육상, 대기, 수생환경의 미세플라스틱 발생 및 유입경로와 생물에 미치는 영향

Source and Route of Microplastics in Terrestrial, Atmospheric, and Aquatic Environments, and Effects of Microplastics on Organisms

Article information

J Korean Soc Environ Eng. 2022;44(11):453-467

Publication date (electronic) : 2022 November 30

doi : https://doi.org/10.4491/KSEE.2022.44.11.453

Namyeon Kim ^,^a

, Bogyeong Kim ^,^a

, Eun-Hee Lee ^,

Department of Microbiology, Pusan National University, Republic of Korea

김남연^,^a

, 김보경^,^a

, 이은희^,

부산대학교 미생물학과

^†Corresponding author E-mail: leeeh@pusan.ac.kr Tel: 051-510-2981 Fax: 051-514-1778

The authors equally contributed to this paper.

Received 2022 July 29; Revised 2022 October 17; Accepted 2022 October 18.

Abstract

목적

미세플라스틱이란 크기가 5 mm 미만인 폴리머 입자를 말하며 인위적으로 작게 제조되거나 큰 플라스틱이 자연적으로 잘게 분해되면서 생성된다. 미세플라스틱은 육지나 물에 축적되는 잔류성 입자이기 때문에 완전히 분해되기까지 상당한 시간이 소요된다. 생성된 미세플라스틱은 생태계로 유입되어 여러 문제를 일으키며 먹이사슬을 통해 상위 단계로 이동하여 생태계와 인간 건강을 위협하고 있다. 미세플라스틱은 생태계 뿐 아니라 인간에게도 직접적인 영향을 끼칠 수 있기에 최근 미세플라스틱 오염은 주요 환경 문제로 주목받고 있다. 본 논문에서는 미세플라스틱이 생성된 후 주변 생태계로 유입되는 경로 및 여러 생물에 미치는 영향에 대해 알아보고자 하였다.

방법

본 내용은 생태계를 크게 육상, 대기, 수생환경으로 구분하여 동물, 식물, 그리고 미생물에 미치는 미세플라스틱의 영향을 2010년대부터 2022년 6월 사이의 논문을 참고해 작성하였다.

결과 및 토의

미세플라스틱은 다양한 인간 활동을 통해 주변 생태계로 유입되며 육상, 대기, 수생환경을 순환하며 존재한다는 것을 알 수 있었다. 미세플라스틱은 동물에게 산화 스트레스 유발, 장 세포 손상, 개체 크기 감소 등의 문제를 일으키며 식물의 경우 미세플라스틱 노출 시 뿌리 길이, 생체량, 엽록소 양 등의 감소가 관찰되었다. 또한, 미세조류의 엽록소 양을 감소시켜 성장을 억제시키고 산화 스트레스를 유발하였다.

결론

본 논문은 미세플라스틱의 발생, 유입경로와 생물에게 미치는 영향의 기초 정보를 포함하고 있고 이는 미세플라스틱의 거동 이해 및 향후 진행될 미세플라스틱 생태 연구의 단초가 될 것으로 기대된다.

Trans Abstract

Objectives

Microplastics, known as pieces of polymer debris less than 5 mm, result from plastic particles originally manufactured to small size or fragmentation from larger plastic items. Due to the persistence, microplastics can remain and accumulate in land and ocean for a prolonged period. Microplastics enter ecosystems and cause various problems. Trophic transfer of microplastics can be occurred in food chain, accordingly humans also can ingest microplastics. The accumulation of microplastics raises concerns regarding impacts on human health and terrestrial and aquatic ecosystems. Here, we discuss the source and route of microplastics found in environments, and ecological effects of microplastics on organisms.

Methods

We explore how microplastics enter terrestrial, atmospheric, and aquatic environments and influence individual animals, plants, and microorganisms living in diverse ecosystems. Research literature is reviewed microplastics in terms of ecological risk published between 2010s and June 2022.

Results and Discussion

Diverse human activities (e.g., industrial and agricultural activity) accelerate the production of microplastics and result in a release of microplastics to surrounding ecosystems. The microplastics can circulate among the terrestrial, atmospheric, and aquatic environments. The exposure of microplastics can induce oxidative stress, damage of intestinal cells, and reduce the body size in animals. In plants, length of root, biomass, and chlorophyll content are decreased upon exposure to microplastics. In addition, microplastics inhibit the growth of microalgae by reducing algal chlorophyll contents and cause oxidative stress.

Conclusion

This paper includes basic information regarding the occurrence and accumulation of microplastics and their ecological effects on organisms. The contents will help to understand behavior of microplastics in diverse environments and to further evaluate ecological impacts of microplastics.

Keywords: Polymer; Ecosystem; Interaction; Food chain

Keywords: 폴리머; 생태계; 상호작용; 먹이사슬

1. 서 론

1.1. 플라스틱이란?

플라스틱이란 열이나 압력을 가해 원하는 형태로 모양을 만들 수 있는 고분자 화합물로 가공이 편리하고 내구성이 좋으며 가볍다는 특징이 있어 일상생활에서 광범위하게 사용되고 있다. 플라스틱은 구성 단위체에 따라 폴리에틸렌(polyethylene, PE), 폴리프로필렌(polypropylene, PP), 폴리에틸렌 테레프탈레이트(polyethylene terephthalate, PET), 폴리스타이렌(polystyrene, PS), 폴리염화비닐(polyvinyl chloride, PVC) 등으로 구분되며 이 5종류의 폴리머가 총 플라스틱 수요의 약 90%를 차지한다(Fig. 1a) [1]. 플라스틱은 생산되기 시작한 이래로 사용량이 매년 급격히 증가하고 있으며, 최근 코로나 19로 인해 마스크나 일회용품과 같은 플라스틱 제품을 더 많이 소비하고 있다[2]. 전 세계 플라스틱 생산량은 1950년 2Mt(Million ton)에서 2015년 380 Mt에 이르고 연평균 증가율은 8.4%로 가파른 상승세를 보이고 있다(Fig. 1b) [3]. 1950년부터 2015년까지의 누적 플라스틱 생산량은 7,800 Mt으로 이 중 절반인 3,900 Mt은 2002년 이후로 생성되었다[3]. 이러한 추세라면 2050년에는 플라스틱 생산량이 34,000 Mt에 이를 것으로 예측되고 있다[3]. 많은 생산량에도 불구하고 제대로 설계된 플라스틱 처리 방안은 아직 마련되지 않고 있고, 실제 조사에서도 플라스틱 폐기물 중 재활용되는 비율은 9%로 생산량에 비해 미미한 수준이다[3]. 재활용되지 않는 플라스틱 폐기물의 대부분은 소각(incinerated waste), 매립 등의 방법으로 처리되거나 폐기 (discarded waste)를 통해 자연환경으로 유입된다(Fig. 1c) [3]. 플라스틱 제품은 많은 경우 일회용으로 사용되는데, 플라스틱은 육지나 물에 축적되는 잔류성 입자이기 때문에 자연환경에 노출된다면 분해되기까지 오랜 시간이 소요된다[4]. 현재 전 세계 해양에는 플라스틱 섬(plastic island)으로 불리는 플라스틱 쓰레기 더미가 광범위하게 발견되고 있으며 “Plastisphere”라는 새로운 용어가 등장할 정도로 플라스틱 오염이 만연해 있다[5].

Fig. 1.

(a) Plastic waste generation based on polymer type.3) (b) Global plastic production [3]. (c) Disposal of plastic waste [3]. LDPE, Low-density polyethylene; HDPE, high-density polyethylene; PP, polypropylene; PS, polystyrene; PVC, polyvinyl chloride; and PET, polyethylene terephthalate.

1.2. 미세플라스틱이란?

플라스틱은 크기에 따라 대형플라스틱(≥ 20 cm, macroplastic), 중형플라스틱(0.5-20 cm, mesoplastic), 미세플라스틱(1 μm-0.5 cm, microplastic), 초미세플라스틱(≤1 μm, nanoplastic)으로 구분된다[4,6]. 이중 미세플라스틱은 생성 과정에 따라 1차 미세플라스틱과 2차 미세플라스틱으로 나뉜다. 1차 미세플라스틱은 처음 생성될 때부터 작은 크기로 만들어진 입자로 치약, 세정제, 화장품 등에 존재하는 마이크로 비드(microbead)나 옷 제조 시 사용되는 합성 섬유 등이 포함된다[7]. 2차 미세플라스틱은 큰 크기의 플라스틱이 파도나 자외선 등에 의한 물리화학적 분해 혹은 미생물에 의한 생물학적 분해를 거쳐 잘게 쪼개져 형성된다(Fig. 2) [4]. 이렇게 생성된 미세플라스틱은 생태계로 유입되어 여러 문제를 일으키며[8], 먹이사슬을 통해 상위 단계로 이동하여 최종적으로 인간에게 유입되는 등 생태계와 인간 건강을 위협하고 있다(Fig. 3) [9]. 실제로 인간 세포를 대상으로 한 실험에서 미세플라스틱이 세포 독성, 면역 억제, 염증 유발 등을 일으킴을 확인했다[10]. 미세플라스틱은 생태계 뿐 아니라 인간에게도 직접적인 영향을 끼칠 수 있기에 최근 미세플라스틱으로 인한 환경 오염이 중요한 문제로 대두되고 있다.

Fig. 2.

Generation process of microplastics.

Fig. 3.

Trophic transfer of microplastics in food chain.

