Bahaya Limbah Mikroplastik

 

Mikroplastik laut sebagai vektor polutan laut utama dan bahayanya bagi ekosistem laut dan manusia

 

RINGKASAN

Mikroplastik adalah potongan plastik kecil dengan panjang kurang dari lima milimeter yang dapat berbahaya bagi kehidupan laut dan perairan kita. Mikroplastik mencemari lingkungan air, tanah, udara, dan air tanah tidak hanya secara visual tetapi juga secara ekologi untuk tanaman, hewan, dan manusia. Mikroplastik telah dilaporkan bertindak sebagai vektor dengan menyortir polutan dan berkontribusi terhadap bioakumulasi polutan, terutama di ekosistem laut, organisme, dan jaring makanan berikutnya. Paparan mikroplastik yang tak terelakkan terhadap manusia menekankan kebutuhan untuk meninjau efek potensial, jalur paparan, dan toksisitas mikroplastik terhadap kesehatan manusia. Oleh karena itu, ulasan ini bertujuan untuk mengungkapkan risiko sorption dan bioakumulasi oleh mikroplastik terhadap manusia, serta jenis polutan yang dominan yang disorot oleh mikroplastik, dan jenis polutan yang terakumulasi bioplastik dalam organisme hidup ekosistem laut. Faktor-faktor yang mungkin mempengaruhi sorption dan bioakumulasi polutan oleh mikroplastik dalam ekosistem laut juga ditinjau. Tinjauan ini juga mengungkapkan jenis mikroplastik yang berlaku, kelimpahan mikroplastik, dan distribusi geografis mikroplastik di lingkungan air secara global. Tinjauan literatur mengungkapkan bahwa karakteristik mikroplastik, interaksi kimia, dan sifat air memainkan peran dalam sorpsi polutan oleh mikroplastik. Bukti mikroplastik yang berpose ancaman medis langsung kepada manusia masih kurang meskipun refensi substansial telah melaporkan bahaya kesehatan monomer, aditif, dan polutan yang terkait dengan mikroplastik. Tinjauan ini merekomendasikan penelitian di masa depan tentang kesenjangan pengetahuan yang ada dalam penelitian mikroplastik, yang meliputi toksisitas mikroplastik, terutama untuk manusia, serta faktor-faktor yang mempengaruhi sorpsi dan bioakumulasi polutan oleh mikroplastik.

 

PENGANTAR

Industri plastik dimulai pada tahun 1920-an dan berkembang pesat sejak tahun 1940-an. Pada tahun 2014, produksi plastik global mencapai 20 kali lipat dari tahun 1964 (Neufeld dkk, 2016). Secara global, produksi tahunan masing-masing sebesar 330 dan 360 juta metrik ton tercatat untuk tahun 2016 dan 2018 (PlasticsEurope 2917; PlasticsEurope 2019). Produksi plastik tahunan terus meningkat meskipun kesadaran akan polusi plastik meningkat dan upaya untuk mengurangi polusinya. Diperkirakan 275 juta metrik ton sampah plastik berbasis darat dari 192 negara pesisir mengakibatkan 4,8 hingga 12,7 juta metrik ton memasuki lautan pada tahun 2010 (Jambeck dkk. 2015). Selain itu, degradasi dan fragmentasi sampah plastik laut menyebabkan pembentukan mikroplastik sekunder yang berbahaya di lautan. Dalam hal limbah mikroplastik, dihasilkan 60 hingga 99 juta metrik ton pada tahun 2015 (Lebreton dan Andrady 2019). Dalam hal sampah nyasar saja, masing-masing sekitar enam dan tiga juta metrik ton makroplastik dan mikroplastik, hilang ke lingkungan pada tahun 2015 (Ryberg dkk. 2019). Polusi mikroplastik yang dilaporkan dalam literatur terutama mengacu pada keberadaan mikroplastik yang terlihat atau dapat diamati dalam sumber makanan, tingkat konsentrasi mikroplastik yang di atas signifikan dalam ekosistem, dan risiko mikroplastik terhadap lingkungan dan kesehatan masyarakat (Abbasi dkk. 2018 ; Akarsu dkk.2020; Alimi dkk. 2018). Kehadiran sebagian besar zat buatan manusia di lingkungan, meskipun tak terelakkan, membutuhkan perhatian kritis ketika kehadirannya yang berlebihan muncul sebagai polusi, dengan ancaman dan implikasi negatif. Untuk mengatasi masalah pencemaran mikroplastik, sangat penting untuk mengenali sumber, transportasi, degradasi, bak cuci, dan konsekuensi dari pencemaran mikroplastik.

 

Mikroplastik ada di mana-mana di lingkungan darat, air tawar, dan laut (Yu dkk. 2019a). Sumber mikroplastik meliputi instalasi pengolahan air limbah, tempat pembuangan sampah, irigasi, ladang pertanian, limbah industri, dan limpasan domestik (Conley dkk. 2019; Corradini dkk. 2019; Gündoğdu dkk. 2018; He dkk. 2019; Li dkk. 2018a; Rochman 2018 ; Steinmetz dkk. 2016). Mikroplastik dilepaskan dari deposisi atmosfer, sumber berbasis darat, pupuk, rumput buatan, transportasi jalan dan udara, tekstil, kegiatan pesisir dan pariwisata, penangkapan ikan komersial, kapal laut, akuakultur, dan rig minyak (Belzagui dkk. 2019; Gieré dkk. 2018 ; Kole dkk. 2017; Liu dkk. 2019b; Li dkk. 2018a; Weithmann dkk. 2018). Selanjutnya, mikroplastik terakumulasi di laut dalam, daerah kutub murni, lapisan es, organisme hidup, dan kontaminan seperti hidrokarbon aromatik polisiklik (PAH), logam berat, dan antibiotik (Obbard 2018; Woodall dkk. 2014; Yu dkk. 2018). Limbah mikroplastik selanjutnya terfragmentasi menjadi nanoplastik dan kemudian secara akumulatif tertelan oleh organisme hidup, memengaruhi proses makan, pencernaan, ekskresi, dan reproduksi mereka.

 

Untuk mengekang polusi mikroplastik, penting untuk mencapai pemahaman tidak hanya tentang sumber mikroplastik tetapi juga transportasi, degradasi, dan solusi yang mungkin untuk polusi mikroplastik. Proses transportasi dan distribusi mikroplastik yang kompleks meliputi dinamika lautan (yaitu pergeseran permukaan, pencampuran vertikal, beaching, settling, dan entrainment) dan karakteristik fisik mikroplastik (yaitu ukuran, bentuk, dan kepadatan) (Enders dkk. 2015; Guo dkk .2020; Kanhai dkk. 2018; Li dkk. 2020; Woodall dkk. 2014). Dinamika laut juga telah menyebabkan area konvergensi permukaan yang luas, secara alami mengakumulasi hingga 580.000 keping plastik per kilometer persegi, seperti tumpukan sampah di dekat Perpanjangan Kuroshio dan di Samudra Atlantik Utara bagian barat dan Laut Karibia (Howell dkk. 2012; Law dkk. 2010; Maximenko dkk. 2012; Yamashita dan Tanimura 2007). Agregat organik atau mikroorganisme, seperti diatom, dapat dengan cepat terakumulasi pada permukaan sampah plastik dan membentuk biofilm, yang kemudian meningkatkan densitas dan menyebabkan tenggelamnya mikroplastik densitas rendah yang mengambang atau tersuspensi, sehingga mendistribusikan kembali yang terakhir (Galgani dkk. 2015; Zhang 2017; Zhao dkk. 2018; Zhao dkk. 2017).

 

Selanjutnya, mikroplastik laut dapat tertelan dan masuk ke sistem biologis berbagai organisme mulai dari herbivora dan konsumen sekunder hingga predator tingkat trofik yang lebih tinggi, seperti mikroorganisme, plankton, invertebrata bentik, (Naidu dkk. 2018), ikan ( Savoca dkk. 2019), biota laut dalam (Courtene-Jones dkk. 2017), dan mamalia yang lebih besar (Barboza dkk. 2018a; Besseling dkk. 2015; Wang dkk. 2020b), menyebabkan neurotoksisitas dan genotoksisitas, serta mengurangi makan, filtrasi , kelangsungan hidup, dan kemampuan reproduksi (Zhang dkk. 2019a). Efek ini menurunkan kuantitas dan kualitas pasokan makanan bagi manusia dan organisme akuatik lainnya (Wong dkk, . 2020). Selain itu, ditemukan mikroorganisme termasuk patogen yang berasosiasi dengan mikroplastik (Brandon dkk. 2018; Syranidou dkk. 2017). Diantara kelompok bakteri yang terdeteksi pada mikroplastik adalah Bacillus sp. Paenibacillus sp., Actinobacteria, dan Firmicutes (Lwanga dkk. 2018; Park dan Kim 2019). Meskipun mikroplastik dapat bertahan di lingkungan dan menolak degradasi, beberapa bakteri terkait mikroplastik dapat mendegradasi mikroplastik (Alimi dkk. 2018; Kim dkk. 2017b; Sen dan Raut 2015; Yuan dkk. 2020). Konsorsium bakteri yang berbeda memiliki kemampuan degradasi mikroplastik yang berbeda tergantung pada jenis bakteri dan enzimnya (Tsiota dkk. 2018). Laporan juga menunjukkan bahwa bakteri yang tidak secara eksklusif berasosiasi dengan plastik telah menjajah mikroplastik, termasuk famili Rhodobacteraceae, Hyphomonadaceae, dan Sphingomonadaceae (Mata dkk. 2017; Moura dkk. 2018; Oberbeckmann dkk. 2018).

 

Penggunaan mikroba pendegradasi mikroplastik dapat meningkatkan biodegradasi mikroplastik laut yang telah mengalami pelapukan dan faktor fisikokimia eksternal (Oberbeckmann dan Labrenz 2020; Qi dkk. 2017). Meskipun mikroplastik sulit terurai, mikroplastik mendukung kolonisasi dan pertumbuhan mikroba (Rujnic-Sokele dan Pilipovic 2017). Pori-pori dan ketidakteraturan yang diamati pada permukaan mikroplastik, seperti polipropilena (PP), polietilen (PE), polietilen tereftalat (PET), polistirena (PS), dan asam polilaktat (PLA), menunjukkan adanya adhesi, kolonisasi, dan kerusakan oleh strain bakteri dan jamur yang terkait, misalnya Aspergillus flavus (Auta dkk. 2018; Kim dkk. 2017a; Mohan dkk. 2016; Paco dkk. 2017; Devi dkk. 2015; Uscategui dkk. 2016; Yoshida dkk. 2016). Selain itu, cacing dilaporkan dapat mendegradasi plastik (Yang dkk. 2015b). Meskipun mikroplastik dapat terurai secara bertahap, mikroplastik primer atau sekunder yang menua terus-menerus diubah secara struktural atau terfragmentasi melalui degradasi biologis, mekanis, atau kimiawi di lingkungan menjadi nanoplastik, yang selanjutnya meningkatkan bioavailabilitasnya untuk organisme hidup (Hernandez dkk. 2017; Liu dkk. 2019a ; Wang dkk. 2019a). Selain itu, mikroplastik merupakan vektor polutan berbahaya seperti polutan organik persisten (POP) dan logam berat, yang mampu mengangkut kontaminan ke ekosistem melalui rantai makanan (Kwon dkk. 2017; Wang dkk. 2020a; Zhang dkk. 2020a). Mikroplastik karenanya dapat meningkatkan bioavailabilitas polutan ke ekosistem dan organisme melalui penyerapan dan bioakumulasi (Guzzetti dkk. 2018; Horton dkk. 2017).

 

Strategi dan solusi mitigasi pencemaran mikroplastik meliputi pengendalian sumber, remediasi, pembersihan, keterlibatan regional, dan penelitian (Agamuthu dkk. 2019; Ma dkk. 2020b; Wu dkk. 2017). Misalnya, Uni Eropa telah melarang mikroplastik primer dan plastik sekali pakai serta mendorong pelepasan sampah laut yang terkontrol. Perserikatan Bangsa-Bangsa telah mengusulkan langkah-langkah individu yang dapat membantu meringankan polusi mikroplastik, seperti daur ulang dan pengendalian konsumsi (Barceló dan Picó 2020). Organisasi non-pemerintah dan otoritas internasional dan nasional, seperti Surfider Foundation Europe dan United Nations Environment Program Mediterranean Action Plan, juga terlibat dalam praktik atau penerapan sistem ekonomi sirkular, dan pengelolaan sampah pesisir dan laut (Agamuthu dkk. 2019; Camins dkk.2020). Upaya lain untuk mengurangi pencemaran mikroplastik juga mencakup penelitian tentang penerapan sistem pengolahan air dan degradasi mikroba atau biosintesis bahan sejenis plastik (Amelia dkk. 2019; Bolto and Xie 2019; Hu dkk. 2019; Ngo dkk. 2019; Raju dkk. 2018; Sun dkk. 2019; Talvitie dkk. 2017; Zhang dkk. 2020a; Zhang dan Chen 2020). Selain itu, penelitian mendasar tentang plastik tidak dapat diabaikan karena pemahaman mendalam tentang karakterisasi mikroplastik berdasarkan jenis dan morfologi polimernya diperlukan untuk mengidentifikasi jenis mikroplastik yang paling berbahaya bagi lingkungan.

 

Secara keseluruhan, pengelolaan sistematis dan penelitian inovatif untuk mengurangi bahan limbah plastik di sumbernya, menghilangkan mikroplastik di fasilitas pengolahan air limbah atau meningkatkan penggunaan bioplastik atau plastik yang mudah terurai, diperlukan untuk mengatasi masalah kontaminasi mikroplastik. Namun, peningkatan pemahaman masyarakat tentang tingkat keparahan dan dampak mikroplastik penting untuk mengurangi polusi mikroplastik.

 

Dengan meningkatnya jumlah literatur tentang kelimpahan dan distribusi mikroplastik di mana-mana secara global, perhatian penelitian telah dialihkan ke konsekuensi langsung dan tidak langsung dari mikroplastik. Oleh karena itu, tinjauan ini terutama difokuskan pada faktor-faktor yang mungkin mempengaruhi penyerapan polutan atau bioakumulasi oleh mikroplastik, risiko kesehatan mikroplastik terhadap manusia dan organisme hidup lainnya di ekosistem laut, serta kelimpahan dan distribusi mikroplastik.

 

TINJAUAN

Jenis, kelimpahan, dan distribusi mikroplastik

Mikroplastik dapat dikategorikan berdasarkan ukuran, morfologi, kepadatan, dan material aslinya. Mikroplastik didefinisikan sebagai bahan plastik dengan ukuran rata-rata kurang dari 5 mm. Fragmentasi plastik yang lebih besar di lingkungan disebabkan oleh degradasi kimia (misalnya fotolisis, hidrolisis, dan termal), mekanis (misalnya abrasi), dan biologis (misalnya bakteri dan jamur) (Andrady 2011; Ivleva dkk. 2017). Klasifikasi mikroplastik dibagi menjadi dua kategori, yaitu mikroplastik primer (yaitu mikroplastik yang diproduksi dalam partikel berukuran mikro seperti microbeads) dan mikroplastik sekunder (yaitu mikroplastik dari penguraian bahan plastik yang lebih besar) (Duis dan Coors 2016). Mikroplastik primer pada awalnya diproduksi sebagai mikroplastik yang biasanya diaplikasikan pada produk kosmetik, vektor obat, dan aplikasi teknik atau industri (Auta dkk. 2017). Sebaliknya, mikroplastik sekunder awalnya diproduksi sebagai plastik yang relatif besar yang terdegradasi dan terfragmentasi menjadi potongan-potongan kecil oleh interaksi pelapukan yang kompleks (Rocha-Santos dan Duarte 2015). Berdasarkan morfotipe atau jenis morfologinya, mikroplastik terdiri dari fiber, fragmen, film, pelet, manik-manik, dan styrofoam. Kelimpahan mikroplastik dalam suatu kolom air bergantung pada kerapatannya, dimana mikroplastik dengan kerapatan rendah seperti PE dan PP mengapung di dalam air, sedangkan mikroplastik dengan kerapatan tinggi cenderung tenggelam di dalam sedimen (Sul dan Costa 2014).

 

Serat

Berbagai penelitian secara umum mengungkapkan bahwa heterogenitas kelimpahan mikroplastik sebagian besar dipengaruhi oleh aktivitas manusia seperti pembuangan air limbah, pembuangan industri, budidaya laut, dan pemukiman. Misalnya, pekerjaan penelitian di muara Yangtze dan daerah pesisir Laut Cina Timur mengungkapkan serat sebagai morfotipe dominan yang dikumpulkan masing-masing hingga 79,1% dan 83,2% (Zhao dkk. 2014). Arus masuk dari sungai ke laut diyakini memainkan peran penting dalam memperkenalkan mikroplastik ke daerah muara dan pesisir. Aktivitas antropogenik seperti aktivitas berbasis lahan dan perikanan memicu kelimpahan mikroplastik.

 

Untuk Xiangshan Bay, China, sumber pencemaran mikroplastik didominasi oleh adanya kegiatan budidaya laut. Chen dkk. (2018) mengungkapkan lebih dari 50% mikroplastik jenis fiber berasal dari kegiatan budidaya laut. Sampel air laut dikumpulkan dengan jaring plankton yang melibatkan sembilan lokasi. Mikroplastik yang berasal dari PE, PP, dan PS terdeteksi selama masa penelitian. Di lokasi budidaya laut lainnya di Laut Maowei, Cina, diamati pola serupa dari mayoritas serat yang terbuat dari polimer PET, PP, dan PE (Zhu dkk. 2019). Aliran sungai di dekatnya meningkatkan kelimpahan mikroplastik di Laut Maowei.

 

Studi komprehensif dilakukan oleh Dai dkk. (2018) untuk memahami dampak intervensi manusia terhadap polusi mikroplastik di perairan Laut Bohai. Secara keseluruhan, 75% dari mikroplastik yang dikumpulkan oleh para peneliti berada di bawah morfotipe serat. Fraksi serat di lapisan permukaan lebih rendah daripada di tingkat yang lebih dalam dari kolom air. Pengumpulan sampel menggunakan ember stainless steel diyakini lebih mudah menangkap serat dibandingkan dengan metode lain seperti menggunakan jaring mantra atau pukat neuston. Di permukaan air Laut Kuning Utara, film dan serat merupakan morfotipe dominan yang dilaporkan oleh Zhu dkk. (2018b). Kelimpahan mikroplastik tergolong tinggi dengan nilai rata-rata 545 ± 282 butir/m3. PE diidentifikasi sebagai penyumbang utama komposisi mikroplastik di air permukaan. Arus pesisir Tiongkok dan arus pesisir Korea berspekulasi untuk memasukkan mikroplastik yang mengapung ke Laut Kuning Utara. Pembuangan limbah rumah tangga dan kegiatan penangkapan ikan merupakan sumber utama pencemaran plastik di daerah ini.

 

Penelitian kelimpahan dan distribusi mikroplastik selama ini difokuskan pada wilayah yang sangat dipengaruhi oleh aktivitas manusia, seperti ekosistem tertutup Teluk Jiaozhou, China. Morfotipe serat hitam atau biru merupakan ciri utama mikroplastik yang ditemukan pada sampel yang dikumpulkan. Poliamida (PA), polivinil asetat (PVA), PP, PE, dan PET adalah kelompok utama polimer yang ditemukan dalam penelitian ini. Muara sungai Haibo ditemukan memiliki masukan sungai yang kuat untuk meningkatkan aliran mikroplastik ke teluk. Selain itu, arus sisa dan mobilitas sedimen merupakan faktor lain yang berdampak signifikan terhadap distribusi dan komposisi mikroplastik (Zheng dkk. 2019).

 

Polusi mikroplastik juga diamati di wilayah barat Asia. Sebagai contoh, kelimpahan mikroplastik yang rendah tercatat di perairan laut Qatar dengan konsentrasi rata-rata 0,71 partikel/m³. Morfotipe serat dan granula terlihat sebagai tipe yang dominan dalam penelitian ini (Castillo dkk. 2016). Sumber pencemaran diduga berasal dari aktivitas antropogenik manusia, termasuk instalasi rig minyak dan operasi kapal. Di wilayah Arab, Aliabad dkk. (2019) melakukan studi tentang kelimpahan mikroplastik di Teluk Chabahar, Oman, yang melibatkan air permukaan dari tujuh stasiun terpilih. Warna primer mikroplastik yang dikumpulkan adalah putih, biru, dan merah. Konsentrasi kelimpahan mikroplastik yang rendah tercatat di daerah ini dengan serat sebagai morfotipe dominan, yang terdiri dari mikroplastik sekunder. Lebih dari 60% sampel yang dianalisis terdeteksi sebagai PE dan PP.

