陳錦燦，方超，鄭榕輝，張玉生，王克堅，薄軍,*

1. 近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點實驗室，廈門大學(xué)海洋與地球?qū)W院，廈門 361102 2. 海洋生物與生態(tài)實驗室，自然資源部第三海洋研究所，廈門 361005

塑料自1907年被發(fā)明以來，便因低廉的價格、較好的生物惰性、高比強(qiáng)度以及堅固和耐用等特點，被廣泛應(yīng)用于建筑、農(nóng)業(yè)、軍事、工業(yè)、醫(yī)學(xué)、化工以及航空航天等各個領(lǐng)域[1]。截至2017年，全球塑料制品總產(chǎn)量約為3.48億t，我國是全世界生產(chǎn)塑料制品最多的國家，占全球總量的29.4%[2]。此外，全球每年有大約15%～40%的塑料垃圾會通過各種途徑從陸地匯入海洋，由于其不易降解特征和人類持續(xù)排放等原因，這一數(shù)字在未來10年內(nèi)還可能持續(xù)攀升[3]。盡管塑料制品的廣泛使用為人們?nèi)粘Ｉ顜砹嗽S多便利，但也對全球范圍內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)的健康構(gòu)成了潛在的威脅[2,4]。

直徑<5 mm的塑料顆粒、碎片、纖維和薄膜等都被定義為微塑料(microplastics, MPs)[5-6]，這一概念最初由英國茅利斯大學(xué)Thompson等[7]于2004年在《Science》雜志上提出。但是由于劃分標(biāo)準(zhǔn)的不同，微塑料的定義和分類又有所差別。如果以來源作為劃分依據(jù)，微塑料包括原生微塑料和次生微塑料2種類型。原生微塑料通常是指人為制造的、具有特殊用途的微塑料，如工業(yè)磨料和塑料微珠等[8]，日常生活中常見的牙膏、洗面奶、洗發(fā)水和足浴鹽等個人護(hù)理品中都含有這類微塑料[9]。而次生微塑料指的是大型塑料垃圾在太陽輻射(如光降解、催化)、物理(海浪或河流沖刷、拍打等外力作用)、化學(xué)或生物(分解、降解作用)作用下分解而成的粒徑更小的碎片、纖維或顆粒狀等小型塑料[8,10-11]；此外，化學(xué)組成成分[12]、形狀[12-13]和尺寸大小[14-17]也可作為分類依據(jù)從而將微塑料劃分為不同類型。

大多數(shù)水生生物判斷或攝食主要受食物密度、形狀、大小、豐度或顏色等因素的影響[18]；而微(納米)塑料具有尺寸小、不易降解且容易隨水流動等特點，很容易被水生生物誤食。越來越多的室內(nèi)實驗結(jié)果和野外調(diào)查數(shù)據(jù)表明，微(納米)塑料能夠被不同種類水生生物攝取[19-27]，并沿著食物鏈傳遞到更高營養(yǎng)級的生物體內(nèi)[15,19,28-32]，對不同營養(yǎng)級的生物造成一定程度的物理損傷和生物學(xué)效應(yīng)[33]。其中，微塑料對水生生物的影響主要體現(xiàn)在以下4個方面：(1)微塑料被水生生物誤食后，可能對生物造成物理損傷，如堵塞消化道，從而使其產(chǎn)生偽飽腹感，消耗其體內(nèi)儲存的能量等[10,34-36]；(2)由于比表面積大、疏水性強(qiáng)等特性，微塑料具有吸附水中有機(jī)污染物的能力，并可將其吸附的污染物釋放到水生生物體內(nèi)進(jìn)而對生物機(jī)體產(chǎn)生一系列不良影響[37-39]；(3)微塑料表面不僅可以作為微生物群落的棲息場所、促進(jìn)微生物的繁殖和微塑料表面生物膜的形成[40]，還可為某些浮游生物(如海黽)的繁殖提供基質(zhì)[18,41]，而微塑料生物膜上的某些病原體能夠隨著微塑料在食物鏈中逐級傳遞，威脅水生生物健康[18]；(4)進(jìn)入水體環(huán)境后，微塑料浸出物會慢慢從聚合物基質(zhì)中釋放出來(如壬基酚、雙酚A等微塑料自身攜帶的化學(xué)添加劑)[18]，對水生生物帶來一定的毒性效應(yīng)，最終威脅水生生態(tài)系統(tǒng)[42]。

