盛誠，王馨穎，易珍，張宴，任洪強

污染控制與資源化研究國家重點實驗室，南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210046

塑料由于具有較高的耐沖擊性、耐磨性和絕緣性以及加工成本低等優(yōu)點，在全球得到廣泛應(yīng)用。預(yù)計到2050年，全球塑料生產(chǎn)總量將達(dá)到330億t[1]。然而，由于塑料化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，在環(huán)境中難降解，導(dǎo)致大量塑料垃圾在環(huán)境中逐年累積。塑料垃圾在環(huán)境中經(jīng)過物理、化學(xué)和生物降解作用，會轉(zhuǎn)變成粒徑更小、比表面積更大的顆粒和碎片[2]，其中，粒徑<5 mm的塑料碎片、纖維或顆粒稱為微塑料(MPs)[3]。作為一種新型污染物，MPs的生態(tài)和健康風(fēng)險已成為環(huán)境領(lǐng)域的研究熱點。環(huán)境中的MPs可以分為原生MPs和次生MPs。原生MPs指在個人護理品和研磨劑等產(chǎn)品中添加的小粒徑塑料顆粒(<5 mm)；次生MPs指環(huán)境中較大的塑料碎片通過長期的裂解、磨蝕和自然風(fēng)化等作用形成的粒徑<5 mm的塑料顆粒[4-5]。

MPs按照聚合物類型可以分為：聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)、聚酰胺(PA)和聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)等，其中，PE、PP和PVC既有較高的產(chǎn)量又有較高的環(huán)境檢出率[6]。MPs粒徑微小，在環(huán)境中遷移時容易被生物誤食。據(jù)統(tǒng)計，截至2015年，在海洋塑料污染中暴露過的物種有693個，其中，267個物種中檢測出了塑料碎片[7]。水生生物主要通過鰓和口攝入MPs，MPs在生物體內(nèi)的累積和分布受其粒徑影響顯著。例如，Lu等[8]將斑馬魚暴露于不同粒徑PS-MPs(5 μm和20 μm)7 d后，發(fā)現(xiàn)5 μm PS-MPs可累積于鰓、腸道和肝臟中，而20 μm PS-MPs只在鰓和腸道中檢測到。

生物攝入MPs會導(dǎo)致炎癥反應(yīng)、氧化損傷、神經(jīng)毒性、生殖毒性和代謝紊亂等各種生物效應(yīng)[9]。此外，MPs具有疏水性強和比表面積大等特性，可從周圍環(huán)境中吸附多環(huán)芳烴和多氯聯(lián)苯等有機污染物，并對生物產(chǎn)生復(fù)合毒性[10-11]。研究發(fā)現(xiàn)，MPs表面攜帶的化學(xué)物質(zhì)濃度可高出周圍環(huán)境濃度10萬倍[12]。MPs通過吸附作用可以影響有機污染物的環(huán)境歸趨和生物累積?，F(xiàn)有研究多關(guān)注粒徑和濃度等因素對微塑料環(huán)境行為的影響，對于不同材質(zhì)MPs對有機污染物的吸附和生物累積影響規(guī)律尚缺乏系統(tǒng)研究。

三氯生(TCS)，作為藥物和個人護理品(PPCPs)中常見的抗菌劑，廣泛用于牙膏、漱口水、沐浴露、洗手液、兒童玩具和廚房用具中[13]。TCS在PPCPs中的添加量高達(dá)產(chǎn)品質(zhì)量的0.1%～0.3%，由于PPCPs的廣泛使用，環(huán)境中TCS濃度越來越高[14]。一方面，TCS隨著PPCPs的排放進(jìn)入污水處理系統(tǒng)，在廢水和活性污泥中均檢測到了高濃度TCS；另一方面，經(jīng)污水處理系統(tǒng)處理后，TCS不能被完全清除，隨出水進(jìn)入受納水體對環(huán)境造成污染。調(diào)查發(fā)現(xiàn)，美國30個州139條河流中有85條檢測到了TCS的存在，TCS最高濃度達(dá)到了2.3 μg·L-1[15]。Chalew和Halden[16]研究發(fā)現(xiàn)淡水沉積物中TCS濃度高達(dá)53 mg·kg-1(以干重計)。中國也有不少關(guān)于TCS在環(huán)境中檢出的報道。比如，珠江水域中TCS濃度達(dá)1.12 μg·L-1[17]；福州內(nèi)河沉積物中TCS平均濃度達(dá)50.1 μg·kg-1(以干重計)[18]。此外，由于熱穩(wěn)定性高，TCS還被作為添加劑用于塑料和纖維生產(chǎn)中，最終會隨塑料垃圾一起排入環(huán)境，而且實際環(huán)境中廣泛存在的TCS和MPs也存在很大的復(fù)合污染風(fēng)險。

