黃河三角洲潮上帶和潮間帶不同生境微塑料分布規律*

宋 劼 易雨君 周 揚 高艷寧

(北京師范大學水沙科學教育部重點實驗室 北京 100875)

塑料是以碳原子為基礎通過加聚或縮聚反應形成的高分子化合物, 具有輕便、絕緣性及較高的經濟性, 對人類社會經濟發展具有重要意義(Thompsonet al, 2004)。據統計, 自20 世紀40 年代大規模生產開始至2014 年, 塑料的累計總產量已達63 億t, 并仍以3.35 億t/a 的年均增長速率持續快速增長(Geyeret al,2017)。對塑料廢棄物的關注自20 世紀50 年代起便迅速展開, 但大多數研究多集中在大型塑料的危害上, 例如其對生物的機械損害和窒息等(Rochmanet al, 2013; 陳啟晴等, 2018)。直到1972 年, 尺寸小于5 000 μm 的塑料碎片才首次被定義為微塑料, 并被認定為是潛在的環境污染物(Andrady, 2003)。中國是塑料產品的最大生產國之一, 然而目前僅有約9%的塑料廢棄物得到妥善的回收處理, 剩余的絕大多數塑料廢棄物以傾倒或填埋的形式進入陸地和海洋,在光老化、機械和生物破壞等作用下形成微塑料顆粒(Huanget al, 2006)。由于極易發生擴散且存在多種潛在危害, 微塑料污染正受到廣泛的關注。

塑料是人們日常生活中不可或缺的材料之一,在陸地來源中, 污水和垃圾堆放是微塑料的主要來源, 常見的微塑料成分主要包括聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS)、聚氯乙烯(PVC)等。目前, 對于微塑料的尺寸范圍界定仍存在不同見解, 大多數研究將直徑小于5000 μm 的塑料顆粒劃定為微塑料。按塑料顆粒的產生來源, 微塑料可分為初級微塑料和次級微塑料(Hidalgo-Ruzet al, 2012), 同時形狀也較多樣化, 包括近球形, 條形、薄膜型和纖維型等(Foket al, 2017)。由于尺寸較小, 微塑料更容易隨著水流和風發生長距離遷移(Iwasakiet al, 2017), 同時在一定條件下也可發生沉降(Khatmullinaet al, 2017)。目前, 對于微塑料的環境和生態危害已有了較為廣泛的研究, 例如其毒性、富集性及潛在的次生危害。由于微塑料比表面積更大且具有疏水性, 使得其易于吸附多氯聯苯、多環芳烴等疏水性有機污染物(Gauquieet al, 2015)。微塑料自身也可析出塑化劑,例如DEHP (dioctyl phthalate, 鄰苯二甲酸二辛酯)和DBP (Dibutyl phthalate, 鄰苯二甲酸二丁酯), 以及著色劑、穩定劑、阻燃劑、雙酚A 和抗微生物劑等(Heindleret al, 2017), 這些成分對水生生物的新陳代謝及繁殖均可產生影響, 甚至導致其死亡(陳啟晴等,2018; 熊飛等, 2021)。