 

Di wilayah Laut Mediterania, studi pertama tentang kelimpahan mikroplastik dilaporkan oleh Kazour dkk. (2019), yang berfokus pada wilayah pesisir Lebanon, yaitu Cekungan Levantine. Daerah ini dikenal sebagai daerah tercemar dengan kelimpahan mikroplastik yang tinggi. Lebih dari 50% mikroplastik yang terdeteksi dalam sampel air adalah serat, dan PE adalah bahan yang paling melimpah. Di seberang Laut Mediterania, Akarsu dkk. (2020) memaparkan kelimpahan mikroplastik di Mersin Bay, Turki. Daerah penelitian dilaporkan menerima debit tinggi dari instalasi pengolahan air limbah. Oleh karena itu, jenis material fiber diharapkan dapat memberikan kontribusi mikroplastik yang cukup besar.

 

Benua Amerika dan Eropa juga mencatat kelimpahan mikroplastik yang bervariasi di kolom air. Misal seperti Sutton dkk. (2016) menemukan terjadinya mikroplastik di San Francisco Bay, CA, USA. Serat dominan pada sampel yang mengandung debit air limbah. Selanjutnya, kelimpahan mikroplastik rata-rata (4,5 partikel/m³) ditemukan di Tampa Bay, Florida, pada sampel air dan sedimen. Secara keseluruhan, 88% mikroplastik yang terdeteksi dalam sampel air adalah serat, diikuti oleh fragmen dan serpihan (McEachern dkk. 2019). Sumber mikroplastik yang masuk ke dalam ekosistem perairan diyakini berasal dari buangan pengolahan air limbah. Kelimpahan mikroplastik yang tinggi ditemukan di sekitar kawasan industri.

 

Studi tentang kelimpahan mikroplastik di perairan laut Swedia termasuk Skagerrak/Kattegat, Laut Baltik, dan Teluk Bothnia. Dua pendekatan berbeda, yaitu manta trawl dan in situ pump filtering, digunakan untuk mengumpulkan mikroplastik dari air laut. Metode penyaringan pompa mendeteksi konsentrasi mikroplastik yang lebih tinggi, 0,10 partikel/m3, dibandingkan dengan metode pukat hela manta, 0,04 partikel/m³. Serat merupakan morfotipe yang paling banyak ditemukan pada sampel air yang terdiri dari PE dan PP (Schönlau dkk. 2020). Penelitian ini hanya memperhitungkan serat yang lebih panjang dari 1 mm, dan yang transparan dikeluarkan. Sebagian besar serat sintetis yang ditemukan di semua sampel berwarna hitam atau biru, yang mungkin menyarankan tali sebagai kemungkinan sumber serat ini, karena warna ini sangat populer untuk tali dan alat tangkap di daerah yang diteliti.

 

Mikroplastik juga terdeteksi di perairan laut Afrika Selatan. Nel dan Froneman (2015) melaporkan konsentrasi mikroplastik kuantitatif di kolom air berkisar antara 257 hingga 1215 partikel/m³ dan proporsi morfotipe serat yang dominan. Sumber utama diyakini adalah limbah cair dari darat. Secara keseluruhan, mikroplastik yang biasanya ditemukan mencemari lingkungan umumnya berupa morfotipe serat atau fragmen (Gambar 1), bahan PE, atau PP, dan disumbangkan oleh aktivitas antropogenik, perkotaan, perikanan, atau kelautan. Warna yang dominan adalah biru dan hitam. Serat yang kusut atau tidak kusut, serta lurus atau melengkung.

Gambar 1. Contoh morfotipe mikroplastik yang ditemukan pada sampel air. a fragmen Biru, b serat transparan, c serat hitam, dan d serat biru

 

Di wilayah Oseania, kelimpahan mikroplastik yang rendah pada sampel air, sedimen, dan ikan tercatat di wilayah pesisir Suva, Republik Fiji (Ferreira dkk. 2020). Mikroplastik pada sampel air laut diperoleh dengan menggunakan circular tows planktonik. Mikroplastik pada sampel air Teluk Laucala, Pelabuhan Suva, dan vanua Navakavu kurang dari 0,24 butir/m³. MP dikategorikan sebagai serat (60,2% ± 6,9%) dan fragmen (26,9% ± 3,5%), sedangkan persentase terendah ditemukan pada film (9,4% ± 2,0%) dan microbeads (3,5% ± 1,7%). Analisis bahan mikroplastik mengungkapkan 15 jenis polimer, dengan PE, PP, lateks, dan nilon sebagai kontributor utama. Menariknya, penunjukan sumber pencemaran mikroplastik diyakini berasal dari aktivitas antropogenik meskipun kawasan lindung laut, vanua Navakavu, menjadi kawasan yang paling terpengaruh.

 

Fragmen

Analisis perairan Laut Bohai mengungkapkan bahwa polimer berdensitas rendah, seperti PP, PE, dan PS, umumnya ditemukan dari 11 stasiun, di mana jaring manta ditarik secara horizontal di permukaan selama 15  menit dengan kecepatan sekitar 1,5 hingga 2,0 knot untuk setiap transek (Tabel 1). Morfotipe yang paling melimpah adalah fragmen dalam karya ini, yang menyumbang 46% dari total plastik yang dikumpulkan. Sumber mikroplastik terkait dengan kegiatan penangkapan ikan dan budidaya laut di Laut Bohai (Zhang dkk. 2017).

 

Tabel 1 Heterogenitas kelimpahan anggota parlemen di berbagai wilayah di seluruh dunia

 

Pengamatan pertama di Laut Kuning mengungkapkan mikroplastik dengan kelimpahan rendah didominasi dengan morfotipe fragmen sebesar 42%. Polimer utama yang diidentifikasi menggunakan micro-Fourier-transform infrared spectroscopy (micro-FTIR) adalah PP dan PE, masing-masing sebesar 55,93% dan 32,20% dari total mikroplastik. Konsentrasi tinggi diamati dekat dengan kota-kota pesisir, sehingga mengindikasikan bahwa arus pesisir Laut Kuning memainkan peran penting dalam distribusi mikroplastik (Sun dkk. 2018).

 

Heterogenitas mikroplastik juga ditemukan di perairan laut Malaysia. Karya penelitian oleh Khalik dkk. (2018) menjelaskan dua wilayah geologis dengan aktivitas manusia yang berbeda, yang menunjukkan pola kelimpahan mikroplastik yang bertentangan. Wilayah pertama terletak di Kuantan, Malaysia, merupakan pelabuhan, sedangkan lokasi kedua terletak di Kuala Nerus, Terengganu, merupakan wilayah non-perkotaan. Kuala Nerus berfokus pada perikanan komersial dan pariwisata, sedangkan pelabuhan Kuantan adalah salah satu pelabuhan multi-kargo utama di Malaysia. Kuala Nerus memiliki kelimpahan mikroplastik yang lebih tinggi, 0,13–0,69 lembar/L, dibandingkan pelabuhan Kuantan dengan 0,14–0,15 lembar/L. Kelimpahan mikroplastik yang seragam diyakini disebabkan oleh sistem tertutup, seperti pelabuhan, yang membatasi intrusi polutan plastik dari laut lepas. Enam polimer diidentifikasi dari kedua lokasi, yaitu PET, PS, PA, PVC, PP, dan PE.

 

Saliu dkk. (2018) membuktikan adanya mikroplastik di Atol Faafu, Maladewa. Air laut permukaan diambil menggunakan jaring neuston yang melibatkan 12 lokasi. Daerah ini memiliki kepadatan penduduk yang rendah dan arus masuk dari kegiatan pariwisata. Namun rata-rata kelimpahan mikroplastik di perairan Atol Faafu adalah 0,32 ± 0,15 partikel/m3. Mikroplastik dari morfotipe fragmen yang ditemukan dalam fraksi tinggi berkontribusi hingga 52% dari total partikel dalam analisis.

 

Selain itu, Savoca dkk. (2019) membahas tentang terjadinya mikroplastik di perairan Tyrrhenian, Laut Mediterania. Pengambilan sampel air dilakukan dengan menggunakan jaring Bongo dengan diameter 60 cm. Mikroplastik yang ditemukan di perairan didominasi oleh jenis fragmen dan berasal dari bahan polyvinyl chloride (PVC) dan low-density polyethylene (LDPE). Warna biru pada pecahan plastik merupakan warna yang paling dominan yaitu mencapai 56,25%. Di Asia Selatan, kelimpahan mikroplastik bervariasi antar negara. Pekerjaan pendahuluan dilakukan di Sri Lanka Selatan oleh Koongolla dkk. (2018) mengungkapkan bahwa 70% sampel air yang terkumpul mengandung mikroplastik. Morfotipe fragmen dominan, dan komposisi mikroplastik sebagian besar disumbangkan oleh PE dan PP. Negara-negara dengan ekonomi berbasis pariwisata, seperti Maladewa, juga mengalami polusi mikroplastik di kolom air.

 

Di perairan laut Spanyol, Ruiz-Orejón dkk. (2018) melaporkan terjadinya mikroplastik di perairan pesisir Kepulauan Balearic. Sampel air diambil dengan menggunakan jaring trawl mantra. Lebih dari 90% bahan plastik yang dikumpulkan teridentifikasi sebagai morfotipe fragmen dengan kisaran ukuran dominan 0,5 hingga 1,3 mm. Plastik dengan ukuran mikro menunjukkan prevalensi yang lebih kuat dibandingkan dengan ukuran meso dan makro. Kepadatan mikroplastik yang tinggi tercatat di kolom air, dekat dengan garis pantai, terutama pada 10 km pertama. Perairan laut Italia juga mengalami pencemaran mikroplastik seperti dilansir Baini dkk. (2018) di perairan pesisir Tuscan. Sampel permukaan dikumpulkan menggunakan pukat manta, melibatkan empat transek yang terletak di sepanjang pantai Tuscan. Kelimpahan mikroplastik rata-rata rendah, 0,26 item/m³, dengan PE dan PP teridentifikasi sebagai sumber utama mikroplastik di daerah ini. Fragmen adalah jenis yang paling umum (62%) ditemukan dalam sampel air, diikuti oleh filamen (29%); kelimpahan tertinggi adalah partikel berukuran < 1 mm (52%).

 

Untuk kawasan Afrika, kelimpahan mikroplastik juga dilaporkan di berbagai lokasi. Misalnya, kelimpahan mikroplastik dipelajari di King Harbour, Jamaika. Pengambilan sampel dilakukan dengan menggunakan jaring trawl mantra. Konsentrasi mikroplastik bervariasi dari 0 hingga 5,73 partikel/m3. Morfotipe fragmen paling banyak ditemukan dari sampel yang dikumpulkan dengan ukuran mulai dari 1 hingga 2,5 mm. Mikroplastik juga dicirikan oleh berbagai macam warna, sebagian besar transparan, mencapai 35%. Analisis FTIR menunjukkan komposisi PE dan PP untuk morfotipe fragmen (Rose dan Webber 2019).

 

Saeed dkk. (2020) melakukan survei pertama untuk memahami keberadaan mikroplastik di perairan laut Kuwait. Temuan mereka mengungkapkan kelimpahan mikroplastik yang lebih rendah dalam sampel air daripada matriks lain seperti sedimen dan ikan. Jaring Neuston digunakan untuk menjebak mikroplastik dari sampel air laut. Secara keseluruhan, 37 mikroplastik ditemukan hanya di 15 stasiun dari 44 stasiun pengambilan sampel, di mana setiap pukat berjarak sekitar 1 km. Polimer PP dan PE diidentifikasi menggunakan spektroskopi Raman. Enam dari mikroplastik digambarkan sebagai morfotipe fragmen, sedangkan sisanya diberi label sebagai morfotipe filamen.

 

Tipe yang lain

Di kawasan Laut China Selatan, para peneliti melaporkan kelimpahan mikroplastik di sampel air Pulau Nansha, China. Konsentrasi mikroplastik tinggi, yang dianalisa dari 15 sampel air yaitu 1733 butir/m³. Microbead dilaporkan sebagai morfotipe dominan dan menyumbang 76,5% dari semua mikroplastik yang terdeteksi (Nie dkk. 2019). Namun di perairan laut Hong Kong, Tsang dkk. (2017) menemukan kepadatan mikroplastik yang relatif rendah, seperti PP dan PE. Morfotipe pelet diidentifikasi sebagai fraksi utama dari mikroplastik, terhitung 96,8%. Pembuangan dari sungai terdekat, Pearl River atau limbah yang tidak diolah, limpasan badai, dan aktivitas berbasis lahan lainnya diyakini berkontribusi sebagai sumber polusi plastik.

 

Di Asia Tenggara, tren serupa dilaporkan banyak peneliti, misalnya kelimpahan mikroplastik di pantai utara Surabaya. Konsentrasi mikroplastik berkisar antara 0,38 hingga 0,61 item/L, di tiga wilayah terpilih yaitu kawasan Teluk Lamong, Pantai Kenjeran, dan pesisir Wonorejo. Kontribusi yang tinggi berasal dari kedekatannya dengan pemukiman manusia dan aktivitas pelayaran. Jenis busa dilaporkan sebagai morfotipe dominan, yang menyumbang 58,4% dari semua mikroplastik yang terdeteksi. Tujuh polimer diidentifikasi dari lokasi yang dikaji, dan polistiren adalah yang paling sering terdeteksi dalam sampel (Cordova dkk. 2019).

 

Penyerapan polutan mikroplastik dan faktor-faktornya

Dengan tingkat keparahan polusi mikroplastik secara global, setidaknya 80 negara memiliki publikasi tentang polutan penyerap mikroplastik, di antaranya negara-negara besar adalah China, Amerika Serikat, Inggris, Italia, dan Korea Selatan (Yu dkk. 2019a). Penelitian tentang serapan mikroplastik semakin meningkat karena mikroplastik mendapat perhatian sebagai vektor atau pembawa kontaminan berbahaya, seperti POP dan logam berat (Brennecke dkk. 2016; Kwon dkk. 2017).

 

Baru-baru ini, di bidang mikroplastik, istilah 'menyerap' dan 'menyerap' telah digunakan selain 'menyerap' yang lebih umum digunakan untuk secara jelas berarti adsorpsi, penyerapan, baik adsorpsi maupun penyerapan, atau salah satu dari dua situasi sebelumnya. (Huffer dkk. 2018; Katsnelson 2015; Munier dan Bendell 2018; Xia dkk. 2020). Menurut Dictionary.com dan Oxford University Press, 'sorb' didefinisikan sebagai 'berkumpul di permukaan baik dengan penyerapan, atau adsorpsi, atau kombinasi dari dua proses' ("Sorb" 2020). Istilah 'menyerap' dan 'menyerap' didefinisikan sebagai 'memegang molekul sebagai film tipis di permukaan luar atau di permukaan dalam di dalam bahan' dan 'mengambil atau menyerap zat dengan tindakan kimia atau fisik', masing-masing (“Adsorpsi ” 2020; “Menyerap” 2020). Dalam publikasi terbaru di bidang mikroplastik, 'adsorb' dan 'absorb' masing-masing disebut sebagai 'diserap ke permukaan mikroplastik' dan 'diserap ke dalam fase curah mikroplastik' (Endo dkk. 2008; Huffer dkk. 2018 ; Katsnelson 2015).

 

Perbedaan adsorpsi permukaan dan penyerapan massal dapat memberikan wawasan baru di balik mekanisme penyerapan polutan oleh mikroplastik, perilaku kompleks mikroplastik-polutan, atau kapasitas vektor lengkap dari berbagai jenis mikroplastik (Huffer dkk. 2018; Katsnelson 2015). Misalnya, zat tertentu seperti mineral dan geosorben karbon kaku (arang dan jelaga) cenderung menyerap senyawa, sedangkan kontaminan organik cenderung menyerap ke dalam bahan organik (Endo dkk. 2008).

 

Meskipun degradasi biologis atau mekanis mikroplastik dapat menyebabkan fragmentasi, peningkatan luas permukaan, peningkatan bioavailabilitas, dan selanjutnya, penyerapan polutan, degradasi kimia lain dan sinar ultraviolet (UV) juga dapat mengubah gugus fungsi dan sifat kimia mikroplastik lainnya, dan karenanya, secara langsung memperparah penyerapan polutan oleh mikroplastik (Göpferich 1995; Hernandez dkk. 2017; Horton dkk. 2016; Jun dkk. 2014; Liu dkk. 2019a; Ter dkk. 2016; Wang dkk. 2019a). Mikroplastik dapat menyerap kontaminan lingkungan yang meliputi polutan organik hidrofobik (yaitu PAH, polychlorinated biphenyl [PCB]), polutan organik hidrofilik (yaitu asam perfluoroalkyl [PFAA]), obat-obatan, dan logam (Tabel 2). Faktor-faktor yang diketahui mempengaruhi kapasitas penyerapan polutan mikroplastik adalah warna, densitas, umur, dan sifat kimia mikroplastik, jenis polutan, keberadaan biofilm, dan kondisi lingkungan seperti bahan organik terlarut, pH, dan salinitas (Fisner dkk. 2017; Frias dkk. 2013; Fries dan Zarfl 2012; Wang dkk. 2015).

 

Tabel 2 Jenis polutan yang dibawa oleh berbagai jenis mikroplastik

 

Sifat fisik mikroplastik sebagai faktor

Sifat fisik dan kimia mikroplastik terbukti mempengaruhi kapasitas penyerapan polutannya (Fisner dkk. 2017; Fries and Zarfl 2012; Huffer dkk. 2018; Llorca dkk. 2018; Ma dkk. 2020a). Telah dilaporkan bahwa mikroplastik dengan warna yang lebih terang mengandung PAH dengan berat molekul yang lebih rendah dan konsentrasi PAH atau PCB yang lebih rendah daripada mikroplastik yang berwarna lebih gelap (Antunes dkk. 2013; Fisner dkk. 2017). Hipotesis hubungan antara warna dan komposisi kimia terhadap serapan mikroplastik dapat mendorong penelitian alternatif pigmen warna yang ramah lingkungan (Ma dkk. 2020a). Selain itu, mikroplastik dengan kepadatan lebih tinggi dilaporkan mengandung konsentrasi PAH, PCB, dan fenantren yang lebih rendah (Fries dan Zarfl 2012; Karapanagioti dan Klontza 2008; Mato dkk. 2001).

 

Penuaan mikroplastik tidak dapat diabaikan karena mikroplastik yang lapuk tidak hanya meningkatkan luas permukaan tetapi juga menghasilkan gugus oksigen, porositas, kekasaran, muatan, dan polaritas (Fotopoulou dan Karapanagioti 2012). Ikatan hidrogen yang terbentuk di antara gugus fungsi mikroplastik tua yang mengandung oksigen dapat secara substansial meningkatkan kapasitas penyerapan (Huffer dkk. 2018; Liu dkk. 2018). Dalam sebuah percobaan oleh Kedzierski dkk. dengan paparan jangka panjang 502 hari, Ni dan Cu ditemukan pada PVC. Si, Al, Fe, dan Mg ditemukan pada polybutylene adipate terephthalate (PBAT) setelah 1 tahun, sementara tidak ada perubahan yang diamati untuk PET selama seluruh periode (Kedzierski dkk. 2018). Selain itu, efek penuaan mikroplastik pada kapasitas penyerapan polutan bervariasi dalam beberapa laporan sebelumnya. Menurut Ma dkk. mikroplastik yang lapuk atau tua dilaporkan memiliki kapasitas penyerapan polutan yang lebih sedikit (Ma dkk. 2020a). Namun, mikroplastik tua juga dilaporkan menunjukkan kapasitas penyerapan polutan yang lebih tinggi daripada mikroplastik murni (Huffer dkk. 2018; Liu dkk. 2018; Yu dkk. 2019a).

 

Warna, kerapatan, dan morfologi permukaan atau pelapukan atau mikroplastik berperan secara sinergis dalam memengaruhi kemampuan penyerapan partikel mikroplastik, dan urutan faktor yang disebutkan tidak mencerminkan pentingnya satu faktor di atas yang lain. Temuan campuran dari literatur sebelumnya menunjukkan bahwa efek penuaan mikroplastik pada kapasitas penyerapan polutan bergantung pada jenis polutan atau mikroplastik, dan perubahan bertahap dalam ikatan, gaya, atau interaksi kimianya dari waktu ke waktu.