目前關(guān)于不同材質(zhì)的MPs對TCS的吸附行為和機理尚不明確，MPs對TCS的吸附是否能夠改變TCS在生物體不同組織器官的累積和分布尚不清楚。因此，選用斑馬魚為模式生物，選取PE、PP和PVC這3種材質(zhì)的MPs作為模式MPs，研究不同材質(zhì)MPs對TCS的吸附，并通過斑馬魚暴露實驗研究MPs對TCS體內(nèi)累積和分布的影響規(guī)律。研究結(jié)果可為深入探索MPs與其他環(huán)境污染物共存時的環(huán)境健康風(fēng)險提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實驗材料

3種塑料原料粒徑為60～70 μm，購于華創(chuàng)塑料原料商行。通過冷凍/烘干、粉碎和過篩后獲得粒徑為1～15 μm的3種材質(zhì)的MPs。TCS和13C12-triclosan均購自美國Sigma公司，純度>99.7%，-20 ℃保存。甲醇(99.9%)購自德國Merck公司。硝酸(68%)、二甲基亞砜(99%)、無水硫酸鎂(99%)和無水乙酸鈉(99%)均購自阿拉丁試劑有限公司(中國上海)。氯化鈉(99.5%)和乙酸(99.8%)購自國藥集團化學(xué)試劑有限公司。采用掃描電鏡(Qnanta 250 FEG，美國FEI公司)、傅里葉紅外光譜儀(NEXUS870，美國NICOLET公司)和接觸角儀(DSA100，德國Krüss公司)對MPs進(jìn)行表征；采用拉曼顯微光譜儀(inViaReflex，美國Renishaw公司)對斑馬魚組織中MPs進(jìn)行定性分析；采用高效液相色譜儀(Agilent 1260 SL，美國Agilen公司)對吸附體系中TCS濃度進(jìn)行測定；采用三重四級桿液相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀(Triple TOF 5600，美國AB SCIEX公司)對斑馬魚組織中TCS濃度進(jìn)行測定。

1.2 實驗方法

1.2.1 吸附實驗

吸附動力學(xué)實驗中，分別稱取10 mg PE-MPs、PVC-MPs和PP-MPs加入一系列50 mL棕色玻璃管中，并加入50 mL超純水，充分混合均勻后加入一定體積TCS儲備溶液，吸附體系中MPs和TCS的終濃度分別為200 mg·L-1和300 μg·L-1。將棕色玻璃管放置于恒溫振蕩器中，在25 ℃轉(zhuǎn)速為180 r·min-1的條件下振蕩。分別在20 min、1 h、2 h、4 h、6 h、8 h、10 h、12 h、24 h、48 h、72 h、96 h、120 h、144 h和168 h共15個時間點取50 mL水樣，用0.22 μm濾膜過濾水樣后收集于玻璃瓶中，置于4 ℃冰箱保存。吸附熱力學(xué)實驗中，TCS濃度分別設(shè)置為50、100、150、200、250、300、350、400、450和500 μg·L-1，吸附實驗進(jìn)行168 h后取樣，用0.22 μm濾膜過濾水樣后收集于玻璃瓶中，置于4 ℃冰箱保存。水樣處理后，用高效液相色譜儀測定TCS濃度。MPs對TCS的吸附量由初始TCS濃度和濾液中剩余TCS濃度相減計算得出。

1.2.2 累積分布實驗

斑馬魚馴養(yǎng)：選用18周齡野生型斑馬魚，購于中國科學(xué)院水生生物研究所，體重為(0.32±0.04) g，體長為(30±3) mm。開展正式實驗之前，所有斑馬魚按照以下條件馴養(yǎng)2周，光照∶黑暗(14 h∶10 h)；養(yǎng)殖水pH為7.2±0.5，溶解氧為(6.6±0.3) mg·L-1，電導(dǎo)率為(0.256±0.005) mS·cm-1，硬度為(185±9) mg·L-1CaCO3，紫外燈消毒，每2天測定1次水質(zhì)參數(shù)以確定馴養(yǎng)條件穩(wěn)定；每天以體重的1%喂食2次。

