孫承君，丁金鳳，高豐蕾，李景喜

（1.自然資源部 第一海洋研究所海洋生物資源與環(huán)境研究中心，山東 青島 266061；2.青島海洋科學與技術國家實驗室 海洋藥物與生物制品功能實驗室，山東 青島 266071）

對微塑料污染的關注最早起源于海洋。早在20 世紀70 年代，Carpenter 和Smith[1]研究發(fā)現塑料顆粒廣泛分布在馬尾藻海海水表面，Wong 等[2]在太平洋也發(fā)現了塑料碎片的廣泛分布，但在當時和之后很長時間內，這個現象并未引起科研人員的足夠重視。直到2001 年，Moore 等[3]在北太平洋海域發(fā)現大量塑料垃圾，估算的塑料豐度高達33 萬個/km2，這些塑料的質量是浮游生物的6 倍，至此人們才開始意識到海洋塑料污染的嚴重性。2004 年，英國普利茅斯大學教授Thompson 在海洋塑料研究中首次引入了“微塑料（Microplastics）”的概念，用微塑料來描述小尺寸（＜ 5 mm）的塑料碎片[4]。自2011 年開始，聯合國環(huán)境規(guī)劃署開始關注海洋中塑料垃圾尤其是海洋微塑料的污染問題[5]，并在2014 年發(fā)布的年鑒中將海洋微塑料列為全球十大新興環(huán)境問題之一[6]。自此以后，海洋微塑料引起全世界的廣泛關注，相關研究開始進入快速發(fā)展階段。

微塑料研究的初始階段主要集中在樣品采集、檢測與分析方法的建立方面，在這一過程中，眾多研究證實了微塑料在海洋環(huán)境中的普遍存在，研究發(fā)現海洋環(huán)境中的微塑料受到風力、海流、洋流等的影響能遠距離遷移[7]，從近海到遠洋海域[8-9]，從赤道地區(qū)到南北兩極[10-11]，從海水表層到深海海溝[12-13]，全球水域的各個角落都有微塑料的存在。但由于研究目標和手段各異，目前海洋微塑料研究呈現出采樣及分析檢測方法多樣化、數據單位不統(tǒng)一等現象，因此不同研究得到的數據相差較大，導致海洋環(huán)境微塑料豐度的可比性較差，這種現象在水體微塑料檢測方面尤為突出，主要源于微塑料作為一種新污染物，其采樣和檢測分析方法常借助其他領域的研究手段，如初期的采樣多使用浮游生物研究中的330 μm 拖網采集表層海水中的微塑料[14-16]，而后期又發(fā)展了多種采樣方法。此外分析方法也相對受限，缺乏統(tǒng)一的方法。這些差異性阻礙了我們全面系統(tǒng)地認識海洋微塑料的分布和遷移規(guī)律，也無法獲得環(huán)境濃度和特征的微塑料毒性暴露試驗結果，因此我們尚無法對海洋微塑料可能造成的生態(tài)風險做準確的評價。

為此，本文在分析海洋水體微塑料污染研究現狀的基礎上，對海洋微塑料污染研究面臨的挑戰(zhàn)進行了綜合分析，提倡采取措施增加數據的可比性，呼吁建立并采用標準化的研究方法，完善生態(tài)風險評估方案，并積極推進國家間的合作和政策研究。希望能在海洋微塑料污染研究熱潮下，認識目前存在的關鍵科學問題，為海洋微塑料污染的監(jiān)測和治理管控提供理論指南。需要注意的是由于海洋微塑料不同研究數據可比性的最大差異性體現在對水體的研究上，因此盡管針對海洋沉積物和生物體內微塑料的不同研究也存在不同方法帶來的差異，本文僅著重從海洋水體微塑料研究的角度進行討論。

