食品中微（納米）塑料污染的研究進展

唐 潔，蔡小芳，袁 航，王文娟，封 棣

（北京工商大學輕工科學技術(shù)學院，北京 100048）

塑料制品被廣泛應(yīng)用，全球每年使用量不少于2.4億 t[1]，由于其穩(wěn)定的化學性質(zhì)，可存在數(shù)百甚至數(shù)千年。塑料碎片由于受到光、輻射或波浪等作用，使其直徑通常小于1 cm[2]，且在長期的物理及化學作用下，塑料還可以分解成更微小的碎片或顆粒[3]。歐洲化學品管理局建議將直徑小于5 mm的塑料定義為微塑料（micro-plastics，MPs），若為納米級則被稱為納米塑料。在過去的幾十年里，塑料顆粒的平均尺寸明顯下降，MPs碎片的分布范圍和豐度持續(xù)增加[4]。在2015年第二屆聯(lián)合國環(huán)境大會上，MPs作為一種新興環(huán)境污染物被列入環(huán)境與生態(tài)科學研究領(lǐng)域的“第二大科學問題”。

微（納米）塑料尺寸較小，極易被各種生物吞食從而進入食物鏈[5]。已有大量文獻報道在可食用海產(chǎn)品中檢出MPs[6-19]，而在蔬菜種植模擬實驗中也已觀察到納米塑料在生菜莖葉中的遷移[20]。這表明，微（納米）塑料可能對生物（動物和植物）產(chǎn)生毒害作用并隨食物鏈發(fā)生遷移，從而會對生態(tài)系統(tǒng)甚至人類（頂級捕食者）健康產(chǎn)生不利影響[21-22]。此外，近年來關(guān)于MPs在其他食品（如食鹽、飲用水等）中被檢出的報道也逐漸增多，并引起了高度關(guān)注[23-35]。本文重點綜述了近5 年國內(nèi)外食品中微（納米）塑料的污染和分析方法的最新研究進展，并從微（納米）塑料對人源細胞的毒性及其在哺乳動物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運吸收等方面論述了其對人體健康的潛在危害。

1 食品中微（納米）塑料的污染

近年來食品中MPs的采樣條件（時間、地點、數(shù)量/種類）以及暴露情況（豐度、尺寸、主要類型和形狀）的研究進展見表1。食品中MPs污染主要集中在海產(chǎn)品、食鹽、飲用水3 類，其他還有啤酒、蜂蜜（但尚有爭議），此外，近期研究發(fā)現(xiàn)，納米塑料在生菜莖葉中可以遷移，以塑料為材質(zhì)的茶包可以釋放極高水平的MPs[35]。目前食品中微（納米）塑料的尺寸分布較為廣泛（20 nm～5 000 μm），主要類型有聚對苯二甲酸乙二酯（polyethylene terephthalate，PET）、聚乙烯（polyethylene，PE）、聚丙烯（polypropylene，PP）等。

1.1 海產(chǎn)品

MPs廣泛存在于海洋、河流、湖泊等環(huán)境中，較為發(fā)達的沿岸海域受旅游業(yè)、制造業(yè)等產(chǎn)業(yè)及人為活動的影響，其污染情況更加嚴重，水產(chǎn)養(yǎng)殖的水體和沉積物也普遍含有MPs，因此水中的MPs極易被海洋生物攝食并通過食物鏈的傳遞進入更多動物體消化道內(nèi)而造成生物積累。另外，魚粉等飼料可能會受到MPs的污染進而將其傳遞至養(yǎng)殖動物體內(nèi)。目前，市售海產(chǎn)品是MPs污染研究最多的食品，主要包括魚類、雙殼類、甲殼類等[6]。

表1 食品中MPs的暴露情況及分析方法Table 1 MPs exposure from foods and analytical methods used to determine them

1.1.1 魚類

在歐洲地區(qū)，Neves等[7]在來自葡萄牙海岸的26 種共263 條商業(yè)魚的胃中檢出73 顆MPs，平均豐度0.27 顆/條，尺寸217～4 810 μm，以PP、PE、UPR為主。Bessa等[8]在46 條魚的胃腸道里檢出了MPs，豐度最多為14 顆/條，96%的MPs是纖維，鑒定為聚酯、PP、PE等。Bellas等[9]收集了西班牙地區(qū)的212 個魚樣本，發(fā)現(xiàn)MPs尺寸范圍在380～3 100 μm之間，主要由纖維組成。Rummel等[10]調(diào)查了北海和波羅的海的遠洋魚（鯡魚和鯖魚）和底棲魚（鱈魚和比目魚）中MPs污染情況，共檢出17 顆MPs，其中PE最多（40%），與底棲魚類比，浮游魚類的MPs攝取量顯著增加，但尚不能確定是浮游魚類直接消耗了MPs，還是營養(yǎng)轉(zhuǎn)移的結(jié)果。

