包旭輝,閆振華,陸光華
(1.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210098; 2.河海大學(xué)淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210098)
塑料制品由于重量輕、成本低、耐用易塑形、隔熱絕緣等特性被廣泛應(yīng)用于日常生活,但隨著塑料產(chǎn)量的增長,塑料廢物的監(jiān)管不善和隨意填埋、丟棄引發(fā)的環(huán)境問題也愈發(fā)嚴(yán)重[1-2]。其中,粒徑小于5 mm的塑料微粒被稱為微塑料,這類塑料通常由個(gè)人護(hù)理產(chǎn)品、噴砂介質(zhì)、樹脂顆粒、合成纖維或大型塑料制品破裂中產(chǎn)生[3-4],且廣泛分布在世界范圍內(nèi)的海洋、河流、湖泊、水庫等水環(huán)境介質(zhì)中。微塑料能通過攝食等多種路徑對浮游生物、底棲生物和魚類等水生生物的生長和繁殖產(chǎn)生不利影響[5],被稱為水體環(huán)境的PM2.5,已經(jīng)成為一種新興污染物并受到學(xué)者和公眾的關(guān)注。《Nature》和《Science》等雜志多次發(fā)文關(guān)注海洋微塑料的研究進(jìn)展,呼吁人們重視水體環(huán)境中的微塑料污染及其危害[6-8]。海洋作為微塑料污染的集中地,其中約80%來自內(nèi)陸,河流匯集成為微塑料進(jìn)入海洋的主要途徑之一[9]。淡水環(huán)境中的微塑料污染自2013年被首次報(bào)道后,相關(guān)研究已經(jīng)開展起來[10]。我國作為最大的塑料生產(chǎn)和使用國,內(nèi)陸淡水環(huán)境中的微塑料污染研究刻不容緩。本文針對我國淡水環(huán)境中微塑料賦存情況、環(huán)境介質(zhì)中微塑料的分析方法以及生物效應(yīng)進(jìn)行探討,以期推進(jìn)我國淡水環(huán)境中微塑料污染的研究。
微塑料研究的分析方法主要包括采樣、前處理、定性分析和定量分析等步驟。其中水樣采集一般采用拖網(wǎng)和現(xiàn)場大水量分離法,沉積物多用箱形抓斗或直接鏟取,生物樣則主要通過解剖分離肝、鰓、腸等組織部位獲得。前處理方法主要包括分離和消解,其中分離一般采用密度分離法,消解一般采用生化消解法去除樣品中的有機(jī)質(zhì)。熱解-氣相色譜耦合質(zhì)譜法、傅里葉變換紅外光譜法(FT-IR)和拉曼光譜法(RS)則是目前常用的微塑料定性分析技術(shù)[11]。
微塑料的密度是影響其在水體中分布和生物利用率的主要因素。飽和NaCl溶液(1.20 g/cm3)通常是分離環(huán)境樣本中微塑料的首選解決方案。為了得到密度大于1.20 g/cm3的塑料顆粒,部分學(xué)者采用密度較高的ZnCl2、NaI等溶液,但存在環(huán)境污染和經(jīng)濟(jì)成本問題。Li等[12]基于密度梯度開發(fā)了一種簡單快速測量微塑料的方法,利用乙醇-水-碘化鈉體系(0.8~1.8 g/cm3)觀察微塑料在密度梯度溶液中的浮沉情況,不僅可以測定微塑料的密度,還可以簡單判別微塑料的類型。
為了消除生物有機(jī)質(zhì)和無機(jī)粉塵對觀察微塑料的干擾,需要對初步得到的微塑料樣品消化提純。一般采用化學(xué)消解法提取環(huán)境中的微塑料,其關(guān)鍵在于消解試劑是否對各種微塑料聚合物類型造成破壞(表1、表2)。對于生物組織,Enders等[13]驗(yàn)證了國際海洋考察理事會提出的硝酸和高氯酸的消解方案,發(fā)現(xiàn)混合酸試劑對魚體內(nèi)幾種常見的微塑料都造成了極強(qiáng)的破壞,特別是對聚酰胺(PA)和聚氨酯(PU),但30%稀釋的1∶1的KOH∶NaClO堿性消解液卻可以在保護(hù)微小塑料顆粒的同時(shí)去除有機(jī)組織。