环境微塑料呼吸道暴露及其健康效应研究进展

朱令楠,李艳博,郭彩霞 (首都医科大学公共卫生学院,北京 100069)

微塑料作为一种快速增长的新型污染物,其毒理学和健康影响已成为环境与健康的国际前沿之一.微塑料(MPs)最常见的定义是尺寸在5mm 以下的塑料颗粒[1],分为初级微塑料和次级微塑料[2]:前者是指人类活动直接排放到环境的微塑料,主要来自塑料工业、日常用品中添加的塑料微粒(如手面部清洁剂、牙膏和化妆品等);后者是指由较大的塑料产品(如绳索、衣服、包装等)降解产生的塑料碎片.塑料具有环境持久性,然而,一旦被释放到环境中,它们就会暴露在化学风化、光氧化、生物分解和机械力等的作用下,它们的结构完整性被破坏并导致碎裂,最终形成微米到纳米尺寸范围的碎片[3].

目前大多数微塑料相关研究集中在海洋环境、土壤及淡水等生态圈,关于空气微塑料的研究相对较少[4].研究报道,通过呼吸道吸入微塑料的量是消化道摄入微塑料的3～15 倍[5].近来,借助傅里叶变换红外线光谱(FTIR)的检测方法,大气中微塑料的存在被广泛报道.自COVID-19 疫情爆发以来,全球产生的塑料垃圾量估计为160 万t/d,每天有40 亿个一次性口罩被丢弃[6].这不仅造成了严重的环境负担,而且佩戴时当空气中的微纤维和口罩过滤器的碎片被吸入时,会导致体内微塑料过载[7].目前缺乏有关大气中微塑料的污染及其毒性效应方面的系统综述.本文主要对目前大气中微塑料的潜在来源、污染特征、环境转归、微塑料的呼吸道暴露及其引发的毒性效应进行综述,旨在为后续微塑料研究提供参考.

1 大气中微塑料的污染及转归

1.1 微塑料来源

如图1所示,大气中微塑料主要来自于城市灰尘再悬浮、合成橡胶轮胎的磨损以及合成纺织品[8-9],还可能来源于建筑生产过程(如建筑材料､工业排放)、垃圾末端处理过程(如垃圾废物焚烧、塑料回收)等[10].此外,海风和海浪喷雾是沿海地区MPs 的重要来源.有研究估计,每年约有13.6 万t 的MPs 以海浪喷雾的形式从海洋排到大气[11].

图1 大气微塑料的来源Fig.1 Source of atmospheric microplastics

1.2 微塑料丰度

大气中微塑料的丰度存在地区差异.如表1 所示,在德国汉堡市,大气沉降来源的微塑料平均丰度约275 个/(m2· d)[9].在中国,东莞市大气沉积样本中非纤维和纤维状的微塑料约175～313 个/(m2· d)[12],烟台市大气中 MPs 的沉积通量高达 602 个/(m2· d)[13].比利牛斯山脉的偏远地区MPs 颗粒的平均沉积量为365 个/(m2· d)[14].Dris 等[15]发现,室内MPs 浓度在1～60 个/m3,而室外为0.3～1.5 个/m3.中国上海市室外大气中微塑料的丰度高达4.18 个/m3[16].而中国39 个主要城市的室内灰尘样本中,微塑料(检测到PET)丰度为1550～120000mg/kg,中位丰度为26800mg/kg[17].研究认为,室内外大气中MPs的丰度差异与室内家具和活动不断产生MPs 有关,在通风不良的情况下,室内空气中MPs 浓度会较高.室内微塑料可能是大气微塑料的重要来源,而室外空气的稀释和再悬浮可能是周围环境中MPs 丰度下降的原因[15].

表1 不同国家或地区大气中微塑料的丰度、成分、形状和尺寸Table 1 The abundance, composition, shape and size of atmospheric microplastics in different countries or regions

