微納米塑料和有機磷阻燃劑的聯合毒性效應研究進展

鐘圳，陳肇文，王有基,*，黃偉

1. 上海海洋大學水產與生命學院，上海 201306 2. 自然資源部第二海洋研究所自然資源部海洋生態系統動力學重點實驗室，杭州 310012

自塑料發明至今已有上百年的歷史，因其輕便、熱塑、氣密、耐用和經濟等特性以及其應用于廣泛領域的新型材料的不斷推出，塑料在各個行業和消費市場的生產規模和占有率越來越大。據統計，全球塑料產量從1950年的170萬t[1]，迅速增長到2016年的3.35億t，2020年更是達到了3.67億t[2]。中國作為塑料生產大國，2016年塑料總產量超過1.2億t，穩居世界第一，全球總產量占比高達32%[2]?？梢灶A見，隨著未來我國經濟建設及日常生活的需求，國內塑料產業仍將穩定增長[3]。世界各國塑料垃圾處理的不完善導致塑料進入自然環境中，據估計每年有480～1 270萬t的塑料垃圾最終進入海洋生態環境中[4]，有研究推測，2050年全球塑料垃圾的累計數量將比當下增加一個數量級[5]。由于微納米塑料理化性質相對穩定，難以自然降解，因此會不斷地在海洋中累積，使得塑料垃圾成為備受矚目的環境熱點問題之一。

自有機高分子材料被人類廣泛應用以來，因其易燃的特性使得阻燃劑成了常見的功能性助劑，有機磷阻燃劑(organophosphorus flame retardants, OPFRs)作為其中一種，在燃燒時可產生磷酸聚合物炭化層從而達到阻燃效果，在紡織行業、電子行業、建筑材料行業和塑料行業等領域都有著廣泛的應用，并有著長達150多年的歷史[6]。近些年來，溴系阻燃劑如多溴聯苯醚(PBDEs)、六溴環十二烷(HBCD)等因其環境持久性、生物蓄積性和毒性等原因被禁用[7]，而人工合成的有機磷阻燃劑是一種磷酸酯類衍生物，其相較于溴化阻燃劑有更好的阻燃、增塑和潤滑等效果，可作為較好的替代品，因此生產量逐年上升，據統計其消耗量在全球范圍內從2001年的18.6萬t增長到2015年的68萬t[8]，2019年更是達到了239萬t，其中我國占比27%[9]。OPFRs根據基團分為3類：烷基有機磷阻燃劑(alkyl-OPFRs)、鹵代基有機磷阻燃劑(halogenated OPFRs)和芳香基有機磷阻燃劑(aryl-OPFRs)，常見的用作阻燃劑的是鹵代基OPFRs，包括磷酸三(2-氯乙基)酯(TCEP)、磷酸三(2-氯丙基)酯(TCPP, TCIPP)和磷酸三(1,3-二氯-2-丙基)酯(TDCPP, TDCIPP)等，部分常用的OPFRs(共20種)的理化性質如表1所示。OPFRs的取代基不同，物化性質也有著較大的差異，導致其環境中的行為也不同，不同的OPFRs的辛醇/水分配系數(logKow)可從-0.60到9.49，溶解度也有著5倍～6倍數量級的差距。蒸氣壓較高的揮發性OPFRs，例如磷酸三乙酯(TEP)和磷酸三(2-氯乙基)酯(TCEP)，與較大/較重的OPFRs相比，往往更容易釋放到空氣中并沉積在灰塵上[10]。而具有較高分子量的芳基和烷基OPFRs，其疏水性更強，具有相似的生物富集能力和對沉積物和土壤的更大親和力，氯代OPFRs已被證明具有更大的水溶性[10]，并對水生動物構成持續的潛在威脅。

表1 常用的有機磷阻燃劑(OPFRs)種類、名稱和理化參數Table 1 Types, names and physicochemical parameters of commonly used organophosphorus flame retardants (OPFRs)

1 微納米塑料的來源(Sources of micro-nano plastics)

塑料垃圾在流入海洋過程中經過雨浪沖刷、砂石磨損、紫外照射以及生物膜附著等物理、化學和生物降解過程后，逐漸破碎裂解變小，最終形成尺寸<5 mm的塑料碎片或顆粒，這些碎片或顆粒被稱為微塑料[11]。由大尺寸塑料破碎裂解而來的微塑料被稱為次級微塑料，另一部分直接來自于人類活動產生的微塑料被稱為初級微塑料，其主要來源于洗護產品[12]、化妝品中的塑料微珠[13]、合成面料中的纖維以及工業生產過程中的各種添加劑[14]。微塑料粒徑小、化學性質穩定、難以降解，且廣泛存在于水體、土壤和大氣中[15]，可以在自然環境中不斷循環積累，在海洋環境中長久存在，并通過風、徑流、海浪和洋流等途徑擴散到全球水域中，據估計海面、海岸線和海床上漂浮、累積著約3億t的塑料碎片[16]，它們極易被低等動物誤食進入食物鏈，并逐漸富集在高等的捕食者體內，最終對生物健康和生態環境構成潛在威脅[17]。

微塑料在自然環境下經過一系列物理化學過程而發生進一步的破碎裂解，形成尺寸達到納米級別的塑料顆粒[18]。相較于微塑料，納米塑料體積更小，比表面積更大[19]，更容易吸附并攜帶其他污染物[20]，被其他生物攝食或吞入[18]。此外，有研究報道納米塑料可以抑制有機污染物的降解，使其在環境中積累[21]。常見的微納米塑料種類有聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)、聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)和尼龍(PA)等(表2)。

表2 幾種常見塑料的理化特性Table 2 The physical and chemical properties of several common plastics

海洋微塑料來源主要有人類活動相關的陸地輸入、大氣沉降和海洋工業、漁業、旅游業、運輸業等[22]，其中陸源輸入是海洋微塑料的主要來源，占海洋中塑料垃圾來源的80%[23]。個人洗護用品如化妝品中的細小的初級微塑料，水產養殖和漁業捕撈中塑料材質的漁具磨損后的次級微塑料，以及處理不當的塑料垃圾碎片等，在生活用水、農業生產和工業排水中直接或者間接地進入到水環境中。即使大部分生活和工業污水在污水處理廠中進行集中處理后，99.9%的塑料顆?？梢栽趶U水處理中被去除(取決于處理工藝和技術條件)，但還是有一定數量的塑料顆?？梢詽B過過濾系統，隨達標廢水排放到河流中再匯入海洋[24]。

2 微納米塑料的污染現狀(Pollution status of micro-nano plastics)

微納米塑料廣泛存在于世界各處，從極地到赤道，從潮間帶到深海沉積物，從土壤到大氣，從浮游生物到人體，都檢測到了微塑料的存在。最早在20世紀70年代初期便有科學文獻報道海洋中的塑料污染[5]，進入海洋的MNPs難以降解從而產生累積效應，據研究估計，超過26萬t的塑料垃圾漂浮在全球的海面上[30]。近年來MNPs的污染現狀研究主要集中于水體環境，尤其是海洋，土壤環境次之，大氣環境較少[31]。其中海洋中微納米塑料的污染分布受洋流作用影響大，微納米塑料的密度部分小于海水密度1.01～1.03 g·cm-3，進入海洋后漂浮于水體上層，隨洋流漂流到世界各處。由于溫室效應導致氣候變化，冰川融化的雪與冰中也含有大量微塑料，隨之變化的海水洋流也影響著全球的微塑料分布和豐度[32]。

在野外實地水樣、沉積物、生物采樣和實驗室分析驗證研究后，發現微納米塑料存在于全球各處的河海洋流、海岸沙灘沉積物以及水生生物中(表3)。

2.1 水體中MNPs分布

Su等[33]調查了中國第三大淡水湖——太湖的表層水的微納米塑料含量，濃度范圍是0.0034～0.0258 items·m-3，主要聚合物類型是CP(cellophane)、PET、PE、PA和PP，該濃度可能是目前淡水中能檢出的最低濃度。而在中國長江流域的三峽水庫中，Di和Wang[34]調查到表層水中的MNPs范圍是1 597～12 611 items·m-3，主要是PE、PP和PS等聚合物類型，該濃度可能是目前報道的自然水體淡水中最高的濃度范圍。因此淡水中MNPs檢出濃度大致為0.0034～12 611 items·m-3。