按照吸附實驗的配比，將200 μg·L-1MPs和300 μg·L-1TCS進(jìn)行充分混合并振蕩吸附120 h。累積分布實驗分組如下：空白組(養(yǎng)殖水)，TCS組(300 μg·L-1TCS)，TCS+PE組(200 μg·L-1PE-MPs和300 μg·L-1TCS)，TCS+PP組(200 μg·L-1PP-MPs和300 μg·L-1TCS)以及TCS+PVC組(200 μg·L-1PVC-MPs和300 μg·L-1TCS)。斑馬魚隨機分入以上實驗組，累積6 d后取斑馬魚的肝臟、腸道、腦、性腺和剩余魚體進(jìn)行測定，每個樣本包含3個平行，每個平行為5條魚。實驗過程中，每天換一次水，每次更換1/2的水，并補充對應(yīng)體積的TCS和MPs混合溶液確保暴露濃度穩(wěn)定，暴露期間其他條件與馴養(yǎng)條件完全一致。為避免外源塑料的污染，實驗過程中使用的所有耗材均為玻璃材質(zhì)并經(jīng)過超純水洗滌，所有實驗用水均為經(jīng)過0.22 μm濾膜過濾的超純水。

1.3 MPs和TCS的檢測

MPs的定性分析：將采集的組織樣品凍干后，轉(zhuǎn)移至10 mL的比色管中，加入1 mL硝酸(質(zhì)量分?jǐn)?shù)為68%)，置于75 ℃水浴鍋中消解30 min。將消解液用1 μm的聚碳酸酯膜過濾，收集濾膜，用拉曼顯微光譜儀對濾膜上的殘余物進(jìn)行鑒定。拉曼顯微光譜儀的參數(shù)設(shè)置如下：激光器選用633 nm，光柵選擇1 800 l·mm-1(vis)，光譜范圍中心為1 150 cm-1，曝光時間為1 s，激光功率為100%。

吸附體系中TCS的測定：將吸附動力學(xué)和吸附熱力學(xué)實驗收集的樣品，超聲混合均勻后，用經(jīng)過活化平衡后的Oasis-HLB固相萃取小柱進(jìn)行萃取(流速為每分鐘75滴)。分別用6 mL超純水淋洗，6 mL甲醇洗脫，經(jīng)氮氣和甲醇復(fù)溶后，采用高效液相色譜儀進(jìn)行測定。測定條件如下：色譜柱C18，柱溫40 ℃，進(jìn)樣體積10 μL，流動相為甲醇/水(V(甲醇)∶V(水)=90∶10)，流速為0.2 mL·min-1，檢測波長為280 nm。

組織中TCS的測定：將累積分布實驗中收集的樣品凍干后，稱取干重，加入2 mL超純水，勻漿后，轉(zhuǎn)入15 mL離心管，并加入4 mL乙腈(含體積分?jǐn)?shù)為0.1%的乙酸)，充分混勻后，加入0.5 g無水乙酸鈉和1.5 g無水硫酸鎂，快速震蕩搖勻，冷卻至室溫后，4 000 r·min-1離心5 min，提取上清液。上清液經(jīng)固相萃取、氮吹和甲醇復(fù)溶后，用三重四級桿液相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀進(jìn)行測定。液相條件：色譜柱柱溫40 ℃，進(jìn)樣體積10 μL，流動相為甲醇/水，采用梯度洗脫程序(0～4 min，V(甲醇)∶V(水)=70∶30；4～5 min，V(甲醇)∶V(水)=80∶20；5～5.5 min，V(甲醇)∶V(水)=90∶10；5.5～8 min，V(甲醇)∶V(水)=70∶30)。質(zhì)譜條件：電噴霧離子源為負(fù)離子模式，數(shù)據(jù)采集方式為多反應(yīng)監(jiān)測，離子源溫度為150 ℃，去溶劑溫度為350 ℃，去溶劑氣流量為650 L·h-1，毛細(xì)管電壓為2.5 kV，碰撞氣流量為50 L·h-1。TCS定量離子對為母離子286.9，子離子35.0，定性離子對為母離子288.9，子離子為35.0。該檢測方法中，TCS在線性范圍1～300 μg·L-1呈良好線性(r2>0.998)。3個加標(biāo)水平下，TCS的加標(biāo)回收率為86.3%～108.2%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差(RSD)均≤10%。

1.4 吸附模型及數(shù)據(jù)處理

本實驗采用準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)模型、準(zhǔn)二級反應(yīng)動力學(xué)模型和韋伯-莫里斯顆粒擴散模型對動力學(xué)實驗結(jié)果進(jìn)行擬合。公式分別如下：

qt=qe(1-exp(-k1t))