2. 미세플라스틱의 발생 및 유입과 환경 분포

2.1. 육상환경

육상에 존재하는 미세플라스틱은 농업, 산업 및 다양한 인간 활동을 통해 토양으로 유입된다. 도로 주변에 버려진 쓰레기나 마모된 타이어 조각들이 빗물에 씻기면서 토양 속으로 들어가거나[11] 대기 중에 존재하는 미세플라스틱이 강우와 함께 침적되어 토양 속으로 유입된다[12]. 대기 중 미세플라스틱은 기상 환경에 따라 먼 거리까지 이동할 수 있으므로 도시에서 발생한 미세플라스틱이 교외 지역의 들판과 식물 잎 등에 퇴적된다[12]. 2020년 8월까지 동아시아, 유럽, 미국, 중동, 호주 지역에서 총 223개 지역의 토양을 대상으로 미세플라스틱을 분석한 결과, 평균적으로 농경지에서 1,200 particles/kg, 산업지역에서 148,000 particles/kg, 도심지에서 1,275 particles/kg의 미세플라스틱이 발견되었다[13]. 이를 통해 농업이 육상 미세플라스틱의 유입에 한 축을 담당하고 있다는 것을 알 수 있으며 Boots et al. (2019)에 따르면 토양 생태계 중 특히 농경지는 미세플라스틱의 주요 축적지로 인식된다[14]. 현재 육상으로 유입되는 미세플라스틱의 경로는 농업 위주로 연구되었으며 그 경로 또한 명확하기에 본 내용에서는 농업 활동을 중심으로 기술하였다.

2.1.1. 농업활동과 관련한 미세플라스틱의 육상 환경 유입 과정

2.1.1.1. 멀칭 필름

멀칭(mulching)이란 농작물 재배 시 토양을 덮어주는 작업으로, 토양 속 수분 및 열 유지, 토양 온도 조절, 비료 유출 방지, 잡초와 병원균 억제 등의 효과를 얻기 위해 사용되는 농업 기술이다. 멀칭은 작물 성장에 맞는 조건을 제공하여 농작물의 생산량을 증가시키고 품질을 향상시켜 경제적 이득을 가져다준다[15,16]. 토양을 덮는데 사용되는 재료를 멀치(mulch)라 하며, 예전에는 볏짚이나 목초를 많이 사용했으나 최근 들어서는 비닐과 같은 플라스틱 필름을 주로 사용하는 추세다[17]. 현재 전 세계적으로 대략 2천만 헥타르(ha)의 농지에서 플라스틱 필름을 사용하고 있으며 중국이 플라스틱 필름 사용량의 90%를 차지하고 있다[18]. 2016년 기준 전 세계 농업용 플라스틱 필름 사용량은 4백만 톤에 달했으며 2030년까지 매년 5.6%씩 증가할 것으로 예상된다[18,19]. 높은 사용량에 비해 사용 후 처리가 적절히 이루어지지 않고 있는데[18], 필름 제거에 시간과 노동력이 많이 든다는 이유로 사용 후 필름을 수거하지 않고 그대로 방치하는 경우가 대부분이다[18]. 실제로 매년 농사에 사용된 필름의 25-33%가 제대로 수거되지 않고 토양에 남아있는 것으로 추정된다(Fig. 4) [20]. 이렇게 남겨진 필름은 바람이나 자외선에 의한 물리･화학적 분해 또는 생물학적 분해 등으로 인해 잘게 쪼개지면서 미세플라스틱화 되어 토양으로 유입된다[21]. 실제 중국 신장 위구르 자치구(Xinjiang Uygur Autonomous Region) 목화밭에서 5년간 지속적으로 멀칭 필름을 사용했을 때 80.3±49.3 particles/kg의 미세플라스틱이 검출되었고, 멀칭 필름을 15년, 24년 사용했을 때는 각각 308±138.1 particles/kg과 1075.6±346.8 particles/kg의 미세플라스틱이 검출되었다[18].

Fig. 4.

Microplastics in terrestrial environment.

2.1.1.2. 비료

퇴비는 짚이나 동물 배설물 등의 재료를 발효시켜 만든 천연 비료로 농사에 흔히 사용된다. 퇴비에는 유기물과 영양분이 많아서 토양의 물리 화학적 성질을 향상시키고 토양 영양 상태를 높여 작물 생산량을 증가시킨다[21]. 퇴비의 원료로 사용되는 생분해성 폐기물(예, 음식물 쓰레기)에는 미세플라스틱이 포함된 경우가 많으며 이러한 미세플라스틱은 전처리 과정에서 미처 제거되지 못한 채 퇴비에 남아 있게 된다[22]. 한 예로, 폐기된 식품의 퇴비화 과정 중 용기에 포장된 식품이 포함된 경우, 처리 과정에서 플라스틱 용기가 분해되어 미세플라스틱이 생성되고 이는 퇴비에 남게 된다[23]. 조사에 따르면 퇴비화 과정에서 발견되는 대부분의 미세플라스틱은 포장에 사용되는 스타이렌 기반 폴리머 또는 폴리에틸렌인 것으로 밝혀졌으며[23], 실제 네덜란드 노르도스트폴더르(Noordoostpolder) 농장에서 퇴비를 비료로 사용한 토양에는 평균 2,026 particles/kg의 미세플라스틱이 검출되었다[24]. 이는 플라스틱으로 오염된 퇴비를 비료로 사용함으로써 토양으로 미세플라스틱이 유입됨을 보여준다.

하수 슬러지 역시 토양의 비옥도를 높이기 위한 비료로 사용되기도 하는데[25] 유럽과 미국의 경우 하수 슬러지의 50% 정도를 농업용 비료로 사용하고 있다[26]. 문제는 가정 및 산업활동으로 인해 발생한 다양한 미세플라스틱이 하수 처리장으로 흘러 들어가면서 슬러지 속에도 많은 양의 미세플라스틱이 존재하게 된다는 점이다[27]. 하수에 유입되는 미세플라스틱의 97-99%가 수처리 과정에서 제거되지만, 제거된 플라스틱은 더 이상 분해되지 않고 침전되어 슬러지 속에 남아있게 된다[25]. 실제 조사 결과, 하수 슬러지를 비료로 사용하여 매년 호주 7,170톤, 중국 78,930톤, 유럽 151,137톤, 미국 122,780톤, 캐나다 8,770톤의 미세플라스틱이 토양으로 들어가는 것으로 추정된다[28]. 결과적으로 플라스틱이 포함된 슬러지를 비료로 사용하게 되면 토양에 미세플라스틱이 축적되고 이는 토양의 미세플라스틱 오염을 유발한다(Fig. 4).

2.1.1.3. 관개

농사 시 농작물에 대한 물 수요는 강수량만으로 충족되지 않기 때문에 인위적으로 토양에 물을 공급하는 작업이 필수적이다. 이때 필요한 양만큼의 물을 대주는 작업을 관개라 하며 주로 하천, 호수, 저수지, 지하수 등의 물을 사용한다[29]. 하수 처리 과정에서 제거되지 않은 마이크로 비드나 미세 섬유 등과 같은 미세플라스틱이 방류수와 함께 배출되면 주변의 지표수나 지하수를 오염시키고[30], 미세플라스틱으로 오염된 지표수 또는 지하수를 관개에 사용하게 되면 물에 포함된 미세플라스틱이 토양으로 흘러 들어가게 된다(Fig. 4)[31]. 개발도상국의 경우 물 부족 현상이 극심해지면서 깨끗이 정화되지 않은 하수 및 폐수를 관개에 사용하는 일이 빈번하게 발생하고 있다[32]. 실제 스페인 푸에르테벤투라 섬(Fuerteventura Island)에 위치한 Pozo Negro 농장을 조사한 결과, 재활용 폐수를 관개에 사용한 토양에서 총 238.3±478.1 particles/kg의 미세플라스틱이 검출되었다[33]. 토양에서 검출된 미세플라스틱은 모두 310-4,069 μm 크기의 섬유 형태로 관개에 사용한 재활용 폐수에 존재하는 미세플라스틱과 일치했다[33]. 이는 플라스틱으로 오염된 물을 농사에 사용함으로써 토양에 미세플라스틱이 축적되고 토양의 미세플라스틱 오염을 유발하였음을 시사한다.

2.2. 대기환경

최근 미세플라스틱에 관한 연구가 활발히 진행되고 있으나 대부분은 수생환경과 관련된 것으로 대기 속 미세플라스틱 연구는 상대적으로 저조하다 [34,35]. 2015년 대기 미세플라스틱에 대한 첫 모니터링 이후 대기 중에 미세플라스틱이 존재한다는 사실이 확인되었다[36]. 대기 중에 떠다니는 입자성 물질(예, 미세먼지)과 유사하게 미세플라스틱 또한 대기 중에서 상승, 하강 등의 움직임을 보이는데[36], 미세플라스틱은 작은 크기와 낮은 밀도로 바람을 통해 장거리로 이동할 수 있다[37,38]. 실제로 미세플라스틱은 도시, 교외 뿐 아니라 오지에서도 발견되고 있다(Table 1)[39]. 플라스틱 주사용지가 아닌 외딴 지역에서도 미세플라스틱이 발견되는 것은 미세플라스틱이 대기를 통해 전 세계로 이동할 수 있음을 의미한다[39]. 최근 발표된 연구에 따르면 산업활동이 일어나지 않는 피레네 산맥(프랑스)에서도 미세플라스틱이 검출되었다(Table 1) [40]. 5개월의 모니터링 기간 동안 섬유, 필름, 조각 형태의 플라스틱이 발견되었으며, 폴리스타이렌이 전체 미세플라스틱의 50%를 차지했고 평균 퇴적 미세플라스틱은 365±69 particles/day/m² 이었다[40]. 극한 환경조건으로 인간 활동이 거의 없다고 여겨지는 남극에서도 미세플라스틱이 발견되었다[41]. 로스 섬(Ross Island, 남극) 표면 눈을 분석한 결과 폴리스타이렌, 폴리에틸렌 테레프탈레이트, 폴리에틸렌, 폴리프로필렌 등이 검출되었고, 79%가 폴리에틸렌 테레프탈레이트로 주로 섬유나 조각 형태를 보였다(Table 1) [41]. 이는 대기 중에 다양한 종류, 형태, 크기를 갖는 미세플라스틱이 존재하며 기상 현상에 의해 장거리 이동이 가능함을 의미한다[40].

