中国近岸区域微塑料污染的研究进展

宋天文,陈 曲,段杉杉,金家锋,常 伟,夏文香*(.青岛理工大学环境与市政工程学院,山东 青岛 6650；.青岛滨海学院医学院,山东 青岛 66555；.中国海洋大学化学化工学院,山东 青岛 6600；.中国石油大学(华东)石油工程学院,山东 青岛 66580)

目前,大量塑料垃圾经由多种方式从陆地进入海洋,并持续在海洋环境中富集,已占全部海洋垃圾的60%～80%,部分地区高达95%[1-5].海洋微塑料[6],即直径小于5mm 的海洋塑料碎片,占海洋塑料垃圾总量的90%以上[7-8].作为一种新型环境污染物,海洋微塑料粒径小、比表面积大、疏水性强,可负载多种有机污染物、重金属和有害微生物等,对海洋生态环境带来潜在危害.此外,微塑料容易被海洋生物吞食,在危害生物自身的同时,可通过食物链传递积累,威胁人类健康[9-11].

近岸区域,包括近岸陆地、大气和海域,人类活动较为频繁,是研究陆地塑料垃圾如何进入海洋,进而评估其对海洋生态系统及人类健康影响的主要区域.尽管我国近岸微塑料污染的研究逐年增加[12-14],但在大气沉降、地表径流等不同近岸迁移路径下,部分近岸区域微塑料排放数量、形态、种类等特征尚不清晰,未形成统一的、系统的研究体系.因此,为了使我国后续微塑料研究更具统一性、针对性和有效性,为今后国家制定微塑料管控的法律法规提供数据支持,本文基于ScienceDirect,百度学术和中国知网等数据库,选择“微塑料”、“中国”、“近岸”、“大气”、“海水”、“沉积物”、“海滩”、“河口”、“生态危害”等主题组合后进行文献检索,筛选出2017年以来我国近岸微塑料相关的高水平论文共计79篇.通过以上文献,对我国近岸区域的污染状况进行归纳总结,重点关注大气、陆地和海洋3 个不同区域微塑料的采集和分析方法、理化特性、污染分布及生态风险等内容,并与国外研究进行对比分析研究.

1 我国近岸微塑料样品的采集和分离

统一、规范的采集和分析方法是开展近岸微塑料研究的前提.相关学者发现我国近岸大气、陆地和海洋3 个不同区域的微塑料采集、分离方法(图1)具有一定差别[15-19].

图1 我国近岸微塑料样品采集、分离和分析方法示意Fig.1 Schematic of collection,separation and analysis methods of microplastics samples in Chinese coastal areas

1.1 近岸大气环境

相较于海洋和近岸陆地,我国近岸大气微塑料研究较少,且主要集中在地表附近区域,依据研究目的和采样条件的不同,采集方式可选择被动采样和主动采样[20-23].目前,我国约60%的近岸大气环境研究采用被动采样,剩余40%采用主动采样.大气被动采样器装置一般由玻璃或不锈钢采集瓶和固定支架构成,该装置无需供电,不受采样场所限制,可用于收集干、湿沉降微塑料样品,但采样时间较长,未考虑采样过程中微塑料的再悬浮情况[15,20-21].被动采样结束后,采样瓶中样品需通过真空抽滤至所需孔径的滤膜上获取.主动采样与被动采样装置不同,一般采用大流量空气采集器,收集悬浮颗粒态微塑料样品,流速一般为(100±0.1) L/min,可在短时间内获取所需样品,最终大气微塑料样品经过滤固定在玻璃纤维滤膜或石英纤维滤膜上[22-23].采样完成后,采用不锈钢镊子迅速转移微塑料样品,密封并保存至实验室,清洗分离后待验.但主动采样装置需要电力维持,不适用于偏远无人地区采样.比如研究人员在青藏高原的偏远无人区进行大气微塑料输送研究时,采用被动取样法进行大气沉降样品的采集[24].此外,为避免样品污染,纤维滤膜在每次采样前都需经过显微镜预检查.大气微塑料的分布较易受外部因素影响,无论被动或主动采样,均需记录采样区域的天气条件.

