水体中微塑料的环境影响行为研究进展

王琼杰，张勇，陈雨，汪金晓雪，汪贻妹

（1安徽工业大学能源与环境学院，安徽马鞍山243002；2中国石油化工股份有限公司华东油气分公司勘探开发研究院，江苏南京210000）

塑料制品由于易加工，价格相对低廉，因此在工业、农业、科研和日用品等多个领域被广泛应用，据《科学》杂志统计，仅2016年，全球约192个沿海国家和地区一共制造了约3 亿吨塑料垃圾，近900万吨塑料垃圾通过直接或者间接的途径最终汇入了海洋[1]。其中，一类粒径在5mm以下的颗粒被称为微塑料[2]，水体中微塑料的来源包括陆源输入、滨海旅游业、船舶运输业和水产养殖捕捞行业[3]等。其中，陆源输入是水环境中微塑料的主要来源，主要包括废弃的塑料垃圾；在外界作用如风力、洋流、太阳辐射以及生物化学作用后，发生裂解后形成的微塑料颗粒；日常生活使用的洗涤剂和护肤品中含有的微塑料颗粒[4]；以及工业纤维原料等。

微塑料具有粒径小、比表面积大等特点，容易吸附水体中的污染物，如有机污染物和重金属等，并对其迁移行为产生较大的影响。相关学者在不同海域采集的微塑料上都检测到了有机物和重金属离子等的存在[5-6]。微塑料的吸附能力受到微塑料的物化性质、污染物的种类、浓度及环境条件等因素的影响[6-12]，因此研究水环境中微塑料对其他污染物的吸附能力及机理对于掌握微塑料对环境中其他污染物的迁移转化行为的影响具有重要的意义。

同时，微塑料自身作为一种颗粒污染物，可以对水体中的生物产生一定的影响。一方面，微塑料与浮游植物表面产生相互作用，影响浮游植物的光合作用过程及效率[13]；另一方面，微塑料可以通过食物链传输至生物体内，在生物器官，如胃、肠道等处富集，对生物体造成一定的毒性效应，严重的甚至会导致生物体的死亡[13-15]。此外，微塑料会与环境中的污染物结合形成复合体系[16-19]，这种复合体系往往具有更大的毒性效应，容易对水生生态系统产生更为严重的危害[20-22]。

研究微塑料在水环境中的表面特性变化规律，以及水环境中微塑料与其他污染物之间的相互作用关系及机制，阐明微塑料及其复合体系的生态环境效应，对系统掌握环境中微塑料的环境行为影响效应，并了解微塑料存在下的水生生态效应的变化特征具有重要的科学价值。

1 水体中微塑料在环境影响下变化特性

水体中的微塑料容易受到外界环境因素包括物理、化学和生物等的作用，使其表面物化等性质发生变化，其表面性质的变化会对其环境行为产生较大的影响，目前关于微塑料在环境中受到的影响和变化规律的系统性研究报道较少。

1.1 环境中微塑料的物理特性变化特征

受环境影响下的微塑料其物理特性的变化主要包括其迁移行为和表面形貌等的变化。Da Costa等[14]的研究表明，环境中的塑料可以通过风力、河流、洋流等外力进行远距离迁移，污染地球上的偏远角落[23]。并且微塑料在迁移过程中，会在紫外线、温度及海浪等作用下发生老化现象，导致表面发生裂解、破碎等行为，甚至形成更小粒径的微塑料颗粒[14,24]。宋海硕[25]研究表明，微塑料在老化作用下可以发生裂解，形成粉化的塑料制品。颜景莲[26]对比研究了自然环境中的塑料与实验室条件下的老化塑料的表面特性，结果表明，两种情况下的塑料均出现了粉化、龟裂和剥离的现象，且实验室强化老化900h 的塑料制品与自然环境中老化18 个月的老化程度类似。Mahon 等[27-29]通过对环境中微塑料样品进行扫描电镜分析，结果发现，微塑料表面出现明显的起泡、凸起和破裂等现象。

微塑料在环境中受到温度、光照、风力和海浪等作用，可以导致其迁移能力发生变化，同时其粒径大小和表面形貌也会发生改变，且随着粒径减小，微塑料的比表面积增大，同时伴随坑洼、凸起、开裂等现象，导致其表面粗糙度增大，进而影响其对其他污染物的吸附能力和行为的变化特性。

