我国淡水中微塑料的污染现状及生物效应研究

2019-12-03包旭辉闫振华陆光华

水资源保护 2019年6期

包旭辉，闫振华，陆光华

(1.河海大学环境学院，江苏南京 210098； 2.河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏南京 210098)

塑料制品由于重量轻、成本低、耐用易塑形、隔热绝缘等特性被广泛应用于日常生活，但随着塑料产量的增长，塑料废物的监管不善和随意填埋、丢弃引发的环境问题也愈发严重[1-2]。其中，粒径小于5 mm的塑料微粒被称为微塑料，这类塑料通常由个人护理产品、喷砂介质、树脂颗粒、合成纤维或大型塑料制品破裂中产生[3-4]，且广泛分布在世界范围内的海洋、河流、湖泊、水库等水环境介质中。微塑料能通过摄食等多种路径对浮游生物、底栖生物和鱼类等水生生物的生长和繁殖产生不利影响[5]，被称为水体环境的PM2.5，已经成为一种新兴污染物并受到学者和公众的关注。《Nature》和《Science》等杂志多次发文关注海洋微塑料的研究进展，呼吁人们重视水体环境中的微塑料污染及其危害[6-8]。海洋作为微塑料污染的集中地，其中约80%来自内陆，河流汇集成为微塑料进入海洋的主要途径之一[9]。淡水环境中的微塑料污染自2013年被首次报道后，相关研究已经开展起来[10]。我国作为最大的塑料生产和使用国，内陆淡水环境中的微塑料污染研究刻不容缓。本文针对我国淡水环境中微塑料赋存情况、环境介质中微塑料的分析方法以及生物效应进行探讨，以期推进我国淡水环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样、前处理、定性分析和定量分析等步骤。其中水样采集一般采用拖网和现场大水量分离法，沉积物多用箱形抓斗或直接铲取，生物样则主要通过解剖分离肝、鳃、肠等组织部位获得。前处理方法主要包括分离和消解，其中分离一般采用密度分离法，消解一般采用生化消解法去除样品中的有机质。热解-气相色谱耦合质谱法、傅里叶变换红外光谱法(FT-IR)和拉曼光谱法(RS)则是目前常用的微塑料定性分析技术[11]。

1.1 微塑料的前处理方法

微塑料的密度是影响其在水体中分布和生物利用率的主要因素。饱和NaCl溶液(1.20 g/cm3)通常是分离环境样本中微塑料的首选解决方案。为了得到密度大于1.20 g/cm3的塑料颗粒，部分学者采用密度较高的ZnCl2、NaI等溶液，但存在环境污染和经济成本问题。Li等[12]基于密度梯度开发了一种简单快速测量微塑料的方法，利用乙醇-水-碘化钠体系(0.8～1.8 g/cm3)观察微塑料在密度梯度溶液中的浮沉情况，不仅可以测定微塑料的密度，还可以简单判别微塑料的类型。

为了消除生物有机质和无机粉尘对观察微塑料的干扰，需要对初步得到的微塑料样品消化提纯。一般采用化学消解法提取环境中的微塑料，其关键在于消解试剂是否对各种微塑料聚合物类型造成破坏(表1、表2)。对于生物组织，Enders等[13]验证了国际海洋考察理事会提出的硝酸和高氯酸的消解方案，发现混合酸试剂对鱼体内几种常见的微塑料都造成了极强的破坏，特别是对聚酰胺(PA)和聚氨酯(PU)，但30%稀释的1∶1的KOH∶NaClO碱性消解液却可以在保护微小塑料颗粒的同时去除有机组织。此外，NaOH碱性消解体系对苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚碳酸酯(PC)、高密度聚乙烯(HDPE)等塑料材质的影响也很轻微[14]。10% KOH在60 ℃下消解24 h被认为是提取生物样品中微塑料的最佳方案，其一方面能有效消解生物组织，另一方面对除醋酸纤维素外的其他聚合物没有明显影响[15]；这一结论也得到丁金凤等[16]的支持，他们发现KOH消解体系处理时间短，消解彻底且回收率高。而对于污泥和沉积物等复杂环境基质，Fenton试剂法(FeSO4·7H2O+H2O2)被认为是最优的消解方案，不会对塑料微粒产生降解，且对不同形态的微粒都具有极高的提取效率[17，19]。因此，对于环境复杂基质，Fenton消解体系代表了一种高效率、低成本、破坏性小的解决方法。

