孫瑋鴻，張 嶺，譚露茜，賴 潔，李玉霞，顏菲菲，張 英，都葉奇

（山東師范大學地理與環(huán)境學院，濟南 250358）

海洋塑料污染已經(jīng)成為全球性的環(huán)境問題［1］。研究表明，每年有超過1 200萬t塑料垃圾排放進入海洋［2］。進入海洋的塑料垃圾，在太陽輻射（光降解、脆化、光氧化）、生物降解、波浪等眾多作用下，逐漸被破碎分解成小的塑料碎片即微塑料［3］。微塑料同塑料制品一樣，化學性質穩(wěn)定，難以降解，可在環(huán)境中長期穩(wěn)定存在，已有研究表明，微塑料可在環(huán)境中留存1 000年［4］。此外，由于微塑料體積小、質量輕，能夠在風力和洋流的作用下實現(xiàn)遠距離輸送，擴大了微塑料的污染范圍，已有研究發(fā)現(xiàn)，在人跡罕至的地區(qū)，如深海甚至也有微塑料檢出［5］。

海洋中微塑料持續(xù)產(chǎn)生，卻很少能被降解，這導致海洋中微塑料豐度不斷增加，進而增加了海洋生物的微塑料暴露風險。海洋生物是微塑料通過食物鏈轉移的重要載體。已有研究通過現(xiàn)場調查對海洋生物消化道內容物進行分析，發(fā)現(xiàn)微塑料可被海洋生物攝入，并進入具有轉移潛力的水生食物鏈中，通過食物鏈對海洋生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生影響甚至威脅人類健康［6－7］。通過現(xiàn)場調查能夠對微塑料生態(tài)環(huán)境效應獲得宏觀認識，但是由于現(xiàn)場調查的環(huán)境背景復雜，對于闡釋微塑料的毒性效應有許多不確定性。為探討微塑料的毒性效應，許多學者開展了有關微塑料毒性效應研究，結果發(fā)現(xiàn)，微塑料被海洋生物攝入后，會引起一系列物理或生化損傷［8－10］。

微塑料的環(huán)境問題引起了研究人員的極大關注，為了更系統(tǒng)地揭示微塑料的海洋生態(tài)毒性效應，本文通過文獻采集，從宏觀現(xiàn)場調查研究著手，總結不同類型海洋生物對微塑料的響應，并通過微觀暴露實驗研究進展的綜述，評價微塑料毒性效應及其機制。以期為微塑料海洋生態(tài)影響評價提供參考。

1 典型海洋生物體內微塑料賦存特征

微塑料是海洋生態(tài)系統(tǒng)中普遍存在的污染物，已有研究發(fā)現(xiàn)，浮游生物、自游生物、底棲生物均存在微塑料攝入現(xiàn)象［11］。鑒于相關生物類型報道頻次，筆者選擇在微塑料研究領域關注度最高的幾種典型海洋生物，分析探討其體內微塑料分布特征及影響因素。

1.1 浮游動物

浮游動物是微塑料進入食物鏈的切入點，表1為幾種典型海洋生物微塑料賦存特征［1，12，14－25］，ZHENG等［12］通過對渤海海域浮游動物體內微塑料豐度調查發(fā)現(xiàn)，每個浮游動物體內微塑料豐度8月（夏季）時為0.117個，11月（秋季）時為0.056個，浮游動物體內微塑料豐度呈現(xiàn)季節(jié)差異變化。SUN等［1］通過調查黃海海域浮游動物體內微塑料賦存情況，發(fā)現(xiàn)浮游動物體內微塑料平均豐度為（12.24±25.70）個·m－3。目前，在相關研究中，有關浮游動物體內微塑料豐度的統(tǒng)計單位不盡相同（如：個·m－2、個·m－3、個·g－1、個·生物體－1等），這給微塑料數(shù)據(jù)分析對比帶來一定困難［13］。