1.2 环境中微塑料的化学特性变化特征

环境中的微塑料除了受到物理作用影响外，还会在光照和氧化等作用下发生化学反应，导致其分子组成和化学基团等发生一系列的变化，如发生分子链的断裂和交联，表面官能团组成和含量的改变，从而使得其极性、疏水性等发生变化，进一步对其环境效应产生较大的影响作用。因此在研究微塑料的环境行为影响效应的过程中需要重视其化学性质等的变化特征。

1.3 环境中微塑料的生物特性变化特征

微塑料在环境中不仅受到物化特性的影响，还容易受环境微生物等的作用，使得其迁移行为和生态效应发生变化。何蕾等[37]通过扫描电镜分析和高通量测序的方法证明，微塑料表面容易附着微生物，且生物多样性丰富，甚至可以形成微生物群落。Yang 等[38]研究了海洋微塑料对生物体的影响，结果表明，微塑料在海洋中容易聚集，并且成为了生物体的理想家园。尽管微塑料可以使得微生物在其表面附着，然而由于其表面特性的不同，使得其对生物体具有一定的选择性。Hoellein 等[39]对污水处理厂周围水体中的微塑料生物效应研究发现，污水处理厂下游的微塑料丰度更大，但微生物的多样性却变小，结果表明，在微塑料存在下，会选择特定微生物在其表面生长，从而改变了水环境中的生物群落组成。此外，微塑料还可以作为微生物的堡垒，帮助微生物抵抗外界环境的变化带来的影响[40]。水体中的微塑料表面附着的生物体会进一步影响微塑料的迁移行为和能力。Rummel 等[41]研究表明，环境中的微塑料表面被微生物附着生长后形成生物膜，该生物膜可以改变微塑料的物理性质，影响微塑料的迁移和转运行为等。Kooi等[42]通过模型试验研究微塑料颗粒随时间的垂直移动，结果发现，受表面生物膜的影响作用，微塑料颗粒的最大浓度位于水体的中间位置，从而预测在表层水环境中微塑料的丰度较低，且微塑料不易到达海底。

微塑料排入水体后，由于其表面性质的不同，容易和特定的微生物发生相互作用，进而在表面形成生物膜，该现象不仅会影响微塑料自身的迁移行为，同时对水体中生物群落结构造成一定的影响，进而产生较大的生态影响效应。目前关于受微生物影响下的微塑料环境行为及生态效应的研究报道较少，有待进一步的深入研究。

2 水体中微塑料对其他污染物的吸附行为

水体微塑料具有粒径小、比表面积大等特点，可作为水体中其他污染物的载体，影响环境污染物的迁移行为[43-44]。同时，自然界中的微塑料受到外界环境作用包括物理、化学和生物等影响，使得其物化等性质等发生改变，进而影响其吸附行为和能力。目前有关微塑料的吸附行为开展了大量的研究工作[5-6,45-47]，然而对于受外界影响下的微塑料吸附行为变化特征以及微塑料的吸附理论尚不清晰，还需要大量深入的研究和理论分析。

2.1 微塑料对有机污染物的吸附行为

环境中的有机污染物通常包括农药、卤代脂肪烃、多氯联苯（polychlorinated biphenyls，PCBs）和多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）等，种类繁多，在环境中难以降解，具有较强的蓄积性，可以长距离迁移并通过食物链对人体健康和生态环境产生影响[5-6]。大量研究发现，微塑料对有机物存在吸附作用，且环境中的微塑料对有机物的吸附作用较强[45-47]。微塑料对有机污染物的吸附能力受到微塑料自身性质、有机污染物种类以及外界环境因素等的影响。研究微塑料对有机污染物的吸附行为，有助于进一步了解微塑料存在下水环境中有机污染物的环境影响效应。

