鐘圳，陳肇文，王有基,*，黃偉

1. 上海海洋大學(xué)水產(chǎn)與生命學(xué)院，上海 201306 2. 自然資源部第二海洋研究所自然資源部海洋生態(tài)系統(tǒng)動(dòng)力學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，杭州 310012

自塑料發(fā)明至今已有上百年的歷史，因其輕便、熱塑、氣密、耐用和經(jīng)濟(jì)等特性以及其應(yīng)用于廣泛領(lǐng)域的新型材料的不斷推出，塑料在各個(gè)行業(yè)和消費(fèi)市場(chǎng)的生產(chǎn)規(guī)模和占有率越來(lái)越大。據(jù)統(tǒng)計(jì)，全球塑料產(chǎn)量從1950年的170萬(wàn)t[1]，迅速增長(zhǎng)到2016年的3.35億t，2020年更是達(dá)到了3.67億t[2]。中國(guó)作為塑料生產(chǎn)大國(guó)，2016年塑料總產(chǎn)量超過1.2億t，穩(wěn)居世界第一，全球總產(chǎn)量占比高達(dá)32%[2]。可以預(yù)見，隨著未來(lái)我國(guó)經(jīng)濟(jì)建設(shè)及日常生活的需求，國(guó)內(nèi)塑料產(chǎn)業(yè)仍將穩(wěn)定增長(zhǎng)[3]。世界各國(guó)塑料垃圾處理的不完善導(dǎo)致塑料進(jìn)入自然環(huán)境中，據(jù)估計(jì)每年有480～1 270萬(wàn)t的塑料垃圾最終進(jìn)入海洋生態(tài)環(huán)境中[4]，有研究推測(cè)，2050年全球塑料垃圾的累計(jì)數(shù)量將比當(dāng)下增加一個(gè)數(shù)量級(jí)[5]。由于微納米塑料理化性質(zhì)相對(duì)穩(wěn)定，難以自然降解，因此會(huì)不斷地在海洋中累積，使得塑料垃圾成為備受矚目的環(huán)境熱點(diǎn)問題之一。

自有機(jī)高分子材料被人類廣泛應(yīng)用以來(lái)，因其易燃的特性使得阻燃劑成了常見的功能性助劑，有機(jī)磷阻燃劑(organophosphorus flame retardants, OPFRs)作為其中一種，在燃燒時(shí)可產(chǎn)生磷酸聚合物炭化層從而達(dá)到阻燃效果，在紡織行業(yè)、電子行業(yè)、建筑材料行業(yè)和塑料行業(yè)等領(lǐng)域都有著廣泛的應(yīng)用，并有著長(zhǎng)達(dá)150多年的歷史[6]。近些年來(lái)，溴系阻燃劑如多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)、六溴環(huán)十二烷(HBCD)等因其環(huán)境持久性、生物蓄積性和毒性等原因被禁用[7]，而人工合成的有機(jī)磷阻燃劑是一種磷酸酯類衍生物，其相較于溴化阻燃劑有更好的阻燃、增塑和潤(rùn)滑等效果，可作為較好的替代品，因此生產(chǎn)量逐年上升，據(jù)統(tǒng)計(jì)其消耗量在全球范圍內(nèi)從2001年的18.6萬(wàn)t增長(zhǎng)到2015年的68萬(wàn)t[8]，2019年更是達(dá)到了239萬(wàn)t，其中我國(guó)占比27%[9]。OPFRs根據(jù)基團(tuán)分為3類：烷基有機(jī)磷阻燃劑(alkyl-OPFRs)、鹵代基有機(jī)磷阻燃劑(halogenated OPFRs)和芳香基有機(jī)磷阻燃劑(aryl-OPFRs)，常見的用作阻燃劑的是鹵代基OPFRs，包括磷酸三(2-氯乙基)酯(TCEP)、磷酸三(2-氯丙基)酯(TCPP, TCIPP)和磷酸三(1,3-二氯-2-丙基)酯(TDCPP, TDCIPP)等，部分常用的OPFRs(共20種)的理化性質(zhì)如表1所示。OPFRs的取代基不同，物化性質(zhì)也有著較大的差異，導(dǎo)致其環(huán)境中的行為也不同，不同的OPFRs的辛醇/水分配系數(shù)(logKow)可從-0.60到9.49，溶解度也有著5倍～6倍數(shù)量級(jí)的差距。蒸氣壓較高的揮發(fā)性O(shè)PFRs，例如磷酸三乙酯(TEP)和磷酸三(2-氯乙基)酯(TCEP)，與較大/較重的OPFRs相比，往往更容易釋放到空氣中并沉積在灰塵上[10]。而具有較高分子量的芳基和烷基OPFRs，其疏水性更強(qiáng)，具有相似的生物富集能力和對(duì)沉積物和土壤的更大親和力，氯代OPFRs已被證明具有更大的水溶性[10]，并對(duì)水生動(dòng)物構(gòu)成持續(xù)的潛在威脅。

表1 常用的有機(jī)磷阻燃劑(OPFRs)種類、名稱和理化參數(shù)Table 1 Types, names and physicochemical parameters of commonly used organophosphorus flame retardants (OPFRs)

1 微納米塑料的來(lái)源(Sources of micro-nano plastics)

塑料垃圾在流入海洋過程中經(jīng)過雨浪沖刷、砂石磨損、紫外照射以及生物膜附著等物理、化學(xué)和生物降解過程后，逐漸破碎裂解變小，最終形成尺寸<5 mm的塑料碎片或顆粒，這些碎片或顆粒被稱為微塑料[11]。由大尺寸塑料破碎裂解而來(lái)的微塑料被稱為次級(jí)微塑料，另一部分直接來(lái)自于人類活動(dòng)產(chǎn)生的微塑料被稱為初級(jí)微塑料，其主要來(lái)源于洗護(hù)產(chǎn)品[12]、化妝品中的塑料微珠[13]、合成面料中的纖維以及工業(yè)生產(chǎn)過程中的各種添加劑[14]。微塑料粒徑小、化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定、難以降解，且廣泛存在于水體、土壤和大氣中[15]，可以在自然環(huán)境中不斷循環(huán)積累，在海洋環(huán)境中長(zhǎng)久存在，并通過風(fēng)、徑流、海浪和洋流等途徑擴(kuò)散到全球水域中，據(jù)估計(jì)海面、海岸線和海床上漂浮、累積著約3億t的塑料碎片[16]，它們極易被低等動(dòng)物誤食進(jìn)入食物鏈，并逐漸富集在高等的捕食者體內(nèi)，最終對(duì)生物健康和生態(tài)環(huán)境構(gòu)成潛在威脅[17]。

微塑料在自然環(huán)境下經(jīng)過一系列物理化學(xué)過程而發(fā)生進(jìn)一步的破碎裂解，形成尺寸達(dá)到納米級(jí)別的塑料顆粒[18]。相較于微塑料，納米塑料體積更小，比表面積更大[19]，更容易吸附并攜帶其他污染物[20]，被其他生物攝食或吞入[18]。此外，有研究報(bào)道納米塑料可以抑制有機(jī)污染物的降解，使其在環(huán)境中積累[21]。常見的微納米塑料種類有聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)、聚對(duì)苯二甲酸乙二醇酯(PET)和尼龍(PA)等(表2)。

表2 幾種常見塑料的理化特性Table 2 The physical and chemical properties of several common plastics

海洋微塑料來(lái)源主要有人類活動(dòng)相關(guān)的陸地輸入、大氣沉降和海洋工業(yè)、漁業(yè)、旅游業(yè)、運(yùn)輸業(yè)等[22]，其中陸源輸入是海洋微塑料的主要來(lái)源，占海洋中塑料垃圾來(lái)源的80%[23]。個(gè)人洗護(hù)用品如化妝品中的細(xì)小的初級(jí)微塑料，水產(chǎn)養(yǎng)殖和漁業(yè)捕撈中塑料材質(zhì)的漁具磨損后的次級(jí)微塑料，以及處理不當(dāng)?shù)乃芰侠槠?，在生活用水、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和工業(yè)排水中直接或者間接地進(jìn)入到水環(huán)境中。即使大部分生活和工業(yè)污水在污水處理廠中進(jìn)行集中處理后，99.9%的塑料顆粒可以在廢水處理中被去除(取決于處理工藝和技術(shù)條件)，但還是有一定數(shù)量的塑料顆?？梢詽B過過濾系統(tǒng)，隨達(dá)標(biāo)廢水排放到河流中再匯入海洋[24]。

2 微納米塑料的污染現(xiàn)狀(Pollution status of micro-nano plastics)

微納米塑料廣泛存在于世界各處，從極地到赤道，從潮間帶到深海沉積物，從土壤到大氣，從浮游生物到人體，都檢測(cè)到了微塑料的存在。最早在20世紀(jì)70年代初期便有科學(xué)文獻(xiàn)報(bào)道海洋中的塑料污染[5]，進(jìn)入海洋的MNPs難以降解從而產(chǎn)生累積效應(yīng)，據(jù)研究估計(jì)，超過26萬(wàn)t的塑料垃圾漂浮在全球的海面上[30]。近年來(lái)MNPs的污染現(xiàn)狀研究主要集中于水體環(huán)境，尤其是海洋，土壤環(huán)境次之，大氣環(huán)境較少[31]。其中海洋中微納米塑料的污染分布受洋流作用影響大，微納米塑料的密度部分小于海水密度1.01～1.03 g·cm-3，進(jìn)入海洋后漂浮于水體上層，隨洋流漂流到世界各處。由于溫室效應(yīng)導(dǎo)致氣候變化，冰川融化的雪與冰中也含有大量微塑料，隨之變化的海水洋流也影響著全球的微塑料分布和豐度[32]。

在野外實(shí)地水樣、沉積物、生物采樣和實(shí)驗(yàn)室分析驗(yàn)證研究后，發(fā)現(xiàn)微納米塑料存在于全球各處的河海洋流、海岸沙灘沉積物以及水生生物中(表3)。

2.1 水體中MNPs分布

Su等[33]調(diào)查了中國(guó)第三大淡水湖——太湖的表層水的微納米塑料含量，濃度范圍是0.0034～0.0258 items·m-3，主要聚合物類型是CP(cellophane)、PET、PE、PA和PP，該濃度可能是目前淡水中能檢出的最低濃度。而在中國(guó)長(zhǎng)江流域的三峽水庫(kù)中，Di和Wang[34]調(diào)查到表層水中的MNPs范圍是1 597～12 611 items·m-3，主要是PE、PP和PS等聚合物類型，該濃度可能是目前報(bào)道的自然水體淡水中最高的濃度范圍。因此淡水中MNPs檢出濃度大致為0.0034～12 611 items·m-3。