1.2 近岸陆地沉积物

我国近岸陆地沉积物微塑料污染主要集中在海滩、河口和低潮线以下的海底沉积区域[25-34].近些年,研究逐渐从人类活动频繁的海滩区域转向海底沉积区域.目前海底表层沉积物微塑料的研究大约占到近岸沉积物研究的70%.在我国近岸沉积物的采集中,研究人员均采用大样本采样法进行批量采样,采样器具与研究区域和研究目的有关,海滩和河口沉积物主要使用不锈钢勺、不锈钢铲和聚乙烯塑料铲,低潮线下的表层沉积物主要使用箱式采泥器和抓斗采泥器等[22-27].

针对我国海滩沉积物,一般选择在高潮线附近使用不锈钢采样铲均匀采集约2～5cm 深的沉积物样品,多点混合后装入铝箔袋或聚乙烯塑封袋,用于后续实验室分析.对于低潮线下海底表层沉积物,采样深度最深达表层以下10cm,注意使用采泥器采集沉积物样品时应防止沉积物扰动.在我国近岸沉积物微塑料污染研究中,绝大多数采用密度浮选法进行微塑料样品的分离.由于氯化钠价格低廉、易于获取、绿色环保等优点,饱和氯化钠密度浮选分离法为研究首选[27-28].该方法利用样品中微塑料目标组分(0.8～1.4g/cm)与沉积物杂质(～2.6g/cm)的密度差异实现微塑料与其他杂质的分离.具体操作过程为,向沉积物样品中加入饱和NaCl 溶液,充分震荡、搅拌均匀后静置至重组分沉降,微塑料漂浮在溶液表面或悬浮于溶液中,最后抽滤上清液得到微塑料样品.然而,饱和氯化钠溶液的密度仅为1.2g/cm,使得密度较大的微塑料颗粒,如聚氯乙烯(PVC)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)等不能与杂质完全分离,可能会降低高密度微塑料的检出率,建议选择饱和氯化钠密度浮选时增加重复实验保证实验结果的准确性.此外,虽然氯化锌对环境有害,但仍有部分研究选择氯化锌作为浮选剂进行微塑料分离,比如青岛沙滩和象山湾沉积物微塑料污染研究[29,34].

1.3 近岸海域水体

近岸海域水体微塑料污染是海洋微塑料研究的重点之一,不同深度近岸水体的微塑料采集是开展上述研究的基础.海水微塑料样品的采集方法包括大样本采样法和减少样本量的区域拖网法[34-37].大样本法采集表、中层水体样品时,采用采样桶、潜水泵和其他改良版海水采集器等装置直接收集[38-42].区域拖网法采集表层海水时,一般使用Manta 网、Neuston 网,中层海水使用Bongo 网,深层海水使用底栖拖网[35-37].为了统一微塑料采样标准,同时避免拖网网孔被海水中的悬浮物堵塞,大多选择330～335µm孔径的拖网进行近岸海水的微塑料采集[43].

我国近岸海水的研究主要针对河流入海口和其他海洋区域的表层和中层水体.在我国近岸海水微塑料研究中,约52%的研究采用区域拖网法,剩余48%的研究采用大样本法.区域拖网主要集中在东海和南海近岸海水的微塑料研究中,研究人员使用Manta 网、Neuston 网和Bongo 网等浮游生物网收集微塑料样品,拖网孔径为160,330,333 和335µm 不等,采样结束后冲洗网底管和筛绢套,保证样品全部收集到玻璃瓶中,后续转移至实验室保存分析[19,34-37].大样本法主要集中在长江和珠江入海口、胶州湾以及北黄海近海区域,研究人员采用不锈钢采样桶、潜水泵等采集大体积表层水样过筛,用纯水清洗筛上的微塑料样品并转移至玻璃瓶中低温保存,所用不锈钢筛网孔孔径一般在 20～50µm 之间[38-46].相对区域拖网而言,采样桶和潜水泵收集的水样体积有限,但可过滤提取较小粒径微塑料样品(<50µm),而浮游生物拖网由于拖网孔径的限制,在理论上会低估小粒径微塑料丰度,导致微塑料测定结果偏低.此外,理论上不同研究中采样体积的不同也会导致微塑料结果的差异.就微塑料的分离方法而言,由于我国近岸海水中泥沙杂质相对较少,仅有约一半的研究采用密度浮选法进行微塑料样品分 离.