不同种类的微塑料对有机污染物的吸附能力不同。Rochman等[5]研究比较了不同微塑料对PCBs类持久性有机污染物的吸附效果，结果表明，聚乙烯（polyethylene，PE）和聚丙烯（polypropylene，PP）对PCBs 有机污染物的吸附能力较强，其中对PCBs 的吸附量能达到30ng/g，而聚对苯二甲酸乙二酯（polyethylene terephthalate，PET）和聚氯乙烯（polyvinyl chlorid，PVC）对PCBs 的吸附能力相对较弱，吸附量仅为2ng/g。Thorsten 等[6]研究对比了PS、PA、PVC和PE 4种微塑料对甲苯的吸附性能，结果表明，PS对甲苯的吸附能力最强，而PA的吸附能力最弱，这可能是由于甲苯与PS 之间能够形成较强的π-π 键，而化学键的作用导致了PS 对甲苯的吸附量增加。Wang等[45]研究开展了3种微塑料（PE、PS、PVC）对疏水性有机物全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulfonate，PFOS）和全氟辛基磺酰胺（perfluorooctane sulfonamide，FOSA）的吸附行为研究，结果表明，PFOS 和FOAS 两种物质在微塑料上的吸附与浓度呈线性关系，这说明疏水作用是主要的吸附机制。由于PE 的疏水性强于PS 和PVC 微塑料，因此PE 对两种有机物的吸附能力较强，而PS和PVC的吸附能力较弱。

有机污染物的化学特性对微塑料吸附行为也会产生较大的影响。有学者研究发现微塑料对不同有机物的吸附能力大小与有机物的亲疏水性相关，物质疏水性增强，微塑料对其吸附量增加[8]。Mato等[50]对海滩采集的微塑料样品进行了研究分析，结果表明，微塑料上携带有大量的壬基苯酚（nonylphenols，NP） 和少量的PCBs 以及滴滴涕（dichlorodiphenyltrichloroethane，DDT）等卤代化合物，其中对NP的吸附量可以达到16mg/g，对PCBs和DDT 的吸附量仅为117ng/g 和3.1ng/g，这可能是由于NP 上携带的·OH 与微塑料的亲和力更大，而PCBs 和DDT 上的卤素元素影响了微塑料与污染物之间的亲和性。Frias 等[47]在研究微塑料对POPs 的吸附过程中发现，微塑料对芘和菲及其同系物的吸附量较高，而对DDT 等有机物吸附量较低。Wu等[11]研究表明，在相同的实验条件下，PVC微塑料对5 种不同的双酚类化合物的吸附行为存在差异，PVC 对疏水性能较强的双酚A 类似物（bisphenol analogues，PBAF）的吸附量可以达到0.24mg/g，而对双酚S （bisphenol S，BPS） 的吸附量只有0.15mg/g，这充分说明污染物疏水性越强，越容易被表面疏水性的微塑料吸附。

环境因素如盐度、pH 和温度也会对微塑料吸附有机污染物行为产生影响。随着盐度的增加，微塑料对不同污染物的吸附能力变化规律随着有机污染物种类的变化而变化，Wu 等[8]实验研究了盐度的改变对吸附过程的影响，研究表明，当实验盐度从0.05% 增加到3.5%，PE 微塑料对樟脑（4-methylbenzylidene，4MBC）、卡马西平（carbamazepine，CBZ） 和17-乙炔雌二醇（17-alpha-ethinyl estradiol，EE2）3 种药物的吸附不产生显著影响，而对三氯生（triclosan，TCS）的吸附量随着盐度的增加而显著增加，这可能是因为4种物质的疏水性不同，在盐度增加时，降低了TCS在水中的溶解度，产生盐析效应，从而增加了微塑料对其的吸附；同时，Zhang 等[48]研究发现，不同盐浓度条件下，微塑料对人工合成麝香（syhthetic musks，SMs）的吸附量保持不变，这说明盐度对其吸附过程没有太大影响，这主要是由于该吸附行为主要受到分子内氢键作用调控，而非离子交换作用，而分子内部含有氢键的有机物对盐浓度的变化不敏感。水环境中的pH 也会影响微塑料对有机物的吸附作用。Wang 等[9]的研究表明，PE 和PS 颗粒对PFOS的吸附随pH的降低而增加，这是因为在低pH 条件下，PE 和PS 微塑料颗粒表面会发生质子化，产生阳性表面，而PFOS 在溶液中以阴离子形式存在，在静电作用下，微塑料对PFOS 的吸附量增加。此外，不同温度下有机污染物的分配系数（lgKPE-w）也会不同，这会影响到微塑料对有机污染物的吸附。Lohmann 等[51]的研究报道发现，菲和芘的lgKPE-w随着温度的升高而增大，从而微塑料对其的吸附量也随着温度的升高而增大。而其他有机物，诸如PCBs、DDT、PAHs 以及氯苯等在微塑料上的吸附过程均与温度无关。