Frias等[35]調(diào)查了葡萄牙阿威羅海域表層海水的MNPs，豐度范圍是0.002～0.036 items·m-3，PE、PP和PA為主要聚合物類型，此豐度為目前報(bào)道的檢出的最低濃度。目前報(bào)道的最高M(jìn)NPs濃度是在歐洲北海的斯卡格拉克海峽檢出的，高達(dá)100 000 items·m-3，主要是10～500 μm的圓形PE顆粒，深色系的藍(lán)色和黑色占比較高[36]。綜上，目前調(diào)查研究顯示，世界范圍內(nèi)表層海水中檢出的微塑料豐度范圍約在0.002～100 000 items·m-3。Kashiwabara等[37]發(fā)現(xiàn)美國(guó)加利福尼亞州蒙特雷灣國(guó)家海洋保護(hù)區(qū)沿岸處(3.21 items·m-3)的海水中MNPs濃度高于遠(yuǎn)岸處(0.26 items·m-3)，且明顯的是纖維狀微塑料在沿岸海水中多，此現(xiàn)象可能與人類活動(dòng)密切相關(guān)。這個(gè)結(jié)果與Enders等[38]在歐洲沿岸至大西洋的水樣調(diào)查結(jié)論相同，歐洲沿岸區(qū)域的海水由于人類活動(dòng)頻繁，檢測(cè)出了501 items·m-3的最高M(jìn)NPs含量，大西洋中部海水中檢測(cè)出了最低的15 items·m-3，但大西洋西岸的副熱帶環(huán)流區(qū)域的濃度有所上升，說明洋流一定程度上影響了MNPs的分布和豐度。在高強(qiáng)度的人類活動(dòng)(工業(yè)、漁業(yè)和濱海旅游航運(yùn)業(yè)等)和污水處理廠(靠近馬爾馬拉海(Sea of Marmara))影響下，土耳其的馬爾馬拉海(海水)、庫(kù)庫(kù)切克梅杰(Kü?ük?ekmece)湖(淡水)及庫(kù)庫(kù)切克梅杰瀉湖(咸水)的微塑料調(diào)查中，?ullu等[39]發(fā)現(xiàn)MNPs豐度分布順序?yàn)椋汉Ｑ?湖泊>瀉湖，且此3處的微塑料污染程度都較為嚴(yán)重(29 460～47 620 items·m-3)，深刻反映了塑料垃圾管制處理和污水處理中除去微塑料的重要性。相比之下我國(guó)的MNPs污染程度處于低水平，根據(jù)Zhang等[40]和Yu等[41]分別對(duì)我國(guó)渤海和寧波象山港的海水采樣調(diào)查，發(fā)現(xiàn)在近乎封閉的內(nèi)海渤海，其微塑料污染((0.33±0.34) items·m-3)程度各處相差不大，而寧波象山港因其封閉且狹長(zhǎng)，內(nèi)灣(0.32 items·m-3)污染程度顯著高于中灣(0.09 items·m-3)和外灣(0.07 items·m-3)，雖2處都受到人類活動(dòng)、濱海運(yùn)輸、漁業(yè)和河流匯入等影響，但污染程度相差不大且都處于中低水平。

2.2 沉積物中MNPs分布

Frère等[42]對(duì)法國(guó)布列塔尼的布雷斯特灣的沿海沉積物中MNPs進(jìn)行了調(diào)查，濃度范圍為(0.97±2.08) items·kg-1(以干質(zhì)量計(jì))，主要是碎片狀的PE、PP和PS，該豐度是目前報(bào)道檢出的最低值。而目前報(bào)道的沿海沉積物中微塑料豐度最高的出現(xiàn)在突尼斯北部的比塞特瀉湖中，MNPs的豐度在3 000～18 000 items·kg-1(以干質(zhì)量計(jì))之間，主要是纖維和碎片狀，顏色較為豐富，有透明、白色、藍(lán)色、綠色、紅色和黑色[43]。據(jù)此目前海洋沉積物調(diào)查研究中檢出的微塑料污染范圍為0.97～18 000 items·kg-1(以干質(zhì)量計(jì))。中國(guó)部分地區(qū)沿海沉積物的微塑料污染受到人類活動(dòng)(濱海旅游業(yè)、漁業(yè)等)影響，如南海沿岸和北部灣東北海岸沉積物MNPs濃度范圍達(dá)5 020～8 720 items·kg-1(以干質(zhì)量計(jì))[44]。MNPs濃度在中國(guó)寧波象山港的沉積物中為33.3～240 items·kg-1(以干質(zhì)量計(jì))[41]，葡萄牙阿威羅巴拉沿岸海灘沉積物中為15～320 items·kg-1(以干質(zhì)量計(jì))[45]，歐洲沿岸海灘沉積物中為72～1 512 items·kg-1(以干質(zhì)量計(jì))[46]，3處微塑料污染程度都處于中低水平。

2.3 生物體中MNPs分布

各種水生動(dòng)物攝入微納米塑料也得到了相應(yīng)的證實(shí)，涵蓋了浮游生物到哺乳動(dòng)物等多個(gè)營(yíng)養(yǎng)級(jí)[47]。浮游動(dòng)物中檢出的最低濃度為0.003 items·ind.-1(individual，個(gè)體)，發(fā)現(xiàn)于馬來(lái)西亞丁加奴東海岸和中國(guó)南海之間的毛顎類動(dòng)物體內(nèi)，多為0.06～0.53 mm的碎片和纖維狀PA[48]。中國(guó)象山港的第二營(yíng)養(yǎng)級(jí)的浮游動(dòng)物橈足類中華哲水蚤(copepod,Calanussinicus)體內(nèi)檢測(cè)到MNPs含量為0.04 items·ind.-1[41]；在波斯灣伊朗沿海區(qū)域的高一營(yíng)養(yǎng)層級(jí)的軟體動(dòng)物貝類體內(nèi)，檢測(cè)到3.7～17.7 items·ind.-1[49]的MNPs；更高一級(jí)別的海洋甲殼動(dòng)物蟹類(Metopograpsusquadridentata)和大西洋鯡(Brevoortiatyrannus)(僅消化道)，分別位于印度尼西亞雅加達(dá)港普拉穆卡島和美國(guó)南卡羅來(lái)納州查爾斯頓港，其體內(nèi)的MNPs濃度分別為327.56 items·ind.-1[50]和1.9～82.6 items·ind.-1[51]。高濃度的MNPs污染在體型較大的海洋哺乳動(dòng)物中發(fā)現(xiàn)，美國(guó)南卡羅來(lái)納州擱淺的瓶鼻海豚(Tursiopstruncatus)胃腸道中檢出大小為125 μm～5 mm的MNPs，其濃度為123～422 items·ind.-1，聚合物類型以LDPE、PP、PE和PET為主，形狀則是纖維為主，碎片、薄膜和泡沫狀也有一定占比，顏色種類較為豐富(包括白色、透明、黑色、灰色、藍(lán)色、紅色、粉紅色、黃色、橙色、棕色、褐色、綠色和紫色)[52]。綜上，根據(jù)目前對(duì)海洋生物中的MNPs調(diào)查研究，污染范圍大致為0.003～422 items·ind.-1。可明顯發(fā)現(xiàn)，海洋中的MNPs通過食物鏈和食物網(wǎng)在各個(gè)營(yíng)養(yǎng)層級(jí)的生物體內(nèi)累積和放大，最后有可能傳遞到消費(fèi)水產(chǎn)動(dòng)物的人類體內(nèi)，形成潛在的健康安全風(fēng)險(xiǎn)。

海洋微納米塑料污染是全世界亟待解決的環(huán)境問題，但目前的微納米塑料檢測(cè)識(shí)別手段和技術(shù)目前發(fā)展尚不完善，還未形成標(biāo)準(zhǔn)體系流程，尤其是納米級(jí)別的塑料顆粒因?yàn)闄z測(cè)技術(shù)等原因環(huán)境監(jiān)測(cè)研究數(shù)據(jù)短缺，且關(guān)于微納米塑料污染的調(diào)查和研究處于起步階段，學(xué)界對(duì)微納米塑料引起的生物毒性效應(yīng)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的研究仍存在大量空白。

3 微納米塑料的毒性效應(yīng)(Toxic effects of micro-nano plastics)

微納米塑料被海洋生物攝入之后，其本身不僅可以危害到海洋生物的生長(zhǎng)發(fā)育繁殖，對(duì)消化、呼吸系統(tǒng)等組織造成損傷，其還可能會(huì)攜帶或吸附其他有害化學(xué)物質(zhì)，如塑化劑、重金屬、內(nèi)分泌干擾物和持久性有機(jī)物等污染物，從而引起多種毒性效應(yīng)，包括氧化應(yīng)激[53]、能量代謝毒性[54]、生長(zhǎng)發(fā)育毒性[55]、行為毒性[56]、器官毒性[57]、免疫毒性[58]、神經(jīng)毒性[59]、基因及遺傳毒性[60]和急性毒性[61]。大量的研究和實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)微納米塑料的毒性作用和其材質(zhì)類型、粒徑大小、暴露濃度劑量和老化程度等密切相關(guān)?？傮w而言，對(duì)于MNPs的毒性效應(yīng)研究仍處于初始階段，對(duì)環(huán)境特征的微納米塑料的毒性作用和機(jī)制機(jī)理等研究報(bào)道極為有限，并且MNPs的生物積累和富集效應(yīng)很可能危及生態(tài)環(huán)境和人類的食品健康安全，因此繼續(xù)開展MNPs的生物毒性效應(yīng)研究有重要而深遠(yuǎn)的意義。

3.1 急性毒性

Mazurais等[61]對(duì)歐洲舌齒鱸(Dicentrarchuslabrax)幼魚從孵化后7～43 d，喂食含有PE微珠(10～45 μm)的飼料，發(fā)現(xiàn)死亡率從104items·g-1(食物中)濃度組的30%增加到105items·g-1組的44%，推測(cè)可能是微塑料阻礙了幼魚的排泄。Liu等[62]研究蚤狀溞幼體急性暴露于75 nm的PS后，半致死濃度約為76.69 mg·L-1，而后Liu等[63]又進(jìn)一步驗(yàn)證發(fā)現(xiàn)，受試生物所處的齡期對(duì)于納米塑料的敏感性也存在不同，該不同與機(jī)體能量分配和氧化應(yīng)激狀態(tài)有關(guān)。

3.2 氧化應(yīng)激

Wang等[53]將厚殼貽貝(Mytiluscoruscus)暴露于0.2 mg·L-1的PS(70 nm、10 μm)微球14 d，發(fā)現(xiàn)貽貝體內(nèi)過氧化氫酶(CAT)水平在10 μm的PS暴露下而顯著升高，而丙二醛(MDA)水平在70 nm PS和10 μm PS組均顯著升高，這些氧化應(yīng)激標(biāo)志物的顯著上升說明PS暴露顯著誘導(dǎo)了貽貝的氧化應(yīng)激。Lu等[64]將斑馬魚(Daniorerio)成魚暴露于熒光納米PS(70 nm，2 000 μg·L-1)微球3周后，發(fā)現(xiàn)受試魚體內(nèi)超氧化物歧化酶(SOD)與CAT活性有顯著上升。Liu等[65]深入探究了微納米塑料影響氧化應(yīng)激的分子機(jī)制，將蚤狀溞暴露于0.1～2 mg·L-1的PS微球(75 nm)中，發(fā)現(xiàn)微納米塑料會(huì)導(dǎo)致活性氧(ROS)的過度產(chǎn)生并激活下游絲裂原活化蛋白激酶(MAPK)通路，從而影響受試生物的正常生命活動(dòng)。Li等[66]又通過薈萃分析，對(duì)比總結(jié)MNPs暴露海洋雙殼類的研究，發(fā)現(xiàn)組織中谷胱甘肽水平和CAT活性在短期或長(zhǎng)期暴露中都顯著增加，因此可作為MNPs亞致死效應(yīng)的氧化應(yīng)激生物標(biāo)志物。

3.3 能量代謝毒性

斑馬魚成魚暴露于2 000 μg·L-1的熒光PS微球(5 μm，70 nm) 3周后，代謝組分析結(jié)果發(fā)現(xiàn)，隨著暴露濃度的上升，魚體肝臟脂肪酸含量顯著增多，氨基酸水平顯著減少，說明脂代謝與能量代謝受到一定程度的影響[64]。海洋硅藻(Chaetocerosneogracile)暴露于2.5 μg·mL-1的PS微珠(0.5 μm，2 μm)72 h，發(fā)現(xiàn)硅藻細(xì)胞的酯酶活性和中性脂質(zhì)含量顯著降低[54]，說明暴露于微塑料的細(xì)胞可能會(huì)調(diào)節(jié)其能量代謝以適當(dāng)?shù)剡m應(yīng)污染條件。在Wang等[53]開展的貽貝暴露于PS的實(shí)驗(yàn)中，貽貝的吸收率因70 nm PS暴露而顯著較低，同時(shí)PS(70 nm和5 μm)暴露使得受試貝的排泄率和呼吸率顯著升高，并且擁有顯著更低的生長(zhǎng)凈能，即證明了PS顯著影響了貽貝的能量代謝。Huang等[67]又通過代謝組學(xué)研究了PS微球(2 μm)對(duì)貽貝的體內(nèi)代謝影響，發(fā)現(xiàn)在14 d的環(huán)境相關(guān)濃度暴露后，貽貝的氨基酸代謝(特別是苯丙胺酸代謝)被嚴(yán)重影響，從而導(dǎo)致氧化應(yīng)激、神經(jīng)和免疫毒性，但這些影響在恢復(fù)7 d后又與對(duì)照組無(wú)顯著差異，說明環(huán)境濃度MNPs對(duì)貽貝的毒性效應(yīng)是可逆的。