一般而言，浮游動物體內微塑料賦存特征與環(huán)境中的微塑料豐度密切相關。FRIAS等［26］在葡萄牙沿岸調查浮游動物體內微塑料豐度，結果顯示，微塑料在不同站位浮游動物體內差異較為顯著，這種差異可能與人為活動有關。其中在Aveiro與Lisboa站位浮游動物體內微塑料檢出率分別達到66%與91%，這兩個站位對應區(qū)域恰好人口密度較高。而在自然公園Vicentina和實施凈灘計劃的Algarve海灘，微塑料檢出率均不及50%，這說明陸源控制對降低浮游動物體內微塑料豐度起到了一定作用。除了受暴露環(huán)境中微塑料豐度的影響，浮游動物的分布密度、捕食方式都會影響微塑料在浮游動物體內的賦存情況［14］。SUN等［14］調查了東海10個浮游動物類群中微塑料的生物累積濃度，結果顯示，每個生物體中微塑料豐度為0.13～0.35個。微塑料的賦存情況還受浮游動物攝食方式的影響，呈現(xiàn)雜食動物＞食肉動物＞食草動物的趨勢。COLE等［7］發(fā)現(xiàn)大西洋東北地區(qū)常見的浮游動物中有13個浮游動物類群會攝入聚苯乙烯微塑料，其吸收量隨著類群、生命階段和微塑料尺寸的變化而變化。

1.2 魚類

在海洋生物的調查中，有關魚類攝食微塑料的報道逐年增加［27］。SEQUEIRA等［28］匯總了近年來的研究，分析了24個國家捕獲的198種魚，其中60%的魚類器官中含有微塑料。雖然肉食性魚類比雜食性魚類體內微塑料豐度更高，但是在大部分研究中，纖維和碎片是魚體內微塑料的常見形態(tài)。如表1所示，NIE等［24］通過對南沙群島周圍采集的魚樣進行調查發(fā)現(xiàn)，魚樣中每個生物體內微塑料的平均豐度為3.1個，微塑料形態(tài)以纖維為主，多為透明或者藍色。PETERS等［22］調查了德克薩斯州墨西哥灣沿岸的6種共計1 381條海洋魚樣，其中有42.4%存在微塑料攝入情況，被檢出的魚樣中每個生物體內微塑料的平均豐度為1.93個，且以纖維狀（86.4%）為主。ZHANG等［29］通過現(xiàn)場采樣調查發(fā)現(xiàn)，魚類和沉積物中不同類型的微塑料豐度百分比之間存在顯著的正相關關系。

表1 海洋生物微塑料賦存特征Tab.1 Occurrence characteristics of microplastics in marine organism

除了環(huán)境差異，魚的種間差異也是造成魚體內微塑料賦存特征存在差異的一個極重要因素。JABEEN等［30］對中國21種海水魚和6種淡水魚體內的微塑料豐度進行了調查，發(fā)現(xiàn)所有魚樣都存在攝入微型或中型塑料的情況，海洋底棲魚類中微塑料的平均豐度顯著高于淡水底棲魚類。

1.3 貝類

微塑料不僅存在于水環(huán)境中，對浮游動物、魚類等水生生物造成影響，同時會因其富集于沉積物，增加底棲生物的暴露風險。VAN等［31］在法國-比利時-荷蘭海岸線的6個地點，采集了兩種食性不同的海洋無脊椎動物：紫殼菜蛤（Mytilus edulis，濾食性動物）和沙蠋（Arenicola marina，食碎屑動物），在所有采集到的生物中都有微塑料檢出，兩者微塑料平均豐度分別為（0.2±0.3）個·g－1和（1.2±2.8）個·g－1。貝類可以作為海洋微塑料污染的指示生物［21］。DIGKA等［20］采集了地中海希臘海域4種高度商業(yè)化的海洋物種（紫貽貝Mytilus galloprovincialis、沙丁魚Sardina pilchardus、緋小鯛Pagellus erythrinus、須羊魚Mullus barbatus），調查其體內的微塑料豐度，發(fā)現(xiàn)紫貽貝平均每個生物體內微塑料的豐度為1.7～2.0個。CHO等［21］以濾食性雙殼類動物（牡蠣Ostrea gigas、貽貝Mytilus edulis和菲律賓簾蛤Ruditapes philippinarum）為指示生物，對韓國沿海微塑料污染情況進行了調查，結果顯示，牡蠣和貽貝平均每個生物體內微塑料的豐度為（1.21±0.68）個，菲律賓簾蛤平均每個生物體內微塑料的豐度為（2.19±1.20）個。