目前我国近岸微塑料采集和分离方法没有统一的操作规范,导致研究结果的可比性降低.对于近岸大气微塑料而言,建议干、湿沉降分离,主动采样与被动采样结合,方便不同丰度单位的相互转化,有利于进一步研究大气微塑料的来源和迁移.对于近岸陆地沉积物而言,建议标准化采样深度,确定最优浮选液和浮选装置,保证微塑料样品检出率.此外,针对近岸海水微塑料,建议标准化拖网孔径和采样体积,开展小粒径微塑料回收率测试实验.在后续近岸微塑料研究中,有必要根据研究目的和实际条件,建立适合不同环境介质的微塑料样品采集、分离方法,为微塑料样品的分析提供可靠支撑.

2 我国近岸微塑料样品的分析方法

相较于我国近岸大气、陆地和海洋3 个区域的微塑料采集、分离方法的差异,微塑料的分析方法差别不大,主要包括物理性状表征、化学组分鉴定等定量定性分析方法(图1).

2.1 物理性状表征

微塑料物理性状包括颗粒颜色、形态和尺寸等参数,初步依靠目检法完成.目检法主要针对粒径在1mm 以上的微塑料颗粒,不同研究人员或者相同研究人员不同时间的统计结果可能会出现较大偏差,容易造成表征结果的误判.随着对微塑料表征准确度要求的提高,对于1mm 以下微塑料颗粒,体式显微镜等可放大微塑料细节特征的高分辨率仪器被广泛用以确定小粒径微塑料的形态特征[43-48].在我国近岸微塑料的形态研究中,约68%的研究明确提出使用了体式显微镜进行微塑料形态的鉴定,约26%的研究则是使用了荧光显微镜、数码显微镜和解剖显微镜等,其余研究未使用或未明确使用的显微镜类型.我国微塑料样品的形态一般描述为纤维类、薄膜类、碎片类、发泡类和颗粒类等,但个别研究人员采用片状、线性、棒状和球形等进行微塑料描述,使得进行不同区域微塑料形态对比时有一定难度.此外,目检法和镜检结合,也可简单对微塑料进行定量分析.由于微塑料样品在大气、沉积物和海水中的赋存状况不同,利用目检法和镜检观测物理性状时,需要排除其他杂质干扰.相较沉积物和水体样品,大气环境样品多赋存于化石燃料、飞灰及动植物碎屑上,容易导致微塑料样品的误判,例如昆虫翅膀容易在外观上被误认为是塑料薄膜[48].此外,我国仅约20%的近岸微塑料研究使用了扫描电子显微镜(SEM)来提供微塑料表面的微观形貌特征,指示微塑料的磨损细节情况[49-50].