此外,NaOH堿性消解體系對苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚碳酸酯(PC)、高密度聚乙烯(HDPE)等塑料材質(zhì)的影響也很輕微[14]。10% KOH在60 ℃下消解24 h被認(rèn)為是提取生物樣品中微塑料的最佳方案,其一方面能有效消解生物組織,另一方面對除醋酸纖維素外的其他聚合物沒有明顯影響[15];這一結(jié)論也得到丁金鳳等[16]的支持,他們發(fā)現(xiàn)KOH消解體系處理時(shí)間短,消解徹底且回收率高。而對于污泥和沉積物等復(fù)雜環(huán)境基質(zhì),F(xiàn)enton試劑法(FeSO4·7H2O+H2O2)被認(rèn)為是最優(yōu)的消解方案,不會對塑料微粒產(chǎn)生降解,且對不同形態(tài)的微粒都具有極高的提取效率[17,19]。因此,對于環(huán)境復(fù)雜基質(zhì),F(xiàn)enton消解體系代表了一種高效率、低成本、破壞性小的解決方法。
表1 水生生物體內(nèi)提取微塑料的化學(xué)消解法
表2 水和沉積物環(huán)境中提取微塑料的化學(xué)消解法
除消解試劑外,高溫也會破壞高聚物結(jié)構(gòu),因此溫度對消解過程也有明顯影響。Munno等[18]認(rèn)為,室溫下或者低于60 ℃的堿性消解可能更加適合生物組織的消化,而溫度超過70 ℃的Fenton試劑法可能會造成微塑料顆粒缺失。Li等[20]也發(fā)現(xiàn)60 ℃的KOH(10%)消化方法會對熒光PS微球的熒光強(qiáng)度、形態(tài)和組成都沒有顯著影響。因此,在微塑料顆粒的提取過程中,任何在消化過程中加熱或產(chǎn)生溫度超過60 ℃的消解法都應(yīng)謹(jǐn)慎使用。
提純后的微塑料需要進(jìn)一步化學(xué)組分的鑒定和定量分析,定性分析一般采用光譜分析和熱分析方法。基于熱解-氣相色譜/質(zhì)譜法(Pyr-GC/MS),Hendrickson等[21]對蘇必利爾湖水體中的微塑料定性分析后發(fā)現(xiàn),聚氯乙烯(PVC)是主要的聚合物類型,但基于FT-IR確定的則是聚乙烯(PE),分析鑒定結(jié)果的不一致表明微塑料在環(huán)境中可能包含共聚物,使得聚合物的測定區(qū)分更加困難。此外,F(xiàn)T-IR和Pyr-GC/MS技術(shù)受限于粒子粒徑,使得小于20 μm的塑料顆粒難以被檢測,而且FT-IR對于非透明粒子很難做出分析[1,22]??紤]到粒徑干擾,Mintening等[23-24]借助一種基于焦平面陣列的FT-IR的透射紅外成像技術(shù)識別出污水處理廠中20 μm大小的微塑料聚合物類型。
對于小尺寸的微塑料(納米級、低微米級),顯微拉曼光譜(RS)不失為一種合適的分析鑒定方法[22]。Imhof等[25]使用顯微RS觀察到湖泊中存在的130 μm左右的塑料顆粒以及50 μm的染料顆粒,強(qiáng)調(diào)粒徑更小的染料顆??赡苁堑鷳B(tài)系統(tǒng)中被忽視的污染物。市場上塑料瓶裝、飲料盒裝和玻璃瓶裝的水中微塑料含量也通過顯微RS進(jìn)行了探究,結(jié)果發(fā)現(xiàn)塑料瓶裝水中大部分顆粒是聚酯(PET,84%)和聚丙烯(PP,7%),這與瓶子由PET制成,瓶蓋由PP制成有關(guān)[26]。受激拉曼散射(SRS)也被Zada等[27]成功運(yùn)用到萊茵河沉積物中微塑料的快速識別,與傳統(tǒng)RS相比,SRS沒有費(fèi)時(shí)的缺陷且映射速度更快。此外,掃描電鏡-能量色散譜儀(SEM-EDS)和環(huán)境掃描電鏡-能量色散譜儀(ESEM-EDS),也可以用于表征納米級微塑料的表面形態(tài)以及元素組成(主要是C、O元素),增加微塑料定性分析的可信度[28]。而多種分析技術(shù)的結(jié)合使用則可以為微塑料定性分析提供更合理、準(zhǔn)確的支持。