Rochman等[11]在28%的印度尼西亞樣本魚中檢出MPs，平均豐度5.03 顆/條，主要為碎片。中國上海市售的21 種海魚和6 種淡水魚中，MPs的豐度范圍為1.1～7.2 顆/條，且海洋魚高于淡水魚，其中纖維及碎片居多，主要為賽璐玢、PET和聚酯[12]。

1.1.2 雙殼類

Witte等[13]在來自比利時海岸的市售貽貝軟組織中檢測到200～1 500 μm的MPs纖維，豐度為0.26～0.51 顆/g。該研究認為MPs污染與漁業(yè)活動中被廣泛使用的彩色纖維網(wǎng)有關(guān)。Phuong等[14]在法國大西洋沿岸的藍貽貝中發(fā)現(xiàn)，MPs豐度為（0.23±0.09）顆/g，在所檢出的14 顆MPs中有12 顆為PP和PE。在北海養(yǎng)殖的貽貝和大西洋養(yǎng)殖的牡蠣中，MPs的平均豐度分別為0.36、0.47 顆/g，經(jīng)過3 d凈化后，MPs豐度分別降至0.24、0.35 顆/g[15]。該研究預(yù)測，每6 只牡蠣（100 g）大約含有50 個顆粒；而食用一份貽貝（250 g，濕質(zhì)量），人體就會攝入大約90 個顆粒[15]。在攝食海產(chǎn)品較多的歐洲國家，MPs暴露量為每人每年1.1 萬顆，而攝食海產(chǎn)品較少的國家消費者的暴露量仍然很大，為每人每年1 800 顆。在其他地區(qū)，Rochman等[11]在美國加州市售的33%的牡蠣中檢出MPs纖維。Li Jiana等[16]在中國市售青蛤和貽貝軟體組織等中檢測到了較高含量的MPs（≥5 μm），豐度范圍為2.1～10.5 顆/g，其中纖維最多（≥50%）。

1.1.3 甲殼類

Devriese等[17]在褐蝦軟體組織中檢測到豐度為0.68 顆/g的MPs，多為2 000～10 000 μm的纖維，該研究表明，10月份捕撈的褐蝦中MPs含量比3月份的更高，且通過食用蝦而達到的暴露量每人每年為15～175 顆MPs。波蘭和葡萄牙的302 只中華絨螯蟹中有13%的個體含有MPs，尺寸為500～5 000 μm，多為纖維和球形顆粒[18]。Welden等[19]對蘇格蘭等地捕獲的1 450 只挪威龍蝦進行了實驗，在975 只龍蝦的腸道內(nèi)檢出MPs，主要為PA和PP。

1.2 食鹽

2015年，食鹽中檢出MPs被首次報道。Yang Dongqi等[23]在中國15 種品牌的食鹽中均檢出MPs，在海鹽中豐度達到550～680 顆/kg，此外，其在海鹽、湖鹽及井鹽中的豐度依次降低。Kim等[24]調(diào)查了來自六大洲的食鹽樣品也得到相同結(jié)論。推測原因是井鹽是由地表淺部或井深達數(shù)十米乃至數(shù)百米的地下天然鹵水加工制成，其受到污染的概率小，因此井鹽所含MPs較少，相反，海洋環(huán)境受自然因素及人類活動影響較大，更易受到MPs的污染，從而導致MPs含量更高。

一些研究評估了食鹽中MPs的暴露量。Maria等[25]在西班牙21 種食鹽樣品中發(fā)現(xiàn)，海鹽中MPs豐度高于井鹽，分別為50～280、115～185 顆/kg。此外，該研究根據(jù)世界衛(wèi)生組織（World Health Organization，WHO）對健康成年人食鹽攝入量不超過5 g/d的建議[36]，評估了西班牙人通過攝入食鹽導致的MPs的暴露量最多每人每年為510 顆。Gündo?du[26]在土耳其的市售食鹽中發(fā)現(xiàn)，海鹽、湖鹽、井鹽中MPs豐度分別為16～84、8～102、9～16 顆/kg。據(jù)報道，歐洲以及全球的人均攝入鹽量分別為8～11 g/d和10 g/d[37]，而土耳其為14.8～18.01 g/d，顯著高于歐洲、全球以及WHO的推薦水平[38-39]，這種高消耗量自然增加了MPs的暴露風險。Mary等[27]在美國12 種品牌的海鹽中都發(fā)現(xiàn)了MPs，豐度為46.7～806 顆/kg，明顯高于西班牙及土耳其海鹽。Karami等[28]對8 個國家共17 種品牌食鹽中尺寸大于149 μm的MPs進行了分析，16 種品牌MPs豐度為1～10 顆/kg。該研究認為，通過食用鹽攝入MPs的水平較低（最多每人每年37 顆），對健康的影響微乎其微，但同時該研究也提出為了更好地了解與食鹽消耗相關(guān)的健康風險，需要檢測小于149 μm的顆粒[28]。

