我國淡水中微塑料的污染現(xiàn)狀及生物效應(yīng)研究

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。

1 微塑料研究的分析方法

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]。

1.1 微塑料的前處理方法

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。

1.2 微塑料的定性定量分析

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]。

2 我國淡水環(huán)境中微塑料的污染現(xiàn)狀

2.1 淡水環(huán)境中微塑料的賦存情況

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。

2.2 淡水生物體內(nèi)微塑料的賦存情況

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]。

3 微塑料對淡水生物的生物效應(yīng)

3.1 浮游生物

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]。

3.2 底棲動物

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。

3.3 魚類

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

4 結(jié) 語

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。