 

Sifat kimia mikroplastik sebagai faktor

Selain sifat fisik, sifat kimia mikroplastik dan polutan, seperti komposisi, metode sintesis, kristalinitas, stabilitas, polaritas, gugus fungsi, dan ikatan kimia, juga mempengaruhi kapasitas penyerapan mikroplastik (Li dkk. 2018b; Llorca dkk. 2018; Wang dkk. 2015). Struktur kimia dengan luas permukaan atau porositas yang besar dapat menyebabkan kapasitas penyerapan yang lebih tinggi. Misalnya, kapasitas penyerapan PE adalah yang tertinggi, tetapi tingkat penyerapan PET adalah yang tertinggi. Luas permukaan pembentuk yang lebih besar, celah yang lebih besar antara rantai polimer, dan volume bebas menyebabkan kapasitas penyerapan dan difusi polutan menjadi PE yang relatif lebih tinggi (Karapanagioti dan Klontza 2008; Rochman dkk. 2013a; Teuten dkk. 2007). Sebaliknya, tingkat penyerapan yang lebih cepat pada PET dapat dikaitkan dengan luas permukaannya yang lebih kecil dan struktur polimer kaca, yang tidak memfasilitasi difusi ke dalam material dibandingkan dengan PE yang menyerap lebih banyak polutan ke dalam celah struktural dalam polimer (Pascall dkk. 2005; Teuten dkk. 2007).

 

Afinitas polutan dengan mikroplastik bervariasi karena bergantung pada interaksi kimia, termasuk interaksi elektrostatik, gaya van der Waals, interaksi hidrofobik, interaksi π–π, atau ikatan hidrogen (Ma dkk. 2020a) (Gambar 2). Misalnya, ikatan hidrogen antara PA dan antibiotik menyebabkan afinitas yang kuat karena adanya gugus amida (Li dkk. 2018b). Dalam contoh lain, antara polistiren yang difungsikan karboksil (PS–COOH) dan polistirena yang dimodifikasi amina (PS–NH2) dengan muatan permukaan yang berbeda, yang terakhir menyebabkan apoptosis embrio, kematian sel, stres oksidatif, dan gangguan membran sel pada embrio hewan laut bulu babi Paracentrotus lividus (Vega dan Epel 2004).

 

Gambar 2

 

POP hidrofobik saat ini termasuk polutan terkait mikroplastik yang paling banyak diteliti karena afinitasnya yang tinggi dan serapan yang didorong hidrofobik dengan mikroplastik (Liu dkk. 2019d; Rios dkk. 2007). Polutan organik hidrofobik meliputi PCB, PAH, dan bahan kimia pengganggu endokrin (EDC) lainnya atau turunan benzena (Ma dkk. 2017; Ma dkk. 2018; Velzeboer dkk. 2014). Misalnya, interaksi yang kuat antara PAH organik mikroplastik dan hidrofobik di lingkungan perairan telah dilaporkan di mana-mana (Tan dkk. 2019). Dalam hal kristalinitas, polutan organik hidrofobik biasanya menyukai struktur amorf hingga kristal, karena kontaminan organik memiliki afinitas yang lebih tinggi untuk plastik karet daripada plastik kaca (Guo dkk. 2012; Rochman dkk. 2013a; Wu dkk. 2001).

 

POP hidrofilik, diwakili oleh perfluorooctanesulfonate (PFOS) dan perfluorooctanesulfonamide (PFOSA), berinteraksi secara dominan dengan mikroplastik melalui partisi daripada gaya elektrostatik dan hidrofobisitas. PFOS terutama anionik, sedangkan PFOSA non-ionik karena gugus fungsi sulfonamida; PE dengan demikian lebih tertarik pada PFOSA karena adanya gugus fungsi (Wang dkk. 2015). Selain itu, mikroplastik PE, PS, PP, PA, dan PVC ditemukan menyerap antibiotik hidrofilik, seperti trimethoprim (TMP), ciprofloxacin hydrochloride (CIP HCl), tetrasiklin (TC), amoksisilin (AMX), dan sulfadiazin (SDZ) ( Li dkk. 2018b; Shen dkk. 2018).

 

Berbagai jenis mikroplastik memiliki penyerapan dan afinitas polutan yang bervariasi karena strukturnya yang berbeda menghasilkan interaksi kimia yang berbeda, seperti hidrofobisitas atau hidrofilisitas. Misalnya, PFOSA non-polar lebih tertarik ke PE non-polar melalui interaksi hidrofobik tetapi kurang tertarik ke PS yang mengandung benzena yang disebabkan oleh penurunan volume bebas, halangan sterik, dan rotasi ikatan (Wang dkk. 2015). Namun, Yu dkk. melaporkan bahwa PS dapat menghasilkan interaksi planaritas, hidrofobik, dan π–π, sedangkan PE hanya dapat menghasilkan interaksi van der Waals (Yu dkk. 2019b). Kontradiksi juga dilaporkan mengenai jenis plastik sebagai faktor serapan, di mana tidak ada perbedaan serapan PAH yang diamati pada PP dan PE (Fisner dkk. 2017). Investigasi mendalam diperlukan untuk menemukan tren tambahan dan asosiasi sifat fisik atau kimia yang bertanggung jawab atas kapasitas penyerapan mikroplastik dengan polutan tertentu.

 

Selanjutnya, interaksi hidrofobik yang lebih kuat menyebabkan mikroplastik menarik turunan benzena daripada benzena tunggal (Huffer dan Hofmann 2016). Mikroplastik PVC dilaporkan menarik lima analog bisfenol melalui interaksi hidrofobik, π–π, hidrogen kovalen, dan halogen. Gaya elektrostatik ada tetapi relatif lebih mudah dipengaruhi oleh faktor lingkungan eksternal (Wu dkk. 2016). Sebaliknya, PCB dilaporkan menyerap lebih banyak ke PE (koefisien difusi dan partisi serapan tertinggi) daripada PS dan PVC. Namun, kapasitas sorpsi dengan PVC berkurang pada kongener terklorinasi yang lebih tinggi karena densitas kohesif dan volume molar PCB meningkat (Pascall dkk. 2005).

 

Selain itu, afinitas atau kapasitas penyerapan mikroplastik dan logam tidak terkait secara temporal maupun spasial (Yu dkk. 2019b). High-density polyethylene (HDPE) dilaporkan memiliki afinitas yang relatif lebih rendah terhadap logam dibandingkan PET, PVC, LDPE, dan PP (Rochman dkk. 2013a). Penyerapan antara logam dan mikroplastik murni atau terdampar cepat dan signifikan. Virgin PE, yang menunjukkan afinitas kurang, memiliki permukaan bermuatan atau polar, kontaminan bermuatan atau aditif, dan interaksi nonspesifik antara kompleks organik logam dan permukaan hidrofobik (Holmes dkk. 2012). PE terdampar atau berumur, yang menunjukkan afinitas lebih tinggi terhadap logam berat, tidak hanya mengandung presipitasi kimiawi dan gugus yang mengandung oksigen tetapi juga biofilm, yang dapat berkontribusi pada koefisien partisi yang relatif tinggi (Brennecke dkk. 2016; Mato dkk. 2001; Turner dan Holmes 2015). Secara keseluruhan, karena daya tarik polutan yang berbeda ke masing-masing plastik bergantung pada kondisi lingkungan yang selalu berubah dan sifat fisikokimia kedua zat tersebut, kesulitan untuk memilih jenis plastik 'terbaik' kemungkinan dapat mendorong perhatian penelitian di masa depan pada pengembangan suatu bahan inert.

 

Sifat air sebagai faktor

Kondisi lingkungan dan sifat air, seperti bahan organik terlarut, pH, dan salinitas, telah dilaporkan mempengaruhi kapasitas penyerapan polutan mikroplastik. Peran bahan organik terlarut dan partikulat dalam serapan mikroplastik perlu mendapat perhatian, karena dapat mengubah kapasitas serapan in situ dan distribusi mikroplastik laut (Besseling dkk. 2016; Koelmans dkk. 2009; Lambert dkk. 2013). Menurut Wu dkk. bahan organik terlarut dapat mempengaruhi proses penyerapan dengan (1) berinteraksi dengan polutan melalui kompleksasi atau interaksi hidrofobik, (2) kompetisi dengan sorben lain, dan (3) interaksi selanjutnya dengan polutan setelah penyerapan ke sorben lain (Wu dkk. 2016). Bahan organik terlarut mengurangi kapasitas penyerapan PE untuk tiga produk farmasi dan perawatan pribadi (PPCP), yaitu triclosan (TCS), 17α-ethinyl estradiol (EE2), dan 4-methylbenzylidene camphor (4MBC), karena afinitas yang lebih tinggi antara obat-obatan dan bahan organik terlarut. Namun, bahan organik terlarut tidak mengurangi penyerapan mikroplastik PE untuk karbamazepin (CBZ) (Wu dkk. 2016).

 

Menyelidiki dampak pH terhadap penyerapan mikroplastik penting dilakukan, karena ekosistem laut telah mengalami pengasaman. Seperti dilansir Guo dkk. kapasitas penyerapan PS dan PVC untuk antibiotik tylosin (TYL) meningkat seiring penurunan pH, karena proporsi TYL+ lebih besar, sedangkan kapasitas penyerapan PP dan PE memiliki perubahan minimal (Guo dkk. 2018). Penyerapan PS dan PE untuk PFOS juga meningkat seiring penurunan pH, yang memprotonasi permukaan mikroplastik dan menghasilkan lebih banyak PFOS anionik. Selain itu, permukaan PE lebih mudah terprotonasi daripada permukaan PS (Wang dkk. 2015). Namun, ketika pH menurun, kapasitas penyerapan HDPE untuk Pb, Ni, Co, dan Cd menurun, sedangkan untuk Cr dan Cu, kapasitas penyerapan meningkat dan tetap konstan (Holmes dkk. 2012; Holmes dkk. 2014). Secara keseluruhan, meskipun pH air di sekitarnya telah terbukti mempengaruhi penyerapan polutan oleh mikroplastik, seperti melalui protonasi (Guo dkk. 2018), literatur mengenai dampak pH terhadap penyerapan polutan oleh mikroplastik menunjukkan kebutuhan untuk perbandingan yang lebih luas. atau pendekatan statistik untuk mendapatkan wawasan tentang pola asosiatif pH dengan mikroplastik dan polutan.

 

Salinitas memiliki efek positif dan negatif pada perilaku penyerapan. Peningkatan salinitas telah dilaporkan meningkatkan kapasitas penyerapan (Velzeboer dkk. 2014; Wang dkk. 2015), seperti peningkatan PCB atau minyak pelumas pada PE dan PS (Hu dkk. 2017; Zhan dkk. 2016). Namun, peningkatan salinitas dilaporkan menurunkan kapasitas penyerapan, yaitu di dichlorodiphenyltrichloroethane (DDT) dan ciprofloxacin karena kompetisi untuk situs penyerapan (Bakir dkk. 2014; Li dkk. 2018b; Liu dkk. 2018). Selain itu, pengaruh salinitas tidak terlihat jelas untuk fenantrena (Bakir dkk. 2014). Meskipun demikian, pola tetap tidak ada dalam hal efek salinitas terhadap penyerapan logam oleh mikroplastik. Peningkatan salinitas mengurangi kapasitas penyerapan Cd, Co, dan Ni sementara meningkatkan Cr, tetapi menariknya menjaga agar Cu dan Pb tetap konstan. Jelas dari literatur bahwa salinitas mempengaruhi kapasitas penyerapan dengan terutama mengganggu ion bebas dan kompetisi untuk situs penyerapan (Holmes dkk. 2014).

 

Singkatnya, tinjauan literatur menunjukkan bahwa interaksi kimia dapat menjadi faktor signifikan penyerapan polutan oleh mikroplastik, karena ikatan kimia pada mikroplastik tidak hanya terkait dengan sifat fisik polimer (yaitu bahan, warna, dan usia) tetapi juga sifat-sifat media sekitarnya (yaitu pH dan salinitas). Dengan kata lain, gaya dasar yang memungkinkan sifat fisik mikroplastik dan media sekitarnya mempengaruhi daya serapnya adalah ikatan kimia.

 

Misalnya, pengaruh usia mikroplastik dan bahan terhadap kapasitas penyerapan polutan pada akhirnya masih karena perbedaan gugus fungsi permukaan, polaritas, atau kekuatan kimia seperti hidrofobisitas dari waktu ke waktu atau di berbagai jenis polutan (Huffer dan Hofmann 2016). ; Liu dkk. 2018). Penelitian ke arah menyelidiki interaksi kimia antara mikroplastik, polutan, dan lingkungan dapat mengungkapkan faktor tidak langsung baru penyerapan polutan oleh mikroplastik.

 

Bahaya mikroplastik bagi ekosistem laut dan organismenya

Dampak sampah plastik besar yang diketahui secara luas adalah hilangnya kesan estetis, terganggunya pariwisata dan ekonomi terkait kelautan (misalnya budidaya, produksi energi, penangkapan dan pengiriman ikan), serta kematian dan cedera satwa laut (Lusher dkk. 2015). Sebaliknya, meskipun makroplastik dan mikroplastik juga dapat mengangkut patogen dan melepaskan plasticizer atau aditif, mikroplastik dapat menyerap dan mendesorbsi dan, karenanya, secara kuantitatif mengakumulasi polutan yang lebih beracun karena rasio luas permukaan dan volume mikroplastik yang lebih besar (Avio dkk .2017; Zettler dkk. 2013; Teuten dkk. 2009).

 

Keberadaan mikroplastik telah ditemukan pada usus invertebrata bentik (Naidu dkk. 2018; Nakki dkk. 2017), ikan (Savoca dkk. 2019), biota laut dalam (Courtene-Jones dkk. 2017), dan mamalia besar (Besseling dkk. 2015) dari tingkat trofik yang berbeda. Mikroplastik yang tertelan ditransfer ke seluruh jaring makanan, mendorong meningkatnya kekhawatiran tentang ancaman terhadap biota air (Betts 2008; Wright dkk. 2013a). Mikroplastik dapat terakumulasi dan menimbulkan bahaya pada ekosistem dan organisme laut (Guzzetti dkk. 2018; Horton dkk. 2017). Sebelum memahami ancaman mikroplastik terhadap organisme laut, penting bagi kita untuk memahami faktor-faktor yang mempengaruhi ketersediaan hayati mikroplastik, karena secara tidak langsung mempengaruhi tingkat bahaya yang dihadapi organisme. Faktor bioavailabilitas mikroplastik terhadap organisme adalah ukuran, warna, kepadatan, morfologi, dan mobilitas mikroplastik, serta spesies, morfologi, dan fisiologi organisme (mis. Boerger dkk. 2010; Cheung dkk. 2018; Kokalj dkk. 2018; Ory dkk. 2017; Peters dkk. 2017).

 

Selain itu, karena setiap jenis organisme mengkonsumsi mikroplastik secara berbeda karena fisiologi dan morfologi organisme masing-masing, organisme model representatif yang dipilih dalam studi toksikologi mikroplastik harus secara khusus didasarkan pada tujuan penelitian (Ma dkk. 2020a). Meskipun demikian, penelitian yang ada telah mengkonfirmasi secara akumulatif bahwa jenis organisme dan sifat fisikokimia mikroplastik memengaruhi bioavailabilitas mikroplastik bagi organisme, dengan mengubah distribusi dan ketersediaan mikroplastik sebagai makanan bagi organisme, yang memengaruhi bahaya atau tingkat bahaya terkait mikroplastik. kerusakan yang dihadapi oleh spesies yang berbeda (Setala dkk. 2016).

 

Mikroplastik menimbulkan bahaya bagi ekosistem dan organisme laut melalui beberapa pendekatan. Dalam ekosistem laut yang khas, mikroplastik bertindak sebagai reservoir atau vektor, sehingga mengakumulasi kontaminan kimia, mengangkutnya dalam jarak jauh, dan menyebabkan bioavailabilitas polutan yang tinggi terhadap organisme saat dikonsumsi (Avio dkk. 2017; Brennecke dkk. 2016; Caruso 2019 ; Liao dan Yang 2020) (Gambar 3). Mikroplastik dengan sendirinya tanpa polutan juga menimbulkan berbagai bahaya tidak langsung dan langsung bagi beragam organisme, yang meliputi translokasi, stres fisiologis, anggaran energi, metabolisme abnormal, respon imun, perubahan perilaku, fekunditas, inefisiensi egestion, kerusakan usus parah, dan kematian (Besseling dkk. 2015; Betts 2008; Courtene-Jones dkk. 2017; Gambardella dkk. 2017; Greven dkk. 2016; Jeong dkk. 2016; Jovanovic 2017; Lei dkk. 2018; Leroueil dkk. 2008; Naidu dkk. 2018; Nakki dkk. 2017; Prokic dkk. 2019; Savoca dkk. 2019; Setala dkk. 2014; Song dkk. 2014; Vajargah dkk. 2018; Vajargah dkk. 2019; Veneman dkk. 2017; Wright dkk. 2013b). Selain memiliki efek fisiologis, mikroplastik menyebabkan efek eksternal pada ekosistem dengan menggeser distribusi makanan dan cahaya bagi organisme (Cole dkk. 2016; Song dkk. 2014).

 

Gambar 3

 

Ilustrasi jalur mikroplastik dan dampaknya secara umum terhadap ekosistem dan organisme laut

 

Translokasi mikroplastik pada organisme laut telah dilaporkan (Scanes dkk. 2019; Windsor dkk. 2019). Pergerakan mikroplastik melalui membran biologis dapat memiliki dampak yang bervariasi tergantung pada spesies dan lokasi translokasi mikroplastik tersebut. Jalur translokasi dapat dimulai dari menelan atau menghirup mikroplastik ke saluran pencernaan, insang, atau paru-paru, kemudian ke sistem peredaran darah, hemolimfa, hati, atau ginjal (Abbasi dkk. 2018; Leroueil dkk. 2008; Su dkk. 2018 ; Vajargah dkk. 2018; Vajargah dkk. 2019). Selain itu, mikroplastik menyebabkan penyumbatan saluran cerna, mengurangi makan atau kenyang (Lusher dkk. 2013), kerusakan struktural, nutrisi atau komplikasi pertumbuhan (Jabeen dkk. 2018; Peda dkk. 2016; Yin dkk. 2018), peradangan (Lu dkk. 2016), dan perubahan profil metabolisme (Mattsson dkk. 2014).

 

Selanjutnya, mikroplastik berkontribusi pada inefisiensi egestion dan kerusakan usus. Misalnya, mikroplastik menghasilkan waktu retensi yang lebih tinggi pada rotifer monogonon, Brachionus koreanus (Jeong dkk. 2016). Contoh lain, mikroplastik pada Caenorhabditis elegans menyebabkan kematian, akumulasi, penurunan kadar Ca2+ usus, dan peningkatan ekspresi glutathione S-transferase, yang menyebabkan kerusakan usus kronis (Lei dkk. 2018). Selain itu, mikroplastik dilaporkan mempengaruhi organisme dan ekosistem laut secara eksternal. Permukaan air yang tercemar mikroplastik menghambat respirasi dan fotosintesis plankton laut (Amin dkk. 2020; Song dkk. 2014). Selain itu, mikroplastik yang tertelan yang dikeluarkan bersama dengan feses dapat mengubah kepadatan dan kecepatan tenggelamnya feses, yang merupakan sumber makanan penting, sehingga mengganggu pola normal distribusi makanan bagi organisme laut lainnya (Cole dkk. 2011, 2016 ).

 

Namun, kontradiksi juga dilaporkan. Misalnya, toksisitas akut terbatas dan tidak ada kematian yang diamati dari konsumsi mikroplastik oleh krill Antartika Euphausia superba (Dawson dkk. 2018). Singkatnya, penyerapan, agregasi, konsumsi, retensi, egestion, reingestion, dan pelepasan bahan kimia menghadirkan mekanisme potensial untuk pengangkutan POP dan logam. Telah terdeteksi adanya transfer dan bioakumulasi polutan organik, seperti PAH, PCB, EDC, dan polybrominated diphenyl ether (PBDE), pada organisme hidup, seperti lugworms, amphipoda laut, kerang, ikan pelangi, dan mikroalga, melalui penyerapan pada mikroplastik (Fisner dkk. 2017; Guo dkk. 2020; Llorca dkk. 2018; Rehse dkk. 2018; Rochman dkk. 2013b; Wang dkk. 2020b). Meskipun beberapa penelitian belum melaporkan efek negatif yang signifikan dari mikroplastik, laporan tentang bahaya mikroplastik terhadap lingkungan tidak boleh diabaikan.