1 海洋微塑料研究現狀

海洋是塑料垃圾的最終歸宿，由于塑料產量呈逐年遞增的趨勢，導致海洋環(huán)境中的微塑料數量也在逐漸增加。目前，海洋微塑料研究內容主要涉及海洋微塑料的來源與歸趨、海洋微塑料的老化與吸附、微塑料對海洋生物毒性效應、生物膜和生物降解、海洋大氣微塑料的傳輸與沉降、生態(tài)風險和健康風險評估、海洋微塑料傳輸模擬以及海洋微塑料污染法律法規(guī)的制定等方面。上述眾多研究領域的發(fā)展依賴于可靠、有效的環(huán)境微塑料濃度數據，但是研究方法的不統(tǒng)一性極大地限制了相關領域的發(fā)展。對微塑料真實環(huán)境濃度的深入認知是海洋微塑料研究的關鍵。

已知海洋微塑料污染的特征主要來自于對表層海水的分析。從全球海洋微塑料的分布來看，近海是微塑料污染的重災區(qū)，尤其是海灣、河口、海島等人類活動密集區(qū)域。除Song 等[16]在韓國南海岸采集小體積（2.2～2.8 L）微表層海水得到的微塑料豐度高達1.63 × 104個/m3外，已報道的全球近海最高微塑料豐度出現在東亞泰國灣[17]，為9.97 × 103個/m3。與近海相比，大洋區(qū)域微塑料的傳輸主要受到環(huán)流和季風等的影響，在太平洋、大西洋和印度洋的外海區(qū)域出現了多個微塑料匯集區(qū)[18-19]，如北太平洋海域微塑料平均豐度高達6.8 × 105個/km2[20]。受到大洋環(huán)流及大氣運輸等的影響，在遠離人類活動的南北極地區(qū)也存在嚴重的微塑料污染，最近的研究指出北極海區(qū)的海底可能是塑料垃圾重要的“匯”[21]。

縱觀海洋表層海水中微塑料的污染情況，微塑料豐度從小于每立方米一個到每立方米上萬個①GAO F L,LI J X,HU J,et al.A review of microplastics in China marine waters.Journal of Ocean University of China,2022.，該差異除與不同海域微塑料污染情況不同以及人類活動、大洋環(huán)流等的影響有關外，微塑料采樣方法、檢測技術和計數單位的差異也是主要影響因素[22]。Gao 等①GAO F L,LI J X,HU J,et al.A review of microplastics in China marine waters.Journal of Ocean University of China,2022.通過總結中國近海表層海水中的微塑料豐度結果，發(fā)現使用泵抽或取水容器采水（0.05～63.6 個/L）比拖網采水（0.03～-5.9 個/m3）獲得的微塑料豐度高3～4 個數量級。Song 等[16]在韓國南海岸分別使用50 μm 網（1 143 ± 3 353 個/m3）和330 μm Manta 網（47 ± 192 個/m3）采集表層海水，得到的微塑料豐度也存在2 個數量級的差異。因此調查采樣方法不同可能導致微塑料分析結果的巨大差異，這使得目前難以準確評估海洋環(huán)境中微塑料污染的真實狀況，這嚴重制約了海洋微塑料的生態(tài)風險評價、微塑料傳輸模型預測以及相關職能部門的管控與決策。

2 海洋微塑料研究面臨的挑戰(zhàn)

過去10 a，大量的野外實驗證實了微塑料在海洋環(huán)境中的“廣泛存在”，然而，當前對于海洋微塑料污染研究也面臨眾多挑戰(zhàn)，包括：①樣品采集、微塑料分離和鑒定方法不統(tǒng)一，導致海洋微塑料研究缺乏可有效比較的定性和定量數據；②由于微塑料鑒定技術的局限性，目前獲得的數據僅代表海洋環(huán)境中一部分微塑料；③由于塑料碎片在海洋環(huán)境中受外力影響和生物影響不斷發(fā)生形態(tài)和組分的變化，其環(huán)境行為較難模擬，真實存量難以估算；④目前尚缺失環(huán)境小粒徑微塑料和納米塑料的數據，室內毒性和毒理實驗多基于“非環(huán)境特征的微塑料”，因此難以準確評估海洋微塑料的潛在風險。