野外水體、沉積物和生物體中的微塑料通常采用目檢法定量分析,但測量單位尚未有統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)。一般情況下,水體中微塑料豐度單位是“個(gè)/L”或者“個(gè)/m3”,也有因利用拖網(wǎng)收集進(jìn)而采用“個(gè)/km2”為單位;沉積物中微塑料豐度的單位為“個(gè)/kg”;生物體內(nèi)賦存情況根據(jù)質(zhì)量定為“個(gè)/g”,也有根據(jù)個(gè)體用“個(gè)/個(gè)”為單位的。但是,Simon等[24]指出用微塑料的質(zhì)量取代粒子數(shù),用質(zhì)量濃度進(jìn)行定量更可靠,可以較少受到分析方法和顆粒大小差異的影響。實(shí)驗(yàn)室則多用熒光法標(biāo)記微塑料進(jìn)行定量研究,探究生物體內(nèi)微塑料的累積情況[29-30]。
我國淡水環(huán)境中微塑料污染情況研究主要集中在長江、珠江及東南沿海諸河流域,環(huán)境介質(zhì)包括水體和沉積物等。在長江中上游流域,Di等[31]發(fā)現(xiàn)三峽水庫中表層水的微塑料豐度達(dá)到了12 611個(gè)/m3,沉積物中也高達(dá)300個(gè)/kg,微塑料污染程度在城市地區(qū)的地表水以及農(nóng)村地區(qū)的沉積物中顯得最為嚴(yán)重。此外,Zhang等[32]認(rèn)為微塑料在三峽大壩長江干流中的豐度要高于附近4個(gè)支流的豐度,支流的回水區(qū)域顯示出最高的微塑料豐度[33]。三峽大壩對水體的微塑料污染顯示出明顯的蓄積作用,越靠近三峽壩體,微塑料豐度越高,水庫可能成為微塑料污染的熱點(diǎn)之一。在長江中游的兩個(gè)重要湖泊(洞庭湖和洪湖)中也發(fā)現(xiàn)了微塑料的廣泛存在,其在洞庭湖和洪湖水體中的豐度分別為900~2 800個(gè)/m3和1 250~4 650個(gè)/m3,但遠(yuǎn)低于三峽庫區(qū)[34]。作為長江中游的特大城市,武漢的地表水中也存在廣泛的微塑料污染,豐度范圍為1 660~8 925個(gè)/m3,并與城市中心的距離成負(fù)相關(guān)性,人為活動因素對微塑料分布有著決定性作用[35]。另外,我國最大的淡水湖——長江中游的鄱陽湖也存在不同程度的微塑料污染,簡敏菲等[36]發(fā)現(xiàn)饒河-鄱陽湖入湖段的底泥中的微塑料豐度為938個(gè)/kg。在長江下游流域的太湖水體中,微塑料豐度為3.4×103~25.8×103個(gè)/m3,沉積物中的微塑料豐度為11~234.6個(gè)/kg[37]。長江入??谧鳛楹恿髋c海洋交互的重要區(qū)域,也存在明顯的微塑料污染,其中水體豐度為231個(gè)/m3[38],沉積物豐度為121個(gè)/kg[39],河口沉積物中的微塑料豐度相較于潮汐灘要高出1~2個(gè)數(shù)量級[40]。盡管相關(guān)的微塑料采樣和測量方法仍未有相關(guān)標(biāo)準(zhǔn),采樣工具的網(wǎng)孔尺寸也會直接影響檢測到的豐度,但總體上,我國長江流域的微塑料污染和世界其他地區(qū)相比處于中上水平(表3)。
