我國淡水中微塑料的污染現狀及生物效應研究

包旭輝，閆振華，陸光華

(1.河海大學環境學院，江蘇 南京 210098； 2.河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室，江蘇 南京 210098)

塑料制品由于重量輕、成本低、耐用易塑形、隔熱絕緣等特性被廣泛應用于日常生活，但隨著塑料產量的增長，塑料廢物的監管不善和隨意填埋、丟棄引發的環境問題也愈發嚴重[1-2]。其中，粒徑小于5 mm的塑料微粒被稱為微塑料，這類塑料通常由個人護理產品、噴砂介質、樹脂顆粒、合成纖維或大型塑料制品破裂中產生[3-4]，且廣泛分布在世界范圍內的海洋、河流、湖泊、水庫等水環境介質中。微塑料能通過攝食等多種路徑對浮游生物、底棲生物和魚類等水生生物的生長和繁殖產生不利影響[5]，被稱為水體環境的PM2.5，已經成為一種新興污染物并受到學者和公眾的關注。《Nature》和《Science》等雜志多次發文關注海洋微塑料的研究進展，呼吁人們重視水體環境中的微塑料污染及其危害[6-8]。海洋作為微塑料污染的集中地，其中約80%來自內陸，河流匯集成為微塑料進入海洋的主要途徑之一[9]。淡水環境中的微塑料污染自2013年被首次報道后，相關研究已經開展起來[10]。我國作為最大的塑料生產和使用國，內陸淡水環境中的微塑料污染研究刻不容緩。本文針對我國淡水環境中微塑料賦存情況、環境介質中微塑料的分析方法以及生物效應進行探討，以期推進我國淡水環境中微塑料污染的研究。

1 微塑料研究的分析方法

微塑料研究的分析方法主要包括采樣、前處理、定性分析和定量分析等步驟。其中水樣采集一般采用拖網和現場大水量分離法，沉積物多用箱形抓斗或直接鏟取，生物樣則主要通過解剖分離肝、鰓、腸等組織部位獲得。前處理方法主要包括分離和消解，其中分離一般采用密度分離法，消解一般采用生化消解法去除樣品中的有機質。熱解-氣相色譜耦合質譜法、傅里葉變換紅外光譜法(FT-IR)和拉曼光譜法(RS)則是目前常用的微塑料定性分析技術[11]。

1.1 微塑料的前處理方法

微塑料的密度是影響其在水體中分布和生物利用率的主要因素。飽和NaCl溶液(1.20 g/cm3)通常是分離環境樣本中微塑料的首選解決方案。為了得到密度大于1.20 g/cm3的塑料顆粒，部分學者采用密度較高的ZnCl2、NaI等溶液，但存在環境污染和經濟成本問題。Li等[12]基于密度梯度開發了一種簡單快速測量微塑料的方法，利用乙醇-水-碘化鈉體系(0.8～1.8 g/cm3)觀察微塑料在密度梯度溶液中的浮沉情況，不僅可以測定微塑料的密度，還可以簡單判別微塑料的類型。

為了消除生物有機質和無機粉塵對觀察微塑料的干擾，需要對初步得到的微塑料樣品消化提純。一般采用化學消解法提取環境中的微塑料，其關鍵在于消解試劑是否對各種微塑料聚合物類型造成破壞(表1、表2)。對于生物組織，Enders等[13]驗證了國際海洋考察理事會提出的硝酸和高氯酸的消解方案，發現混合酸試劑對魚體內幾種常見的微塑料都造成了極強的破壞，特別是對聚酰胺(PA)和聚氨酯(PU)，但30%稀釋的1∶1的KOH∶NaClO堿性消解液卻可以在保護微小塑料顆粒的同時去除有機組織。此外，NaOH堿性消解體系對苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚碳酸酯(PC)、高密度聚乙烯(HDPE)等塑料材質的影響也很輕微[14]。10% KOH在60 ℃下消解24 h被認為是提取生物樣品中微塑料的最佳方案，其一方面能有效消解生物組織，另一方面對除醋酸纖維素外的其他聚合物沒有明顯影響[15]；這一結論也得到丁金鳳等[16]的支持，他們發現KOH消解體系處理時間短，消解徹底且回收率高。而對于污泥和沉積物等復雜環境基質，Fenton試劑法(FeSO4·7H2O+H2O2)被認為是最優的消解方案，不會對塑料微粒產生降解，且對不同形態的微粒都具有極高的提取效率[17，19]。因此，對于環境復雜基質，Fenton消解體系代表了一種高效率、低成本、破壞性小的解決方法。