1.3 飲用水

Mason等[29]在259 個瓶裝水中發(fā)現(xiàn)，93%的樣品含有MPs，說明瓶裝飲用水普遍受到MPs污染。Schymanski等[30]對德國飲用水（10 個可回收塑料瓶、12 個一次性塑料瓶、3 個飲料紙盒、9 個玻璃瓶）中的MPs進行了研究，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，每種類型的飲用水中都有尺寸小的（50～500 μm）和非常小的（1～50 μm）MPs碎片。可回收塑料瓶飲用水中MPs豐度最高，為（118±88）顆/L。Obmann等[31]在德國32 個礦泉水樣品（12 個可回收塑料瓶、10 個一次性PET塑料瓶、10 個玻璃瓶）中發(fā)現(xiàn)，MPs在可回收塑料瓶、一次性塑料瓶、玻璃瓶中的豐度分別為（4 889±5 432）、（2 649±2 857）、（3 074±2 531）顆/L。比較兩次實驗結(jié)果后發(fā)現(xiàn)，相同類型瓶裝水中MPs豐度差異較大，但是可回收塑料瓶裝飲用水中MPs豐度均高于其他類型。

自來水中MPs的污染也已被研究。Mary等[27]調(diào)查了159 個自來水樣品，發(fā)現(xiàn)81%的樣品中含有顆粒，豐度范圍為0～61 顆/L，該研究指出每人每年從自來水、啤酒、食鹽共攝入5 800多顆，且多數(shù)來源于自來水（88%）。Mintenig等[32]在飲用水供應(yīng)鏈的不同位置（原水、凈化后、飲用供應(yīng)）采集了24 個樣本，其中有10 個檢測出含有MPs，推測在飲用水的取樣、凈化、或運輸過程中所使用的塑料設(shè)備的磨損可能是水樣中檢測到MPs顆粒的原因之一，此外，水源也是重要的影響因素。

1.4 啤酒

Mary等[27]在12 種美國品牌的啤酒中檢測到MPs的存在，平均4.05 顆/L。而在24 種德國品牌的啤酒中也均檢出MPs，不同生產(chǎn)日期的樣品檢測結(jié)果差異較大[33]。該研究推測這些外來物質(zhì)的可能來源是空氣中的大氣顆粒物、啤酒生產(chǎn)過程中使用的物質(zhì)、瓶面雜質(zhì)和啤酒生產(chǎn)原料的MPs污染等。

1.5 蜂蜜

Liebezeit等[34]在德國不同產(chǎn)地的19 個蜂蜜樣品中發(fā)現(xiàn)彩色纖維和碎片，另外，研究人員在5 種商品糖中均發(fā)現(xiàn)透明及彩色纖維（平均為（217±123）顆/kg）和碎片（（32±7）顆/kg）。該研究推測是蜜蜂將MPs顆粒運進蜂房，或蜂蜜在加工過程中受到了MPs的污染。但是，在一些蜂蜜、啤酒中MPs的相關(guān)研究中，有學者猜測實驗操作過程中可能引入空氣及實驗器具等其他途徑的MPs污染[40-41]。

1.6 蔬菜

李連禎等[20]通過模擬種植實驗將生菜幼苗移栽于含有200 nm PS微球的營養(yǎng)液中，結(jié)果發(fā)現(xiàn)其可被生菜根部大量吸收和富集，并從根部遷移至地面上部，繼而積累和分布在可被直接食用的莖葉中。這提示了可能通過植物類食物（糧食、蔬菜、水果等）而攝入更多的MPs。無土栽培的營養(yǎng)液可能會受塑料薄膜等裝置以及空氣污染等因素影響，另外，與土壤介質(zhì)相比，MPs在液體中移動性更強，在蒸騰拉力作用下更易在植物體內(nèi)積累，同時由于其較強的黏附性和可形變性，容易被植物黏附并吸收到體內(nèi)。因此，植物類食物在實際生長過程中，當土壤或用于無土栽培的營養(yǎng)液受到MPs污染時，其導致的農(nóng)產(chǎn)品安全風險還需進一步研究。