(1)

(2)

qt=kit0.5+ci

(3)

式中：qt是任意時刻t時TCS在MPs表面的吸附量，qe是吸附平衡時TCS在MPs表面的平衡吸附量，k1為準(zhǔn)一級反應(yīng)的反應(yīng)速率常數(shù)，k2為準(zhǔn)二級反應(yīng)的反應(yīng)速率常數(shù)，ki為內(nèi)擴散模型速率常數(shù)，ci為涉及到厚度和邊界層的常數(shù)。

本實驗采用常用Henry吸附模型和Freundlich吸附模型對吸附等溫線進(jìn)行擬合，方程如下：

Henry吸附模型：qe=kdce

(4)

(5)

式中：qe是吸附平衡時TCS在MPs表面的平衡吸附量(μg·g-1)；ce是吸附平衡時對應(yīng)的TCS濃度(μg·L-1)；kd是Henry吸附模型中的吸附常數(shù)；KF和1/nf都是與溫度有關(guān)的常數(shù)，KF與吸附能力有關(guān)。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 MPs的表征

對經(jīng)過冷凍/烘干、粉碎和篩分后符合粒徑需求的MPs用掃描電子顯微鏡(SEM)和傅里葉變換紅外光譜(FTIR)進(jìn)行表征，結(jié)果如圖1所示，3種MPs粒徑均一，集中分布在3～12 μm(>80%)，將不同材質(zhì)MPs的紅外光譜圖與標(biāo)準(zhǔn)譜圖對比分析，發(fā)現(xiàn)PE-MPs、PP-MPs和PVC-MPs表面除標(biāo)準(zhǔn)峰外沒有其他雜質(zhì)峰，表明加工處理過程沒有改變MPs化學(xué)成分，材料可用于后續(xù)試驗。此外，使用接觸角儀測定了PE-MPs、PP-MPs和PVC-MPs的接觸角大小，結(jié)果如圖2所示，PE-MPs、PP-MPs和PVC-MPs的接觸角分別為135.1°、142.3°和137.7°

2.2 吸附實驗結(jié)果

不同材質(zhì)MPs對TCS的吸附動力學(xué)曲線如圖3所示。由圖3可知，TCS在3種不同材質(zhì)MPs表面的吸附動力學(xué)過程呈現(xiàn)出相似的趨勢。吸附開始時，MPs對TCS的吸附速率快，吸附量增加也較快，隨著反應(yīng)進(jìn)行到24 h，吸附量增長緩慢，吸附逐漸飽和并趨于平衡，這種吸附過程與文獻(xiàn)中提到的MPs吸附TCS的過程類似[19]。出現(xiàn)這種結(jié)果的原因是吸附前期MPs表面的空余吸附位點多，并且固液兩相之間TCS濃度差大，此時，TCS從水相向MPs表面的擴散速率大。但隨著吸附的進(jìn)行，MPs表面吸附位點逐漸減少，固液兩相之間TCS濃度差也不斷變小，TCS在MPs表面的吸附逐漸趨于平衡。

采用準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)模型和準(zhǔn)二級反應(yīng)動力學(xué)模型對吸附動力學(xué)結(jié)果進(jìn)行擬合，結(jié)果如表1所示。準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)擬合得到PP、PE和PVC這3種MPs的r2分別為0.59、0.34和0.77；而準(zhǔn)二級反應(yīng)動力學(xué)擬合得到3種MPs的r2均在0.99以上，且準(zhǔn)二級反應(yīng)動力學(xué)擬合得出的PP-MPs、PE-MPs和PVC-MPs的平衡吸附量分別為1.22、0.53和0.55 mg·g-1，該擬合結(jié)果與實驗所得3種材質(zhì)的實際吸附量1.18、0.52、0.54 mg·g-1更為貼近。由此可見，準(zhǔn)二級反應(yīng)動力學(xué)能更加準(zhǔn)確描述本研究中MPs對TCS的吸附過程。此外，實驗結(jié)果顯示，PP-MPs對TCS的吸附能力顯著高于PE-MPs和PVC-MPs(P<0.05)。

圖1 不同材質(zhì)微塑料(MPs)的表征注：(a)掃描電鏡圖(SEM)，(b)粒徑分布圖，(c)傅里葉紅外光譜(FTIR)圖；PVC、PP和PE表示聚氯乙烯、聚丙烯和聚乙烯。Fig. 1 Characteristics of microplastics (MPs) of different polymersNote: (a) scanning electron microscope images; (b) size distribution; (c) Fourier transform infrared spectra; PVC, PP and PE stand for polyvinyl chloride, polypropylene and polyethylene.