表1 水生生物體內提取微塑料的化學消解法

表2 水和沉積物環境中提取微塑料的化學消解法

除消解試劑外，高溫也會破壞高聚物結構，因此溫度對消解過程也有明顯影響。Munno等[18]認為，室溫下或者低于60 ℃的堿性消解可能更加適合生物組織的消化，而溫度超過70 ℃的Fenton試劑法可能會造成微塑料顆粒缺失。Li等[20]也發現60 ℃的KOH(10%)消化方法會對熒光PS微球的熒光強度、形態和組成都沒有顯著影響。因此，在微塑料顆粒的提取過程中，任何在消化過程中加熱或產生溫度超過60 ℃的消解法都應謹慎使用。

1.2 微塑料的定性定量分析

提純后的微塑料需要進一步化學組分的鑒定和定量分析，定性分析一般采用光譜分析和熱分析方法。基于熱解-氣相色譜/質譜法(Pyr-GC/MS)，Hendrickson等[21]對蘇必利爾湖水體中的微塑料定性分析后發現，聚氯乙烯(PVC)是主要的聚合物類型，但基于FT-IR確定的則是聚乙烯(PE)，分析鑒定結果的不一致表明微塑料在環境中可能包含共聚物，使得聚合物的測定區分更加困難。此外，FT-IR和Pyr-GC/MS技術受限于粒子粒徑，使得小于20 μm的塑料顆粒難以被檢測，而且FT-IR對于非透明粒子很難做出分析[1,22]。考慮到粒徑干擾，Mintening等[23-24]借助一種基于焦平面陣列的FT-IR的透射紅外成像技術識別出污水處理廠中20 μm大小的微塑料聚合物類型。

對于小尺寸的微塑料(納米級、低微米級)，顯微拉曼光譜(RS)不失為一種合適的分析鑒定方法[22]。Imhof等[25]使用顯微RS觀察到湖泊中存在的130 μm左右的塑料顆粒以及50 μm的染料顆粒，強調粒徑更小的染料顆粒可能是淡水生態系統中被忽視的污染物。市場上塑料瓶裝、飲料盒裝和玻璃瓶裝的水中微塑料含量也通過顯微RS進行了探究，結果發現塑料瓶裝水中大部分顆粒是聚酯(PET，84%)和聚丙烯(PP，7%)，這與瓶子由PET制成，瓶蓋由PP制成有關[26]。受激拉曼散射(SRS)也被Zada等[27]成功運用到萊茵河沉積物中微塑料的快速識別，與傳統RS相比，SRS沒有費時的缺陷且映射速度更快。此外，掃描電鏡-能量色散譜儀(SEM-EDS)和環境掃描電鏡-能量色散譜儀(ESEM-EDS)，也可以用于表征納米級微塑料的表面形態以及元素組成(主要是C、O元素)，增加微塑料定性分析的可信度[28]。而多種分析技術的結合使用則可以為微塑料定性分析提供更合理、準確的支持。

野外水體、沉積物和生物體中的微塑料通常采用目檢法定量分析，但測量單位尚未有統一標準。一般情況下，水體中微塑料豐度單位是“個/L”或者“個/m3”，也有因利用拖網收集進而采用“個/km2”為單位；沉積物中微塑料豐度的單位為“個/kg”；生物體內賦存情況根據質量定為“個/g”，也有根據個體用“個/個”為單位的。但是，Simon等[24]指出用微塑料的質量取代粒子數，用質量濃度進行定量更可靠，可以較少受到分析方法和顆粒大小差異的影響。實驗室則多用熒光法標記微塑料進行定量研究，探究生物體內微塑料的累積情況[29-30]。