與長江流域相比,我國珠江流域的微塑料污染較輕。Wang等[46]在珠江支流——北江沿岸帶的沉積物中發(fā)現(xiàn)微塑料的豐度為178~544個(gè)/kg;在量化對比珠江河口香港東西部水域中的微塑料污染后發(fā)現(xiàn),受河流排放強(qiáng)烈影響的西部地區(qū)的微塑料平均豐度更高,且雨季微塑料豐度明顯高于旱季,珠江可能是該區(qū)域微塑料污染的來源[47]。此外,我國東南沿海諸河流域同樣存在微塑料污染,溫州的平原河網(wǎng)內(nèi)沉積物的微塑料豐度高達(dá)32 947個(gè)/kg,遠(yuǎn)高于其他流域,被工業(yè)區(qū)包圍的支流中沉積物的微塑料豐度普遍較高。微塑料在河流沉積物中的主導(dǎo)地位一定程度上解釋了其在海洋中的缺失[48]。另外,我國西部的一些水域中也發(fā)現(xiàn)了微塑料污染,Xiong等[49]發(fā)現(xiàn)我國最大的內(nèi)陸湖——青海湖水體中存在豐度范圍0.05×105~7.58×105個(gè)/km2的微塑料污染,且湖心豐度高于湖岸;西藏北部色林錯(cuò)流域沉積物中也發(fā)現(xiàn)了豐度為8~563個(gè)/m2的微塑料污染[50]。這表明即使在人類活動影響較低的偏遠(yuǎn)地區(qū)水體也存在微塑料污染,河流的輸入可能是青藏內(nèi)陸湖泊微塑料污染的主要來源。
總之,我國淡水環(huán)境自西向東經(jīng)青海、西藏、重慶、湖北、湖南、安徽、江蘇、上海,延伸至廣東、浙江、福建等地均有微塑料賦存,其中長江三峽庫區(qū)和城市區(qū)域的微塑料污染尤為突出。已有的研究數(shù)據(jù)中,我國的微塑料粒徑主要集中在μm級別,形態(tài)以纖維狀為主,類型以聚乙烯(PE)和聚丙烯(PP)最高,其次是聚苯乙烯(PS)和聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)。PE和PP是食品包裝袋、餐具餐盒的主要成分,這說明環(huán)境中微塑料污染與人類生活、工業(yè)生產(chǎn)密切相關(guān)。此外,微塑料的時(shí)空分布情況還有可能和動物行為、季節(jié)和水動力條件以及城區(qū)情況密切相關(guān)[45]。河流流量的改變也有可能導(dǎo)致沉積物中微塑料的豐度的改變而呈現(xiàn)時(shí)間差異性[51]。我國淡水微塑料污染研究仍主要集中在中東部地區(qū),淮河、黃河、松花江等水系以及洪澤湖等漁業(yè)養(yǎng)殖場的相關(guān)研究比較匱乏,應(yīng)盡快開展調(diào)查與防治工作。
除水體和沉積物外,微塑料也在水生生物體內(nèi)有不同程度的檢出。其中,青海湖采集的魚樣中微塑料豐度為2~15個(gè)/條魚[48],三峽庫區(qū)香溪河流域也有25.7%的魚樣發(fā)現(xiàn)了PE和尼龍(PA)等微塑料[33]。除魚類外,珠江河口的野生牡蠣體內(nèi)也發(fā)現(xiàn)了豐度是1.5~2.7 個(gè)/g的微塑料,且與周圍水域的微塑料分布情況呈正相關(guān)[52]。長江中下游的21個(gè)水域內(nèi),Su等[41]檢測到蛤蜊體內(nèi)存在0.4~5個(gè)/個(gè)蛤蜊的微塑料,其豐度、大小和顏色與沉積物中微塑料的賦存情況十分相似,因此建議將蛤蜊作為淡水沉積物中微塑料污染的指示生物。當(dāng)前,我國淡水生物體中發(fā)現(xiàn)的微塑料主要存在消化系統(tǒng)中,但皮膚、肌肉、鰓和肝以及骨骼等生物組織中也可能有微塑料的賦存[53],相關(guān)研究目前在我國尚處在空白階段。此外,微塑料是否同藥物一樣易在水生生物體內(nèi)產(chǎn)生富集,乃至通過食物鏈進(jìn)行逐級傳遞等特性仍需要進(jìn)一步探索[54-55]。