Frias等[35]調查了葡萄牙阿威羅海域表層海水的MNPs，豐度范圍是0.002～0.036 items·m-3，PE、PP和PA為主要聚合物類型，此豐度為目前報道的檢出的最低濃度。目前報道的最高MNPs濃度是在歐洲北海的斯卡格拉克海峽檢出的，高達100 000 items·m-3，主要是10～500 μm的圓形PE顆粒，深色系的藍色和黑色占比較高[36]。綜上，目前調查研究顯示，世界范圍內表層海水中檢出的微塑料豐度范圍約在0.002～100 000 items·m-3。Kashiwabara等[37]發現美國加利福尼亞州蒙特雷灣國家海洋保護區沿岸處(3.21 items·m-3)的海水中MNPs濃度高于遠岸處(0.26 items·m-3)，且明顯的是纖維狀微塑料在沿岸海水中多，此現象可能與人類活動密切相關。這個結果與Enders等[38]在歐洲沿岸至大西洋的水樣調查結論相同，歐洲沿岸區域的海水由于人類活動頻繁，檢測出了501 items·m-3的最高MNPs含量，大西洋中部海水中檢測出了最低的15 items·m-3，但大西洋西岸的副熱帶環流區域的濃度有所上升，說明洋流一定程度上影響了MNPs的分布和豐度。在高強度的人類活動(工業、漁業和濱海旅游航運業等)和污水處理廠(靠近馬爾馬拉海(Sea of Marmara))影響下，土耳其的馬爾馬拉海(海水)、庫庫切克梅杰(Kü?ük?ekmece)湖(淡水)及庫庫切克梅杰瀉湖(咸水)的微塑料調查中，?ullu等[39]發現MNPs豐度分布順序為：海洋>湖泊>瀉湖，且此3處的微塑料污染程度都較為嚴重(29 460～47 620 items·m-3)，深刻反映了塑料垃圾管制處理和污水處理中除去微塑料的重要性。相比之下我國的MNPs污染程度處于低水平，根據Zhang等[40]和Yu等[41]分別對我國渤海和寧波象山港的海水采樣調查，發現在近乎封閉的內海渤海，其微塑料污染((0.33±0.34) items·m-3)程度各處相差不大，而寧波象山港因其封閉且狹長，內灣(0.32 items·m-3)污染程度顯著高于中灣(0.09 items·m-3)和外灣(0.07 items·m-3)，雖2處都受到人類活動、濱海運輸、漁業和河流匯入等影響，但污染程度相差不大且都處于中低水平。

2.2 沉積物中MNPs分布

Frère等[42]對法國布列塔尼的布雷斯特灣的沿海沉積物中MNPs進行了調查，濃度范圍為(0.97±2.08) items·kg-1(以干質量計)，主要是碎片狀的PE、PP和PS，該豐度是目前報道檢出的最低值。而目前報道的沿海沉積物中微塑料豐度最高的出現在突尼斯北部的比塞特瀉湖中，MNPs的豐度在3 000～18 000 items·kg-1(以干質量計)之間，主要是纖維和碎片狀，顏色較為豐富，有透明、白色、藍色、綠色、紅色和黑色[43]。據此目前海洋沉積物調查研究中檢出的微塑料污染范圍為0.97～18 000 items·kg-1(以干質量計)。中國部分地區沿海沉積物的微塑料污染受到人類活動(濱海旅游業、漁業等)影響，如南海沿岸和北部灣東北海岸沉積物MNPs濃度范圍達5 020～8 720 items·kg-1(以干質量計)[44]。MNPs濃度在中國寧波象山港的沉積物中為33.3～240 items·kg-1(以干質量計)[41]，葡萄牙阿威羅巴拉沿岸海灘沉積物中為15～320 items·kg-1(以干質量計)[45]，歐洲沿岸海灘沉積物中為72～1 512 items·kg-1(以干質量計)[46]，3處微塑料污染程度都處于中低水平。

2.3 生物體中MNPs分布

各種水生動物攝入微納米塑料也得到了相應的證實，涵蓋了浮游生物到哺乳動物等多個營養級[47]。浮游動物中檢出的最低濃度為0.003 items·ind.-1(individual，個體)，發現于馬來西亞丁加奴東海岸和中國南海之間的毛顎類動物體內，多為0.06～0.53 mm的碎片和纖維狀PA[48]。中國象山港的第二營養級的浮游動物橈足類中華哲水蚤(copepod,Calanussinicus)體內檢測到MNPs含量為0.04 items·ind.-1[41]；在波斯灣伊朗沿海區域的高一營養層級的軟體動物貝類體內，檢測到3.7～17.7 items·ind.-1[49]的MNPs；更高一級別的海洋甲殼動物蟹類(Metopograpsusquadridentata)和大西洋鯡(Brevoortiatyrannus)(僅消化道)，分別位于印度尼西亞雅加達港普拉穆卡島和美國南卡羅來納州查爾斯頓港，其體內的MNPs濃度分別為327.56 items·ind.-1[50]和1.9～82.6 items·ind.-1[51]。高濃度的MNPs污染在體型較大的海洋哺乳動物中發現，美國南卡羅來納州擱淺的瓶鼻海豚(Tursiopstruncatus)胃腸道中檢出大小為125 μm～5 mm的MNPs，其濃度為123～422 items·ind.-1，聚合物類型以LDPE、PP、PE和PET為主，形狀則是纖維為主，碎片、薄膜和泡沫狀也有一定占比，顏色種類較為豐富(包括白色、透明、黑色、灰色、藍色、紅色、粉紅色、黃色、橙色、棕色、褐色、綠色和紫色)[52]。綜上，根據目前對海洋生物中的MNPs調查研究，污染范圍大致為0.003～422 items·ind.-1?？擅黠@發現，海洋中的MNPs通過食物鏈和食物網在各個營養層級的生物體內累積和放大，最后有可能傳遞到消費水產動物的人類體內，形成潛在的健康安全風險。

海洋微納米塑料污染是全世界亟待解決的環境問題，但目前的微納米塑料檢測識別手段和技術目前發展尚不完善，還未形成標準體系流程，尤其是納米級別的塑料顆粒因為檢測技術等原因環境監測研究數據短缺，且關于微納米塑料污染的調查和研究處于起步階段，學界對微納米塑料引起的生物毒性效應及生態風險的研究仍存在大量空白。

3 微納米塑料的毒性效應(Toxic effects of micro-nano plastics)

微納米塑料被海洋生物攝入之后，其本身不僅可以危害到海洋生物的生長發育繁殖，對消化、呼吸系統等組織造成損傷，其還可能會攜帶或吸附其他有害化學物質，如塑化劑、重金屬、內分泌干擾物和持久性有機物等污染物，從而引起多種毒性效應，包括氧化應激[53]、能量代謝毒性[54]、生長發育毒性[55]、行為毒性[56]、器官毒性[57]、免疫毒性[58]、神經毒性[59]、基因及遺傳毒性[60]和急性毒性[61]。大量的研究和實驗發現微納米塑料的毒性作用和其材質類型、粒徑大小、暴露濃度劑量和老化程度等密切相關?？傮w而言，對于MNPs的毒性效應研究仍處于初始階段，對環境特征的微納米塑料的毒性作用和機制機理等研究報道極為有限，并且MNPs的生物積累和富集效應很可能危及生態環境和人類的食品健康安全，因此繼續開展MNPs的生物毒性效應研究有重要而深遠的意義。

3.1 急性毒性

Mazurais等[61]對歐洲舌齒鱸(Dicentrarchuslabrax)幼魚從孵化后7～43 d，喂食含有PE微珠(10～45 μm)的飼料，發現死亡率從104items·g-1(食物中)濃度組的30%增加到105items·g-1組的44%，推測可能是微塑料阻礙了幼魚的排泄。Liu等[62]研究蚤狀溞幼體急性暴露于75 nm的PS后，半致死濃度約為76.69 mg·L-1，而后Liu等[63]又進一步驗證發現，受試生物所處的齡期對于納米塑料的敏感性也存在不同，該不同與機體能量分配和氧化應激狀態有關。

3.2 氧化應激

Wang等[53]將厚殼貽貝(Mytiluscoruscus)暴露于0.2 mg·L-1的PS(70 nm、10 μm)微球14 d，發現貽貝體內過氧化氫酶(CAT)水平在10 μm的PS暴露下而顯著升高，而丙二醛(MDA)水平在70 nm PS和10 μm PS組均顯著升高，這些氧化應激標志物的顯著上升說明PS暴露顯著誘導了貽貝的氧化應激。Lu等[64]將斑馬魚(Daniorerio)成魚暴露于熒光納米PS(70 nm，2 000 μg·L-1)微球3周后，發現受試魚體內超氧化物歧化酶(SOD)與CAT活性有顯著上升。Liu等[65]深入探究了微納米塑料影響氧化應激的分子機制，將蚤狀溞暴露于0.1～2 mg·L-1的PS微球(75 nm)中，發現微納米塑料會導致活性氧(ROS)的過度產生并激活下游絲裂原活化蛋白激酶(MAPK)通路，從而影響受試生物的正常生命活動。Li等[66]又通過薈萃分析，對比總結MNPs暴露海洋雙殼類的研究，發現組織中谷胱甘肽水平和CAT活性在短期或長期暴露中都顯著增加，因此可作為MNPs亞致死效應的氧化應激生物標志物。

3.3 能量代謝毒性

斑馬魚成魚暴露于2 000 μg·L-1的熒光PS微球(5 μm，70 nm) 3周后，代謝組分析結果發現，隨著暴露濃度的上升，魚體肝臟脂肪酸含量顯著增多，氨基酸水平顯著減少，說明脂代謝與能量代謝受到一定程度的影響[64]。海洋硅藻(Chaetocerosneogracile)暴露于2.5 μg·mL-1的PS微珠(0.5 μm，2 μm)72 h，發現硅藻細胞的酯酶活性和中性脂質含量顯著降低[54]，說明暴露于微塑料的細胞可能會調節其能量代謝以適當地適應污染條件。在Wang等[53]開展的貽貝暴露于PS的實驗中，貽貝的吸收率因70 nm PS暴露而顯著較低，同時PS(70 nm和5 μm)暴露使得受試貝的排泄率和呼吸率顯著升高，并且擁有顯著更低的生長凈能，即證明了PS顯著影響了貽貝的能量代謝。Huang等[67]又通過代謝組學研究了PS微球(2 μm)對貽貝的體內代謝影響，發現在14 d的環境相關濃度暴露后，貽貝的氨基酸代謝(特別是苯丙胺酸代謝)被嚴重影響，從而導致氧化應激、神經和免疫毒性，但這些影響在恢復7 d后又與對照組無顯著差異，說明環境濃度MNPs對貽貝的毒性效應是可逆的。