海洋是微塑料最大的儲存庫, 陸源的微塑料顆粒主要通過河流排放, 而海洋來源微塑料主要為船舶運輸及海上作業等活動, 例如塑料裝置破損及樹脂原料的泄露等。由于塑料的密度大多小于海水, 可被浮游動物和無脊椎大型底棲動物等小型生物攝入,由于結構較為穩定不易排出體外進而隨食物鏈累積,最終威脅人類健康(Van Franekeret al, 2011; 張羽西等, 2020; 秦瀟等, 2021)。進入海洋中的微塑料首先會以漂浮物的形式分布在水體表面, 也可隨洋流進行長距離遷移, 在微生物作用下, 部分微塑料比重增大,在水體中緩慢下沉, 并最終沉積在大陸架或深海海床上(李富云等, 2017)。目前, 在不同的海洋環境中均發現有微塑料的蹤跡, 如表層水、下層水、海底泥沙層、珊瑚礁、潮間帶和海岸線等(Claessenset al, 2011;Doyleet al, 2011; Esiukova, 2017; Dinget al, 2019)。而根據另外一些研究表明, 一些漂浮于近海區域的微塑料可在余流和潮流作用下由海洋向潮灘遷移(Iwasakiet al, 2017)。河口地區位于咸淡水交互區域,同時受到海洋與河流的共同影響, 潮間帶及潮上帶濕地是海洋和陸地兩大生態系統的過渡地區, 既有以鹽堿化土壤為主的鹽沼裸灘, 也有由草本或低矮灌木覆蓋的植被帶, 屬于生態敏感區域(易雨君等,2021a)。該區域分布有翅堿蓬、互花米草、檉柳和蘆葦等植被群落, 這些植被不僅是潮間帶濕地的主要初級生產者, 同時也是其核心生態組分, 為眾多大小型動物提供棲息地, 如鳥類、兩棲類和大型無脊椎底棲動物。由于潮灘地形的凹凸性, 這些微塑料可被截留在潮灘表面, 進而通過無意間攝食進入浮游動物、底棲動物或鳥類等生物體內, 進而危害潮間帶生態系統的健康(周倩, 2016)。

黃河口三角洲地處黃河入海口處, 遠離大中型城市, 人口密度較低且人類活動強度較弱, 作為海洋與陸地的交界地帶, 主要受到潮汐與河流的共同作用(易雨君等, 2021b)。對于微塑料而言, 水動力條件是使得其發生遷移的主要因素, 而濱海植被群落可顯著改變局部水流特性, 使得微塑料更易于在此發生聚集, 最終增大了棲息于此的潮上帶和潮間帶動物所面臨的微塑料污染風險, 乃至于最終通過食物鏈間接影響人類健康。同時該區域也遠離微塑料排放源, 潮灘暴露于微塑料污染的風險較低, 微塑料的輸入途徑可能為在潮汐過程和水動力條件的作用下由海洋向陸地的搬運。本研究的目的主要在于, 通過調查微塑料污染在黃河三角洲不同植被生境中的分布情況, 結合樣點所處的位置、距海岸距離以及植被類型, 初步概括了在不同生境類型當中的微塑料污染模式, 同時也為近海微塑料污染的控制與管理提供有效依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于黃河三角洲自然保護區(37°40′～38°10′N, 118°41′～119°16′E), 是我國現存的面積最大、結構最完整的濱海濕地生態系統, 由黃河攜帶的泥沙沖淤形成, 具有寬闊的海岸帶范圍(易雨君等,2021b)。隨潮位由低到高依次分布著互花米草、鹽地堿蓬、檉柳、蘆葦等植被群落。近年來, 在人類活動和氣候變化雙重影響下, 保護區內面臨著植被退化的現象, 并形成鹽沼裸斑。由于采樣條件限制, 本文采樣點主要位于黃河三角洲潮上帶和潮間帶上部,而在潮下帶未設樣點。對于潮上帶樣點而言, 僅有特大潮汛和風暴潮期間潮水才可抵達這些樣點, 而潮間帶樣點則可經歷周期性的淹沒與出露。于2019 年1 月對研究區進行了采樣, 樣點主要分布于潮上帶和潮間帶的鹽沼裸斑區、鹽地堿蓬-檉柳共生區、鹽地堿蓬區、蘆葦區和裸灘潮溝中。如圖1 所示, 共設置16 個樣點進行采樣。其中, 鹽沼裸斑區設置6 個樣點,鹽地堿蓬-檉柳共生區設置2 個樣點, 鹽地堿蓬區3個樣點, 蘆葦區1 個樣點, 潮溝區4 個樣點。采集30×30×5 cm 范圍的表層土壤后轉移至清潔的鋁箔袋中, 每個樣點取相隔5 m 的3 個平行混合樣, 于避光陰涼處存儲和運輸。