2.1 海洋微塑料采樣方法和檢測技術

海水樣品的采集方法主要有拖網采樣法、泵采樣法和取水容器采樣法。不同采樣方式可以采集不同深度、不同體積的海水樣品。拖網采樣法常采用孔徑約為330 μm 的浮游生物拖網，但是目前研究采用的拖網網衣孔徑從20 μm 到500 μm 不等[23-24]；而泵采樣法和取水容器采樣法使用的濾膜或篩絹孔徑也由0.2 μm 到60 μm 不等[25-26]。Zheng 等[27]通過比較3 種不同采樣方式得到的結果，發(fā)現微塑料豐度存在數量級的差異，平均微塑料粒徑隨濾膜或網衣孔徑的增大而增大，微塑料的組成比例也存在差異。另外，不同于小體積水的常規(guī)采樣，Li 等[28]在西太平洋和東印度洋海域采集大體積海水樣品（10 m3）測定其微塑料豐度，獲得的深水柱中微塑料的豐度值比小體積采樣至少低了1～2 個數量級。因此，體積過少的海水樣品不能保證對微塑料豐度進行準確估算。Liu 等[29]建議在野外調查前應進行體積梯度實驗確定采集海水的體積，并建議采用孔徑為60～90 μm 的網衣或濾膜以最大限度地降低采水體積和孔徑差異對海水微塑料定量的影響，但更為重要的是這種方法在條件不是特別友好的環(huán)境中比較難實現，比如大洋、極地和深海等區(qū)域。

拖網采樣法和其他2 種方法相比具有采樣量大、效率高等優(yōu)點[30-32]，但采樣結果的穩(wěn)定性較差，并且由于網孔偏大，會遺漏更具生物學意義的小粒徑微塑料的含量[33]。泵采樣法具有取水量大、篩絹更換方便等優(yōu)點[31]，但其耗能較大，且不適用于很多特殊環(huán)境。取水容器采樣法操作簡單[31]，后續(xù)使用濾膜直接過濾的方法可保留海水中小粒徑的微塑料，但該方法因取水量小，樣品結果的代表性差，常用于研究微塑料在海水中的垂向分布。Barrows 等[33]在對南大洋海水表面微塑料分布進行調查時，使用桶采集1 L 左右的海水樣品直接過濾至0.45 μm 的濾膜上，結果發(fā)現微塑料濃度高達1.5×104個/m3，顯著高于其他研究報道的南極微塑料數據，因此該研究指出使用取水器采集少量海水樣品會降低數據的準確性。因此，Zheng 等[27]建議在采樣過程中應根據現場采樣條件和可用工具選擇合適的采樣方法以增大數據結果的可信度，但更為重要地是，應建立一套標準的采樣方法，以減少采樣過程造成的誤差和提高不同區(qū)域微塑料豐度結果的可比性。由于不同海洋環(huán)境變化特征差異明顯，因此很可能無法采用同一種采樣方法，從這個角度考慮，提高檢測結果的可比性非常重要。

由于微塑料分離方法的非特異性，仍需要可靠的鑒定技術來識別微塑料類型。目前，常采用顯微鏡目檢法對可疑微塑料進行觀察，記錄其形狀、顏色及粒徑，再采用傅里葉變換紅外光譜儀（Fourier Transform Infrared Spectrometer，FT-IR）[34]、拉曼光譜儀（Raman Spectrometer）[35]等對可疑微塑料進行化學鑒定。也有學者采用熱分析法包括熱裂解氣相色譜質譜技術（Py-GC/MS）、萃取-熱脫附氣相色譜質譜技術（TED-GC/MS）等方法進行微塑料組分檢測[36]。選擇不同的定性和定量檢測方法可能會產生不同的數據結果。K?ppler 等[37]研究發(fā)現與使用Raman 光譜相比，FT-IR 低估了約35%的微塑料顆粒，特別是對于粒徑小于20 μm 的微塑料。Raman 光譜比FT-IR 檢出微塑料的粒徑小，能檢出粒徑為895 nm 的納米塑料[38]，但分析微塑料時容易受到添加劑以及有色化學品等的熒光干擾[37]。與光譜法相比，熱分析法更適合于初步篩選微塑料，能快速判斷微塑料種類[39]，但對樣品具有一定的破壞性，無法判別微塑料的形狀、顏色和尺寸，因此，從破碎的樣品中無法獲得微塑料的特征與數量相關聯的信息。目前，由于沒有高效富集分離小粒徑微塑料的方法，且受限于儀器的分辨率，很難定性檢測野外環(huán)境樣品中粒徑小于5 μm 甚至是納米級的塑料。此外，不同實驗室、不同研究人員處理同一野外樣品也會產生不同的結果，可能是因為研究人員專業(yè)背景不同，或者使用的儀器本身存在缺陷[30]。因此，我們亟須突破傳統(tǒng)檢測方法的瓶頸，實現對環(huán)境中微塑料定性和定量地精準檢測。