2.2 化学组分鉴定

鉴别微塑料的化学组分,主要通过光谱分析法和热分析法.常见的光谱分析法无须对样品做特殊处理,不破坏样品结构,主要包括傅里叶变换-红外光谱分析法(FTIR)、拉曼光谱法(Roman)、扫描电镜-能量色散X 射线联用(SEM-EDS)和环境扫描电子显微镜-能量色散X 射线联用(ESEM-EDS)等[43-54],其中后两种方法可表征样品的表面形态、实现元素的分布分析,但使用成本高,操作复杂,未大范围使用[53].在我国近岸微塑料研究中,约90%的研究使用了FTIR 法鉴别微塑料化学组分,该方法在应用过程中不破坏微塑料样品,仅需通过简单预处理操作即可直接分析,通过将未知的微塑料样品光谱图与标准谱库中的已知聚合物光谱进行匹配分析,以确定微塑料化学组分.此外,Roman 法虽受分析样品的形状或厚度的影响较小,但易受有机化合物影响且鉴定时间较长,因此仅有约7%的我国近岸微塑料研究使用了该方法[51,53].随着研究的不断深入,目检法结合显微技术(Micro)、FTIR 和Roman 法等能够实现样品中微塑料的定性定量分析,通过自动采集数据生成图像、实现样品可视化,可提高分析效率和准确度[44,48].Cai 等[48]对我国东莞大气环境样品中的微塑料颗粒进行研究,使用目检法和Micro(µ)-FTIR 分析法,随机选择20%进行检测,发现聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)和聚苯乙烯(PS)3 种类型的微塑料,且纤维是微塑料样品的主要形状.Yan 等[44]使用Micro-Roman分析法对珠江入海口处海水中微塑料样品进行定性定量分析,发现 80%以上的微塑料粒径小于0.5mm,形状以薄膜、碎片和纤维为主,颜色多为蓝色或透明,丰度最高的聚合物类型为聚酰胺(PA,26.2%)和赛璐玢(23.1%).

热分析法中热分解-气相-质谱联用技术(Pyr-GC-MS)可通过检测微塑料高温裂解后的产物,定性定量判定微塑料组成.该方法定性定量分析时所需样品量小、无需额外投加试剂,但实验条件要求较高,对样品有损伤[55].在我国近岸微塑料研究中,周倩等[56]使用Pyr-GC-MS 技术鉴定出黄海、渤海沿岸潮滩中纤维微塑料以PE 与PP 的共混聚合物为主,还观测到发泡类风化表层与剥离风化表层后的内部之间的成分差异,不仅鉴定出微塑料聚合物类型,还进一步证实了微塑料表面含氧物质的存在.

目前我国主要采用FTIR 和Raman 法鉴别近岸微塑料组分,但FTIR 法空间分辨率低、光谱范围窄,使用耗时费力,Raman 法的聚合物光谱库尚未建立,易受环境基底影响,两种方法都有一定局限性.针对上述情况,建议结合最新的显微(Micro)和质谱(MS)技术,研发快速、高效的微塑料联用分析方法,用来检测不同环境介质中小尺寸、低含量、具有复杂基底的微塑料样品.

3 我国近岸区域微塑料污染现状

我国近岸微塑料污染研究中微塑料丰度、粒径、颜色、类型、组成等物理化学性质的分析测定,不仅可以为微塑料来源提供依据,而且对潜在的环境和生态毒理学风险的评估具有重要指示作用.本文对我国近岸微塑料丰度,以及粒径、颜色、类型、组成等数据的相关微塑料污染研究进行统计和分析对比.微塑料丰度的计量单位包含个数和质量2 种表述方式.研究人员进行不同区域微塑料污染研究时使用的丰度单位可能不同:大气环境中微塑料丰度单位有n/(m2·a)或n/m3,被动采样下丰度单位为n/(m2·a),主动采样下丰度单位为n/m3;沉积物中微塑料丰度单位包括n/kg、n/g、n/m2或n/m3,一般n/m2为海滩沉积物的丰度单位;海域水体中微塑料浓度单位较为统一,主要为n/m3和n/L,2种单位可进行直接换算.采样分析方法和丰度单位的差异可导致不同研究结果的可比性不高,因此本文选择在同种分析方法和丰度单位的框架下进行研究结果的对比分析.