1.2 樣品前處理及分析

因微塑料直徑一般較小, 難以發現, 在采樣之前需進行樣品前處理。對于沉積物樣品, 目前浸泡浮選法應用較為廣泛, 浮選溶劑參考周倩(2016), 首先對采得的土壤樣品進行稱重, 取約1 kg 原土樣置于2 L飽和氯化鈉溶液中, 加入10 mL 1%福爾馬林溶液,采用磁力攪拌法充分攪拌后靜置48 h, 并將懸浮物先后通過孔徑為5 000 μm 的篩網和64 μm 濾膜, 用去離子水將64 μm 篩網上的殘留物沖洗至玻璃瓶中, 于低溫避光處暫時存放。將懸浮物置于鋁箔覆蓋的燒杯中,在50 °C 條件下烘干48 h, 取出冷卻至室溫后, 置于體視顯微鏡下, 對殘余物進行鏡檢。根據碎片形態及顏色, 初步篩選出疑似微塑料的顆粒后, 進一步通過傅里葉紅外光譜-顯微鏡聯用儀(島津AIM-9000, 日本)進行成分檢測及尺寸測量。對確定為微塑料的顆粒進行尺寸分類, 范圍為: ＜100 μm; 100～300 μm;300～500 μm; 500～1 600 μm 和1 600～5 000 μm。

1.3 樣品質量控制

為驗證浮選法對研究區潮灘樣本中微塑料分離的可行性與可靠性, 取1 kg 經灼燒及清洗的土壤樣品進行空白加標實驗, 添加0.486 87 g 預制聚乙烯微塑料, 粒徑范圍100～500 μm, 采用與前述實驗相同的步驟對微塑料進行分離, 回收得到樣品質量為0.473 3 g, 回收率97.21%。考慮到野外運輸過程和實驗室內有潛在的微塑料來源, 有必要采取一些措施減少外界干擾對實驗結果的影響。參考部分已有方法來減少潛在的操作過程污染(Hidalgo-Ruzet al, 2012;Dinget al, 2019), 使用去離子水潤洗采樣裝置和保存容器, 同時在采樣和處理過程中盡量避免使用塑料制品, 穿戴無化纖的實驗服等。在樣品烘干過程中時,使用鋁箔覆蓋容器表面。為監測環境污染背景值, 在樣品進入實驗室時, 平行設置三個空白樣進行對照處理。

2 結果

2.1 微塑料在黃河口整體的分布情況

黃河口三角洲鹽沼濕地潮間帶濕地各采樣點均檢出微塑料顆粒的存在, 研究區范圍內微塑料的共計檢出微塑料顆粒數量965 個, 其分布情況如圖2 所示, 各樣點豐度范圍在7～147 個/kg, 其中鹽沼裸斑區378 個, 鹽地堿蓬-檉柳共生區168 個, 鹽地堿蓬區285 個, 蘆葦區88 個, 潮溝區46 個。計算各區域樣點微塑料平均豐度可得, 翅堿蓬區是微塑料平均豐度最高的區域, 達103.67 個/kg, 其次是蘆葦區域, 達96.00個/kg。對比潮上帶與潮間帶各樣點, 潮上帶樣點平均豐度為 85.80 個/樣點, 而潮間帶樣點平均豐度僅17.830 個/樣點, 明顯低于潮上帶樣點。在各材質中,聚乙烯(PE)材質微塑料的檢出比例最大, 達29.53%,其次是聚氯乙烯(PVC)材質, 占比26.73%, 二者比例較為接近。而在各形狀中, 碎片狀微塑料占比最大, 達38.88%, 其次是顆粒狀微塑料, 占比37.09%, 二者比例接近, 為黃河口三角洲鹽沼濕地潮灘微塑料的主要形態。其中潮溝和鹽沼裸斑是顆粒狀微塑料檢出比例最大的兩種區域類型, 二者分別占比 73.45%和38.37%, 考慮到潮溝中微塑料整體豐度較低, 故鹽沼裸斑區域為研究區主要顆粒狀微塑料的檢出區域。