Table 1.

Microplastics found in atmospheric environment.

2.2.1. 미세플라스틱이 대기환경으로 유입되는 과정

대기에서 발견되는 미세플라스틱의 종류는 대부분 폴리에스터(polyester, PES), 폴리에틸렌, 폴리프로필렌으로 나타났다[38]. 미세플라스틱은 플라스틱 제품의 분해, 합성 섬유의 마모, 합성 고무 타이어의 부식, 가구, 도시 먼지, 하수 슬러지, 건설 자재, 매립지, 폐기물 소각 등을 통해 대기로 유입된다(Fig. 5) [35,37,42,43]. 대기 중 미세플라스틱의 주된 유입은 합성 섬유에 의한 것으로[37] 옷이나 침구 등을 야외 햇빛에서 말릴 때 합성 섬유가 대기 중으로 유입된다[43]. 자외선에 노출된 합성 섬유는 미세 섬유(microfiber)로 분해되어[44] 대기 중 미세플라스틱의 농도를 증가시킨다[37]. 그밖에 기상환경은 미세플라스틱의 거동에 영향을 주는 중요한 매개체로 간주된다[39]. 폭풍은 거리의 먼지나 쓰레기 처리장의 미세플라스틱을 대기로 이동시킬 수 있다[45]. 즉, 다양한 경로에서 생성된 미세플라스틱이 바람, 강우 등의 기상환경을 통해 대기로 유입되는 것이다(Fig. 5).

Fig. 5.

Microplastics in atmospheric environment.

2.3. 수생환경

미세플라스틱은 바다, 해안, 강 등 다양한 수생환경에서 검출되고 있다[46]. 우리나라의 경우, 진해만에서 1 L 당 33-38개의 미세플라스틱 입자가 발견되었다[47]. 미세플라스틱은 해양과 담수환경에서 점점 더 많이 검출되고 있으며, 이에 따라 미세플라스틱의 수생생물군 또는 인체에 미칠 잠재적 영향에 대한 우려가 커지고 있다[48].

2.3.1. 미세플라스틱이 수생환경으로 유입되는 과정

수생환경에서 발견되는 미세플라스틱은 주로 폴리프로필렌, 폴리에틸렌, 폴리염화비닐, 폴리스타이렌으로[49] 특히 인구밀도가 높은 지역과 도심에 인접한 지역에서 많이 발견되고 있는데[50], 현재 생성된 플라스틱의 10%가 매년 해양으로 유입되는 것으로 추정된다[51]. 플라스틱은 주로 육지에서 생성되고 사용되지만 미세플라스틱을 포함한 많은 양의 플라스틱 폐기물은 궁극적으로 수생 생태계로 유입된다(Fig. 6) [46].

Fig. 6.

Microplastics in aquatic environment.

2.3.1.1. 담수환경 유입 경로

1) 육지 기반의 폐기물

담수환경에 존재하는 미세플라스틱은 일회용 포장재, 합성 섬유 및 일상환경에서 유출된 플라스틱 쓰레기와 같은 거대플라스틱에서 분해된 2차 미세플라스틱이 대부분을 차지한다[4]. 육지에서 버려진 쓰레기나 폐기물 처리장에서 제대로 관리되지 않은 채 나온 플라스틱 폐기물, 수거되지 않은 농업 용품 등이 주변 도로나 강가, 들판에 버려지고[11], 버려진 플라 스틱 폐기물은 빗물이나 폭풍우 등을 통해 육상환경에서 강이나 하천 등의 담수환경으로 유입된다(Fig. 6) [52].

2) 하수 처리장

미세플라스틱은 작은 크기로 인해 수처리장에서 완전히 제거되지 않고 수생환경으로 들어가게 된다[27]. 마이크로 비드나 미세 섬유는 가정용 배수구를 통해 하수 처리장으로 이동하고 수처리 과정을 거친 후에 방류되는데, 특히 1 μm 이하 크기의 미세플라스틱은 기존 하수 처리 과정에서 완전히 제거되지 않고 최종 방류수에 잔존한다[53]. 영국 Glasgow의 하수 처리장 유입수에는 1 L 당 평균 15.70±5.23개의 미세플라스틱이 존재하며 처리가 끝난 뒤 약 98.41% 감소된 0.25±0.04개의 미세플라스틱이 존재했다[54]. 그러나 98.41%라는 높은 제거율에도 불구하고 하루에 배출되는 방류수에는 6,500만 개의 미세플라스틱이 여전히 남아있다고 한다[54]. 따라서, 하수 처리장은 미세플라스틱이 수생환경으로 유입되는 주된 경로라 할 수 있다(Fig. 6).

2.3.1.2. 해양환경 유입 경로

1) 선박 운송 및 관광

선박에서 버려진 플라스틱 폐기물은 해양 미세플라스틱 유입의 큰 부분을 차지한다[55]. 2005년에는 약 500만 톤의 플라스틱 폐기물이 선박 운송 과정 중 해양에 유입되었다[56]. 선박표면의 페인트는 바다의 파도나 자외선에 의해 미세플라스틱으로 잘게 쪼개지는데[57], 웨들해(Weddell Sea)에서 채집한 바닷물에서 검출된 미세플라스틱의 51.2%는 선박 페인트에서 유래된 것으로 밝혀졌다[58]. 또한, 관광 산업도 플라스틱 폐기물의 수생 생태계 유입에 기여한다. 관광객들의 가방, 병, 음식 포장 봉투 등 많은 플라스틱 제품이 해안이나 해변, 바다로 버려지고[55,59], 햇빛, 온도 변화, 해수에 의한 침식은 플라스틱 제품을 미세플라스틱으로 분해하여 궁극적으로 해양환경으로 유입시킨다(Fig. 6) [56].

2) 산업 활동

플라스틱 제품은 어업이나 양식 활동에 있어 필수적으로[56] 해양에 존재하는 미세플라스틱의 약 18%는 어업이나 양식 활동을 통해 유입된다(Fig. 6) [60]. 어망, 낚싯줄, 양동이와 같은 대부분의 낚시도구는 주로 폴리스타이렌, 폴리염화비닐, 고밀도 폴리에틸렌(high-density polyethylene, HDPE), 폴리프로필렌, 나일론(nylon)의 플라스틱으로 만들어지거나 이러한 플라스틱 성분을 포함하고 있다[61]. 노르웨이의 상업적 어업활동 지역에서는 2016년 4,000 톤 이상의 낚시 도구들이 분실되거나 버려졌다[62]. 양식 활동에서도 어망, 끈, 부 표 등의 플라스틱 제품이 사용되며[56] 이들은 장시간 물속에 있으면서 침식, 마모, 충돌 등의 과정을 통해 미세플라스틱을 생성한다[56].

3. 미세플라스틱이 생물에게 미치는 영향

3.1. 동물

3.1.1. 산화 스트레스 및 염증 유발

미세플라스틱은 육상 및 수환경에 존재하는 다양한 동물에게 영향을 미친다고 알려져 있는데[63], 첫번째로, 동물들이 먹이를 섭취하는 과정에서 먹이와 함께 들어온 미세플라스틱은 체내에 축적되면서 세포의 산화 스트레스를 유발한다[63]. 토양 속 달팽이(Achatina fulica)에 0.71 g/kg의 폴리에틸렌 테레프탈레이트 미세섬유를 섭취시켰을 때, 항산화제의 일종인 글루타티온(glutathione)의 양과 총 항산화량(total antioxidant capacity, T-AOC)이 감소하였다(Table 2) [64]. 이는 미세플라스틱이 달팽이에게 스트레스로 작용해 체내 항산화 작용을 억제했음을 의미한다[64]. 이와 유사하게 토양에 서식하는 선형동물(Caenorhabditis elegans)에 0.05 μm 크기의 폴리스타이렌을 86.6 mg/L의 농도로 24시간 노출시켰을 때, 세포 내 활성산소종(reactive oxygen species, ROS) 수준이 대조군에 비해 유의미하게 증가하였다(Table 2) [65]. 해양에 서식하는 농어(Dicentrarchus labrax L.)에 40-150 μm 크기의 폴리에틸렌을 100, 500 mg/kg의 농도로 90일간 섭취시켰을 때, 항산화 효소인 슈퍼옥시드 디스무타아제(superoxide dismutase, SOD)와 과산화수소분해효소(catalase, CAT)의 활성이 대조군 대비 감소하였다(Table 2) [66]. 또한, 6.25 mg/kg 농도의 폴리스타이렌 현탁액을 쥐의 기도 내로 투약한 결과, 항산화 작용을 하는 슈퍼옥시드 디스무타아제와 글루타티온 과산화효소(glutathione peroxidase, GSH-px)의 발현이 감소했으며 이는 쥐의 폐에서 심각한 산화 스트레스가 유발되었음을 의미한다[67]. 결과적으로 미세플라스틱이 항산화 효소 활성을 억제함으로써 활성산소종과 항산화 작용 사이에 불균형을 일으키고, 동물의 산화 스트레스를 유발한 것으로 보인다[68].

Table 2.

Effects of microplastics on animals.