3.1 近岸大气环境

目前,我国近岸大气微塑料的研究主要集中在环渤海沿岸城市大连、烟台和天津,东海沿岸城市上海、温州,以及南海沿岸城市东莞等地[17,20-23,48](表1).环渤海沿岸城市大连、烟台、天津的大气环境中存在纤维、薄膜和碎片等类型的微塑料,其中纤维类占到90%以上,颜色多样,成分主要为聚酯(PE)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET),年沉降通量为2.7×104～1.46×105n/(m2⋅a),季节性变化不明显[20-21].东海沿岸城市上海的大气沉降样品中同样有微塑料的存在,其平均丰度为1.42n/m3,形态为纤维、碎片和颗粒,其中纤维占到67%,颜色以蓝色(37%)和黑色(33%)为主,成分主要为PET,研究认为纺织服装可能是上海微塑料污染的主要来源[17].此外,东海沿岸城市温州的大气微塑料形态以碎片为主,成分主要为PE 和PS[22].南海沿岸城市东莞的大气沉降样品中微塑料的主要成分为PE、PP 和PS,形态为纤维、泡沫、碎片和薄膜,其中纤维占到90%[48].就微塑料丰度而言,东莞的微塑料丰度与环渤海沿岸城市的微塑料丰度差异不大,而上海大气微塑料采用主动采样,其丰度单位不同,无法与其他区域直接对比.就微塑料成分和形态而言,不同边缘海的近岸大气微塑料成分虽有不同,但类型主要为纤维和碎片,纤维平均占比高达72.7%(图2).

表1 我国近岸微塑料典型研究区域分布及对应微塑料丰度特征Table 1 Regional distribution of microplastics research in Chinese coastal areas and the corresponding microplastics abundance characteristics

3.2 近岸陆地沉积物

近几年,我国近岸陆地沉积物微塑料污染的研究日益增多,涵盖我国四大边缘海,北起渤海辽东湾,南至南海西沙群岛,包括沙滩、潮滩、海湾、河流入海口及其他近岸区域等[18,27-36,57-72].研究发现,我国近岸沉积物微塑料丰度的空间差异性较大(4.25～6000n/kg),不同区域微塑料的成分组成和形态也有一定差异[42,65].

就不同边缘海的近岸沉积物而言,渤海、黄海、东海和南海的微塑料平均丰度分别在40.51～740.1,17.88～4577,33.8～406.7 和4.25～6000n/kg,青岛和广东沙滩较高的微塑料丰度使得黄海和南海的微塑料丰度差异较大(表1).渤海、黄海和东海微塑料中人造丝(RY)占比较高,南海PE 占比较高,RY 和PE分别占我国近岸沉积物成分的23.7%和17.0%(图2).渤海和南海微塑料类型以纤维和碎片为主,黄海和东海以纤维为主,纤维和碎片分别占我国近岸沉积物微塑料类型的48.6%和26.4%(图2).就不同类型的近岸沉积物而言,海滩、潮滩(17.88～3602n/kg)和海湾、入海口(4.25～6000n/kg)受人类活动影响较大,其微塑料丰度差异较大.此外,临近区域的近岸海滩沉积物和河流入海口沉积物的微塑料丰度一般高于近海表层沉积物[50,82].海滩沉积物微塑料成分以PS 和PE 为主,类型以碎片为主,可能来自人类的日常活动,而河流入海口等海域的表层沉积物则以RY为主,类型以纤维为主,多为渔业活动产生的塑料垃圾[25,27,53,64].

图2 我国近岸区域不同来源样品中微塑料形态和成分的检出比例Fig.2 Detection proportion of microplastics morphology and composition in Chinese coastal areas samples

3.3 近岸海域水体

我国边缘海海域被多个研究证实是海洋微塑料分布较为集中的区域,特别是滨海旅游区、工业集中区、港口作业区以及陆源河流入海口区域[29,44,70,74-79].我国近岸海水微塑料污染研究主要集中在表层海水,涵盖我国四大边缘海,北起渤海锦州湾,南至南海南沙西沙群岛附近海域,包括海湾、河流入海口及城市、岛屿的近岸水体[33-45,73-80].研究发现,我国近岸海水微塑料丰度范围在0.072～8902n/m3,差异较大,主要受到采样方式和人类活动的影响,比如靠近河口区域的珠江入海口表层水体微塑料丰度比其他海域高出1～5 个数量级[37,44].从采样装置来看,采用区域拖网方式的研究海域,其微塑料丰度在0.072～93.1n/m3,普遍低于水泵、采水器和水桶采样所得出的丰度结果[39,44,70,74,76-77].