3.4 生長發育毒性

在急性暴露于0～0.86 mg·L-1的PET (1～2 mm)1周后，多刺棘光鰓鯛(Acanthochromispolyacanthus)稚魚(3.5 cm)的生長率隨著暴露于PET濃度的升高而顯著降低[55]。海膽(Tripneustesgratilla)幼蟲在暴露于300 itmes·mL-1的PE微珠(10～45 μm)5 d后，30%的海膽體內檢測到了微塑料，并且相較于對照組其體型較小，體質量較輕，生長發育明顯滯后[68]。

3.5 行為毒性

歐洲舌齒鱸幼魚暴露在濃度為0.69 mg·L-1熒光紅聚合物微球(1～5 μm) 96 h后，由于微納米塑料對代謝、內分泌和神經系統造成了負面影響引起了行為發生改變，其中64%的幼魚游泳速度明顯降低，5%～28%的幼魚的抗阻時間明顯減少[56]。通過將產油柵藻(Scenedesmussp.)暴露于納米PS (24 nm和27 nm) 61 d，使得黑鯽(Carassiuscarassius)通過“產油柵藻-大型溞(Daphniamagna)-黑鯽”的食物鏈攝入微納米塑料，發現食物鏈中頂級消費者的活動能力、進食率都有所下降，進食時更加偏向集群等的社會行為發生變化，這些行為學變化與微納米塑料引起的肝臟和肌肉代謝的相關基因變化以及肌肉的形態學變化有一定的相關性[69]。

3.6 器官毒性

日本青鳉魚(Oryziaslatipes)成魚暴露于濃度為8 ng·mL-1的原始塑料碎片PE(3 mm)和海洋塑料碎片PE(<5 mm)2個月后，通過石蠟染色切片發現造成了肝臟毒性和病理學變化，包括糖原耗竭、脂肪空泡化和單細胞壞死[57]。Zhou等[70]也觀察到青鳉肝臟的充血和擴張的血竇，證明PS(100 nm)暴露青鳉3個月會造成肝損傷。Gu等[71]將大黃魚(Larimichthyscrocea)幼魚暴露于100 nm的PS共14 d，其腸道脂肪酶、胰蛋白酶和溶菌酶活性顯著降低，腸道中3個優勢菌門比例發生了顯著變化，同時潛在致病菌的比例顯著增加，同時死亡率也顯著提高，說明微塑料不僅引發腸道毒性，也有可能威脅大黃魚種群數量。Pedà等[72]給挪威舌齒鱸成魚喂食含有0.1%的PVC微粒(<0.3 mm)30 d后，67%受試魚的腸道組織出現明顯損傷，具體表現為絨毛縮短腫脹、固有層加厚、腸細胞空泡化和增多的杯狀細胞；喂食90 d后，約50%的個體腸道發生嚴重損傷，表現為漿膜層和黏膜肌層水腫狀、血管明顯擴張、白細胞浸潤，表明微納米塑料引發了腸道組織病變和炎癥反應。

3.7 免疫毒性

Huang等[58]通過環境相關濃度2.5 μg·L-1的PS暴露貽貝21 d后，發現貽貝由于嚴重的氧化應激而引起了血細胞濃度和活力的顯著降低，并且隨著能量收支的降低其血細胞的吞噬活性也被破壞，因此微塑料通過免疫毒性促使海洋生物更容易受到傳染病的影響。泥蚶(Tegillarcagranosa)暴露于1 mg·L-1的PS (30 μm和500 nm)4 d后造成了顯著的免疫毒性，其總血細胞計數(THC)、紅色粒細胞比例的減少和血細胞吞噬活性的降低，免疫相關基因(IKKα、NFκB、TRAF6和TLR4)的表達水平被顯著抑制，且毒性隨著PS濃度的升高而增加，隨著粒徑的增加而降低[73]。虹鱒(Oncorhynchusmykiss)暴露于濃度為2×105items·L-1的PS(0.2、1、20、40和90 μm)2 h后，發現其鰓中富集了PS顆粒，且較小的PS富集更多，其鰓上免疫相關基因IL-1β、S100A1和促炎因子IFN-γ(促進淋巴細胞參與免疫反應)因此表達上調，SAA的表達則明顯減少[74]，說明PS引起了免疫毒性。

3.8 神經毒性

歐洲舌齒鱸幼魚短期暴露在濃度為0.69 mg·L-1熒光紅聚合物微球(1～5 μm) 96 h后，其腦部的乙酰膽堿酯酶(AChE)活性受到顯著抑制，同時顯著增加了其腦中過氧化脂(LPO)的水平，從而引起神經毒性[59]。黑鯽通過“產油柵藻-大型溞-黑鯽”的食物鏈間接攝入納米PS (24 nm和27 nm) 61 d之后，發現其大腦相較于對照組更加腫脹，質量更大且含有更多的水[69]，與其活動能力和進食率的下降有一定的聯系。Wang等[75]也通過“貝-蟹”食物鏈將日本蟳(Charybdisjaponica)間接暴露于103items·mL-1的PS(5 μm)1周后，發現其體內的AChE顯著降低，即神經活動發生了嚴重的損傷。

3.9 基因及遺傳毒性

給日本青鳉魚(Oryziaslatipes)成魚喂養含有的8 ng·mL-1的原始塑料碎片PE(3 mm)和海洋塑料碎片PE(<5 mm)2個月，其基因表達受到了一定的影響，在雄魚的絨膜發生蛋白(Chg H)基因表達顯著下調，而雌魚中卵黃蛋白(Vtg I)、Chg H和雌激素受體(ERα)基因表達均顯著下調，且有生殖細胞異常增殖現象[60]。PS引起泥蚶[73]和虹鱒[74]的免疫毒性中，其中檢測到的DNA損傷也都驗證了微納米塑料的基因毒性。

4 有機磷阻燃劑來源(Sources of OPFRs)

隨著OPFRs在工業生產和消費品中的不斷生產和使用，其主要通過物理摻雜等形式添加到各種產品中，可在后續生產、使用和處理回收時因磨損、揮發和滲漏等方式進入到各種環境介質中[76]。后續的廢水處理不能完全去除，并在沉積、沖刷下進入自然環境中，導致水環境中的OPFRs污染越來越嚴重[77]。部分OPFRs的親脂性和半揮發性導致其很容易在環境中遷移擴散，進而危害到自然生態環境，又因其有生物富集性，OPFRs已成為一類新型的有機污染物，對生態系統和人類健康有潛在的影響與危害。

5 有機磷阻燃劑的污染現狀(Pollution status of OPFRs)

目前，大量研究報告已經證明OPFRs廣泛存在于水體、沉積物、土壤和大氣，甚至是生物體中(表4)。工業的快速發展和污染導致空氣中OPFRs的污染情況不容小覷，在瑞典新建的低能耗幼兒園中，研究人員檢測到灰塵、空氣和擦窗紙中TDCIPP和磷酸三苯酯(TPHP)的濃度分別為0.014～10 μg·g-1和0.0069～79 μg·g-1[78]，我國廣州一處電子垃圾場的大氣PM2.5中的總OPFRs濃度(3.852～57.695 ng·m-3)高于城市(0.314～9.721 ng·m-3)和自然保護區(0.667～109.599 ng·m-3)[79]。Li等[80]調查了人跡罕至的北大西洋和北極的大氣，發現其中8種OPFRs總濃度范圍為0.035～0.343 ng·m-3，其主要組分是TCEP(0.03～0.227 ng·m-3)、TCPP(0.008～0.082 ng·m-3)和磷酸三丁酯(TnBP，0.002～0.019 ng·m-3)。在德國萊茵河/美因河地區的室內空氣中檢測到了較高的總OPFRs濃度(3.30～751.0 ng·m-3)，主要類型為TCPP、TiBP和TnBP[81]。因此目前報道的空氣中總OPFRs檢出濃度范圍為0.035～751.0 ng·m-3，室內空氣中OPFRs污染較為嚴重。