 

Jenis polutan terikat mikroplastik yang terakumulasi dalam organisme

Pencemaran mikroplastik di laut merupakan salah satu masalah lingkungan yang paling serius akhir-akhir ini. Konsumsi mikroplastik telah dilaporkan terjadi pada berbagai organisme, mulai dari herbivora dan konsumen sekunder hingga predator puncak (misalnya Barboza dkk. 2018a; Clark dkk. 2016; Nelms dkk. 2018; Vroom dkk. 2017; Wang dkk. 2020b). Penelitian sebelumnya telah menunjukkan potensi dampak lingkungan yang merugikan dan jangka panjang dari mikroplastik di laut. Misalnya, menelan partikel mikroskopis yang lebih besar dapat menyebabkan efek fisik yang berbahaya bagi organisme hidup (Wright dkk. 2013b). Selain itu, hipotesis lain menyarankan efek merusak dari mikroplastik, mengenai perannya dalam pengiriman bahan kimia berbahaya ke ekosistem melalui rantai makanan (Avio dkk. 2017; Hartmann dkk. 2017; Lohmann 2017; Wang dkk. 2018a; Wang dkk. 2020b; Zhang dkk. 2020a). Diketahui bahwa mikroplastik dalam air laut dapat menyerap polutan kimia, mis. kimia organik hidrofobik. Bahan kimia ini dapat berasal dari bahan tambahan kimia yang dimasukkan ke dalam plastik selama pembuatan (Kwon dkk. 2017) atau terakumulasi dari air tercemar di sekitarnya karena kapasitas penyerapannya yang tinggi (Bakir dkk. 2012; Liu dkk. 2016; Velzeboer dkk. 2014).

 

Demikian pula, ketika kondisi bergerak ke arah berlawanan yang menghambat penyerapan, kontaminan berisiko diserap dari mikroplastik yang tertelan ke dalam sistem biologis organisme hidup. Situasi ini menjadikan mikroplastik sebagai sumber sekaligus penyerap polutan (Liu dkk. 2019c). Selain itu, laporan tentang bioakumulasi polutan beracun pada organisme hidup lainnya menunjukkan situasi yang serupa untuk manusia, di mana kompleks mikroplastik-polutan dapat melepaskan polutan ke jaringan biologis di sekitarnya. Oleh karena itu, hal ini menimbulkan pertanyaan penting apakah mikroplastik berkontribusi secara signifikan terhadap penyerapan dan akumulasi polutan lingkungan melalui jaring makanan laut dibandingkan sumber lainnya.

 

Sejauh ini, beberapa jenis polutan lingkungan yang dapat ditemukan pada organisme hidup bersama dengan sampah plastik telah didokumentasikan, yang menunjukkan bahwa mikroplastik dapat berperan sebagai vektor perpindahan kontaminan kimia dari air laut ke organisme (Tabel 3). Karena permukaan hidrofobik dari plastik, senyawa organik hidrofobik adalah kategori yang paling terlihat yang berpindah melalui jalur ini. Bahan plastik, seperti PS, PE, dan PP, dapat menyerap senyawa organik hidrofobik, yaitu PCB, PBDE, PAH, dan hexabromocyclododecane (HBCD), dan kemudian membawanya ke organisme. Selain itu, penelitian terbaru menunjukkan bahwa mikroplastik dapat menjadi vektor pencemaran logam berat di lingkungan laut (Brennecke dkk. 2016; Davarpanah dan Guilhermino 2015). Hewan model, ikan zebra (Danio rerio), yang terpapar dengan microbeads PE yang diinkubasi Ag secara signifikan meningkatkan proporsi kadar Ag usus, yang menunjukkan bahwa mikroplastik mengubah rute penyerapan kontaminan logam dalam spesies ikan model (Khan dkk. 2015) . Respons ekotoksikologi seperti itu oleh polutan yang terikat mikroplastik juga telah diamati dalam kasus lain. Paparan lugworms (Arenicola marina) terhadap partikel PVC yang mengandung TCS atau nonylphenol (NP) menghasilkan kelangsungan hidup, laju makan, dan aktivitas fagositik yang lebih rendah daripada lugworms untuk membersihkan partikel PVC (Browne dkk. 2013).

 

Dengan menggunakan medaka Jepang (Oryzias latipes) sebagai hewan model, para peneliti mengindikasikan bahwa menelan mikroplastik LDPE dengan polutan lingkungan yang terserap dari Teluk San Diego dapat menyebabkan toksisitas hati dan respons patologis (Rochman dkk. 2013a). Paparan polutan yang dipindahkan oleh mikroplastik mengakibatkan perubahan perilaku, dimana belalang pantai (Platorchestia smithi) yang menelan manik-manik PE yang terkontaminasi PAH menunjukkan penurunan tinggi lompatan dan tingkat kelangsungan hidup (Tosetto dkk. 2016). Selain itu, mikroplastik bisa menjadi vektor transportasi patogen. Viršek dkk. (2017) menunjukkan 28 spesies bakteri pada mikroplastik yang dikumpulkan dari Adriatik Utara, termasuk Aeromonas salmonicida, yang merupakan bakteri patogen yang sangat berdampak pada budidaya ikan.

 

Tabel 3 Jenis polutan pembawa mikroplastik yang terbioakumulasi dalam organisme laut

 

Sebagai vektor, mikroplastik itu sendiri dapat ditransfer melalui tingkat trofik. Penelitian menunjukkan bahwa mikroplastik mudah dicerna oleh zooplankton (Botterell dkk. 2019), yang merupakan sumber makanan utama bagi banyak konsumen sekunder. Mikroplastik yang tertelan dapat dipindahkan ke tingkat trofik melalui pemangsaan (Farrell dan Nelson 2013) atau dikeluarkan dari jaring makanan dan kemungkinan besar akan dicerna kembali (Mazurais dkk. 2015). Ada relatif sedikit studi tentang estimasi peran potensial mikroplastik dalam mentransfer bahan kimia melalui struktur trofik. Lugworm yang dipapar PE terkontaminasi PCB menunjukkan peningkatan bioakumulasi dibandingkan kelompok kontrol yang dipapar PCB saja (Besseling dkk. 2013), yang sesuai dengan estimasi awal model bioavailabilitas yang dibahas oleh Teuten dkk. (2007). Untuk predator puncak yaitu burung penciduk besar (Puffinus gravis) (Ryan 1988) dan burung penciduk ekor pendek (Puffinus tenuirostris) (Tanaka dkk. 2013), konsentrasi PCB dan PBDE pada jaringan lemak dan telur menunjukkan korelasi positif terhadap jumlah partikel plastik yang tertelan. Namun, perlu diperhatikan bahwa polutan yang terakumulasi dalam struktur trofik dapat ditransfer melalui bahan makanan atau mangsa itu sendiri, bukan melalui vektor mikroplastik. Perbandingan dengan konsentrasi serpihan plastik di perut mengungkapkan bahwa tingkat PCB yang tinggi di fulmar utara (Fulmarus glacialis) lebih mungkin disumbangkan oleh mangsanya, bukan oleh serpihan plastik (Herzke dkk. 2016).

 

Selain itu, berbeda dengan peran vektor, mikroplastik dapat memainkan peran pemulung yang menghilangkan kontaminan dari individu. Menggunakan PBDE berlabel 13C, para peneliti menunjukkan bahwa konsumsi mikroplastik dapat mentransfer dan menghilangkan kontaminan dari sandhopper (Talitrus saltator), yang menunjukkan keseimbangan parsial antara efek positif dan negatif (Scopetani dkk. 2018). Kesimpulan tersebut didukung oleh korelasi antara konsentrasi senyawa organik hidrofobik di jaringan otot dan kelimpahan partikel plastik di perut ikan haring (Clupea harengus membras) yang terkumpul di sepanjang Laut Baltik (Ogonowski dkk. 2017).

 

Namun, sebagian besar analisis model menunjukkan bahwa konsumsi mikroplastik mungkin bukan jalur penting untuk transfer bahan kimia yang terserap dari air laut ke ekosistem (Bakir dkk. 2016; Gouin dkk. 2011; Koelmans dkk. 2014; Koelmans dkk. 2014; Koelmans dkk. 2016). Namun demikian, sejauh mana polutan yang terakumulasi dalam jaring makanan melalui jalur mikroplastik sebagai vektor masih belum dapat disimpulkan. Selain itu, afinitas kimia dari plastik dapat mempengaruhi peran vektornya (Koelmans dkk. 2013). Dengan mengukur tingkat desorpsi dalam cairan usus buatan, para peneliti telah menemukan bahwa asupan senyawa organik hidrofobik yang terikat mikroplastik oleh organisme dengan waktu retensi usus yang sama dengan ikan bervariasi sesuai dengan jenis bahan kimianya. Selain itu, penyerapan hexachlorocyclohexane (HCH) melalui konsumsi mikroplastik PE dapat diabaikan dibandingkan dengan penyerapan melalui rute paparan lainnya, seperti ventilasi air dan konsumsi makanan. Namun, konsumsi mikroplastik masih dapat meningkatkan laju penyerapan total pentachlorobenzene (PeCB) dan hexachlorobenzene (HeCB) (Lee dkk. 2019). Oleh karena itu, penelitian selanjutnya perlu fokus pada sampah plastik yang mungkin memiliki afinitas kimia lebih tinggi daripada yang lain. Misalnya, PBAT memiliki efek vektor yang lebih besar daripada bahan tradisional karena kapasitas penyerapan dan desorpsinya yang lebih tinggi sebagai polutan organik (Zuo dkk. 2019).

 

Bioakumulasi polutan mikroplastik dan faktor-faktornya

Faktor bioakumulasi adalah desorpsi, lingkungan internal organisme, dan waktu retensi (Bakir dkk. 2014; Barboza dkk. 2018a; Ma dkk. 2020a). Faktor bioakumulasi lainnya juga sama dengan yang mempengaruhi desorpsi, seperti ukuran mikroplastik dan hidrofobisitas (Ma dkk. 2016). Bioakumulasi telah diselidiki dan dilaporkan oleh beberapa penelitian (Barboza dkk. 2018a; Besseling dkk. 2017; Chua dkk. 2014; Ma dkk. 2016; Rehse dkk. 2018; Rochman dkk. 2013b).

 

Bioakumulasi secara mencolok dipamerkan dalam karya terbaru oleh Barboza dkk. di mana konsentrasi merkuri dalam insang dan hati kakap muda Eropa Dicentrarchus labrax berlipat ganda dalam campuran mikroplastik/merkuri dibandingkan dengan dalam penyiapan hanya merkuri (Barboza dkk. 2018c). Kehadiran mikroplastik PE juga dilaporkan dapat meningkatkan bioakumulasi PBDE, PCB, dan PAH (Rochman dkk. 2013a). Dalam penelitian lain, PBDE terbioakumulasi dalam amphipoda laut Allorchestes compressa dengan adanya mikroplastik PE (Chua dkk. 2014). Selain itu, hidrofobisitas congener dari congeners PCB menunjukkan kapasitas bioakumulasi yang bervariasi di marina lugworm Arenicola laut dengan adanya PS (Besseling dkk. 2013, 2017). Selain itu, keberadaan mikroplastik PS yang lebih kecil (50 nm) meningkatkan bioakumulasi fenantrena dalam Daphnia magna krustasea planktonik.

 

Namun, sebuah kontradiksi dilaporkan dalam sebuah penelitian ketika campuran mikroplastik PA/bisfenol dan penyiapan hanya bisfenol tidak menunjukkan bioakumulasi yang berbeda atau EC50 untuk imobilitas Daphnia magna (Rehse dkk. 2018). Bahan PA bisa menjadi vektor bisphenol yang dapat diabaikan. Temuan serupa dilaporkan di mana campuran mikroplastik PE/fenantrena dan penyiapan hanya fenantrena tidak menunjukkan perbedaan EC50 untuk imobilisasi Daphnia magna (Frydkjaer dkk. 2017). Batel dkk. (2016) melaporkan biomagnifikasi ketika mikroplastik ditemukan mentransfer benzo[a]pyrene (BaP) dari nauplii udang ke ikan zebra dalam rantai makanan perairan buatan ikan zebra Danio rerio dan nauplii udang air asin Artemia sp.

 

Tourinho dkk. menyarankan empat kemungkinan skenario bioakumulasi polutan yang dimasukkan oleh mikroplastik ke dalam organisme, yaitu (1) serapan kuat dan desorpsi kuat, (2) serapan kuat dan desorpsi rendah, (3) serapan rendah dan desorpsi kuat, dan (4) serapan rendah dan rendah. desorpsi (Coffin dkk. 2019; Magara dkk. 2018; Paul-Pont dkk. 2016; Tourinho dkk. 2019; Ziajahromi dkk. 2019). Pertama, mikroplastik dengan daya serap dan desorpsi kuat berperan sebagai vektor untuk bioakumulasi. Pertama, mikroplastik dengan daya serap dan desorpsi kuat berperan sebagai vektor untuk bioakumulasi. Penyerapan polutan pada tingkat penyerapan yang tinggi dapat menyebabkan desorpsi kimia yang tinggi dan peningkatan bioakumulasi dalam suatu organisme. Tingkat desorpsi cepat dilaporkan dalam kondisi usus. Misalnya, peningkatan 50 kali lipat mikroplastik (penyerapan tinggi) menyebabkan konsentrasi venlafaxine (desorpsi dan bioakumulasi tinggi) yang lebih tinggi di hati ikan tambak Misgurnus anguillicaudatus (Qu dkk. 2018). Dalam contoh lain, desorpsi polutan 30 kali lipat diamati di usus daripada di air laut oleh Bakir dkk. (Bakir dkk. 2014; Coffin dkk. 2019; Nor dan Koelmans, 2019). Kedua, skenario dengan serapan kuat dan desorpsi rendah dapat menurunkan bioavailabilitas meskipun mikroplastik telah terserap sebelumnya dengan polutan. Contoh yang menyerupai skenario ini termasuk rendahnya bioakumulasi fluorantena dan Ag yang telah diserap sebelumnya oleh PE dalam remis dan ikan zebra, masing-masing (Khan dkk. 2015; Magara dkk. 2018; Paul-Pont dkk. 2016). Ketiga, skenario dengan serapan rendah dan desorpsi kuat memiliki fraksi serapan rendah untuk menyerap jumlah polutan yang tinggi.

 

Skenario ini menyerupai serapan rendah PBDE dan bifenthrin pada PE yang terbioakumulasi sama atau hampir seluruhnya dalam amphipoda dan midge Chironomus tepperi, masing-masing (Chua dkk. 2014; Ziajahromi dkk. 2019). Keempat, skenario dengan penyerapan rendah dan desorpsi rendah biasanya berakhir dengan bioakumulasi rendah secara proporsional. Sebagai contoh, penyerapan fluoranthene yang rendah oleh mikroplastik terbukti menghasilkan bioakumulasi fluoranthene yang rendah pada kerang Mytilus spp. (Paul-Pont dkk. 2016). Dalam skenario ini, sumber utama polutan biasanya berasal dari makanan; karenanya, distribusi atau bioavailabilitas polutan akan sama dengan atau tanpa mikroplastik (Tourinho dkk. 2019).

 

Namun, konsumsi mikroplastik dengan kontaminasi rendah dapat menyebabkan rendahnya bioakumulasi. Seperti yang ditunjukkan dalam Nor dan Koelmans (2019), PCB dipindahkan dari makanan yang terkontaminasi ke mikroplastik PE bersih di bawah simulasi kondisi usus. Ini menunjukkan skenario kelima, di mana alih-alih mikroplastik pra-penyerapan, mikroplastik yang tidak terserap atau terkontaminasi rendah dicerna dan kemudian dicerna dalam keadaan terserap yang disebabkan oleh penyerapan polutan yang kuat di usus organisme.

 

Selain itu, efek tertunda dapat terjadi, seperti selama atau setelah depurasi, dan karenanya dapat menjadi langkah percobaan yang penting. Misalnya, mengecualikan atau memasukkan mikroplastik yang tersisa di usus organisme pada akhir interval atau eksperimen dapat menyebabkan disparitas, khususnya dalam penelitian komparatif (Paul-Pont dkk. 2016; Tourinho dkk. 2019). Dalam sebuah studi tentang bioakumulasi pada mussel Mytilus spp., setup fluoranthene-only menunjukkan lebih banyak toksisitas sebelum depurasi, sedangkan konsentrasi fluoranthene yang lebih tinggi dan kerusakan histopatologis diamati pada setup campuran fluoranthene/mikroplastik setelah depurasi (Paul-Pont dkk. 2016).

 

Selain itu, susunan gabungan campuran mikroplastik pirena/PE menunjukkan kematian mikrops ikan Pomatoschistus yang tertunda (Oliveira dkk. 2013). Namun demikian, literatur yang ada menunjukkan bahwa sebagian besar penelitian belum melaporkan bioakumulasi polutan yang menonjol oleh mikroplastik. Menurut Koelmans dkk. jalur makanan memiliki efek bioakumulasi yang lebih langsung daripada mikroplastik (Koelmans dkk. 2016).

 

Tinjauan literatur mengungkapkan dampak dari perbedaan metodologi terhadap data. Peneliti harus mempertimbangkan ada atau tidaknya pra-inkubasi atau pra-penyerapan, periode depurasi, kombinasi efek paparan bersama dari analisis campuran mikroplastik/polutan, efek tunggal analisis hanya-polutan, dan analisis dosis-respons (Khan dkk .2015; Zhu dkk. 2018a). Pertanyaan dan tantangan masih ada mengenai faktor bioakumulasi polutan yang terikat mikroplastik dalam organisme, karena masih ada celah di bidang ini yang belum dipelajari secara menyeluruh sebagian karena lingkungan internal yang bervariasi dari organisme yang berbeda.

 

Risiko bioakumulasi polutan terhadap ekosistem laut dan manusia

Risiko terhadap ekosistem laut

Selain bahaya mikroplastik itu sendiri, risiko kontaminan yang terikat pada mikroplastik menambah efek gabungan dari kompleks mikroplastik-polutan (Gbr. 4). Kontaminan dilaporkan terurai di usus organisme diikuti oleh translokasi ke sistem peredaran darah, epitel usus, jaringan, dan organ seperti hati. Efek gabungan dari mikroplastik dan bioakumulasi polutan yang disebabkan oleh kompleks mikroplastik-polutan meliputi stres fisiologis, kelainan morfologi, imobilisasi, neurotoksisitas, kerusakan oksidatif, disregulasi enzimatik, penurunan laju pertumbuhan, penurunan konsentrasi klorofil, perubahan respons imun, genotoksisitas, dan kematian (Barboza dkk. 2018b; Batel dkk. 2016; Khan dkk. 2017; Kim dkk. 2017a; Ma dkk. 2016; Prata dkk. 2018; Qiao dkk. 2019; Qu dkk. 2018; Syberg dkk. 2017; Zhu dkk. 2019).

 

Logam berat terakumulasi di otak dan jaringan otot, menyebabkan neurotoksisitas, kerusakan oksidatif, dan disregulasi enzim yang disebutkan di atas, misalnya, Ag terakumulasi di mukosa usus, epitel mukosa, lapisan otot, dan serosa (Khan dkk. 2017). Dalam contoh lain, fenantrena yang terbioakumulasi dan produk sampingnya menyebabkan toksisitas dan imobilisasi sistem sendi dan ditranslokasikan ke dalam jaringan daphnida, usus, dan karapas (Ma dkk. 2016). Efek gabungan dari mikroplastik dan polutan, seperti logam, juga terdeteksi pada ikan laut dan mikroalga (Kim dkk. 2017a).

 

Gambar 4

 

Ilustrasi dampak dan efek gabungan mikroplastik dan polutan terhadap organisme laut

 

Namun, ada temuan yang bertentangan tentang toksisitas biologis mikroplastik. Misalnya, Rochman dan rekan kerjanya melaporkan nol efek toksik dari mikroplastik perawan terhadap garis sel ikan (Rochman dkk. 2014). Dalam studi lain, data konsumsi mikroplastik oleh krill Antartika Euphausia superba tidak menunjukkan kematian, toksisitas, penurunan berat badan, atau bioakumulasi (Dawson dkk. 2018). Selain itu, beberapa penelitian melaporkan paparan konsentrasi yang lebih rendah dan efek jangka pendek dari bisphenol A (BPA) dan PAH terhadap Daphnia magna (Kleinteich dkk. 2018; Rehse dkk. 2018).