面對全球范圍內(nèi)微(納米)塑料污染加劇所帶來的挑戰(zhàn)[34,43]，開展其對水生生態(tài)系統(tǒng)的風(fēng)險評估顯得尤為迫切[44]。生態(tài)風(fēng)險評估是用于評估特定環(huán)境壓力下正在形成的(或可能形成的)某一不利生態(tài)效應(yīng)的可能性，即用于預(yù)測污染物對生態(tài)系統(tǒng)的有害影響[37,45-46]，它是人們進(jìn)行環(huán)境風(fēng)險管理和制定相關(guān)環(huán)境政策時的主要依據(jù)[47]。風(fēng)險評估標(biāo)準(zhǔn)的制定以基準(zhǔn)作為基礎(chǔ)，而基準(zhǔn)的推導(dǎo)需要對污染負(fù)荷、生態(tài)毒理臨界值等環(huán)境承載能力對應(yīng)的幾個關(guān)鍵參數(shù)進(jìn)行綜合考量[48]。生態(tài)風(fēng)險評估的最終目的是得出濃度閥值或風(fēng)險臨界值，為制定相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)或基準(zhǔn)、采取生態(tài)風(fēng)險控制措施提供相應(yīng)的技術(shù)支撐[47]。

目前，水環(huán)境中微(納米)塑料生態(tài)風(fēng)險的評估主要有2種，即基于微塑料中有害組分的評估技術(shù)和基于不同物種對微(納米)塑料敏感性差異的物種敏感性分布(Species Sensitivity Distributions, SSD)[49-51]。前者主要是依據(jù)微(納米)塑料中各種有害化學(xué)成分的特征及其可能造成的生態(tài)效應(yīng)，從而對微(納米)塑料有害組分的危害等級進(jìn)行劃分，并以此來評估微(納米)塑料對水生生物的健康風(fēng)險[50]。然而，由于微(納米)塑料具有化學(xué)組分復(fù)雜、危害等級劃分工作量大、且有害化學(xué)成分的吸附和解析原理不清等缺點[52]，導(dǎo)致這種風(fēng)險評估技術(shù)尚未得到廣泛應(yīng)用。20世紀(jì)中后期，為了制定對生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)有利的水質(zhì)基準(zhǔn)，美國環(huán)保局(US EPA)提出了基于SSD的生態(tài)風(fēng)險評估的方法[46]，之后被多個國家和國際組織采用[53-55]。SSD曲線擬合法主要利用文獻(xiàn)中收集到的生物毒理數(shù)據(jù)來分析污染物對生物的危害程度，進(jìn)而評估其生態(tài)風(fēng)險[44-45,56]。由于SSD具有方法簡明、生態(tài)意義明確等優(yōu)點，且這種方法的不確定性與傳統(tǒng)方法比相對較小，已成為生態(tài)風(fēng)險評估領(lǐng)域常用的方法之一[57-62]。

作為一種新型的環(huán)境污染物，水體中微(納米)塑料的毒性或潛在的生態(tài)風(fēng)險已成為當(dāng)前水環(huán)境污染的研究熱點之一。然而，目前國內(nèi)外利用SSD方法來評估微(納米)塑料對水生生物生態(tài)風(fēng)險的研究卻鮮有報道[16,51]。本研究基于已報道的水生生物微(納米)塑料毒理學(xué)研究數(shù)據(jù)，利用SSD方法將數(shù)據(jù)進(jìn)行模型擬合，并對全球若干水環(huán)境中不同濃度微塑料對水生生物的生態(tài)風(fēng)險進(jìn)行評估及預(yù)測，以期為開展微塑料潛在生態(tài)風(fēng)險評估提供重要的方法依據(jù)。

1 材料與方法 (Materials and methods)

