崔鐵峰,張杰,盧燦然,王宏偉,葉曄

(1.河北大學 生命科學學院 生命科學與綠色發(fā)展研究院,河北 保定 071002;2.華東師范大學 河口海岸科學研究院,河口海岸國家重點實驗室,上海 200241;3.中日友好環(huán)境保護中心 科技中心,北京 100029)

塑料制品由于其優(yōu)良的性能和低廉的價格被大量使用,然而, 廢棄塑料制品造成的污染問題也越來越嚴重.微塑料 (microplastics, MPs)被定義為粒徑小于5 mm的塑料顆?；蚶w維[1].MPs主要有2種來源:初生MPs和次生MPs.初生MPs來自塑料/樹脂顆粒的工業(yè)原料、含有MPs顆?；蚯鍧嵨⒅榈墓I(yè)化產(chǎn)品.次生MPs是塑料進入水體后經(jīng)過物理、化學和生物過程而發(fā)生破裂、分解或體積減小而形成的微小的塑料[2].MPs具有持久性,普遍性和潛在毒性,已被公認為新興的水體污染物.目前,塑料垃圾已經(jīng)在各類環(huán)境中發(fā)現(xiàn),從沿海到大洋[3],從海洋表層到海溝[4],甚至在極地海冰中都發(fā)現(xiàn)了微塑料的存在[5].塑料可能主要源于廢物傾倒、道路徑流和廢水等途徑[6],有數(shù)據(jù)估計,全球海洋中約有2.5×105t塑料[7].水生生物是生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,在大量的生物體內(nèi)都已檢測到了微塑料的存在.研究微塑料對水生生物的影響也成為一個重要問題,已引起越來越多的關注,由于MPs的尺寸微小且與浮游生物和其他懸浮顆粒相似,因此其很容易進入生物體內(nèi).研究表明,許多動物可以通過攝食將MPs轉(zhuǎn)移到自身體內(nèi)[8],纖維狀MPs可以粘附于生物體肌肉組織甚至在組織的生長過程中融合進生物體的肌肉組織中[9].在中國,太湖水體中MPs的豐度為(0.01～6.8)×106個/km2[10];研究人員發(fā)現(xiàn)每個貽貝(Mytilusedulis)體內(nèi)的MPs約為7.6個[11].MPs的主要類型是纖維狀透明的玻璃紙并且胃和腸中MPs的比例在不同物種中顯示出很大的差異,按個體計算為0.5～1.9個[4].比利時研究人員發(fā)現(xiàn)德國農(nóng)場和法國超級市場的海鮮中每個貽貝平均含有約90個MPs顆粒,每只牡蠣含有約50個顆粒[12].

1 MPs的分離方法

為了更好地分析MPs樣品,需要將其他雜質(zhì)從樣品中除去或?qū)Ps從樣品中分離出來.MPs的分離方法可以分為物理方法和化學方法2種.物理方法包括機械過濾、膠體共沉淀和密度梯度離心等,化學方法包括溶解法、氧化法和消解法等.

1.1 機械過濾

機械過濾是最基礎和最常用的MPs分離方法.通常使用微孔膜或纖維濾紙對樣品進行過濾,來去除粗大的MPs和其他雜質(zhì)[13].這種方法已被廣泛用于各種水樣和沉積物樣品中MPs的篩選和分離.機械過濾的優(yōu)點是簡單易行,分離效率高,但需要針對樣品進行不同的過濾條件設計,且不能清除所有的雜質(zhì)[14].

1.2 膠體共沉淀

膠體共沉淀是一種分離微小顆粒物質(zhì)的方法,其原理是利用受控的電化學條件使MPs表面帶有一定電荷,與帶有相反電荷的金屬離子結(jié)合并于底部沉降[15].這種方法可以在水樣和海洋沉積物中檢測到更低濃度的MPs,但其局限性在于不能形成高純度的MPs樣品,且對一些MPs毛細壁為負離子、表面電荷較弱的樣品效果不顯著[16].

1.3 密度梯度離心

密度梯度離心是一種物理分離方法,按照不同密度和沉降速率將樣品分層,以得到不同密度和雜質(zhì)含量的MPs樣品.它的優(yōu)點在于可以去除大部分背景噪聲和有機雜質(zhì),得到高純度的樣品,但是對于MPs粒子的密度分布和密度變化范圍的要求比較高[17].