就不同边缘海的近岸海域而言,渤海、黄海、东海和南海近岸海水微塑料平均丰度分别为0.33～612,0.33～545,0.14～144 和0.072～8902n/m3,东海的微塑料平均丰度范围略低于渤海和黄海,可能是因为缺少河流入海口附近的微塑料丰度数据[34,38,63,78].此外,广东近岸水体的微塑料污染较为严重,使得南海海域的微塑料丰度处于中高等水平[44,79].渤海微塑料中PP 和PE 占比较高,黄海、东海和南海PET 和PE 占比较高,总体而言,PE 占我国近岸海水微塑料成分的28.9%,多为渔网、鱼线的原材料(图2).渤海微塑料类型以碎片为主,黄海和东海以纤维为主,南海则以纤维和碎片为主,总体而言,纤维和碎片分别占我国近岸海水微塑料类型的37.0%和25.5%(图2)[29,45,77].就不同类型的近岸海水而言,以区域拖网的采样方式为前提,城市近岸海水微塑料丰度(0.33～279.09n/m3)整体高于海湾微塑料丰度(0.14～2.6n/m3),可能是因为人类活动对城市近岸的影响较高(表1)[33,63,75,79].

大气环境中的微塑料可随着气溶胶干湿沉降等过程进入陆地和海洋,同时陆地表层的微塑料受风力、磨损等作用可返回大气环境,海洋表层水体中的微塑料也可随海洋飞沫进入大气[81].部分研究通过估算大气微塑料的沉降通量,认为近岸城市大气环境中的微塑料很可能是近岸陆地和海洋微塑料的重要来源[17].但本研究中3 个不同区域的微塑料丰度单位不同,无法直接对比不同区域间微塑料的污染程度.而微塑料形态和成分与微塑料丰度不同,研究结果并非绝对数值,而是所占比例,因此可进行不同区域间的对比.纤维为我国近岸大气、陆地沉积物和海域水体微塑料的主要形态,在大气微塑料中(72.9%)的占比要高于陆地沉积物(48.6%)和海域水体(36.9%).但不同区域纤维类微塑料的来源不同,大气纤维类微塑料主要来源于包装纸和纺织纤维,成分大多为PET、PE 和赛璐玢,而海水中纤维类微塑料主要为渔网、鱼线,成分大多为PE.

我国近岸大气微塑料污染的研究远少于陆地沉积物和近岸海域水体.不同边缘海的微塑料污染研究也差异较大,如近岸海水微塑料污染的研究主要集中在南海区域.微塑料季节性污染的研究较少,无法对比同一时段不同区域的微塑料污染状况.以后研究建议多关注近岸大气微塑料污染,探讨微塑料在陆地-海洋-大气之间的迁移输运过程,并在更大范围区域内进行微塑料污染的长期监测,这有助于排除区域均一化的影响,更好的评估影响近岸微塑料时空分布的因素.

3.4 国内外微塑料污染程度对比

国外对海洋近岸环境微塑料的研究开展较早,在欧洲、美洲以及亚洲的韩国和印度等地的近岸大气、沉积物和海水样品中均发现了微塑料[83-109].由表2 可见,总体上全球近岸地区微塑料污染较为普遍.本研究基于相同或相似的采样方法与分析手段,对比分析国内外近岸微塑料样品的污染状况,以排除不同方法导致的实验结果差异.我国近岸大气样品中的微塑料形态与国外大气样品一致,均为纤维和碎片,但受来源影响,其主要成分有一定差异.与国外近岸沉积物(1.53～111933n/kg)和海水样品(0.002～10000n/m3)相比,整体上我国近岸沉积物和海水样品中微塑料丰度范围处于中低水平.我国部分区域微塑料丰度较高,可能与我国沿海地区人口密度高,经济较发达有关,此外河流入海和西太平洋环流作用可能也是一个重要影响因素[110].研究表明,微塑料在海洋环流的作用下,可被运输至亚热带辐合带区域,比如北大西洋和南大西洋、北太平洋和南太平洋以及印度洋的中纬度海域[111].在后续研究中,建议关注海洋环流作用对国内外不同海域近岸微塑料污染的影响,并与大洋微塑料污染进行对比分析.

