微塑料进入海洋后主要受到海流等物理过程驱动, 在近海海域和开放大洋中都发现了高浓度的微塑料。目前微塑料的采样方法还未统一标准。水体中的微塑料通常使用拖网的方法采集, 使用较多的是MANTA网采集表层海水中的微塑料。沉积物中的微塑料分离相对比较复杂, 通常是采用密度分离的方法^[10]。周倩等^[11]设计了一套连续流动分离浮选装置, 可对大体积沉积物样品进行不间断分离浮选, 通过试验取得了较好的效果。Hidalgo-Ruz等^[12]、Rocha-Santos等^[13]和Griet等^[14] 分别汇总了水体、沉积物和生物体内微塑料的采样和分析方法。基于不同的观测手段, 一些国家在其近海区域开展了相关的研究, 例如, 加拿大哈利法克斯港口^[15]、葡萄牙沿海^[16]、地中海沿海国家^[17]、韩国^{[18, 19]}、新加坡^[20]等。Claessens等^[21]根据对比利时沿海沉积物芯样的分析结果表明, 在过去20年间微塑料浓度稳步增加, 从55 个微塑料/kg干重 (1993— 2000年) 增加到156个微塑料/kg干重(2005— 2008年)。Sherman等^[22]根据模式预测, 到2025年中国和印尼沿海将成为微塑料的主要聚集海域。

除近海海域外, 在大洋区也发现了高浓度的微塑料分布。例如, 在北太平洋涡旋区, 漂浮的微塑料与浮游动物浓度的比例为6∶ 1, 有些海域甚至高达30∶ 1。在北太平洋涡旋区, 小于3 mm的微塑料数量占总数量的82%, 在黑潮海域占62%^{[23, 24]}。在加利福尼亚海域, 近30年来冬季检测出微塑料的站位占总站位数的56%~68%^[25]。Law等^[3]基于40年的数据, 绘制了东太平洋塑料碎片的分布图, 估计至少有21 000 t微塑料在此区域漂浮。Lusher等^[26]于2014年对东北大西洋的微塑料污染开展了研究。Thompson等^[27]根据北海和西北大西洋浮游动物连续记录仪(Continuous Plankton Recorder, CPR)样品的分析结果, 证明该海域微塑料的浓度在1980s和1990s显著高于1960s和1970s。

对全球海洋微塑料分布的研究进一步证明了其在海洋环境中的普遍性。近海是各沿海国家的战略经济区, 微塑料对近海海洋生物及生态安全的影响成为重点关注的问题。这方面的研究主要聚焦于海洋生物对微塑料的摄食及其由此引发的对海洋生物生理、繁殖的影响上。

绝大部分受试生物能够对微塑料产生摄食效应。相对而言, 对于底栖无脊椎动物摄食微塑料的研究要多一些。目前绝大部分研究是在实验室内通过受控实验开展。研究表明, 微塑料易被滤食性和食碎屑的底栖无脊椎动物摄食, 如蠕虫、端足目、藤壶等^[27]。海洋蠕虫摄入少量的微塑料后便能扰乱其生理过程, 降低它们储存能量的能力。在将微塑料与沉积物混合的情况下, 海参摄入体内的微塑料与沉积物比例比混合比例更高, 表明其对微塑料可能具有选择性^[28]。使用微塑料培养紫贻贝48天后, 在紫贻贝的血淋巴中发现有微塑料^[29], 且微塑料的存在降低了紫贻贝的滤食效率^[30]。Cauwenberghe等^[31]进一步研究了微塑料对2种商业贝类:紫贻贝和太平洋牡蛎的影响。在2种贝类的软组织中都发现了微塑料。在采集于苏格兰西海岸的120个挪威龙虾中, 有100个个体的肠道中发现微塑料纤维。由此可见, 海产品中的微塑料会对食品安全构成威胁, 需要对其风险进行评估。