3.1.2. 장 손상 및 섭식 장애

두번째로, 미세플라스틱은 동물의 장내 면역 시스템을 교란하고 섭식 장애를 일으키며 비정상적인 유전자 발현을 유도하는 것으로 알려져 있다[69]. 생물들은 체내로 들어간 미세플라스틱 조각에 의해 포만감을 느끼고 식욕이 저하되는데[70,71], 식욕 저하로 인해 지속적인 섭식이 불가능해지면 체중 감소, 성장 억제, 이동성 감소, 생식 기관 손상, 생존율 감소 등의 문제가 발생한다[71-74]. 더불어 체내에 축적된 미세플라스틱은 소화관을 막아 장 폐색, 융모 균열, 장 세포 분열 등의 장 손상을 일으키기도 한다[74]. 100, 1000 μg/L 폴리스타이렌을 쥐에게 투여한 결과 점액 분비와 관련된 Muc1, Muc2, Klf4, Retnlb 유전자의 mRNA 발현 양이 감소하였다(Table 2) [75]. 점액 생성 감소는 장벽 보호의 기능을 떨어뜨려 감염 또는 질병 발생 확률을 높일 수 있음을 시사한다[75]. 담수 생물인 제브라 피시(Danio rerio)에 70 μm 이하 크기의 폴리아마이드(polyamide, PA), 폴리에틸렌, 폴리프로필렌, 폴리염화비닐 1 mg/L를 노출하였을 때 제브라 피시의 73.3-86.7%에서 심각한 장 손상이 관찰되었다[76]. 제브라 피시의 장 속에 존재하는 미세플라스틱은 장 염증을 유발하고 장내 미생물 다양성을 변화시켜 장내 미생물 불균형을 초래하였다[77]. 상업적으로 이용되는 해양 생물을 대상으로 한 연구에서, 15 μm 폴리스타이렌 190 μg/L를 우럭(Sebastes schlegelii)에게 14일간 노출했을 때 우럭의 담즙 색이 검게 변하고 간이 충혈되었으며 장의 내강이 확장된 것을 확인할 수 있었다(Table 2).

3.1.3. 행동패턴 변화

세번째로, 미세플라스틱은 수생 생물에 스트레스를 유발해 행동 패턴에 변화를 주기도 한다(Table 2) [74,78]. Gambardella et al. (2017)에 따르면 0.1 μm 폴리스타이렌에 노출된 아르테미아 프란시스카나(Artemia franciscana)의 수영 속도가 20% 가량 감소했다는 보고가 있다[79]. 또한 앞서 언급한 해양 생물인 우럭(Sebastes schlegelii)에게도 다양한 행동변화가 관찰되었는데[80], 0.5와 1.5 μm 크기의 폴리스타이렌에 노출된 우럭들은 개체 간의 공간 유지 거리가 줄었으며 15 μm 크기의 폴리스타이렌에 노출된 우럭은 수영속도가 감소하고 움직이는 범위가 줄어들었다(Table 2) [80]. 이러한 결과는 아가미 또는 피부 표면에 부착된 미세플라스틱이 호흡 스트레스를 유발해 우럭의 행동에 영향을 미친 것으로 추측된다[80]. 이처럼 미세플라스틱에 의한 행동 패턴 변화는 수생 동물들의 먹이 활동과 포식자를 피하는 능력을 감소시켜 번식 능력 감소 및 사망률 증가 등의 결과를 초래한다[74].

3.2. 식물

3.2.1. 발아 저하 및 뿌리 손상

미세플라스틱은 식물 발아 저하, 생장 억제, 수확량 감소, 뿌리 변형 등의 문제를 일으키는데, 미세플라스틱이 식물 뿌리 근처에 축적되면 식물 뿌리의 물 흡수와 영양분 교환이 방해된다[81,82]. 실제로 산과 들에 서식하는 큰다닥냉이(Lepidium Sativum L.)에 4.8 μm 폴리스타이렌을 처리한 결과 폴리스타이렌이 씨앗의 바깥 껍질과 발아한 식물의 뿌리털 주위에 축적되었고(Table 3) [81], 이로 인해 식물이 물을 원활하게 흡수하지 못하면서 씨앗 발아가 저하되었다[81]. 0.05, 0.5, 4.8 μm 폴리스타이렌 10⁷ particles/mL를 큰다닥냉이에 노출시켰을 때, 씨앗 발아율이 각각 56, 46, 21% 수준으로 떨어졌고, 이는 미세플라스틱의 크기가 클수록 씨앗 껍질에 많이 축적되어 발아가 저하되었기 때문으로 보인다[81]. 1 mm 이하의 생분해 플라스틱을 밀(Triticum aestivum)에 처리한 결과 식물 길이가 감소하였으며 밀의 수확 시기가 2주 지연되었다[83]. 또한, 밀 열매 양과 뿌리 생체량도 감소하였다(Table 3) [83]. 담수에 서식하는 부상수초(Salvinia cucullate)에 1 μm 폴리스타이렌 15, 75 mg/L를 노출했을 때 부상수초의 성장 속도가 감소했으며 활성산소종의 수준이 증가하였다(Table 3) [84]. 3, 15, 75 mg/L의 폴리스타이렌을 처리한 부상수초의 경우 모든 농도조건에서 뿌리 활동이 감소하고 항산화효소의 활성이 증가하였는데[84], 수초의 항산화효소 활성 증가는 미세플라스틱이 유발한 스트레스에 대한 방어작용으로 해석된다[84]. 또 다른 담수 식물인 개구리밥(Lemna minor L.)에 30-600 μm 폴리에틸렌 10, 50, 100 mg/L를 처리한 결과, 모든 농도에서 개구리밥의 뿌리 길이가 감소하고 뿌리가 손상되었다(Table 3) [85]. 이러한 결과들은 미세플라스틱이 식물의 발아에서부터 생장 및 수확에 이르기까지 식물의 전 과정에 영향을 줄 수 있음을 의미한다.

Table 3.

Effects of microplastics on plants.

3.2.2. 엽록소 양 변화 및 광합성 효율 감소

미세플라스틱은 종류와 크기, 농도에 따라 식물 엽록소 양과 광합성 효율에 영향을 미치는 것으로 알려져 있는데, (Table 3) 담수 식물인 검정말(Hydrilla verticillate)에 0.1 μm 폴리스타이렌 10 mg/L를 8일 동안 노출한 결과, 광합성 효율이 대조군에 비해 4.28% 감소하였다(Table 3) [86]. 1 mg/L의 폴리스타이렌에 16일 동안 노출된 검정말 또한 엽록소 양이 감소했는데 이는 미세플라스틱이 엽록체를 파괴하거나 엽록소 합성을 저해해 나타난 결과로 추측된다[86]. 다른 예로, 뿌리가 없는 담수 식물인 통발(Utricularia vulgaris)에 1, 2, 5 μm 폴리스타이렌을 15, 70, 140 mg/mL의 농도로 7일동안 노출시켰을 때, 폴리스타이렌 농도가 높아질수록 엽록소 a와 엽록소 b의 양이 감소했다(Table 3) [87]. 이는 높은 농도의 미세플라스틱이 통발의 잎과 주머니에 흡착 및 축적되어 광합성 색소의 조성을 변화시킴으로써 엽록소 양의 감소를 유발한 것으로 보인다[87]. 해양에 서식하는 식물인 해초(Cymodocea nodosa)의 경우, 0.5 μm 크기의 폴리스타이렌을 2일 노출시켰을 때, 광합성 효율은 감소하였고 전체 엽록소의 양은 증가하였다[88]. 미세플라스틱이 수생 식물에 미치는 영향은 대부분 담수에 서식하는 식물에 집중되어 있다[89]. 해양에 서식하는 해조류와 해초 등의 표면에도 미세플라스틱이 존재한다는 보고가 있으나 미세플라스틱이 해양 식물에 미치는 영향에 관한 연구는 상대적으로 부족하며 이에 관한 연구를 지속적으로 수행할 필요가 있다[89-91].

3.3. 미생물

3.3.1. 생리학적·생화학적 특성 변화

미세플라스틱은 미생물의 생존율과 생리학적, 생화학적 특성에도 영향을 끼친다고 알려져 있다[92]. 방선균의 일종인 Streptomyces coelicolor에 20 nm의 폴리스타이렌을 10 mg/L의 농도로 노출시킨 결과, 미생물의 생존율은 35.2%로 감소하였으며 활성산소종의 수준이 대조군 대비 2.7배 증가하였다(Table 4) [92]. 활성산소종의 증가는 세포 손상을 일으키고 세포 막 투과성을 변화시킨다고 알려져 있다[92]. Streptomyces coelicolor가 분비하는 항생물질인 actinorhodin과 undecylprodigiosin의 양은 각각 최대 6.7, 5.3 mg/L로 대조군에 비해 5.4, 3.6배 증가하였는데[92], 이는 미세플라스틱으로 발생된 세포 손상을 견디기 위한 것으로 추정된다[92]. 토양 세균인 녹농균(Pseudomonas putida)에 200 μm 폴리에틸렌, 폴리스타이렌, 폴리염화비닐 1000 mg/L를 처리했을 때 균 생장이 각각 12.35, 14.74, 11.89% 감소하였다(Table 4) [93]. 그 밖에, 담수에 서식하는 녹조류인 Chlorella vulgaris에 20 nm 폴리스타이렌을 250 mg/L의 농도로 노출시킨 결과, 젖산 탈수소효소(lactate dehydrogenase, LDH)의 농도가 대조군에 비해 유의하게 증가하였다[94]. 젖산탈수소효소는 일반적으로 세포 내 일정한 수준으로 존재하다가 세포막이 손상되었을 때 급격히 방출된다고 알려져 있다[95]. 미세플라스틱이 녹조류의 세포막에 심각한 손상을 가해 젖산 탈수소효소의 농도가 증가한 것으로 추정된다[94].

Table 4.

Effects of microplastics on microorganisms.