1.3 微塑料成分

按塑料类型划分,全球塑料产量最大的是聚丙烯(PP,19.3%),其次为低密度聚乙烯(PE-LD,14.4%)、聚氯乙烯(PVC,12.9%)、高密度聚乙烯(PE-HD, 12.5%)、聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET,6.2%)、聚氨酯(PUR,5.5%)和聚苯乙烯(PS,5.3%)[18](图2).聚合物成分是定义微塑料污染的基本标准之一[19].在巴黎的室内样品中发现,微塑料主要是PP[15].中国城市室内外灰尘中的微塑料主要被确定为PET 和聚碳酸酯(PC)[17].在德国汉堡市,聚乙烯(PE)和乙烯-乙酸乙烯酯(EVAC)在大气沉积样品中占据主导地位,分别占48.8%和22%[9].在东莞市,主要鉴定出了PE、PP、PS 3 种不同聚合物的微塑料[12].英国伦敦大气干湿沉降样品中,聚丙烯腈(PAN)为主要的聚合物类型,比例高达67%[20].对于日本滋贺县草津、越南岘港、尼泊尔加德满都3 个城市的道路灰尘中,合成材料(容器/包装)来源的微塑料占所有聚合物类型的55%,其次是橡胶(16%)[21].在英国诺丁汉,大气干湿沉积以及城市粉尘中微塑料主要为聚酰胺(PA)､PET 和丙烯酸[22].目前,对于大气微塑料中聚合物类型的变化或组成成分并没有明确的相关性解释.可能由于所取样本类型不同或本身环境上的差异,不同国家或地区的微塑料成分差异较大,需要进一步研究来确定在大气微塑料污染中是否存在主要的聚合物群体.

图2 按类型划分:2021 年全球塑料产量分布[18]Fig.2 Distribution of global plastic production by type in 2021

1.4 微塑料形状

在大气微塑料中可以检测到各种形状,包括纤维､泡沫､碎片､薄膜､颗粒､微球等[4].这些形状取决于初级微塑料的原始形式､塑料表面的降解和侵蚀过程,以及在环境中的停留时间[23].纤维是空气样本中最常见的微塑料类型[3,24].在上海、东莞、烟台、伦敦,纤维是大气微塑料的主要形状(>60%;表1).其中,烟台的纤维状微塑料占比高达95%.然而在德国汉堡,检测到大气微塑料的主要形状是碎片,占总粒子数的90%以上,只有不到10%是纤维[9].在伊朗,颗粒和纤维状微塑料是街道和城市扬尘中最丰富的形状[25-26].研究显示,室内外空气中的纤维状微塑料通常来自于合成纤维制作的衣物[8,27].

1.5 微塑料尺寸

微塑料包含广泛的尺寸范围,通常认为在1μm～ 5mm 之间.基于可被持续分解的特征,微塑料进一步分为大型微塑料(1～5mm)、小型微塑料(0.3～1mm)和纳米塑料(NPs;<0.3mm)[28].但也有研究者认为纳米塑料的上限是1μm[29].据报道,大气微塑料的尺寸范围基本都在5mm以内,但主要集中在微米级(表1).例如,在法国巴黎,约80%的大气纤维状微塑料尺寸在50～450μm[15].德国汉堡的大气微塑料碎片大多数粒径在63μm 以下(73%)[9].中国上海和烟台大气中至少50%的微塑料尺寸小于500μm[13,16],而北京地区80%的大气纤维尺寸在20μm以下[30].以上结果表明,不同城市大气中微塑料在成分、形状、大小、粒径等方面表现各异,可能与其来源、大气沉积等有关,同时更增加了健康风险评估难度和人群健康结局的复杂性.

1.6 微塑料环境转归

微塑料由于微小、轻薄的特性,可在大气、水环境以及土壤三相中迁移转化[31].工业和日常生活中的塑料制品经风化、紫外线照射等因素分裂成微塑料进入大气,随后可经风力、大气的干湿沉降、人类活动等因素迁移至水体和土壤[31],还可被输送到食物链和食物网,最终危害人类健康[32].多项研究指出,MPs 和粒径更小的NPs 可载负有毒有害化学物质,如自然生态环境中的抗生素、营养素、重金属(即镉、铅、锌、铜、铬等)､多氯联苯(PCB)、多环芳烃(PAH)、持久性有机污染物(POPs)等[33-35],形成复合污染物,最终在生态环境中迁移.影响微塑料在大气中行为和传输的因素有:垂直污染浓度梯度(近地面浓度更高);风速(风速增加降低浓度);风向(与障碍物平行或垂直);温度(较低的温度会增加成核和冷凝,降低大气MPs 浓度)[36].