1.4 化學處理

化學處理包括化學溶解、氧化、消解等方法.這些方法利用化學試劑和物理特性,將其他雜質(zhì)分離出來,提高MPs的純度.常見的試劑包括硝酸(HNO3)、過氧化氫(H2O2)、硫酸(H2SO4)等,不同種類的MPs有其各自的最適試劑處理濃度和處理溫度.在最適條件下,微塑料的回收率可達到90%以上[18].化學處理的優(yōu)點在于分離效率高且節(jié)省時間,但也有一些副作用,如可能導致MPs樣品的減少或粘合.

2 MPs的分析方法

MPs從樣品中分離后,準確、快速地檢測和分析MPs也成為當今環(huán)境分析領域的一個重要課題.目前,定量鑒定和表征分析MPs的技術方法主要有直接觀察法、光譜法和熱分析法等.

2.1 直接觀察法

直接觀察法是比較傳統(tǒng)的方式,通過目視觀察或顯微鏡觀察等方法,直接觀察樣本中的MPs顆粒來確定數(shù)量、形態(tài)和顏色等特征.直接觀察法簡單易行,但是這種方法耗時,受人為因素影響較大.直接觀察法主要適用于穩(wěn)定的樣品,且只能鑒定一部分MPs顆粒,不適用于較小的顆粒,可能存在漏檢或誤檢的情況.因此,這種方法通常需要結(jié)合其他分析方法來進行準確的MPs分析.

2.2 傅里葉紅外光譜法(FTIR)

傅里葉紅外光譜分析是一種可快速、準確地檢測MPs的方法.該方法通過采集樣品的紅外光譜,根據(jù)樣品中不同化學鍵振動帶的強度和位置,識別樣品中的化合物種類和含量[19].傅里葉紅外光譜分析的優(yōu)點在于無需樣品前處理,分析速度快,結(jié)果準確可靠,且不會對環(huán)境造成二次污染,但是這種方法易受水蒸氣和雜質(zhì)干擾[20].

2.3 拉曼光譜法

拉曼光譜法是一種非破壞性分析技術,已被廣泛應用于MPs的鑒定和定量.它基于拉曼散射現(xiàn)象,通過測量樣品的散射光譜來確定化學物質(zhì)的結(jié)構和組成.在拉曼光譜分析過程中,樣品被照射以激發(fā)其分子振動,引起光子散射[21].樣品的分子結(jié)構和組成會導致特定的散射光譜,這些光譜可用于確定樣品中存在MPs,利用拉曼光譜法可以高效準確地鑒定和定量不同類型和尺寸的MPs,包括聚烯烴、聚苯乙烯、聚碳酸酯等材料[22].

2.4 熒光光譜法

熒光光譜法是一種利用分子在激發(fā)光照射下吸收光,再通過熒光發(fā)射來確定分子結(jié)構、濃度和環(huán)境的分析技術[23].在MPs的檢測中,利用MPs在紫外或藍色激發(fā)光下的熒光特性,在特定的激發(fā)光波長下,MPs會發(fā)出特定的熒光信號,這種信號可以被熒光光譜儀捕捉并分析,從而實現(xiàn)對MPs的快速檢測和定量分析[24].這種方法利用MPs特有的化學成分和物理特性,例如分子質(zhì)量、形狀和表面性質(zhì),來區(qū)分不同類型的MPs,具有靈敏度高和可靠度高的特點.但需要注意的是,不同類型的MPs可能會產(chǎn)生相似的熒光光譜,因此需要結(jié)合其他檢測方法來進行分析和確認[24].

2.5 熱分析法

熱分析法是一種常見的檢測MPs的方法,包括差熱分析法(differential thermal analysis,DTA)、熱重分析法(thermo gravimetric analysis, TGA)等[25].這些技術能夠準確地檢測MPs樣品中的熱性質(zhì)、分解行為以及熱穩(wěn)定性等信息[25].具體而言,差熱分析法可以測定樣品在升溫或降溫過程中吸熱或放熱的能力,可用于檢測不同類型、形狀和來源的MPs,通過測量不同溫度下它們與空氣或惰性氣體之間的傳熱模式,可以得到它們的熱性質(zhì)和分解行為.熱重分析法是通過測定樣品在一定溫度下失去的質(zhì)量(通常用氧氣下的失重率)來分析樣品中MPs的含量.MPs在高溫下分解,產(chǎn)生氣體、液體或固體等產(chǎn)物,從而造成質(zhì)量的減少,通過熱重曲線分析可以確定MPs的含量和分解溫度等信息[26].