1.1 SSD基本步驟

SSD的構(gòu)建和應(yīng)用主要包括以下幾個步驟[57]：(1)微(納米)塑料毒理學(xué)數(shù)據(jù)的獲取；(2)物種分布及數(shù)據(jù)處理；(3)SSD曲線擬合；(4) 5%危害濃度(HC5)及潛在影響比例(PAF)計算。其中SSD擬合曲線的構(gòu)建采用澳大利亞聯(lián)邦科學(xué)和工業(yè)研究組織(CSIRO)提供的Burrlioz(2.0版本)計算軟件[63]。

1.2 微塑料毒理數(shù)據(jù)的獲取

利用Web of Science數(shù)據(jù)庫，收集并整理了近10多年來(2007—2018年)國內(nèi)外公開發(fā)表的文獻(xiàn)資料，共5門10科11種水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)[21,64-69](表1)。

1.3 物種分布及數(shù)據(jù)處理

首先，將搜集、篩選后的所有水生生物毒理數(shù)據(jù)(EC50或LC50)統(tǒng)一格式，即按照國際單位制將所有數(shù)據(jù)的單位統(tǒng)一換算成μg·L-1。其次，統(tǒng)計整理所有物種的中文名、拉丁名、物種所屬門科分類以及參考文獻(xiàn)等信息，具體信息如表1所示。

1.4 SSD曲線擬合

SSD曲線是通過不同生物對污染物的敏感性差異來建立生物毒性效應(yīng)曲線，并采用5%作為保護(hù)水平(即認(rèn)為損失5%的物種是可以接受的)來計算HC5[53]，即在此生態(tài)風(fēng)險閥值條件下，可以保護(hù)環(huán)境中95%的生物不受影響[57]。SSD擬合的形式主要包括Log-Normal、Log-Logistic、Reweibull和BurrⅢ等[57]。美國和歐盟推薦使用Log-Normal分布模型擬合SSD曲線，而澳大利亞和新西蘭等國家則推薦使用BurrⅢ型分布。本研究采用BurrⅢ型分步(軟件根據(jù)上傳數(shù)據(jù)自動轉(zhuǎn)化為BurrⅢ型的變化模型-Reweibull分布)，因為這種分布函數(shù)可靈活應(yīng)用且對物種敏感性的擬合特性較好[70-71]。SSD曲線擬合的基本步驟如下。

(1)將整理后的數(shù)據(jù)(表1)上傳至Rurrlioz軟件(2.0版本)，選擇最適合的分布模型，對這些點進(jìn)行參數(shù)擬合從而得到SSD曲線[53]；(2)導(dǎo)出SSD曲線和其他幾個等關(guān)鍵參數(shù)，利用Rurrlioz軟件計算出HC5及不同濃度暴露下的PAF。

其中，BurrⅢ型函數(shù)的參數(shù)方程為：

(1)

式中：χ為環(huán)境濃度(μg·L-1)，b、c和k為函數(shù)的3個不同參數(shù)(下同)。當(dāng)k趨于無窮大時，BurrⅢ型分布將變化為Reweibull型分布：

(2)

澳大利亞聯(lián)邦科學(xué)和工業(yè)研究組織(CSIRO)提供了SSD曲線擬合方法的說明(版本2.0)[63]。

1.5 HC5和PAF計算

應(yīng)用Burr Ⅲ型分布計算HC(q)的公式為：

(3)

PAF表示當(dāng)環(huán)境濃度超過生物毒理終點值的物種比例，即在給定污染物濃度條件下，SSD曲線上所對應(yīng)的累計概率。BurrⅢ型分布計算PAF的公式為：

(4)