2 我國淡水環境中微塑料的污染現狀

2.1 淡水環境中微塑料的賦存情況

我國淡水環境中微塑料污染情況研究主要集中在長江、珠江及東南沿海諸河流域，環境介質包括水體和沉積物等。在長江中上游流域，Di等[31]發現三峽水庫中表層水的微塑料豐度達到了12 611個/m3，沉積物中也高達300個/kg，微塑料污染程度在城市地區的地表水以及農村地區的沉積物中顯得最為嚴重。此外，Zhang等[32]認為微塑料在三峽大壩長江干流中的豐度要高于附近4個支流的豐度，支流的回水區域顯示出最高的微塑料豐度[33]。三峽大壩對水體的微塑料污染顯示出明顯的蓄積作用，越靠近三峽壩體，微塑料豐度越高，水庫可能成為微塑料污染的熱點之一。在長江中游的兩個重要湖泊(洞庭湖和洪湖)中也發現了微塑料的廣泛存在，其在洞庭湖和洪湖水體中的豐度分別為900～2 800個/m3和1 250～4 650個/m3，但遠低于三峽庫區[34]。作為長江中游的特大城市，武漢的地表水中也存在廣泛的微塑料污染，豐度范圍為1 660～8 925個/m3，并與城市中心的距離成負相關性，人為活動因素對微塑料分布有著決定性作用[35]。另外，我國最大的淡水湖——長江中游的鄱陽湖也存在不同程度的微塑料污染，簡敏菲等[36]發現饒河-鄱陽湖入湖段的底泥中的微塑料豐度為938個/kg。在長江下游流域的太湖水體中，微塑料豐度為3.4×103～25.8×103個/m3，沉積物中的微塑料豐度為11～234.6個/kg[37]。長江入海口作為河流與海洋交互的重要區域，也存在明顯的微塑料污染，其中水體豐度為231個/m3[38]，沉積物豐度為121個/kg[39]，河口沉積物中的微塑料豐度相較于潮汐灘要高出1～2個數量級[40]。盡管相關的微塑料采樣和測量方法仍未有相關標準，采樣工具的網孔尺寸也會直接影響檢測到的豐度，但總體上，我國長江流域的微塑料污染和世界其他地區相比處于中上水平(表3)。

與長江流域相比，我國珠江流域的微塑料污染較輕。Wang等[46]在珠江支流——北江沿岸帶的沉積物中發現微塑料的豐度為178～544個/kg；在量化對比珠江河口香港東西部水域中的微塑料污染后發現，受河流排放強烈影響的西部地區的微塑料平均豐度更高，且雨季微塑料豐度明顯高于旱季，珠江可能是該區域微塑料污染的來源[47]。此外，我國東南沿海諸河流域同樣存在微塑料污染，溫州的平原河網內沉積物的微塑料豐度高達32 947個/kg，遠高于其他流域，被工業區包圍的支流中沉積物的微塑料豐度普遍較高。微塑料在河流沉積物中的主導地位一定程度上解釋了其在海洋中的缺失[48]。另外，我國西部的一些水域中也發現了微塑料污染，Xiong等[49]發現我國最大的內陸湖——青海湖水體中存在豐度范圍0.05×105～7.58×105個/km2的微塑料污染，且湖心豐度高于湖岸；西藏北部色林錯流域沉積物中也發現了豐度為8～563個/m2的微塑料污染[50]。這表明即使在人類活動影響較低的偏遠地區水體也存在微塑料污染，河流的輸入可能是青藏內陸湖泊微塑料污染的主要來源。

總之，我國淡水環境自西向東經青海、西藏、重慶、湖北、湖南、安徽、江蘇、上海，延伸至廣東、浙江、福建等地均有微塑料賦存，其中長江三峽庫區和城市區域的微塑料污染尤為突出。已有的研究數據中，我國的微塑料粒徑主要集中在μm級別，形態以纖維狀為主，類型以聚乙烯(PE)和聚丙烯(PP)最高，其次是聚苯乙烯(PS)和聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)。PE和PP是食品包裝袋、餐具餐盒的主要成分，這說明環境中微塑料污染與人類生活、工業生產密切相關。此外，微塑料的時空分布情況還有可能和動物行為、季節和水動力條件以及城區情況密切相關[45]。河流流量的改變也有可能導致沉積物中微塑料的豐度的改變而呈現時間差異性[51]。我國淡水微塑料污染研究仍主要集中在中東部地區，淮河、黃河、松花江等水系以及洪澤湖等漁業養殖場的相關研究比較匱乏，應盡快開展調查與防治工作。