浮游生物對于水體環(huán)境污染十分敏感,在毒理試驗(yàn)中常被用來作為指示生物,以便評價(jià)污染物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。以浮游植物為例,暴露在PE微珠中的月牙藻濃度明顯高于空白對照組,微塑料可以作為月牙藻生長的基質(zhì)刺激其生長[56]。而暴露在PS溶液中的斜生柵藻則出現(xiàn)種群生長抑制的現(xiàn)象,藻內(nèi)葉綠素濃度也同時(shí)降低,顯示出光合作用抑制效果[57]。Mao等[58]發(fā)現(xiàn) PS可以通過減弱光合作用顯著抑制小球藻在停滯期到對數(shù)增長期早期階段的生長;但從對數(shù)增長期到穩(wěn)定期結(jié)束,小球藻則可以通過細(xì)胞壁增生、藻類同聚和藻類-微塑料的雜聚等作用來共同減少微塑料對其的不利影響,從而引發(fā)藻類光合作用的增加和生長,細(xì)胞結(jié)構(gòu)也因此趨于正常。
表3 世界各地淡水水體中微塑料豐度比較
對于浮游動物,如溞類,其在粒徑為1 μm的PE中無法活動[59];但在70 μm的PE溶液中則沒有出現(xiàn)生存和繁殖上的顯著改變[56]。借助毒物動力學(xué)模型,Jaikumar等[60]發(fā)現(xiàn)大型溞和蚤狀溞對原始PE和二次風(fēng)化PE的急性敏感性隨溫度的升高而急劇升高,網(wǎng)紋溞則在整個(gè)溫度梯度下保持相對穩(wěn)定。此外,納米級微塑料被大型溞攝食后也會影響其正常的生理活動[57, 61]。如大型溞攝食微塑料后會產(chǎn)生一種生態(tài)蛋白質(zhì)電暈,從而對納米級PS的吸收量增加,導(dǎo)致腸道內(nèi)的清除效率降低[62]。Martins等[63]的大型溞傳代實(shí)驗(yàn)更是證明長期接觸微塑料帶來的毒性影響需要幾代才能恢復(fù),而且連續(xù)幾代的接觸則可能導(dǎo)致種群滅絕。腔腸動物水螅同樣具備攝取微塑料的能力,且易在胃腔中積聚而造成水螅攝食率下降[64]。
微塑料對于底棲動物的相關(guān)毒理研究也有報(bào)道。不同粒徑大小的PS混合溶液對貽貝產(chǎn)生了神經(jīng)毒性,致使貽貝體內(nèi)多巴胺濃度顯著增加,表明神經(jīng)遞質(zhì)在消除微塑料的累積過程中極有可能被激活[65]。暴露于微塑料的中華絨螯蟹肝臟中也引發(fā)了一系列的氧化應(yīng)激反應(yīng)和物理損傷,體重增加率、特定生長率和肝指數(shù)都有所下降[66]。同時(shí),PE對搖蚊幼蟲的生長、生存和出現(xiàn)帶來了不利影響,且與塑料粒徑密切相關(guān),特別是10~27 μm的微粒[67]。在PS混合沉積物的生長環(huán)境下,微塑料對鉤蝦、端足蟲、櫛水虱、球蜆和水絲蚓的存活沒有明顯影響,但對鉤蝦的生長產(chǎn)生了顯著抑制,且體內(nèi)累積情況與微塑料濃度成正比[68]。Weber等[69]也發(fā)現(xiàn)鉤蝦攝取PET的量和暴露劑量及鉤蝦年齡相關(guān),幼年鉤蝦體內(nèi)累積的PET明顯多于成年個(gè)體。秀麗隱桿線蟲接觸微塑料后除腸道損傷外,其腸內(nèi)鈣含量水平也明顯降低[70]。顯然,底棲動物會攝食環(huán)境中的微塑料并累積在其消化系統(tǒng)中,從而產(chǎn)生物理損傷和氧化應(yīng)激等危害,進(jìn)而影響其正常的生理活動。