在確定的SSD曲線下，HC(q)(在本研究中為HC5)和PAF可以直接由分析軟件Rurrlioz(版本2.0)計算出結(jié)果。

1.6 急性生態(tài)效應(yīng)閥值急性預(yù)測無效應(yīng)濃度(PNECacute)的計算

上述步驟所求得的HC5一定程度上只能反映微(納米)塑料對水生生物的急性(短期)影響。因此，為了使SSD曲線擬合得到的結(jié)果更好地評估微(納米)塑料對水生生物的生態(tài)風(fēng)險，且考慮到微(納米)塑料相關(guān)毒理數(shù)據(jù)不足等因素，需要對求得的HC5作進(jìn)一步處理，即在毒性數(shù)據(jù)滿足構(gòu)建SSD曲線數(shù)據(jù)要求的情況下，使用評價因子法(或稱SSD模型外推法)推導(dǎo)其急性生態(tài)效應(yīng)閥值PNECacute[72-74]。評價因子法采用敏感生物的毒性值除以相應(yīng)的評價因子，其表達(dá)形式如下式所示：

PNECacute= HC5,acute/AF

(5)

式中：AF(Assessment Factor)為評價因子，HC5,acute表示應(yīng)用SSD法構(gòu)建急性毒理數(shù)據(jù)(LC50、EC50)敏感性分布曲線，得到的5%危害濃度值。目前國際上對于評價因子的取值仍沒有一個明確、統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)，但根據(jù)歐盟風(fēng)險評估技術(shù)導(dǎo)則規(guī)定，當(dāng)使用急性毒理數(shù)據(jù)(LC50、EC50)對水體環(huán)境PNEC進(jìn)行推導(dǎo)時，如若收集得到的毒理數(shù)據(jù)至少包含以下3個不同營養(yǎng)級以上的水生生物時(即魚類、蚤類和藻類)，AF應(yīng)取值1 000[73]。評價因子主要受毒性數(shù)據(jù)質(zhì)量、物種代表性以及模型擬合程度等多個因素共同影響[46]，在本研究中，所收集的急性毒理數(shù)據(jù)包括甲殼類、魚類、節(jié)肢動物蚤科以及綠藻門藻類等5門10科11種水生生物，覆蓋范圍相對較廣，因此AF取值1 000。

表1 微(納米)塑料對水生生物毒性數(shù)據(jù)(EC50、LC50)Table 1 Toxicity data of micro(nano)plastic to aquatic species (EC50, LC50)

注：PE為聚乙烯，PS-PEI為聚苯乙烯-聚醚酰亞胺，是一種由羧酸化聚苯乙烯納米顆粒合成的塑料，PS-NH2為NH2涂層的PS納米顆粒；在本研究中，單位統(tǒng)一換算為μg·L-1。

Note: PE, polyethylene; PS-PEI, polystyrene-polyetherimide, plastic synthesized from carboxylated polystyrene nanoparticles; PS-NH2, polystyrene MPs coated with NH2; by convention, all the units used to fit the model are uniformly switched to μg·L-1.

1.7 世界典型水域微塑料豐度單位換算及其PAF值計算

利用Web of Science、CNKI等數(shù)據(jù)庫，對國內(nèi)外公開發(fā)表的有關(guān)當(dāng)前全球各個典型淡水水域及海洋表面水體微塑料豐度的相關(guān)文獻(xiàn)進(jìn)行收集整理，并將所有微塑料豐度的單位統(tǒng)一換算成μg·L-1，換算后各水域內(nèi)的微塑料豐度數(shù)據(jù)如表2所示。單位具體換算方法參考Lusher等[75]的文獻(xiàn)，即假定當(dāng)微塑料形狀為圓球狀(sphere)、平均粒徑大小為25 μm，且平均密度等于0.92 g·cm-3的情況下，900個微塑料顆?？山频扔? μg，即1個微塑料顆粒約等于0.0078 μg。最后在水生生物SSD擬合曲線基礎(chǔ)之上，利用Rurrlioz軟件對全球多個典型水域表層微塑料對水生生物的PAF值進(jìn)行計算(表2)。

2 結(jié)果(Results)