2.2 海洋環(huán)境中微塑料的存量估算

不同于其他污染物，微塑料是一系列密度、尺寸、形狀和組成成分各異的粒子，這些獨特的理化性質決定了微塑料在海洋環(huán)境中的非均勻分布[40]，并且在風力、洋流、生物等的影響下一直處于動態(tài)變化中，會不斷發(fā)生破碎、裂解、沉降、再懸浮，形成更小粒徑的微塑料，甚至是納米塑料，對這些小粒徑微塑料和納米塑料，我們目前仍缺乏有效的檢測分析方法[41]，因此，目前收集到的環(huán)境微塑料濃度可能高估或者低估了其真實濃度。此外，已報道的微塑料豐度的計數單位很多，海水微塑料豐度的單位有“個/m3”“個/km2”和“個/L”等，個別計數單位下的豐度結果難以轉換成統(tǒng)一單位，因此，目前海洋環(huán)境中的微塑料和納米塑料的存量難以估算。只有在建立可靠的標準監(jiān)測方法的基礎上，突破對海洋環(huán)境中小粒徑微塑料乃至納米塑料的監(jiān)測，并統(tǒng)一濃度量化單位，才能實現對海洋環(huán)境中微/納塑料存量的初步估算。歐盟海洋垃圾技術小組針對歐洲海洋塑料垃圾以及河流垃圾管控[42-43]，提出了建議方案；美國國家海洋和大氣管理局（National Oceanic and Atmospheric Administration，NOAA）也推薦了采樣和分析方法[44]；我國國家環(huán)境監(jiān)測中心也對微塑料研究方法進行了改進。但是這些推薦的方法在實際操作中受到多種因素的限制，尚難以用于大規(guī)模海洋微塑料監(jiān)測或微塑料環(huán)境存量估算。

2.3 海洋微塑料輸運模擬

海洋微塑料輸運模型是模擬微塑料環(huán)境行為，尋找微塑料污染的源和匯以及認識海洋微塑料傳輸過程的關鍵工具。模型的建立要基于對微塑料的性質和環(huán)境因素的假設條件的成立[45]，微塑料具有顆粒小、比表面積大的特性，表面容易富集微生物或者其他污染物導致其比重增大[18]、沉降增加，同時海洋微塑料容易被海洋生物誤食或攜帶而改變輸運路徑[46]。但目前的輸運模型沒有充分考慮微塑料自身的動態(tài)變化機制，假設條件與實際情況存在一定偏差。由于目前數據有限，輸運模型引用的微塑料監(jiān)測數據缺乏時間和空間的連續(xù)性，數據不能代表該區(qū)域真實的微塑料含量，且模型多基于球狀微塑料顆粒，而對于海洋環(huán)境中存量較多的纖維狀微塑料輸運過程的模擬較少，并且不同形態(tài)微塑料的輸運參數（例如，粗糙度、沉降速率和再懸浮速率等）也不相同[47]。準確的輸運模型除需要全面考慮微塑料自身特性以外，還應充分考慮海況、地形和天氣等外部環(huán)境因素對微塑料傳輸的影響。