3.4 生長(zhǎng)發(fā)育毒性

在急性暴露于0～0.86 mg·L-1的PET (1～2 mm)1周后，多刺棘光鰓鯛(Acanthochromispolyacanthus)稚魚(3.5 cm)的生長(zhǎng)率隨著暴露于PET濃度的升高而顯著降低[55]。海膽(Tripneustesgratilla)幼蟲在暴露于300 itmes·mL-1的PE微珠(10～45 μm)5 d后，30%的海膽體內(nèi)檢測(cè)到了微塑料，并且相較于對(duì)照組其體型較小，體質(zhì)量較輕，生長(zhǎng)發(fā)育明顯滯后[68]。

3.5 行為毒性

歐洲舌齒鱸幼魚暴露在濃度為0.69 mg·L-1熒光紅聚合物微球(1～5 μm) 96 h后，由于微納米塑料對(duì)代謝、內(nèi)分泌和神經(jīng)系統(tǒng)造成了負(fù)面影響引起了行為發(fā)生改變，其中64%的幼魚游泳速度明顯降低，5%～28%的幼魚的抗阻時(shí)間明顯減少[56]。通過將產(chǎn)油柵藻(Scenedesmussp.)暴露于納米PS (24 nm和27 nm) 61 d，使得黑鯽(Carassiuscarassius)通過“產(chǎn)油柵藻-大型溞(Daphniamagna)-黑鯽”的食物鏈攝入微納米塑料，發(fā)現(xiàn)食物鏈中頂級(jí)消費(fèi)者的活動(dòng)能力、進(jìn)食率都有所下降，進(jìn)食時(shí)更加偏向集群等的社會(huì)行為發(fā)生變化，這些行為學(xué)變化與微納米塑料引起的肝臟和肌肉代謝的相關(guān)基因變化以及肌肉的形態(tài)學(xué)變化有一定的相關(guān)性[69]。

3.6 器官毒性

日本青鳉魚(Oryziaslatipes)成魚暴露于濃度為8 ng·mL-1的原始塑料碎片PE(3 mm)和海洋塑料碎片PE(<5 mm)2個(gè)月后，通過石蠟染色切片發(fā)現(xiàn)造成了肝臟毒性和病理學(xué)變化，包括糖原耗竭、脂肪空泡化和單細(xì)胞壞死[57]。Zhou等[70]也觀察到青鳉肝臟的充血和擴(kuò)張的血竇，證明PS(100 nm)暴露青鳉3個(gè)月會(huì)造成肝損傷。Gu等[71]將大黃魚(Larimichthyscrocea)幼魚暴露于100 nm的PS共14 d，其腸道脂肪酶、胰蛋白酶和溶菌酶活性顯著降低，腸道中3個(gè)優(yōu)勢(shì)菌門比例發(fā)生了顯著變化，同時(shí)潛在致病菌的比例顯著增加，同時(shí)死亡率也顯著提高，說明微塑料不僅引發(fā)腸道毒性，也有可能威脅大黃魚種群數(shù)量。Pedà等[72]給挪威舌齒鱸成魚喂食含有0.1%的PVC微粒(<0.3 mm)30 d后，67%受試魚的腸道組織出現(xiàn)明顯損傷，具體表現(xiàn)為絨毛縮短腫脹、固有層加厚、腸細(xì)胞空泡化和增多的杯狀細(xì)胞；喂食90 d后，約50%的個(gè)體腸道發(fā)生嚴(yán)重?fù)p傷，表現(xiàn)為漿膜層和黏膜肌層水腫狀、血管明顯擴(kuò)張、白細(xì)胞浸潤(rùn)，表明微納米塑料引發(fā)了腸道組織病變和炎癥反應(yīng)。

3.7 免疫毒性

Huang等[58]通過環(huán)境相關(guān)濃度2.5 μg·L-1的PS暴露貽貝21 d后，發(fā)現(xiàn)貽貝由于嚴(yán)重的氧化應(yīng)激而引起了血細(xì)胞濃度和活力的顯著降低，并且隨著能量收支的降低其血細(xì)胞的吞噬活性也被破壞，因此微塑料通過免疫毒性促使海洋生物更容易受到傳染病的影響。泥蚶(Tegillarcagranosa)暴露于1 mg·L-1的PS (30 μm和500 nm)4 d后造成了顯著的免疫毒性，其總血細(xì)胞計(jì)數(shù)(THC)、紅色粒細(xì)胞比例的減少和血細(xì)胞吞噬活性的降低，免疫相關(guān)基因(IKKα、NFκB、TRAF6和TLR4)的表達(dá)水平被顯著抑制，且毒性隨著PS濃度的升高而增加，隨著粒徑的增加而降低[73]。虹鱒(Oncorhynchusmykiss)暴露于濃度為2×105items·L-1的PS(0.2、1、20、40和90 μm)2 h后，發(fā)現(xiàn)其鰓中富集了PS顆粒，且較小的PS富集更多，其鰓上免疫相關(guān)基因IL-1β、S100A1和促炎因子IFN-γ(促進(jìn)淋巴細(xì)胞參與免疫反應(yīng))因此表達(dá)上調(diào)，SAA的表達(dá)則明顯減少[74]，說明PS引起了免疫毒性。

3.8 神經(jīng)毒性

歐洲舌齒鱸幼魚短期暴露在濃度為0.69 mg·L-1熒光紅聚合物微球(1～5 μm) 96 h后，其腦部的乙酰膽堿酯酶(AChE)活性受到顯著抑制，同時(shí)顯著增加了其腦中過氧化脂(LPO)的水平，從而引起神經(jīng)毒性[59]。黑鯽通過“產(chǎn)油柵藻-大型溞-黑鯽”的食物鏈間接攝入納米PS (24 nm和27 nm) 61 d之后，發(fā)現(xiàn)其大腦相較于對(duì)照組更加腫脹，質(zhì)量更大且含有更多的水[69]，與其活動(dòng)能力和進(jìn)食率的下降有一定的聯(lián)系。Wang等[75]也通過“貝-蟹”食物鏈將日本蟳(Charybdisjaponica)間接暴露于103items·mL-1的PS(5 μm)1周后，發(fā)現(xiàn)其體內(nèi)的AChE顯著降低，即神經(jīng)活動(dòng)發(fā)生了嚴(yán)重的損傷。

3.9 基因及遺傳毒性

給日本青鳉魚(Oryziaslatipes)成魚喂養(yǎng)含有的8 ng·mL-1的原始塑料碎片PE(3 mm)和海洋塑料碎片PE(<5 mm)2個(gè)月，其基因表達(dá)受到了一定的影響，在雄魚的絨膜發(fā)生蛋白(Chg H)基因表達(dá)顯著下調(diào)，而雌魚中卵黃蛋白(Vtg I)、Chg H和雌激素受體(ERα)基因表達(dá)均顯著下調(diào)，且有生殖細(xì)胞異常增殖現(xiàn)象[60]。PS引起泥蚶[73]和虹鱒[74]的免疫毒性中，其中檢測(cè)到的DNA損傷也都驗(yàn)證了微納米塑料的基因毒性。

4 有機(jī)磷阻燃劑來(lái)源(Sources of OPFRs)

隨著OPFRs在工業(yè)生產(chǎn)和消費(fèi)品中的不斷生產(chǎn)和使用，其主要通過物理?yè)诫s等形式添加到各種產(chǎn)品中，可在后續(xù)生產(chǎn)、使用和處理回收時(shí)因磨損、揮發(fā)和滲漏等方式進(jìn)入到各種環(huán)境介質(zhì)中[76]。后續(xù)的廢水處理不能完全去除，并在沉積、沖刷下進(jìn)入自然環(huán)境中，導(dǎo)致水環(huán)境中的OPFRs污染越來(lái)越嚴(yán)重[77]。部分OPFRs的親脂性和半揮發(fā)性導(dǎo)致其很容易在環(huán)境中遷移擴(kuò)散，進(jìn)而危害到自然生態(tài)環(huán)境，又因其有生物富集性，OPFRs已成為一類新型的有機(jī)污染物，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)和人類健康有潛在的影響與危害。

5 有機(jī)磷阻燃劑的污染現(xiàn)狀(Pollution status of OPFRs)

目前，大量研究報(bào)告已經(jīng)證明OPFRs廣泛存在于水體、沉積物、土壤和大氣，甚至是生物體中(表4)。工業(yè)的快速發(fā)展和污染導(dǎo)致空氣中OPFRs的污染情況不容小覷，在瑞典新建的低能耗幼兒園中，研究人員檢測(cè)到灰塵、空氣和擦窗紙中TDCIPP和磷酸三苯酯(TPHP)的濃度分別為0.014～10 μg·g-1和0.0069～79 μg·g-1[78]，我國(guó)廣州一處電子垃圾場(chǎng)的大氣PM2.5中的總OPFRs濃度(3.852～57.695 ng·m-3)高于城市(0.314～9.721 ng·m-3)和自然保護(hù)區(qū)(0.667～109.599 ng·m-3)[79]。Li等[80]調(diào)查了人跡罕至的北大西洋和北極的大氣，發(fā)現(xiàn)其中8種OPFRs總濃度范圍為0.035～0.343 ng·m-3，其主要組分是TCEP(0.03～0.227 ng·m-3)、TCPP(0.008～0.082 ng·m-3)和磷酸三丁酯(TnBP，0.002～0.019 ng·m-3)。在德國(guó)萊茵河/美因河地區(qū)的室內(nèi)空氣中檢測(cè)到了較高的總OPFRs濃度(3.30～751.0 ng·m-3)，主要類型為TCPP、TiBP和TnBP[81]。因此目前報(bào)道的空氣中總OPFRs檢出濃度范圍為0.035～751.0 ng·m-3，室內(nèi)空氣中OPFRs污染較為嚴(yán)重。