表4 世界部分地區OPFRs分布Table 4 Distribution of OPFRs in some regions of the world

續表4采樣地點Sampling sites樣品類型Sample typesOPFRs類型Types of OPFRs豐度Abundance參考文獻References美國加利福尼亞州的舊金山海灣San Francisco Bay, California, USA海水水樣Seawater samples總OPFRs (TEP、TCEP、TCPP、TDCPP、TPHP、TnBP、TEHP、TDBPP)Total OPFRs (TEP, TCEP, TCPP, TDCPP, TPHP, TnBP, TEHP, TDBPP)170～5 100 ng·L-1[90]北大西洋和北極海域Sea areas in the North Atlantic and the Arctic海水水樣Seawater samples總共8種OPFRs8 OPFRs in toal0.348～8.396 ng·L-1TCPP0.279～5.773 ng·L-1TCEPMDL～2.401 ng·L-1TiBP0.039～0.638 ng·L-1[80]歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣Marseille Bay in the east of the Gulf of Lion of the northwest Mediterranean Sea海水水樣Seawater samples總共9種OPFRs9 OPFRs in total9～1 013 ng·L-1TCPP6～876 ng·L-1[92]中國渤海萊州灣Laizhou Bay in Bohai Sea, China海水水樣Seawater samples總共17種OPFRs(21%的TCPP,17%的TBP)17 OPFRs in total (TCPP was 21% and TBP was 17%)0.2～28.4 ng·L-1[91]中國北部灣北部欽州灣Qinzhou Bay in Northern Beibu Gulf, China海水水樣Seawater samples總共11種OPFRs(主要為TCIPP、TCEP和TnBP)11 OPFRs in total (Dominated by TCIPP, TCEP and TnBP)150～885 ng·L-1[93]歐洲魚類、貝類養殖場European fish and shellfish farms沉積物樣品Sediment samples總OPFRs (TPHP、EHDP和TCIPP為主)Total OPFRs (Dominated by TPHP, EHDP and TCIPP)0.04～92.8 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)[94]中國北部灣北部欽州灣Qinzhou Bay in Northern Beibu Gulf, China沉積物樣品Sediment samples總共11種OPFRs11 OPFRs in totalLOQ～32.2 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)TCEP0～14.5 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)TCIPP0～11.9 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)TnBP0～7.2 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)[93]中國渤海萊州灣沿岸Coasts of Laizhou Bay in Bohai Sea, China沉積物樣品Sediment samples總共17種OPFRs(主要為22%的TBEP,11%的TBP)17 OPFRs in total (Dominated by 22% TBEP and 11% TBP)0.1～96.9 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)[91]歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣沿岸Coasts of Marseille Bay in the east of the Gulf of Lion of the northwest Mediterranean Sea沉積物樣品Sediment samples總共9種OPFRs9 OPFRs in total13～49 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)TnBP2.2～32 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)TCPP1.0～20 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)TEHP0.3～9.5 ng·g-1(以干質量計 Based on dry mass)[92]

在受到城市和工業活動嚴重影響的北京地區農田土壤采樣調查中共檢出12種OPFRs，總濃度范圍為0.543～54.9 ng·g-1，TCIPP為該土壤樣品中OPFRs主要成分，濃度高達(3.36±5.61) ng·g-1，此外調查結果顯示，該地區農田土壤中OPFRs的污染濃度呈增加趨勢[82]。青藏高原雖然受人類活動影響較低，但仍一定程度上受到了當地城市化發展的影響，其農田、沙漠古河道、湖泊旁草地和針葉林的土壤采樣調查發現，OPFRs總濃度范圍為1.35～126 ng·g-1，TnBP和TCEP是主要成分，且生態風險達到了低至中等水平[83]。土壤中目前為止報道的最高總OPFRs污染濃度應該是在尼泊爾的4個主要城市中發現的25～27 900 ng·g-1，其中41%的TMPP和16.5%的TCIPP是主要類型[84]。因此土壤中檢出的總OPFRs大致范圍是0.543～27 900 ng·g-1。

5.1 淡水水體中OPFRs分布

在對北京的一個污水處理廠的5個不同季節的調查中，針對10種OPFRs進行了檢測，發現進入污水處理廠的水樣中總OPFRs濃度為600～838 ng·L-1，其中以TCPP(224～436 ng·L-1)和TCEP(80～237 ng·L-1)為主[85]。在對長江沿岸市政自來水廠和南京自來水的取樣調查中，測定了飲用水中13種OPFRs的殘留量，發現OPFRs濃度范圍為0.7～5 780.0 ng·L-1，且雨季明顯高于旱季，據估計當地居民在旱季和雨季通過飲用水攝入的總OPFRs每日量或可分別達到64.8 ng·kg-1(以體質量計)和45.2 ng·kg-1(以體質量計)，與通過攝入空氣中的灰塵攜帶的OPFRs攝入量相當[86]。在西班牙的3條受到不同程度人類活動影響的河流中，調查的水樣中檢測了10種OPFRs，發現水體中總OPFRs濃度范圍為0.0076～7.2 μg·L-1，且TCPP和磷酸三(丁氧基乙基)酯(TBEP)是大多數樣品中最豐富的污染物(二者總濃度范圍為0.0083～4.6 μg·L-1)[87]。英國的亞爾河因受到城市化和污水處理廠的影響，發現其水體中TCPP的濃度范圍為113～26 050 ng·L-1(平均6 040 ng·L-1)，TCEP、磷酸三(1,3-二氯丙基)酯(TDCP)和TPHP的濃度分別為119～316、62～149和6.3～22 ng·L-1[88]。目前報道檢出最高的總OPFRs濃度是18.39～158.64 mg·L-1，檢出于日本大阪北港的一個污水處理廠的出水中，TCEP、TCIPP、TEP、磷酸三(2-丁氧基)乙酯(TBOEP)和TDCPP是占比較高的類型[89]。因此，淡水水體中檢出的總OPFRs的濃度范圍大致為0.0076 ng·L-1～158.64 mg·L-1。

大氣和污水中OPFRs經雨水沉降、地表徑流最終匯入海洋導致海洋中OPFRs逐漸積累，使得海洋中的OPFRs污染也逐漸引起了廣大學者的關注和研究。

5.2 海洋水體中OPFRs分布

美國加利福尼亞州的舊金山海灣表層海水中檢出的總OPFRs為170～5 100 ng·L-1[90]，是目前報道的海水中檢出的最高濃度。Bekele等[91]調查了中國半封閉內海渤海萊州灣的海水，在水樣中共檢出17種OPFRs，海水中的OPFRs總濃度范圍為0.2～28.4 ng·L-1，該濃度為目前調查到的最低限度，其中TCPP和磷酸三丁酯(TBP)的比例相對較高，分別占21%和17%。因此目前海水中檢出的總OPFRs污染濃度為0.2～5 100 ng·L-1。北大西洋的最北端和北極海域的海水中也檢測出有OPFRs的污染存在，Li等[80]共檢測了8種OPFRs，其濃度范圍為0.348～8.396 ng·L-1，主要成分為TCPP(0.279～5.773 ng·L-1)、TCEP(MDL(最低檢出限)～2.401 ng·L-1)和磷酸三異丁酯(TiBP, 0.039～0.638 ng·L-1)。Schmidt等[92]調查了歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣，共檢測了9種不同的OPFRs，發現海水中OPFRs的總濃度為9～1 013 ng·L-1，TCPP(6～876 ng·L-1)為其主要成分。Zhang等[93]調查了中國北部灣北部的欽州灣的海水中OPFRs含量，共檢測了11種OPFRs，發現OPFRs總濃度為150～885 ng·L-1，污染水平相對中等，TCIPP、TCEP和TnBP是主要成分，雖然當地的生態風險評估中個別OPFRs只表現出低至中等水平的生態風險，但OPFRs的整體生態風險仍需要更多的關注。

5.3 海洋沉積物中OPFRs分布

在歐洲的阿爾巴尼亞、希臘、意大利、挪威、葡萄牙、西班牙和英國的沿海養魚場和貝類養殖場的沉積物中，檢出的總OPFRs濃度為0.04～92.8 ng·g-1(以干質量計)[94]，是目前報道檢出的最低濃度。在Bekele等[91]對中國半封閉海灣萊州灣沿岸沉積物的17種OPFRs的調查中，發現沿岸沉積物中OPFRs濃度范圍為0.1～96.9 ng·g-1(以干質量計)，該污染濃度是目前報道檢出的最高濃度，其中TBEP(22%)和TBP(11%)分別占比為第一和第二。因此據目前世界范圍的研究調查數據可知，海洋沉積物中總OPFRs污染范圍為0.04～96.9 ng·g-1(以干質量計)。Zhang等[93]采集了我國欽州灣的沉積物，共檢測了11種OPFRs，發現沉積物樣品中OPFRs總濃度范圍為LOQ(最低檢測限)～32.2 ng·g-1(以干質量計)，其中主要成分為TCEP(0～14.5 ng·g-1(以干質量計))、TCIPP(0～11.9 ng·g-1(以干質量計))和TnBP(0～7.2 ng·g-1(以干質量計))。而在歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣沿岸的沉積物中，發現OPFRs(共檢測了9種)含量為13～49 ng·g-1(以干質量計)，TnBP(2.2～32 ng·g-1(以干質量計))是樣品中檢出最豐富的OPFRs，其次是TCPP(1.0～20 ng·g-1(以干質量計))和磷酸三(2-乙基己基)酯(TEHP)(0.3～9.5 ng·g-1(以干質量計))，其中TnBP通常添加在液壓油和潤滑油中，因為馬賽灣作為港口受到了海上交通運輸的嚴重影響，解釋了沉積物樣本中TnBP占比高的原因[92]。