表2 全球近岸环境中微塑料的类型、成分和丰度特征Table 2 Types, compositions and abundance characteristics of microplastics in the global coastal areas

4 我国近岸区域微塑料的生态危害

海洋微塑料造成的生态危害可分为直接危害和间接危害两种.微塑料自身含有的内源性的着色剂、增塑剂等化学添加剂,以及其作为载体吸附的外源有机物(多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)、多溴联苯醚(PBDEs))和重金属(HMs)等化学污染物,不与微塑料形成共价键,容易解吸附或浸出后伴随微塑料进入到海洋环境,造成海洋水体污染,直接危害海洋环境;微塑料暴露在海洋环境中,会影响藻类的光合作用以及海洋生物的行为、摄食、生殖和免疫功能,其被海洋生物摄取后,微塑料自身在体内难以降解,并且会释放、解吸自身的塑料添加剂和环境污染物,引起细胞、组织损伤以及行为的异常改变,甚至可沿食物链传递富集,危害人类身体健康,造成间接危害[112-116].摄入微塑料的鱼类、贝类等海洋水生生物被人类食用后,微塑料颗粒会引发人体细胞坏死、炎症和组织裂伤等症状,应给予重点关注和研究[89].微塑料除了通过食物链进入人体外,还可直接通过呼吸道被人体吸入,通过细胞间的毒性传递导致肺部炎症[117-118].

目前我国近岸区域微塑料的生态危害研究较少,主要集中于近岸水体中微、小型海洋生物的微塑料摄入和微塑料的复合污染研究等[119-126].近岸微、小型海洋生物摄入海洋微塑料后,其受到的负面影响会间接危害我国近岸海洋生态[119-122].Jabeen等[119]收集了长江口、东海和南海的21 种海鱼,发现所有的海鱼样品中均存在微塑料,丰度在 0.2～17.2n/g,以透明、纤维状的微塑料为主,微塑料的存在降低了鱼类的摄食率.Zhu 等[120]采集了我国南海北部近岸大陆架的深海鱼类,发现所有样品均受到了微塑料的污染,不同深度的鱼类摄取微塑料的数量相差不大,胃和肠道中微塑料的平均丰度分别为(1.53±1.08)n/g(1.96±1.12n/个体)和(4.82±4.74)n/g(1.77±0.73n/个体),主要为薄膜状、颜色透明的赛璐玢微塑料.Feng 等[121]调查了我国海州湾海水养殖区的6 种主要野生鱼类,在消化组织和非消化组织中均有微塑料存在,主要为黑色或灰色的纤维状赛璐玢,其中栖息于河口地区的鱼类体内的微塑料含量最高,为(11.19±1.28) n/g((22.21±1.70) n/个体).Teng等[122]收集了我国沿海17 个地区的牡蛎样品,发现约85%的牡蛎中存在微塑料,平均丰度为0.62n/g(2.93n/个体),主要为纤维状赛璐玢、PE 和PET.我国近岸海域绝大多数的鱼类、贝类等海洋生物体内存在微塑料累积,最高可达17.2n/g,同时存在一定程度的毒性效应.