大气微塑料通过广泛传输还可能对全球气候变化以及生物地球化学循环产生影响.大气微塑料作为一种较为稳定的含碳化合物,沉降到树叶可影响植物光合作用,对森林冠层生态系统的碳循环产生影响[10],或是自身作为碳源被部分微生物利用,影响大气环境中CO2含量[37].另外,在充足紫外线的照射下,大气微塑料可迅速破碎并扩大其表面积,这将大大增强微塑料表面吸附较高浓度气态污染化学物质的能力,还可导致气态有机物的浸出或解吸[38].从长远来看,这将影响全球气候,扭曲全球碳的生物地球化学循环.

2 人体微塑料的呼吸道暴露

有研究指出,1 名不进行剧烈运动的成年男性每天大约吸入微塑料272 个[39].另一项美国的调查研究显示,人体每天经呼吸道吸入约97～170 个MPs 颗粒,每年共计约35000～61000MPs,且男性高于女性,成人高于儿童[40].近年来,研究者们陆续在人体血液[41]、肺脏[42]、结肠[43]、胎盘[44]、粪便[45]、乳汁[46]中检测到微塑料.就呼吸系统而言,已有国内外研究证实微塑料存在于人体上呼吸道、下呼吸道和肺脏组织,但在微塑料的成分、形状、尺度等方面存在差异(表2).通过对20 名不吸烟成年人的尸检发现,肺组织中可检出微塑料,以 PP(35.1%)最为常见,其次是PE(24.3%),在空白对照中仅检测到一种聚合物(PP);而且,颗粒状微塑料占据了主导地位,而纤维数量较少[42].另一项研究显示,人活体肺组织样本中微塑料以PP(23%)和PET(18%)含量最高,且形状主要为纤维和碎片[47].国内研究发现,室内和室外工作人员的上呼吸道均存在微塑料污染,但微塑料成分有所不同.该研究比较了室外(快递员)和室内代表人群(办公室人员)上呼吸道样本中微塑料的暴露情况,在鼻腔灌洗液和痰液中均发现微塑料,形状均以纤维为主[48].化学成像结果显示,PC 和PVC 是快递员痰液中的主要微塑料成分,而PA 和PE 在鼻腔灌洗液中占主导地位;办公室工作人员的痰液和鼻腔灌洗液则均以PVC 和PA 为主[48].Huang 等[49]在22 名患有不同呼吸系统疾病的患者痰液中也发现了微塑料颗粒,但以PUR 为主,其次是聚丁二酸乙二醇酯(PES)、氯化聚乙烯和烷基清漆,占微塑料总量的78.36%,且所检测到的大多数微塑料尺寸小于500μm.此外,欧洲地区44 位成年人的支气管肺泡灌洗液检测则证实微塑料可存在于人类下呼吸道,且绝大部分微塑料以纤维的形式存在(97.06%),成分主要为人造丝/粘胶(40.48%),浓度为每100mL (9.18± 2.45)个,平均粒径在1.73mm[50].结合大气和人体呼吸系统中微塑料的检出证据,充分揭示亟需进行微塑料的呼吸道暴露风险和健康效应评估.

表2 人体呼吸系统中微塑料的检出Table 2 Presence of microplastics in human respiratory system

3 大气微塑料的有害健康效应

微/纳塑料会诱发支气管炎、哮喘、纤维化和肺气肿等问题[51],其健康效应不可忽视.

3.1 人群研究

目前有关微/纳塑料吸入导致疾病的相关人群资料证据很有限.Song 等[52]在2009 年报告了七名某印刷厂年轻女工在通风不足、几乎无防护的情况下,接触聚丙烯酸酯5～13 个月后,因呼吸急促和胸腔积液入院,造成两人死亡.但是,现有研究并没有提供足够的信息来评估微塑料吸入暴露的剂量反应,其对人体的潜在健康风险尚需深入研究.不过,已有一些观察性研究报告了吸入塑料纤维和颗粒的工人某些疾病的发病风险增加,如气道和间质性肺疾病,包括哮喘、肺气肿、支气管炎、肉芽肿、肺炎、间质纤维化,严重者甚至发生癌症,这些可能是由于塑料颗粒的刺激性和持久性造成的[36].Burkhart 等[53]对尼龙绒工人进行问卷调查、胸片以及肺量计检测等发现,频繁的呼吸道或全身症状与每周工作天数以及接触微塑料时长显著相关.Eschenbacher 等[54]对被诊断患有与工作相关的间质性肺病的20 例尼龙绒工人调查发现,有13 例患者肺扩散能力降低(<75%预测值),10 例患者的总肺活量降低(<80%预测值).一项西班牙的个案研究调查显示,一名54 岁女性鸡饲养员在职业接触聚乙烯植绒7 年后,其开放式肺活检显示为滤泡性细支气管炎,且肺功能下降、肺容积减少[55].进一步的病例对照研究显示,与对照组相比,鸡群饲养员在接触聚丙烯植绒后,其呼吸系统症状如呼吸困难、咳嗽、多痰、喘息或胸闷增加3.6 倍[56].另外,Pimentel 等[57]发现7 名化纤纺织品工人在接触合成纤维后会出现各种支气管肺疾病,且肺活检显示有炎症和损伤.根据美国毒物和疾病登记署(ATSDR)的报告,聚氯乙烯(PVC)是常见的微塑料类型之一,通过吸入途径暴露于人体可能会致癌,引发人类的遗传毒性、细胞毒性、代谢破坏、DNA 损伤、炎症和免疫反应等[58].一项开展于意大利的巢式病例对照就证实,接触PVC 粉尘会增加患肺癌的风险[59].新近有研究提出,微塑料及其常见添加剂(如:邻苯二甲酸盐、染料、增塑剂等)可能会带来致癌、生殖毒性和致突变等健康问题[60],但微塑料暴露引发肿瘤或其相关致癌风险的证据尚不充足.这些研究提示应高度关注当前空气中微塑料的污染及其健康危害.