2.2 微塑料对重金属污染物的吸附行为

水体中重金属离子包括铜、锌、镉、铬、镍等，可以在动植物的器官内积累[52-53]，还可以穿透动植物的细胞膜进入细胞体内，发挥毒性作用[54-55]，影响生物体的生命活动。微塑料可以作为水体中重金属的转运载体，影响重金属的迁移行为和生态效应[56]，因此，研究微塑料对水体中重金属污染物的吸附行为，具有重要的环境意义。

微塑料对水体中重金属的吸附行为已经被广泛报道。Vedolin 等[57]对巴西19 个海滩的微塑料进行了采样检测，结果表明，微塑料表面附着有多种重金属，其中以Fe2+（227.78mg/kg）和Al3+（45.27 mg/kg）的吸附量最高。Wang 等[28]对采集的微塑料样品进行分析，结果发现，微塑料吸附大量不同种类的重金属，包括Cu2+、Zn2+、Ti2+、Cd2+、Ni2+、Pb2+等，其中对Pb2+的吸附量较低，为15μg/g，对Zn2+的吸附量较高，达到10000μg/g。Ashton等[29]使用酸提取法分析环境微塑料中的重金属含量，结果表明，微塑料样品上携带多种金属元素，其中以铝、铁、锰等为主要元素，还含有铜、锌、铅、银、铬、镉、钴、钼、锑、锡、铀等微量元素，其中，对铝和铁的最大吸附量分别可达到49μg/g 和64μg/g，高于环境沉积物中的积累浓度。

微塑料对重金属离子的吸附能力受到微塑料种类、表面基团、重金属离子种类和浓度以及环境因素的影响。首先，微塑料种类会对其吸附能力产生显著影响。高丰蕾等[58]研究了不同微塑料对重金属Pb2+的富集情况，结果表明，PVC 对Pb2+的吸附能力较强，吸附量达到1.32μg/g，吸附能力为PP 的2.1 倍。Brennecke 等[59]研究不同微塑料对油漆中所含金属离子的吸附情况，结果表明，PVC对Cu2+的吸附量明显大于PS，这与材料的比表面积、分子极性和对特定离子的亲和性有关。Kim等[60]研究表明，重金属Ni2+更倾向于与带有含氧基团的微塑料进行结合，因此带羧基基团的PS 塑料会吸附更多的Ni2+。不同形貌的微塑料也会对其吸附行为产生影响，孙聪惠[61]和Wang 等[28]的研究表明，环境微塑料中，纤维类主要吸附Fe2+、Mg2+和Al3+等金属离子，薄膜类和发泡类塑料主要吸附Fe2+、Mg2+、Al3+、Ca2+和Na+等离子。微塑料在环境中受到光、热和紫外线等的作用，会发生老化现象，导致孔径分布、比表面积、表面的官能团等性质发生变化，导致微塑料对重金属离子的吸附量发生变化。Wang 等[62]研究发现，老化后的PET 表面粗糙度增加，含氧官能团数量发生变化，导致其对重金属Cu2+和Zn2+离子的吸附量增加。Brennecke 等[59]和Holmes等[63]研究不同老化程度的微塑料对重金属的吸附现象，结果表明，与原始微塑料相比，老化微塑料能更有效的富集重金属，吸附能力更大，这可能与微塑料在环境中由于矿化、侵蚀和腐蚀等作用导致的比表面积增大、分子极性的改变有关。

重金属离子种类的不同也会导致微塑料对其吸附规律的变化。Holmes等[64]研究发现，微塑料对不同金属离子的吸附规律不同，其中，微塑料对Cd2+、Co2+、Ni2+、Pb2+等离子的吸附量随着pH的增加而增加；而对Cr2+的吸附量随之减少，对Cu2+的吸附量保持不变。Brennecke 等[59]的实验表明，微塑料与不同离子的亲和力不同，这主要是受到微塑料表面不同官能基团和化学键的影响作用，其中，微塑料PVC和PP对Cu2+的吸附量均高于它们对Zn2+的吸附量。Rochman 等[65]研究表明，微塑料倾向于积累相似浓度的重金属离子，但不同离子的吸附饱和值存在明显的差异。Prunier等[66]的研究表明，随着金属氧化形态的增加，钛、镍、镉等元素的金属浓度会进一步增加。