2.2 淡水生物體內微塑料的賦存情況

除水體和沉積物外，微塑料也在水生生物體內有不同程度的檢出。其中，青海湖采集的魚樣中微塑料豐度為2～15個/條魚[48]，三峽庫區香溪河流域也有25.7%的魚樣發現了PE和尼龍(PA)等微塑料[33]。除魚類外，珠江河口的野生牡蠣體內也發現了豐度是1.5～2.7 個/g的微塑料，且與周圍水域的微塑料分布情況呈正相關[52]。長江中下游的21個水域內，Su等[41]檢測到蛤蜊體內存在0.4～5個/個蛤蜊的微塑料，其豐度、大小和顏色與沉積物中微塑料的賦存情況十分相似，因此建議將蛤蜊作為淡水沉積物中微塑料污染的指示生物。當前，我國淡水生物體中發現的微塑料主要存在消化系統中，但皮膚、肌肉、鰓和肝以及骨骼等生物組織中也可能有微塑料的賦存[53]，相關研究目前在我國尚處在空白階段。此外，微塑料是否同藥物一樣易在水生生物體內產生富集，乃至通過食物鏈進行逐級傳遞等特性仍需要進一步探索[54-55]。

3 微塑料對淡水生物的生物效應

3.1 浮游生物

浮游生物對于水體環境污染十分敏感，在毒理試驗中常被用來作為指示生物，以便評價污染物的生態風險。以浮游植物為例，暴露在PE微珠中的月牙藻濃度明顯高于空白對照組，微塑料可以作為月牙藻生長的基質刺激其生長[56]。而暴露在PS溶液中的斜生柵藻則出現種群生長抑制的現象，藻內葉綠素濃度也同時降低，顯示出光合作用抑制效果[57]。Mao等[58]發現 PS可以通過減弱光合作用顯著抑制小球藻在停滯期到對數增長期早期階段的生長；但從對數增長期到穩定期結束，小球藻則可以通過細胞壁增生、藻類同聚和藻類-微塑料的雜聚等作用來共同減少微塑料對其的不利影響，從而引發藻類光合作用的增加和生長，細胞結構也因此趨于正常。

表3 世界各地淡水水體中微塑料豐度比較

對于浮游動物，如溞類，其在粒徑為1 μm的PE中無法活動[59]；但在70 μm的PE溶液中則沒有出現生存和繁殖上的顯著改變[56]。借助毒物動力學模型，Jaikumar等[60]發現大型溞和蚤狀溞對原始PE和二次風化PE的急性敏感性隨溫度的升高而急劇升高，網紋溞則在整個溫度梯度下保持相對穩定。此外，納米級微塑料被大型溞攝食后也會影響其正常的生理活動[57, 61]。如大型溞攝食微塑料后會產生一種生態蛋白質電暈，從而對納米級PS的吸收量增加，導致腸道內的清除效率降低[62]。Martins等[63]的大型溞傳代實驗更是證明長期接觸微塑料帶來的毒性影響需要幾代才能恢復，而且連續幾代的接觸則可能導致種群滅絕。腔腸動物水螅同樣具備攝取微塑料的能力，且易在胃腔中積聚而造成水螅攝食率下降[64]。

3.2 底棲動物

微塑料對于底棲動物的相關毒理研究也有報道。不同粒徑大小的PS混合溶液對貽貝產生了神經毒性，致使貽貝體內多巴胺濃度顯著增加，表明神經遞質在消除微塑料的累積過程中極有可能被激活[65]。暴露于微塑料的中華絨螯蟹肝臟中也引發了一系列的氧化應激反應和物理損傷，體重增加率、特定生長率和肝指數都有所下降[66]。同時，PE對搖蚊幼蟲的生長、生存和出現帶來了不利影響，且與塑料粒徑密切相關，特別是10～27 μm的微粒[67]。在PS混合沉積物的生長環境下，微塑料對鉤蝦、端足蟲、櫛水虱、球蜆和水絲蚓的存活沒有明顯影響，但對鉤蝦的生長產生了顯著抑制，且體內累積情況與微塑料濃度成正比[68]。Weber等[69]也發現鉤蝦攝取PET的量和暴露劑量及鉤蝦年齡相關，幼年鉤蝦體內累積的PET明顯多于成年個體。秀麗隱桿線蟲接觸微塑料后除腸道損傷外，其腸內鈣含量水平也明顯降低[70]。顯然，底棲動物會攝食環境中的微塑料并累積在其消化系統中，從而產生物理損傷和氧化應激等危害，進而影響其正常的生理活動。