表4 世界部分地區(qū)OPFRs分布Table 4 Distribution of OPFRs in some regions of the world

續(xù)表4采樣地點(diǎn)Sampling sites樣品類型Sample typesOPFRs類型Types of OPFRs豐度Abundance參考文獻(xiàn)References美國(guó)加利福尼亞州的舊金山海灣San Francisco Bay, California, USA海水水樣Seawater samples總OPFRs (TEP、TCEP、TCPP、TDCPP、TPHP、TnBP、TEHP、TDBPP)Total OPFRs (TEP, TCEP, TCPP, TDCPP, TPHP, TnBP, TEHP, TDBPP)170～5 100 ng·L-1[90]北大西洋和北極海域Sea areas in the North Atlantic and the Arctic海水水樣Seawater samples總共8種OPFRs8 OPFRs in toal0.348～8.396 ng·L-1TCPP0.279～5.773 ng·L-1TCEPMDL～2.401 ng·L-1TiBP0.039～0.638 ng·L-1[80]歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣Marseille Bay in the east of the Gulf of Lion of the northwest Mediterranean Sea海水水樣Seawater samples總共9種OPFRs9 OPFRs in total9～1 013 ng·L-1TCPP6～876 ng·L-1[92]中國(guó)渤海萊州灣Laizhou Bay in Bohai Sea, China海水水樣Seawater samples總共17種OPFRs(21%的TCPP,17%的TBP)17 OPFRs in total (TCPP was 21% and TBP was 17%)0.2～28.4 ng·L-1[91]中國(guó)北部灣北部欽州灣Qinzhou Bay in Northern Beibu Gulf, China海水水樣Seawater samples總共11種OPFRs(主要為TCIPP、TCEP和TnBP)11 OPFRs in total (Dominated by TCIPP, TCEP and TnBP)150～885 ng·L-1[93]歐洲魚類、貝類養(yǎng)殖場(chǎng)European fish and shellfish farms沉積物樣品Sediment samples總OPFRs (TPHP、EHDP和TCIPP為主)Total OPFRs (Dominated by TPHP, EHDP and TCIPP)0.04～92.8 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)[94]中國(guó)北部灣北部欽州灣Qinzhou Bay in Northern Beibu Gulf, China沉積物樣品Sediment samples總共11種OPFRs11 OPFRs in totalLOQ～32.2 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)TCEP0～14.5 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)TCIPP0～11.9 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)TnBP0～7.2 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)[93]中國(guó)渤海萊州灣沿岸Coasts of Laizhou Bay in Bohai Sea, China沉積物樣品Sediment samples總共17種OPFRs(主要為22%的TBEP,11%的TBP)17 OPFRs in total (Dominated by 22% TBEP and 11% TBP)0.1～96.9 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)[91]歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣沿岸Coasts of Marseille Bay in the east of the Gulf of Lion of the northwest Mediterranean Sea沉積物樣品Sediment samples總共9種OPFRs9 OPFRs in total13～49 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)TnBP2.2～32 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)TCPP1.0～20 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)TEHP0.3～9.5 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì) Based on dry mass)[92]

在受到城市和工業(yè)活動(dòng)嚴(yán)重影響的北京地區(qū)農(nóng)田土壤采樣調(diào)查中共檢出12種OPFRs，總濃度范圍為0.543～54.9 ng·g-1，TCIPP為該土壤樣品中OPFRs主要成分，濃度高達(dá)(3.36±5.61) ng·g-1，此外調(diào)查結(jié)果顯示，該地區(qū)農(nóng)田土壤中OPFRs的污染濃度呈增加趨勢(shì)[82]。青藏高原雖然受人類活動(dòng)影響較低，但仍一定程度上受到了當(dāng)?shù)爻鞘谢l(fā)展的影響，其農(nóng)田、沙漠古河道、湖泊旁草地和針葉林的土壤采樣調(diào)查發(fā)現(xiàn)，OPFRs總濃度范圍為1.35～126 ng·g-1，TnBP和TCEP是主要成分，且生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)達(dá)到了低至中等水平[83]。土壤中目前為止報(bào)道的最高總OPFRs污染濃度應(yīng)該是在尼泊爾的4個(gè)主要城市中發(fā)現(xiàn)的25～27 900 ng·g-1，其中41%的TMPP和16.5%的TCIPP是主要類型[84]。因此土壤中檢出的總OPFRs大致范圍是0.543～27 900 ng·g-1。

5.1 淡水水體中OPFRs分布

在對(duì)北京的一個(gè)污水處理廠的5個(gè)不同季節(jié)的調(diào)查中，針對(duì)10種OPFRs進(jìn)行了檢測(cè)，發(fā)現(xiàn)進(jìn)入污水處理廠的水樣中總OPFRs濃度為600～838 ng·L-1，其中以TCPP(224～436 ng·L-1)和TCEP(80～237 ng·L-1)為主[85]。在對(duì)長(zhǎng)江沿岸市政自來(lái)水廠和南京自來(lái)水的取樣調(diào)查中，測(cè)定了飲用水中13種OPFRs的殘留量，發(fā)現(xiàn)OPFRs濃度范圍為0.7～5 780.0 ng·L-1，且雨季明顯高于旱季，據(jù)估計(jì)當(dāng)?shù)鼐用裨诤导竞陀昙就ㄟ^飲用水?dāng)z入的總OPFRs每日量或可分別達(dá)到64.8 ng·kg-1(以體質(zhì)量計(jì))和45.2 ng·kg-1(以體質(zhì)量計(jì))，與通過攝入空氣中的灰塵攜帶的OPFRs攝入量相當(dāng)[86]。在西班牙的3條受到不同程度人類活動(dòng)影響的河流中，調(diào)查的水樣中檢測(cè)了10種OPFRs，發(fā)現(xiàn)水體中總OPFRs濃度范圍為0.0076～7.2 μg·L-1，且TCPP和磷酸三(丁氧基乙基)酯(TBEP)是大多數(shù)樣品中最豐富的污染物(二者總濃度范圍為0.0083～4.6 μg·L-1)[87]。英國(guó)的亞爾河因受到城市化和污水處理廠的影響，發(fā)現(xiàn)其水體中TCPP的濃度范圍為113～26 050 ng·L-1(平均6 040 ng·L-1)，TCEP、磷酸三(1,3-二氯丙基)酯(TDCP)和TPHP的濃度分別為119～316、62～149和6.3～22 ng·L-1[88]。目前報(bào)道檢出最高的總OPFRs濃度是18.39～158.64 mg·L-1，檢出于日本大阪北港的一個(gè)污水處理廠的出水中，TCEP、TCIPP、TEP、磷酸三(2-丁氧基)乙酯(TBOEP)和TDCPP是占比較高的類型[89]。因此，淡水水體中檢出的總OPFRs的濃度范圍大致為0.0076 ng·L-1～158.64 mg·L-1。

大氣和污水中OPFRs經(jīng)雨水沉降、地表徑流最終匯入海洋導(dǎo)致海洋中OPFRs逐漸積累，使得海洋中的OPFRs污染也逐漸引起了廣大學(xué)者的關(guān)注和研究。

5.2 海洋水體中OPFRs分布

美國(guó)加利福尼亞州的舊金山海灣表層海水中檢出的總OPFRs為170～5 100 ng·L-1[90]，是目前報(bào)道的海水中檢出的最高濃度。Bekele等[91]調(diào)查了中國(guó)半封閉內(nèi)海渤海萊州灣的海水，在水樣中共檢出17種OPFRs，海水中的OPFRs總濃度范圍為0.2～28.4 ng·L-1，該濃度為目前調(diào)查到的最低限度，其中TCPP和磷酸三丁酯(TBP)的比例相對(duì)較高，分別占21%和17%。因此目前海水中檢出的總OPFRs污染濃度為0.2～5 100 ng·L-1。北大西洋的最北端和北極海域的海水中也檢測(cè)出有OPFRs的污染存在，Li等[80]共檢測(cè)了8種OPFRs，其濃度范圍為0.348～8.396 ng·L-1，主要成分為TCPP(0.279～5.773 ng·L-1)、TCEP(MDL(最低檢出限)～2.401 ng·L-1)和磷酸三異丁酯(TiBP, 0.039～0.638 ng·L-1)。Schmidt等[92]調(diào)查了歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣，共檢測(cè)了9種不同的OPFRs，發(fā)現(xiàn)海水中OPFRs的總濃度為9～1 013 ng·L-1，TCPP(6～876 ng·L-1)為其主要成分。Zhang等[93]調(diào)查了中國(guó)北部灣北部的欽州灣的海水中OPFRs含量，共檢測(cè)了11種OPFRs，發(fā)現(xiàn)OPFRs總濃度為150～885 ng·L-1，污染水平相對(duì)中等，TCIPP、TCEP和TnBP是主要成分，雖然當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中個(gè)別OPFRs只表現(xiàn)出低至中等水平的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，但OPFRs的整體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)仍需要更多的關(guān)注。

5.3 海洋沉積物中OPFRs分布

在歐洲的阿爾巴尼亞、希臘、意大利、挪威、葡萄牙、西班牙和英國(guó)的沿海養(yǎng)魚場(chǎng)和貝類養(yǎng)殖場(chǎng)的沉積物中，檢出的總OPFRs濃度為0.04～92.8 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì))[94]，是目前報(bào)道檢出的最低濃度。在Bekele等[91]對(duì)中國(guó)半封閉海灣萊州灣沿岸沉積物的17種OPFRs的調(diào)查中，發(fā)現(xiàn)沿岸沉積物中OPFRs濃度范圍為0.1～96.9 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì))，該污染濃度是目前報(bào)道檢出的最高濃度，其中TBEP(22%)和TBP(11%)分別占比為第一和第二。因此據(jù)目前世界范圍的研究調(diào)查數(shù)據(jù)可知，海洋沉積物中總OPFRs污染范圍為0.04～96.9 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì))。Zhang等[93]采集了我國(guó)欽州灣的沉積物，共檢測(cè)了11種OPFRs，發(fā)現(xiàn)沉積物樣品中OPFRs總濃度范圍為L(zhǎng)OQ(最低檢測(cè)限)～32.2 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì))，其中主要成分為TCEP(0～14.5 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì)))、TCIPP(0～11.9 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì)))和TnBP(0～7.2 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì)))。而在歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣沿岸的沉積物中，發(fā)現(xiàn)OPFRs(共檢測(cè)了9種)含量為13～49 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì))，TnBP(2.2～32 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì)))是樣品中檢出最豐富的OPFRs，其次是TCPP(1.0～20 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì)))和磷酸三(2-乙基己基)酯(TEHP)(0.3～9.5 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì)))，其中TnBP通常添加在液壓油和潤(rùn)滑油中，因?yàn)轳R賽灣作為港口受到了海上交通運(yùn)輸?shù)膰?yán)重影響，解釋了沉積物樣本中TnBP占比高的原因[92]。

5.4 海洋生物中OPFRs分布

與微納米塑料的污染分布類似，總OPFRs的最高污染濃度也是在海洋哺乳類動(dòng)物中檢出，在印度洋的夸祖魯-納塔爾省沿岸(南非東海岸)中捕獲的海豚，其肌肉中總OPFRs高達(dá)1 630～31 861 ng·g-1(以單位脂質(zhì)質(zhì)量計(jì))，主要類型是三苯基氧膦(triphenylphosphine oxide, TPPO)和TDCPP[95]。OPFRs的最低檢出限度報(bào)道于加拿大的大熊湖、草澤湖、冷湖、阿薩巴斯卡湖中湖紅點(diǎn)鮭(Salvelinusnamaycush)體內(nèi)TCEP的0.03 ng·g-1(以濕質(zhì)量計(jì))[96]。因此OPFRs污染濃度大致范圍為0.03 ng·g-1(以濕質(zhì)量計(jì))～31 861 ng·g-1(以單位脂質(zhì)質(zhì)量計(jì))。歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣中捕獲的浮游動(dòng)物中，共檢測(cè)了9種OPFRs，發(fā)現(xiàn)OPFRs總濃度范圍為0.4～4.6 μg·g-1(以干質(zhì)量計(jì))，其中TDCP(濃度最高達(dá)2 610 ng·g-1(以干質(zhì)量計(jì)))是主要檢出成分，同時(shí)發(fā)現(xiàn)更小型的浮游生物(150～500 μm)更容易累積OPFRs的污染，可能是由于其表面積與體積比例大，這導(dǎo)致其可從周圍介質(zhì)中快速吸收污染物，由于浮游動(dòng)物是海洋食物網(wǎng)的基礎(chǔ)，不能排除OPFRs對(duì)較高營(yíng)養(yǎng)層級(jí)生物的負(fù)面影響[92]。在Bekele等[91]對(duì)萊州灣的調(diào)查中，檢測(cè)了海洋中10種魚類和9種無(wú)脊椎動(dòng)物的肌肉和軟組織的OPFRs，OPFRs的總濃度范圍分別為21.1～3 510 ng·g-1(以單位脂質(zhì)質(zhì)量計(jì))，其中高營(yíng)養(yǎng)級(jí)的魚類(296～3 510 ng·g-1(以單位脂質(zhì)質(zhì)量計(jì)))的OPFRs污染程度略高于無(wú)脊椎動(dòng)物(21.1～2 840 ng·g-1(以單位脂質(zhì)質(zhì)量計(jì)))，底棲魚類(833～3 510 ng·g-1(以單位脂質(zhì)質(zhì)量計(jì)))和遠(yuǎn)洋魚類(296～2 120 ng·g-1(以單位脂質(zhì)質(zhì)量計(jì)))相比較，發(fā)現(xiàn)底棲魚類比中上層魚類在體內(nèi)更容易累積OPFRs；通過數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析發(fā)現(xiàn)，隨著OPFRs親脂性、疏水性的增加，其生物積累因子也會(huì)顯著地線性增加，表明脂質(zhì)含量是影響OPFRs生物蓄積潛力的一個(gè)重要因素；又通過計(jì)算OPFRs的營(yíng)養(yǎng)級(jí)放大因子(TMF)，發(fā)現(xiàn)其范圍從1.06到2.52，均大于1，說明OPFRs在海洋食物網(wǎng)中具有一定生物放大潛力。

