研究表明，在食物稀缺的狀態(tài)下，0.5 μm和1 μm的PS顆粒更易于積累于線蟲（Caenorhab-ditis elegans）體內(nèi)，當(dāng)細(xì)菌與線蟲的比例為 1∶100或 1∶10時(shí)，粒徑為 0.5 μm的PS顆粒的積累量明顯減少，這可能與線蟲的取食策略有關(guān)。

MPS能吸附土壤溶液及其周圍土壤環(huán)境中的重金屬、有機(jī)污染物和病原菌。動物以作為污染物載體的 MPS為食后，污染物的毒性效應(yīng)會對動物生理產(chǎn)生影響，從而通過食物鏈（網(wǎng)）的積累對土壤生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成威脅。MPS的停留時(shí)間也對其毒性有一定影響，停留越長，其致毒作用越明顯。隨著時(shí)間的增加，受氣候（如風(fēng)化、光照等）作用影響，其表面性質(zhì)會發(fā)生改變，對污染物的吸附能力增強(qiáng)，從而增加其毒性。環(huán)境因子對 MPS的作用還包括將其自身有毒物質(zhì)淋溶至土壤中（Schultz et al.，2015；Syberg et al.，2015），淋溶至土壤內(nèi)部的有毒污染物，會對土壤動物產(chǎn)生直接影響。

3.2 對土壤微生物群落的影響

在海洋塑料污染方面，Jin et al.（2018）長期定位研究表明，塑料覆膜顯著提高玉米秸稈的降解，提高土壤有機(jī)碳的積累。Sun et al.（2017）研究設(shè)施栽培土壤中表面活性劑和微塑料污染對土壤細(xì)菌和噬菌體相關(guān)的抗生素抗性基因的影響，發(fā)現(xiàn)這種影響還沒有明確的規(guī)律性。塑料污染是如何驅(qū)動抗性基因的傳播也缺乏機(jī)理性的研究，需要深入的探討。Qian et al.（2018）近期的研究顯示，覆膜塑料的殘留可以顯著降低土壤中碳氮循環(huán)相關(guān)基因的表達(dá)，從而降低土壤碳氮含量，影響土壤肥力。

塑料的化學(xué)成分在塑料降解過程中釋放，從而造成土壤污染，其中比較典型的是鄰苯二甲酸酯。Kong et al.（2018）研究表明，隨著土壤中二丁基鄰苯二甲酸酯含量的提高，土壤微生物多樣性下降。Wang et al.（2018）研究了土壤中二甲基鄰苯二甲酸酯污染對黑土中微生物功能的影響，他們發(fā)現(xiàn)這類污染物增加了土壤中一些功能基因，包括信號傳導(dǎo)基因和與二甲基鄰苯二甲酸酯降解有關(guān)的一些基因的表達(dá)，并認(rèn)為這些基因表達(dá)的增加可能導(dǎo)致土壤中碳氮循環(huán)的加快，可能不利于黑土肥力的維持。

3.3 對土壤物質(zhì)循環(huán)的影響

由于 MPS難降解，可以長久留存于土壤中，一旦積累至一定濃度，對土壤乃至陸地生態(tài)系統(tǒng)功能及生物多樣性會產(chǎn)生影響（Rillig，2012）。Liu et al.（2017）研究兩種濃度梯度 MPS（PP＜180 μm）對土壤中 DOC、DON、DOP及 PO3-濃度和 FDA水解酶、酚氧化酶活性的影響，在加入 MPS的第30天，低濃度的MPS對DOM中的有機(jī)碳、無機(jī)氮、總磷、高分子量的腐殖質(zhì)類物質(zhì)及富里酸的影響很小，而高濃度 MPS顯著增加了 DOM 中的DOC、DON、DOP、PO3-、NO-、高分子量的腐殖質(zhì)類物質(zhì)及富里酸。MPS可以吸附土壤溶液中有害物質(zhì)，改變土壤物理性質(zhì)，如增加孔隙度、改變團(tuán)粒結(jié)構(gòu)或成為土壤團(tuán)聚體的一部分等而起作用（Rillig，2012；Huerta et al.，2017；Huerta et al.，2016），而這些變化可以改變微生物活性（Arthur et al.，2012；Naveed et al.，2016）。酶活性作為微生物活性及營養(yǎng)物質(zhì)可利用性的代表，在土壤物質(zhì)循環(huán)中起到重要作用，微生物活動的增強(qiáng)，使得胞外酶分泌增加，對土壤 C、N、P等營養(yǎng)元素的釋放起到推動作用，從而促進(jìn)營養(yǎng)元素在植物-土壤間的遷移（Liu et al.，2017；Burns et al.，2013）。