 

Risiko terhadap manusia

Mikroplastik dapat masuk ke manusia melalui inhalasi atau rute diet melalui konsumsi makanan laut, seperti ikan dan kerang. Berdasarkan kelimpahan yang diamati, diperkirakan konsumen kerang Cina dapat terpapar 100.000 mikroplastik setiap tahun (Wright dan Kelly 2017). Selanjutnya, sekitar 700 mikroplastik/kg mikroplastik, terutama PET dan PE, ditemukan di 15 merek garam laut komersial (Yang dkk. 2015a). Sebuah studi baru-baru ini melaporkan keberadaan mikroplastik terutama PET dan PP di semua delapan sampel tinja manusia yang dipertimbangkan (Schwabl dkk. 2019). Literatur yang ada menunjukkan bahwa mikroplastik membahayakan keamanan dan keamanan pangan kita karena mencemari makanan yang dimaksudkan untuk konsumsi manusia, tetapi ada kekurangan penelitian yang lebih baru mengenai dampak klinis langsungnya pada tubuh manusia.

 

Efek mikroplastik terhadap kesehatan organisme diselidiki lebih dari tiga dekade lalu. Literatur menunjukkan kemungkinan mikroplastik untuk menghindari mekanisme pembersihan, menembus saluran udara manusia atau mamalia dan paru-paru dalam, menjadi tertanam atau bersarang, dan menyebabkan peradangan kronis atau akut (Pauly dkk. 1998; Porter dkk. 1999; Wright dan Kelly 2017). Sebuah laporan yang lebih tua menggambarkan serat mikro sebagai racun bagi sel paru dan karsinogenik (Omenn dkk. 1986). Penyelidikan mikroplastik dalam model sistem mamalia menunjukkan kemungkinan translokasi dari sel hidup ke sistem organ manusia, seperti sistem limfatik dan peredaran darah dan, dengan demikian, kemampuan untuk secara tidak langsung berdampak pada sistem kekebalan (Brown dkk. 2001; Eldridge dkk. 1989; Frohlich dkk. .2009; Hodges dkk. 1995; Jani dkk. 1992; Rieux dkk. 2005; Volkheimer 1975).

 

Baru-baru ini, risiko kesehatan dari mikroplastik juga telah dilaporkan tetapi terbatas pada penggunaan organisme model dan relatif terfokus pada keracunan organisme oleh aditif dan polutan yang terlepas dari mikroplastik daripada mikroplastik itu sendiri (Costa dkk. 2016). Sebagai contoh, sebuah penelitian menganalisis penyerapan mikroplastik gastrointestinal secara in vitro dengan menggunakan garis sel epitel usus manusia dan kultur bersama yang meniru sel M dan sel goblet usus, yang menunjukkan tidak ada gangguan oleh mikroplastik dalam hal diferensiasi dan aktivasi (Stock dkk .2019).

 

Dalam contoh lain, mikroplastik PLA yang terkontaminasi Cr dalam sistem pencernaan manusia dipelajari menggunakan metode in vitro seluruh sistem pencernaan, model sistematis yang mencakup fase pencernaan mulut, lambung, usus kecil, dan usus besar (Liao dan Yang 2020). Kadar Cr tinggi pada fase lambung, usus halus, dan usus besar. Selain itu, beberapa polutan, monomer, dan aditif dalam mikroplastik adalah POP dan EDC yang telah terdeteksi dalam tubuh manusia dalam jumlah yang lebih tinggi dari yang diperkirakan oleh paparan usus, menunjukkan pengenalan zat melalui rute lain yang mungkin (Galloway 2015; Koelmans dkk. 2016; Thompson dkk. 2009; Vethaak dan Leslie 2016). Selain itu, konsumsi air yang terkontaminasi dalam jangka panjang dengan plasticizer, ftalat, pada tingkat di atas ambang batas US Environmental Protection Agency (USEPA) (< 6 μg/L) dapat menyebabkan komplikasi hati dan reproduksi (Lambert dkk. 2014; Martin dan Voulvoulis 2009 ; USEPA 2012).

 

Aditif plastik lain yang mengancam kesehatan (yaitu monomer, inisiator, katalis, pengemulsi, dan penstabil) termasuk stirena, benzoil peroksida, zeolit, dan azobisisobutironitril (Todd dkk. 2003). PAH karsinogenik adalah salah satu kontaminan lingkungan yang diserap oleh mikroplastik di laut. Bahan kimia ini, yang sekarang dianggap sebagai pencemar lingkungan, terakumulasi dalam jaringan lemak hewan, yang akhirnya dikonsumsi oleh manusia (Hwang dkk. 2020). Tinjauan literatur juga menunjukkan bahwa pencucian kontaminan terserap dan penggunaan beberapa aditif dan monomer berkontribusi terhadap toksisitas kompleks mikroplastik-polutan terhadap organisme hidup, termasuk manusia.

 

Meskipun ada penelitian yang lebih tua yang menggambarkan efek atau keberadaan mikroplastik pada manusia dan beberapa penelitian yang relatif lebih baru tentang efek mikroplastik yang dilakukan dengan menggunakan organisme model atau garis sel manusia sebagai referensi, terdapat kebutuhan mendesak untuk penyelidikan yang lebih baru tentang kemungkinan adanya mikroplastik. mikroplastik yang menyebabkan kondisi medis apapun secara langsung terhadap pasien manusia (Pauly dkk. 1998; Porter dkk. 1999; Stock dkk. 2019). Kurangnya bukti kuat plastik yang mengarah ke efek merugikan langsung pada manusia memungkinkan produksi plastik terus menerus, konsumsi, dan bocornya sampah plastik ke lautan.

 

Kesenjangan dalam penelitian mikroplastik dan prospek masa depan

Mikroplastik membahayakan keamanan pangan kita karena mencemari makanan yang dimaksudkan untuk konsumsi manusia. Meskipun demikian, penelitian tentang dampak mikroplastik pada tubuh manusia masih terbatas. Selain itu, tinjauan pustaka mengungkapkan pentingnya perbedaan metodologi dalam hal perbandingan dan validitas data. Sebagai contoh, beberapa aspek dalam metodologi yang harus dipertimbangkan meliputi pra-inkubasi atau pra-penyerapan, depurasi, gabungan pemaparan mikroplastik dan campuran polutan, analisis efek hanya-polutan, dan analisis dosis-respons. Selain itu, karena kurangnya metode standar, penelitian telah mengadopsi pengambilan sampel mikroplastik dan metode analitik yang berbeda (Jiang dkk. 2020). Perbedaan definisi, metode pengambilan sampel, dan metode analisis mikroplastik dapat memengaruhi daya banding dan konsistensi data di antara peneliti yang berbeda.

 

Selain itu, temuan beragam dari literatur sebelumnya menunjukkan bahwa efek penuaan mikroplastik pada kapasitas penyerapan polutan bergantung pada jenis polutan atau mikroplastik, dan perubahan bertahap dalam ikatan, gaya, atau interaksi kimianya dari waktu ke waktu. Meskipun beberapa penelitian telah melaporkan kurangnya efek negatif dari mikroplastik, laporan lain tentang bahaya mikroplastik terhadap lingkungan tidak boleh diabaikan. Selain itu, masih ada pertanyaan mengenai faktor bioakumulasi polutan yang terikat mikroplastik dalam organisme, karena lingkungan internal bervariasi dari satu organisme ke organisme lainnya.

 

Kemungkinan pendekatan di masa depan yang dapat mengurangi polusi mikroplastik meliputi pengumpulan dan penyebaran data dan fakta ilmiah yang mendalam, kesadaran publik, keterlibatan pemangku kepentingan, dan penggabungan bahan polimer alternatif yang ramah lingkungan (Gong dkk. 2019; Govindasamy dkk. 2019; Zuo dkk. .2019). Namun, penyelidikan mendalam diperlukan untuk memastikan sifat biologis, fisik, atau kimiawi yang bertanggung jawab atas kapasitas penyerapan mikroplastik dengan polutan tertentu. Saat ini, keberadaan biofilm pada mikroplastik dilaporkan menjadi salah satu faktor yang dapat berkontribusi terhadap penyerapan polutan oleh mikroplastik. Selanjutnya, kapasitas penyerapan maksimum suatu bahan dapat menjadi faktor pembatas toksisitas. Selain itu, pendekatan komparatif atau statistik yang luas dapat menghubungkan pola asosiatif mikroplastik dan polutan dengan kondisi lingkungan, seperti pH dan salinitas. Penelitian dengan tujuan menyelidiki interaksi kimia antara mikroplastik, polutan, dan lingkungan dapat mengungkap faktor tidak langsung baru dari penyerapan polutan oleh mikroplastik. Selain itu, penelitian selanjutnya perlu fokus pada sampah plastik yang mungkin memiliki afinitas kimia lebih tinggi daripada yang lain. Misalnya, PBAT memiliki efek vektor yang lebih besar daripada bahan tradisional karena kapasitas penyerapan dan desorpsinya yang lebih tinggi sebagai polutan organik. 

 

Selain itu, mikroplastik pra-penyerapan, potensi mikroplastik yang tidak terserap atau terkontaminasi rendah untuk dikeluarkan dalam keadaan terserap dan membawa polutan keluar dari usus organisme juga perlu diselidiki dalam percobaan di masa mendatang. Oleh karena itu, penelitian mikroplastik di masa depan diharapkan dapat bergerak menuju pemahaman yang lebih dalam tentang faktor-faktor yang terkait dengan penyerapan polutan dan bioakumulasi oleh mikroplastik serta standarisasi protokol yang terlibat dalam penelitian mikroplastik.

 

Polusi mikroplastik telah lama menjadi penyebab keprihatinan sehubungan dengan teknik lingkungan, ekologi, dan ilmu material. Namun, untuk mengatasi masalah yang terkait dengan polusi mikroplastik, setidaknya secara akumulatif dalam skala kecil, upaya penelitian untuk memahami komposisi plastik, mengkarakterisasi plastik, melacak sumber dan tempat pembuangan plastik, memahami interaksi mikroplastik-lingkungan yang kompleks, menerapkan kebijakan, pendekatan bioteknologi , dan kemajuan infrastruktur dan teknologi diperlukan dalam kombinasi (Hale dkk. 2020; Barceló dan Picó 2020; Agamuthu dkk. 2019). Ini mungkin termasuk cara mengurangi bahan limbah plastik di sumbernya (mis. daur ulang dan kemasan yang dapat dibuat kompos), mengurangi kebocoran mikroplastik dari fasilitas pengolahan limbah, atau meningkatkan penggunaan plastik yang dapat terurai secara hayati atau bersumber terbarukan (Amelia dkk. 2020; Neufeld dkk. 2016; Zhang dkk. 2020b). Diperlukan penelitian dan pendekatan yang sistematis dan inovatif untuk meminimalkan kontaminasi mikroplastik.

 

KESIMPULAN

Kesimpulannya, mikroplastik yang biasa ditemukan mencemari lingkungan laut umumnya berjenis fiber atau fragmen, mengandung bahan PE atau PP, dan biasanya disokong oleh aktivitas antropogenik, perkotaan, perikanan, atau kelautan. Faktor ketersediaan hayati mikroplastik terhadap organisme yang diketahui saat ini adalah ukuran, warna, kepadatan, morfologi, dan mobilitas mikroplastik, serta spesies, morfologi, dan fisiologi organisme.

 

Selain itu, faktor-faktor yang diketahui mempengaruhi penyerapan polutan mikroplastik adalah warna, kepadatan, umur, dan sifat kimia mikroplastik, jenis polutan, keberadaan biofilm, dan kondisi lingkungan seperti bahan organik terlarut, pH, dan salinitas.

 

Memahami, memberikan bukti lebih lanjut, dan menyebarkan faktor polusi mikroplastik yang diketahui saat ini, bioavailabilitas, penyerapan, dan bioakumulasi akan menjadi konstruktif dan berharga dalam mengurangi krisis polusi mikroplastik global.

 

Selain itu, penyerapan, agregasi, konsumsi, retensi, egestion, reinestion, dan pelepasan bahan kimia menghadirkan mekanisme potensial untuk pengangkutan kontaminan lingkungan (POP, PAH, dan EDC), senyawa organik hidrofobik, dan logam.

 

Tinjauan literatur mengungkapkan bahwa faktor utama dan langsung dari penyerapan polutan oleh mikroplastik adalah interaksi kimia. Penelitian dengan tujuan menyelidiki interaksi kimia antara mikroplastik, polutan, dan lingkungan dapat mengungkap faktor tidak langsung baru dari penyerapan polutan oleh mikroplastik.

 

Secara keseluruhan, sejauh mana polutan yang terakumulasi dalam jaring makanan melalui jalur mikroplastik sebagai vektor masih belum meyakinkan. Misalnya, afinitas kimia dari plastik dapat mempengaruhi peran vektornya, dan dengan demikian, penelitian selanjutnya perlu fokus pada sampah plastik yang mungkin memiliki afinitas kimia lebih tinggi daripada yang lain.

 

Banyak faktor yang beragam, seperti spesies organisme dan jenis polutan, mengatur penyerapan dan bioakumulasi (yaitu desorpsi) polutan dengan adanya mikroplastik. Masih menjadi tantangan penelitian untuk mencapai pemahaman yang lebih jelas dan lebih komprehensif tentang faktor-faktor yang mendasari yang mempengaruhi perilaku penyerapan dan bioakumulasi.

 

Penelitian yang progresif dan objektif ditambah dengan manajemen dapat menentukan produksi, konsumsi, dan kebocoran sampah plastik ke lautan di masa depan.

 

DAFTAR PUSTAKA

1.                  Abbasi S, Soltani N, Keshavarzi B, Moore F, Turner A, Hassanaghaei M (2018) Microplastics in different tissues of fish and prawn from the Musa estuary, Persian gulf. Chemosphere 205:80–87

2.                  Absorb (2020) Lexico.com Retrieved from https://www.lexico.com/definition/absorb Accessed on 17 August 2020.

3.                  Adsorb (2020) Lexico.com Retrieved from https://www.lexico.com/definition/adsorb Accessed on 17 August 2020.

4.                  Agamuthu P, Mehran SB, Norkhairah A, Norkhairiyah A (2019) Marine debris: a review of impacts and global initiatives. Waste Manag Res 37:987–1002

5.                  Akarsu C, Kumbur H, Gökdağ K, Kıdeyş AE, Sanchez-Vidal A (2020) Microplastics composition and load from three wastewater treatment plants discharging into Mersin Bay, north eastern Mediterranean Sea. Mar Pollut Bull 150:110776

6.                  Aliabad MK, Nassiri M, Kor K (2019) Microplastics in the surface seawaters of Chabahar Bay, Gulf of Oman (Makran coasts). Mar Pollut Bull 143:125–133

7.                  Alimi OS, Budarz JF, Hernandez LM, Tufenkji N (2018) Microplastics and nanoplastics in aquatic environments: aggregation, deposition, and enhanced contaminant transport. Environ Sci Technol 52:1704–1724

8.                  Amelia TSM, Govindasamy S, Tamothran AM, Vigneswari S, Bhubalan K (2019) Applications of PHA in agriculture. In: Kalia VC (ed) Biotechnological applications of polyhydroxyalkanoates. Springer, Singapore, pp 347–361

9.                  Amelia TSM, Sukri SNF, Jaapar AN, Md Amin R, Bhubalan K (2020) Uptake and egestion of polyhydroxyalkanoate microbeads in the marine copepod Nitokra lacustris pacifica. J Sustain Sci Manag 15:45–53

10.              Amin RM, Sohaimi ES, Anuar ST, Bachok Z (2020) Microplastic ingestion by zooplankton in Terengganu coastal waters, southern South China Sea. Mar Pollut Bull 150:110616

11.              Andrady AL (2011) Microplastics in the marine environment. Mar Pollut Bull 62:1596–1605

12.              Antunes JC, Frias JGL, Micaelo AC, Sobral P (2013) Resin pellets from beaches of the Portuguese coast and adsorbed persistent organic pollutants. Estuar Coast Shelf Sci 130:62–69

13.              Auta HS, Emenike CU, Fauziah SH (2017) Distribution and importance of microplastics in the marine environment: a review of the sources, fate, effects, and potential solutions. Environ Int 102:165–176

14.              Auta HS, Emenike CU, Jayanthi B, Fauziah SH (2018) Growth kinetics and biodeterioration of polypropylene microplastics by bacillus sp. and Rhodococcus sp. isolated from mangrove sediment. Mar Pollut Bull 127:15–21

15.              Avio CG, Gorbi S, Regoli F (2017) Plastics and microplastics in the oceans: from emerging pollutants to emerged threat. Mar Environ Res 128:2–11

16.              Baini M, Fossi MC, Galli M, Caliani I, Campani T, Finoia MG, Panti C (2018) Abundance and characterization of microplastics in the coastal waters of Tuscany (Italy): the application of the MSFD monitoring protocol in the Mediterranean Sea. Mar Pollut Bull 133:543–552

17.              Bakir A, O'Connor IA, Rowland SJ, Hendriks AJ, Thompson RC (2016) Relative importance of microplastics as a pathway for the transfer of hydrophobic organic chemicals to marine life. Environ Pollut 219:56–65

18.              Bakir A, Rowland SJ, Thompson RC (2012) Competitive sorption of persistent organic pollutants onto microplastics in the marine environment. Mar Pollut Bull 64:2782–2789

19.              Bakir A, Rowland SJ, Thompson RC (2014) Transport of persistent organic pollutants by microplastics in estuarine conditions. Estuar Coast Shelf Sci 140:14–21

20.              Baldwin BS (1995) Selective particle ingestion by oyster larvae (Crassostrea virginica) feeding on natural seston and cultured algae. Mar Biol 123:95–107

21.              Barboza LGA, Vethaak AD, Lavorante BR, Lundebye AK, Guilhermino L (2018a) Marine microplastic debris: an emerging issue for food security, food safety and human health. Mar Pollut Bull 133:336348

22.              Barboza LGA, Vieira LR, Branco V, Carvalho C, Guilhermino L (2018b) Microplastics increase mercury bioconcentration in gills and bioaccumulation in the liver, and cause oxidative stress and damage in Dicentrarchus labrax juveniles. Sci Rep 8:15655

23.              Barboza LGA, Vieira LR, Branco V, Figueiredo N, Carvalho F, Carvalho C, Guilhermino L (2018c) Microplastics cause neurotoxicity, oxidative damage and energy-related changes and interact with the bioaccumulation of mercury in the European seabass, Dicentrarchus labrax (Linnaeus 1758). Aquat Toxicol 195:49–57

24.              Barceló D, Picó Y (2020) Case studies of macro- and microplastics pollution in coastal waters and rivers: is there a solution with new removal technologies and policy actions? Case studies in chemical and environmental engineering, p 100019

25.              Batel A, Linti F, Scherer M, Erdinger L, Braunbeck T (2016) Transfer of benzo a pyrene from microplastics to Artemia nauplii and further to zebrafish via a trophic food web experiment: CYP1A induction and visual tracking of persistent organic pollutants. Environ Toxicol Chem 35:1656–1666

26.              Belzagui F, Crespi M, Álvarez A, Gutiérrez-Bouzán C, Vilaseca M (2019) Microplastics’ emissions: microfibers’ detachment from textile garments. Environ Pollut 248:1028–1035

27.              Besseling E, Foekema EM, Van Den Heuvel-Greve MJ, Koelmans AA (2017) The effect of microplastic on the uptake of chemicals by the lugworm Arenicola marina (L.) under environmentally relevant exposure conditions. Environ Sci Technol 51:8795–8804

28.              Besseling E, Foekema EM, Van Franeker JA, Leopold MF, Kühn S, Rebolledo ELB, Heße E, Mielke L, IJzer J, Kamminga P, Koelmans AA (2015) Microplastic in a macro filter feeder: humpback whale Megaptera novaeangliae. Mar Pollut Bull 95:248–252

29.              Besseling E, Quik JTK, Sun M, Koelmans AA (2016) Fate of nano- and microplastic in freshwater systems: a modeling study. Environ Pollut 220:540

30.              Besseling E, Wegner A, Foekema EM, van den Heuvel-Geve MJ, Koelmans AA (2013) Effects of microplastic on fitness and PCB bioaccumulation by the lugworm Arenicola marina (L.). Environ Sci Technol 47:593–600