魚類作為最典型的水生生物,微塑料對其生物效應(yīng)研究也開展得最早。Kashiwada等[71]發(fā)現(xiàn)PS可以吸附在青鳉魚受精卵的絨毛膜上,而成年青鳉魚在微塑料暴露下也在多個(gè)組織器官累積了PS,血液和大腦中的賦存表明納米顆粒能夠穿透血腦屏障進(jìn)入腦組織。Ding等[72]發(fā)現(xiàn)羅非魚對PS的富集情況為腸>鰓>肝≈腦,且腦中乙酰膽堿酯酶(AChE)活性受到抑制,表明微塑料存在神經(jīng)毒性;而肝內(nèi)超氧化物歧化酶(SOD)的活性降低則表明魚體的抗氧化系統(tǒng)在微塑料作用下失效,有可能產(chǎn)生嚴(yán)重的氧化損傷。在PS溶液中發(fā)育的斑馬魚幼魚腸道、膽囊、肝臟、胰腺和大腦都存在PS賦存,并呈現(xiàn)較低的心率和游泳活動[73];而接觸PS的成年斑馬魚肝臟更是發(fā)生了代謝組學(xué)改變,脂質(zhì)和能量代謝活動受到擾亂[55]。低密度PE碎片短期內(nèi)對斑馬魚幼體的氧化應(yīng)激反應(yīng)影響較小[74],但食物與PE微粒共存時(shí)會導(dǎo)致其捕食時(shí)間有所增加;同時(shí)斑馬魚能夠識別出食物中的PE,并通過吞吐行為排出微塑料[75]。除了PE和PS以外,Lei等[70]還發(fā)現(xiàn)PA、PP和聚氯乙烯(PVC)的存在沒有對斑馬魚產(chǎn)生致死效應(yīng),但使其腸道產(chǎn)生明顯的絨毛破裂和腸細(xì)胞分裂。同樣的現(xiàn)象也發(fā)生在接觸乙烯醋酸乙烯酯(EVA)纖維、PS碎片和PA球團(tuán)的金魚腸道中;纖維狀EVA的攝入可以導(dǎo)致肝臟和腸道炎癥的發(fā)生,且末端腸比近端腸更嚴(yán)重;而碎片狀PS和球團(tuán)PA沒有被攝入而是被咀嚼和排出,其上下顎有明顯磨損[76]。因此,微塑料對魚類最直接的影響可能是使其捕食行為紊亂和消化系統(tǒng)(如腸道)損傷,其次還有可能影響其氧化應(yīng)激、脂質(zhì)代謝以及神經(jīng)等功能。
可見,塑料微粒能對不同營養(yǎng)級的水生生物產(chǎn)生影響,示意圖見圖1。而不同的暴露方式(如暴露時(shí)間、顆粒濃度),微塑料特性(如類型、大小、形狀)以及物種形態(tài)、生理特征和行為特征等都有可能導(dǎo)致不同的影響結(jié)果[77-78]。此外,除微塑料本身外,一些水體共存的污染物也可能因?yàn)槲⑺芰媳缺砻娣e大、疏水性強(qiáng)的特征而吸附在其表面,形成復(fù)合污染[79]。重金屬[80]、藥物及個(gè)人護(hù)膚品[54, 81]、持久性有機(jī)污染物[82-83]等污染物都已經(jīng)證實(shí)可以吸附于微塑料表面而共存,但由此引發(fā)的生物效應(yīng)研究仍處于起步階段。因此,有必要加強(qiáng)微塑料與污染物共存下的生物效應(yīng)研究。
圖1 淡水環(huán)境中微塑料的水生生物效應(yīng)示意圖
我國淡水環(huán)境中微塑料的污染研究已經(jīng)開展起來,但研究內(nèi)容和成果都比較局限,今后還需要重點(diǎn)關(guān)注以下幾個(gè)方面:
a. 國內(nèi)外對環(huán)境介質(zhì)中的微塑料提純和分析方法仍沒有達(dá)成共識,應(yīng)盡快建立基于不同環(huán)境介質(zhì)的提純標(biāo)準(zhǔn)以及高效便捷的組分方法和定量規(guī)范,尤其是環(huán)境中較難分析且生物危害性較大的納米級塑料顆粒,為深入研究微塑料污染提供技術(shù)支持。
b. 微塑料對淡水生物的毒理效應(yīng)研究目前仍處于起步階段,應(yīng)更加注重其作用機(jī)制研究,結(jié)合組學(xué)手段展開深層次的遺傳毒性研究。
c. 微塑料自身的化學(xué)添加劑如增塑劑、穩(wěn)定劑、著色劑等是否會對水生生物產(chǎn)生影響尚未有定論,其與其他污染物的復(fù)合污染是否會在食物鏈(網(wǎng))上產(chǎn)生遷移轉(zhuǎn)化也尚不清楚。因此,微塑料與共存污染物的相互作用將是今后需要研究的重點(diǎn)問題之一,其對水體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估有重要意義。