3.3.2. 미생물 성장 및 광합성 저해

여러 경로를 통해 수생 환경으로 유입된 미세플라스틱은 미세조류 및 남세균과 상호작용하면서 미생물의 성장과 광합성에 영향을 미친다[96-98]. 담수에 서식하는 녹조류인 Chlorella pyrenoidosa에 0.1과 1 μm 폴리스타이렌 100 mg/L를 노출했을 때 녹조류의 성장이 각각 38.5, 38.1% 감소되었고 광합성 효율 또한 폴리스타이렌을 처리하지 않았을 때에 비해 각각 93.5, 90.4% 수준으로 줄어들었다(Table 4) [99]. 해양에 서식하는 규조류인 Skeletonema costatum에 평균 직경이 1 μm인 폴리염화비닐을 1, 5, 10, 50 mg/L의 농도로 4일간 노출시켰을 때, 처리 농도가 높을수록 규조류의 밀도가 감소한다는 사실을 확인했다(Table 4) [100]. 더불어 50 mg/L의 농도에서 최대 성장 저해율(inhibition ratio, IR)이 39.7%로 가장 높게 나타났으며 엽록소의 양과 광합성 효율 또한 대조군에 비해 각각 20, 32% 감소했다[100]. 담수에 서식하는 남세균인 Microcystis aeruginosa에 10 nm 폴리스타이렌 1 mg/L를 노출했을 때 남 세균의 성장이 억제되고 엽록소의 양이 감소하였고, 폴리스타이렌과 남세균이 결합해 응집체를 형성한 모습이 관찰되었다 (Table 4) [101].

4. 결 론

미세플라스틱에 대한 대중의 관심이 높아짐에 따라 미세플라스틱의 잠재적 위험성에 대한 관심도 증가하고 있다. 다양한 종류의 미세플라스틱은 인간 활동을 통해 생성되며 육상, 대기, 수생환경을 순환하며 존재하고 있다. 미세플라스틱에 관한 연구는 수생환경에 집중되어 있으며 대기에 미세플라스틱이 존재한다는 것이 밝혀진 이후부터 미세플라스틱의 거동에 대한 관심이 증가하고 있지만 관련 연구는 여전히 부족한 실정이다.

미세플라스틱이 생물에게 미치는 영향은 동물을 대상으로 가장 많이 진행되었으며 미생물에 관한 연구는 상대적으로 저조하다. 또한, 미세플라스틱이 생태계에 미치는 영향은 대부분 단일 생물을 대상으로 수행되었다. 그러나 실제 생태계에는 다양한 생물이 존재하며 서로 간의 상호작용을 통해 살아간다. 따라서, 여러 종류의 생물이 존재할 때 미세플라스틱과 어떻게 상호작용하는 지에 관한 연구가 필요하다. 미세플라스틱은 동물, 식물, 미생물 뿐 아니라 인간에게도 부정적인 영향을 끼칠 가능성이 높다. 생물들이 섭취한 미세플라스틱은 대부분 몸 밖으로 쉽게 배출되지 못하고 체내에 축적되기 때문에 먹이사슬을 통해 상위 단계로 이동되어, 먹이사슬의 최상위층인 인간에게도 전달될 가능성이 높다. 그러나 미세플라스틱이 먹이사슬을 통해 인체로 전달되는 방법과 미치는 영향에 관한 구체적인 연구는 현재 부족한 실정으로 이에 대한 연구가 필요하다. 본 논문은 미세플라스틱의 유입경로와 생물에 미치는 영향의 기본 정보를 제공하고 있고 이는 미세플라스틱의 생태 거동을 이해하는데 도움을 줄 것으로 기대된다.

Acknowledgements

본 연구는 2021학년도 부산대학교 4단계 BK21 대학원혁신지원사업과 한국연구재단 중견연구자지원사업(NRF-2019R1A2C1088541)의 지원으로 수행되었다.

Notes

Declaration of Competing Interest

The authors declare that they have no known competing financial interests or personal relationships that could have appeared to influence the work reported in this paper.

References

1. Andrady A. L, Neal M. A. Applications and societal benefits of plastics. Philosophical Transactions of the Royal Society B Biological Sciences 364(1526):1977–1984. 2009;

2. Shams M, Alam I, Mahbub M. S. Plastic pollution during COVID-19: Plastic waste directives and its long-term impact on the environment. Environ. Adv 5:100119. 2021;

3. Geyer R, Jambeck J. R, Law K. L. Production, use, and fate of all plastics ever made. Sci. Adv 3(7)e1700782. 2017;

4. Foulon V, Le Roux F, Lambert C, Huvet A, Soudant P, Paul-Pont I. Colonization of polystyrene microparticles by Vibrio crassostreae: Light and electron microscopic investigation. Environ. Sci. Technol 50(20):10988–10996. 2016;

5. Zettler E. R, Mincer T. J, Amaral-Zettler L. A. Life in the "Plastisphere": Microbial communities on plastic marine debris. Environ. Sci. Technol 47(13):7137–7146. 2013;

6. Alimi O. S, Farner Budarz J, Hernandez L. M, Tufenkji N. Microplastics and nanoplastics in aquatic environments: Aggregation, deposition, and enhanced contaminant transport. Environ. Sci. Technol 52(4):1704–1724. 2018;

7. Cole M, Lindeque P, Halsband C, Galloway T. S. Microplastics as contaminants in the marine environment: A review. Mar. Pollut. Bull 62(12):2588–2597. 2011;

8. Syberg K, Khan F. R, Selck H, Palmqvist A, Banta G. T, Daley J, Sano L, Duhaime M. B. Microplastics: addressing ecological risk through lessons learned. Environ. Toxicol. Chem 34(5):945–953. 2015;

9. Setälä O, Fleming-Lehtinen V, Lehtiniemi M. Ingestion and transfer of microplastics in the planktonic food web. Environ. Pollut 185:77–83. 2014;

10. Amelia T. S. M, Khalik W. M. A. W. M, Ong M. C, Shao Y. T, Pan H. J, Bhubalan >K. Marine microplastics as vectors of major ocean pollutants and its hazards to the marine ecosystem and humans. Prog. Earth Planet. Sci 8(1):12. 2021;

11. Baensch-Baltruschat B, Kocher B, Kochleus C, Stock F, Reifferscheid G. Tyre and road wear particles - A calculation of generation, transport and release to water and soil with special regard to German roads. Sci. Total Environ 752:141939. 2021;

12. Tian L, Jinjin C, Ji R, Ma Y, Yu X. Microplastics in agricultural soils: sources, effects, and their fate. Curr. Opin. Environ. Sci. Health 25:100311. 2022;

13. Büks F, Kaupenjohann M. Global concentrations of microplastics in soils – a review. Soil 6(2):649–662. 2020;

14. Boots B, Russell C. W, Green D. S. Effects of microplastics in soil ecosystems: Above and below ground. Environ. Sci. Technol 53(19):11496–11506. 2019;

15. Yu H, Zhang Y, Tan W, Zhang Z. Microplastics as an emerging environmental pollutant in agricultural soils: Effects on ecosystems and human health. Front. Environ. Sci 10:855292. 2022;

16. Tan Z, Yi Y, Wang H, Zhou W, Yang Y, Wang C. Physical and degradable properties of mulching films prepared from natural fibers and biodegradable polymers. Appl. Sci 6(5):147. 2016;

17. Qin W, Hu C, Oenema O. Soil mulching significantly enhances yields and water and nitrogen use efficiencies of maize and wheat: a meta-analysis. Sci. Rep 5(1):16210. 2015;

18. Huang Y, Liu Q, Jia W, Yan C, Wang J. Agricultural plastic mulching as a source of microplastics in the terrestrial environment. Environ. Pollut 260:114096. 2020;

19. von Moos N, Burkhardt-Holm P, Köhler A. Uptake and effects of microplastics on cells and tissue of the blue mussel Mytilus edulis L. after an experimental exposure. Environ. Sci. Technol 46(20):11327–11335. 2012;

20. Yang Y, Li Z, Yan C, Chadwick D, Jones D. L, Liu E, Liu Q, Bai R, He W. Kinetics of microplastic generation from different types of mulch films in agricultural soil. Sci. Total Environ 814:152572. 2022;

21. Yu J, Adingo S, Liu X, Li X, Sun J, Zhang X. Micro plastics in soil ecosystem – A review of sources, fate, and ecological impact. Soil Environ 68(1):1–17. 2022;

22. Gui J, Sun Y, Wang J, Chen X, Zhang S, Wu D. Microplastics in composting of rural domestic waste: abundance, characteristics, and release from the surface of macroplastics. Environ. Pollut 274:116553. 2021;

23. Weithmann N, Möller J. N, Löder M. G. J, Piehl S, Laforsch C, Freitag R. Organic fertilizer as a vehicle for the entry of microplastic into the environment. Sci. Adv 4(4)eaap8060. 2018;

24. van Schothorst B, Beriot N, Huerta Lwanga E, Geissen V. Sources of light density microplastic related to two agricultural practices: The use of compost and plastic mulch. Environments 8(4):36. 2021;

25. Gao D, Li X-Y, Liu H-T. Source, occurrence, migration and potential environmental risk of microplastics in sewage sludge and during sludge amendment to soil. Sci. Total Environ 742:140355. 2020;

26. Nizzetto L, Futter M, Langaas S. Are agricultural soils dumps for microplastics of urban origin? Environ. Sci. Technol 50(20):10777–10779. 2016;

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

28. Milojevic N, Cydzik-Kwiatkowska A. Agricultural use of sewage sludge as a threat of microplastic (MP) spread in the environment and the role of governance. Energies 14(19):6293. 2021;

29. Bläsing M, Amelung W. Plastics in soil: Analytical methods and possible sources. Sci. Total Environ 612:422–435. 2018;

30. Huang J, Chen H, Zheng Y, Yang Y, Zhang Y, Gao B. Microplastic pollution in soils and groundwater: Characteristics, analytical methods and impacts. Chem. Eng. J 425:131870. 2021;

31. Ya H, Jiang B, Xing Y, Zhang T, Lv M, Wang X. Recent advances on ecological effects of microplastics on soil environment. Sci. Total Environ 798:149338. 2021;

32. Ungureanu N, Vlăduț V, Voicu G. Water scarcity and wastewater reuse in crop irrigation. Sustainability 12(21):9055. 2020;