影響貝類體內微塑料豐度的原因有多方面。研究結果表明，與野生貽貝相比，在養(yǎng)殖的貽貝中能檢測出更多的微塑料［15］。這與貝類生長環(huán)境不無關系，由于在養(yǎng)殖過程中大量使用塑料容器、網(wǎng)、管、繩索等，這些塑料制品都增加了貝類攝食微塑料的可能性［32］。但是也有學者持不同觀點，如PHUONG等［15］研究認為，貝類體內的微塑料賦存特征主要來自種間差異，采樣點、季節(jié)、養(yǎng)殖模式（野生或養(yǎng)殖）對其影響不明顯。

2 微塑料毒性效應

大量的現(xiàn)場采樣數(shù)據(jù)已表明微塑料會被海洋生物攝食，為了進一步研究攝入微塑料對海洋生物造成的影響，學者們通過一系列毒理暴露實驗考察其毒性。已有研究表明，生物體暴露于微塑料可能影響其生長生理機能，誘導抗氧化體系，免疫、神經(jīng)異常表達，甚至產(chǎn)生繁殖遺傳毒性［3］。

微塑料攝入會對生物生長生理機能產(chǎn)生影響。WELDEN等［33］研究了挪威海螯蝦（Nephrops norvegicus）長時間暴露于高濃度聚乙烯纖維產(chǎn)生的毒性效應。通過監(jiān)測攝食率、體質量和營養(yǎng)狀況等指標，發(fā)現(xiàn)暴露于高濃度微塑料環(huán)境中，可能會減少其對營養(yǎng)物質的利用率。WRIGHT等［34］將沙蠋暴露于未增塑聚氯乙烯（unplasticized polyvinyl chloride，uPVC），由于吸收和積累聚氯乙烯，沙蠋能量儲量顯著減少。動物行為也常被用作生理機能評價指標，相關報道記錄了微塑料暴露下可能導致灘跳蝦（Platorchestia smithi）彈跳高度［35］和舊金山灣鹵蟲（Artemia franciscana）游泳速度的下降［36］，甚至有研究發(fā)現(xiàn)模糊網(wǎng)紋溞（Ceriodaphnia dubia）因微塑料團聚而喪失游泳能力［37］。

微塑料對生物生長指標產(chǎn)生顯著的影響。一方面，可能是由消化功能障礙導致的。一個普遍的觀點認為，微塑料攝入會產(chǎn)生假性飽腹感，進而減少攝食量［38］。WATTS等［39］的研究證實了這一觀點，當投喂微塑料污染處理的食物（0.3%～1%）時，歐洲綠蟹（Carcinus maenas）的攝食量從0.33 g·d－1降至0.03 g·d－1。另一方面，可能是由于能量調配導致。原本用于生長的能量用于基因表達、細胞信號調控、氧化應激和免疫應答，從而影響生物生長［40］。

已有不少研究將氧化應激作為生物標志物，評估微塑料攝入是否產(chǎn)生毒性效應。如PAULPONT等［41］的研究表明，7 d的微塑料暴露史會使貽貝體內的活性氧（reactive oxygen species，ROS）含量增加，且在停止暴露后回歸正常水平。說明在微塑料誘導下生物體產(chǎn)生了氧化損傷。研究雖未測得ROS含量水平的變化（或因ROS高活性造成），但結果顯示，氧化應激酶如超氧化物歧化酶（superoxide dismutase，SOD）、過氧化氫酶（catalase，CAT）、谷胱甘肽還原酶（glutathione reductase，GR）均呈現(xiàn)高表達水平，這同樣表明，微塑料的攝入會引起氧化應激反應［42］。免疫應答也是學者們關注的毒性效應之一。VON MOOS等［8］的研究結果表明，暴露于微塑料的貽貝6 h后形成粒細胞瘤，引起溶酶體膜不穩(wěn)定的強烈免疫反應，反應隨著暴露時間的增加而顯著增強。由此可見微塑料能夠被細胞吸收并引發(fā)生物體應對毒性的應激反應。