31.              Betts K (2008) Why small plastic particles may pose a big problem in the oceans. ACS Publications

32.              Boerger CM, Lattin GL, Moore SL, Moore CJ (2010) Plastic ingestion by planktivorous fishes in the North Pacific central gyre. Mar Pollut Bull 60:2275–2278

33.              Bolto B, Xie Z (2019) The use of polymers in the flotation treatment of wastewater. Processes 7:374

34.              Botterell ZL, Beaumont N, Dorrington T, Steinke M, Thompson RC, Lindeque PK (2019) Bioavailability and effects of microplastics on marine zooplankton: a review. Environ Pollut 245:98–110

35.              Brandon AM, Gao SH, Tian R, Ning D, Yang SS, Zhou J, Wu WM, Criddle CS (2018) Biodegradation of polyethylene and plastic mixtures in mealworms (larvae of Tenebrio molitor) and effects on the gut microbiome. Environ Sci Technol 52:6526–6533

36.              Brennecke D, Duarte B, Paiva F, Cacador I, Canning-Clode J (2016) Microplastics as vector for heavy metal contamination from the marine environment. Estuar Coast Shelf Sci 178:189–195

37.              Brown DM, Wilson MR, MacNee W, Stone V, Donaldson K (2001) Size-dependent proinflammatory effects of ultrafine polystyrene particles: a role for surface area and oxidative stress in the enhanced activity of ultrafines. Toxicol Appl Pharmacol 175:191–199

38.              Browne MA, Niven SJ, Galloway TS, Rowland SJ, Thompson RC (2013) Microplastic moves pollutants and additives to worms, reducing functions linked to health and biodiversity. Curr Biol 23:2388–2392

39.              Camins E, Haan WP, Salvo VS, Canals M, Raffard A, Sanchez-Vidal A (2020) Paddle surfing for science on microplastic pollution. Sci Total Environ 709:136178

40.              Caruso G (2019) Microplastics as vectors of contaminants. Mar Pollut Bull 146:921–924

41.              Castillo A, Al-Maslamani I, Obbard JP (2016) Prevalence of microplastics in the marine waters of Qatar’s exclusive economic zone (EEZ). MICRO 2016. Fate and impact of microplastics in marine ecosystems, p 112

42.              Chen M, Jin M, Tao P, Wang Z, Xie W, Yu X, Wang K (2018) Assessment of microplastics derived from mariculture in Xiangshan Bay, China. Environ Pollut 242:1146–1156

43.              Cheung LTO, Lui CY, Fok L (2018) Microplastic contamination of wild and captive flathead grey mullet (Mugil cephalus). Int J Environ Res Public Health 15:597

44.              Chua EM, Shimeta J, Nugegoda D, Morrison PD, Clarke BO (2014) Assimilation of polybrominated diphenyl ethers from microplastics by the marine amphipod, Allorchestes compressa. Environ Sci Technol 48:8127–8134

45.              Clark JR, Cole M, Lindeque PK, Fileman E, Blackford J, Lewis C, Lenton TM, Galloway TS (2016) Marine microplastic debris: a targeted plan for understanding and quantifying interactions with marine life. Front Ecol Environ 14:317–324

46.              Coffin S, Huang GY, Lee I, Schlenk D (2019) Fish and seabird gut conditions enhance desorption of estrogenic chemicals from commonly-ingested plastic items. Environ Sci Technol 53:4588–4599

47.              Cole M, Lindeque P, Halsband C, Galloway TS (2011) Microplastics as contaminants in the marine environment: a review. Mar Pollut Bull 62:2588–2597

48.              Cole M, Lindeque PK, Fileman E, Clark J, Lewis C, Halsband C, Galloway TS (2016) Microplastics alter the properties and sinking rates of zooplankton faecal pellets. Environ Sci Technol 50:3239–3246

49.              Conley K, Clum A, Deepe J, Lane H, Beckingham B (2019) Wastewater treatment plants as a source of microplastics to an urban estuary: removal efficiencies and loading per capita over one year. Water Research X 3:100030

50.              Cordova MR, Purwiyanto AIS, Suteja Y (2019) Abundance and characteristics of microplastics in the northern coastal waters of Surabaya, Indonesia. Mar Pollut Bull 142:183–188

51.              Corradini F, Meza P, Eguiluz R, Casado F, Huerta-Lwanga E, Geissen V (2019) Evidence of microplastic accumulation in agricultural soils from sewage sludge disposal. Sci Total Environ 671:411–420

52.              Costa JP, Santos PSM, Duarte AC, Rocha-Santos T (2016) (Nano) plastics in the environment – sources, fates and effects. Sci Total Environ 566-567:15–26

53.              Courtene-Jones W, Quinn B, Gary SF, Mogg AOM, Narayanaswamy BE (2017) Microplastic pollution identified in deep-sea water and ingested by benthic invertebrates in the Rockall trough, North Atlantic Ocean. Environ Pollut 231:271–280

54.              Dai Z, Zhang H, Zhou Q, Tian Y, Chen T, Tu C, Fu C, Luo Y (2018) Occurrence of microplastics in the water column and sediment in an inland sea affected by intensive anthropogenic activities. Environ Pollut 242:1557–1565

55.              Davarpanah E, Guilhermino L (2015) Single and combined effects of microplastics and copper on the population growth of the marine microalgae Tetraselmis chuii. Estuar Coast Shelf Sci 167:269–275

56.              Dawson A, Huston W, Kawaguchi S, King C, Cropp R, Wild S, Eisenmann P, Townsend K, Nash SB (2018) Uptake and depuration kinetics influence microplastic bioaccumulation and toxicity in Antarctic krill Euphausia superba. Environ Sci Technol 52:3195–3201

57.              Devi R, Rajesh Kannan V, Nivas D, Kannan K, Chandru S, Robert Antony A (2015) Biodegradation of HDPE by Aspergillus spp. from marine ecosystem of gulf of Mannar, India. Mar Pollut Bull 96:32–40

58.              Duis K, Coors A (2016) Microplastics in the aquatic and terrestrial environment: sources (with a specific focus on personal care products), fate and effects. Environ Sci Eur 28:2

59.              Eldridge JH, Meulbroek JA, Staas JK, Tice TR, Gilley RM (1989) Vaccine-containing biodegradable microspheres specifically enter the gut-associated lymphoid tissue following oral administration and induce a disseminated mucosal immune response. In: Atassi MZ (ed) Immunobiology of proteins and peptides V: vaccines mechanisms, design, and applications. Springer, pp 191–202

60.              Enders K, Lenz R, Stedmon CA, Nielsen TG (2015) Abundance, size and polymer composition of marine microplastics ≥ 10 μm in the Atlantic Ocean and their modelled vertical distribution. Mar Pollut Bull 100:70–81

61.              Endo S, Grathwohl P, Schmidt TC (2008) Absorption or adsorption? Insights from molecular probes n-alkanes and cycloalkanes into modes of sorption by environmental solid matrices. Environ Sci Technol 42:3989–3995

62.              Farrell P, Nelson K (2013) Trophic level transfer of microplastic: Mytilus edulis (L.) to Carcinus maenas (L.). Environ Pollut 177:1–3

63.              Ferreira M, Thompson J, Paris A, Rohindra D, Rico C (2020) Presence of microplastics in water, sediments and fish species in an urban coastal environment of Fiji, a Pacific small island developing state. Mar Pollut Bull 153:110991

64.              Fisner M, Majer A, Taniguchi S, Bícego M, Turra A, Gorman D (2017) Color spectrum and resin-type determine the concentration and composition of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in plastic pellets. Mar Pollut Bull 122:323–330

65.              Fotopoulou KN, Karapanagioti HK (2012) Surface properties of beached plastic pellets. Mar Environ Res 81:70–77

66.              Frias JP, Antunes JC, Sobral P (2013) Local marine litter survey - a case study in Alcobaça municipality, Portugal. J Integrated Coast Zone Manag 13:169–179

67.              Fries E, Zarfl C (2012) Sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) to low and high density polyethylene (PE). Environ Sci Pollut Res Int 19:1296–1304

68.              Frohlich E, Samberger C, Kueznik T, Absenger M, Roblegg E, Zimmer A, Pieber TR (2009) Cytotoxicity of nanoparticles independent from oxidative stress. J Toxicol Sci 34:363–375

69.              Frydkjaer CK, Iversen N, Roslev P (2017) Ingestion and egestion of microplastics by the Cladoceran daphniamagna: effects of regular and irregular shaped plastic and sorbed phenanthrene. Bull Environ Contam Toxicol 99:655–661

70.              Galgani F, Hanke G, Maes T (2015) Global distribution, composition and abundance of marine litter. In: Bergmann M, Gutow L, Klages M (eds) Marine anthropogenic litter. Springer, Cham, pp 29–56

71.              Galloway (2015) Micro- and nano-plastics and human health. In: Bergmann M, Gutow L, Klages M (eds) Marine anthropogenic litter. Springer, Cham, pp 343–366

72.              Gambardella C, Morgana S, Ferrando S, Bramini M, Piazza V, Costa E, Garaventa F, Faimali M (2017) Effects of polystyrene microbeads in marine planktonic crustaceans. Ecotoxicol Environ Saf 145:250–257

73.              Gassel M, Rochman CM (2019) The complex issue of chemicals and microplastic pollution: a case study in North Pacific lanternfish. Environ Pollut 248:1000–1009

74.              Gieré R, Sommer F, Dietze V, Baum A, Gilge S, Sauer J, Maschowski C (2018) Tire-wear particles as a major component of microplastics in the environment. Geol Soc Am 50

75.              Gong W, Jiang M, Han P, Liang G, Zhang T, Liu G (2019) Comparative analysis on the sorption kinetics and isotherms of fipronil on nondegradable and biodegradable microplastics. Environ Pollut 254:112927

76.              Göpferich A (1995) Mechanisms of polymer degradation and erosion. Biomaterials 17:103

77.              Gouin T, Roche N, Lohmann R, Hodges G (2011) A thermodynamic approach for assessing the environmental exposure of chemicals absorbed to microplastic. Environ Sci Technol 45:1466–1472

78.              Govindasamy S, Syafiq IM, Amirul AAA, Amin RM, Bhubalan K (2019) Dataset on controlled production of polyhydroxyalkanoate-based microbead using double emulsion solvent evaporation technique. Data Brief 23:103675

79.              Greven AC, Merk T, Karagöz F, Mohr K, Klapper M, Jovanović B, Palić D (2016) Polycarbonate and polystyrene nanoplastic particles act as stressors to the innate immune system of fathead minnow (Pimephales promelas). Environ Toxicol Chem 35:3093–3310

80.              Gündoğdu S, Çevik C, Güzel E, Kilercioğlu S (2018) Microplastics in municipal wastewater treatment plants in Turkey: a comparison of the influent and secondary effluent concentrations. Environ Monit Assess 190:626

81.              Guo J, Huang X, Xiang L, Wang Y, Li Y, Li H, Cai Q, Mo C, Wong M (2020) Source, migration and toxicology of microplastics in soil. Environ Int 137:105263

82.              Guo X, Wang X, Zhou X, Kong X, Tao S, Xing B (2012) Sorption of four hydrophobic organic compounds by three chemically distinct polymers: role of chemical and physical composition. Environ Sci Technol 46:7252–7259

83.              Guo XT, Pang JW, Chen SY, Jia HZ (2018) Sorption properties of tylosin on four different microplastics. Chemosphere 209:240–245

84.              Guzzetti E, Sureda A, Tejada S, Faggio C (2018) Microplastic in marine organism: environmental and toxicological effects. Environ Toxicol Pharmacol 64:164–171

85.              Haghi BN, Banaee M (2017) Effects of micro-plastic particles on paraquat toxicity to common carp (Cyprinus carpio): biochemical changes. Int J Environ Sci Technol 14:521–530

86.              Hale RC, Seeley ME, La Guardia MJ, Mai L, Zeng EY (2020) A global perspective on microplastics. J Geophys Res Oceans 125:e2018JC014719

87.              Hartmann NB, Rist S, Bodin J, Jensen LH, Schmidt SN, Mayer P, Meibom A, Baun A (2017) Microplastics as vectors for environmental contaminants: exploring sorption, desorption, and transfer to biota. Integr Environ Assess Manag 13:488–493

88.              He P, Chen L, Shao L, Zhang H, Lü F (2019) Municipal solid waste (MSW) landfill: a source of microplastics? -evidence of microplastics in landfill leachate. Water Res 159:38–45

89.              Hernandez E, Nowack B, Mitrano DM (2017) Polyester textiles as a source of microplastics from households: a mechanistic study to understand microfiber release during washing. Environ Sci Technol 51:7036–7046

90.              Herzke D, Anker-Nilssen T, Nøst TH, Götsch A, Christensen-Dalsgaard S, Langset M et al (2016) Negligible impact of ingested microplastics on tissue concentrations of persistent organic pollutants in northern fulmars off coastal Norway. Environ Sci Technol 50:1924–1933

91.              Hodges GM, Carr EA, Hazzard RA, Carr KE (1995) Uptake and translocation of microparticles in small intestine. Morphology and quantification of particle distribution. Dig Dis Sci 40:967–975

92.              Holmes LA, Turner A, Thompson RC (2012) Adsorption of trace metals to plastic resin pellets in the marine environment. Environ Pollut 160:42–48

93.              Holmes LA, Turner A, Thompson RC (2014) Interactions between trace metals and plastic production pellets under estuarine conditions. Mar Chem 167:25–32

94.              Horton A, Walton A, Spurgeon DJ, Lahive E, Svendsen C (2017) Microplastics in freshwater and terrestrial environments: evaluating the current understanding to identify the knowledge gaps and future research priorities. Sci Total Environ 586:127–141

95.              Horton AA, Svendsen C, Williams RJ, Spurgeon DJ, Lahive E (2016) Large microplastic particles in sediments of tributaries of the river Thames, UK - abundance, sources and methods for effective quantification. Mar Pollut Bull 114:218–226

96.              Howell EA, Bograd SJ, Morishige C, Seki MP, Polovina JJ (2012) On North Pacific circulation and associated marine debris concentration. Mar Pollut Bull 65:16–22

97.              Hu JQ, Yang SZ, Guo L, Xu X, Yao T, Xie F (2017) Microscopic investigation on the adsorption of lubrication oil on microplastics. J Mol Liq 227:351–355

98.              Hu Y, Gong M, Wang J, Bassi A (2019) Current research trends on microplastic pollution from wastewater systems: a critical review. Rev Environ Sci Biotechnol 18:207–230

99.              Huffer T, Hofmann T (2016) Sorption of non-polar organic compounds by micro-sized plastic particles in aqueous solution. Environ Pollut 214:194–201

100.          Huffer T, Weniger AK, Hofmann T (2018) Sorption of organic compounds by aged polystyrene microplastic particles. Environ Pollut 236:218–225

101.          Hwang J, Choi D, Han S, Jung SY, Choi J, Hong J (2020) Potential toxicity of polystyrene microplastic particles. Sci Rep 10:7391

102.          Ivleva NP, Wiesheu AC, Niessner R (2017) Microplastic in aquatic ecosystems. Angew Chem Int Ed 56:1720–1739

103.          Jabeen K, Li B, Chen Q, Su L, Wu C, Hollert H, Shi H (2018) Effects of virgin microplastics on goldfish (Carassius auratus). Chemosphere 213:323–332

104.          Jambeck JR, Geyer R, Wilcox C, Siegler TR, Perryman M, Andrady A, Narayan R, Law KL (2015) Plastic waste inputs from land into the ocean. Science 347:768–771

105.          Jang M, Shim WJ, Han GM, Rani M, Song YK, Hong SH (2016) Styrofoam debris as a source of hazardous additives for marine organisms. Environ Sci Technol 50:4951–4960

106.          Jani PU, McCarthy DE, Florence AT (1992) Nanosphere and microsphere uptake via Peyer’s patches: observation of the rate of uptake in the rat after a single oral dose. Int J Pharm 86:239–246

107.          Jeong CB, Won EJ, Kang HM, Lee MC, Hwang DS, Hwang UK, Zhou B, Souissi S, Lee SJ, Lee JS (2016) Microplastic size-dependent toxicity, oxidative stress induction, and p-JNK and p-p38 activation in the monogonont rotifer (Brachionus koreanus). Environ Sci Technol 50:8849–8857

108.          Jiang Y, Yang F, Zhao Y, Wang J (2020) Greenland Sea gyre increases microplastic pollution in the surface waters of the Nordic seas. Sci Total Environ 712:136484

109.          Jovanovic B (2017) Ingestion of microplastics by fish and its potential consequences from a physical perspective. Integr Environ Assess Manag 13:510–515

110.          Jun Y, Yu Y, Wei-Min W, Jiao Z, Lei J (2014) Evidence of PE biodegradation by bacterial strains frothe guts of plastic-eating waxworms. Environ Sci Technol 48:13776–13784

111.          Kanhai LDK, Gårdfeldt K, Lyashevska O, Hassellöv M (2018) Microplastics in sub-surface waters of the Arctic Central Basin. Mar Pollut Bull 130:8–18

112.          Karapanagioti HK, Klontza I (2008) Testing phenanthrene distribution properties of virgin plastic pellets and plastic eroded pellets found on Lesvos island beaches (Greece). Mar Environ Res 65:283–290

113.          Katsnelson A (2015) News feature: microplastics present pollution puzzle. PNAS 112:5547–5549

114.          Kazour M, Jemaa S, Issa C, Khalaf G, Amara R (2019) Microplastics pollution along the Lebanese coast (eastern Mediterranean Basin): occurrence in surface water, sediments and biota samples. Sci Total Environ 696:133933

115.          Kedzierski M, D'Almeida M, Magueresse A, Le Grand A, Duval H, Cesar G, Sire O, Bruzaud S, Tilly VL (2018) Threat of plastic ageing in marine environment. Adsorption/desorption of micropollutants. Mar Pollut Bull 127:684–694

116.          Khalik WMAWM, Ibrahim YS, Anuar ST, Govindasamy S, Baharuddin NF (2018) Microplastics analysis in Malaysian marine waters: a field study of Kuala Nerus and Kuantan. Mar Pollut Bull 135:451–457

117.          Khan FR, Boyle D, Chang E, Bury NR (2017) Do PE microplastic beads alter the intestinal uptake of Ag in rainbow trout Oncorhynchus mykiss? Analysis of the microplastics vector effect using in vitro gut sacs. Environ Pollut 231:200–206

118.          Khan FR, Syberg K, Shashoua Y, Bury NR (2015) Influence of PE microplastic beads on the uptake and localization of silver in zebrafish (Danio rerio). Environ Pollut 206:73–79

119.          Kim D, Chae Y, An YJ (2017a) Mixture toxicity of nickel and microplastics with different functional groups on Daphnia magna. Environ Sci Technol 51:12852–12858

120.          Kim MY, Kim C, Moon J, Heo J, Jung SP, Kim JR (2017b) Polymer film-based screening and isolation of polylactic acid (PLA)-degrading microorganisms. J Microbiol Biotechnol 27:342–349

121.          Kleinteich J, Seidensticker S, Marggrander N, Zarfl C (2018) Microplastics reduce short-term effects of environmental contaminants. Part ii: PE particles decrease the effect of polycyclic aromatic hydrocarbons on microorganisms. Int J Environ Res Public Health 15:E287

122.          Koelmans AA, Bakir A, Burton GA, Janssen CR (2016) Microplastic as a vector for chemicals in the aquatic environment: critical review and model-supported reinterpretation of empirical studies. Environ Sci Technol 50:3315–3326

123.          Koelmans AA, Besseling E, Foekema EM (2014) Leaching of plastic additives to marine organisms. Environ Pollut 187:49–54

124.          Koelmans AA, Besseling E, Wegner A, Foekema EM (2013) Plastic as a carrier of POPs to aquatic organisms: a model analysis. Environ Sci Technol 47:7812–7820

125.          Koelmans AA, Brendo M, Thijs M, Jonker MTO (2009) Attenuation of polychlorinated biphenyl sorption to charcoal by humic acids. Environ Sci Technol 43:736–742

126.          Kokalj AJ, Kunej U, Skalar T (2018) Screening study of four environmentally relevant microplastic pollutants: uptake and effects on Daphnia magna and Artemia franciscana. Chemosphere 208:522–529

127.          Kole PJ, Löhr AJ, Van Belleghem F, Ragas A (2017) Wear and tear of tyres: a stealthy source of microplastics in the environment. Int J Environ Res Public Health 14:1265