33. Pérez-Reverón R, González-Sálamo J, Hernández-Sánchez C, González-Pleiter M, Hernández-Borges J, Díaz-Peña F. J. Recycled wastewater as a potential source of microplastics in irrigated soils from an arid-insular territory (Fuerteventura, Spain). Sci. Total Environ 817:152830. 2022;

34. Enyoh C. E, Verla A. W, Verla E. N, Ibe F. C, Amaobi C. E. Airborne microplastics: a review study on method for analysis, occurrence, movement and risks. Environ. Monit. Assess 191(11):668. 2019;

35. Munyaneza J, Jia Q, Qaraah F. A, Hossain M. F, Wu C, Zhen H, Xiu G. A review of atmospheric microplastics pollution: In-depth sighting of sources, analytical methods, physiognomies, transport and risks. Sci. Total Environ 822:153339. 2022;

36. Yuan Z, Li H-X, Lin L, Pan Y-F, Liu S, Hou R, Xu X-R. Occurrence and human exposure risks of atmospheric microplastics: A review. Godwana Res 108:200–212. 2022;

37. Chen G, Feng Q, Wang J. Mini-review of microplastics in the atmosphere and their risks to humans. Sci. Total Environ 703:135504. 2020;

38. Revell L. E, Kuma P, Le Ru E. C, Somerville W. R. C, Gaw S. Direct radiative effects of airborne microplastics. Nature 598(7881):462–467. 2021;

39. Zhang Y, Kang S, Allen S, Allen D, Gao T, Sillanpää M. Atmospheric microplastics: A review on current status and perspectives. Earth-Sci. Rev 203:103118. 2020;

40. Allen S, Allen D, Phoenix V. R, Le Roux G, Durántez Jiménez P, Simonneau A, Binet S, Galop D. Atmospheric transport and deposition of microplastics in a remote mountain catchment. Nat. Geosci 12(5):339–344. 2019;

41. Aves A. R, Revell L. E, Gaw S, Ruffell H, Schuddeboom A, Wotherspoon N. E, LaRue M, McDonald A. J. First evidence of microplastics in Antarctic snow. The Cryosphere 16(6):2127–2145. 2022;

42. Habibi N, Uddin S, Fowler S. W, Behbehani M. Behbehani, Microplastics in the atmosphere: a review. J. Environ. Expo. Assess 1(1):6. 2022;

43. Liu K, Wang X, Fang T, Xu P, Zhu L, Li D. Source and potential risk assessment of suspended atmospheric microplastics in Shanghai. Sci. Total Environ 675:462–471. 2019;

44. Song Y. K, Hong S. H, Jang M, Han G. M, Jung S. W, Shim W. J. Combined effects of UV exposure duration and mechanical abrasion on microplastic fragmentation by polymer type. Environ. Sci. Technol 51(8):4368–4376. 2017;

45. Abbasi S, Rezaei M, Turner F. Ahmadi,A. Atmospheric transport of microplastics during a dust storm. Chemosphere 292:133456. 2022;

46. Ivleva N. P, Wiesheu A. C, Niessner R. Microplastic in aquatic ecosystems. Int. Ed 56(7):1720–1739. 2017;

47. Song Y. K, Hong S. H, Jang M, Han G. M, Shim W. J. Occurrence and distribution of microplastics in the sea surface microlayer in Jinhae Bay, South Korea. Arch. Environ. Contam. Toxicol 69(3):279–287. 2015;

48. Huang W, Song B, Liang J, Niu Q, Zeng G, Shen M, Deng J, Lou Y, Wen X, Zhang Y. Microplastics and associated contaminants in the aquatic environment: A review on their ecotoxicological effects, trophic transfer, and potential impacts to human health. J. Hazard. Mater 405:124187. 2021;

49. Xu S, Ma J, Ji R, Pan K, Miao A. J. Microplastics in aquatic environments: Occurrence, accumulation, and biological effects. Sci. Total Environ 703:134699. 2020;

50. Tang Y, Liu Y, Chen Y, Zhang W, Zhao J, He S, Yang C, Zhang T, Tang C, Zhang C, Yang Z. A review: Research progress on microplastic pollutants in aquatic environments. Sci. Total Environ 766:142572. 2021;

51. Mattsson K, Jocic S, Doverbratt I, Hansson L-A. Chapter 13-Nanoplastics An emerging matter of environmental urgency. :379–399. 2018;

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

53. Lee J, Choi Y, Jeong J, Chae K. J. Eye-glass polishing wastewater as significant microplastic source: Microplastic identification and quantification. J. Hazard. Mater 403:123991. 2021;

54. Murphy F, Ewins C, Carbonnier F, Quinn B. Wastewater Treatment Works (WwTW) as a source of microplastics in the aquatic environment. Environ. Sci. Technol 50(11):5800–5808. 2016;

55. Wang W, Yuan W, Chen Y, Wang J. Microplastics in surface waters of Dongting lake and Hong lake, China. Sci. Total Environ 633:539–545. 2018;

56. Chen G, Li Y, Wang J. Occurrence and ecological impact of microplastics in aquaculture ecosystems. Chemosphere 274:129989. 2021;

57. Gaylarde C. C, Neto J. A. B, da Fonseca E. M. Paint fragments as polluting microplastics: A brief review. Mar. Pollut. Bull 162:111847. 2021;

58. Leistenschneider C, Burkhardt-Holm P, Mani T, Primpke S, Taubner H, Gerdts G. Microplastics in the Weddell Sea (Antarctica): A forensic approach for discrimination between environmental and vessel-induced microplastics. Environ. Sci. Technol 55(23):15900–15911. 2021;

59. Di M, Liu X, Wang W, Wang J. Manuscript prepared for submission to environmental toxicology and pharmacology pollution in drinking water source areas: Microplastics in the Danjiangkou reservoir, China. Environ. Toxicol. Pharmacol 65:82–89. 2019;

60. Anderson J. C, Park B. J, Palace V. P. Microplastics in aquatic environments: Implications for Canadian ecosystems. Environ. Pollut 218:269–280. 2016;

61. Zhou A, Zhang Y, Xie S, Chen Y, Li X, Wang J, Zou J. Microplastics and their potential effects on the aquaculture systems: a critical review. Rev. Aquac 13(1):719–733. 2020;

62. Deshpande P. C, Philis G, Brattebø H, Fet A. M. Using Material Flow Analysis (MFA) to generate the evidence on plastic waste management from commercial fishing gears in Norway. Resour. Conserv. Recycl.: X 5:100024. 2020;

63. Wang J, Peng C, Li H, Zhang P, Liu X. The impact of microplastic-microbe interactions on animal health and biogeochemical cycles: A mini-review. Sci. Total Environ 773:145697. 2021;

64. Song Y, Cao C, Qiu R, Hu J, Liu M, Lu S, et al. Uptake and adverse effects of polyethylene terephthalate microplastics fibers on terrestrial snails (Achatina fulica) after soil exposure. Environ. Pollut 250:447–455. 2019;

65. Kim H. M, Lee D. K, Long N. P, Kwon S. W, Park J. H. Uptake of nanopolystyrene particles induces distinct metabolic profiles and toxic effects in Caenorhabditis elegans. Environ. Pollut 246:578–586. 2019;

66. Espinosa C, Esteban M. A, Cuesta A. Dietary administration of PVC and PE microplastics produces histological damage, oxidative stress and immunoregulation in European sea bass (Dicentrarchus labrax L.). Fish Shellfish Immunol 95:574–583. 2019;

67. Li X, Zhang T, Lv W, Wang H, Chen H, Xu Q, Cai H, Dai J. Intratracheal administration of polystyrene microplastics induces pulmonary fibrosis by activating oxidative stress and Wnt/beta-catenin signaling pathway in mice. Ecotoxicol. Environ. Saf 232:113238. 2022;

68. Kim J-H, Yu Y-B, Choi J-H. Toxic effects on bioaccumulation, hematological parameters, oxidative stress, immune responses and neurotoxicity in fish exposed to microplastics: A review. J. Hazard. Mater 413:125423. 2021;

69. Fackelmann G, Sommer S. Microplastics and the gut microbiome: How chronically exposed species may suffer from gut dysbiosis. Mar. Pollut. Bull 143:193–203. 2019;

70. Du S, Zhu R, Cai Y, Xu N, Yap P. S, Zhang Y, He Y. Yongjun Zhang, Environmental fate and impacts of microplastics in aquatic ecosystems: A review. RSC Adv 11(26):15762–15784. 2021;

71. Wang W, Gao H, Jin S, Li R, Na G. The ecotoxicological effects of microplastics on aquatic food web, from primary producer to human: A review. Ecotoxicol. Environ. Saf 173:110–117. 2019;

72. Welden N. A. C, Cowie P. R. Long-term microplastic retention causes reduced body condition in the langoustine, Nephrops norvegicus. Environ. Pollut 218:895–900. 2016;

73. Rehse S, Kloas W, Zarfl C. Short-term exposure with high concentrations of pristine microplastic particles leads to immobilisation of Daphnia magna. Chemosphere 153:91–99. 2016;

74. Ma H, Pu S, Liu S, Bai Y, Mandal S, Xing B. Microplastics in aquatic environments: Toxicity to trigger ecological consequences. Environ. Pollut 261:114089. 2020;

75. Jin Y, Lu L, Tu W, Luo T, Fu Z. Impacts of polystyrene microplastic on the gut barrier, microbiota and metabolism of mice. Sci. Total Environ 649:308–317. 2019;

76. Lei L, Wu S, Lu S, Liu M, Song Y, Fu Z, Shi H, Raley-Susman K. M, He D. Microplastic particles cause intestinal damage and other adverse effects in zebrafish Danio rerio and nematode Caenorhabditis elegans. Sci. Total Environ 619-620:1–8. 2018;