圖2 黃河三角洲潮灘微塑料豐度及種類空間分布情況Fig.2 Distribution and concentration of microplastics in all kinds in Huanghe River delta

結果表明, 潮間帶鹽沼裸斑區樣點微塑料的豐度較低, 這些樣點距離岸線的距離在0.7～3.2 km 之間,周期性受到潮水淹沒, 不同生境微塑料形態組成如圖3 所示, 微塑料豐度在24～37 個/kg 之間, 材質主要為聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET), 而距海岸較遠的潮上帶樣點微塑料豐度明顯增大, 這些樣點位于較少受潮水淹沒的區域, 豐度區間達到62～123 個/kg,表明微塑料在這些點位發生富集, 這些點位除S3 外均處于高潮線附近, 微塑料由于豐度低, 受到潮汐的搬運作用較強, 較小的潮位可使得其發生再懸浮, 從而促使微塑料累積在高潮位區域。注意到S3 位于高潮位以下, 而同樣發生了富集, 其原因可能在于緊鄰圍堤, 受地形影響阻截水流進而攔截了經過此處的微塑料。而在翅堿蓬、蘆葦和檉柳三個植被區內, 微塑料豐度均大于鹽沼裸斑區中離岸較近的樣點, 而更接近于遠岸的樣點, 表現出微塑料的富集現象。顆粒狀微塑料大多來源于塑料容器和外殼等, 而碎片狀微塑料則更多來源于包裝袋等, 這些微塑料大多來源于生活垃圾降解產物。研究區位于黃河口三角洲保護區, 為限制大規模人類活動的區域, 且無固體垃圾和廢水排放點, 樣點中采集的來源于塑料容器、外殼及包裝袋等微塑料, 排除由偶然人類活動丟棄后在原位降解產生, 其他可能來源于風力和潮流等外部輸入作用。

圖3 黃河三角洲不同生境微塑料(a)形態及(b)成分組成Fig.3 Shape (a) and composition (b) of microplastics in different habitats in the Yellow River Delta

2.2 黃河三角洲潮灘微塑料尺寸分布規律

本研究共劃分了4 個微塑料的粒度單元, 包括:＜100 μm; 100～300 μm; 300～500 μm; 500～1 600 μm 和1 600～5 000 μm (圖4)。其中500～1 600 μm 范圍所占比例最大(67.93%), 300～500 μm 范圍所占比例次之(12.31%)。對于不同植被生境類型而言, 鹽沼裸斑微塑料尺寸分布最為離散、而在蘆葦、翅堿蓬和檉柳區微塑料的尺寸相對較為接近, 且微塑料粒徑多集中分布在600～1 000 μm, 潮溝中微塑料尺寸且較小。翅堿蓬區微塑料平均粒徑(989.62 μm)和中位粒徑(863 μm)均為各生境類型中的最大值。潮溝地區微塑料粒徑在300～500 μm 范圍內所占比例最大, 平均粒徑(341.46 μm)和中位粒徑(308 μm)均為各生境類型中的最小值。

圖4 不同生境類型微塑料尺寸特征值分布情況Fig.4 Distribution in characteristic sizes of microplastics in different habitat types