2.1 SSD曲線擬合

圖1是利用Reweibull分布模型對被測的全部物種的SSD曲線擬合結(jié)果：變形菌門費氏弧菌(Vibrio fischeri)受微(納米)塑料影響程度最大，綠藻門朱氏四爿藻(Tetraselmis chuii)受微(納米)塑料的損害程度則最低，且按照大小排列依次為：細(xì)菌(費氏弧菌)>甲殼動物端足類(美洲鉤蝦)>魚類(虹鱒、小眼長臀鰕虎魚)>棘皮動物門海膽綱(紫海膽)>甲殼動物橈足類(日本虎斑猛水蚤、模糊網(wǎng)紋蚤以及大型蚤)>藻類(羊角月牙藻和朱氏四爿藻)。當(dāng)濃度>1 000 μg·L-1后，水生生物受微(納米)塑料損害的程度迅速增強(qiáng)，但隨著濃度不斷升高，微(納米)塑料損害程度增大的趨勢變緩慢，最終在濃度為1×105μg·L-1時趨于平穩(wěn)。

表2 世界部分典型水域內(nèi)表層水的常見微塑料濃度及潛在影響比例(PAF)預(yù)測值Table 2 Predicted potential affected fractions (PAF) values of micro- and nanoplastics under various concentrations in some representative waters

圖1 水生生物對微(納米)塑料的物種敏感性分布(SSD)曲線注：開展暴露實驗所用物種的分類地位、微(納米)塑料顆粒大小及類型等文獻(xiàn)有關(guān)信息如表1所示；實際物種敏感性分布用紅色實線表示，黑色虛線則分別表示上、下置信區(qū)間(95%)，括號內(nèi)數(shù)字則為對應(yīng)參考文獻(xiàn)的編號。Fig. 1 Species Sensitivity Distributions (SSD) curve for marine organisms exposed to micro- and nanoplasticsNote: The detailed information on the effect data from literatures, i.e. aquatic organisms exposed to micro- and nanoplastics, the size of the particles and the type of micro- and nanoplastics used are available in Table 1. Solid red curve represents SSDs with micro (nano)plastics concentrations expressed in particles per volume. Black dotted lines represent the 95% confidence intervals. Numbers between brackets refer to the listed references.

2.2 SSD曲線擬合結(jié)果及急性生態(tài)效應(yīng)濃度閥值的計算

表3擬合曲線所采用的擬合模型為Reweibull，是根據(jù)SSD曲線擬合的相關(guān)函數(shù)值以及由軟件計算得到的生態(tài)風(fēng)險閥值HC5。HC5的數(shù)值大小表示微(納米)塑料對水生生物的影響程度，數(shù)值越大表示微(納米)塑料對水生生物體的影響越小。本研究計算得到的SSD曲線95%的置信區(qū)間為78～820 μg·L-1，微(納米)塑料對水生生物的HC5為185 μg·L-1，比Burns和Boxall[76]估算的現(xiàn)實環(huán)境中微塑料濃度(MEC)6.63×10-2μg·L-1高出3個數(shù)量級。此外，從數(shù)據(jù)篩選的結(jié)果來看，水生生物急性數(shù)據(jù)滿足構(gòu)建SSD曲線的數(shù)據(jù)要求，可以使用評價因子法計算微塑料對水生生物的急性生態(tài)效應(yīng)濃度閥值PNECacute，根據(jù)歐盟風(fēng)險評估技術(shù)導(dǎo)則規(guī)定，評價因子取值1 000，因此PNECacute=HC5,acute/AF=185/1000=0.185 μg·L-1，跟現(xiàn)實環(huán)境中的微塑料濃度相差不大，僅高出3倍左右。

2.3 世界部分典型海水水域和淡水水域常見微塑料的生態(tài)風(fēng)險評估

PAF值大小能夠反映出不同濃度微塑料對水生生物的損害程度。利用Rurrlioz軟件計算得到世界典型水域(包括淡水水域和海水環(huán)境)表層水微塑料對水生生物的PAF值如表2所示。所選擇的世界部分典型海水水域和淡水水域內(nèi)微塑料對水生生物的潛在影響比例都為0。此外，結(jié)合2.2計算得出的急性生態(tài)效應(yīng)閥值PNECacute，將其與表2各水體中微塑料濃度進(jìn)行比較后發(fā)現(xiàn)：除太湖外，其他水體環(huán)境中微塑料的濃度都低于PNECacute。上述結(jié)果說明，如果僅考慮微塑料本身的影響，目前這些水域內(nèi)微塑料濃度對水生生物的損害程度大部分都在可接受范圍內(nèi)。