在多种金属离子共存体系中，不同重金属离子会在微塑料表面的吸附位点形成竞争吸附，影响微塑料对不同离子的吸附能力。高丰蕾等[58]的研究表明，在Cu2+和Pb2+共存条件中，微塑料对Pb2+的吸附能力会削弱。Vedolin 等[57]研究了微塑料在多种重金属离子体系下的吸附行为，结果表明，微塑料对Fe2+和Al3+的吸附能力较强，吸附量分别达到了227.78mg/kg 和45.27mg/kg，对Cr2+、Cu2+、Mn2+、Sn2+、Ti2+、Zn2+等离子的吸附能力较弱。

微塑料对重金属离子的吸附过程还会受到环境因素如盐度、温度和pH 等的影响。Holmes 等[64]探究发现，随着盐度的增加，微塑料对Cd2+、Co2+、Ni2+的吸附量下降，可能是这些重金属离子在高盐度条件下，发生聚集或者络合行为，从而离子活性降低，导致吸附量下降；对Cr2+的吸附量增加，说明Cr2+在高盐度条件下，仍能保持较强的离子活度，参与吸附过程。在Deng 等[67]的研究中，微塑料对Cu2+、Pb2+、Cr2+的吸附量随着初始溶液pH 的升高而显著提升，吸附量由pH=2 时的4mg/g 提升为pH=6 时的40mg/g，可能是因为在较低的pH 条件下，溶液中会存在较多的H+，而H+的存在会与重金属离子产生竞争吸附现象，会占据微塑料表面一部分的吸附位点，从而降低了微塑料对重金属离子的吸附。Wang 等[62]的研究表明，温度会影响微塑料对重金属Cu2+、Zn2+的吸附。随着温度的升高，PET微塑料对重金属离子的吸附能力增加，通过拟合模型及热力学计算分析发现，这是由于微塑料对Cu2+、Zn2+的吸附过程是一个吸热反应，因此对金属离子的吸附量会随着温度的升高而升高。

环境中的微塑料对于水体中的污染物包括有机污染物和重金属均有一定的吸附作用，其吸附行为除了受到微塑料和污染物种类特性的影响，还受到环境因素的变化而影响其吸附能力和吸附机理，进而导致污染物的迁移过程发生变化，进一步对水生生态系统产生影响。因此深入研究受环境影响下的微塑料对各种污染物的吸附行为，阐明微塑料吸附理论，为环境中污染物的迁移过程提供理论基础具有较大的意义。

3 微塑料对水生生物的生态效应影响

微塑料进入水体环境中之后，一方面，通过与水生植物的相互作用，影响水生植物的光合作用、生命代谢活动进而对植物体的生长产生毒性效应；另一方面，水生动物可能会误食微塑料，将其摄入体内，在动物器官，如肠道、胃部停留，从而影响其生命活动，甚至导致死亡；此外，环境微塑料携带的各种污染物质也会在微塑料与生物体接触后发生释放，从而进入食物链或食物网，产生二次危害，进一步影响生物体的正常生命活动。

3.1 微塑料对浮游植物的生态效应影响

浮游植物不仅是水域生态系统中最重要的初级生产者，而且是水中溶解氧的主要提供者，它启动了水域生态系统的食物网，在水环境生态系统的能量流动、物质循环和信息传递中起着至关重要的作用。微塑料与藻类的相互作用会影响藻类的正常生命活动，比如会影响光合作用效率、基因的表达、细胞密度、形态变化、酶活性等。