土壤動物對土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)有極其重要的作用（Barnes et al.，2009），MPS也可能通過對土壤物種多樣性的作用，影響土壤物質(zhì)循環(huán)。在土壤動物對微塑料的食入排出過程中，隨排泄物排入土壤的MPS，既可以為其他生物所攝食，也可能被降解（Roy et al.，2011），從而對土壤初級和次級生產(chǎn)力、有機(jī)質(zhì)降解以及養(yǎng)分循環(huán)產(chǎn)生影響。

4 微塑料對飲用水體的污染

MPS污染在河流、湖泊等淡水水體中普遍存在，比海洋生態(tài)系統(tǒng)污染更加嚴(yán)重。淡水水體中檢測到的MPS豐度可達(dá)107pieces·km-1量級，比海洋環(huán)境中檢測到的豐度更高（Zhang et al.，2015）。淡水環(huán)境中檢出的MPS呈現(xiàn)出不同的形狀、大小、顏色特征，同時(shí)具有多樣的化學(xué)組成并可能攜帶其他污染物。

2017年，Orb Media發(fā)布了一項(xiàng)飲用水中MPS的研究報(bào)告，研究者采集分析了全球14個(gè)國家159個(gè)飲用水樣品，發(fā)現(xiàn)83%的樣品中含有MPS。其中，美國有 94%的飲用水樣品中其平均豐度為 9.6 pieces·L-1；歐洲有 72%的樣品中其平均豐度為 3.8 pieces·L-1。另一項(xiàng)關(guān)于瓶裝水中 MPS的研究則是對全球9個(gè)國家19個(gè)地區(qū)11種不同品牌的259瓶瓶裝水中的MPS進(jìn)行了檢測，發(fā)現(xiàn)其中242瓶瓶裝水中存在MPS，其平均豐度為325 pieces·L-1，最大豐度達(dá)到10000 pieces·L-1，其中95%的MPS尺寸分布在 6.5—100 μm（Masons et al.，2018）。這兩項(xiàng)報(bào)告雖然沒有經(jīng)過同行評議，但仍引起了公眾的廣泛關(guān)注。世界衛(wèi)生組織（WHO）、美國環(huán)保署（USEPA）及歐洲國家都啟動了對飲用水中MPS的相關(guān)研究。Obmann et al.（2018）調(diào)查了德國21種品牌礦泉水中的MPS分布，在32個(gè)礦泉水樣品中都檢出了 MPS。其中，次性 PET瓶裝礦泉水中其個(gè)數(shù)為 (2649±2857) pieces·L-1；可重復(fù)使用的 PET瓶裝礦泉水中其個(gè)數(shù)約 (4889±5432) pieces·L-1；玻璃瓶裝礦泉水中其個(gè)數(shù)為 (3074±2531) pieces·L-1。PET瓶中檢出的MPS約95%小于5 μm 50%小于1.5 μm；玻璃瓶中檢出的其約15%為5—10 μm，約7%大于 10 μm。

5 微塑料檢測方法

目前，用于檢測 MPS的分析方法主要有顯微計(jì)數(shù)法、拉曼光譜、傅里葉紅外光譜掃描電子顯微鏡法（ATR-FTIR）、裂解氣相色譜—質(zhì)譜法、液相色譜法（表2）。