以上研究證明了OPFRs在海洋環(huán)境中的污染現(xiàn)狀和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)潛力，但因?yàn)闄z測(cè)技術(shù)限制，很多研究能夠檢測(cè)到的OPFRs種類不盡相同，且未有明確的標(biāo)準(zhǔn)來(lái)衡量檢測(cè)的污染豐度和程度。此外，這些化學(xué)物質(zhì)在生物體內(nèi)的分配、轉(zhuǎn)化和環(huán)境中的累積、轉(zhuǎn)化和降解等作用機(jī)制以及相關(guān)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究，食用海產(chǎn)品對(duì)人類健康的潛在風(fēng)險(xiǎn)等問題還需要進(jìn)一步關(guān)注和探究。

6 有機(jī)磷阻燃劑毒性效應(yīng)(Toxic effects of OPFRs)

Saeger等[97]在1979年首次報(bào)道了OPFRs可以在不同水生生物中積累，在鰓、腎、肝、大腦和肌肉組織中都可能發(fā)生生物蓄積，不僅會(huì)影響到正常的生命活動(dòng)，而且會(huì)通過生物富集、吸附其他污染物等方式對(duì)生物造成多種不良影響，例如急性和慢性毒性[98]、發(fā)育毒性[99]、生殖毒性[100]、內(nèi)分泌干擾[98]、器官毒性[101]、神經(jīng)毒性[102]、氧化應(yīng)激[103]、免疫毒性[100]、呼吸代謝毒性[104]、行為毒性[105]、抑制光合作用和基因毒性[99]等。同時(shí)廣泛分布且多種多樣的OPFRs在不同營(yíng)養(yǎng)層級(jí)的生物中積累，通過食物網(wǎng)和食物鏈產(chǎn)生生物放大效應(yīng)，進(jìn)而危害到人類自身的安全。因此了解OPFRs在海洋環(huán)境中的生物累積以及短期和長(zhǎng)期毒性效應(yīng)對(duì)于評(píng)估其對(duì)人類的風(fēng)險(xiǎn)至關(guān)重要。

6.1 急性和慢性毒性

皮天星等[98]使用TCPP對(duì)斑馬魚進(jìn)行暴露，發(fā)現(xiàn)斑馬魚成魚和胚胎在96 h的半致死濃度(LC50)分別為47.06 mg·L-1和26.01 mg·L-1，且成魚對(duì)TCPP的耐受性要遠(yuǎn)高于胚胎；在濃度為5 mg·L-1的TCPP的暴露12 d后，斑馬魚成魚出現(xiàn)了部分死亡的現(xiàn)象，而在TCPP濃度為1 mg·L-1暴露組別中，雖未出現(xiàn)死亡現(xiàn)象，但出現(xiàn)了明顯的中毒癥狀如游泳速度減緩、沉底和呼吸減緩等。海洋青鳉魚(Oryziasmelastigma)從胚胎到成魚階段都暴露于50 μg·L-1的TPHP，其存活率顯著下降了約10%[99]。

6.2 發(fā)育毒性

斑馬魚胚胎暴露在TCPP中96 h后，其胚胎的正常發(fā)育受到影響，部分出現(xiàn)畸形，且隨著濃度升高(31.1 → 46.7 mg·L-1)，畸形率(10.0% → 80.0%)也隨之升高，同時(shí)部分仔魚脊柱發(fā)生彎曲，輕度彎曲的仔魚雖能夠游動(dòng)但無(wú)法保持身體平衡，重度彎曲的雖有心跳但基本失去了游泳能力，推測(cè)是因?yàn)門CPP干擾了成纖維細(xì)胞生長(zhǎng)因子家族從而影響了脊柱的正常發(fā)育[98]。海洋青鳉魚F0代及其后代F1分別都從胚胎受精后2 h至140 d暴露于TDCIPP(200 g·L-1)和TPHP(50 g·L-1)中，發(fā)現(xiàn)TDCIPP和TPHP均顯著引起青鳉魚幼魚的胸鰭異常，畸形表現(xiàn)為胸鰭的彎曲和扭轉(zhuǎn)，且F1代表現(xiàn)得更為敏感，成魚階段均出現(xiàn)顯著的脊柱彎曲；受試魚的胸鰭長(zhǎng)度和體長(zhǎng)在TDCIPP、TPHP影響下均減少，且TDCIPP影響更顯著；又檢測(cè)了骨發(fā)育相關(guān)基因的表達(dá)，發(fā)現(xiàn)TDCIPP處理的F0和F1代中bmp2、bmp4和runx2的表達(dá)均顯著上調(diào)，而在TPHP處理組，F(xiàn)1代中這些基因的表達(dá)顯著下調(diào)，但對(duì)F0代無(wú)明顯影響，這些結(jié)果也都驗(yàn)證了TDCIPP和TPHP的骨發(fā)育毒性[99]。

6.3 生殖毒性

性成熟的斑馬魚暴露于0～5 mg·L-1的TCPP中14 d后，觀察到雌魚卵巢的芳香化酶活性顯著升高，雌、雄魚肝臟的卵黃蛋白原(VTG)含量都顯著升高且高于正常水平，從而影響其體內(nèi)卵母細(xì)胞正常發(fā)育，造成精子發(fā)育異常、第二性征的退化、性行為頻率降低和性反轉(zhuǎn)等負(fù)面影響[98]。在紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，雌雄貽貝中的用于維持鞭毛和精子活力的不溶性彈性結(jié)構(gòu)蛋白表達(dá)均上調(diào)，影響精子發(fā)生的類魚精蛋白PHI-3也顯著上調(diào)；而雄性貽貝中調(diào)節(jié)精子運(yùn)動(dòng)的大部分相關(guān)蛋白均上調(diào)；雌性貽貝中的ADP、ATP載體蛋白及3-磷酸甘油脫氫酶的表達(dá)也受到TCPP暴露的影響，從而影響生殖細(xì)胞的能量代謝，紫貽貝的正常生殖活動(dòng)因此受到顯著影響[100]。

6.4 內(nèi)分泌干擾

斑馬魚胚胎暴露在TCPP(0～1.0 mg·L-1)中14 d后，發(fā)現(xiàn)其下丘腦中促性腺激素釋放激素的調(diào)控基因如GnRH等表達(dá)量與對(duì)照組相比均表現(xiàn)為負(fù)調(diào)控(雌魚)和無(wú)變化(雄魚)，而腦垂體促性腺激素受體ER和ER2則主要表現(xiàn)為正調(diào)控，從而導(dǎo)致內(nèi)分泌系統(tǒng)的紊亂[98]。鐘鳴宇[100]發(fā)現(xiàn)雄性紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，其精巢內(nèi)卵黃膜透明帶結(jié)構(gòu)域蛋白及卵黃層溶素受體蛋白表達(dá)上調(diào)，然而這2種蛋白應(yīng)只在雌性的卵細(xì)胞上表達(dá)，證明了TCPP對(duì)雄性紫貽貝生殖系統(tǒng)的內(nèi)分泌干擾作用。

6.5 器官毒性

成年的雄性斑馬魚暴露于1 mg·L-1的TDCIPP共4 d，通過RT-qPCR分析3個(gè)肝臟毒性的生物標(biāo)志物基因gclc、gsr和nqo1的表達(dá)情況，發(fā)現(xiàn)其表達(dá)均因TDCIPP暴露而被誘導(dǎo)上調(diào)出現(xiàn)肝臟毒性，且組織學(xué)觀察到肝細(xì)胞凋亡和空泡化；Tg(fabp10a:DsRed)轉(zhuǎn)基因斑馬魚被用來(lái)進(jìn)一步評(píng)估TDCIPP對(duì)肝臟大小的影響，發(fā)現(xiàn)肝臟大小在1 mg·L-1的TDCIPP的處理下顯著增大，且其肝臟的中性粒細(xì)胞顯著增加，進(jìn)一步證明了肝臟炎癥的發(fā)生[101]。斑馬魚2～72 hpf(hours post fertilization)胚胎暴露于0.1 mg·L-1的TPHP和甲苯基二苯基磷酸酯(cresyl diphenyl phosphate, CDP)中，出現(xiàn)了顯著的心動(dòng)過緩、心肌減少和心臟循環(huán)阻滯，同時(shí)心肌細(xì)胞的發(fā)育也受到顯著影響，在0.5 mg·L-1的TPHP和CDP暴露下又對(duì)心臟發(fā)生中關(guān)鍵轉(zhuǎn)錄調(diào)節(jié)因子的表達(dá)進(jìn)行了測(cè)定對(duì)比，結(jié)果表明BMP4、NKX2-5和TBX5表達(dá)受到顯著抑制，進(jìn)一步驗(yàn)證了OPFRs的心臟毒性[106]。

6.6 神經(jīng)毒性

將5月齡的許氏平鲉(Sebastesschlegeli)暴露于100 nmol·L-1TCPP中15 d，采用基于iTRAQ的蛋白質(zhì)組學(xué)研究后，發(fā)現(xiàn)受試魚涉及神經(jīng)遞質(zhì)分泌、水平調(diào)節(jié)、信號(hào)釋放、突觸信號(hào)傳導(dǎo)和膽堿能突觸的幾種蛋白質(zhì)均受到顯著影響，突觸蛋白-Ⅰ顯著下調(diào)，而α-氨基-3-羥基-5-甲基-4-異唑受體(AMPAR)、神經(jīng)細(xì)胞黏附分子(NCAM)和神經(jīng)鈣蛋白(ND)則顯著上調(diào)，導(dǎo)致神經(jīng)傳遞失調(diào)，而與神經(jīng)發(fā)育相關(guān)的幾種蛋白質(zhì)如磷脂酰肌醇結(jié)合網(wǎng)格蛋白組裝蛋白(PBCAP)和二氫嘧啶酶樣9(DPYSL9)顯著受到抑制，從而引起神經(jīng)毒性及發(fā)育障礙[102]。紫貽貝(Mytilusgalloprovincialis)暴露于10 g·L-1的TDCPP中28 d，發(fā)現(xiàn)在7 d和28 d 2次取樣時(shí)其體內(nèi)的神經(jīng)傳導(dǎo)關(guān)鍵性酶AChE活性均顯著下調(diào)，而與神經(jīng)遞質(zhì)分析有關(guān)的受體型酪氨酸蛋白磷酸酶N2(PTPRN2)在暴露7 d時(shí)出現(xiàn)顯著下調(diào)，都反映了TDCPP對(duì)紫貽貝的神經(jīng)毒性[107]。