圖2 PVC、PP和PE的接觸角Fig. 2 The contact angles of PE, PP and PVC

表1 TSC的吸附動力學(xué)模型擬合參數(shù)Table 1 Fitting parameters for adsorption kinetics of TCS

為了進(jìn)一步闡明3種材質(zhì)MPs對TCS的吸附機理，本研究采用顆粒擴散模型對動力學(xué)結(jié)果進(jìn)一步擬合分析，實驗結(jié)果如圖4所示?？梢钥闯?，TCS在3種MPs上的吸附過程可以分為3個階段：第1階段是TCS在MPs表面的多相吸附過程。在這一階段，TCS通過疏水分配作用、共價鍵力和范德華力等作用吸附在MPs表面，其中疏水分配作用最為關(guān)鍵；第2階段是外液膜擴散過程。在此階段，TCS從外液膜緩慢地向微孔內(nèi)進(jìn)行擴散；第3階段是吸附平衡階段。在此階段，吸附達(dá)到飽和，固液兩相間TCS達(dá)到分配平衡[20]。分析得知，TCS在這3種MPs表面的吸附方式主要為表面吸附和外液膜擴散作用。

吸附等溫方程擬合結(jié)果如表2所示，Herry吸附模型和Freundlich吸附模型的擬合結(jié)果較好。PP-MPs、PE-MPs和PVC-MPs通過Herry吸附模型擬合得到的r2分別為0.918、0.962和0.868，與PVC-MPs相比，PP-MPs和PE-MPs的吸附等溫線更趨近于線性，這可能受微塑料本身性質(zhì)的影響。根據(jù)聚合物的玻璃化轉(zhuǎn)化溫度，MPs可以分為高彈態(tài)和玻璃態(tài)。PE-MPs和PP-MPs都屬于高彈態(tài)，它們的吸附等溫線一般呈線性，這主要是因為這類聚合物對有機物的吸附不是簡單的表面吸附，而是將吸附的物質(zhì)分配到聚合物上。PVC-MPs屬于玻璃態(tài)，它對有機物的吸附主要是表面吸附，隨著吸附的進(jìn)行，PVC-MPs表面的吸附位點會越來越少，吸附速率也會隨之降低，從而導(dǎo)致吸附等溫線的線性程度有所降低[21]。通過非線性的Freundlich吸附模型進(jìn)行擬合，3種材質(zhì)MPs的吸附等溫線擬合度r2均高于0.75，擬合效果較好，說明TCS在這3種MPs表面的吸附是多層吸附。PP-MPs、PE-MPs和PVC-MPs的Kf值分別為1.014、0.229和0.255，說明吸附能力大小為PP>PE≈PVC。這與動力學(xué)實驗結(jié)果一致，并且表明MPs的材質(zhì)對其吸附能力有顯著的影響。為了進(jìn)一步明確MPs材質(zhì)對其吸附能力的影響。測定了3種MPs的接觸角大小，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，PP-MPs接觸角最大，接觸角越大，表明材料的疏水性越大，從而對有機物的吸附能力越強[19]。

圖3 三氯生(TCS)在不同材質(zhì)MPs表面的吸附動力學(xué)曲線Fig. 3 The adsorption kinetics of triclosan (TCS) on MPs of different polymers

圖4 TCS在不同材質(zhì)MPs表面的顆粒擴散模型擬合注：qt表示任意時刻t時TCS在MPs表面的吸附量；t表示吸附時間。Fig. 4 The intraparticle diffusion model of TCS on MPs of different polymersNote: qt stands for the adsorption of TCS on MPs surface at any time; t stands for adsorption time.