表1 水生生物体内提取微塑料的化学消解法

表2 水和沉积物环境中提取微塑料的化学消解法

除消解试剂外，高温也会破坏高聚物结构，因此温度对消解过程也有明显影响。Munno等[18]认为，室温下或者低于60 ℃的碱性消解可能更加适合生物组织的消化，而温度超过70 ℃的Fenton试剂法可能会造成微塑料颗粒缺失。Li等[20]也发现60 ℃的KOH(10%)消化方法会对荧光PS微球的荧光强度、形态和组成都没有显著影响。因此，在微塑料颗粒的提取过程中，任何在消化过程中加热或产生温度超过60 ℃的消解法都应谨慎使用。

1.2 微塑料的定性定量分析

提纯后的微塑料需要进一步化学组分的鉴定和定量分析，定性分析一般采用光谱分析和热分析方法。基于热解-气相色谱/质谱法(Pyr-GC/MS)，Hendrickson等[21]对苏必利尔湖水体中的微塑料定性分析后发现，聚氯乙烯(PVC)是主要的聚合物类型，但基于FT-IR确定的则是聚乙烯(PE)，分析鉴定结果的不一致表明微塑料在环境中可能包含共聚物，使得聚合物的测定区分更加困难。此外，FT-IR和Pyr-GC/MS技术受限于粒子粒径，使得小于20 μm的塑料颗粒难以被检测，而且FT-IR对于非透明粒子很难做出分析[1,22]。考虑到粒径干扰，Mintening等[23-24]借助一种基于焦平面阵列的FT-IR的透射红外成像技术识别出污水处理厂中20 μm大小的微塑料聚合物类型。

对于小尺寸的微塑料(纳米级、低微米级)，显微拉曼光谱(RS)不失为一种合适的分析鉴定方法[22]。Imhof等[25]使用显微RS观察到湖泊中存在的130 μm左右的塑料颗粒以及50 μm的染料颗粒，强调粒径更小的染料颗粒可能是淡水生态系统中被忽视的污染物。市场上塑料瓶装、饮料盒装和玻璃瓶装的水中微塑料含量也通过显微RS进行了探究，结果发现塑料瓶装水中大部分颗粒是聚酯(PET，84%)和聚丙烯(PP，7%)，这与瓶子由PET制成，瓶盖由PP制成有关[26]。受激拉曼散射(SRS)也被Zada等[27]成功运用到莱茵河沉积物中微塑料的快速识别，与传统RS相比，SRS没有费时的缺陷且映射速度更快。此外，扫描电镜-能量色散谱仪(SEM-EDS)和环境扫描电镜-能量色散谱仪(ESEM-EDS)，也可以用于表征纳米级微塑料的表面形态以及元素组成(主要是C、O元素)，增加微塑料定性分析的可信度[28]。而多种分析技术的结合使用则可以为微塑料定性分析提供更合理、准确的支持。

野外水体、沉积物和生物体中的微塑料通常采用目检法定量分析，但测量单位尚未有统一标准。一般情况下，水体中微塑料丰度单位是“个/L”或者“个/m3”，也有因利用拖网收集进而采用“个/km2”为单位；沉积物中微塑料丰度的单位为“个/kg”；生物体内赋存情况根据质量定为“个/g”，也有根据个体用“个/个”为单位的。但是，Simon等[24]指出用微塑料的质量取代粒子数，用质量浓度进行定量更可靠，可以较少受到分析方法和颗粒大小差异的影响。实验室则多用荧光法标记微塑料进行定量研究，探究生物体内微塑料的累积情况[29-30]。