5.4 海洋生物中OPFRs分布

與微納米塑料的污染分布類似，總OPFRs的最高污染濃度也是在海洋哺乳類動物中檢出，在印度洋的夸祖魯-納塔爾省沿岸(南非東海岸)中捕獲的海豚，其肌肉中總OPFRs高達1 630～31 861 ng·g-1(以單位脂質質量計)，主要類型是三苯基氧膦(triphenylphosphine oxide, TPPO)和TDCPP[95]。OPFRs的最低檢出限度報道于加拿大的大熊湖、草澤湖、冷湖、阿薩巴斯卡湖中湖紅點鮭(Salvelinusnamaycush)體內TCEP的0.03 ng·g-1(以濕質量計)[96]。因此OPFRs污染濃度大致范圍為0.03 ng·g-1(以濕質量計)～31 861 ng·g-1(以單位脂質質量計)。歐洲地中海西北部利翁灣東部的馬賽灣中捕獲的浮游動物中，共檢測了9種OPFRs，發現OPFRs總濃度范圍為0.4～4.6 μg·g-1(以干質量計)，其中TDCP(濃度最高達2 610 ng·g-1(以干質量計))是主要檢出成分，同時發現更小型的浮游生物(150～500 μm)更容易累積OPFRs的污染，可能是由于其表面積與體積比例大，這導致其可從周圍介質中快速吸收污染物，由于浮游動物是海洋食物網的基礎，不能排除OPFRs對較高營養層級生物的負面影響[92]。在Bekele等[91]對萊州灣的調查中，檢測了海洋中10種魚類和9種無脊椎動物的肌肉和軟組織的OPFRs，OPFRs的總濃度范圍分別為21.1～3 510 ng·g-1(以單位脂質質量計)，其中高營養級的魚類(296～3 510 ng·g-1(以單位脂質質量計))的OPFRs污染程度略高于無脊椎動物(21.1～2 840 ng·g-1(以單位脂質質量計))，底棲魚類(833～3 510 ng·g-1(以單位脂質質量計))和遠洋魚類(296～2 120 ng·g-1(以單位脂質質量計))相比較，發現底棲魚類比中上層魚類在體內更容易累積OPFRs；通過數據統計分析發現，隨著OPFRs親脂性、疏水性的增加，其生物積累因子也會顯著地線性增加，表明脂質含量是影響OPFRs生物蓄積潛力的一個重要因素；又通過計算OPFRs的營養級放大因子(TMF)，發現其范圍從1.06到2.52，均大于1，說明OPFRs在海洋食物網中具有一定生物放大潛力。

以上研究證明了OPFRs在海洋環境中的污染現狀和生態風險潛力，但因為檢測技術限制，很多研究能夠檢測到的OPFRs種類不盡相同，且未有明確的標準來衡量檢測的污染豐度和程度。此外，這些化學物質在生物體內的分配、轉化和環境中的累積、轉化和降解等作用機制以及相關生態風險評估研究，食用海產品對人類健康的潛在風險等問題還需要進一步關注和探究。

6 有機磷阻燃劑毒性效應(Toxic effects of OPFRs)

Saeger等[97]在1979年首次報道了OPFRs可以在不同水生生物中積累，在鰓、腎、肝、大腦和肌肉組織中都可能發生生物蓄積，不僅會影響到正常的生命活動，而且會通過生物富集、吸附其他污染物等方式對生物造成多種不良影響，例如急性和慢性毒性[98]、發育毒性[99]、生殖毒性[100]、內分泌干擾[98]、器官毒性[101]、神經毒性[102]、氧化應激[103]、免疫毒性[100]、呼吸代謝毒性[104]、行為毒性[105]、抑制光合作用和基因毒性[99]等。同時廣泛分布且多種多樣的OPFRs在不同營養層級的生物中積累，通過食物網和食物鏈產生生物放大效應，進而危害到人類自身的安全。因此了解OPFRs在海洋環境中的生物累積以及短期和長期毒性效應對于評估其對人類的風險至關重要。

6.1 急性和慢性毒性

皮天星等[98]使用TCPP對斑馬魚進行暴露，發現斑馬魚成魚和胚胎在96 h的半致死濃度(LC50)分別為47.06 mg·L-1和26.01 mg·L-1，且成魚對TCPP的耐受性要遠高于胚胎；在濃度為5 mg·L-1的TCPP的暴露12 d后，斑馬魚成魚出現了部分死亡的現象，而在TCPP濃度為1 mg·L-1暴露組別中，雖未出現死亡現象，但出現了明顯的中毒癥狀如游泳速度減緩、沉底和呼吸減緩等。海洋青鳉魚(Oryziasmelastigma)從胚胎到成魚階段都暴露于50 μg·L-1的TPHP，其存活率顯著下降了約10%[99]。

6.2 發育毒性

斑馬魚胚胎暴露在TCPP中96 h后，其胚胎的正常發育受到影響，部分出現畸形，且隨著濃度升高(31.1 → 46.7 mg·L-1)，畸形率(10.0% → 80.0%)也隨之升高，同時部分仔魚脊柱發生彎曲，輕度彎曲的仔魚雖能夠游動但無法保持身體平衡，重度彎曲的雖有心跳但基本失去了游泳能力，推測是因為TCPP干擾了成纖維細胞生長因子家族從而影響了脊柱的正常發育[98]。海洋青鳉魚F0代及其后代F1分別都從胚胎受精后2 h至140 d暴露于TDCIPP(200 g·L-1)和TPHP(50 g·L-1)中，發現TDCIPP和TPHP均顯著引起青鳉魚幼魚的胸鰭異常，畸形表現為胸鰭的彎曲和扭轉，且F1代表現得更為敏感，成魚階段均出現顯著的脊柱彎曲；受試魚的胸鰭長度和體長在TDCIPP、TPHP影響下均減少，且TDCIPP影響更顯著；又檢測了骨發育相關基因的表達，發現TDCIPP處理的F0和F1代中bmp2、bmp4和runx2的表達均顯著上調，而在TPHP處理組，F1代中這些基因的表達顯著下調，但對F0代無明顯影響，這些結果也都驗證了TDCIPP和TPHP的骨發育毒性[99]。

6.3 生殖毒性

性成熟的斑馬魚暴露于0～5 mg·L-1的TCPP中14 d后，觀察到雌魚卵巢的芳香化酶活性顯著升高，雌、雄魚肝臟的卵黃蛋白原(VTG)含量都顯著升高且高于正常水平，從而影響其體內卵母細胞正常發育，造成精子發育異常、第二性征的退化、性行為頻率降低和性反轉等負面影響[98]。在紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，雌雄貽貝中的用于維持鞭毛和精子活力的不溶性彈性結構蛋白表達均上調，影響精子發生的類魚精蛋白PHI-3也顯著上調；而雄性貽貝中調節精子運動的大部分相關蛋白均上調；雌性貽貝中的ADP、ATP載體蛋白及3-磷酸甘油脫氫酶的表達也受到TCPP暴露的影響，從而影響生殖細胞的能量代謝，紫貽貝的正常生殖活動因此受到顯著影響[100]。

6.4 內分泌干擾

斑馬魚胚胎暴露在TCPP(0～1.0 mg·L-1)中14 d后，發現其下丘腦中促性腺激素釋放激素的調控基因如GnRH等表達量與對照組相比均表現為負調控(雌魚)和無變化(雄魚)，而腦垂體促性腺激素受體ER和ER2則主要表現為正調控，從而導致內分泌系統的紊亂[98]。鐘鳴宇[100]發現雄性紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，其精巢內卵黃膜透明帶結構域蛋白及卵黃層溶素受體蛋白表達上調，然而這2種蛋白應只在雌性的卵細胞上表達，證明了TCPP對雄性紫貽貝生殖系統的內分泌干擾作用。

6.5 器官毒性

成年的雄性斑馬魚暴露于1 mg·L-1的TDCIPP共4 d，通過RT-qPCR分析3個肝臟毒性的生物標志物基因gclc、gsr和nqo1的表達情況，發現其表達均因TDCIPP暴露而被誘導上調出現肝臟毒性，且組織學觀察到肝細胞凋亡和空泡化；Tg(fabp10a:DsRed)轉基因斑馬魚被用來進一步評估TDCIPP對肝臟大小的影響，發現肝臟大小在1 mg·L-1的TDCIPP的處理下顯著增大，且其肝臟的中性粒細胞顯著增加，進一步證明了肝臟炎癥的發生[101]。斑馬魚2～72 hpf(hours post fertilization)胚胎暴露于0.1 mg·L-1的TPHP和甲苯基二苯基磷酸酯(cresyl diphenyl phosphate, CDP)中，出現了顯著的心動過緩、心肌減少和心臟循環阻滯，同時心肌細胞的發育也受到顯著影響，在0.5 mg·L-1的TPHP和CDP暴露下又對心臟發生中關鍵轉錄調節因子的表達進行了測定對比，結果表明BMP4、NKX2-5和TBX5表達受到顯著抑制，進一步驗證了OPFRs的心臟毒性[106]。

6.6 神經毒性

將5月齡的許氏平鲉(Sebastesschlegeli)暴露于100 nmol·L-1TCPP中15 d，采用基于iTRAQ的蛋白質組學研究后，發現受試魚涉及神經遞質分泌、水平調節、信號釋放、突觸信號傳導和膽堿能突觸的幾種蛋白質均受到顯著影響，突觸蛋白-Ⅰ顯著下調，而α-氨基-3-羥基-5-甲基-4-異唑受體(AMPAR)、神經細胞黏附分子(NCAM)和神經鈣蛋白(ND)則顯著上調，導致神經傳遞失調，而與神經發育相關的幾種蛋白質如磷脂酰肌醇結合網格蛋白組裝蛋白(PBCAP)和二氫嘧啶酶樣9(DPYSL9)顯著受到抑制，從而引起神經毒性及發育障礙[102]。紫貽貝(Mytilusgalloprovincialis)暴露于10 g·L-1的TDCPP中28 d，發現在7 d和28 d 2次取樣時其體內的神經傳導關鍵性酶AChE活性均顯著下調，而與神經遞質分析有關的受體型酪氨酸蛋白磷酸酶N2(PTPRN2)在暴露7 d時出現顯著下調，都反映了TDCPP對紫貽貝的神經毒性[107]。