微塑料对藻类生态效应的影响因素很多，包括微塑料在环境中的浓度、聚合物类型、粒径、表面电荷及基团、是否含有添加剂等。Zhang 等[68]的研究发现，微塑料对藻类的影响会随着浓度的增大而增加，主要通过减少叶绿素含量和降低光合作用效率来体现。微塑料聚合物类型的不同对藻类有较显著的影响。Lagarde 等[69]研究表明，PP 对莱茵衣藻（Chlamydomonas reinhardtii）有生长抑制作用，但高密度聚乙烯（high density polyethylene，HDPE）对生长没有影响，这是由于在PP 存在条件下，形成了由微藻、微塑料、胞外聚合物组成的异质聚集体，并且参与合成糖类的基因明显过度表达。一般来说，微塑料粒径越小对藻类的毒性越大。Zhang等[68]通过测量藻的叶绿素含量和光合效率，得出mPVC （1μm） 比bPVC （1mm） 对 肋 骨 条 藻（Skeletonema costatum）的生长抑制更明显，原因是与bPVC 的迁移能力相比，mPVC 较弱，不容易与藻类发生相互作用；此外，相比与带负电荷的微塑料，带正电荷的微塑料对微藻具有更高的毒性，这是由于细胞壁中的阴离子纤维素、羧基和硫酸盐基团通过静电作用、氢键和疏水作用排斥带负电的微塑料，吸附带正电的微塑料，且这种作用随藻类形态的变化而变化。Bellingeri等[70]研究结果表明带羧酸基团的纳米聚苯乙烯颗粒（PS-COOH NPs）对藻类细胞壁具有吸附作用，改变了细胞的形态，干扰了藻细胞的有丝分裂，从而降低了藻细胞密度。除了微塑料本身的表面特性对藻类毒性作用产生影响外，微塑料中化学添加剂的浸出也会对藻类的生理机能具有较大的影响。Luo 等[71]研究了微塑料的浸出物对藻类毒性效应的影响，结果表明，藻类的光合作用效率（Fv/Fm）随污染物浓度升高而降低，当微塑料添加剂的浸出物浓度随着溶液pH和浸出时间的增加达最大释放量时，对藻类的毒性效应也达到最大。

微塑料在环境中由于其可以通过与有机污染物和重金属发生交互作用，形成复合体系，因此较大的影响了污染物在生物体内的归趋和毒性效应。姜航等[72]探究了在聚苯乙烯微塑料（PS-MPs）和大环内酯类抗生素罗红霉素（Roxithromycin，ROX）共存条件下，对斜生栅藻（Scenedesmus obliquus）的联合毒性效应，通过测试了不同暴露组中藻细胞密度、叶绿素a 含量以及Fv/Fm 等生理指标，来表征微藻的生存状态。结果表明，PS-MPs和ROX联合暴露对微藻的生长具有显著的抑制作用，同时对其光合作用效率产生了一定的负面影响。在殷岑[73]的试验研究中，通过测定生长抑制效应、细胞膜通透性、叶绿素含量和抗氧化酶活性等指标，发现单一的微塑料和有机物对斜生珊藻均表现出一定的剂量效应关系，而微塑料与有机污染物联合后具有复杂的毒性作用，这是由于微塑料对有机污染物的富集会导致对藻的毒性作用增强；微塑料与有机污染物的联合毒性与微塑料的种类和浓度有关，其中PE 在不同浓度下和有机污染物的联合毒性效应均表现为协同作用，然而随着PVC 浓度的增加，对有机物毒性效应由拮抗作用变为协同作用，说明PVC对有机污染物的联合毒性效应受到微塑料自身浓度的影响。Davarpanah[74]的研究了纳米金（Au-NPs）颗粒与微米级别的微塑料（MPs-μm）对扁藻（Tetraselmis chuii）的生存影响，结果表明，单一存在的Au-NPs 和MPs-μm 均对微藻生长无显著影响，而Au-NPs 和MPs-μm 的复合体系可以显著降低藻的平均生长速率，并对其生长产生了显著的抑制作用。Bellingrri 等[70]研究了羧化聚苯乙烯纳米颗粒（PS-COOH NPs）与Cu2+金属离子和淡水月牙藻（Raphidocelis subcapitata）的胞外聚合物之间的相互作用关系，以及这种相互作用如何影响铜对藻的毒性，结果表明，单一Cu2+存在下和PS-COOH NPs 与Cu2+复合体系对藻的生长的抑制作用没有显著差异，这是由于在淡水介质中，PS-COOH NPs表面没有吸附Cu2+，因此PS-COOH NPs 不会改变Cu2+对藻的毒性作用。