2 我国淡水环境中微塑料的污染现状

2.1 淡水环境中微塑料的赋存情况

我国淡水环境中微塑料污染情况研究主要集中在长江、珠江及东南沿海诸河流域，环境介质包括水体和沉积物等。在长江中上游流域，Di等[31]发现三峡水库中表层水的微塑料丰度达到了12 611个/m3，沉积物中也高达300个/kg，微塑料污染程度在城市地区的地表水以及农村地区的沉积物中显得最为严重。此外，Zhang等[32]认为微塑料在三峡大坝长江干流中的丰度要高于附近4个支流的丰度，支流的回水区域显示出最高的微塑料丰度[33]。三峡大坝对水体的微塑料污染显示出明显的蓄积作用，越靠近三峡坝体，微塑料丰度越高，水库可能成为微塑料污染的热点之一。在长江中游的两个重要湖泊(洞庭湖和洪湖)中也发现了微塑料的广泛存在，其在洞庭湖和洪湖水体中的丰度分别为900～2 800个/m3和1 250～4 650个/m3，但远低于三峡库区[34]。作为长江中游的特大城市，武汉的地表水中也存在广泛的微塑料污染，丰度范围为1 660～8 925个/m3，并与城市中心的距离成负相关性，人为活动因素对微塑料分布有着决定性作用[35]。另外，我国最大的淡水湖——长江中游的鄱阳湖也存在不同程度的微塑料污染，简敏菲等[36]发现饶河-鄱阳湖入湖段的底泥中的微塑料丰度为938个/kg。在长江下游流域的太湖水体中，微塑料丰度为3.4×103～25.8×103个/m3，沉积物中的微塑料丰度为11～234.6个/kg[37]。长江入海口作为河流与海洋交互的重要区域，也存在明显的微塑料污染，其中水体丰度为231个/m3[38]，沉积物丰度为121个/kg[39]，河口沉积物中的微塑料丰度相较于潮汐滩要高出1～2个数量级[40]。尽管相关的微塑料采样和测量方法仍未有相关标准，采样工具的网孔尺寸也会直接影响检测到的丰度，但总体上，我国长江流域的微塑料污染和世界其他地区相比处于中上水平(表3)。

与长江流域相比，我国珠江流域的微塑料污染较轻。Wang等[46]在珠江支流——北江沿岸带的沉积物中发现微塑料的丰度为178～544个/kg；在量化对比珠江河口香港东西部水域中的微塑料污染后发现，受河流排放强烈影响的西部地区的微塑料平均丰度更高，且雨季微塑料丰度明显高于旱季，珠江可能是该区域微塑料污染的来源[47]。此外，我国东南沿海诸河流域同样存在微塑料污染，温州的平原河网内沉积物的微塑料丰度高达32 947个/kg，远高于其他流域，被工业区包围的支流中沉积物的微塑料丰度普遍较高。微塑料在河流沉积物中的主导地位一定程度上解释了其在海洋中的缺失[48]。另外，我国西部的一些水域中也发现了微塑料污染，Xiong等[49]发现我国最大的内陆湖——青海湖水体中存在丰度范围0.05×105～7.58×105个/km2的微塑料污染，且湖心丰度高于湖岸；西藏北部色林错流域沉积物中也发现了丰度为8～563个/m2的微塑料污染[50]。这表明即使在人类活动影响较低的偏远地区水体也存在微塑料污染，河流的输入可能是青藏内陆湖泊微塑料污染的主要来源。