2.4 海洋微塑料潛在風險評估體系的建立

與大粒徑微塑料相比，小粒徑微塑料甚至納米塑料更容易被海洋生物誤食產生毒害作用，而具有更高的生態(tài)風險[48]。但這些微納塑料目前尚無可靠的分離富集和檢測分析的方法[41]，因此，海洋環(huán)境中由微納塑料造成的潛在風險難以評估。盡管野外實驗證明了微塑料在海洋環(huán)境中廣泛分布[8-13]，但目前仍還缺少直接證據證明微塑料對海洋生態(tài)系統(tǒng)的影響。同時已有的室內毒理實驗多基于“非環(huán)境特征的微塑料”（例如，直接合成的聚苯乙烯PS 顆粒）[49-50]，且使用的微塑料濃度遠高于海水中微塑料的濃度[45]，加之海洋環(huán)境中不同營養(yǎng)級的海洋生物在食物鏈傳遞過程中由微塑料暴露引起的毒性響應并沒有完全確定，因此，目前尚不清楚實際環(huán)境濃度下具有環(huán)境特征的塑料（例如，纖維）對海洋生物可能產生的毒性效應，當前的毒理實驗結果尚不能用于準確評估海洋環(huán)境中微塑料的生態(tài)風險?；诤Ｑ蟓h(huán)境中微塑料普遍存在的事實，已有研究初步利用聚合物單體毒性和微塑料的環(huán)境濃度對海洋環(huán)境中的微塑料進行了生態(tài)風險評估[51-53]。其中，基于聚合物毒性的風險評估方案忽略了添加劑、增塑劑以及吸附污染物（有機污染物和重金屬）等的毒性效應，且聚酯纖維、人造絲等毒性數據的短缺可能導致毒性評估結果偏低[53]。生態(tài)風險評價絕非易事，有限的微納塑料環(huán)境濃度數據以及目前存在缺陷的風險評估框架，暫不能支持對海洋環(huán)境中微納塑料風險的全面評價。

3 海洋微塑料污染研究展望

3.1 數據可比性和方法標準化

微塑料在海洋環(huán)境中的非均勻分布和研究目標的不同導致在海洋調查中難以使用一套標準化的采樣方法。應針對不同的調查目標，建立相應的標準化采樣方法，并增加不同采樣方法下獲得的數據的可比性。同時建立標準的分離和檢測分析方法也是海洋微納塑料研究的重要任務，應平衡不同方法的優(yōu)缺點，開發(fā)建立針對不同粒徑的塑料顆粒的標準分離和檢測分析方法，統(tǒng)一量化和表征微納塑料豐度和特征的參數，從而提高海洋塑料污染監(jiān)測和報道的準確性和全面性。常規(guī)監(jiān)測和科學研究可以建立不同的標準方法，但一定要充分關注不同方法可能帶來的差異。

3.2 生態(tài)風險評價

構建具有環(huán)境濃度和特征的微納塑料生態(tài)毒理學研究方法和量化表征體系。鑒于海洋環(huán)境中微塑料處于動態(tài)變化中，實驗室內可從研究海洋塑料垃圾到小粒徑微塑料和各級納米塑料的過程入手[30]，實現根據塑料垃圾排放量估算海洋微納塑料的存量，進而完善不同粒徑微納塑料生態(tài)風險效應模型。

3.3 國際合作

海洋微塑料跨境污染的特點使其從局部環(huán)境問題逐漸演變成一個需要全球各個國家關注的復雜國際環(huán)境問題。目前，國際上正積極推進制定具有全球約束力的海洋塑料垃圾和微塑料污染管控的行動計劃[45]。各個國家都應主動加強與周邊國家開展海洋微塑料污染治理的協(xié)作，研究制定區(qū)域性海洋微塑料污染監(jiān)測和管控的行動方案，共同努力實現可持續(xù)發(fā)展的目標。

3.4 政策研究

2022 年6 月舉行的聯合國海洋大會邊會上代表們普遍認為我們應該對海洋垃圾和微塑料問題采取行動，海洋微塑料問題的解決最終要依靠全球各國相關政策和法規(guī)的實施。目前國際社會還沒有進行海洋微塑料的相關立法[54]，各國都應在充分總結海洋微塑料污染現狀的基礎上明確海洋微塑料治理的重點，研究相關政策并建立相關機制。中國作為海洋大國和工業(yè)化大國，已經重視利用國內法規(guī)控制海洋垃圾和微塑料污染，在完善海洋微塑料治理法律體系方面充分體現了負責任大國的形象。我們仍需緊跟國際前沿，促進國內法和國際法協(xié)同控制和治理海洋微塑料污染。