128.          Koongolla JB, Andrady AL, Kumara PTP, Gangabadage CS (2018) Evidence of microplastics pollution in coastal beaches and waters in southern Sri Lanka. Mar Pollut Bull 137:277–284

129.          Kwon JH, Chang S, Hong SH, Shim WJ (2017) Microplastics as a vector of hydrophobic contaminants: importance of hydrophobic additives. Integr Environ Assess Manag 13:494–499

130.          Lambert S, Sinclair C, Boxall A (2014) Occurrence, degradation, and effect of polymer-based materials in the environment. In: Whitacre DM (ed) Reviews of environmental contamination and toxicology 227. Springer, Switzerland

131.          Lambert S, Sinclair CJ, Bradley EL, Boxall A (2013) Effects of environmental conditions on latex degradation in aquatic systems. Sci Total Environ 447:225–234

132.          Law KL, Morét-Ferguson S, Maximenko NA, Proskurowski G, Peacock EE, Hafner J, Reddy CM (2010) Plastic accumulation in the North Atlantic subtropical gyre. Science 329:1185–1188

133.          Lebreton L, Andrady A (2019) Future scenarios of global plastic waste generation and disposal. Palgrave Commun 5:6

134.          Lee H, Lee HJ, Kwon JH (2019) Estimating microplastic-bound intake of hydrophobic organic chemicals by fish using measured desorption rates to artificial gut fluid. Sci Total Environ 651:162–170

135.          Lei L, Wu S, Lu S, Liu M, Song Y, Fu Z, Shi H, Raley-Susman KM, He D (2018) Microplastic particles cause intestinal damage and other adverse effects in zebrafish Danio rerio and nematode Caenorhabditis elegans. Sci Total Environ 619:1–8

136.          Leroueil PR, Berry SA, Duthie K, Han G, Rotello VM, McNerny DQ, Baker JR Jr, Orr BG, Holl MM (2008) Wide varieties of cationic nanoparticles induce defects in supported lipid bilayers. Nano Lett 8:420–424

137.          Li J, Zhang K, Zhang H (2018b) Adsorption of antibiotics on microplastics. Environ Pollut 237:460–467

138.          Li X, Chen L, Mei Q, Dong B, Dai X, Ding G, Zeng EY (2018a) Microplastics in sewage sludge from the wastewater treatment plants in China. Water Res 142:75–85

139.          Li Y, Zhang H, Tang C (2020) A review of possible pathways of marine microplastics transport in the ocean. Anthropocene Coasts 3:6–13

140.          Liao Y, Yang J (2020) Microplastic serves as a potential vector for Cr in an in-vitro human digestive model. Sci Total Environ 703:134805

141.          Lin W, Jiang R, Xiong Y, Wu J, Xu J, Zheng J, Zhu F, Ouyang G (2019) Quantification of the combined toxic effect of polychlorinated biphenyls and nano-sized polystyrene on Daphnia magna. J Hazard Mater 364:531–536

142.          Liu G, Zhu Z, Yang Y, Sun Y, Yu F, Ma J (2018) Sorption behavior and mechanism of hydrophilic organic chemicals to virgin and aged microplastics in freshwater and seawater. Environ Pollut 246:26–33

143.          Liu J, Zhang T, Tian L, Liu X, Qi Z, Ma Y, Ji R, Chen W (2019a) Aging significantly affects mobility and contaminant-mobilizing ability of nanoplastics in saturated loamy sand. Environ Sci Technol 53:5805–5815

144.          Liu K, Wang XH, Fang T, Xu P, Zhu LX, Li DJ (2019b) Source and potential risk assessment of suspended atmospheric microplastics in Shanghai. Sci Total Environ 675:462–471

145.          Liu L, Fokkink R, Koelmans AA (2016) Sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons to polystyrene nanoplastic. Environ Toxicol Chem 35:1650–1655

146.          Liu X, Shi H, Xie B, Dionysiou DD, Zhao Y (2019c) Microplastics as both a sink and a source of Bisphenol a in the marine environment. Environ Sci Technol 5:10188–10196

147.          Liu X, Xu J, Zhao Y, Shi H, Huang CH (2019d) Hydrophobic sorption behaviors of 17beta-estradiol on environmental microplastics. Chemosphere 226:726–735

148.          Llorca M, Schirinzi G, Martínez M, Barceló D, Farré M (2018) Adsorption of perfluoroalkyl substances on microplastics under environmental conditions. Environ Pollut 235:680–691

149.          Lohmann R (2017) Microplastics are not important for the cycling and bioaccumulation of organic pollutants in the oceans-but should microplastics be considered POPs themselves? Integr Environ Assess Manag 13:460–465

150.          Lu Y, Zhang Y, Deng Y, Jiang W, Zhao Y, Geng J, Ding L, Ren H (2016) Uptake and accumulation of polystyrene microplastics in zebrafish (Danio rerio) and toxic effects in liver. Environ Sci Technol 50:4054–4060

151.          Lusher A, Milian GH, O’Brien J, Berrow S, O’Connor I, Officer R (2015) Microplastic and macroplastic ingestion by a deep diving, oceanic cetacean: the True’s beaked whale Mesoplodon Mirus. Environ Pollut 199:85–191

152.          Lusher AL, McHugh M, Thompson RC (2013) Occurrence of microplastics in the gastrointestinal tract of pelagic and demersal fish from the English Channel. Mar Pollut Bull 67:94–99

153.          Lwanga E, Thapa B, Yang X, Gertsen H, Salanki T, Geissen V, Garbeva P (2018) Decay of low-density polyethylene by bacteria extracted from earthworm’s guts: a potential for soil restoration. Sci Total Environ 624:753–757

154.          Ma H, Pu S, Liu S, Bai Y, Mandal S, Xing B (2020a) Microplastics in aquatic environments: toxicity to trigger ecological consequences. Environ Pollut 261:114089

155.          Ma J, Ma Y, Yu F, Dai X (2018) Rotating magnetic field-assisted adsorption mechanism of pollutants on mechanically strong sodium alginate/graphene/L-cysteine beads in batch and fixed-bed column systems. Environ Sci Technol 52:13925–13934

156.          Ma J, Sun Y, Zhang M, Yang M, Gong X, Yu F, Zheng J (2017) Comparative study of graphene hydrogels and aerogels reveals the important role of buriedwater in pollutant adsorption. Environ Sci Technol 51:12283–12292

157.          Ma Y, Huang A, Cao S, Sun F, Wang L, Guo H, Ji R (2016) Effects of nanoplastics and microplastics on toxicity, bioaccumulation, and environmental fate of phenanthrene in fresh water. Environ Pollut 219:166–173

158.          Ma ZF, Ibrahim YS, Lee YY (2020b) Microplastic pollution and health and relevance to the Malaysia’s roadmap to zero single-use plastics 2018–2030. Malays J Med Sci 27:1–6

159.          Magara G, Elia AC, Syberg K, Khan FR (2018) Single contaminant and combined exposures of PE microplastics and fluoranthene: accumulation and oxidative stress response in the blue mussel, Mytilus edulis. J Toxicol Environ Health A 81:1–13

160.          Martin OV, Voulvoulis N (2009) Sustainable risk management of emerging contaminants in municipal wastewaters. Philos Trans Royal Soc A Math Phys Eng Sci 367:3895–3922

161.          Mata MT, Luza MF, Riquelme CE (2017) Production of diatom-bacteria biofilm isolated from Seriola lalandi cultures for aquaculture application. Aquac Res 48:4308–4320

162.          Mato Y, Isobe T, Takada H, Kanehiro H, Ohtake C, Kaminuma T (2001) Plastic resin pellets as a transport medium for toxic chemicals in the marine environment. Environ Sci Technol 35:318–324

163.          Mattsson K, Ekvall MT, Hansson LA, Linse S, Malmendal A, Cedervall T (2014) Altered behavior, physiology, and metabolism in fish exposed to polystyrene nanoparticles. Environ Sci Technol 49:553–561

164.          Maximenko N, Hafner J, Niier P (2012) Pathways of marine debris derived from trajectories of Lagrangian drifters. Mar Pollut Bull 65:51–62

165.          Mazurais D, Ernande B, Quazuguel P, Severe A, Huelvan C, Madec L, Mouchel O, Soudant P, Robbens J, Huvet A, Zambonino-Infante J (2015) Evaluation of the impact of PE microbeads ingestion in European sea bass (Dicentrarchus labrax) larvae. Mar Environ Res 112:78–85

166.          McEachern K, Alegria H, Kalagher AL, Hansen C, Morrison S, Hastings D (2019) Microplastics in Tampa Bay, Florida: abundance and variability in estuarine waters and sediments. Mar Pollut Bull 148:97–106

167.          Mohan AJ, Sekhar VC, Bhaskar T, Nampoothiri KM (2016) Microbial assisted high impact polystyrene (HIPS) degradation. Bioresour Technol 213:204–207

168.          Moura V, Ribeiro I, Moriggi P, Capao A, Salles C, Bitati S, Procopio L (2018) The influence of surface microbial diversity and succession on microbiologically influenced corrosion of steel in a simulated marine environment. Arch Microbiol 200:1447–1456

169.          Munier B, Bendell LI (2018) Macro and micro plastics sorb and desorb metals and act as a point source of trace metals to coastal ecosystems. PLoS One 13:e0191759

170.          Naidu SA, Ranga Rao V, Ramu K (2018) Microplastics in the benthic invertebrates from the coastal waters of Kochi, southeastern Arabian Sea. Environ Geochem Health 40:1377–1383

171.          Nakki P, Setala O, Lehtiniemi M (2017) Bioturbation transports secondary microplastics to deeper layers in soft marine sediments of the northern Baltic Sea. Mar Pollut Bull 119:255–261

172.          Nel HA, Froneman PW (2015) A quantitative analysis of microplastic pollution along the south-eastern coastline of South Africa. Mar Pollut Bull 101:274–279

173.          Nelms SE, Galloway TS, Godley BJ, Jarvis DS, Lindeque PK (2018) Investigating microplastic trophic transfer in marine top predators. Environ Pollut 238:999–1007

174.          Neufeld L, Stassen F, Sheppard R, Gilman T (2016) The new plastics economy — rethinking the future of plastics. World economic forum, Ellen MacArthur Foundation, McKinsey & Company http://www.ellenmacarthurfoundation.org/publications

175.          Ngo PL, Pramanik BK, Shah K, Roychand R (2019) Pathway, classification and removal efficiency of microplastics in wastewater treatment plants. Environ Pollut 255:113326

176.          Nie H, Wang J, Xu K, Huang Y, Yan M (2019) Microplastic pollution in water and fish samples around Nanxun reef in Nansha Islands, South China Sea. Sci Total Environ 696:134022

177.          Nor NHM, Koelmans AA (2019) Transfer of PCBs from microplastics under simulated gut fluid conditions is biphasic and reversible. Environ Sci Technol 53(4):1874–1883

178.          Obbard RW (2018) Microplastics in polar regions: the role of long range transport. Curr Opin Environ Sci Health 1:24–29

179.          Oberbeckmann S, Kreikemeyer B, Labrenz M (2018) Environmental factors support the formation of specific bacterial assemblages on microplastics. Front Microbiol 8:2709

180.          Oberbeckmann S, Labrenz M (2020) Marine microbial assemblages on microplastics: diversity, adaptation, and role in degradation. Annu Rev Mar Sci 12:209–232

181.          O'Donovan S, Mestre NC, Abel S, Fonseca TG, Carteny CC, Cormier B, Keiter SH, Bebianno MJ (2018) Ecotoxicological effects of chemical contaminants adsorbed to microplastics in the clam Scrobicularia plana. Front Mar Sci 5:143

182.          Ogonowski M, Wenman V, Danielsson S, Gorokhova E (2017) Ingested microplastic is not correlated to HOC concentrations in Baltic Sea herring. CEST [internet]. Rhodes, Greece

183.          Oliveira M, Ribeiro A, Hylland K, Guilhermino L (2013) Single and combined effects of microplastics and pyrene on juveniles (0+ group) of the common goby Pomatoschistus microps (Teleostei Gobiidae). Ecol Indic 34:641–647

184.          Omenn GS, Merchant J, Boatman E, Dement JM, Kuschner M, Nicholson W, Peto J, Rosenstock L (1986) Contribution of environmental fibers to respiratory cancer. Environ Health Perspect 70:51–56

185.          Ory NC, Sobral P, Ferreira JL, Thiel M (2017) Amberstripe scad Decapterus muroadsi (Carangidae) fish ingest blue microplastics resembling their copepod prey along the coast of Rapa Nui (Easter Island) in the South Pacific subtropical gyre. Sci Total Environ 586:430–437

186.          Paco A, Duarte K, da Costa JP, Santos PSM, Pereira R, Pereira ME, Freitas AC, Duarte AC, Rocha-Santos TAP (2017) Biodegradation of polyethylene microplastics by the marine fungus Zalerion maritimum. Sci Total Environ 586:10–15

187.          Park SY, Kim CG (2019) Biodegradation of micro-polyethylene particles by bacterial colonization of a mixed microbial consortium isolated from a landfill site. Chemosphere 222:527–533

188.          Pascall MA, Zabik ME, Zabik MJ, Hernandez RJ (2005) Uptake of polychlorinated biphenyls (PCBs) from an aqueous medium by PE, PVC, and polystyrene films. J Agric Food Chem 53:164

189.          Paul-Pont I, Lacroix C, Fernandez GC, Hegaret H, Lambert C, Le Goïc N, Frere L, Cassone AL, Sussarellu R, Fabioux C, Guyomarch J, Albentosa M, Huvet A, Soudant P (2016) Exposure of marine mussels Mytilus spp. to polystyrene microplastics: toxicity and influence on fluoranthene bioaccumulation. Environ Pollut 216:724–737

190.          Pauly JL, Stegmeier SJ, Allaart HA, Cheney RT, Zhang PJ, Mayer AG, Streck RJ (1998) Inhaled cellulosic and plastic fibers found in human lung tissue. Cancer Epidemiol Biomark Prev 7:419–428

191.          Peda C, Caccamo L, Fossi MC, Gai F, Andaloro F, Genovese L, Perdichizzi A, Romeo T, Maricchiolo G (2016) Intestinal alterations in European sea bass Dicentrarchus labrax (Linnaeus 1758) exposed to microplastics: preliminary results. Environ Pollut 212:251–256

192.          Peters CA, Thomas PA, Rieper KB, Bratton SP (2017) Foraging preferences influence microplastic ingestion by six marine fish species from the Texas Gulf Coast. Mar Pollut Bull 124:82–88

193.          PlasticsEurope (2017) Plastics – the facts 2017. An analysis of European plastics production, demand and waste data. PlasticsEurope Retrieved from https://www.plasticseurope.org/en/resources/publications/274-plastics-facts-2017 Accessed on 17 August 2020

194.          PlasticsEurope (2019) Plastics – the facts 2019. An analysis of European plastics production, demand and waste data. PlasticsEurope Retrieved from https://www.plasticseurope.org/en/resources/publications/1804-plastics-facts-2019 Accessed on 17 August 2020

195.          Porter DW, Castranova V, Robinson VA, Hubbs AF, Mercer RR, Scabilloni J, Goldsmith T, Schwegler-Berry D, Battelli L, Washko R, Burkhart J, Piacitelli C, Whitmer M, Jones W (1999) Acute inflammatory reaction in rats after intratracheal instillation of material collected from a nylon flocking plant. J Toxicol Environ Health, Part A 57:25–45

196.          Prata JC, Lavorante BRBO, Conceição M, Montenegro BSM, Guilhermino L (2018) Influence of microplastics on the toxicity of the pharmaceuticals procainamide and doxycycline on the marine microalgae Tetraselmis chuii. Aquat Toxicol 197:143–152

197.          Prokic MD, Radovanović TB, Gavrić JP, Faggio C (2019) Ecotoxicological effects of microplastics: examination of biomarkers, current state and future perspectives. TrAC Trends Anal Chem 111:37–46

198.          Qi X, Ren Y, Wang X (2017) New advances in the biodegradation of poly (lactic) acid. Int Biodeterior Biodegradation 117:215–223

199.          Qiao R, Lu K, Deng Y, Ren H, Zhang Y (2019) Combined effects of polystyrene microplastics and natural organic matter on the accumulation and toxicity of copper in zebrafish. Sci Total Environ 682:128–137

200.          Qu H, Ma R, Wang B, Zhang Y, Yin L, Yu G, Deng S, Huang J, Wang Y (2018) Effects of microplastics on the uptake, distribution and biotransformation of chiral antidepressant venlafaxine in aquatic ecosystem. J Hazard Mater 359:104–112

201.          Raju S, Carbery M, Kuttykattil A, Senathirajah K, Subashchandrabose SR, Evans G, Thavamani P (2018) Transport and fate of microplastics in wastewater treatment plants: implications to environmental health. Rev Environ Sci Biotechnol 17:637–653

202.          Rehse S, Kloas W, Zarfl C (2018) Microplastics reduce short-term effects of environmental contaminants. Part I: effects of bisphenol a on freshwater zooplankton are lower in presence of PA particles. Int J Environ Res Public Health 15:280

203.          Rieux AD, Ragnarsson EGE, Gullberg E, Préat V, Schneider YJ, Artursson P (2005) Transport of nanoparticles across an in vitro model of the human intestinal follicle associated epithelium. Eur J Pharm Sci 25:455–465

204.          Rios LM, Moore C, Jones PR (2007) Persistent organic pollutants carried by synthetic polymers in the ocean environment. Mar Pollut Bull 54:1230–1237

205.          Rocha-Santos T, Duarte AC (2015) A critical overview of the analytical approaches to the occurrence, the fate and the behavior of microplastics in the environment. TrAC Trends Anal Chem 65:47–53

206.          Rochman CM (2018) Microplastics research – from sink to source. Science 360:28–29

207.          Rochman CM, Hentschel BT, Teh SJ (2014) Long-term sorption of metals is similar among plastic types: implications for plastic debris in aquatic environments. PLoS one:e85433.

208.          Rochman CM, Hoh E, Hentschel BT, Kaye S (2013a) Long-term field measurement of sorption of organic contaminants to five types of plastic pellets: implications for plastic marine debris. Environ Sci Technol 47:1646–1654

209.          Rochman CM, Hoh E, Kurobe T, Teh SJ (2013b) Ingested plastic transfers hazardous chemicals to fish and induces hepatic stress. Sci Rep:3

210.          Rose D, Webber M (2019) Characterization of microplastics in the surface waters of Kingston harbour. Sci Total Environ 664:753–760

211.          Ruiz-Orejón LF, Sardá R, Ramis-Pujol J (2018) Now, you see me: high concentrations of floating plastic debris in the coastal waters of the Balearic Islands (Spain). Mar Pollut Bull 133:636–646

212.          Rujnic-Sokele M, Pilipovic A (2017) Challenges and opportunities of biodegradable plastics: a mini review. Waste Manag Res 35:132–140

213.          Ryan PG (1988) Effects of ingested plastic on seabird feeding: evidence from chickens. Mar Pollut Bull 19:125–128

214.          Ryberg MW, Hauschild MZ, Wang F, Averous-Monnery S, Laurent A (2019) Global environmental losses of plastics across their value chains. Resour Conserv Recycl 151:104459

215.          Saeed T, Al-Jandal N, Al-Mutairi A, Taqi H (2020) Microplastics in Kuwait marine environment: results of first survey. Mar Pollut Bull 152:110880

216.          Saliu F, Montano S, Garavaglia MG, Lasagni M, Seveso D, Galli P (2018) Microplastic and charred microplastic in the Faafu atoll, Maldives. Mar Pollut Bull 136:464–471

217.          Savoca S, Capillo G, Mancuso M, Bottari T, Crupi R, Branca C, Spanò N (2019) Microplastics occurrence in the Tyrrhenian waters and in the gastrointestinal tract of two congener species of seabreams. Environ Toxicol Pharmacol 67:35–41

218.          Scanes E, Wood H, Ross P (2019) Microplastics detected in haemolymph of the Sydney rock oyster Saccostrea glomerata. Mar Pollut Bull 149:110537

219.          Schönlau C, Karlsson TM, Rotander A, Nilsson H, Engwall M, van Bavel B, Kärrman A (2020) Microplastics in sea-surface waters surrounding Sweden sampled by manta trawl and in-situ pump. Mar Pollut Bull 153:111019

220.          Schwabl P, Köppel S, Königshofer P, Bucsics T, Trauner M, Reiberger T, Liebmann B (2019) Detection of various microplastics in human stool: a prospective case series. Ann Intern Med 171:453–457

221.          Scopetani C, Cincinelli A, Martellini T, Lombardini E, Ciofini A, Fortunati A, Pasquali V, Ciattini S, Ugolini A (2018) Ingested microplastic as a two-way transporter for PBDEs in Talitrus saltator. Environ Res 167:411–417

222.          Sen SK, Raut S (2015) Microbial degradation of low density polyethylene (LDPE): a review. J Environ Chem Eng 3:462–473

223.          Setala O, Fleming-Lehtinen V, Lehtiniemi M (2014) Ingestion and transfer of microplastics in the planktonic food web. Environ Pollut 185:77–83

224.          Setala O, Norkko J, Lehtiniemi M (2016) Feeding type affects microplastic ingestion in a coastal invertebrate community. Mar Pollut Bull 102:95–101

225.          Shen XC, Li DC, Sima XF, Cheng HY, Jiang H (2018) The effects of environmental conditions on the enrichment of antibiotics on microplastics in simulated natural water column. Environ Res 166:377–383

226.          Sleight VA, Bakir A, Thompson RC, Henry TB (2017) Assessment of microplastic-sorbed contaminant bioavailability through analysis of biomarker gene expression in larval zebrafish. Mar Pollut Bull 116:291–297

227.          Song YK, Hong SH, Jang M, Kang JH, Kwon OY, Han GM, Shim WJ (2014) Large accumulation of micro-sized synthetic polymer particles in the sea surface microlayer. Environ Sci Technol 48:9014–9021

228.          Sorb (2020) Dictionary.com Retrieved from https://www.dictionary.com/browse/sorb Accessed on 17 August 2020.