微塑料与浮游植物之间的生态效应关系主要受到微塑料与浮游植物之间的交互作用影响，因此与微塑料的表面特性及浮游植物种类等因素相关。同时，由于微塑料对水体环境中其他污染物的吸附性能，导致水环境中微塑料主要以复合体系存在，因此对浮游植物产生更为复杂的影响作用，目前关于微塑料复合体系对藻的生态效应的影响研究报道较少，且没有统一的定论，因此还有待进一步的深入研究。

3.2 微塑料对浮游动物的生态效应影响

浮游动物作为生态系统中重要的一个生物类别，不仅能为水生动物提供食物和养料，还可以作为水污染、环境污染的指示生物来预测环境变化，因此具有重要的环境地位和研究价值。由于微塑料的粒径小，因此容易被浮游动物误食，阻塞生物肠道以及器官，造成生物的生长受到抑制乃至死亡。此外微塑料易吸附环境中的其他污染物，使得污染物在生物体内富集，对生物机体带来更为严重的损害。

微塑料对浮游动物的生态效应影响因素有微塑料粒径、聚合物类型和携带表面基团等。Ma 等[46]研究比较了纳米和微米级PS 颗粒对大型溞的毒性效应，发现50nm 的PS 对大型溞的48h-EC50为15.13mg/L，而其他微米级粒径颗粒仅能被大型溞摄食，并从体内排出而没有物理性损伤。而Rehse等[75]研究了不同粒径的PE 微塑料对大型溞的毒性效应影响，结果表明，大型溞肠道内存在有1μm的微塑料颗粒，因而导致对大型溞的明显的毒性效应，而100μm 的微塑料颗粒由于不能被大型溞摄入，所以无明显的毒性作用。Kim 等[60]研究表明，微塑料对大型溞的毒性作用与微塑料本身携带的表面基团相关，携带羧基基团的微塑料具有更大的毒性效应。此外，Wang 等[76]研究了孤雌生殖卤虫（Artemia parthenogenetica）对10μm 的PS 微塑料的摄入、清除以及受到的组织病理学影响，研究结果表明，摄入的微塑料主要积聚在消化道的中肠和后肠。在不同的微塑料浓度和暴露时间下，卤虫对微塑料的摄入量不同，摄食3h 后97%的微塑料会随着粪便排出。当微塑料浓度为100 个/mL 时，24h后摄食量减少，上皮细胞出现了丰富的脂滴，在14 天后肠道上皮细胞变形、排泄紊乱，表明随着暴露时间延长，微塑料对卤虫的生命健康构成严重的威胁。Hurley等[77]研究表明，水体环境中的微塑料对管状蠕虫生存存在阻碍作用，会造成生物能量储备和适应性降低，氧化应激增加，生长率降低，死亡率增加等，这些影响都与微生物摄入并在体内的保留的微塑料的量有关。