與其他有機污染物一樣，微塑料不僅對暴露生物自身具有毒性效應，大量的研究證實，微塑料暴露可能影響其繁殖能力甚至產(chǎn)生遺傳毒性，對后代產(chǎn)生深遠的影響［43］。

3 微塑料毒性產(chǎn)生的因素

有關微塑料毒性的研究，大部分以塑料作為暴露源，采用綜合評價的視角探討微塑料的毒性效應，如上所述，各種類型的微塑料可能會產(chǎn)生諸如影響生理機能、激發(fā)抗氧化體系、影響免疫或神經(jīng)甚至產(chǎn)生遺傳毒性的毒性效應。與單一污染物的毒性效應不同，微塑料產(chǎn)生毒性的因素可能來自多方面。

3.1 微塑料作為異物入侵

研究表明，當微塑料尺寸大于150μm時，微塑料雖然不會被腸道吸收，但是有可能粘附在腸粘膜層，并與腸的上皮細胞接觸，這有可能會導致局部的免疫反應。當尺寸小于150μm時就可能被吸收，產(chǎn)生進一步的毒性效應［44］。

關于顆粒本身產(chǎn)生的毒性效應，已發(fā)表的大部分文章都是聚焦于球形塑料的研究，對不規(guī)則塑料的毒性探究相對較少，事實上環(huán)境中大部分的次生塑料是非球狀的不規(guī)則形態(tài)［45］，而非球形的次生塑料的毒性可能與球形塑料有所不同。研究表明，大型溞（Daphnia magna）能夠攝取塑料微珠（10～106μm）和不規(guī)則形狀的微塑料，但不規(guī)則形狀微塑料的急性抑制作用更為明顯［46］。

不僅僅球形與非球形能導致毒性的差異。塑料的尺寸也是微塑料毒性的一個重要影響因素。隨著環(huán)境中納米級微塑料的檢出，近年來陸續(xù)有學者開始關注納米尺寸微塑料的毒性效應。由于納米塑料具有獨特的納米尺度物理化學性質，使得它能夠通過影響細胞功能的生物屏障進行生物積累。如BESSELING等［47］研究發(fā)現(xiàn)，納米尺度的聚苯乙烯能夠抑制斜生柵藻（Scenedesmus obliquus）種群的生長并降低其葉綠素濃度，同時受試大型溞不僅體積縮小，而且下一代的畸形率上升到68%。BERGAMI等［48］研究發(fā)現(xiàn)，納米尺度的聚苯乙烯系塑料能夠影響鹵蟲幼體的食物攝?。ㄟM食）、行為（運動）和生理（多次蛻皮）。也有報道指出，納米級微塑料對魚類先天免疫系統(tǒng)有影響，研究概述了魚類先天免疫系統(tǒng)的細胞成分對聚苯乙烯和聚碳酸酯納米顆粒／聚集體的應激反應，表明魚類對聚苯乙烯和聚碳酸酯納米顆粒的應激反應可能干擾魚類種群的抗病性［49］。更有學者研究發(fā)現(xiàn)，納米級聚苯乙烯塑料會從主要生產(chǎn)者淡水藻類到最終食肉性魚類轉移［50］。可見納米級微塑料不僅可能對水生生物生化、行為和組織學變化產(chǎn)生不利影響，并且可以通過水生食物鏈實現(xiàn)轉移。

3.2 微塑料添加劑釋放

一件塑料制品可能添加了數(shù)百種添加劑，包括各種抗氧化劑、阻燃劑、塑化劑、著色劑以及各種產(chǎn)品副產(chǎn)物等，大部分這些物質可能是以范德華力等弱結合形式與高分子聚合物相結合［51］。因此當體系環(huán)境改變時，部分弱結合的有機物就有可能被釋放。LITHNER等［52］系統(tǒng)地探討了26種塑料制品在去離子水中浸泡后，其水相對水蚤的急性毒性。結果表明，所有來自增塑聚氯乙烯（plasticized polyvinyl chloride）和環(huán)氧樹脂（epoxy）產(chǎn)品的滲濾液都是有毒的（48 h EC502～235 g·L－1）。聚丙烯（polypropylene，PP）、丙烯 腈-丁 二 烯-苯 乙 烯（acrylonitrile-butadienestyrene，ABS）和硬質聚氯乙烯（rigid polyvinyl chloride）產(chǎn)品的滲濾液均未顯示毒性。