1.7 袋泡茶

Hernandez等[35]發(fā)現(xiàn)用95 ℃水浸泡一個塑料茶包，從茶包包裝中釋放出顆粒的含量分別高達116億 顆微米塑料和31億 顆納米塑料，顆粒鑒定為PA和PET。與未加熱茶包相比，用95 ℃水浸泡的茶包顆粒明顯增加，說明高溫可以促進塑料茶包中MPs的釋放，提示了食品包裝使用條件對MPs暴露風險的影響。當飲用塑料材質(zhì)的袋泡茶時，潛在攝入的MPs水平遠遠高于其他食品，如MPs污染最嚴重的食鹽中暴露量約為0.005 μg/g，而每一杯茶（一個茶包）中的MPs達到16 μg。

2 食品中MPs的分析方法

2.1 樣品處理方法

樣品處理旨在去除如生物有機質(zhì)等非塑料物質(zhì)的同時留存MPs，并避免人為產(chǎn)生次生MPs。避免外源MPs污染的一些措施包括：1）盡量減少樣品與空氣的接觸、使用過濾之后的水和溶液、使用空氣流動柜等[42-43]；2）通過空白實驗消除外源污染的干擾，減小測定誤差[23,25]；3）避免使用超聲清洗（超聲處理能夠加速老化和變脆的塑料發(fā)生斷裂，容易生成次生MPs[44]）。

對于有機雜質(zhì)少的食品如飲用水和啤酒，其中的MPs可以直接利用濾膜過濾進行分離鑒定，還可利用染色法來區(qū)分MPs和其他物質(zhì)[27,29,33]。食鹽中的有機組織較少（相較于海產(chǎn)品），因此一些研究者直接對其進行溶解、離心和過濾[25]。此外，Gündo?du[26]和Karami[28]等用NaI浮選法對過濾后的濾膜進行處理，然后離心以確保MPs被完全分離。在處理海產(chǎn)品時，一些研究人員將從消化器官中取出的MPs直接進行分離鑒定[7,18-19]。此外，應(yīng)用最多的樣品處理方法就是消解有機組織后進行過濾以得到MPs，其中主要的消解方法包括H2O2、酸、堿、酶消解（表1）。

2.1.1 H2O2消解

H2O2消解法應(yīng)用較為廣泛。Mathalon等[45]使用30%（體積分數(shù)，下同）H2O2消解貽貝，加熱至H2O2全部蒸發(fā)后發(fā)現(xiàn)有些樣品中仍然存在有機物，消解效果不理想。Li Jiana等[16,46]將貽貝軟體組織置于振蕩培養(yǎng)箱中，65 ℃、80 r/min消解24 h，在室溫下靜置24～48 h，MPs的回收率達到95%。在食鹽樣品的處理中，主要的操作流程為30% H2O2消解、靜置或離心、過濾。多數(shù)食鹽以及蜂蜜樣品中均用30% H2O2進行樣品處理[23,26,40]。

2.1.2 酸消解

酸消解中常用的酸包括HNO3、HCl、混合酸。HNO3具有強氧化性、強腐蝕性，可高效消解有機物[43]。研究表明，與H2O2、HCl及NaOH相比，HNO3對貽貝組織的消解率最高（93.6%～97.9%），但尼龍纖維經(jīng)酸浸后完全降解[47]。已有較多研究采用HNO3對貽貝等雙殼類進行前處理[47-50]。有研究表明，HNO3消解后殘留的油脂組織碎片會影響MPs檢測，而HClO4有助于減少殘留含油物。Witte等[13]將65% HNO3與68% HClO4（V/V＝4∶1）混合，室溫下消解過夜，最終達到雙殼貝類樣品更為理想的消解效果。Devriese等[17]在處理褐蝦時利用HNO3和HClO4的混合物（V/V＝4∶1）加熱至80 ℃以上，10 min后加水稀釋再次煮沸，有機物得到較好的消解。

3)對于類似垂直連桿機構(gòu)的GIS斷路器或者常規(guī)空氣絕緣斷路器，應(yīng)特別注意檢查斷路器垂直連桿顏色是否出現(xiàn)異常，是否存在黑色異物，防止類似問題的再次發(fā)生。