总之，我国淡水环境自西向东经青海、西藏、重庆、湖北、湖南、安徽、江苏、上海，延伸至广东、浙江、福建等地均有微塑料赋存，其中长江三峡库区和城市区域的微塑料污染尤为突出。已有的研究数据中，我国的微塑料粒径主要集中在μm级别，形态以纤维状为主，类型以聚乙烯(PE)和聚丙烯(PP)最高，其次是聚苯乙烯(PS)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)。PE和PP是食品包装袋、餐具餐盒的主要成分，这说明环境中微塑料污染与人类生活、工业生产密切相关。此外，微塑料的时空分布情况还有可能和动物行为、季节和水动力条件以及城区情况密切相关[45]。河流流量的改变也有可能导致沉积物中微塑料的丰度的改变而呈现时间差异性[51]。我国淡水微塑料污染研究仍主要集中在中东部地区，淮河、黄河、松花江等水系以及洪泽湖等渔业养殖场的相关研究比较匮乏，应尽快开展调查与防治工作。

2.2 淡水生物体内微塑料的赋存情况

除水体和沉积物外，微塑料也在水生生物体内有不同程度的检出。其中，青海湖采集的鱼样中微塑料丰度为2～15个/条鱼[48]，三峡库区香溪河流域也有25.7%的鱼样发现了PE和尼龙(PA)等微塑料[33]。除鱼类外，珠江河口的野生牡蛎体内也发现了丰度是1.5～2.7 个/g的微塑料，且与周围水域的微塑料分布情况呈正相关[52]。长江中下游的21个水域内，Su等[41]检测到蛤蜊体内存在0.4～5个/个蛤蜊的微塑料，其丰度、大小和颜色与沉积物中微塑料的赋存情况十分相似，因此建议将蛤蜊作为淡水沉积物中微塑料污染的指示生物。当前，我国淡水生物体中发现的微塑料主要存在消化系统中，但皮肤、肌肉、鳃和肝以及骨骼等生物组织中也可能有微塑料的赋存[53]，相关研究目前在我国尚处在空白阶段。此外，微塑料是否同药物一样易在水生生物体内产生富集，乃至通过食物链进行逐级传递等特性仍需要进一步探索[54-55]。

3 微塑料对淡水生物的生物效应

3.1 浮游生物

浮游生物对于水体环境污染十分敏感，在毒理试验中常被用来作为指示生物，以便评价污染物的生态风险。以浮游植物为例，暴露在PE微珠中的月牙藻浓度明显高于空白对照组，微塑料可以作为月牙藻生长的基质刺激其生长[56]。而暴露在PS溶液中的斜生栅藻则出现种群生长抑制的现象，藻内叶绿素浓度也同时降低，显示出光合作用抑制效果[57]。Mao等[58]发现 PS可以通过减弱光合作用显著抑制小球藻在停滞期到对数增长期早期阶段的生长；但从对数增长期到稳定期结束，小球藻则可以通过细胞壁增生、藻类同聚和藻类-微塑料的杂聚等作用来共同减少微塑料对其的不利影响，从而引发藻类光合作用的增加和生长，细胞结构也因此趋于正常。

表3 世界各地淡水水体中微塑料丰度比较

对于浮游动物，如溞类，其在粒径为1 μm的PE中无法活动[59]；但在70 μm的PE溶液中则没有出现生存和繁殖上的显著改变[56]。借助毒物动力学模型，Jaikumar等[60]发现大型溞和蚤状溞对原始PE和二次风化PE的急性敏感性随温度的升高而急剧升高，网纹溞则在整个温度梯度下保持相对稳定。此外，纳米级微塑料被大型溞摄食后也会影响其正常的生理活动[57, 61]。如大型溞摄食微塑料后会产生一种生态蛋白质电晕，从而对纳米级PS的吸收量增加，导致肠道内的清除效率降低[62]。Martins等[63]的大型溞传代实验更是证明长期接触微塑料带来的毒性影响需要几代才能恢复，而且连续几代的接触则可能导致种群灭绝。腔肠动物水螅同样具备摄取微塑料的能力，且易在胃腔中积聚而造成水螅摄食率下降[64]。