3 討論

3.1 微塑料在黃河口保護區潮灘上的污染情況

由于塑料制品使用廣泛且年限較長, 目前微塑料顆粒已經在全球各大海洋中遍布, 包括兩極地區和大洋群島之間, 并且仍在海流、風和波浪作用下持續遷移(Qiuet al, 2015)。本次在研究區內采集到的微塑料豐度在7～147 個/kg 之間, 相比于其他濱海區域,例如歐洲(de Carvalhoet al, 2016)、美洲(Ballentet al,2016)及中國東南部(Penget al, 2018)的海灘、紅樹林和港口等區域(Loet al, 2018), 黃河口潮灘的微塑料豐度處于中等水平, 在潮流周期性搬運作用下, 原本漂浮于海洋中的微塑料會沿著潮線發生沉積, 且這些微塑料的尺寸主要集中在500～1 600 μm 范圍內。造成這一現象的原因在于, 當微塑料尺寸過大時, 其隨潮流運動運動的能力減弱, 受地形影響難以抵達潮線附近。部分研究表明尺寸小于50 μm 的微塑料顆粒在水體中比例更高, 更易被水流搬運移動, 因此散落在潮灘上的小尺寸微塑料會發生再懸浮, 在水流搬運作用下重新回到海洋中, 最終導致潮線附近的微塑料顆粒集中于500～1 600 μm 區間。本文研究區內人類活動強度較低且基本無微塑料顆粒的直接排放, 故可說明研究區中沉積物中的微塑料更多來源于海洋搬運以及大型塑料降解, 同時其分布受到潮汐過程影響而更多地累積在高潮線附近。

通過對比不同人類活動強度附近海域的微塑料豐度可知, 較少人類活動的海域與接近城市污染源的海域的微塑料污染程度相近(Hidalgo-Ruzet al,2012), 表明微塑料在海洋中的分布與周邊人類活動相關性較低, 而與海流活動更為密切。對于較少有人類活動的海灘或受到保護的海灘, 由潮流搬運而堆積的微塑料的數量仍可達較高水平。考慮本研究區位于黃河口生態保護區內, 人類活動強度低, 但微塑料在潮灘上廣泛分布, 特別是在植被覆蓋區, 由于植物攔截作用, 微塑料在此可發生明顯的累積現象。值得注意的是, 對于海水上溯頻繁的潮溝地帶, 在所有潮溝均未發現微塑料累積的現象, 微塑料豐度與鹽沼裸斑上臨近海岸的樣點接近, 考慮到二者更為接近的淹沒頻率, 可見淹沒頻率與微塑料豐度間存在負相關關系。

一些研究表明, 潮灘上的微塑料絕大多數來自于大型塑料分解, 并且微塑料主要集中分布在漲潮標志線附近(Yuet al, 2016; Esiukova, 2017), 大多數球團呈黃色或棕色, 這是由于光氧化損傷造成的, 表明它們在海洋環境中已存在較長時間。脫離水體后的塑料碎片, 降解速率相比處于水中明顯加快, 因此當微塑料被搬運到潮灘上時, 一方面潮灘缺少遮擋物,長時間暴露于紫外線直射環境下, 加速塑料的老化(Iwasakiet al, 2017), 另一方面高鹽度和干濕交替的環境也更有利于其降解為更小的塑料碎片, 整體上增大了微塑料對潮灘生態系統的風險。在海洋與潮灘間塑料廢棄物的沉積與再懸浮過程中, 小尺寸的微塑料大多來源于更大的微塑料碎片的老化降解, 老化的微塑料表面更加粗糙, 其吸附污染物的能力也逐漸增強, 對于生態系統可能具有更高的潛在危害。同時, 在較開闊的濱海地區, 一部分尺寸較小的微塑料可能來源于風力搬運作用, 因此即使人類活動強度很低的地區也可能面臨著微塑料污染的風險。

3.2 各植被地形區微塑料污染情況及分布特征

對比研究區內鹽沼裸斑和潮溝樣點與植被樣點微塑料豐度可得, 除位于高潮線附近的樣點外, 鹽沼裸斑和潮溝內的微塑料豐度顯著小于植被覆蓋區。特別是翅堿蓬區, 這片區域內微塑料樣點平均豐度在所有棲息地類型中最高, 達103.7 個/kg, 其次是檉柳, 這兩類植物的特點在于, 臨近根系附近存在較多枝條, 在漲落潮的過程中容易攔截水流中的漂浮物,并且被攔截的漂浮物不易發生再懸浮, 因此植被的分布可加速微塑料在河口濕地的沉積過程。