ZIMMERMANN等［51］以水蚤為研究對象，就微塑料毒性是源自塑料顆粒本身的損害還是添加劑的毒性這一致毒機理進行了探討。結果表明，不同類型塑料的致毒機理有所不同，在該研究中，塑料添加劑是聚氯乙烯（polyvinyl chloride，PVC）毒性的主要驅動因素，而聚氨酯（polyurethane，PUR）和聚乳酸（polylactic acid，PLA）微塑料的毒性是由顆粒效應所引起的。

3.3 復合毒性

除上述微塑料自身的毒性效應外，環(huán)境中微塑料因其比表面積大的特性，使其在自然水體中易于吸附各種有毒化學物質、抗生素、重金屬等［53］。因此研究微塑料毒性的產(chǎn)生因素時，其復合毒性效應不容忽視。

QIAO等［54］研究了微塑料和天然有機物對斑馬魚（Danio rerio）中銅（Cu）的積累和毒性的聯(lián)合影響，研究結果表明，微塑料和天然有機物共同作用會增加肝臟和腸道中Cu的積累。同時，BESSELING等［55］研究發(fā)現(xiàn)，低濃度的聚苯乙烯（polystyrene，PS）也會增加多氯聯(lián)苯（polychlorinated biphenyls，PCBs）的生物積累。微塑料復合毒性污染引起了學者的廣泛關注，如SYBERG等［56］報道了微塑料增強了三氯生（triclosan，TCS）的毒性效應，MA等［57］研究發(fā)現(xiàn)，微塑料會增強菲在水蚤體內的生物積累。

另外，微塑料的疏水表面為微生物定殖形成生物膜提供了理想的生態(tài)位。微塑料表面能夠形成生物膜。生物膜是一種復雜的群落，包括細菌、古生菌、藻類、病毒、真菌和原生生物［58］。生物膜是一種復雜的吸附系統(tǒng)，一些潛在的病原體和有毒藻類被吸附于附著生物膜的塑料微粒上也可能導致額外的毒性。RICHARD等［58］研究發(fā)現(xiàn)，微塑料表面生物膜可以促進水環(huán)境中的重金屬在塑料碎片上積累。QI等［59］的研究結果表明，生物膜不僅增強了Pb（II）在微塑料上的吸附能力，而且增強了Pb（II）和微塑料的聯(lián)合毒性。

4 小結

微塑料在海洋環(huán)境中的分布、環(huán)境效應及對海洋生物的影響是近年來的研究熱點［60］，也是環(huán)境科學領域相對較新的研究。本文首先探討了典型海洋生物體內微塑料的賦存特征，并對其影響因素進行介紹。眾多研究團隊進行了微塑料調查，研究區(qū)域與研究對象也日益擴大，為豐富科學認識提供了大量基礎數(shù)據(jù)。但是，由于微塑料評估調查缺乏統(tǒng)一的標準，不同研究小組之間差異很大，核算單位也未統(tǒng)一，這些都為數(shù)據(jù)之間的比較帶來了困難。另外，本文還對微塑料的毒性及其致毒機理進行了探討。整體而言，微塑料毒性效應的研究在近幾年取得了突破性進展，但研究體系尚不完善，缺乏成熟完善的研究系統(tǒng)與標準。毒性暴露實驗方法千差萬別，不具有普遍性，使用的微塑料濃度、粒徑等沒有科學合理的參考標準，對小尺寸、低濃度、長時間暴露的研究相對較少。今后研究應強化微塑料，特別是納米微塑料檢測及毒性評價手段。另外，毒性暴露實驗設計也應更貼近真實環(huán)境，對海洋微塑料及其吸附水體中的污染物可以通過生態(tài)系統(tǒng)的食物鏈傳遞進行研究。海洋微塑料添加劑的生態(tài)影響、毒性效應、遷移轉化路徑和停留時間及其在生態(tài)水平上的影響，也將是未來的研究方向。