2.1.3 堿消解

堿消解最常用10%（質(zhì)量分數(shù)，下同）KOH。Dehaut等[51]通過10% KOH（60 ℃、24 h）、NaOH和K2S2O8混合液（65 ℃、24 h）兩種方法對貽貝類進行消解，結(jié)果表明，前者在濾膜上可清晰觀測到MPs，效果更好。Foekema等[52]在對魚類研究時也使用10%的KOH對其消化道進行消解。Phuong等[14]使用堿（10% KOH、30% NaOH）、酸（65% HNO3）、混合物（HNO3與H2O2、HCl或HClO4混合）分別對貽貝進行消化，發(fā)現(xiàn)在相同的條件下，KOH是最有效的消化試劑，可以去除超過99.9%的貽貝軟組織。但也有研究表明，強酸或強堿會對一些聚合物如PR、聚甲醛、聚碳酸酯（polycarbonate，PC）等產(chǎn)生影響[47,53]，從而一定程度上限制了二者的適用性。

2.1.4 酶消解

有研究采用多種工業(yè)酶（脂肪酶、淀粉酶、蛋白酶、幾丁質(zhì)酶、纖維素酶）消解生物組織，可減少對MPs的損壞，提高回收率，酶解法是對MPs進行分離及鑒定時干擾較小的方法[54]，同時該方法操作簡便，成本低，對實驗人員和環(huán)境無害。Cole等[55]用一系列MPs標準品比較了蛋白酶k、HCl、NaOH對富含浮游生物的海水樣品的處理，結(jié)果表明，HCl處理效果最差，NaOH會造成部分顆粒損失，1 mol/L HCl和2 mol/L HCl的消化率分別為（82.6±3.7）%和（72.1±9.2）%。相比而言，1 mol/L NaOH和2 mol/L NaOH對樣品的消化率較高，分別為（90.0±2.9）%和（85.0±5.0）%，優(yōu)化后的堿性消化方案（10 mol/L NaOH、60 ℃）的消化率為（91.3±0.4）%，而酶法的消化率可由（88.6±1.5）%提高到97%以上。von Friesen等[56]使用胰酶和緩沖液（Tris）對雙殼類組織進行消解，并與KOH消化方案進行比較發(fā)現(xiàn)，酶解的效率高達（97.7±0.2）%，KOH消解效率為（59.7±5.3）%。通過紅外光譜儀鑒定發(fā)現(xiàn)酶解法對MPs的可識別性沒有損傷。

2.2 鑒定方法

MPs的分析鑒定主要包括物理表征（計數(shù)、尺寸、形狀、顏色等）和化學表征。食品中MPs的物理表征最常用的是顯微鏡法，少量文獻報道用色譜法對MPs進行定量?；瘜W表征最常用的是FTIR法和Raman法。

2.2.1 顯微鏡法

2.2.2 光譜法

MPs的分析鑒定中廣泛應(yīng)用的光譜法為FTIR法和Raman法，二者既相似也互補。Raman非活性的分子振動是紅外的活性狀態(tài)，反之亦然，因此，這兩種光譜法可提供關(guān)于MPs樣品的互補信息[59]。FTIR法不僅能提供MPs成分特定的化學鍵信息，從而將MPs和其他有機物、無機物區(qū)分開，還能提供MPs風化或氧化的一些信息[60]，有助于判斷MPs的來源和輸入途徑[57]。FITR法具有透射、反射以及衰減全反射（attenuated total reflection，ATR）3 種模式，其中ATR可用于檢測表面不規(guī)則的樣品，有效避免產(chǎn)生不穩(wěn)定的圖譜。尺寸較小的樣品需要使用μ-FTIR進行鑒定，通過在同一平臺上切換物鏡和紅外探針得以實現(xiàn)對微小類塑料顆粒在光譜分析前的顯微觀察[61]。但對于尺寸小于50 μm的顆粒，為獲得較為理想的譜圖需要對其進行多次測量。該方法的主要缺點是每一個MPs微粒都要逐一在探針下進行分析，耗時長、成本高。Raman配備激光光源，對于MPs尺寸要求較為寬泛，μ-Raman可以檢測非常小甚至在1 μm以下的MPs。Raman法的不足在于其不能檢測含有熒光的樣品，而MPs中添加劑、顏料或污染物可能會產(chǎn)生熒光從而干擾對聚合物類型的鑒定[62]。

2.2.3 色譜法

除了顯微鏡法和光譜法外，有研究者采用色譜法鑒別MPs，其中較為常見的是熱裂解氣相色譜/質(zhì)譜（pyrolysis-gas chromatography-mass spectroscopy，py-GC/MS）法，MPs熱裂解生成降解產(chǎn)物，利用產(chǎn)物的熱解質(zhì)譜圖來判斷MPs化學組成。Dehaut等[51]采用py-GC/MS對PE、PP、PS、PA、PVC、有機玻璃進行分析，但由于不同聚合物可能產(chǎn)生相似的熱解產(chǎn)物，因此可能會誤判塑料類型[63]。該方法一次只能分析一個MPs顆粒，不能應(yīng)用于大批量樣品的分析[64]。