5.1 顯微計(jì)數(shù)法

顯微計(jì)數(shù)法在顯微鏡下直接對樣品中的 MPS進(jìn)行計(jì)數(shù)（Derraik，2002；Noren，2007），其操作簡便、分析成本低，但不能識別 MPS種類。ATR-FTIR利用塑料的特異性紅外光譜對其進(jìn)行識別（Kaiser et al.，2014；Song et al.，2014），可有效分析大于500 μm的微塑料，F(xiàn)TIR紅外光譜可對20 μm以上的小顆粒微塑料進(jìn)行分析，其方法可靠、可快速有效識別不同的 MPS種類，配合新的自動圖像分析系統(tǒng)可在短時(shí)間內(nèi)對大量樣品進(jìn)行快速分析。但FTIR法只適用于分析有紅外光譜的MPS，不適用于分析不透明和粒徑＜20 μm的MPS。顯微拉曼（MLRM）是利用塑料的特征拉曼光譜對其進(jìn)行識別（Cole et al.，2013；Collard et al.，2015），可分析＞1 μm的MPS，是目前唯一能有效分析1—20 μm MPS的技術(shù)。MLRM技術(shù)可以分析不透明和黑色的MPS顆粒，自動化的MLRM系統(tǒng)可以對大量樣品進(jìn)行快速分析。同時(shí)也存在一些不足，有些生物、有機(jī)或無機(jī)顆粒會對其分析造成干擾，因此，使用MLRM技術(shù)時(shí)需要對這些雜質(zhì)加以去除。

表2 各種微塑料檢測技術(shù)在微塑料污染檢測中的應(yīng)用現(xiàn)狀Table 2 Detection techniques of MPS

5.2 裂解氣相色譜-質(zhì)譜法

裂解氣相色譜-質(zhì)譜法對裂解后微塑料樣品進(jìn)行氣相色譜-質(zhì)譜分析，通過獲得的譜圖與已知塑料的譜圖比對來識別分析 MPS種類并進(jìn)行定量分析（Fabbri et al.，2000；Fabbri，2001）。該方法適合于分析＞500 μm的MPS顆粒，同時(shí)還可對一些塑料添加劑進(jìn)行分析，靈敏度高、可靠性強(qiáng)，但一次只能分析一個(gè)塑料顆粒。

5.3 液相色譜法

液相色譜法是將MPS樣品溶解于有機(jī)溶劑后，利用尺寸排阻色譜對微塑料的分子量分布進(jìn)行分析，通過與標(biāo)準(zhǔn)品比對來確定其類型（Hintersteiner，2015；Elert et al.，2017）。該方法對某些MPS具有較高選擇性，但不適用于分析有機(jī)溶劑中難溶解的MPS。

6 微塑料顆粒污染的降解方法

隨著MPS數(shù)量不斷增加，所帶來的環(huán)境和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)日益引起全球關(guān)注。2014年首屆聯(lián)合國環(huán)境大會將海洋塑料垃圾污染列為近10年最值得關(guān)注的十大緊迫環(huán)境問題之一。2015年第二屆聯(lián)合國環(huán)境大會進(jìn)一步將以塑料微珠為主的MPS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、臭氧層破壞等全球重大環(huán)境問題同等重要。2018年，聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署（UNEP）將世界環(huán)境日的主題確定為“塑戰(zhàn)速決”，呼吁世界各國共同對抗一次性塑料污染問題。這種國際形勢為減少或消除微MPS污染創(chuàng)作了有利的外部條件。

主要對策有三方面：一是通過法律手段限制MPS在工業(yè)生產(chǎn)（特別是生活用品）中的使用；二是通過教育，使全社會關(guān)注 MPS的污染危害，自覺減少塑料和MPS的使用；三是在MPS污染嚴(yán)重的區(qū)域?qū)嵤┪⑸镄迯?fù)技術(shù)加以消除。