3.2 底栖动物

微塑料对于底栖动物的相关毒理研究也有报道。不同粒径大小的PS混合溶液对贻贝产生了神经毒性，致使贻贝体内多巴胺浓度显著增加，表明神经递质在消除微塑料的累积过程中极有可能被激活[65]。暴露于微塑料的中华绒螯蟹肝脏中也引发了一系列的氧化应激反应和物理损伤，体重增加率、特定生长率和肝指数都有所下降[66]。同时，PE对摇蚊幼虫的生长、生存和出现带来了不利影响，且与塑料粒径密切相关，特别是10～27 μm的微粒[67]。在PS混合沉积物的生长环境下，微塑料对钩虾、端足虫、栉水虱、球蚬和水丝蚓的存活没有明显影响，但对钩虾的生长产生了显著抑制，且体内累积情况与微塑料浓度成正比[68]。Weber等[69]也发现钩虾摄取PET的量和暴露剂量及钩虾年龄相关，幼年钩虾体内累积的PET明显多于成年个体。秀丽隐杆线虫接触微塑料后除肠道损伤外，其肠内钙含量水平也明显降低[70]。显然，底栖动物会摄食环境中的微塑料并累积在其消化系统中，从而产生物理损伤和氧化应激等危害，进而影响其正常的生理活动。

3.3 鱼类

鱼类作为最典型的水生生物，微塑料对其生物效应研究也开展得最早。Kashiwada等[71]发现PS可以吸附在青鳉鱼受精卵的绒毛膜上，而成年青鳉鱼在微塑料暴露下也在多个组织器官累积了PS，血液和大脑中的赋存表明纳米颗粒能够穿透血脑屏障进入脑组织。Ding等[72]发现罗非鱼对PS的富集情况为肠>鳃>肝≈脑，且脑中乙酰胆碱酯酶(AChE)活性受到抑制，表明微塑料存在神经毒性；而肝内超氧化物歧化酶(SOD)的活性降低则表明鱼体的抗氧化系统在微塑料作用下失效，有可能产生严重的氧化损伤。在PS溶液中发育的斑马鱼幼鱼肠道、胆囊、肝脏、胰腺和大脑都存在PS赋存，并呈现较低的心率和游泳活动[73]；而接触PS的成年斑马鱼肝脏更是发生了代谢组学改变，脂质和能量代谢活动受到扰乱[55]。低密度PE碎片短期内对斑马鱼幼体的氧化应激反应影响较小[74]，但食物与PE微粒共存时会导致其捕食时间有所增加；同时斑马鱼能够识别出食物中的PE，并通过吞吐行为排出微塑料[75]。除了PE和PS以外，Lei等[70]还发现PA、PP和聚氯乙烯(PVC)的存在没有对斑马鱼产生致死效应，但使其肠道产生明显的绒毛破裂和肠细胞分裂。同样的现象也发生在接触乙烯醋酸乙烯酯(EVA)纤维、PS碎片和PA球团的金鱼肠道中；纤维状EVA的摄入可以导致肝脏和肠道炎症的发生，且末端肠比近端肠更严重；而碎片状PS和球团PA没有被摄入而是被咀嚼和排出，其上下颚有明显磨损[76]。因此，微塑料对鱼类最直接的影响可能是使其捕食行为紊乱和消化系统(如肠道)损伤，其次还有可能影响其氧化应激、脂质代谢以及神经等功能。

可见，塑料微粒能对不同营养级的水生生物产生影响，示意图见图1。而不同的暴露方式(如暴露时间、颗粒浓度)，微塑料特性(如类型、大小、形状)以及物种形态、生理特征和行为特征等都有可能导致不同的影响结果[77-78]。此外，除微塑料本身外，一些水体共存的污染物也可能因为微塑料比表面积大、疏水性强的特征而吸附在其表面，形成复合污染[79]。重金属[80]、药物及个人护肤品[54, 81]、持久性有机污染物[82-83]等污染物都已经证实可以吸附于微塑料表面而共存，但由此引发的生物效应研究仍处于起步阶段。因此，有必要加强微塑料与污染物共存下的生物效应研究。