此外，Wang Lei等[65]應(yīng)用液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜（liquid chromatography-tandem MS，LC-MS/MS）法對海產(chǎn)品等食品中PC和PET進行定量分析。在戊醇或丁醇溶液中，通過堿輔助熱水解（KOH、加熱至135 ℃）使含有酯基團的PC和PET解聚，通過測定解聚的結(jié)構(gòu)單元化合物雙酚A和對苯二甲酸的濃度來對其進行定量。結(jié)果在一只蛤蜊的消化殘渣中檢測到含量為63.7 mg/kg的PC和127 mg/kg的PET。

3 微（納米）塑料對人體健康的潛在危害

微（納米）塑料具有顆粒比表面積大、疏水性強等特點，其產(chǎn)生的危害主要包括在生物體中積累并在食物鏈內(nèi)傳遞、添加劑的釋放、其表面吸附的有毒、有害物質(zhì)的遷移擴散等[66-67]。其中，生物體積累和生物放大作用更增加了其對頂級捕食者——人類的健康風險，所以，微（納米）塑料對人類的健康影響引起了全球的高度關(guān)注。微（納米）塑料對人體的3 種暴露途徑包括經(jīng)口攝入（胃腸道）、呼吸（肺）和皮膚接觸[68]。通過攝入食物，微（納米）塑料經(jīng)口進入人體內(nèi)，因此，研究和評價其對人體的生物效應(yīng)（運轉(zhuǎn)、吸收、積累、毒性等）具有重要的意義。目前，相關(guān)研究主要集中在細胞和生物個體兩個層面，而對人源細胞毒性及對哺乳動物體內(nèi)的運轉(zhuǎn)吸收等效應(yīng)的研究更能反映經(jīng)口攝入MPs后對人體健康的潛在影響。

MPs的細胞毒性及其在體內(nèi)的吸收及轉(zhuǎn)運情況與顆粒的尺寸、組成成分及表面性質(zhì)均有很大關(guān)系[67]。有研究人員預(yù)測，尺寸較大的MPs（大于150 μm）易積累在腸道部位，較難滲入至器官中，不易被吸收；小于150 μm的MPs可以通過胃腸道進入淋巴，再進入周邊組織和循環(huán)系統(tǒng)，引起全身暴露；更小的MPs（0.1～10 μm）可能進入全身所有器官，穿過細胞膜，引起生物體代謝紊亂，并產(chǎn)生細胞和分子層面上的毒性效應(yīng)[69]。

3.1 微（納米）塑料在哺乳動物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運吸收

研究人員進行了不同尺寸微（納米）塑料對多種哺乳動物的經(jīng)口攝入實驗。Volkheimer[70]把尺寸為5～110 μm的PVC顆粒喂食給狗后，在其肝門靜脈中檢出PVC。Hussain等[71]通過對多種哺乳動物以及不同尺寸顆粒（嚙齒動物30～40 μm、兔0.1～10 μm、狗3～100 μm和人類腸道組織體外模型0.16～150 μm）的一系列實驗，證明不同類型的MPs均會發(fā)生不同程度的移位，穿過動物腸道組織進入到淋巴循環(huán)系統(tǒng)。Carr等[72]將2 μm的PS顆粒分別飼喂正常和免疫缺陷小鼠30 min后，發(fā)現(xiàn)各個年齡階段的小鼠均可吸收MPs，腸道吸收量占飼喂劑量的0.04%～0.30%。Lu Liang等[73]將雄性小鼠暴露于兩種不同大小的PS中，喂養(yǎng)5 周后觀察到暴露于1 000 μg/L的0.5 μm和50 μm PS的小鼠體質(zhì)量以及肝臟和脂質(zhì)的質(zhì)量均有所下降，腸道黏液分泌均減少，此外，PS可以改變小鼠腸道菌群的組成并誘發(fā)小鼠肝脂質(zhì)紊亂。

研究人員還利用體外人胎盤灌注模型，探索納米塑料在胎盤屏障中的轉(zhuǎn)運機制。Wick等[74]利用該模型，選擇不同直徑熒光標記的PS微球（50、80、240 nm和500 nm）來研究納米顆粒是否能通過胎盤屏障影響胎兒，結(jié)果顯示，小于240 nm的PS顆?？赏高^胎盤屏障，具有母體經(jīng)胎盤轉(zhuǎn)移至胎兒的潛力。Grafmueller等[75]的研究表明，在相同的模型中，羧酸改性的PS顆?？赏ㄟ^胎盤屏障，將其從胎兒輸送至母體血液循環(huán)中，且運轉(zhuǎn)效率明顯高于由母體向胎兒方向。