6.7 氧化應(yīng)激

Arukwe等[103]采用半靜態(tài)毒性試驗(yàn)的方法將大西洋鮭幼魚(Salmosalar)暴露于3種不同濃度(0.04、0.2和1 mg·L-1)的TBOEP和TCEP中7 d，通過實(shí)時(shí)熒光定量PCR(qPCR)測(cè)定氧化應(yīng)激(谷胱甘肽過氧化物酶(GPx)、谷胱甘肽還原酶(GR)和谷胱甘肽S-轉(zhuǎn)移酶(GST))和脂質(zhì)過氧化(過氧化物酶體增殖物激活受體(PPAR))的相關(guān)基因的表達(dá)，發(fā)現(xiàn)肝臟中GR顯著降低，但GPx、GST表達(dá)和硫代巴比妥酸反應(yīng)物(thiobarbituric acid-reactive substances, TBARS)水平顯著增加，脂質(zhì)過氧化量度的TBARS持續(xù)升高，說明TBOEP和TCEP誘導(dǎo)了大西洋鮭幼魚的氧化應(yīng)激，從而產(chǎn)生ROS，并調(diào)節(jié)生物體內(nèi)的脂質(zhì)過氧化過程。紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，其血細(xì)胞凋亡水平、ROS、SOD和MDA含量都顯著升高，證明高濃度TCPP暴露引發(fā)了紫貽貝的氧化應(yīng)激[100]。三角褐指藻(Phaeodactylumtricornutum)暴露于(4 mg·L-1)TDCPP中24 h，發(fā)現(xiàn)相較于對(duì)照組，細(xì)胞中的ROS、MDA水平、GPx和GR活性都顯著增加，還原型谷胱甘肽/氧化型谷胱甘肽(GSH/GSSG)值顯著下降，說明TDCPP顯著引誘了藻細(xì)胞的氧化應(yīng)激[105]。

6.8 免疫毒性

鐘鳴宇[100]對(duì)紫貽貝進(jìn)行了42 d的TCPP暴露(10、100 nmol·L-1)實(shí)驗(yàn)，檢測(cè)了貽貝血細(xì)胞的免疫相關(guān)基因C-type lysozyme(CLYZ)及G-type lysozyme(GLYZ)，這2個(gè)溶菌酶基因均因?yàn)門CPP的暴露而表達(dá)量下調(diào)，表明TCPP抑制了免疫反應(yīng)；其他有間接或直接聯(lián)系的免疫相關(guān)基因(Caspase2、Caspase8、BD6、Mytimacin、Galectin、PGRP、MyD88、TLR2、LITAF和Jun-like)在長(zhǎng)期的暴露后，均受到顯著影響，即TCPP(尤其是高濃度)可以調(diào)控紫貽貝的免疫應(yīng)激反應(yīng)；而后在100 nmol·L-1的TCPP處理42 d后的雄貽貝中，整體組織內(nèi)的MgC1q蛋白及類apextrin蛋白1表達(dá)均呈下降趨勢(shì)，進(jìn)一步驗(yàn)證了TCPP對(duì)紫貽貝的免疫系統(tǒng)的抑制作用。

6.9 呼吸代謝毒性

Deng等[104]將厚殼貽貝暴露于TCPP(100 μg·L-1)共14 d，測(cè)量對(duì)比了鰓組織中丙酮酸激酶(PK)、己糖激酶(HK)、乳酸脫氫酶(LDH)、琥珀酸脫氫酶(SDH)活性和肌肉組織中的乳酸(LD)含量，發(fā)現(xiàn)均出現(xiàn)了顯著差異，說明高環(huán)境污染濃度的TCPP可以嚴(yán)重影響海洋雙殼類的呼吸代謝。

6.10 行為毒性

雄性紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，其整體組織內(nèi)的主要作用于閉殼肌和殼連接的類轉(zhuǎn)凝蛋白4、富絲氨酸介殼肌蛋白1、類膠原蛋白1及7表達(dá)均出現(xiàn)下降，但線粒體磷酸載體蛋白作為物質(zhì)運(yùn)輸關(guān)鍵蛋白的表達(dá)則上調(diào)，說明TCPP損害了貽貝的能量供應(yīng)和物理連接，進(jìn)而影響到殼的正常開合[100]。

6.11 抑制光合作用

三角褐指藻(Phaeodactylumtricornutum)在暴露于4 mg·L-1的TDCPP中24 h后，發(fā)現(xiàn)其葉綠體中的葉綠素a、葉綠素c、光系統(tǒng)Ⅱ最大光化學(xué)量子產(chǎn)量(Fv/Fm)和光合電子傳遞速率(ETR)的含量均顯著下降，并且觀察到葉綠體明顯膨脹、層狀結(jié)構(gòu)明顯扭曲，說明TDCPP可以破壞葉綠體結(jié)構(gòu)，抑制光合作用反應(yīng)的發(fā)生[105]。

6.12 基因毒性

OPFRs在海洋青鳉魚[99]的發(fā)育毒性、斑馬魚[101, 106]的器官毒性和紫貽貝[100]的免疫毒性中均表現(xiàn)出對(duì)基因或DNA及其表達(dá)的損傷和影響。

OPFRs種類繁多且物化特性不一致，全世界學(xué)者們對(duì)單個(gè)甚至多個(gè)OPFRs的生物毒性及其毒性機(jī)制研究可以提供理論支持和預(yù)警作用，但針對(duì)OPFRs的生物積累、生物放大行為、代謝機(jī)制、食物鏈及子代傳遞的研究仍然較少。因此，需要更多的研究來(lái)闡明OPFRs的相關(guān)生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)及評(píng)估。

7 微納米塑料和有機(jī)磷阻燃劑的聯(lián)合毒性效應(yīng)(Joint toxicity of micro-nano plastics and OPFRs)

海洋中的微納米塑料都是高分子聚合物，具有較高的疏水性，由于生產(chǎn)原料、密度(0.9～2.3 g·cm-3)不同，破碎過程和老化作用等導(dǎo)致其形狀、比表面積和有效吸附位點(diǎn)各異，因此吸附有機(jī)污染物的能力不同[25]。納米塑料相較于微塑料粒徑更小，比表面積更大，有效吸附位點(diǎn)更多，通常吸附有機(jī)污染物的能力更強(qiáng)[108]。例如Wang和Wang[109]對(duì)比研究了3種比表面積不同的微塑料(HDPE > PS > PVC)對(duì)有機(jī)污染物多環(huán)芳烴芘(Pyr)的吸附，發(fā)現(xiàn)吸附能力隨著比表面積減少而降低。但Wang等[110]在研究中發(fā)現(xiàn)納米級(jí)微塑料的聚集性降低了其比表面積和吸附能力，即有效吸附位點(diǎn)減少導(dǎo)致納米級(jí)PS對(duì)菲的吸附量顯著低于微米級(jí)PS。

微納米塑料上吸附著各類有機(jī)污染物，其吸附往往受到分配作用、表面吸附、交互作用和其他微觀機(jī)制的共同驅(qū)動(dòng)，其中分配作用和表面吸附是2種最主要的作用機(jī)制[25]。分配作用是有機(jī)物在親水相和疏水相之間的一種分配過程，主要取決于固體顆粒中疏水相的含量[111]，對(duì)于微納米塑料，非離子型的有機(jī)污染物可通過溶解作用分配到微納米塑料中，達(dá)到分配平衡之后，其吸附等溫線為直線[25]。表面吸附作用指的是固體表面有吸附水相中溶解性有機(jī)污染物或膠體物質(zhì)的能力，可分為通過分子間相互作用力吸附的物理吸附和通過化學(xué)作用生成化學(xué)鍵而引起吸附的化學(xué)吸附。環(huán)境有機(jī)污染物分子在微塑料上的表面吸附以物理吸附為主，其中疏水作用和靜電相互作用是主要的作用機(jī)制，氫鍵和π-π相互作用影響次之[25]。

微塑料對(duì)有機(jī)污染物的吸附作用受到多種吸附機(jī)理的共同影響，微納米塑料本身的疏水性、表面電負(fù)性和含氧官能團(tuán)，有機(jī)污染物的極性強(qiáng)弱，以及環(huán)境中溶液的酸堿性都可以影響微塑料與有機(jī)污染物的表面相互作用，同時(shí)也隨著環(huán)境因素(pH、溫度、鹽度、溶解性有機(jī)物(POM)和塑料老化程度)的變化而改變[25]。

海洋環(huán)境中的微納米塑料和有機(jī)污染物OPFRs普遍存在，各種相互作用后OPFRs吸附到微納米塑料表面，形成復(fù)雜的污染物混合體系。例如Zhang等[112]模擬了100 mg·L-1的PA對(duì)TDCIPP(200 μg·L-1)吸附過程，發(fā)現(xiàn)TDCIPP在老化PA上的平衡吸附能力(0.789 mg·g-1)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于原始PA上的吸附能力(0.363 mg·g-1)，通過FTIR表征研究吸收峰差別，發(fā)現(xiàn)TDCIPP主要通過氫鍵的形成結(jié)合在原始和老化的PA上。而在解吸方面，TDCIPP相較于原始PA更難釋放，污染物與PA的疏水作用在海洋生物體內(nèi)很容易被腸道成分(如消化酶)破壞，而自然老化后PA上親水配體的富集抑制了疏水結(jié)合，加強(qiáng)了與TDCIPP的極性相互作用，阻止了TDCIPP的解吸[112]。微納米塑料與OPFRs的復(fù)合污染物與實(shí)際環(huán)境中的多種污染共存的現(xiàn)象相契合，并通過海洋食物網(wǎng)和食物鏈傳遞和遷移，對(duì)整個(gè)海洋生態(tài)系統(tǒng)乃至人類造成潛在的生態(tài)污染風(fēng)險(xiǎn)。微納米塑料和OPFRs的二者吸附效果程度和復(fù)合毒性效應(yīng)受到多種因素影響，且聯(lián)合毒性為加劇還是緩解仍有待進(jìn)一步的研究論證(表5)。

7.1 加劇效應(yīng)

Wang等[113]將牟氏角毛藻(Chaetocerosmeülleri)暴露于40 mg·L-1的約4 μm PS微球和3.2 mg·L-1的TPHP中96 h，發(fā)現(xiàn)復(fù)合暴露顯著增加了ROS水平，并且ROS水平顯著大于PS、TPHP單獨(dú)暴露組，引起了更嚴(yán)重的氧化應(yīng)激；但24 h的PS+TPHP組ROS水平遠(yuǎn)低于TPHP組、PS組，推測(cè)是由于TPHP吸附到PS上，在短時(shí)間內(nèi)減少了它們與藻類細(xì)胞的直接接觸。

Zhao等[114]將斑馬魚成魚F0暴露于PS(約40 nm，10 mg·L-1)和TDCIPP(2.64、12.78 μg·L-1)120 d，后代F1由受試魚F0代交配得到，在吸附實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)24 h時(shí)，10 mg·L-1PS可以吸附約35.74%的12.78 μg·L-1TDCIPP，檢測(cè)結(jié)果表明納米PS可顯著加劇TDCIPP在F1代中的生物轉(zhuǎn)移積累而引起跨代毒性，推測(cè)是由于PS吸附TDCIPP，并成為其載體，且這種復(fù)合污染物在生物體內(nèi)代謝困難，同時(shí)觀察到F1的死亡率、孵化率、畸形率和體長(zhǎng)在聯(lián)合暴露之后相較于單獨(dú)暴露組顯著降低，說明發(fā)育受到了顯著的抑制；在F1代幼魚中的母體來(lái)源的甲狀腺激素(THs)顯著降低，說明PS的存在增強(qiáng)了TDCIPP誘導(dǎo)F1代甲狀腺功能退化，可能歸因于經(jīng)聯(lián)合暴露的F0代中轉(zhuǎn)甲狀腺素蛋白基因(ttr)轉(zhuǎn)錄顯著下降導(dǎo)致THs水平降低；同時(shí)聯(lián)合暴露組的F1和F0代中甲狀腺球蛋白(tg)和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸轉(zhuǎn)移酶基因(ugt1ab)的轉(zhuǎn)錄和翻譯均顯著上調(diào)，說明受試魚通過負(fù)反饋循環(huán)的啟動(dòng)以補(bǔ)償血漿中低水平的THs，且在F1中THs結(jié)合蛋白轉(zhuǎn)甲狀腺素蛋白(TTR)表達(dá)因聯(lián)合暴露而進(jìn)一步下降，進(jìn)一步驗(yàn)證了聯(lián)合暴露誘導(dǎo)THs的合成、運(yùn)輸?shù)目绱拘院蛯?duì)甲狀腺的跨代干擾毒性；值得注意的是，雌魚相較于雄魚的TDCIPP總生物累積量顯著更高，這可能與其體內(nèi)更高的脂質(zhì)含量有關(guān)，復(fù)合暴露顯著下調(diào)雌魚肝臟中Ⅰ型脫碘酶基因(dio1)的表達(dá)，但上調(diào)了Ⅱ型脫碘酶基因(dio2)的表達(dá)，而對(duì)雄魚中dio1和dio2的轉(zhuǎn)錄無(wú)顯著影響，說明PS和TDCIPP的共同暴露引起了性別特異性基因轉(zhuǎn)錄反應(yīng)。