2.4 微(納米)塑料不同暴露濃度下對水生生物的PAF值

微(納米)塑料在不同濃度下得出的對不同海洋生物的PAF值，反映其對不同水生生物的損害程度。如表4所示，當(dāng)微(納米)塑料濃度≥10 μg·L-1時，所有水生生物不受影響；隨著微(納米)塑料濃度上升，受到影響的物種比例逐漸上升；在100 μg·L-1下，有2%的水生生物物種會受到微(納米)塑料的損害；當(dāng)濃度為1 000 μg·L-1時，受到影響的物種百分比為26%，說明在此濃度下產(chǎn)生的生態(tài)風(fēng)險較大。

表3 利用Rurrlioz軟件計算SSD參數(shù)的結(jié)果Table 3 SSD parameters calculated by Rurrlioz software

表4 微(納米)塑料在不同濃度下對水生生物的PAF預(yù)測值Table 4 Predicted PAF values of micro- and nanoplastics to aquatic organisms under various concentrations

3 討論(Discussion)

3.1 微(納米)塑料急性毒性實驗數(shù)據(jù)的選擇

在利用SSD方法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險評估時，影響研究結(jié)果的一個最主要因素就是毒性數(shù)據(jù)的組成與容量大小[55]。SSD在實際應(yīng)用中需要考慮急性和慢性毒性數(shù)據(jù)的選擇。目前微(納米)塑料生物毒性研究絕大多數(shù)是急性毒性實驗，急性毒性實驗通常是用半數(shù)致死濃度作為首選的實驗終點[90]。雖然慢性數(shù)據(jù)更接近實際環(huán)境中的情況[53,55]，但目前能夠檢索到的微(納米)塑料對生物最大無影響濃度(NOEC)或最低有影響濃度(LOEC)的研究數(shù)據(jù)較少。此外，在構(gòu)建SSD最小數(shù)據(jù)量的要求上，歐盟要求至少要包括敏感類群中的8個物種，而當(dāng)受試生物為魚類時，數(shù)據(jù)至少要包括5個物種[40,91]，US EPA則要求受試生物至少包括3門8科[41]。數(shù)據(jù)過少會造成擬合優(yōu)度的下降以及不確定性的增加[92]。然而數(shù)據(jù)并不是越多越好，數(shù)據(jù)過多會導(dǎo)致HC5過小，所以應(yīng)將SSD曲線擬合的數(shù)據(jù)控制在一個合理的范圍[60]。本研究選取了11個物種的急性毒性試驗數(shù)據(jù)，包括5門10科，滿足歐盟及US EPA關(guān)于SSD構(gòu)建數(shù)據(jù)容量的要求。

