應(yīng)用物種敏感性分布評(píng)估微(納米)塑料對水生生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

陳錦燦，方超，鄭榕輝，張玉生，王克堅(jiān)，薄軍,*

1. 近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)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(jià)格、較好的生物惰性、高比強(qiáng)度以及堅(jiān)固和耐用等特點(diǎn)，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(gè)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(huì)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(gè)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(dòng)等特點(diǎn)，很容易被水生生物誤食。越來越多的室內(nèi)實(shí)驗(yàn)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(jí)的生物體內(nèi)[15,19,28-32]，對不同營養(yǎng)級(jí)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(gè)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(chǔ)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(jí)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(huì)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(xiǎn)評(píng)估顯得尤為迫切[44]。生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估是用于評(píng)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(xiǎn)管理和制定相關(guān)環(huán)境政策時(shí)的主要依據(jù)[47]。風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(gè)關(guān)鍵參數(shù)進(jìn)行綜合考量[48]。生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的最終目的是得出濃度閥值或風(fēng)險(xiǎn)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(xiǎn)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(xiǎn)的評(píng)估主要有2種，即基于微塑料中有害組分的評(píng)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(jí)進(jìn)行劃分，并以此來評(píng)估微(納米)塑料對水生生物的健康風(fēng)險(xiǎn)[50]。然而，由于微(納米)塑料具有化學(xué)組分復(fù)雜、危害等級(jí)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(diǎn)[52]，導(dǎo)致這種風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(xiǎn)評(píng)估的方法[46]，之后被多個(gè)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(píng)估其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[44-45,56]。由于SSD具有方法簡明、生態(tài)意義明確等優(yōu)點(diǎn)，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(xiǎn)評(píng)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(xiǎn)已成為當(dāng)前水環(huán)境污染的研究熱點(diǎn)之一。然而，目前國內(nèi)外利用SSD方法來評(píng)估微(納米)塑料對水生生物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的研究卻鮮有報(bào)道[16,51]。本研究基于已報(bào)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(xiǎn)進(jìn)行評(píng)估及預(yù)測，以期為開展微塑料潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(gè)步驟[57]：(1)微(納米)塑料毒理學(xué)數(shù)據(jù)的獲??；(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(jì)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(jì)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(jì)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(jì)算HC5[53]，即在此生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)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(dòng)轉(zhuǎn)化為BurrⅢ型的變化模型-Reweibull分布)，因?yàn)檫@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(diǎn)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(gè)等關(guān)鍵參數(shù)，利用Rurrlioz軟件計(jì)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(gè)不同參數(shù)(下同)。當(dāng)k趨于無窮大時(shí)，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(jì)算

應(yīng)用Burr Ⅲ型分布計(jì)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(diǎn)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(jì)概率。BurrⅢ型分布計(jì)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(jì)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(jì)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(píng)估微(納米)塑料對水生生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，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(píng)價(jià)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(píng)價(jià)因子法采用敏感生物的毒性值除以相應(yīng)的評(píng)價(jià)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(píng)價(jià)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(píng)價(jià)因子的取值仍沒有一個(gè)明確、統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)，但根據(jù)歐盟風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(shí)，如若收集得到的毒理數(shù)據(jù)至少包含以下3個(gè)不同營養(yǎng)級(jí)以上的水生生物時(shí)(即魚類、蚤類和藻類)，AF應(yīng)取值1 000[73]。評(píng)價(jià)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(gè)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(dòng)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(jì)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(gè)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(gè)微塑料顆粒可近似等于7 μg，即1個(gè)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(gè)典型水域表層微塑料對水生生物的PAF值進(jìn)行計(jì)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(fèi)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(fèi)氏弧菌)>甲殼動(dòng)物端足類(美洲鉤蝦)>魚類(虹鱒、小眼長臀鰕虎魚)>棘皮動(dòng)物門海膽綱(紫海膽)>甲殼動(dòng)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(shí)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(shí)驗(yàn)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(shí)際物種敏感性分布用紅色實(shí)線表示，黑色虛線則分別表示上、下置信區(qū)間(95%)，括號(hào)內(nèi)數(shù)字則為對應(yīng)參考文獻(xiàn)的編號(hào)。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(jì)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(jì)算得到的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)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(jì)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(shí)環(huán)境中微塑料濃度(MEC)6.63×10-2μg·L-1高出3個(gè)數(shù)量級(jí)。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(píng)價(jià)因子法計(jì)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(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則規(guī)定，評(píng)價(jià)因子取值1 000，因此PNECacute=HC5,acute/AF=185/1000=0.185 μg·L-1，跟現(xiàn)實(shí)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(xiǎn)評(píng)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(jì)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(jì)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(shí)，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(huì)受到微(納米)塑料的損害；當(dāng)濃度為1 000 μg·L-1時(shí)，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(xiǎn)較大。

表3 利用Rurrlioz軟件計(jì)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(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的選擇

在利用SSD方法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估時(shí)，影響研究結(jié)果的一個(gè)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(shí)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(shí)驗(yàn)，急性毒性實(shí)驗(yàn)通常是用半數(shù)致死濃度作為首選的實(shí)驗(yàn)終點(diǎn)[90]。雖然慢性數(shù)據(jù)更接近實(shí)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(gè)物種，而當(dāng)受試生物為魚類時(shí)，數(shù)據(jù)至少要包括5個(gè)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(huì)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(huì)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(gè)合理的范圍[60]。本研究選取了11個(gè)物種的急性毒性試驗(yàn)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(huì)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(huì)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(shí)驗(yàn)時(shí)所用指示終點(diǎn)不同，而不同指示終點(diǎn)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(bào)道仍較少，主要集中在以下幾個(gè)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(gè)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(xiǎn)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(shí)驗(yàn)采用的塑料分別為納米和微米級(jí)別，而納米級(jí)塑料被認(rèn)為對生物的影響大于微米級(jí)塑料，因此對生物具有較大的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[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(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)時(shí)，會(huì)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(shí)驗(yàn)?zāi)軌蜉^好地評(píng)估微(納米)塑料對特定水域水生生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[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(shí)，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(shí)驗(yàn)的材質(zhì)外，還需要考慮基于實(shí)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(jì)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(jì)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(shí)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(jì)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(gè)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(shí)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(shí)驗(yàn)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(shí)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(shí)際環(huán)境中微塑料的濃度并不等于未來實(shí)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(xiǎn)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(shí)環(huán)境中微塑料可能會(huì)對近岸熱點(diǎn)區(qū)域內(nèi)對微塑料敏感的生物造成風(fēng)險(xiǎn)[71]。綜上分析，今后應(yīng)著重開展微(納米)塑料在現(xiàn)實(shí)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(xiǎn)評(píng)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(xiǎn)評(píng)估的適用性分析

SSD法常被用于評(píng)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(xiǎn)[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(diǎn)，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(xiǎn)評(píng)估的傳統(tǒng)方法往往無法客觀、準(zhǔn)確地評(píng)估微塑料等新型污染物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。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(gè)方面，其解決方法一般包括修正系數(shù)、統(tǒng)計(jì)概率和Monte Carlo模擬技術(shù)等幾個(gè)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(píng)估微(納米)塑料等新型污染物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

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(xiǎn)評(píng)估既可以節(jié)約大量的人力和物力，又能夠保證評(píng)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(xiǎn)評(píng)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(xiǎn)評(píng)估，以便為水生生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)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(píng)估。