何君儀[115]也選取了斑馬魚來(lái)探究微納米PS微球(46 nm、5.8 μm)和TPP的聯(lián)合毒性，發(fā)現(xiàn)斑馬魚胚胎在復(fù)合暴露于(1 mg·L-1)PS+(700、900 μg·L-1)TPP中4 d后，與單獨(dú)暴露相比其致死率、致畸率和孵化抑制率都顯著升高；而后受試魚暴露于PS(1 mg·L-1)+TPP(100 μg·L-1)中7 d后，甲狀腺激素和卵黃蛋白原(VTG)水平都顯著升高，即復(fù)合暴露顯著增強(qiáng)了甲狀腺和生殖毒性，且納米PS和TPP混合體系毒性更強(qiáng)；又通過(2 mg·L-1)PS+(80 μg·L-1)TPP的混合來(lái)暴露成魚21 d，發(fā)現(xiàn)聯(lián)合暴露相較于單獨(dú)暴露，加劇了氧化損傷，使得卵巢和精巢發(fā)育受到顯著抑制，其繁殖相關(guān)指標(biāo)累積產(chǎn)卵量、平均產(chǎn)卵量、產(chǎn)卵次數(shù)、受精率和孵化率也都顯著下降，且VTG水平、性激素(雌二醇(E2)濃度、睪酮(T)濃度、E2/T值)都受到了顯著影響，即PS和TPP的聯(lián)合毒性顯著影響了內(nèi)分泌系統(tǒng)并造成生殖毒性。相較于納米PS，微米級(jí)PS和TPP的復(fù)合體系造成的生殖毒性更強(qiáng)，其造成了更差質(zhì)量的胚胎，各指標(biāo)下降更加明顯；同樣發(fā)現(xiàn)在面對(duì)復(fù)合污染時(shí)，雄魚對(duì)卵黃蛋白原和性激素變化的響應(yīng)比雌魚更靈敏。

Zhang等[116]選用了模式生物斑馬魚，探究PA(17.4 μm)和TDCIPP(0.4、2和10 μg·L-1)復(fù)合污染體系的毒性效應(yīng)，在吸附實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)TDCIPP和PA主要通過氫鍵形式結(jié)合，其平衡吸附容量為0.0363 mg·g-1；斑馬魚成魚F0在PA(100 μg·L-1)和TDCIPP的共9個(gè)組合中暴露4個(gè)月并交配得到F1，發(fā)現(xiàn)PA+TDCIPP組在受試魚體內(nèi)的總累積量顯著高于TDCIPP組，說明PA對(duì)TDCIPP在斑馬魚體內(nèi)產(chǎn)生了生物積累的載體效應(yīng)，且F1代體內(nèi)中聯(lián)合暴露組的TDCIPP累積量最高，也證明了PA介導(dǎo)了TDCIPP的跨代轉(zhuǎn)移；PA+TDCIPP的共同暴露在腸道中引起明顯的氧化損傷和功能損傷，包括增加SOD活性和MDA含量，同時(shí)降低GSH、D-乳酸、腫瘤壞死因子α(TNF-α)、白細(xì)胞介素-6(IL-6)含量，又通過切片病理學(xué)觀察驗(yàn)證了聯(lián)合暴露加劇腸道損傷，如絨毛變性、上皮細(xì)胞脫落、肌層變薄、杯狀細(xì)胞增殖和紊亂，透射電子顯微鏡(TEM)觀察也顯示共同暴露會(huì)導(dǎo)致顯著的腸道超微結(jié)構(gòu)損傷，包括腸道微絨毛的短小和稀疏、線粒體收縮和內(nèi)質(zhì)網(wǎng)的松散。相較于對(duì)照和TDCIPP組，PA+TDCIPP組F1代中觀察到顯著更高的孵化抑制率、畸形率、死亡率、卵黃中的總甘油三酯和總膽固醇含量，卵黃合胞體層(YSL)的中性脂質(zhì)的不良沉積(主要是甘油三酯)明顯加劇，且幼魚中腸下靜脈叢(SIVP)血管明顯較少，SIVP長(zhǎng)度明顯更短，體質(zhì)量、體長(zhǎng)度顯著降低，共同說明PA增強(qiáng)了TDCIPP的跨代毒性；qPCR分析結(jié)果顯示在PA+TDCIPP聯(lián)合暴露組，與TCA循環(huán)和不飽和脂肪酸生物合成相關(guān)的途徑被顯著抑制，且代謝組學(xué)研究表明有9個(gè)代謝標(biāo)志物(長(zhǎng)鏈不飽和脂肪酸(LCPUFAs)等)顯著下調(diào)，ATP含量也最低，卵黃中與脂質(zhì)包裝和運(yùn)輸相關(guān)的基因cel.2、apoa1a、apoba、mttp和soat2表達(dá)均受到顯著抑制，都驗(yàn)證了PA加劇了TDCIPP暴露親代后引起幼魚的能量短缺、生長(zhǎng)減緩、代謝紊亂和抑制卵黃營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)吸收[116]。

Deng等[117]將5周大的雄性小鼠(Musmusculus)暴露于TCEP(10、100 μg·L-1)、TDCPP(10、100 μg·L-1)和PE(0.5～1 μm、2 mg·L-1即3.7×108items·L-1)微球、PS(0.5～1 μm、2 mg·L-1即3.7×108items·L-1)微球的4個(gè)復(fù)合體系中90 d，發(fā)現(xiàn)與TDCPP組相比，TDCPP+PE組的SOD和CAT活性顯著增加，TDCPP+PS/PE組乳酸脫氫酶(LDH)表達(dá)水平也都顯著上調(diào)，證明了聯(lián)合暴露更顯著影響了氧化應(yīng)激和能量代謝；而與TCEP組相比，TCEP+PE組AChE表達(dá)顯著下調(diào)，說明PE加劇了TCEP的神經(jīng)毒性；最后通過代謝組學(xué)分析證明了微納米塑料PE、PS顯著增強(qiáng)了OPFRs(TDCPP、TCEP)對(duì)氨基酸代謝、脂質(zhì)代謝和能量代謝的影響。

楊苑鈺[118]則使用了人體肝癌細(xì)胞(HepG2)探究PS微球(50 μg·mL-1)和TPHP(10、50、100、200 nmol·mL-1)的聯(lián)合毒性，HepG2細(xì)胞暴露于TPHP+PS(70 nm、1 μm)3種組合中24 h，發(fā)現(xiàn)PS介導(dǎo)了TPHP的毒性效應(yīng)，加劇了ROS產(chǎn)生、線粒體膜電位下降和LDH釋放率增加，從而引起氧化應(yīng)激和線粒體功能紊亂，造成更嚴(yán)重的細(xì)胞凋亡；同時(shí)發(fā)現(xiàn)納米級(jí)塑料顆粒和TPHP的細(xì)胞復(fù)合毒性明顯高于微米級(jí)塑料顆粒和TPHP。

7.2 緩解效應(yīng)

在Wang等[113]的PS和TPHP的復(fù)合暴露實(shí)驗(yàn)中，發(fā)現(xiàn)復(fù)合暴露對(duì)藻細(xì)胞生長(zhǎng)產(chǎn)生明顯的抑制作用，但其抑制作用介于2組單獨(dú)暴露之間(TPHP>PS+TPHP>PS)，而在吸附實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)PS與TPHP明顯發(fā)生了吸附作用，培養(yǎng)基中TPHP的濃度顯著降低，并且吸附之后可能會(huì)增強(qiáng)PS(zeta電位負(fù)值變得更大)和藻類細(xì)胞之間的靜電排斥而減少它們之間的直接接觸，說明了PS的加入可降低TPHP對(duì)藻細(xì)胞生長(zhǎng)的毒性；藻細(xì)胞中葉綠素a含量檢測(cè)的結(jié)果與細(xì)胞密度結(jié)果一致，推測(cè)是PS在短時(shí)間暴露時(shí)因其遮蔽效應(yīng)不僅增加了葉綠素a含量和Fv/Fm值，而且有利于藻類在短時(shí)間內(nèi)更適應(yīng)強(qiáng)光以維持光合作用，但高濃度的TPHP暴露顯著減少了葉綠素a含量和Fv/Fm值，從而抑制了細(xì)胞的光合作用，而兩者的聯(lián)合暴露中PS可以緩解TPHP對(duì)光合作用的抑制作用；又通過熒光偏振測(cè)量了細(xì)胞膜的流動(dòng)性，發(fā)現(xiàn)暴露處理后細(xì)胞畸形的影響結(jié)果也與細(xì)胞密度結(jié)果一樣，即TPHP比PS引起的細(xì)胞膜損傷更嚴(yán)重，但PS可以減少TPHP引起的細(xì)胞膜損傷。

Ma等[119]選取海洋輪蟲褶皺臂尾輪蟲(Brachionusplicatilis)來(lái)探究PS微球(1 μm)和TCEP的聯(lián)合毒性，在環(huán)境濃度(20 μg·L-1PS、100 μg·L-1TCEP)和高濃度(2 000 μg·L-1PS、65 mg·L-1TCEP)暴露15～22 d，發(fā)現(xiàn)(100 μg·L-1、65 mg·L-1)TCEP組的輪蟲種群增長(zhǎng)率均顯著降低，但PS的加入均使得環(huán)境和高濃度的復(fù)合暴露組的種群增長(zhǎng)率逆轉(zhuǎn)回正常水平；相同的結(jié)果也出現(xiàn)在高濃度復(fù)合暴露的MDA水平上，65 mg·L-1TECP使得輪蟲的MDA水平顯著上調(diào)，但2 000 μg·L-1PS的加入使得MDA水平恢復(fù)正常，即緩解了氧化應(yīng)激；推測(cè)是因?yàn)镻S和TCEP復(fù)合污染物的尺寸較大，其團(tuán)塊無(wú)法迅速穿過輪蟲表皮表面，團(tuán)塊不能以明顯的速度穿過輪蟲的表皮表面，無(wú)法提高TCEP的生物利用度從而降低生物積累并降低毒性。而后又通過轉(zhuǎn)錄組學(xué)測(cè)序發(fā)現(xiàn)參與DNA錯(cuò)配修復(fù)和減數(shù)分裂重組的MutS Homolog 5 (MSH5)的同源基因“TRINITY_DN2622_c0_g1_i1_1”在TCEP和PS+TCEP中均被顯著下調(diào)，而復(fù)合暴露組則上調(diào)了MSH5另一個(gè)同源基因“TRINITY_DN4098_c0_g1_i1_2”的表達(dá)來(lái)緩解DNA損傷；另外2個(gè)直接或間接參與跨膜蛋白家族合成的基因Cyp和GST的表達(dá)在復(fù)合暴露組被顯著上調(diào)，以此來(lái)促使跨膜蛋白主動(dòng)排除異源物質(zhì)來(lái)降低毒性[119]。