6.7 氧化應激

Arukwe等[103]采用半靜態毒性試驗的方法將大西洋鮭幼魚(Salmosalar)暴露于3種不同濃度(0.04、0.2和1 mg·L-1)的TBOEP和TCEP中7 d，通過實時熒光定量PCR(qPCR)測定氧化應激(谷胱甘肽過氧化物酶(GPx)、谷胱甘肽還原酶(GR)和谷胱甘肽S-轉移酶(GST))和脂質過氧化(過氧化物酶體增殖物激活受體(PPAR))的相關基因的表達，發現肝臟中GR顯著降低，但GPx、GST表達和硫代巴比妥酸反應物(thiobarbituric acid-reactive substances, TBARS)水平顯著增加，脂質過氧化量度的TBARS持續升高，說明TBOEP和TCEP誘導了大西洋鮭幼魚的氧化應激，從而產生ROS，并調節生物體內的脂質過氧化過程。紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，其血細胞凋亡水平、ROS、SOD和MDA含量都顯著升高，證明高濃度TCPP暴露引發了紫貽貝的氧化應激[100]。三角褐指藻(Phaeodactylumtricornutum)暴露于(4 mg·L-1)TDCPP中24 h，發現相較于對照組，細胞中的ROS、MDA水平、GPx和GR活性都顯著增加，還原型谷胱甘肽/氧化型谷胱甘肽(GSH/GSSG)值顯著下降，說明TDCPP顯著引誘了藻細胞的氧化應激[105]。

6.8 免疫毒性

鐘鳴宇[100]對紫貽貝進行了42 d的TCPP暴露(10、100 nmol·L-1)實驗，檢測了貽貝血細胞的免疫相關基因C-type lysozyme(CLYZ)及G-type lysozyme(GLYZ)，這2個溶菌酶基因均因為TCPP的暴露而表達量下調，表明TCPP抑制了免疫反應；其他有間接或直接聯系的免疫相關基因(Caspase2、Caspase8、BD6、Mytimacin、Galectin、PGRP、MyD88、TLR2、LITAF和Jun-like)在長期的暴露后，均受到顯著影響，即TCPP(尤其是高濃度)可以調控紫貽貝的免疫應激反應；而后在100 nmol·L-1的TCPP處理42 d后的雄貽貝中，整體組織內的MgC1q蛋白及類apextrin蛋白1表達均呈下降趨勢，進一步驗證了TCPP對紫貽貝的免疫系統的抑制作用。

6.9 呼吸代謝毒性

Deng等[104]將厚殼貽貝暴露于TCPP(100 μg·L-1)共14 d，測量對比了鰓組織中丙酮酸激酶(PK)、己糖激酶(HK)、乳酸脫氫酶(LDH)、琥珀酸脫氫酶(SDH)活性和肌肉組織中的乳酸(LD)含量，發現均出現了顯著差異，說明高環境污染濃度的TCPP可以嚴重影響海洋雙殼類的呼吸代謝。

6.10 行為毒性

雄性紫貽貝暴露于TCPP(100 nmol·L-1)42 d后，其整體組織內的主要作用于閉殼肌和殼連接的類轉凝蛋白4、富絲氨酸介殼肌蛋白1、類膠原蛋白1及7表達均出現下降，但線粒體磷酸載體蛋白作為物質運輸關鍵蛋白的表達則上調，說明TCPP損害了貽貝的能量供應和物理連接，進而影響到殼的正常開合[100]。

6.11 抑制光合作用

三角褐指藻(Phaeodactylumtricornutum)在暴露于4 mg·L-1的TDCPP中24 h后，發現其葉綠體中的葉綠素a、葉綠素c、光系統Ⅱ最大光化學量子產量(Fv/Fm)和光合電子傳遞速率(ETR)的含量均顯著下降，并且觀察到葉綠體明顯膨脹、層狀結構明顯扭曲，說明TDCPP可以破壞葉綠體結構，抑制光合作用反應的發生[105]。

6.12 基因毒性

OPFRs在海洋青鳉魚[99]的發育毒性、斑馬魚[101, 106]的器官毒性和紫貽貝[100]的免疫毒性中均表現出對基因或DNA及其表達的損傷和影響。

OPFRs種類繁多且物化特性不一致，全世界學者們對單個甚至多個OPFRs的生物毒性及其毒性機制研究可以提供理論支持和預警作用，但針對OPFRs的生物積累、生物放大行為、代謝機制、食物鏈及子代傳遞的研究仍然較少。因此，需要更多的研究來闡明OPFRs的相關生態環境風險及評估。

7 微納米塑料和有機磷阻燃劑的聯合毒性效應(Joint toxicity of micro-nano plastics and OPFRs)

海洋中的微納米塑料都是高分子聚合物，具有較高的疏水性，由于生產原料、密度(0.9～2.3 g·cm-3)不同，破碎過程和老化作用等導致其形狀、比表面積和有效吸附位點各異，因此吸附有機污染物的能力不同[25]。納米塑料相較于微塑料粒徑更小，比表面積更大，有效吸附位點更多，通常吸附有機污染物的能力更強[108]。例如Wang和Wang[109]對比研究了3種比表面積不同的微塑料(HDPE > PS > PVC)對有機污染物多環芳烴芘(Pyr)的吸附，發現吸附能力隨著比表面積減少而降低。但Wang等[110]在研究中發現納米級微塑料的聚集性降低了其比表面積和吸附能力，即有效吸附位點減少導致納米級PS對菲的吸附量顯著低于微米級PS。

微納米塑料上吸附著各類有機污染物，其吸附往往受到分配作用、表面吸附、交互作用和其他微觀機制的共同驅動，其中分配作用和表面吸附是2種最主要的作用機制[25]。分配作用是有機物在親水相和疏水相之間的一種分配過程，主要取決于固體顆粒中疏水相的含量[111]，對于微納米塑料，非離子型的有機污染物可通過溶解作用分配到微納米塑料中，達到分配平衡之后，其吸附等溫線為直線[25]。表面吸附作用指的是固體表面有吸附水相中溶解性有機污染物或膠體物質的能力，可分為通過分子間相互作用力吸附的物理吸附和通過化學作用生成化學鍵而引起吸附的化學吸附。環境有機污染物分子在微塑料上的表面吸附以物理吸附為主，其中疏水作用和靜電相互作用是主要的作用機制，氫鍵和π-π相互作用影響次之[25]。

微塑料對有機污染物的吸附作用受到多種吸附機理的共同影響，微納米塑料本身的疏水性、表面電負性和含氧官能團，有機污染物的極性強弱，以及環境中溶液的酸堿性都可以影響微塑料與有機污染物的表面相互作用，同時也隨著環境因素(pH、溫度、鹽度、溶解性有機物(POM)和塑料老化程度)的變化而改變[25]。

海洋環境中的微納米塑料和有機污染物OPFRs普遍存在，各種相互作用后OPFRs吸附到微納米塑料表面，形成復雜的污染物混合體系。例如Zhang等[112]模擬了100 mg·L-1的PA對TDCIPP(200 μg·L-1)吸附過程，發現TDCIPP在老化PA上的平衡吸附能力(0.789 mg·g-1)遠遠高于原始PA上的吸附能力(0.363 mg·g-1)，通過FTIR表征研究吸收峰差別，發現TDCIPP主要通過氫鍵的形成結合在原始和老化的PA上。而在解吸方面，TDCIPP相較于原始PA更難釋放，污染物與PA的疏水作用在海洋生物體內很容易被腸道成分(如消化酶)破壞，而自然老化后PA上親水配體的富集抑制了疏水結合，加強了與TDCIPP的極性相互作用，阻止了TDCIPP的解吸[112]。微納米塑料與OPFRs的復合污染物與實際環境中的多種污染共存的現象相契合，并通過海洋食物網和食物鏈傳遞和遷移，對整個海洋生態系統乃至人類造成潛在的生態污染風險。微納米塑料和OPFRs的二者吸附效果程度和復合毒性效應受到多種因素影響，且聯合毒性為加劇還是緩解仍有待進一步的研究論證(表5)。

7.1 加劇效應

Wang等[113]將牟氏角毛藻(Chaetocerosmeülleri)暴露于40 mg·L-1的約4 μm PS微球和3.2 mg·L-1的TPHP中96 h，發現復合暴露顯著增加了ROS水平，并且ROS水平顯著大于PS、TPHP單獨暴露組，引起了更嚴重的氧化應激；但24 h的PS+TPHP組ROS水平遠低于TPHP組、PS組，推測是由于TPHP吸附到PS上，在短時間內減少了它們與藻類細胞的直接接觸。