此外，一項人體糞便中MPs的研究發(fā)現(xiàn)，在8 名年齡33～65 歲之間健康志愿者的所有糞便樣本中都檢出MPs，平均含量為20 顆/10 g糞便，尺寸為50～500 μm，9 種MPs中PP和PET含量最高[76]。

綜上所述，較大尺寸的MPs難以進入循環(huán)系統(tǒng)，易在腸道組織積累，并可能被排出體外；隨著尺寸的降低，納米顆?？赡軙┻^腸道屏障進入體循環(huán)系統(tǒng)和周邊組織，從而引起全身暴露，甚至進入胎盤從而參與由親代到子代的代際轉(zhuǎn)移。

3.2 微（納米）塑料對人源細胞的毒性效應(yīng)

研究人員通過微（納米）塑料對人源細胞的毒性效應(yīng)研究發(fā)現(xiàn)，MPs（≤10 μm）可以穿透細胞膜，在細胞質(zhì)累積，產(chǎn)生細胞毒性。

Salvati等[77]發(fā)現(xiàn)人肺腺癌A549細胞可以攝入40～50 nm的PS顆粒，且該過程不可逆，培育時間越長細胞內(nèi)累積的納米顆粒越多。Santos等[78]的研究表明羧化納米PS顆粒（40 nm和200 nm）均能進入HeLa細胞、人膠質(zhì)星形細胞瘤1321N1和A549細胞，由于沒有一種轉(zhuǎn)運抑制劑可以完全抑制PS的吸收，因此，一個細胞系可能同時通過多個吸收途徑攝取納米顆粒。Xia Lin等[79]研究了30 nm PS顆粒對A549細胞、人肝癌細胞HePG-2和人結(jié)腸癌細胞HCT116內(nèi)吞途徑的影響，發(fā)現(xiàn)納米顆粒能夠誘導形成大的囊泡結(jié)構(gòu)，阻礙囊泡在內(nèi)吞系統(tǒng)中的運輸和胞質(zhì)分裂所需的規(guī)則蛋白的分布，導致雙核細胞的形成。Schirinzi等[80]將人宮頸癌HeLa細胞和人腦膠質(zhì)瘤細胞T98G暴露于PE、PS及多種納米塑料中培養(yǎng)24～48 h，結(jié)果發(fā)現(xiàn)10 μm和40～250 nm的塑料都具有細胞毒性，能引起氧化應(yīng)激。而將人卵巢癌細胞NIH:OVCAR-3和SKOV-3置于含有50 nm PS顆粒的培養(yǎng)基中，可在溶酶體內(nèi)發(fā)現(xiàn)納米顆粒的積累，最終導致細胞死亡[81]。

此外，不同尺寸和表面修飾的納米塑料顆粒對細胞毒性的影響不同。Forte等[82]的研究表明，相比于100 nm的PS顆粒，44 nm的顆粒在人胃癌細胞的細胞質(zhì)中積累得更快，并且與胃病病理有關(guān)的白細胞介素（interleukin，IL）-6及IL-8基因表達水平上調(diào)，人胃癌細胞的細胞活力及形態(tài)等發(fā)生變化。Liu Yuexian等[83]發(fā)現(xiàn)，與100、500 nm的PS顆粒相比，50 nm的NH2-PS顆粒會顯著破壞HeLa細胞的完整性及增殖能力。Iwona等[84]將人結(jié)腸細胞LS174T、HT-29和Caco-2分別用20、50、100 g/mL質(zhì)量濃度的納米PS顆粒處理72 h，結(jié)果發(fā)現(xiàn)在100 g/mL質(zhì)量濃度下，NH2-PS顆粒對所有細胞系的細胞活力和凋亡均有影響，可導致上述3 種腸上皮細胞凋亡。

3.3 微（納米）塑料及其附著污染物對人體的潛在聯(lián)合毒性

塑料本身對人體健康的危害主要來源于其在生產(chǎn)過程中加入的結(jié)構(gòu)單體（如雙酚A）、添加劑（如增塑劑、著色劑、含鹵阻燃劑）等[85]，這些化學物質(zhì)對動物及人體均有一定的毒性，當MPs進入體內(nèi)，有毒物質(zhì)能夠滲透進入細胞并產(chǎn)生細胞毒性。同時，由于MPs具有顆粒小、比表面積大及疏水性強等特點，極易從環(huán)境中吸附持久性有機污染物，如多氯聯(lián)苯、多環(huán)芳香烴、有機氯農(nóng)藥等物質(zhì)，成為一個富含多種毒物的聚集體[67]，轉(zhuǎn)移至食品并隨著食物網(wǎng)傳遞到達動物及人體，在生物體內(nèi)釋放化學物，從而引起生物分子學、組織學、細胞學以及行為學等的改變[86]。