由于潮汐侵蝕, 泥沙沉降, 生物質沉積和生物挖掘活動等, 形成濱海濕地獨有的微地形條件, 例如平地、凸起及坑洼等(易雨君等, 2021a)。對鹽沼裸斑而言, 其地形的異質性較低, 表面相對平整, 起動剪應力較高, 而生長有鹽地堿蓬、檉柳和蘆葦的區域, 由于植物根系作用改變了局部水動力條件, 使得地形異質性提升, 為大量鹽沼底棲動物棲息地。越來越多的研究表明, 植被分布密集的生境往往具有更為豐富的微地形異質性, 然而對于微塑料這一類主要以漂浮和懸浮狀態存在的污染物而言, 植被的存在一方面使得這些污染物更易在這些區域發生沉降; 另一方面, 植被所攔截的不僅是微塑料顆粒, 更有許多大型塑料碎片, 這些塑料碎片在鹽沼裸灘的干濕交錯環境中更易于降解為微塑料。

水鳥, 例如大杓鷸、黑腹濱鷸和鳳頭麥雞等, 是監測黃河口濕地棲息地健康度的關鍵指標之一。然而,水鳥體型較小且為捕食者, 微塑料在其體內可能發生富集并產生較大危害(Weitzelet al, 2021)。據估計,在North Sea 海域目前平均每只水鳥體內約有26 片微塑料存在, 并且這個數目將持續上漲(Van Franekeret al, 2011)。而對黃河口三角洲中的鳥類而言, 其主要以潮間帶底棲動物、植物根莖和土壤線蟲為主要食物,而植被豐富的區域可為這些生物提供了良好的棲息環境, 鳥類在捕食過程中可偶然在土壤中攝入微塑料,因此植被的存在可能會顯著增加鳥類無意間攝入微塑料的風險, 進而也會對濕地生態系統產生危害。

3.3 黃河口保護區微塑料主要來源分析

大量研究表明, 沿海旅游休閑、商業捕魚、運輸和海洋工業都是可直接進入海洋環境的塑料來源(陳彪等, 2019), 并且經過長期降解后形成的次級微塑料可能具有更大的生態風險。航運曾經是海洋環境中塑料的主要來源, 在20 世紀90 年代初向海洋貢獻了約650 萬t 塑料。在一些潮灘上觀察到的海洋垃圾僅有小部分是因海岸和洋流中攜帶的材料擱淺而產生的,大部分來自于當地生活垃圾和旅游娛樂(熊飛等,2021)。纖維狀塑料單絲線和尼龍網, 通常具有中性浮力, 因此可以在海洋中隨深度變化漂浮, 常見于丟棄或丟失的漁具。在本文研究區中發現潮灘上有部分碎裂的漁具, 尺寸在5 000 μm 以上, 這些塑料在風化作用下成為了纖維狀微塑料的主要來源之一。

陸源微塑料主要來自于衣物洗滌用水、個人護理品、拋光劑及含微塑料成分的工業原料, 通過垃圾堆放和污水排放進入水環境, 并隨河流進入河口與近海區域。在對長江口水體微塑料的調查中發現, 漂浮狀態微塑料顆粒濃度可達(4 137.3±2 461.5) 個/m3,這些微塑料主要通過陸源輸入(Zhaoet al, 2014)。對于黃河三角洲鹽沼濕地而言, 由于地處自然保護區內, 同時附近無大型城市、垃圾傾倒點和排污口, 理論上無直接輸入潮灘的大型塑料和微塑料來源, 然而在潮間帶和潮上帶檢測到廣泛分布的微塑料, 并且在翅堿蓬生長的區域內部分樣點微塑料發生了聚集, 這些微塑料的成分大多為作為包裝材料和生活用品的PE、PET 和PVC 等, 而具有漁具特征的微塑料則相對較少, 且大多數與渤海海域發現的微塑料組分相似(Yuet al, 2016)。在本研究采樣過程中, 在高潮位附近發現尺寸較大的塑料廢棄物, 包括廢棄漁網、航標、發泡塑料塊等, 并且這些大型塑料主要集中分布在漲潮標志線附近, 這部分大型塑料的分解可能是區域內微塑料富集的來源之一。