2.6 質(zhì)譜法

質(zhì)譜法是目前分析MPs的主要方法之一,可以對MPs進行快速、高靈敏度的檢測和定量分析.一般采用的質(zhì)譜技術包括氣質(zhì)聯(lián)用質(zhì)譜(GC-MS)、液相色譜質(zhì)譜(LC-MS)、電噴霧質(zhì)譜(ESI-MS)、飛行時間質(zhì)譜(TOF-MS)等[27-28].其中,GC-MS和LC-MS是應用較為廣泛的2種方法.GC-MS法與LC-MS法相比,其檢測靈敏度更高,并且具有更好的化學特異性,可以區(qū)分不同的塑料類型[29].不過由于GC-MS法只能檢測揮發(fā)性物質(zhì),因此首先需要采用化學預處理方法對樣品進行裂解或化學處理,從而得到易于揮發(fā)的化合物[29].LC-MS法可以對非揮發(fā)性和熱穩(wěn)定的MPs進行測定,無需進行裂解和化學處理.質(zhì)譜法中唯一能確定和分辨出MPs基質(zhì)特征的是高效液相二級質(zhì)譜(LC-MS/MS)法.

MPs的污染對環(huán)境和人類健康產(chǎn)生了嚴重影響,因此需要開發(fā)和優(yōu)化高效、準確、可重復的分離和分析方法.由于MPs的復雜性和多樣性,目前還沒有一種通用的分離和分析方法,因此選擇合適的方法需要考慮MPs的來源、種類、形態(tài)、顏色、化學成分等因素.未來,有望在新技術、新方法和新裝置的支持下,發(fā)展出更加完善和適用的MPs分離和分析方法.

3 MPs對水生生物的生態(tài)毒理效應

MPs對生物體的負面影響表現(xiàn)在多個方面.本文從MPs對水生生物的行動限制,對消化系統(tǒng)的破壞,對腸道微生物、基因、脂質(zhì)與能量代謝、氧化應激等方面的影響來進行介紹并探討了MPs可能對人類產(chǎn)生的健康風險.

3.1 MPs對水生生物消化系統(tǒng)的影響

大部分的MPs能夠被水生動物直接攝取;有些可以通過靜電作用吸附于初級生產(chǎn)者[30],使生物體在進食時更容易將其攝入.MPs的攝入會堵塞或磨損水生生物的消化道,降低攝食率,鋒利的MPs還會對生物體的腸道組織造成損傷[31].急性暴露和長期暴露于MPs后,水生生物中腸區(qū)上皮細胞會發(fā)生變形[32].聚乙烯MPs暴露,減緩了羅非魚(Oreochromisniloticus)體質(zhì)量的增加[33].這可能是由于攝入過多MPs會引起生物體錯誤的飽食感,減少其對食物的攝取并影響消化過程,導致能量缺失,生長緩慢[34].

3.2 MPs對水生生物腸道微生物的影響

將斑馬魚(Daniorerio)暴露于聚苯乙烯 MPs 14 d后,在門水平上其腸道微生物群落組成會發(fā)生顯著變化:對照組變形菌門(Proteobacteria)約占全部微生物組成的80%以上,而在MPs 處理組中下降至約40%;梭桿菌門(Fusobacteria)從對照組的 9%增加到 MPs 處理組的 30%以上;對于厚壁菌門(Firmicutes),其組成在 MPs 處理組中均顯著增加;并且在屬水平上,一些與魚類的代謝、疾病和炎癥密切相關的微生物群落的組成也發(fā)生了變化[35].一項研究通過研磨農(nóng)用薄膜模擬聚乙烯MPs,評估了這些微塑料暴露30 d后對鯽魚(Carassiusauratus)腸道微生物組成的影響. 研究結(jié)果表明: 厚壁菌門在實驗組中的相對豐度顯著增加而梭桿菌門和擬桿菌屬(Bacteroides)的相對豐度顯著減少,并且在暴露于 MPs后,一些有害細菌被發(fā)現(xiàn);Alpha 多樣性指數(shù)顯示鯽魚腸道微生物多樣性在低、中、高 MPs 組中均顯著增加[36].聚乙烯纖維暴露使石斑(Epinephelussp.)幼魚腸道微生物群落的α多樣性,Ace和Chao 指數(shù)均顯著下降,并且香農(nóng)指數(shù)表明群落多樣性呈下降趨勢[37].