3.2 体内动物实验证据

动物研究证实(表3),吸入微塑料可破坏呼吸功能,激活肺部炎症反应,加重氧化应激,甚至诱导肺纤维化的发生.例如,Fan 等[61]证实SD 大鼠经气管滴注聚苯乙烯微塑料后,可在肺组织检测到沉积的微塑料颗粒,出现呼吸道上皮屏障受损、肺泡破坏和炎症;同样,C57BL/6 小鼠经气管滴注给予PS NPs 后,观察到肺组织结构紊乱、肺泡壁增厚以及炎症细胞增多,可能与激活 NLRP3/capase-1/IL-1β 信号通路有关[62].还有研究证实,聚苯乙烯微塑料的高比表面积是促炎活性增强的可能原因[63].Brown 等[64]研究也表明,气管内滴注聚苯乙烯等低毒性材料组成的超细颗粒后,SD 大鼠肺部组织内中性粒细胞数量显著增加,且支气管肺泡灌洗液中的蛋白质和乳酸脱氢酶含量增加,提示肺损伤和炎症的发生.在一项持续吸入聚苯乙烯微塑料14d 的SD 大鼠实验研究中,也检测到大鼠肺组织中转化生长因子β(TGF-β)、纤维化相关因子和肿瘤坏死因子α(TNF-α)的表达呈暴露浓度依赖性增加[65].Li 等[66]发现,吸入轮胎磨损微塑料颗粒会诱发C57BL/6 小鼠的限制性通气功能障碍、肺部炎症以及肺纤维化,其可能的机制是:轮胎磨损微塑料经miR-1a-3p 靶向twinfilin-1 抑制F肌动蛋白的形成,导致肺纤维化[66].此外,微塑料暴露可促进哮喘小鼠肺粘液的分泌并加剧气道炎症,可能与参与调控细胞应激、免疫反应和细胞死亡的基因转录改变有关[67].Huang 等[68]报道鼻内给药聚苯乙烯微塑料可诱发大鼠鼻粘膜变薄,损害其上呼吸道,与颗粒抑制细胞增殖、诱导细胞凋亡有关.新近研究发现,空气中聚苯乙烯微塑料还可引起小鼠鼻腔和肺部的微生物失调[69].此外,Woo 等[70]证实聚丙烯颗粒呼吸道暴露可导致雄性ICR小鼠出现肺损伤,并伴有肺内活性氧(ROS)升高以及p38MAPK、NF-κB 磷酸化激活.值得注意的是,雌性SD 大鼠通过单次雾化吸入9.53mg/m3的聚酰胺微塑料后,虽无明显的肺部组织病理改变和炎症,但观察到血压升高、子宫血管扩张受损以及血浆IL-6 升高、17β-雌二醇水平下降,反映微塑料具有心血管损害效应和内分泌干扰活性[71].妊娠期的呼吸道暴露纳塑料还可造成子代肠道损伤,且具有性别特异性[72].提示除呼吸系统损伤外,应密切关注吸入微塑料造成的肺外毒性效应,应深入研究微塑料在人体的分布、代谢、转归和潜在影响,明确其毒理学机制.