6.1 海洋中微塑料的去除

通過生物降解消除海洋中 MPS是一類環(huán)境友好且有應(yīng)用前景的方法。某些微生物（細(xì)菌、真菌等）可將有機(jī)物作為碳源和能源并將其降解為二氧化碳和水（巢維等，2005）。據(jù)報(bào)道，土壤中分離出的葡萄球菌（Staphylococcus aureus）、假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）和芽孢桿菌（bacillus）能夠降解 PE（Nowak et al.，2011），黑曲霉（Aspergillus niger）、枯草芽孢桿菌（Bacillus subtilis）、金黃色葡萄球菌能夠降解PET（Asmita et al.，2015），赤紅球菌（Rhodococcus ruber）能夠降解PS（Mor et al.，2008）；聚氯乙烯能被惡臭假單胞菌降解（Danko et al.，2004）；而波茨坦短芽孢桿菌（Brevibacillus brevis）、鏈霉菌（Streptomyces coelicolor）、施氏假單胞菌（Pseudomonas stutzeri）和糞產(chǎn)堿桿菌（Alcaligenes faecalis）則能產(chǎn)生降解塑料聚合物的胞外酶（Auta et al.，2017b）。需要注意的是，這些微生物大多屬于淡水物種，其是否適應(yīng)高鹽海洋環(huán)境尚未可知，而且有關(guān)微生物對其降解目前只是處于室內(nèi)研究階段。為將生物修復(fù)技術(shù)成功應(yīng)用于 MPS污染海域，應(yīng)注重從海洋環(huán)境中篩選分離高效降解菌，并對使用條件進(jìn)行優(yōu)化，確定其合理高效的海上修復(fù)方法。

6.2 土壤中微塑料的去除

通過“篩分-分選-移除有機(jī)質(zhì)及其他土壤成分-提取微塑料”去除土壤中MPS。篩分是利用篩子使土壤中小于篩孔的細(xì)粒物料透過篩面，而大于篩孔的粗粒物料留在篩面上，完成粗、細(xì)粒物料分離的過程。根據(jù) MPS不同粒徑的定義，在分析樣品時(shí)土壤篩選范圍為＜5 mm和＜1 mm。篩分后，利用密度分離法可將土壤礦質(zhì)相移除。聚鎢酸鈉溶液通常用于土壤不同組分的分離，它不僅可以分離游離態(tài)顆粒有機(jī)物（fPOM），還可以分選SOM中不同的土壤有機(jī)礦質(zhì)復(fù)合體（Christensen，1996）。但此法尚未應(yīng)用于MPS的分離。由于SOM中有機(jī)礦質(zhì)復(fù)合體的分選與 MPS留存于土壤團(tuán)聚體中的程度有關(guān)，因此在使用密度分離法前，可以采用超聲處理法先打碎團(tuán)聚體，對于不同粒徑的土壤團(tuán)聚體，使用不同的超聲能量，例如，在分散粒徑＞250 μm的土壤團(tuán)聚體時(shí)，通常使用的超聲能量值為 60 J·mL-1（Kaiser et al.，2014）。

由于密度介于1.0—1.4 g·cm-3的有機(jī)質(zhì)與部分塑料制品如PET密度相似，因此密度分離法不足以去除全部有機(jī)質(zhì)。為了保證 MPS辨識及量化的可靠性，需要采用酸、堿、氧化或酶處理，以去除殘留有機(jī)質(zhì)，或使用靜電分離法去除有機(jī)碎屑（Hidalgo et al.，2012）。Avio et al.（2015）使用濃度為 22.5 mol·L-1的 HNO3對樣品進(jìn)行預(yù)處理，Dehaut et al.（2016）對6種預(yù)處理方法進(jìn)行了比較，分別為：濃度為 10% KOH，0.063 mol·L-1HCl，14.4 mol·L-1HNO3，14.4 mol·L-1HNO3和 14.4 mol·L-1HClO3按照體積比 4∶1混合，濃度為 10 mol·L-1NaOH，0.27 mol·L-1K2S2O8和 0.24 mol·L-1NaOH混合液，研究結(jié)果表明，10% KOH，60 ℃消解24 h效果最佳。Cole et al.（2015）用不同濃度的酸、堿及酶對樣品進(jìn)行消解，比較了濃度分別為 1、2 mol·L-1及 10 mol·L-1NaOH 和濃度分別為 1、2 mol·L-1HCl以及蛋白酶K的消解效果，研究結(jié)果表明，蛋白酶K對有機(jī)質(zhì)的去除率大于97%，且不分解MPS。Mintenig et al.（2017）采用酶消解法對樣品進(jìn)行預(yù)處理，在加入十二烷基硫酸鈉后，依次加入蛋白酶A-01（1800 U·L-1溶于pH9 PBS）、脂肪酶 FE-01（2320 U·L-1溶于 pH 10.5 PBS）以及纖維素酶 TXL（44 U·L-1溶于 pH5 PBS）。Nuelle et al.（2014）將樣品分別放置于30% H2O2和35% H2O2溶液中處理7 d，顯示35% H2O2的預(yù)處理效果更好。