3.3 魚類

魚類作為最典型的水生生物，微塑料對其生物效應研究也開展得最早。Kashiwada等[71]發現PS可以吸附在青鳉魚受精卵的絨毛膜上，而成年青鳉魚在微塑料暴露下也在多個組織器官累積了PS，血液和大腦中的賦存表明納米顆粒能夠穿透血腦屏障進入腦組織。Ding等[72]發現羅非魚對PS的富集情況為腸>鰓>肝≈腦，且腦中乙酰膽堿酯酶(AChE)活性受到抑制，表明微塑料存在神經毒性；而肝內超氧化物歧化酶(SOD)的活性降低則表明魚體的抗氧化系統在微塑料作用下失效，有可能產生嚴重的氧化損傷。在PS溶液中發育的斑馬魚幼魚腸道、膽囊、肝臟、胰腺和大腦都存在PS賦存，并呈現較低的心率和游泳活動[73]；而接觸PS的成年斑馬魚肝臟更是發生了代謝組學改變，脂質和能量代謝活動受到擾亂[55]。低密度PE碎片短期內對斑馬魚幼體的氧化應激反應影響較小[74]，但食物與PE微粒共存時會導致其捕食時間有所增加；同時斑馬魚能夠識別出食物中的PE，并通過吞吐行為排出微塑料[75]。除了PE和PS以外，Lei等[70]還發現PA、PP和聚氯乙烯(PVC)的存在沒有對斑馬魚產生致死效應，但使其腸道產生明顯的絨毛破裂和腸細胞分裂。同樣的現象也發生在接觸乙烯醋酸乙烯酯(EVA)纖維、PS碎片和PA球團的金魚腸道中；纖維狀EVA的攝入可以導致肝臟和腸道炎癥的發生，且末端腸比近端腸更嚴重；而碎片狀PS和球團PA沒有被攝入而是被咀嚼和排出，其上下顎有明顯磨損[76]。因此，微塑料對魚類最直接的影響可能是使其捕食行為紊亂和消化系統(如腸道)損傷，其次還有可能影響其氧化應激、脂質代謝以及神經等功能。

可見，塑料微粒能對不同營養級的水生生物產生影響，示意圖見圖1。而不同的暴露方式(如暴露時間、顆粒濃度)，微塑料特性(如類型、大小、形狀)以及物種形態、生理特征和行為特征等都有可能導致不同的影響結果[77-78]。此外，除微塑料本身外，一些水體共存的污染物也可能因為微塑料比表面積大、疏水性強的特征而吸附在其表面，形成復合污染[79]。重金屬[80]、藥物及個人護膚品[54, 81]、持久性有機污染物[82-83]等污染物都已經證實可以吸附于微塑料表面而共存，但由此引發的生物效應研究仍處于起步階段。因此，有必要加強微塑料與污染物共存下的生物效應研究。

圖1 淡水環境中微塑料的水生生物效應示意圖

4 結 語

我國淡水環境中微塑料的污染研究已經開展起來，但研究內容和成果都比較局限，今后還需要重點關注以下幾個方面：

a. 國內外對環境介質中的微塑料提純和分析方法仍沒有達成共識，應盡快建立基于不同環境介質的提純標準以及高效便捷的組分方法和定量規范，尤其是環境中較難分析且生物危害性較大的納米級塑料顆粒，為深入研究微塑料污染提供技術支持。

b. 微塑料對淡水生物的毒理效應研究目前仍處于起步階段，應更加注重其作用機制研究，結合組學手段展開深層次的遺傳毒性研究。

c. 微塑料自身的化學添加劑如增塑劑、穩定劑、著色劑等是否會對水生生物產生影響尚未有定論，其與其他污染物的復合污染是否會在食物鏈(網)上產生遷移轉化也尚不清楚。因此，微塑料與共存污染物的相互作用將是今后需要研究的重點問題之一，其對水體生態風險評估有重要意義。