Zhao等[114]將斑馬魚成魚F0暴露于PS(約40 nm，10 mg·L-1)和TDCIPP(2.64、12.78 μg·L-1)120 d，后代F1由受試魚F0代交配得到，在吸附實驗中發現24 h時，10 mg·L-1PS可以吸附約35.74%的12.78 μg·L-1TDCIPP，檢測結果表明納米PS可顯著加劇TDCIPP在F1代中的生物轉移積累而引起跨代毒性，推測是由于PS吸附TDCIPP，并成為其載體，且這種復合污染物在生物體內代謝困難，同時觀察到F1的死亡率、孵化率、畸形率和體長在聯合暴露之后相較于單獨暴露組顯著降低，說明發育受到了顯著的抑制；在F1代幼魚中的母體來源的甲狀腺激素(THs)顯著降低，說明PS的存在增強了TDCIPP誘導F1代甲狀腺功能退化，可能歸因于經聯合暴露的F0代中轉甲狀腺素蛋白基因(ttr)轉錄顯著下降導致THs水平降低；同時聯合暴露組的F1和F0代中甲狀腺球蛋白(tg)和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸轉移酶基因(ugt1ab)的轉錄和翻譯均顯著上調，說明受試魚通過負反饋循環的啟動以補償血漿中低水平的THs，且在F1中THs結合蛋白轉甲狀腺素蛋白(TTR)表達因聯合暴露而進一步下降，進一步驗證了聯合暴露誘導THs的合成、運輸的跨代毒性和對甲狀腺的跨代干擾毒性；值得注意的是，雌魚相較于雄魚的TDCIPP總生物累積量顯著更高，這可能與其體內更高的脂質含量有關，復合暴露顯著下調雌魚肝臟中Ⅰ型脫碘酶基因(dio1)的表達，但上調了Ⅱ型脫碘酶基因(dio2)的表達，而對雄魚中dio1和dio2的轉錄無顯著影響，說明PS和TDCIPP的共同暴露引起了性別特異性基因轉錄反應。

何君儀[115]也選取了斑馬魚來探究微納米PS微球(46 nm、5.8 μm)和TPP的聯合毒性，發現斑馬魚胚胎在復合暴露于(1 mg·L-1)PS+(700、900 μg·L-1)TPP中4 d后，與單獨暴露相比其致死率、致畸率和孵化抑制率都顯著升高；而后受試魚暴露于PS(1 mg·L-1)+TPP(100 μg·L-1)中7 d后，甲狀腺激素和卵黃蛋白原(VTG)水平都顯著升高，即復合暴露顯著增強了甲狀腺和生殖毒性，且納米PS和TPP混合體系毒性更強；又通過(2 mg·L-1)PS+(80 μg·L-1)TPP的混合來暴露成魚21 d，發現聯合暴露相較于單獨暴露，加劇了氧化損傷，使得卵巢和精巢發育受到顯著抑制，其繁殖相關指標累積產卵量、平均產卵量、產卵次數、受精率和孵化率也都顯著下降，且VTG水平、性激素(雌二醇(E2)濃度、睪酮(T)濃度、E2/T值)都受到了顯著影響，即PS和TPP的聯合毒性顯著影響了內分泌系統并造成生殖毒性。相較于納米PS，微米級PS和TPP的復合體系造成的生殖毒性更強，其造成了更差質量的胚胎，各指標下降更加明顯；同樣發現在面對復合污染時，雄魚對卵黃蛋白原和性激素變化的響應比雌魚更靈敏。

Zhang等[116]選用了模式生物斑馬魚，探究PA(17.4 μm)和TDCIPP(0.4、2和10 μg·L-1)復合污染體系的毒性效應，在吸附實驗中發現TDCIPP和PA主要通過氫鍵形式結合，其平衡吸附容量為0.0363 mg·g-1；斑馬魚成魚F0在PA(100 μg·L-1)和TDCIPP的共9個組合中暴露4個月并交配得到F1，發現PA+TDCIPP組在受試魚體內的總累積量顯著高于TDCIPP組，說明PA對TDCIPP在斑馬魚體內產生了生物積累的載體效應，且F1代體內中聯合暴露組的TDCIPP累積量最高，也證明了PA介導了TDCIPP的跨代轉移；PA+TDCIPP的共同暴露在腸道中引起明顯的氧化損傷和功能損傷，包括增加SOD活性和MDA含量，同時降低GSH、D-乳酸、腫瘤壞死因子α(TNF-α)、白細胞介素-6(IL-6)含量，又通過切片病理學觀察驗證了聯合暴露加劇腸道損傷，如絨毛變性、上皮細胞脫落、肌層變薄、杯狀細胞增殖和紊亂，透射電子顯微鏡(TEM)觀察也顯示共同暴露會導致顯著的腸道超微結構損傷，包括腸道微絨毛的短小和稀疏、線粒體收縮和內質網的松散。相較于對照和TDCIPP組，PA+TDCIPP組F1代中觀察到顯著更高的孵化抑制率、畸形率、死亡率、卵黃中的總甘油三酯和總膽固醇含量，卵黃合胞體層(YSL)的中性脂質的不良沉積(主要是甘油三酯)明顯加劇，且幼魚中腸下靜脈叢(SIVP)血管明顯較少，SIVP長度明顯更短，體質量、體長度顯著降低，共同說明PA增強了TDCIPP的跨代毒性；qPCR分析結果顯示在PA+TDCIPP聯合暴露組，與TCA循環和不飽和脂肪酸生物合成相關的途徑被顯著抑制，且代謝組學研究表明有9個代謝標志物(長鏈不飽和脂肪酸(LCPUFAs)等)顯著下調，ATP含量也最低，卵黃中與脂質包裝和運輸相關的基因cel.2、apoa1a、apoba、mttp和soat2表達均受到顯著抑制，都驗證了PA加劇了TDCIPP暴露親代后引起幼魚的能量短缺、生長減緩、代謝紊亂和抑制卵黃營養物質吸收[116]。

Deng等[117]將5周大的雄性小鼠(Musmusculus)暴露于TCEP(10、100 μg·L-1)、TDCPP(10、100 μg·L-1)和PE(0.5～1 μm、2 mg·L-1即3.7×108items·L-1)微球、PS(0.5～1 μm、2 mg·L-1即3.7×108items·L-1)微球的4個復合體系中90 d，發現與TDCPP組相比，TDCPP+PE組的SOD和CAT活性顯著增加，TDCPP+PS/PE組乳酸脫氫酶(LDH)表達水平也都顯著上調，證明了聯合暴露更顯著影響了氧化應激和能量代謝；而與TCEP組相比，TCEP+PE組AChE表達顯著下調，說明PE加劇了TCEP的神經毒性；最后通過代謝組學分析證明了微納米塑料PE、PS顯著增強了OPFRs(TDCPP、TCEP)對氨基酸代謝、脂質代謝和能量代謝的影響。

楊苑鈺[118]則使用了人體肝癌細胞(HepG2)探究PS微球(50 μg·mL-1)和TPHP(10、50、100、200 nmol·mL-1)的聯合毒性，HepG2細胞暴露于TPHP+PS(70 nm、1 μm)3種組合中24 h，發現PS介導了TPHP的毒性效應，加劇了ROS產生、線粒體膜電位下降和LDH釋放率增加，從而引起氧化應激和線粒體功能紊亂，造成更嚴重的細胞凋亡；同時發現納米級塑料顆粒和TPHP的細胞復合毒性明顯高于微米級塑料顆粒和TPHP。

7.2 緩解效應

在Wang等[113]的PS和TPHP的復合暴露實驗中，發現復合暴露對藻細胞生長產生明顯的抑制作用，但其抑制作用介于2組單獨暴露之間(TPHP>PS+TPHP>PS)，而在吸附實驗中發現PS與TPHP明顯發生了吸附作用，培養基中TPHP的濃度顯著降低，并且吸附之后可能會增強PS(zeta電位負值變得更大)和藻類細胞之間的靜電排斥而減少它們之間的直接接觸，說明了PS的加入可降低TPHP對藻細胞生長的毒性；藻細胞中葉綠素a含量檢測的結果與細胞密度結果一致，推測是PS在短時間暴露時因其遮蔽效應不僅增加了葉綠素a含量和Fv/Fm值，而且有利于藻類在短時間內更適應強光以維持光合作用，但高濃度的TPHP暴露顯著減少了葉綠素a含量和Fv/Fm值，從而抑制了細胞的光合作用，而兩者的聯合暴露中PS可以緩解TPHP對光合作用的抑制作用；又通過熒光偏振測量了細胞膜的流動性，發現暴露處理后細胞畸形的影響結果也與細胞密度結果一樣，即TPHP比PS引起的細胞膜損傷更嚴重，但PS可以減少TPHP引起的細胞膜損傷。