3.3 MPs對水生生物基因的影響

大部分的MPs被攝入后僅在腸道中停留,容易隨糞便排出,而粒徑較小的MPs一旦進入生物體內(nèi)會長期滯留,并穿過細胞膜進入到周邊組織和循環(huán)系統(tǒng),進而產(chǎn)生細胞及分子層面的毒性效應[38].當MPs的尺寸降至納米級(1～1 000 nm),其對生物體的入侵能力和毒性可能進一步增強.對貽貝的研究發(fā)現(xiàn),較小的塑料微?？梢詮哪c道轉(zhuǎn)移且在生物組織中具有更快的生物積累效應[7].50 nm的聚苯乙烯微球暴露臂尾輪蟲(Brachionussp.)會造成其DNA損傷、抗氧化酶和絲裂原活化蛋白激酶(MAPK)信號通路激活[39].1～50 μm的聚氯乙烯MPs暴露貽貝增強了貽貝與基本生理過程有關的基因表達(細胞周期阻滯、凋亡和氧化還原壓力等)[40].80 nm的聚丙乙烯暴露蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa)對藻細胞蛋白質(zhì)合成與代謝以及光合作用通路有顯著抑制,還對藻細胞的 DNA造成了損傷并引發(fā)了DNA修復機制[41].暴露于聚苯乙烯微粒環(huán)境下的大麻魚,一些基因表達發(fā)生了顯著變化,這些變化包括與免疫系統(tǒng)和代謝有關的基因[42].當飼料中加入質(zhì)量分數(shù)8%的63 μm的聚乙烯MPs時,在轉(zhuǎn)錄組水平上羅非魚肝臟中檸檬酸循環(huán)途徑發(fā)生了顯著性變化[33].聚乙烯MPs暴露使日本青鳉(Oryziaslatipes)雄魚卵黃蛋白原基因表達量顯著下調(diào)[43].斑馬魚幼魚經(jīng)20 mg/L 聚酰胺MPs(10～45 μm, 300～550、605 nm)暴露時,在前48 h體內(nèi)的基因表達發(fā)生了廣泛的改變[44].

3.4 MPs對水生生物氧化應激、脂質(zhì)和能量代謝的影響

Suman等[32]的研究表明,豐年蝦(Artemiasalina)急性(24、48 h)和慢性(14 d)暴露于聚苯乙烯微球(急性暴露于100 mg/L,慢性暴露于1 mg/L,5 μm)后,其體內(nèi)活性氧(ROS)呈濃度依賴性增加.聚苯乙烯MPs會引起斑馬魚肝臟的炎癥和脂質(zhì)積聚并使抗氧化酶活性明顯改變進而誘導氧化應激反應;Romano 等[45]指出,暴露于環(huán)境中的原始聚氯乙烯 MPs(0.1～0.5 mg/L,0.1～1 000 μm)還可能對鯽幼體的大腦和肝臟造成氧化損傷.聚苯乙烯MPs也會引起鯽幼體的氧化應激. MPs的攝入還會干擾斑馬魚的脂質(zhì)和能量代謝[46]. 當用老化的聚酰胺(<32.50 μm)喂食斑馬魚幼魚時,幼魚對飼料中脂質(zhì)的消化功能減弱,導致了脂質(zhì)的吸收不良和生長抑制[47].