229.          Sørensen L, Rogers E, Altin D, Salaberria I, Booth AM (2020) Sorption of PAHs to microplastic and their bioavailability and toxicity to marine copepods under co-exposure conditions. Environ Pollut 258:113844

230.          Steinmetz Z, Wollmann C, Schaefer M, Schaefer M, Buchmann C, David J, Troger J, Munoz K, Foro O, Schaumann GE (2016) Plastic mulching in agriculture. Trading short-term agronomic benefits for long-term soil degradation? Sci Total Environ 550:690–705

231.          Stock V, Böhmert L, Lisicki E, Block R, Cara-Carmona J, Pack LK, Selb R, Lichtenstein D, Voss L, Henderson CJ, Zabinsky E, Sieg H, Braeuning A, Lampen A (2019) Uptake and effects of orally ingested polystyrene microplastic particles in vitro and in vivo. Arch Toxicol 93:1817–1833

232.          Su L, Deng H, Li B, Chen Q, Pettigrove V, Wu C, Shi H (2018) The occurrence of microplastic in specific organs in commercially caught fishes from coast and estuary area of East China. J Hazard Mater 365:716–724

233.          Sul JAI, Costa MF (2014) The present and future of microplastic pollution in the marine environment. Environ Pollut 185:352–364

234.          Sun J, Dai X, Wang Q, van Loosdrecht MCM, Ni BJ (2019) Microplastics in wastewater treatment plants: detection, occurrence and removal. Water Res 152:21–37

235.          Sun X, Liang J, Zhu M, Zhao Y, Zhang B (2018) Microplastics in seawater and zooplankton from the Yellow Sea. Environ Pollut 242:585–595

236.          Sutton R, Mason SA, Stanek SK, Willis-Norton E, Wren IF, Box C (2016) Microplastic contamination in the San Francisco Bay, California. USA Mar Poll Bull:230–235

237.          Syberg K, Nielsen A, Khan FR, Banta GT, Palmqvist A, Jepsen PM (2017) Microplastic potentiates triclosan toxicity to the marine copepod Acartia tonsa (Dana). J Toxicol Environ Health 80:1369–1371

238.          Syranidou E, Karkanorachaki K, Amorotti F, Repouskou E, Kroll K, Kolvenbach B, Corvini PF, Fava F, Kalogerakis N (2017) Development of tailored indigenous marine consortia for the degradation of naturally weathered polyethylene films. PLoS One 12:e0183984

239.          Talvitie J, Mikola A, Koistinen A, Setala O (2017) Solutions to microplastic pollution - removal of microplastics from wastewater effluent with advanced wastewater treatment technologies. Water Res 123:401–407

240.          Tan X, Yu X, Cai L, Wang J, Peng J (2019) Microplastics and associated PAHs in surface water from the Feilaixia reservoir in the Beijiang River, China. Chemosphere 221:834–840

241.          Tanaka K, Takada H, Yamashita R, Mizukawa K, Fukuwaka MA, Watanuki Y (2013) Accumulation of plastic-derived chemicals in tissues of seabirds ingesting marine plastics. Mar Pollut Bull 69:219–222

242.          Tanaka K, Takada H, Yamashita R, Mizukawa K, Fukuwaka MA, Watanuki Y (2015) Facilitated leaching of additive-derived PBDEs from plastic by seabirds’ stomach oil and accumulation in tissues. Environ Sci Technol 49:11799–11807

243.          Tanaka K, Yamashita R, Takada H (2018) Transfer of hazardous chemicals from ingested plastics to higher-trophic-level organisms. In: Takada H, Karapanagioti HK (eds) Hazardous chemicals associated with plastics in the marine environment. The handbook of environmental chemistry, vol 78. Springer, Cham, pp 267–280

244.          Ter HA, Ladirat L, Gendre X, Goudounèche D, Pusineri C, Routaboul C, Tenailleau C, Duployer B, Perez E (2016) Understanding the fragmentation pattern of marine plastic debris. Environ Sci Technol 50:5668

245.          Teuten EL, Rowland SJ, Galloway TS, Thompson RC (2007) Potential for plastics to transport hydrophobic contaminants. Environ Sci Technol 41:7759–7764

246.          Teuten EL, Saquing JM, Knappe DRU, Barlaz MA, Jonsson S, Bjorn A, Rowland SJ, Thompson RC, Galloway TS, Yamashita R, Ochi D, Watanuki Y, Moore C, Viet PH, Tana TS, Prudente M, Boonyatumanond R, Zakaria MP, Akkhavong K, Ogata Y, Hirai H, Iwasa S, Mizukawa K, Hagino Y, Imamura A, Saha M, Takada H (2009) Transport and release of chemicals from plastics to the environment and to wildlife. Philos Trans R Soc B Biol Sci 364:2027–2045

247.          Thompson RC, Moore CJ, vom Saal FS, Swan SH (2009) Plastics, the environment and human health: current consensus and future trends. Philos Trans R Soc 364:2153–2166

248.          Todd G, Wohlers D, Citra M (2003) Agency for toxic substances and disease registry. Atlanta, GA

249.          Tosetto L, Brown C, Williamson JE (2016) Microplastics on beaches: ingestion and behavioral consequences for beachhoppers. Mar Biol 163:199

250.          Tourinho PS, Koci V, Loureiro S, Gestel CAM (2019) Partitioning of chemical contaminants to microplastics: sorption mechanisms, environmental distribution and effects on toxicity and bioaccumulation. Environ Pollut 252:1246–1256

251.          Tsang YY, Mak CW, Liebich C, Lam SW, Sze ET, Chan KM (2017) Microplastic pollution in the marine waters and sediments of Hong Kong. Mar Pollut Bull 115:20–28

252.          Tsiota P, Karkanorachaki K, Syranidou E, Franchini M, Kalogerakis N (2018) Microbial degradation of HDPE secondarymicroplastics: preliminary results. Proceedings of the international conference on microplastic pollution in the Mediterranean Sea, pp 181–188

253.          Turner A, Holmes LA (2015) Adsorption of trace metals by microplastic pellets in fresh water. Environ Chem 12:600

254.          Uscategui YL, Arevalo FR, Diaz LE, Cobo MI, Valero MF (2016) Microbial degradation, cytotoxicity and antibacterial activity of polyurethanes based on modified castor oil and polycaprolactone. J Biomater Sci Polym Ed 27:1860–1879

255.          USEPA (2012) Basic information about Di (2-ethylhexyl) phthalate in drinking water. United States Environmental Protection Agency Accessed on 17 August 2020. Retrieved from http://water.epa.gov/drink/contaminants/basicinformation/di_2-ethylhexyl_phthalate.cfm

256.          Vajargah MF, Imanpoor MR, Shabani A, Hedayati A, Faggio C (2019) Effect of long-term exposure of silver nanoparticles on growth indices, hematological and biochemical parameters and gonad histology of male goldfish (Carassius auratus Gibelio). Microsc Res Tech 82:1224–1230

257.          Vajargah MF, Yalsuyi AM, Hedayati A, Faggio C (2018) Histopathological lesions and toxicity in common carp (Cyprinus carpio L. 1758) induced by copper nanoparticles. Microsc Res Tech 81:724–729

258.          van der Hal N, Yeruham E, Shukis D, Rilov G, Astrahan P, Angel DL (2020) Uptake and incorporation of PCBs by eastern Mediterranean rabbitfish that consumed microplastics. Mar Pollut Bull 150:110697

259.          Vega RL, Epel D (2004) Stress-induced apoptosis in sea urchin embryogenesis. Mar Environ Res 58:799–802

260.          Velzeboer I, Kwadijk CJAF, Koelmans AA (2014) Strong sorption of PCBs tonanoplastics, microplastics, carbon nanotubes and fullerenes. Environ Sci Technol 48:4869–4876

261.          Veneman WJ, Spaink HP, Brun NR, Bosker T, Vijver MG (2017) Pathway analysis of systemic transcriptome responses to injected polystyrene particles in zebrafish larvae. Aquat Toxicol 190:112–120

262.          Vethaak AD, Leslie HA (2016) Plastic debris is a human health issue. Environ Sci Technol 50:6825–6826

263.          Viršek MK, Lovšin MN, Koren Š, Kržan A, Peterlin M (2017) Microplastics as a vector for the transport of the bacterial fish pathogen species Aeromonas salmonicida. Mar Pollut Bull 125:301–309

264.          Volkheimer G (1975) Hematogenous dissemination of ingested PVC particles. Ann N Y Acad Sci 246:164–171

265.          Vroom RJ, Koelmans AA, Besseling E, Halsband C (2017) Aging of microplastics promotes their ingestion by marine zooplankton. Environ Pollut 231:987–996

266.          Wang F, Shih KM, Li XY (2015) The partition behavior of perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanesulfonamide (FOSA) on microplastics. Chemosphere 119:841–847

267.          Wang F, Wong CS, Chen D, Lu X, Wang F, Zeng EY (2018) Interaction of toxic chemicals with microplastics: a critical review. Water Res 139:208–219

268.          Wang J, Liu X, Liu G, Zhang Z, Wu H, Cui B, Bai J, Zhang W (2019) Size effect of polystyrene microplastics on sorption of phenanthrene and nitrobenzene. Ecotoxicol Environ Saf 173:331–338

269.          Wang W, Ge J, Yu X (2020a) Bioavailability and toxicity of microplastics to fish species: a review. Ecotoxicol Environ Saf 189:109913

270.          Wang YL, Lee YH, Chiu IJ, Lin YF, Chiu HW (2020b) Potent impact of plastic nanomaterials and micromaterials on the food chain and human health. Int J Mol Sci 21:1727

271.          Wardrop P, Shimeta J, Nugegoda D, Morrison PD, Miranda A, Tang M, Clarke BO (2016) Chemical pollutants sorbed to ingested microbeads from personal care products accumulate in fish. Environ Sci Technol 50:4037–4044

272.          Weithmann N, Möller JN, Löder MGJ, Piehl S, Laforsch C, Freitag R (2018) Organic fertilizer as a vehicle for the entry of microplastic into the environment. Sci Adv 4

273.          Wen B, Jin SR, Chen ZZ, Gao JZ, Liu YN, Liu JH, Feng XS (2018) Single and combined effects of microplastics and cadmium on the cadmium accumulation, antioxidant defence and innate immunity of the discus fish (Symphysodon aequifasciatus). Environ Pollut 243:462–471

274.          Windsor FM, Tilley RM, Tyler CR, Ormerod SJ (2019) Microplastic ingestion by riverine macroinvertebrates. Sci Total Environ 646:68–74

275.          Wong SL, Nyakuma BB, Wong KY, Lee CT, Lee TH, Lee CH (2020) Microplastics and nanoplastics in global food webs: a bibliometric analysis (2009-2019). Mar Pollut Bull 158:111432

276.          Woodall LC, Sanchez-Vidal A, Canals M, Paterson GL, Coppock R, Sleight V, Calafat A, Rogers AD, Narayanaswamy BE, Thompson RC (2014) The deep sea is a major sink for microplastic debris. R Soc Open Sci 1:140317

277.          Wright SL, Kelly FJ (2017) Plastic and human health: a micro issue? Environ Sci Technol 2017(51):6634–6647

278.          Wright SL, Rowe D, Thompson RC, Galloway TS (2013a) Microplastic ingestion decreases energy reserves in marine worms. Curr Biol 23:R1031–R1033

279.          Wright SL, Thompson RC, Galloway TS (2013b) The physical impacts of microplastics on marine organisms: a review. Environ Pollut 178:483–492

280.          Wu B, Taylor CM, Knappe DR, Nanny MA, Barlaz MA (2001) Factors controlling alkylbenzene sorption to municipal solid waste. Environ Sci Technol 35:4569–4576

281.          Wu C, Zhang K, Huang X, Liu J (2016) Sorption of pharmaceuticals and personal care products to PE debris. Environ Sci Pollut Res Int 23:8819–8826

282.          Wu WM, Yang J, Criddle CS (2017) Microplastics pollution and reduction strategies. Front Environ Sci Eng 11:6

283.          Xia Y, Zhou J, Gong Y, Li Z, Zeng EY (2020) Strong influence of surfactants on virgin hydrophobic microplastics adsorbing ionic organic pollutants. Environ Pollut 265:115061

284.          Yamashita R, Tanimura A (2007) Floating plastic in the Kuroshio current area, western North Pacific Ocean. Mar Pollut Bull 54:485–488

285.          Yang D, Shi H, Li L, Li J, Jabeen K, Kolandhasamy P (2015a) Microplastic pollution in table salts from China. Environ Sci Technol 49:13622–13627

286.          Yang Y, Yang J, Wu WM, Zhao J, Song Y, Gao L, Yang R, Jiang L (2015b) Biodegradation and mineralization of polystyrene by plastic-eating mealworms: part 1. Chemical and physical characterization and isotopic tests. Environ Sci Technol 49:12080–12086

287.          Yeo BG, Takada H, Yamashita R, Okazaki Y, Uchida K, Tokai T, Tanaka K, Trenholm N (2020) PCBs and PBDEs in microplastic particles and zooplankton in open water in the Pacific Ocean and around the coast of Japan. Mar Pollut Bull 151:110806

288.          Yin L, Chen B, Xia B, Shi X, Qu K (2018) Polystyrene microplastics alter the behavior, energy reserve and nutritional composition of marine jacopever (Sebastes schlegelii). J Hazard Mater 360:97–105

289.          Yoshida S, Hiraga K, Takehana T, Taniguchi I, Yamaji H, Maeda Y, Toyohara K, Miyamoto K, Kimura Y, Oda K (2016) A bacterium that degrades and assimilates poly (ethylene terephthalate). Science 351:1196–1199

290.          Yu F, Sun Y, Yang M, Ma J (2019b) Adsorption mechanism and effect of moisture contents on ciprofloxacin removal by three-dimensional porous graphene hydrogel. J Hazard Mater 374:195–202

291.          Yu F, Yang C, Zhu Z, Bai X, Ma J (2019a) Adsorption behavior of organic pollutants and metals on micro/nanoplastics in the aquatic environment. Sci Total Environ 694:133643

292.          Yu X, Ladewig S, Bao S, Toline CA, Whitmire S, Chow AT (2018) Occurrence and distribution of microplastics at selected coastal sites along the southeastern United States. Sci Total Environ 613-614:298–305

293.          Yuan J, Ma J, Sun Y, Zhou T, Zhao Y, Yu F (2020) Microbial degradation and other environmental aspects of microplastics/plastics. Sci Total Environ 715:136968

294.          Zettler ER, Mincer TJ, Amaral-Zettler LA (2013) Life in the “plastisphere”: microbial communities on plastic marine debris. Environ Sci Technol 47:7137–7146

295.          Zhan Z, Wang J, Peng J, Xie Q, Huang Y, Gao Y (2016) Sorption of 3,3′,4,4′-tetrachlorobiphenyl by microplastics: a case study of PP. Mar Pollut Bull 110:559–563

296.          Zhang F, Man YB, Mo Y, Man KY, Wong MH (2019a) Direct and indirect effects of microplastics on bivalves, with a focus on edible species: a mini-review. Crit Rev Environ Sci Technol:1–35

297.          Zhang H (2017) Transport of microplastics in coastal seas. Estuar Coast Shelf Sci 199:74–86

298.          Zhang H, Fei Y, Wang H, Chen Y, Huang S, Yu B, Wang J, Tong Y, Wen D, Zhou B, He X, Xia X, Luo Y (2020a) Interaction of microplastics and organic pollutants: quantification, environmental fates, and ecological consequences. In: He D, Luo Y (eds) Microplastics in terrestrial environments – emerging contaminants and major challenges. The handbook of environmental chemistry. Springer, Heidelberg, pp 1–24

299.          Zhang S, Ding J, Razanajatovo RM, Jiang H, Zou H, Zhu W (2019b) Interactive effects of polystyrene microplastics and roxithromycin on bioaccumulation and biochemical status in the freshwater fish red tilapia (Oreochromis niloticus). Sci Total Environ 648:1431–1439

300.          Zhang W, Zhang S, Wang J, Wang Y, Mu J, Wang P, Ma D (2017) Microplastic pollution in the surface waters of the Bohai Sea, China. Environ Pollut 231:541–548

301.          Zhang X, Chen J, Li J (2020b) The removal of microplastics in the wastewater treatment process and their potential impact on anaerobic digestion due to pollutants association. Chemosphere 251:126360

302.          Zhang Z, Chen Y (2020) Effects of microplastics on wastewater and sewage sludge treatment and their removal: a review. Chem Eng J 382:122955

303.          Zhao S, Zhu L, Wang T, Li D (2014) Suspended microplastics in the surface water of the Yangtze estuary system, China: first observations on occurrence, distribution. Mar Pollut Bull 86:562–568

304.          Zhao SY, Danley M, Ward JE, Li DJ, Mincer TJ (2017) An approach for extraction, characterization and quantitation of microplastic in natural marine snow using Raman microscopy. Anal Methods 9:1470

 Zhao SY, Ward JE, Danley M, Mincer TJ (2018) Field-based evidence for microplastic in marine aggregates and mussels: implications for trophic transfer. Environ Sci Technol 52:11038–11048

306.          Zheng Y, Li J, Cao W, Liu X, Jiang F, Ding J, Sun C (2019) Distribution characteristics of microplastics in the seawater and sediment: a case study in Jiaozhou Bay, China. Sci Total Environ 674:27–35

307.          Zhu D, Chen Q, An X, Yang X, Christie P, Ke X, Wu L, Zhu Y (2018a) Exposure of soil collembolans to microplastics perturbs their gut microbiota and alters their isotopic composition. Soil Biol Biochem 116:302–310

308.          Zhu J, Zhang Q, Li Y, Tan S, Kang Z, Yu X, Shi H (2019) Microplastic pollution in the Maowei Sea, a typical mariculture bay of China. Sci Total Environ 658:62–68

Zhu L, Bai H, Chen B, Sun X, Qu K, Xia B (2018b) Microplastic pollution in North Yellow Sea, China: observations on occurrence, distribution and identification. Sci Total Environ 636:20–29

  Ziajahromi S, Kumar A, Neale PA, Leusch FD (2019) Effects of PE microplastics on the acute toxicity of a synthetic pyrethroid to midge larvae (Chironomus tepperi) in synthetic and river water. Sci Total Environ 671:971–975

 Zuo LZ, Li HX, Lin L, Sun YX, Diao ZH, Liu S, Zhang ZY, Xu XR (2019) Sorption and desorption of phenanthrene on biodegradable poly (butylene adipate co-terephtalate) microplastics. Chemosphere 215:25–32

 

SUMBER:

Tan Suet May Amelia, Wan Mohd Afiq Wan Mohd Khalik, Meng Chuan Ong, Yi Ta Shao, Hui-Juan Pan and Kesaven Bhubalan. 2021. Marine microplastics as vectors of major ocean pollutants and its hazards to the marine ecosystem and humans.  Progress in Earth and Planetary Science. Vol. 8 Article Number 12.