Zhang等[120]將海洋青鳉幼魚(14 dph(days post hatching))暴露于方形PS(1 μm，20 μg·L-1即1.9×107items·L-1；PS、PS-COOH(羧化)、PS-NH2(胺化)3種形態(tài))和TPHP(20、100 μg·L-1)的復(fù)合體系7 d，輪蟲在暗環(huán)境面對(duì)3種微塑料單獨(dú)暴露，運(yùn)動(dòng)并未發(fā)生顯著改變，但在100 μg·L-1TPHP的影響下運(yùn)動(dòng)持續(xù)時(shí)間和距離均顯著減少，但PS加入后其運(yùn)動(dòng)持續(xù)時(shí)間和距離即運(yùn)動(dòng)活力恢復(fù)到與對(duì)照組相同水平；通過qPCR分析發(fā)現(xiàn)暴露于TPHP+PS后，輪蟲中5個(gè)基因(cox2、ATPase、six3、pax6和sws2)的轉(zhuǎn)錄表達(dá)水平和TPHP組相比被逆轉(zhuǎn)至正常水平(相較于對(duì)照組)，表明TPHP在PS存在下引起輪蟲的炎癥反應(yīng)(cox2)、眼睛發(fā)育(six3、pax6)和感光視蛋白發(fā)育(sws2)抑制得到了一定程度的緩解；在TPHP+PS-COOH暴露期間，lws的轉(zhuǎn)錄表達(dá)水平顯著提高(相較于TPHP組)，升高的lws水平可在一定程度上彌補(bǔ)低水平的sws2轉(zhuǎn)錄物(TPHP和TPHP+PS-COOH組均較低)，以此來(lái)補(bǔ)償視網(wǎng)膜光敏感性的損失，有助于輪蟲恢復(fù)正常運(yùn)動(dòng)；相似地，發(fā)現(xiàn)所有暴露組的SOD水平均被顯著提高，但僅TPHP+PS-NH2組的CAT轉(zhuǎn)錄表達(dá)水平顯著降低，可一定程度上拮抗高水平的SOD以維持ROS的穩(wěn)態(tài)，緩解氧化應(yīng)激引起的活力降低。這說明PS和THPH的復(fù)合暴露減輕了對(duì)輪蟲的毒性，推測(cè)是由于二者復(fù)合物體積較大，不易滲透到組織中，導(dǎo)致TPHP的生物利用度顯著降低；同時(shí)強(qiáng)調(diào)了微納米塑料物化性質(zhì)(zeta電位)、團(tuán)聚行為等對(duì)其與OPFRs的團(tuán)聚形成以及復(fù)合毒性有顯著影響[120]。

Zhang等[116]在PA和TDCIPP實(shí)驗(yàn)的另一部分加入了光老化的PA(9.2 μm，100 μg·L-1)，檢測(cè)了相同指標(biāo)，老化PA對(duì)TDCIPP的平衡吸附容量(0.789 mg·g-1)遠(yuǎn)高于PA(0.363 mg·g-1)，并且極性相互作用增強(qiáng)，復(fù)合污染物體系解吸更加困難；老化PA+TDCIPP組的TDCIPP在受試魚體內(nèi)的總累積量顯著低于PA+TDCIPP組，并與TDCIPP組無(wú)顯著差異，說明老化明顯減輕了PA對(duì)TDCIPP載體效應(yīng)和生物利用度，且聯(lián)合暴露組F1代體內(nèi)的TDCIPP累積量最低，也證明了PA緩解了TDCIPP的跨代轉(zhuǎn)移；在腸道的氧化損傷和功能損傷方面，老化PA+TDCIPP組相較于PA+TDCIPP引起的負(fù)面影響明顯減弱，大部分影響與對(duì)照組無(wú)顯著差別，同樣的減弱損傷影響也在病理學(xué)切片和TEM觀察中得到驗(yàn)證，因此老化PA和TDCIPP對(duì)腸道聯(lián)合毒性的減弱，可進(jìn)一步減少性腺和F1代中TDCIPP的生物累積。相較于TDCIPP+PA組，老化PA的加入使得對(duì)F1代的生長(zhǎng)抑制和卵黃腫脹的發(fā)生率、YSL的不良沉淀顯著減低，孵化抑制率、畸形率、死亡率、SIVP血管減少、SIVP長(zhǎng)度變短、體質(zhì)量、體長(zhǎng)降低、總甘油三酯和總膽固醇的上調(diào)均得到了一定程度的緩解，說明老化PA減弱了TDCIPP的跨代毒性；qPCR分析F1代結(jié)果顯示，老化PA+TDCIPP組中與TCA循環(huán)和不飽和脂肪酸生物合成相關(guān)的途徑抑制作用相對(duì)于TDCIPP組和PA+TDCIPP組均有顯著緩解，代謝組學(xué)研究也發(fā)現(xiàn)僅有4個(gè)LCPUFAs下調(diào)，ATP含量并未有明顯變化，卵黃營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)吸收的相關(guān)基因表達(dá)水平顯著恢復(fù)，共同驗(yàn)證了老化PA的加入緩解了TDCIPP對(duì)生長(zhǎng)能量代謝的跨代影響[116]。

8 總結(jié)展望(Conclusion and prospect)

微納米塑料和OPFRs現(xiàn)如今都廣泛分布于海洋環(huán)境中，易被各種海洋生物誤食攝入，通過生物累積引發(fā)的毒性效應(yīng)不僅源于其本身，還源于二者吸附結(jié)合后和對(duì)周圍環(huán)境中其他污染物的吸收富集后構(gòu)成的復(fù)雜污染物體系，并且后續(xù)可能通過食物鏈和食物網(wǎng)傳遞、生物累積和生物放大后造成生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。目前對(duì)于微納米塑料吸附OPFRs并造成復(fù)合毒性的毒理學(xué)研究尚處于起步階段，相關(guān)研究文獻(xiàn)和參考數(shù)據(jù)相對(duì)較少，本文通過總結(jié)現(xiàn)有的關(guān)于微納米塑料和OPFRs復(fù)合后造成的聯(lián)合毒性的文獻(xiàn)，闡明了二者復(fù)合后可加劇或緩解毒性效應(yīng)，未來(lái)應(yīng)進(jìn)一步加強(qiáng)具有環(huán)境特征和濃度的微納米塑料和OPFRs的吸附結(jié)合以及其對(duì)海洋漁業(yè)生物等的影響研究，以此來(lái)詮釋二者結(jié)合的潛在風(fēng)險(xiǎn)和毒性機(jī)制，評(píng)價(jià)其對(duì)海洋生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)乃至人類健康的潛在風(fēng)險(xiǎn)。

未來(lái)研究應(yīng)該著重考察以下幾個(gè)方面：

(1)微納米塑料和OPFRs的相互作用和聯(lián)合毒性作用機(jī)制十分復(fù)雜，受到微納米塑料自身(如尺寸大小、類型、濃度、老化程度和表面官能團(tuán)等)及OPFRs的理化特性、受試生物和暴露環(huán)境等多重因素的共同影響。過往的相關(guān)研究因條件和技術(shù)限制往往只關(guān)注一個(gè)方面或某幾個(gè)環(huán)節(jié)(例如僅關(guān)注吸附行為或聯(lián)合暴露的毒性影響)，對(duì)于二者復(fù)合污染體系的系統(tǒng)性研究較少。二者間的吸附作用機(jī)制機(jī)理方面的深入研究仍存在較大空白，應(yīng)進(jìn)一步關(guān)注兩者的環(huán)境行為(兩者在暴露環(huán)境的穩(wěn)定性、物化性質(zhì)和形態(tài)轉(zhuǎn)換、進(jìn)入生物體內(nèi)的吸附和解吸等)，從而揭示微納米塑料載體作用和二者復(fù)合后加劇或緩解毒性作用的機(jī)制機(jī)理。

(2)目前關(guān)于微納米塑料的生態(tài)毒理研究基本上采用的是初級(jí)微納米塑料，但在實(shí)際海洋環(huán)境中，初級(jí)微塑料在總的微塑料中占比較低，在海浪、紫外線和微生物等分解、破碎和降解作用下產(chǎn)生的次生微納米塑料才是自然環(huán)境中微塑料主要組分，其表面官能團(tuán)、親疏水性和比表面積等都會(huì)發(fā)生顯著改變，此外，其表面長(zhǎng)期形成的生物膜會(huì)使得微塑料本身理化性質(zhì)發(fā)生巨大變化，這些現(xiàn)有工作中被忽略的條件可能會(huì)很大程度上改變其和OPFRs的相互作用進(jìn)而加強(qiáng)或減弱二者的聯(lián)合毒性。因此建議未來(lái)研究可以更多采用模擬次生微納米塑料或環(huán)境中老化降解的微納米塑料(尤其是被生物膜附著)，盡量避免集中使用PS或球形標(biāo)準(zhǔn)品，以提供更科學(xué)全面的環(huán)境相關(guān)的微納米塑料污染的理論支撐。同樣地，關(guān)于OPFRs的催化降解方面的理化性質(zhì)變化也應(yīng)得到一定的關(guān)注。

(3)目前大多數(shù)關(guān)于微塑料和OPFRs的毒理實(shí)驗(yàn)，多使用高濃度的污染物來(lái)進(jìn)行短期急性暴露，高濃度的污染物濃度與自然海域環(huán)境中的污染程度相差了幾個(gè)數(shù)量級(jí)，這對(duì)當(dāng)下乃至22世紀(jì)的微塑料現(xiàn)實(shí)污染問題而言意義并不大；而大多數(shù)實(shí)驗(yàn)的暴露時(shí)間設(shè)置區(qū)間為96 h～120 d，這與自然海域中貝類、魚類和棘皮類等經(jīng)濟(jì)品種的養(yǎng)殖生長(zhǎng)周期的1～2 a(甚至更長(zhǎng))的時(shí)間尺度相比明顯較短。因此目前的室內(nèi)高濃度、短時(shí)間的暴露實(shí)驗(yàn)不能夠準(zhǔn)確反映出自然狀態(tài)下海洋中的微納米塑料和OPFRs污染造成的生物毒性效應(yīng)，未來(lái)的實(shí)驗(yàn)研究能夠模擬還原自然海域狀態(tài)下的污染情況。

(4)聯(lián)合毒性研究目前所選用的受試生物相對(duì)集中和單一，以模式生物斑馬魚、貽貝、青鳉和藻類為主，且大多數(shù)實(shí)驗(yàn)研究了污染物對(duì)受試生物的生理毒性效應(yīng)(如消化、免疫和神經(jīng)毒性等)，一定程度上忽略了性別差異帶來(lái)的毒性差別，也未能詮釋微納米塑料和OPFRs污染物復(fù)合體在食物網(wǎng)和食物鏈中的傳遞以及在不同營(yíng)養(yǎng)層級(jí)上的生物累積和生物放大作用。同時(shí)因研究視角相對(duì)狹窄，忽略了這一類環(huán)境污染物是一個(gè)全球問題，與現(xiàn)如今我們關(guān)心的糧食和食品安全問題聯(lián)系較少，從而無(wú)法全面、系統(tǒng)、科學(xué)地評(píng)估二者聯(lián)合毒性以及其對(duì)人類健康和海洋環(huán)境的潛在風(fēng)險(xiǎn)。

綜上，未來(lái)對(duì)于微納米塑料、OPFRs等新興污染物的環(huán)境毒性學(xué)研究方向，應(yīng)在致毒機(jī)制與機(jī)理、材料制備與選擇、實(shí)驗(yàn)時(shí)空尺度、受試生物和實(shí)驗(yàn)視角等方面進(jìn)行更加深入、細(xì)化的研究。