相比较而言, 低营养级的生物更加容易摄取微塑料, 通过食物网的传递作用, 可能引起生物累积效应。由于浮游动物等低营养级生物中许多类群不能有效区分塑料颗粒和食物, 更容易摄食微塑料^[32]。与此同时, 由于低密度的塑料(如聚乙烯和聚苯乙烯)易漂浮, 微塑料常聚集在海洋表层。因此, 微塑料很容易与浮游生物发生作用^{[33, 34]}。Doyle等^[35]认为, 浮游动物与微塑料之间的相遇几率对于确定微塑料对浮游动物的影响是非常关键的。许多研究使用“ 微塑料/浮游生物浓度比” (plastic to plankton ratio)来表征二者的相遇几率^{[22, 36~38]}。Collignon等^[39]通过研究法国Calvi湾的微塑料与浮游动物分布之间的关系, 发现微塑料浓度与浮游动物浓度的比例达到2.73, 极易引起上层捕食者的混淆。Lima等^[40]对Goiana河口微塑料浓度的分布研究发现, 水体中微塑料的浓度能够决定其被上一级浮游生物摄食的程度。

针对浮游动物摄食微塑料以及由此引发的危害效应的研究较少, 对微塑料影响浮游动物并进而影响食物网的途径和机理认识不足。在早期的实验室研究中主要聚焦于塑料颗粒大小的选择性上, 如桡足类和枝角类能够摄食直径5~60 μ m的塑料小球^[41~43], 但不同种类间的摄食效率不同^[44]。胶质类浮游动物樽海鞘也能够摄食塑料小球^[45]。进一步的研究发现, 特定大小的塑料小球能够降低浮游动物的摄食速率^{[46, 47]}。Setä lä 等^[48]研究了微塑料对波罗的海浮游动物的影响, 受试生物包括糠虾、桡足类、枝角类、轮虫、多毛类幼体和纤毛虫。将这些生物暴露在10 μ m的荧光聚苯乙烯小球中。所有生物都表现出对微塑料的摄食作用。Desforges等^[49]在东北太平洋新哲水蚤和磷虾体内发现了微塑料, 证明自然海域浮游动物的确能够摄食微塑料。

微塑料可产生生态毒理学效应。在塑料的降解过程中, 可向海洋环境中释放塑化剂。从大洋收集到的塑料颗粒中已经检测到塑化剂的存在^{[50, 51]}。邻苯二甲酸盐和双酚A等塑化剂能够影响动物的繁殖, 损害甲壳类和端足类的发育, 诱发遗传畸变^[52], 改变人体的内分泌功能、影响生殖和发育^[53]。

微塑料还能够富集高浓度的持久性有机污染物, 如PCBs和DDT^{[54, 55]}、烃类^{[51, 56]}、重金属等^{[57, 58]}。已有研究表明, 持久性有机污染物通过微塑料进入鸟类体内^[50]。对北太平洋中部涡流中食浮游生物的中层鱼的解剖结果说明, 鱼类胃含物中微塑料的比例占35%^[59]。Rochman等^[2]研究表明因摄入微塑料而传输的有毒化学物质对鱼类肝脏能够产生胁迫作用, 并进一步发现鱼类摄食富集了圣地亚哥湾自然海水有机污染物的微塑料能够改变鱼类的基因表达^[60], 表明微塑料及其富集的有机污染物能够从遗传水平上对海洋生物产生影响。Avio等^[61]研究表明微塑料能够将多环芳烃暴露给贻贝(Mytilus galloprovincialis), 其血淋巴、腮和消化道组织出现多环芳烃的明显积累。细胞效应包括免疫响应的改变、溶酶体、过氧化物酶体、抗氧化系统的改变、神经毒性效应、基因毒性效应、基因表达谱的改变等。这一研究证实微塑料能够吸附多环芳烃, 产生生物放大作用, 并通过分子和细胞途径对微塑料产生毒理学响应。

微塑料的生态毒理学效应研究主要体现在海洋动物, 对浮游植物的影响研究较少。Davarpanah等^[62]研究了微塑料对海洋微藻(Tetraselmis chuii)生长的影响, 发现1~5 μ m的塑料小球对微藻种群的生长未产生显著影响。另一项研究表明, 由于塑料中添加的五氯苯酚和四氯苯酚, 聚乙烯对浮游植物能够产生直接的毒性作用^[63]。此外, Long等^[64]研究发现微塑料能降低硅藻的沉降速率, 增加隐藻的沉降速率。