Kuhn等[87]研究表明，A549細胞通過小窩蛋白和網(wǎng)格蛋白介導的內(nèi)吞作用可攝取40 nm羧基化PS顆粒，通過膜的無泡運輸可能使納米顆粒直接與細胞內(nèi)分子相互作用，或?qū)⑽降奈廴疚镏苯俞尫诺郊毎|(zhì)中，對人體產(chǎn)生潛在的毒理效應(yīng)。Lo等[88]收集了香港不同水域的MPs樣品并測定其附著的疏水性有機化合物（hydrophobic organic contaminants，HOCs），發(fā)現(xiàn)所有樣品均含HOCs，其中多環(huán)芳香烴的含量為70.8～1 509 ng/g，多氯聯(lián)苯含量為13～1 083 ng/g，有機氯農(nóng)藥主要包括雙對氯苯基三氯乙烷及其代謝產(chǎn)物、六氯酚等，含量分別為48.10～770、1.96～626 ng/g和5.02～63.50 ng/g，表明了污染物的普遍存在性。Liao Yuliang等[89]用5 種MPs（PE、PP、PVC、PS和聚乳酸）對鉻進行人模擬消化系統(tǒng)（口腔、胃、小腸和大腸）污染行為研究，發(fā)現(xiàn)在5 種MPs中，PS對鉻的吸收率最高，聚乳酸最弱，但在胃、小腸和大腸階段，聚乳酸中鉻的吸收率高。根據(jù)測量的生物可達性，估計不同人群（兒童和成年人）通過MPs消費的每日最大鉻攝入量為0.50～1.18 μg/d，由于PS作為一次性餐具應(yīng)用較為普遍，可能會對人體健康造成更嚴重的危害。

總地來說，化學物質(zhì)等污染物可通過吸附或其他表面反應(yīng)作用結(jié)合到MPs顆粒上，并隨之進入生物組織和器官，造成混合暴露的風險，此時MPs與化學污染物會對生物機體產(chǎn)生復合毒性效應(yīng)[90]。

4 結(jié) 語

塑料制品生產(chǎn)使用量持續(xù)增長，造成環(huán)境中MPs的持續(xù)增加，其污染已經(jīng)引發(fā)全球的高度關(guān)注。而MPs的生物體積累及在食物鏈中的傳遞更增加了其通過食物對人體造成的健康風險，因此，食品中微（納米）塑料的相關(guān)研究極為重要。本文對食品中微（納米）塑料的污染、分析方法及生物效應(yīng)的最新研究進展進行了綜述，但相關(guān)領(lǐng)域還存在許多認識的不足和研究的空白。首先，從分析方法來說，目前尚無食品中MPs的標準檢測方法。食品中MPs鑒別和定量的方法有限且各有缺點，需要統(tǒng)一標準以便于分析并比較它們在食品中的數(shù)量及特性：從食品污染方面來說，現(xiàn)有研究主要集中于海產(chǎn)品、食鹽、飲用水等，其他食品中MPs污染數(shù)據(jù)欠缺；有關(guān)食品加工原料（如食鹽、飲用水等）中MPs對加工類食品污染情況的研究欠缺；食品生產(chǎn)及運輸?shù)冗^程對MPs的影響也屬于未知；此外，應(yīng)該加強毒性研究，對人們經(jīng)口攝入的MPs的風險進行評估，包括攝入后的MPs在人體內(nèi)的運轉(zhuǎn)、吸收、累積、毒性情況，并分析MPs附著污染物的聯(lián)合毒性機制以及對人體的生物效應(yīng)。

針對以上問題，為了更好地應(yīng)對MPs廣泛暴露于食品的健康風險，還需在后續(xù)的研究中加強關(guān)注以下幾個方面：1）應(yīng)當進一步進行方法學研究并使其標準化，開發(fā)合理的評估體系以便評價MPs的存在、特征，并進行科學量化；2）應(yīng)補充不同食物中微（納米）塑料污染的分析數(shù)據(jù)，特別是較小顆粒（＜150 μm），研究食品加工方式對其影響，探索在生產(chǎn)過程中去除MPs的可能性；3）未來的研究需要集中在MPs的生物效應(yīng)方面，如MPs以及其附著污染物在體內(nèi)的降解、吸收、分布、運轉(zhuǎn)等，探索其慢性暴露的影響；4）綜合食品中MPs暴露數(shù)據(jù)以及MPs的生物效應(yīng)進一步科學嚴謹?shù)卦u價其對人類健康的影響。