由于微塑料会对其他污染物产生吸附富集作用，随着微塑料被生物体摄食，吸附的污染物质在生物体内释放，将环境污染物质从微塑料中转移到生物体内，形成复合毒性效应，对生物体产生更为严重的危害。Hu 等[78]研究发现在微塑料与重金属共存体系中，蝌蚪组织中的重金属含量比单一重金属处理条件下要高，这是由于微塑料会吸附重金属，蝌蚪在摄入微塑料的同时，重金属会被携带进入体内，对蝌蚪表现为协同毒性作用。通过显微镜观察，在蝌蚪的鳃部和消化道均存在微塑料，这会显著降低蝌蚪对食物的摄取和营养物质的吸收，影响其正常的生命活动。Luis等[79]研究了PE与Cd6+的联合作用对虾虎鱼幼体的影响，研究发现，与单一微塑料的实验组对比，混合体系的毒性更大，毒性指标半致死浓度（EC50）由30.5mg/L 降低到25mg/L，毒性作用增大。Kim 等[60]研究了两种PS 微塑料[一种含有羧基基团（PS-COOH），另一种不含有羧基基团（PS）]与重金属Ni2+对大型溞的复合毒性效应，结果发现，复合体系下的毒性效应与单一体系有显著差异，并且与不带官能团的PS相比，PSCOOH与Ni2+的相互作用力更强，导致对Ni2+的吸附量更大，对大型溞的毒性效应更强，说明携带官能团对微塑料的毒性有显著的影响。殷岑[73]研究了PS颗粒和有机污染物对大型溞的单一和联合急慢性毒性效应。在单一急性毒性实验中，微塑料对大型溞具有较低毒性，而有机污染物对大型溞具有较高的毒性；在微塑料与有机污染物的联合毒性实验中，对大型溞表现为拮抗作用，由于此时微塑料的毒性作用较低可以忽略，然而微塑料会吸附并减少了游离的有机污染物，降低了有机污染物的生物可利用性，从而降低了生物毒性。而Ma 等[46]研究了纳米级和微米级微塑料与菲对大型溞的联合毒性作用，结果表明，50nm-NPs 和菲对大型溞的联合毒性表现出叠加性效应，并在生物体体内有积累效应，但10mmMPs 和菲对大型溞的联合毒性作用不显著，这种差异是由于50nm NPs 的比表面积大，对菲的吸附量高于在10mm-MPs。此外，Zocchi 等[80]还测试了3种不同的草甘膦化学制剂和两种微塑料微珠（PET和PA）纤维对大型溞的联合作用，时间超过一周。当在单一化学制剂的条件下，对大型溞有致死效应，然而在复合体系中，效果却不明显，说明了微塑料有可能降低了草甘膦等除草剂的毒性。

浮游动物会通过误食作用摄入微塑料，并在体内有一定的积累，从而降低了其对食物的摄取和营养物质的吸收，以及对机体有一定的物理损伤，除此之外，微塑料还会携带其他污染物进入浮游动物体内，其联合毒性作用会根据污染物类型、浓度等的不同表现为协同作用或拮抗作用，威胁浮游动物的正常生命活动甚至导致死亡。然而，由于环境中污染物种类多而繁杂，微塑料及其复合体系对浮游动物的毒性作用效果和机理尚不明确，系统评价浮游动物的各项健康指标受微塑料等污染效果，进而对环境受污染情况提供指示作用，是今后进一步的研究方向和目标。

4 结语与展望

微塑料在水体环境中污染越来越受到全球性的关注，目前研究学者已经开展了大量关于微塑料在水生环境中尤其是海洋环境中的环境行为和生态效应研究。但是目前关于环境中微塑料对其他污染物迁移行为影响机制尚不清晰，对微塑料在环境中生态效应的影响效应还没有统一的结论，因此为了深入了解水体中微塑料的环境行为与生态效应影响，还需要进一步开展更为深入的科学探究。针对水体中微塑料环境行为影响研究现状，本文作者对今后拟开展的重点工作提出了以下几点展望。

（1）需要进一步开展关于水环境中纳米级别微塑料的环境效应影响研究。纳米级微塑料在环境中储量更为丰富，同时具有颗粒小、比表面积大、对其他污染物的迁移行为影响大等特点，容易导致更强的生物毒性和生物累积效应等。但是其在水体中难以收集和检测，因此导致其相关研究报道较少，因此，亟需开展水体中纳米微塑料的检测与分析方法研究；纳米微塑料在水环境中对其他污染物迁移行为影响效应研究及纳米微塑料对水生生物的生态效应影响研究等。

（2）利用野外试验，深入研究水环境中微塑料的环境行为效应。目前针对水体中微塑料的研究主要集中在室内模拟试验研究阶段，不能准确反应微塑料的环境行为，因此可以采用室内模拟和野外实验结合的方式，系统研究微塑料在不同水环境（如地表淡水、地下水及海水等）对污染物的吸附行为；以及不同时间和空间维度下微塑料的环境行为及生态效应等，为掌握微塑料的环境影响效应提供真实可靠的数据。

（3）还需要加强微塑料与其他污染物复合体系毒性效应的理论研究。环境中微塑料往往不是以单一污染物形式存在，容易和环境中其他污染物形成复合污染，目前关于微塑料复合体系生态效应的影响效果和机理尚不清晰。因此，需要开展关于微塑料与其他污染物包括重金属和有机污染物等的复合体系在水环境中的毒性效应和理论研究，对于阐明微塑料与污染物共存体系下的生态效应影响和作用机制具有较大的科学意义。