77. Jin Y, Xia J, Pan Z, Yang J, Wang W, Fu Z. Polystyrene microplastics induce microbiota dysbiosis and inflammation in the gut of adult zebrafish. Environ. Pollut 235:322–329. 2018;

78. Elizalde-Velazquez G. A, Gomez-Olivan L. M. Microplastics in aquatic environments: A review on occurrence, distribution, toxic effects, and implications for human health. Sci. Total Environ 780:146551. 2021;

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

80. Yin L, Liu H, Cui H, Chen B, Li L, Wu F. Impacts of polystyrene microplastics on the behavior and metabolism in a marine demersal teleost, black rockfish (Sebastes schlegelii). J. Hazard. Mater 380:120861. 2019;

81. Bosker T, Bouwman L. J, Brun N. R, Behrens P, Vijver M. G. Microplastics accumulate on pores in seed capsule and delay germination and root growth of the terrestrial vascular plant Lepidium sativum. Chemosphere 226:774–781. 2019;

82. Mbachu O, Jenkins G, Kaparaju P, Pratt C. The rise of artificial soil carbon inputs: Reviewing microplastic pollution effects in the soil environment. Sci. Total Environ 780:146569. 2021;

83. Qi Y, Yang X, Pelaez A. M, Huerta Lwanga E, Beriot N, Gertsen H, Garbeva P, Geissen V. Macro- and micro- plastics in soil-plant system: Effects of plastic mulch film residues on wheat (Triticum aestivum) growth. Sci. Total Environ 645:1048–1056. 2018;

84. Yu H, Peng J, Cao X, Wang Y, Zhang Z, Xu Y, Qi W. Effects of microplastics and glyphosate on growth rate, morphological plasticity, photosynthesis, and oxidative stress in the aquatic species Salvinia cucullata. Environ. Pollut 279:116900. 2021;

85. Kalčíková G, Žgajnar Gotvajn A, Kladnik A, Jemec A. Impact of polyethylene microbeads on the floating freshwater plant duckweed Lemna minor. Environ. Pollut 230:1108–1115. 2017;

86. Yu G, Huang S, Luo X, Zhao W, Zheng Z. Single and combined toxicity effects of nanoplastics and bisphenol F on submerged the macrophyte Hydrilla verticillata. Sci. Total Environ 814:152564. 2022;

87. Yu H, Zhang X, Hu J, Peng J, Qu J. Ecotoxicity of polystyrene microplastics to submerged carnivorous Utricularia vulgaris plants in freshwater ecosystems. Environ. Pollut 265:114830. 2020;

88. Menicagli V, Castiglione M. R, Balestri E, Giorgetti L, Bottega S, Sorce C, et al. Early evidence of the impacts of microplastic and nanoplastic pollution on the growth and physiology of the seagrass Cymodocea nodosa. Sci. Total Environ 838(3):156514. 2022;

89. Yokota K, Waterfield H, Hastings C, Davidson E, Kwietniewski E, Wells B. Finding the missing piece of the aquatic plastic pollution puzzle: Interaction between primary producers and microplastics. Limnol. Oceanogr. Lett 2(4):91–104. 2017;

90. Gerstenbacher C. M, Finzi A. C, Rotjan R. D, Novak A. B. A review of microplastic impacts on seagrasses, epiphytes, and associated sediment communities. Environ. Pollut 303:119108. 2022;

91. Gutow L, Eckerlebe A, Giménez L, Saborowski R. Experimental evaluation of seaweeds as a vector for microplastics into marine food webs. Environ. Sci. Technol 50(2):915–923. 2016;

92. Liu X, Ma J, Yang C, Wang L, Tang J. The toxicity effects of nano/microplastics on an antibiotic producing strain - Streptomyces coelicolor M145. Sci. Total Environ 764:142804. 2021;

93. Miloloža M, Bule K, Prevarić V, Cvetnić M, Ukić Š, Bolanča T, Grgic D. K. Assessment of the influence of size and concentration on the ecotoxicity of microplastics to microalgae Scenedesmus sp., bacterium Pseudomonas putida and yeast Saccharomyces cerevisiae. Polymers 14(6):1246. 2022;

94. Hazeem L. J, Yesilay G, Bououdina M, Perna S, Cetin D, Suludere Z, et al. Investigation of the toxic effects of different polystyrene micro-and nanoplastics on microalgae Chlorella vulgaris by analysis of cell viability, pigment content, oxidative stress and ultrastructural changes. Mar. Pollut. Bull 156:111278. 2020;

95. Suman T. Y, Radhika Rajasree S. R, Kirubagaran R. Evaluation of zinc oxide nanoparticles toxicity on marine algae Chlorella vulgaris through flow cytometric, cytotoxicity and oxidative stress analysis. Ecotoxicol. Environ. Saf 113:23–30. 2015;

96. Casado M. P, Macken A, Byrne H. J. Ecotoxicological assessment of silica and polystyrene nanoparticles assessed by a multitrophic test battery. Environ. Int 51:97–105. 2013;

97. Besseling E, Wang B, Lürling M, Koelmans A. A. Nanoplastic affects growth of S. obliquus and reproduction of D. magna. Environ. Sci. Technol 48(20):12336–12343. 2014;

98. Li S, Wang P, Zhang C, Zhou X, Yin Z, Hu T, Hu D, Liu C, Zhu L. Influence of polystyrene microplastics on the growth, photosynthetic efficiency and aggregation of freshwater microalgae Chlamydomonas reinhardtii. Sci. Total Environ 714:136767. 2020;

99. Mao Y, Ai H, Chen Y, Zhang Z, Zeng P, Kang L, Li W, Gu W, He Q, Li H. Phytoplankton response to polystyrene microplastics: Perspective from an entire growth period. Chemosphere 208:59–68. 2018;

100. Zhang C, Chen X, Wang J, Tan L. Toxic effects of microplastic on marine microalgae Skeletonema costatum: Interactions between microplastic and algae. Environ. Pollut 220(Pt B):1282–1288. 2017;

101. Wang S, Li Q, Huang S, Zhao W, Zheng Z. Single and combined effects of microplastics and lead on the freshwater algae Microcystis aeruginosa. Ecotoxicol. Environ. Saf 208:111664. 2021;

102. Wright S. L, Ulke J, Font A, Chan K. L. A, Kelly F. J. Atmospheric microplastic deposition in an urban environment and an evaluation of transport. Environ. Int 136:105411. 2020;

103. Purwiyanto A. I. S, Prartono T, Riani E, Naulita Y, C ordova M. R, Koropitan A. F. The deposition of atmospheric microplastics in Jakarta-Indonesia: The coastal urban area. Mar. Pollut. Bull 174:113195. 2022;

104. Cai L, Wang J, Peng J, Tan Z, Zhan Z, Tan X, Zhan Z, Tan X, Chen Q. Characteristic of microplastics in the atmospheric fallout from Dongguan city, China: preliminary research and first evidence. Environ. Sci. Pollut. Res. Int 24(32):24928–24935. 2017;

105. Liu Z, Bai Y, Ma T, Liu X, Wei H, Meng H, Fu Y, Ma Z, Zhang L, Zhao J. Distribution and possible sources of atmospheric microplastic deposition in a valley basin city (Lanzhou, China). Ecotoxicol. Environ. Saf 233:113353. 2022;

106. Jiang X, Chang Y, Zhang T, Qiao Y, Klobučar G, Li M. Toxicological effects of polystyrene microplastics on earthworm (Eisenia fetida). Environ. Pollut 259:113896. 2020;

107. Ding J, Zhang S, Razanajatovo R. M, Zou H, Zhu W. Accumulation, tissue distribution, and biochemical effects of polystyrene microplastics in the freshwater fish red tilapia (Oreochromis niloticus). Environ. Pollut 238:1–9. 2018;

108. Cole M, Lindeque P, Fileman E, Halsband C, Galloway T. S. The impact of polystyrene microplastics on feeding, function and fecundity in the marine copepod Calanus helgolandicus. Environ. Sci. Technol 49(2):1130–1137. 2015;

109. Solomando A, Capo X, Alomar C, Alvarez E, Compa M, Valencia J. M, Pinya S, Deudero S, Sureda A. Long-term exposure to microplastics induces oxidative stress and a pro-inflammatory response in the gut of Sparus aurata Linnaeus, 1758. Environ. Pollut 266(Pt 1):115295. 2020;

110. de Souza Machado A. A, Lau C. W, Kloas W, Bergmann J, Bachelier J. B, Faltin E, Becker R, Gorlich A. S, Rillig M. C. Microplastics can change soil properties and affect plant performance. Environ. Sci. Technol 53(10):6044–6052. 2019;

111. Jiang X, Chen H, Liao Y, Ye Z, Li M, Klobučar G. Ecotoxicity and genotoxicity of polystyrene microplastics on higher plant Vicia faba. Environ. Pollut 250:831–838. 2019;

112. Li Z, Li Q, Li R, Zhou J, Wang G. The distribution and impact of polystyrene nanoplastics on cucumber plants. Environ. Sci. Pollut. Res. Int 28(13):16042–16053. 2021;

113. Zh ang J, Huang D, Deng H, Zhang J. Responses of submerged plant Vallisneria natans growth and leaf biofilms to water contaminated with microplastics. Sci. Total Environ 818:151750. 2022;

114. Ansari F. A, Ratha S. K, Renuka N, Ramanna L, Gupta S. K, Rawat I, Bux F. Effect of microplastics on growth and biochemical composition of microalga Acutodesmus obliquus. Algal Res 56:102296. 2021;

115. Su Y, Zhang K, Zhou Z, Wang J, Yang X, Tang J, Li H, Lin S. Microplastic exposure represses the growth of endosymbiotic dinoflagellate Cladocopium goreaui in culture through affecting its apoptosis and metabolism. Chemosphere 244:125485. 2020;