6.3 飲用水中微塑料的去除

飲用水中 MPS指在進(jìn)入凈水廠進(jìn)行水處理中出現(xiàn)的微小顆粒，需根據(jù)物理化學(xué)特性，將其進(jìn)行分類并判斷化學(xué)組成和結(jié)構(gòu)。根據(jù) MPS粒徑小、難降解等性質(zhì)確定出相關(guān)的處理方法，首先在傳統(tǒng)給水處理工藝的基礎(chǔ)上對 MPS的去除展開研究，可有兩種處理方法（王華成等，2005）：（1）以采用光催化氧化類方法與生物法組合工藝；（2）以利用強(qiáng)化混凝與微濾或超濾組合工藝。其次需要檢測給水廠進(jìn)水中的 MPS污染顆粒，其鑒別及成分鑒定可采用FTIR和拉曼光譜法。最后MPS去除的實(shí)驗(yàn)方案選定，在傳統(tǒng)給水處理工藝的基礎(chǔ)上，可采用紫外線高級氧化與生物活性炭（BAC）組合工藝和強(qiáng)化混凝與微濾或超濾組合工藝（表3）。

7 結(jié)論與展望

MPS作為一種水域污染和環(huán)境污染的一種新型污染物，綜述研究顯示，中國被認(rèn)為是世界上最大的海洋塑料廢棄物生產(chǎn)國，每年的排放量132×104—353×104t之間。目前，中國對MPS污染的關(guān)注較少，對其所引發(fā)的生態(tài)問題認(rèn)識不足。未來在監(jiān)測及生物降解等方面研究應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注應(yīng)著重于以下幾個(gè)方面，具體包括：

表3 飲用水中微塑料的去除工藝Table 3 MPS removal process of drinking water

（1）研究制定符合國際標(biāo)準(zhǔn)的MPS樣品采集、分析和鑒定方法。研究已經(jīng)確定的塑料垃圾進(jìn)入陸地海洋交界的主要河流和河口系統(tǒng)中污染源、程度、類型和水平。建立MPS在陸地-海洋源匯的分析方法以及其對陸地-海洋生態(tài)系統(tǒng)和人類健康的風(fēng)險(xiǎn)評估方法。

（2）開展微塑料潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估。通過MPS與關(guān)鍵海洋生物的相互作用，開展環(huán)境濃度水平下微塑料的毒性效應(yīng)及其機(jī)理研究，從而了解 MPS污染及與有害化學(xué)物質(zhì)的污染對不同階段生物體的影響。研發(fā)污水處理過程中對 MPS的攔截和降解處理工藝，研發(fā)陸地、海洋環(huán)境中塑料垃圾的收集處理技術(shù)。

（3）應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注船舶和沿海河流捕撈活動等產(chǎn)生的塑料廢物污染。建議啟動對現(xiàn)有相關(guān)法律法規(guī)的修法程序，對中國現(xiàn)行可能涉及陸地、海洋塑料垃圾和微塑料問題的法律法規(guī)條文進(jìn)行修訂和增補(bǔ)，使現(xiàn)有相關(guān)法律法規(guī)條文針對陸地、海洋塑料垃圾和微塑料的管控更為具體，責(zé)任更為明確。建議制定與國際上相適應(yīng)的環(huán)保政策、產(chǎn)業(yè)發(fā)展政策和國際貿(mào)易政策和法律措施。

（4）建立完善的塑料垃圾污染公共環(huán)境意識教育體系，喚起公眾對陸地、海洋中 MPS污染的關(guān)注，激發(fā)公眾的環(huán)保意識，進(jìn)而改變消費(fèi)行為，自覺養(yǎng)成垃圾分類的習(xí)慣，源頭上幫助解決 MPS污染問題。