表2 TCS的吸附熱力學(xué)模型擬合參數(shù)Table 2 Fitting paramaters for adsorption isotherms of TCS

2.3 累積分布實驗結(jié)果

暴露6 d后，TCS在斑馬魚各組織器官中的累積量如圖5所示。對于單一的TCS暴露，腸道、肝臟、腦、性腺和剩余魚體中均檢出TCS，其累積量分別為191.56、63.92、21.32、25.19和11.59 μg·g-1，其累積規(guī)律基本符合腸道>肝臟>腦≈性腺≈剩余魚體。飲食轉(zhuǎn)移即通過食物鏈或食物網(wǎng)的生物放大作用是水生生物蓄積TCS的重要途徑[22]。進(jìn)入生物體內(nèi)的TCS，一部分會在肝臟中經(jīng)過葡萄糖醛酸化作用或者磺化作用，轉(zhuǎn)化為水溶性更大的代謝物排出體外；另一部分通過血液循環(huán)分散到其他組織器官，最后經(jīng)過肝腸循環(huán)排出體外[23]。由于TCS具有親脂性，因此在脂肪含量高的組織(如肝臟和性腺)中具有高度的生物積累性，而在脂肪含量較低組織中(如肌肉和大腦)，生物積累性則會降低[24]。這與本研究得到的結(jié)果存在一定的差異，推測可能是污染物的暴露方式、暴露劑量和暴露時間等因素對TCS在體內(nèi)的累積分布產(chǎn)生了影響。

圖5 不同實驗組中TCS在各組織的累積量注：*表示復(fù)合組與TCS組相比具有顯著性差異，P<0.05；#表示復(fù)合組之間對比具有顯著性差異，P<0.05。Fig. 5 The accumulation of TCS in tissues of different experiment groupsNote: *indicates the significant difference between the combined groups and TCS group (P<0.05); # indicates the significant difference between the combined groups (P<0.05).

此外，MPs的存在對TCS在斑馬魚體內(nèi)的累積分布也產(chǎn)生了影響。與TCS組相比，MPs和TCS的復(fù)合暴露組顯著提高了TCS在腸道和肝臟中的累積量，其最大累積量分別為291.12 μg·g-1和161.71 μg·g-1。與TCS組相比，PP+TCS組、PE+TCS組和PVC+TCS組中腸道TCS的累積量分別提高了51.9%、12.7%和38.6%(P<0.05)，肝臟TCS的累積量分別提高了152.9%、70.9%和118.4%(P<0.05)。與其他復(fù)合組相比，PP+TCS復(fù)合組的所有檢測組織中TCS的累積量均最高(P<0.05)，這可能是由于PP-MPs對TCS的吸附量最大所導(dǎo)致。PP-MPs表面吸附TCS越多，以經(jīng)口攝入途徑進(jìn)入生物體內(nèi)的TCS量則越大，從而提高了TCS在體內(nèi)的累積量。

為了進(jìn)一步分析MPs對TCS在生物體內(nèi)累積分布的影響，分別計算了實驗組中TCS在不同組織器官累積量的百分比，結(jié)果如圖6所示。TCS的主要累積器官為腸道和肝臟，其累積量占比均達(dá)到了80%以上，且復(fù)合組中TCS在腸道和肝臟的累積量占比高于TCS組。TCS組中，TCS在腦、性腺和剩余魚體中的累積量占比分別為6.80%、8.03%和3.70%，而復(fù)合組中TCS在腦和性腺中的累積量占比發(fā)生了明顯的下降，但剩余魚體中沒有發(fā)生明顯變化。此外，MPs的拉曼顯微光譜儀定性分析結(jié)果如圖7和圖8所示，斑馬魚的腸道和肝臟均檢測出PP-MPs、PE-MPs和PVC-MPs，而在腦和性腺中則未檢出MPs。先期研究發(fā)現(xiàn)微米級MPs經(jīng)胃腸道攝入后，可穿過腸道上皮細(xì)胞進(jìn)入循環(huán)系統(tǒng)，進(jìn)而到達(dá)肝臟[25]。由此可知，MPs的吸附及其在生物體內(nèi)的分布規(guī)律對TCS的生物累積影響顯著。一方面，MPs顯著提高了TCS在腸道和肝臟中的累積量，且MPs吸附能力越強，TCS累積量越高；另一方面，MPs在體內(nèi)的分布能夠影響TCS在體內(nèi)的累積分布規(guī)律，增加了腸道和肝臟的累積，降低了在腦和性腺的累積。這一結(jié)果對MPs和其他有機污染物的復(fù)合毒性評價至關(guān)重要。

圖6 不同實驗組中TCS在各組織中的累積量占比Fig. 6 The percentage of TCS accumulation in tissues of different experiment groups

圖7 不同材質(zhì)MPs在腸道中拉曼光譜圖Fig. 7 The Roman spectroscopy of MPs of different polymers in gut

圖8 不同材質(zhì)MPs在肝臟中拉曼光譜圖Fig. 8 The Roman spectroscopy of MPs of different polymers in liver