116. Zhao T, Tan L, Han X, Wang X, Zhang Y, Ma X, Lin K, Wang R, Ni Z, Wang J. Microplastic-induced apoptosis and metabolism responses in marine dinoflagellate, Karenia mikimotoi. Sci. Total Environ 804:150252. 2022;

117. Lang X, Ni J, He Z. Effects of polystyrene microplastic on the growth and volatile halocarbons release of microalgae Phaeodactylum tricornutum. Mar. Pollut. Bull 174:113197. 2022;

Locations	Microplastics				References
Locations	Polymer type^a	Shape	Size (μm)	Average concentration	References
Pyrenees mountains, France	PS, PE, PP, PVC, and PET	Film, fiber, and fragment	Fiber ≤ 750 and fragment ≤ 300	365 ± 69 particles/m²/day	[40]
Ross Island, Antarctica	PET, CP, PMMA, PVC, PA, PTFE, and PP	Film, fiber, and fragment	50–3510	29.4 ± 4.7 particles/L	[41]
Shanghai, China	PET, PE, PES, PAN, ALK, PAA, and EP	Film, fragment, and granule	23.07–9554	1.42 ± 1.42 particles /m³	[43]
London, United Kingdom	PP, PVC, PE, PET, PS, PAN, PES, and PA	Fiber, fragment, granule, film, and foam	≤ 3000	771 ± 167 particles/m²/day	[102]
Jakarta, Indonesia	PET, PS, PB, and PE	Fiber, fragment, and foam	300–1000	15 particles/m²/day	[103]
Dongguan, China	PE, PP, and PS	Fiber, fragment, film, and foam	≤ 200, 200–4200, and ≥ 4200	36 ± 7 particles/m²/day	[104]
Lanzhou, China	PET, PE, PA, PS, and PVC	Fiber, fragment, film, and foam	50–500	353.83 ± 159.17 particles/m²/day	[105]

Species	Habitat	Exposure condition				Ecotoxicological effect	References
Species	Habitat	Polymer type^a	Size	Concentration	Duration	Ecotoxicological effect	References
Achatina fulica (달팽이)	Terrestrial	PET	76.3 and 1257.8 μm	0.01–0.71 g/kg	28 d	Decreased food intake and excretion and induced oxidative stress and villi damage	[64]
Caenorhabditis elegans (선형동물)	Terrestrial	PS	0.05 and 0.2 μm	1 μg/L–86.8 mg/L	24 h	Induced oxidative stress and disturbed energy metabolism	[65]
Dicentrarchus labrax L. (농어)	Seawater	PVC and PE	40–150 μm	100 and 500 mg/kg	21 d	Produced oxidative stress and increased phagocytic and respiratory burst activities of leucocytes	[66]
Mus musculus (쥐)	Terrestrial	PS	5 μm	1.25 and 6.25 mg/kg	21 d	Induced pulmonary fibrosis and triggered intensive oxidative stress in lungs	[67]
Mus musculus (쥐)	Terrestrial	PS	5 μm	100–1000 μg/L	6 weeks	Reduced mucus secretion, caused intestinal barrier damage and metabolic disorders, and changed gut microbiota	[75]
Danio rerio (제프라 피시)	Fresh water	PA, PE, PP, PVC, and PS	PA, PE, PP, and PVC <70 μm	0.001, 0.01, 0.1, 1.0, and 10.0 mg/L	10 d	Caused intestinal damage and inhibited survival rate	[76]
Danio rerio (제프라 피시)	Fresh water	PA, PE, PP, PVC, and PS	PS 0.1, 1.0, and 5.0 μm	0.001, 0.01, 0.1, 1.0, and 10.0 mg/L	10 d	Caused intestinal damage and inhibited survival rate	[76]
Artemia franciscana (풍년새우)	Seawater	PS	0.1 µm	0.001, 0.01, 0.1, 1.0, and 10.0 mg/L	48 h	Accumulated in gut, altered swimming behavior, and induced neurotoxicity and oxidative stress	[79]
Sebastes schlegelii (우럭)	Seawater	PS	0.5 and 15 μm	190 μg/L	14 d	Reduced mean swimming speed, influenced negatively on hunting behavior, increased mucus secretion and metabolism stress, and reduced protein content	[80]
Eisenia fetida (지렁이)	Terrestrial	PS	0.1 and 1.3 μm	100 and 1000 μg/kg	14 d	Induced oxidative stress, DNA damage, and intestinal cell damage	[106]
Oreochromis niloticus (나일틸라피아)	Fresh water	PS	0.1 μm	1, 10, and 100 μg/L	14 d	Accumulated in fish tissues and induced neurotoxicity, oxidative stress, and metabolism disturbance	[107]
Calanus helgolandicus (요각류)	Seawater	PS	20 μm	75 particles/mL	9 d	Decreased feeding capacity, reproductive output and increased mortality	[108]
Sparus aurata (도미)	Seawater	LDPE	200–500 μm	100 g/kg	90 d	Increased activities of antioxidant enzymes and induced oxidative stress and pro-inflammatory response in gut	[109]

Species	Habitat	Exposure condition				Ecotoxicological effect	References
Species	Habitat	Polymer type^a	Size	Concentration	Duration	Ecotoxicological effect	References
Lepidium sativum (큰다닥냉이)	Terrestrial	PS	0.05, 0.5, and 4.8 μm	10³, 10⁴, 10⁵, 10⁶, and 10⁷ particles/mL	3 d	Reduced seed germination rate and decreased root growth	[81]
Triticum aestivum (밀)	Terrestrial	Starch based biodegradable plastic mulch film	50–250, 250–500 μm, and 500 μm–1 mm	1% (w/w)	4 months	Decreased root biomass and negatively affected wheat growth	[83]
Salvinia cucullata (부상수초)	Fresh water	PS	1 μm	3, 15, and 75 mg/L	7 d	Reduced relative growth rate and root activity and increased antioxidative enzyme activity	[84]
Lemna minor L. (좀개구리밥)	Fresh water	PE	30–600 and 40–400 μm	10, 50, and 100 mg/L	7 d	Reduced root length and viability of root cell	[85]
Hydrilla verticillate (검정말)	Fresh water	PS	0.1 μm	1 and 10 mg/L	16 d	Decreased relative growth rate and chlorophyll content and triggered antioxidant responses	[86]
Utricularia vulgaris (통발)	Fresh water	PS	1, 2, and 5 μm	15, 70, and 140 mg/L	7 d	Decreased growth rates and chlorophyll content, bioaccumulated in bladders, and induced oxidative damage	[87]
Cymodocea nodosa (해초)	Seawater	PS	0.03 and 0.5 μm	68 μg/L	12 d	Reduced photochemical efficiency and increased pigment content and oxidative damage	[88]
Allium fistulosum (파)	Terrestrial	PES, PA, PE, PET, PP, and PS	15–5000 μm	0.2–2% (w/w)	45 d	Altered plant leaf, root, and biomass	[110]
Vicia faba (누에콩)	Terrestrial	PS	0.1 and 5 μm	10, 50, and 100 mg/L	48 h	Decreased root length and root dry weight and induced oxidative stress	[111]
Cucumis sativus L. (오이)	Terrestrial	PS	0.1, 0.3, 0.5, and 0.7 μm	50 mg/L	79 d	Increased root activity, root protein content, decreased root diameter, and reduced soluble sugar content	[112]
Vallisneria natans (나사말)	Fresh water	PS	2 μm	10, 20, and 50 mg/L	24 d	Increased contents of chlorophyll a and b and induced antioxidant responses	[113]

Species	Habitat	Exposure condition				Ecological effects	References
Species	Habitat	Polymer type^a	Size	Concentration	Duration	Ecological effects	References
Streptomyces coelicolor (방선균)	Terrestrial	PS	0.02, 0.1, 1 μm and 1 mm	0.1, 1, and 10 mg/L	24 h	Increased fatality rate, reactive oxygen species level, and antibiotic yield	[92]
Pseudomonas putida (녹농균)	Terrestrial	PE, PP, PS, PVC, and PET	200, 400, and 600 μm	50–1000 mg/L	3 d	Inhibited bacterial growth	[93]
Scenedesmus obliquus (녹조류)	Fresh water	PS	< 70 nm	44–1100 mg/L	3 d	Reduced population growth and chlorophyll concentrations	[97]
Chlorella pyrenoidosa (녹조류)	Fresh water	PS	0.1 and 1 μm	10, 50, and 100 mg/L	30 d	Reduced photosynthetic activity, distorted thylakoids, damaged cell membrane, and caused oxidative stress	[99]
Skeletonema costatum (규조류)	Seawater	PVC	1 μm	1, 5, 10, and 50 mg/L	4 d	Inhibited growth and decreased photosynthetic efficiency and chlorophyll content	[100]
Microcystis aeruginosa (남세균)	Fresh water	PS	10 nm	1 mg/L	8 d	Inhibited growth, reduced content of photosynthetic pigments, and promoted algae cell aggregation	[101]
Acutodesmus obliquus (녹조류)	Fresh water	HDPE, PP, and PVC	100–250 μm	5, 10, 15, 25, 100, 150, 200, and 250 mg/L	21 d	Inhibited growth and decreased chlorophyll and protein content	[114]
Cladocopium goreaui (와편모조류)	Seawater	PS	1 μm	5 mg/L	7 d	Decreased density and size of algal cells and induced oxidative stress and algal apoptosis	[115]
Karenia mikimotoi (와편모조류)	Seawater	PS	65, 100 nm, and 1 μm	10 mg/L	3 d	Reduced cell membrane integrity and DNA concentration and induced cell apoptosis	[116]
Phaeodactylum tricornutum (규조류)	Seawater	PS	100 nm	25, 50, 100, and 200 mg/L	4 d	Inhibited growth and decreased chlorophyll a content and photosynthetic efficiency	[117]