与单一的微塑料摄入相比,微塑料的复合污染会在一定程度上增大海洋生物安全威胁.微塑料在海洋环境中解吸附或浸出的有害污染物可直接危害海洋环境;携带有害污染物的微塑料被生物体摄食后会在生物体内不断富集,间接危害海洋生态[127].针对我国近岸区域微塑料复合污染的研究起始于2008 年,Zurcher[123]分析了香港地区周边海滩的微塑料表面对持久性有机污染物(POPs)的携带情况,成为最早关注国内近岸微塑料复合污染的案例.研究表明,与我国沿海地区沉积物和水体微塑料共存的有机污染物主要有PAHs、PCBs、DDTs、HCHs 和OPEs 等[128-131].Zhang 等[128]发现,渤海和黄海沿海沙滩微塑料(PE、PP、PS)表面存在有机磷酸酯(OPE)和邻苯二甲酸酯(PAE),高浓度的OPEs 和PAEs 可能会损害沿海环境中海洋生物的生态功能.我国秦皇岛和大连沿海海滩的树脂颗粒中还检测到了PAHs、PCBs、DDTs 以及HCHs 等多种有机污染物,其中PAHs 主要来自石油、煤炭燃烧和港口煤尘,DDTs 主要来自农业生产的残留污染物以及船舶的防污涂料[129].在南海靠近港口、工业区和城市地区的海滩微塑料中PAHs 浓度高于偏远地区海滩[130].除了PAHs,广东东部的海湾沉积微塑料中还检测到了 DDTs(nd～1183ng/g)和 HCHs(0.63～782ng/g),中国香港地区的海滩微塑料中检测到了 PCBs(13～1083ng/g)、DDX(1.96～626ng/g)和HCHs(5.02～63.5ng/g)[131-132].轮胎微粒作为一种特殊材质的微塑料,其淋溶性添加剂造成了我国滨海沉积物群落组成的改变,并直接和间接影响了微生物的群落功能[133].

我国近岸微塑料会对我国海洋生态造成危害.近岸水体中微、小型海洋生物摄入的微塑料会积累在消化道或嵌入其他生物组织,影响生物的摄食和生长发育,破坏免疫屏障,干扰免疫防御系统.微塑料可能会提高复合污染物的生物利用度,影响海洋生物健康.未来我国近岸微塑料生态风险的研究不光要关注海洋微小生物的微塑料摄入和复合污染情况,更需要关注微塑料及复合污染物的生态危害机制、食物网的转移富集及其对人类健康的潜在风险.

5 结论与展望

5.1 我国近岸大气、沉积物和海水样品中微塑料采集方法有较大差异,分离和鉴定方法大体一致,主要利用目检法、FIIR 法和Roman 法等进行定量定性分析.不同环境介质或同一环境介质不同研究区域中微塑料的采集方法、分析效率、丰度表达方式的差异,导致不同地区的微塑料分析数据和污染状况难以进行准确对比.故应该依据研究目的和实际条件,建立统一的微塑料样品采集、分离和鉴定方法,规范微塑料的分类标准及丰度表达方式,与国际海洋微塑料研究接轨,实现全球范围内不同海洋区域微塑料污染数据的对接.

5.2 我国近岸微塑料的形态主要为纤维,成分受来源影响,不同区域有一定差异.相较于近岸大气样品,近岸沉积物和海水样品的研究范围较广,微塑料丰度的空间差异较大,整体上在全球范围内处于中低水平.微塑料可以通过大气沉降、陆源排放、海洋活动等多种方式进入海洋,故后期在探讨微塑料在陆地-海洋-大气之间不同环境介质中的迁移输运过程时,应增加大气微塑料污染的研究,并在更大范围的陆地和海洋区域内对微塑料污染进行长期监测,为研究近岸微塑料时空分布提供有力支撑.

5.3 我国近岸区域微塑料的生态危害研究仍处于起步阶段,主要集中于近岸水体中微、小型海洋生物的微塑料摄入和微塑料的复合污染研究,对我国近岸海洋生态环境的危害还需深入研究和探讨.建议后续加强近海微塑料复合污染对海洋生物的毒性机制研究,以及微塑料及其复合污染物在食物网中的转移富集,为我国近岸海洋环境中生物个体、群落和生态系统的风险防控提供有效指导.