表3 微塑料呼吸道暴露的体内毒性评价Table 3 In vivo toxicity evaluation of microplastics via respiratory inhalation

3.3 体外细胞实验证据

体外研究表明(表4),微塑料可被呼吸系统相关细胞摄取,引发细胞毒性,表现为:细胞活力抑制、细胞死亡和肺上皮屏障功能受损,与颗粒诱导细胞内氧化应激、内质网应激、自噬、炎症等有关[73-77].Lim等[78]发现,纳米聚苯乙烯颗粒作用于人肺/支气管上皮细胞BEAS-2B,可造成内质网应激调控分子转录激活因子 6(ATF6)、DNA 损伤诱导转录因子3(DDIT3)和内质网核心信号1(ERN1)的表达呈剂量依赖性增加,以及氨基酸和三羧酸循环中间代谢物的增加,降低了细胞对 MPs 毒性作用的抵抗力等.Woo等[70]证实,当聚丙烯颗粒(PP)作用于A549细胞时,会导致线粒体功能障碍,包括线粒体去极化和ATP 水平降低,同时诱导细胞内 ROS 蓄积、炎症因子表达增加甚至发生细胞死亡.细胞自噬被证实是微/纳塑料诱导呼吸道细胞损伤的重要方式[79],表现为:聚苯乙烯颗粒(尺寸为50nm 和500nm)作用下,人类原代鼻腔上皮细胞(HNEpCs)内自噬标志分子LC3-II 升高,并伴有p62 积累､ROS 增加、线粒体膜电位减少.还有研究利用基因微阵列分析发现,在较高剂量(30μg/cm2vs 7.5μg/cm2)PS 颗粒染毒下,肺上皮细胞基因改变更明显,引发的细胞活力抑制、肺上皮屏障破坏作用更显著[76].

表4 微塑料对呼吸系统的体外毒性评价Table 4 In vitro toxicity evaluation of microplastics on the respiratory system

除染毒剂量外,微塑料对肺细胞的不良影响受到颗粒大小、表面电荷等颗粒理化因素的影响[73,80-81].Xu 等[73]比较了25nm 和70nm 的聚苯乙烯颗粒(PS)对A549 人肺上皮细胞的毒性效应,发现PS NPs-25比PS NPs-70 更快速、有效地内化到A549 的细胞质中,显著影响细胞活力,上调促炎因子表达,导致炎症反应和TNF-α 相关细胞凋亡途径的启动.而且,微塑料可通过NADPH 氧化酶4(NOX4)诱导人肺上皮细胞(A549)发生上皮-间充质转化(EMT)[82].特别是,较小尺寸、带正表面电荷的PS-NPs 将表现出更有效的效应[82].Paget 等[83]证实相较于未修饰的和羧化的聚苯乙烯颗粒,带正电荷的胺化聚苯乙烯颗粒可导致更强的细胞毒性和遗传毒性.类似的是,Tian 等[84]发现带正电荷的60nm PS 颗粒对BEAS-2B 细胞有较高毒性,可损伤线粒体,造成细胞坏死.

4 总结与展望

4.1 未来对于尺度更小的纳塑料应予以重视.纳塑料尺度较小,更高的比表面积促使其吸附更多污染物,可能潜在危害更大.加之在化学风化、光氧化、生物分解及机械力的作用下,纳米尺寸的塑料可能会更普遍存在于人们生活中,是下一步值得关注的问题.

4.2 微塑料由于体积小、质量轻等特点,会随风力、沉降、人类活动等在大气、土壤、水生环境中迁移,其过程充满复杂性和不确定性.应进一步探究微塑料在生态环境中的迁移途径和机理、微塑料污染的生态环境效应以及微塑料在吸附携带有毒有害物质并形成复合污染物所产生的复合毒性研究,从而更深层次去评估微塑料对于人体乃至整个生态环境的毒性机制危害.

4.3 当前微塑料的毒理学评价资料还很有限,毒作用机制尚不清楚.亟待一些临床和流行病学研究来帮助探究微塑料暴露的毒性效应及作用机制,这些研究将对制定人类暴露于微塑料的风险评估指南具有重要意义.值得关注的是,研究中使用的微塑料暴露剂量与人体的实际暴露量存在明显差异,且环境中的微塑料与实验研究所用微塑料颗粒在类型、大小、浓度和表面基团等方面往往是不同的.此外,微塑料和生物介质之间的相互作用也将给毒理学研究带来复杂性.