Ma等[119]選取海洋輪蟲褶皺臂尾輪蟲(Brachionusplicatilis)來探究PS微球(1 μm)和TCEP的聯合毒性，在環境濃度(20 μg·L-1PS、100 μg·L-1TCEP)和高濃度(2 000 μg·L-1PS、65 mg·L-1TCEP)暴露15～22 d，發現(100 μg·L-1、65 mg·L-1)TCEP組的輪蟲種群增長率均顯著降低，但PS的加入均使得環境和高濃度的復合暴露組的種群增長率逆轉回正常水平；相同的結果也出現在高濃度復合暴露的MDA水平上，65 mg·L-1TECP使得輪蟲的MDA水平顯著上調，但2 000 μg·L-1PS的加入使得MDA水平恢復正常，即緩解了氧化應激；推測是因為PS和TCEP復合污染物的尺寸較大，其團塊無法迅速穿過輪蟲表皮表面，團塊不能以明顯的速度穿過輪蟲的表皮表面，無法提高TCEP的生物利用度從而降低生物積累并降低毒性。而后又通過轉錄組學測序發現參與DNA錯配修復和減數分裂重組的MutS Homolog 5 (MSH5)的同源基因“TRINITY_DN2622_c0_g1_i1_1”在TCEP和PS+TCEP中均被顯著下調，而復合暴露組則上調了MSH5另一個同源基因“TRINITY_DN4098_c0_g1_i1_2”的表達來緩解DNA損傷；另外2個直接或間接參與跨膜蛋白家族合成的基因Cyp和GST的表達在復合暴露組被顯著上調，以此來促使跨膜蛋白主動排除異源物質來降低毒性[119]。

Zhang等[120]將海洋青鳉幼魚(14 dph(days post hatching))暴露于方形PS(1 μm，20 μg·L-1即1.9×107items·L-1；PS、PS-COOH(羧化)、PS-NH2(胺化)3種形態)和TPHP(20、100 μg·L-1)的復合體系7 d，輪蟲在暗環境面對3種微塑料單獨暴露，運動并未發生顯著改變，但在100 μg·L-1TPHP的影響下運動持續時間和距離均顯著減少，但PS加入后其運動持續時間和距離即運動活力恢復到與對照組相同水平；通過qPCR分析發現暴露于TPHP+PS后，輪蟲中5個基因(cox2、ATPase、six3、pax6和sws2)的轉錄表達水平和TPHP組相比被逆轉至正常水平(相較于對照組)，表明TPHP在PS存在下引起輪蟲的炎癥反應(cox2)、眼睛發育(six3、pax6)和感光視蛋白發育(sws2)抑制得到了一定程度的緩解；在TPHP+PS-COOH暴露期間，lws的轉錄表達水平顯著提高(相較于TPHP組)，升高的lws水平可在一定程度上彌補低水平的sws2轉錄物(TPHP和TPHP+PS-COOH組均較低)，以此來補償視網膜光敏感性的損失，有助于輪蟲恢復正常運動；相似地，發現所有暴露組的SOD水平均被顯著提高，但僅TPHP+PS-NH2組的CAT轉錄表達水平顯著降低，可一定程度上拮抗高水平的SOD以維持ROS的穩態，緩解氧化應激引起的活力降低。這說明PS和THPH的復合暴露減輕了對輪蟲的毒性，推測是由于二者復合物體積較大，不易滲透到組織中，導致TPHP的生物利用度顯著降低；同時強調了微納米塑料物化性質(zeta電位)、團聚行為等對其與OPFRs的團聚形成以及復合毒性有顯著影響[120]。

Zhang等[116]在PA和TDCIPP實驗的另一部分加入了光老化的PA(9.2 μm，100 μg·L-1)，檢測了相同指標，老化PA對TDCIPP的平衡吸附容量(0.789 mg·g-1)遠高于PA(0.363 mg·g-1)，并且極性相互作用增強，復合污染物體系解吸更加困難；老化PA+TDCIPP組的TDCIPP在受試魚體內的總累積量顯著低于PA+TDCIPP組，并與TDCIPP組無顯著差異，說明老化明顯減輕了PA對TDCIPP載體效應和生物利用度，且聯合暴露組F1代體內的TDCIPP累積量最低，也證明了PA緩解了TDCIPP的跨代轉移；在腸道的氧化損傷和功能損傷方面，老化PA+TDCIPP組相較于PA+TDCIPP引起的負面影響明顯減弱，大部分影響與對照組無顯著差別，同樣的減弱損傷影響也在病理學切片和TEM觀察中得到驗證，因此老化PA和TDCIPP對腸道聯合毒性的減弱，可進一步減少性腺和F1代中TDCIPP的生物累積。相較于TDCIPP+PA組，老化PA的加入使得對F1代的生長抑制和卵黃腫脹的發生率、YSL的不良沉淀顯著減低，孵化抑制率、畸形率、死亡率、SIVP血管減少、SIVP長度變短、體質量、體長降低、總甘油三酯和總膽固醇的上調均得到了一定程度的緩解，說明老化PA減弱了TDCIPP的跨代毒性；qPCR分析F1代結果顯示，老化PA+TDCIPP組中與TCA循環和不飽和脂肪酸生物合成相關的途徑抑制作用相對于TDCIPP組和PA+TDCIPP組均有顯著緩解，代謝組學研究也發現僅有4個LCPUFAs下調，ATP含量并未有明顯變化，卵黃營養物質吸收的相關基因表達水平顯著恢復，共同驗證了老化PA的加入緩解了TDCIPP對生長能量代謝的跨代影響[116]。

8 總結展望(Conclusion and prospect)

微納米塑料和OPFRs現如今都廣泛分布于海洋環境中，易被各種海洋生物誤食攝入，通過生物累積引發的毒性效應不僅源于其本身，還源于二者吸附結合后和對周圍環境中其他污染物的吸收富集后構成的復雜污染物體系，并且后續可能通過食物鏈和食物網傳遞、生物累積和生物放大后造成生態風險。目前對于微納米塑料吸附OPFRs并造成復合毒性的毒理學研究尚處于起步階段，相關研究文獻和參考數據相對較少，本文通過總結現有的關于微納米塑料和OPFRs復合后造成的聯合毒性的文獻，闡明了二者復合后可加劇或緩解毒性效應，未來應進一步加強具有環境特征和濃度的微納米塑料和OPFRs的吸附結合以及其對海洋漁業生物等的影響研究，以此來詮釋二者結合的潛在風險和毒性機制，評價其對海洋生態環境系統乃至人類健康的潛在風險。

未來研究應該著重考察以下幾個方面：

(1)微納米塑料和OPFRs的相互作用和聯合毒性作用機制十分復雜，受到微納米塑料自身(如尺寸大小、類型、濃度、老化程度和表面官能團等)及OPFRs的理化特性、受試生物和暴露環境等多重因素的共同影響。過往的相關研究因條件和技術限制往往只關注一個方面或某幾個環節(例如僅關注吸附行為或聯合暴露的毒性影響)，對于二者復合污染體系的系統性研究較少。二者間的吸附作用機制機理方面的深入研究仍存在較大空白，應進一步關注兩者的環境行為(兩者在暴露環境的穩定性、物化性質和形態轉換、進入生物體內的吸附和解吸等)，從而揭示微納米塑料載體作用和二者復合后加劇或緩解毒性作用的機制機理。

(2)目前關于微納米塑料的生態毒理研究基本上采用的是初級微納米塑料，但在實際海洋環境中，初級微塑料在總的微塑料中占比較低，在海浪、紫外線和微生物等分解、破碎和降解作用下產生的次生微納米塑料才是自然環境中微塑料主要組分，其表面官能團、親疏水性和比表面積等都會發生顯著改變，此外，其表面長期形成的生物膜會使得微塑料本身理化性質發生巨大變化，這些現有工作中被忽略的條件可能會很大程度上改變其和OPFRs的相互作用進而加強或減弱二者的聯合毒性。因此建議未來研究可以更多采用模擬次生微納米塑料或環境中老化降解的微納米塑料(尤其是被生物膜附著)，盡量避免集中使用PS或球形標準品，以提供更科學全面的環境相關的微納米塑料污染的理論支撐。同樣地，關于OPFRs的催化降解方面的理化性質變化也應得到一定的關注。

(3)目前大多數關于微塑料和OPFRs的毒理實驗，多使用高濃度的污染物來進行短期急性暴露，高濃度的污染物濃度與自然海域環境中的污染程度相差了幾個數量級，這對當下乃至22世紀的微塑料現實污染問題而言意義并不大；而大多數實驗的暴露時間設置區間為96 h～120 d，這與自然海域中貝類、魚類和棘皮類等經濟品種的養殖生長周期的1～2 a(甚至更長)的時間尺度相比明顯較短。因此目前的室內高濃度、短時間的暴露實驗不能夠準確反映出自然狀態下海洋中的微納米塑料和OPFRs污染造成的生物毒性效應，未來的實驗研究能夠模擬還原自然海域狀態下的污染情況。

(4)聯合毒性研究目前所選用的受試生物相對集中和單一，以模式生物斑馬魚、貽貝、青鳉和藻類為主，且大多數實驗研究了污染物對受試生物的生理毒性效應(如消化、免疫和神經毒性等)，一定程度上忽略了性別差異帶來的毒性差別，也未能詮釋微納米塑料和OPFRs污染物復合體在食物網和食物鏈中的傳遞以及在不同營養層級上的生物累積和生物放大作用。同時因研究視角相對狹窄，忽略了這一類環境污染物是一個全球問題，與現如今我們關心的糧食和食品安全問題聯系較少，從而無法全面、系統、科學地評估二者聯合毒性以及其對人類健康和海洋環境的潛在風險。

綜上，未來對于微納米塑料、OPFRs等新興污染物的環境毒性學研究方向，應在致毒機制與機理、材料制備與選擇、實驗時空尺度、受試生物和實驗視角等方面進行更加深入、細化的研究。