3.2 物種的選擇及敏感性差異的原因

物種的選擇對SSD曲線擬合的結(jié)果也會有所影響，但主要是由于分類群組成上的差別，而地區(qū)分布的差異不會對SSD方法造成顯著影響[70]。本研究對收集的生物毒理學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，結(jié)果顯示，不同水生生物對微(納米)塑料的敏感性差異較大，其原因可能如下：(1)本研究中不同文獻(xiàn)對水生生物進(jìn)行毒理學(xué)實驗時所用指示終點不同，而不同指示終點的敏感性差異是造成不同水生生物物種敏感性存在差異的原因之一；(2)此外，微(納米)塑料毒性效應(yīng)機(jī)制的不同也是造成水生生物物種敏感性差異的可能原因之一。目前，微(納米)塑料對水生生物毒性效應(yīng)機(jī)制研究的相關(guān)報道仍較少，主要集中在以下幾個方面，即微(納米)塑料誘導(dǎo)的氧化應(yīng)激損傷、免疫毒性效應(yīng)、干擾分泌作用以及抑制細(xì)胞生長、破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu)等[93-94]。如誘導(dǎo)氧化應(yīng)激機(jī)制可通過產(chǎn)生活性氧引起的應(yīng)激反應(yīng)，導(dǎo)致細(xì)胞損傷，進(jìn)而降低生物的生長率和繁殖力[95-96]；免疫毒性效應(yīng)機(jī)制則可通過損害生物免疫系統(tǒng)的功能如肝臟組織損傷病理水平增加等，從而引起生物免疫力下降或誘發(fā)炎癥反應(yīng)等，最終導(dǎo)致個體死亡[97-98]。而干擾內(nèi)分泌作用機(jī)制則可嚴(yán)重影響生物體正常內(nèi)分泌功能等[99-100]。(3)不同水生生物的生態(tài)位存在差異，微(納米)塑料一般漂浮在水體的表層或下沉聚集在水體沉積物中，而在附近生活的水生生物通常無法區(qū)分食物與微塑料之間的差異，比較容易誤食微(納米)塑料[101]，從而堵塞其消化道等器官或可引起假的飽腹感，導(dǎo)致營養(yǎng)物質(zhì)攝入減少、攝食效率降低等一系列生理反應(yīng)[6,102-103]；(4)此外，不同物種所受潛在影響的比例與微(納米)塑料的粒徑大小存在一定關(guān)系。SSD結(jié)果顯示，微(納米)塑料對羊角月牙藻的生態(tài)風(fēng)險大于朱氏四爿藻，其原因可能是：羊角月牙藻和朱氏四爿藻暴露實驗采用的塑料分別為納米和微米級別，而納米級塑料被認(rèn)為對生物的影響大于微米級塑料，因此對生物具有較大的生態(tài)風(fēng)險[104]。由此可見，未來需比較研究具有不同生存機(jī)制和適應(yīng)能力的水生生物對不同形狀、材質(zhì)、顏色及粒徑大小微(納米)塑料的攝取和生物學(xué)響應(yīng)的差異。

3.3 微(納米)塑料不同材質(zhì)及粒徑大小的選擇

目前所開展的微(納米)塑料毒理實驗大多采用聚苯乙烯(PS)[23,25,29,65-69,105]和聚乙烯(PE)[21-22,27,51,64-65,68-69]等材質(zhì)，此外也有少數(shù)的研究人員選用聚氯乙烯(PVC)、聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)和聚丙烯(PP)[65,73]等其他材質(zhì)?？蒲腥藛T在開展微(納米)塑料對水生生物的暴露實驗時，會選擇不同材質(zhì)的微塑料，其選擇依據(jù)可能主要包括：(1)PS和PE是容易購得的2類商品化微(納米)塑料。此外，PS和PE這2類微(納米)塑料在大部分海域中占比較大，將其用于研究微(納米)對水生生物的生態(tài)毒性具有代表意義；(2)不同材質(zhì)的微(納米)塑料在不同水域內(nèi)的豐度不同，選擇合適的微(納米)塑料進(jìn)行暴露實驗?zāi)軌蜉^好地評估微(納米)塑料對特定水域水生生物的生態(tài)風(fēng)險[106]；(3)不同材質(zhì)的微(納米)塑料自身攜帶的添加劑等污染物成分及其吸附其他化學(xué)污染物質(zhì)和病原體的能力不同，對生物體表現(xiàn)出的生物毒性也不同[18,42,107-108]。因此，今后在進(jìn)行微(納米)塑料毒理研究時，除了根據(jù)受試物種及各種微(納米)塑料的商品化程度選擇適合毒理暴露實驗的材質(zhì)外，還需要考慮基于實際環(huán)境中的微塑料存在形式而選擇合適的微塑料種類。