3.5 MPs吸附作用以及與其他物質(zhì)的聯(lián)合毒理效應

在海洋環(huán)境中MPs往往會與其他污染物共同影響生物體,MPs可以吸附和富集化學物質(zhì),從而導致其濃度增加并進一步影響水生生物.同時,MPs還可以作為被附著物,為有害物質(zhì)提供一個固定的環(huán)境,使其更容易對生物產(chǎn)生毒性.MPs與其他物質(zhì)的聯(lián)合毒理效應通常比單一毒性更為復雜和難以預測.目前研究發(fā)現(xiàn),MPs與其他環(huán)境污染物質(zhì)如有機污染物、重金屬等一起作用,會導致潛在的復合毒理效應.Wu[48]等的研究表明:MPs和多氯聯(lián)苯(PCBs)對斑馬魚(D.rerio)的聯(lián)合暴露會導致其卵子的孵化率和幼魚的生長發(fā)育受到嚴重的損害.聚苯乙烯MPs和磷酸三苯脂(TPP)復合暴露相比單獨TPP的暴露會對斑馬魚胚胎的發(fā)育產(chǎn)生更強的毒性效應,聯(lián)合暴露會導致胚胎的致死率和致畸率升高,并抑制孵化率,同時,加入聚苯乙烯MPs還會提高斑馬魚胚胎甲狀腺激素濃度和卵黃蛋白原水平[49].謝慧風[50]指出多種重金屬暴露(Cr、Cu、Pb、Zn、Cd、Mn、Co、Hg、As、Ni)30 d后紅樹白骨壤根際細菌豐富度顯著降低,而MPs與重金屬復合處理(MPs-HMs)可加劇細菌豐富度的退化.Sharma[51]等還發(fā)現(xiàn)MPs可以與流感病毒發(fā)生協(xié)同作用,MPs因吸附病毒使其更容易與細胞結(jié)合,導致病毒活性增強.

3.6 MPs對人體健康產(chǎn)生的影響

Da等[52]證明MPs微球和碎片可以沿食物鏈傳遞至更高的營養(yǎng)級.海產(chǎn)品是人類重要的食物來源,為人類提供了優(yōu)質(zhì)的蛋白質(zhì)來源.這也使水生生物體內(nèi)的MPs有機會傳遞到人類體內(nèi).目前,在人類的肺部、胎盤、血栓和糞便中都發(fā)現(xiàn)了MPs的存在[53-56].對于人類,接觸MPs可能會導致顆粒中毒,免疫系統(tǒng)無法清除的合成顆粒還會導致慢性炎癥并增加腫瘤形成的風險[57].聚苯乙烯微片段通過釋放化學試劑使免疫細胞的急性炎癥增加20倍,導致人體中活性氧的產(chǎn)生以及細胞死亡,并具有濃度依賴效應[58].

4 結(jié)論與展望

MPs在被水生生物攝入的過程中會對生物體的消化道造成物理損傷,同時MPs的攝入會增加飽腹感,影響水生生物對食物的消化吸收.MPs的攝入還會使水生生物腸道中的微生物群落組成和多樣性發(fā)生改變.MPs暴露會引起水生生物基因的改變,還會誘發(fā)水生生物的氧化應激反應,并干擾其脂質(zhì)和能量代謝.MPs對消化吸收的影響及對腸道微生物平衡的破壞可能是生物體脂質(zhì)和能量代謝相關基因改變的原因之一;MPs對生物體消化道的物理損傷及其在生物體內(nèi)的積累和擴散可能是引起氧化應激反應和免疫反應的主要原因.綜上所述,MPs會對生物體產(chǎn)生一定程度的影響.但是,MPs對生物體的健康風險閾值,以及生物體能否通過自身的調(diào)節(jié)來完全消除MPs對機體產(chǎn)生的不利影響,還需要進一步的研究.

本文綜述了MPs對水生生物的生態(tài)毒理效應,說明了MPs對生物體存在潛在的毒性效應.在將來的研究中,應關注真實環(huán)境中MPs的特征,了解不同環(huán)境中生物體內(nèi)MPs暴露的真實水平.然而,目前MPs的研究方法還沒有統(tǒng)一的標準,不同的研究所得到的結(jié)果很難進行比較.此外,納米塑料可能更容易在生物體內(nèi)積累和擴散,從而可能具有更強的毒性效應,目前MPs的檢測技術對于納米級別的MPs檢測仍然存在技術障礙.所以,以后MPs的研究需要建立標準的MPs分析方法,還需要技術的進步來方便高效地檢測納米塑料.最后,除水生生物外,其他生物體乃至人體內(nèi)MPs的準確暴露水平,以及對生物體產(chǎn)生的毒理效應也是急需解決的問題.