一些在人口稀少區域開展的研究表明, 除來自于原位老化降解、機械破壞及水流搬運等多種來源外,微塑料可能通過大氣傳輸與沉降積累在水體中, 但受風力搬運作用較強的微塑料直徑大多較小, 且粒徑越小的微塑料越易隨風力遷移, 而直徑大于1 000 μm的微塑料顆粒, 通常難以通過風力進行長距離移動(Bullardet al, 2021)。本文研究的微塑料尺寸的檢測下限為64 μm, 由于潮灘地形較為平坦, 且塑料的密度多小于海水, 因此通過潮流搬運的微塑料很可能難以被截留在地表, 因此小于該尺寸的微塑料可能更多來自于風力搬運。參考針對渤海灣臨近海岸大氣沉降微塑料采樣的研究結果, 本研究每個樣方內約有3.21～13.90 個微塑料顆粒來源于大氣沉降(田媛等,2020)。可以預見的是, 由于塑料制品優良的耐久性和使用壽命, 其對于海洋系統的威脅必將長時間存在,在當前塑料廢棄物排放總量持續增長的條件下, 由于缺少對海灘塑料廢棄物有效的管理手段, 海陸間的反復輸運可能成為海洋中塑料碎片進一步降解為微塑料的重要途徑。

4 結論

選取黃河三角洲潮上帶和潮間帶鹽沼裸斑、翅堿蓬區、蘆葦區和潮溝區四種典型濕地生境類型布設樣點, 對黃河三角洲微塑料在不同生境類型的空間分布規律進行了研究, 結果表明:

(1) 黃河口三角洲潮灘微塑料的整體豐度范圍在7～147 個/kg, 其中翅堿蓬區是微塑料平均豐度最高的區域。整體而言, 在各材質中, 聚乙烯材質微塑料的檢出比例最大, 達29.53%; 而在各形狀中, 碎片狀微塑料占比最大, 達38.88%, 其次是顆粒狀微塑料, 占比37.09%, 二者比例接近, 為黃河口三角洲鹽沼濕地潮灘微塑料的主要形態。

(2) 本文研究區由于地處國家級自然保護區, 區域內人類活動較少, 僅在高潮線附近、翅堿蓬和蘆葦區的微塑料的分布較為密集, 且微塑料在這些區域的尺寸分布范圍明顯增大, 表明這些微塑料在隨潮流運動時被攔截在這些區域。經實地調研未見有塑料垃圾堆放及污水排放現象, 因此在潮間帶和潮上帶土壤中采集的微塑料可能更多來源于潮流上溯, 因此對于方式從海洋向陸地進行輸送是不可忽視的污染方式。

(3) 研究區微塑料整體豐度低于世界范圍內其他人類活動較頻繁的海岸線區域, 在各樣點中采集到PET、PVC 等主要來源于生活用品外殼和包裝袋的微塑料, 而周邊并無密集的人類生活聚居區, 因此這些微塑料很可能是由渤海內漂浮的微塑料通過潮流搬運至河口潮灘, 并最終沉積在潮間帶沉積物中。盡管微塑料對海洋生態系統的危害已經得到了較為廣泛的關注, 但是目前仍缺少針對微塑料管控的有效手段。