3.4 微(納米)塑料的急性效應(yīng)閥值的計算

基于微(納米)塑料相關(guān)毒理學(xué)研究數(shù)據(jù)基礎(chǔ)上，估算出微(納米)塑料對全部水生生物的PNECacute為0.185 μg·L-1。然而，全球?qū)嶋H環(huán)境中不同類型水域水面漂浮的微(納米)塑料濃度平均值約為6.63×10-2μg·L-1(8.5 particles·L-1)[76]，約為本研究計算得出的急性生態(tài)效應(yīng)閥值PNECacute的30%，表明如果單純考慮微(納米)塑料本身對水生生物的毒性，目前現(xiàn)實條件下大存在的大部分微(納米)塑料對水生生物的影響在可接受范圍之內(nèi)。然而，如表2所示，目前少部分地區(qū)(如我國太湖)水體中微塑料的濃度已超過本研究計算得出的急性生態(tài)效應(yīng)閥值，應(yīng)當(dāng)引起足夠的重視和關(guān)注。此外，微(納米)塑料產(chǎn)生毒性效應(yīng)的一個重要方式是吸附環(huán)境中的其他化學(xué)污染物，進(jìn)而對水生生物產(chǎn)生聯(lián)合毒性效應(yīng)。因此，實際環(huán)境中微(納米)塑料對水生生物造成的損害可能大于單純實驗室環(huán)境中只考慮微(納米)塑料本身對水生生物的毒性效應(yīng)。而隨著時間的推移，環(huán)境中微(納米)塑料的豐度還可能持續(xù)增加，正如Koelmans等[109]在文章中提到“當(dāng)前實際環(huán)境中微塑料的濃度并不等于未來實際環(huán)境中微塑料的濃度”(the realistic concentration of today are not the realistic concentration of tomorrow)，其生態(tài)風(fēng)險也將隨之增加[110]。另外，Kooi等[111]認(rèn)為，考慮到表面取樣方法等因素，微塑料濃度被低估了，應(yīng)為目前所測濃度的30倍以上，因而現(xiàn)實環(huán)境中微塑料可能會對近岸熱點區(qū)域內(nèi)對微塑料敏感的生物造成風(fēng)險[71]。綜上分析，今后應(yīng)著重開展微(納米)塑料在現(xiàn)實環(huán)境濃度水平下的毒性效應(yīng)及機(jī)理研究，為生態(tài)風(fēng)險評估提供更為全面的數(shù)據(jù)。

3.5 SSD方法對于微塑料等新型污染物風(fēng)險評估的適用性分析

SSD法常被用于評估包括苯胺、重金屬、殺蟲劑或滅鼠劑、多環(huán)芳烴以及農(nóng)藥等污染物的毒性閥值及其對水生生態(tài)或土壤環(huán)境的生態(tài)風(fēng)險[47,57-61]。相較于其他傳統(tǒng)的污染物，微(納米)塑料具有不易降解、尺寸小以及吸附其他化學(xué)污染物和病原體的特點，對水生生物表現(xiàn)出不同的生物毒性和影響途徑。而由于其不確定性，生態(tài)風(fēng)險評估的傳統(tǒng)方法往往無法客觀、準(zhǔn)確地評估微塑料等新型污染物的生態(tài)風(fēng)險。這種不確定性主要來源于污染排放、暴露變異性和物種敏感性3個方面，其解決方法一般包括修正系數(shù)、統(tǒng)計概率和Monte Carlo模擬技術(shù)等幾個途徑[62]。與傳統(tǒng)方法不同，SSD曲線擬合方法摒棄了以往單一受體(物種)和單一化學(xué)污染物的模式，通過選擇某一概率分布、從生態(tài)系統(tǒng)的角度來描述和分析某一污染物對一系列物種的毒性，一定程度上解決了傳統(tǒng)方法的不確定性，可以有效地評估微(納米)塑料等新型污染物的生態(tài)風(fēng)險。

3.6 建議

與其他方法相比，SSD方法用于微塑料的生態(tài)風(fēng)險評估既可以節(jié)約大量的人力和物力，又能夠保證評估結(jié)果的科學(xué)性[61]。然而，目前國內(nèi)外利用SSD對全球范圍內(nèi)微(納米)塑料生態(tài)風(fēng)險評估的研究極少，這種技術(shù)仍處于起步階段[61]。鑒于全球水體環(huán)境中塑料及微(納米)塑料含量的不斷增加，應(yīng)盡快開展微(納米)塑料對我國水域內(nèi)水生生物的生態(tài)毒理學(xué)研究與生態(tài)風(fēng)險評估，以便為水生生態(tài)風(fēng)險評價和管理提供參考，從而有效控制塑料及微(納米)塑料污染。此外，建議對SSD研究中物種數(shù)量選擇、擬合模型選擇以及物種數(shù)量的選擇等進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化評估。