2025, Vol. 46
2. 江汉大学环境与健康学院, 武汉 430056
2. School of Environment and Health, Jianghan University, Wuhan 430056, China
塑料制品的使用最早可以追溯到1869年. 美国人海厄特发现在硝酸纤维素（NC）中加入樟脑和少量酒精可制成一种可塑性物质, 热压下可成型为塑料制品, 命名为赛璐珞（celluloid）. 到1905年, 世界塑料产量仅有10 kt, 种类包括线型酚醛树脂（PF）、聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA）和聚氯乙烯（PVC）等, 也没有形成独立的工业部门. 随后的一百多年里, 塑料工业迅速发展, 塑料家族的成员逐渐壮大, 出现了聚酰胺类塑料（PA）、聚碳酸酯（PC）、聚四氟乙烯（PTFE）、聚甲醛（POM）和聚苯乙烯（PS）等. 1911年, 英国人马修斯制成了PS. 1926年, 美国人西蒙把PVC粉料在加热下溶于高沸点溶剂中, 冷却后意外地得到柔软、易于加工且富于弹性的增塑PVC. 1933年, 英国卜内门化工公司发明聚乙烯（PE）. 塑料的世界总产量从1904年的10 kt, 猛增至1944年的600 kt. 由于成本低廉、性质稳定而且轻便易携带, 塑料制品慢慢成为人们生活中的必需品. 2019年, 全球塑料制品产量已达到0.37 Gt, 其中仅有约10%的塑料制品被回收, 剩余的塑料制品则遍布海洋、湖泊、土壤和垃圾填埋厂[1]. 在过去的几年, 新冠疫情全球肆虐, 口罩、手套和一次性餐具等塑料制品的高需求量导致塑料制品产量持续增加[2].
由于塑料制品性质非常稳定, 在自然界中很难降解, 大量的塑料垃圾逐渐成为严重的环境问题. 塑料垃圾降解时间长达几年到几百年不等, 最难降解的PE在环境中降解需要百年以上, 一般水解和微生物降解对它都没有太大作用. 即使是由聚乳酸（PLA）或聚对苯二甲酸-己二酸丁二醇（PBAT）酯制成的可降解塑料, 在自然界中的降解也可能需要数年时间[3].
在光照、化学作用及微生物的分解作用下, 塑料垃圾慢慢碎片化, 形成更小的塑料微粒, 最后成为MPs和NPs[4]. 2004年, Thompson首次提出MPs的概念[5]. 目前学术界将粒径在5 mm以下的塑料颗粒定义为MPs, 而NPs的粒径大小却未能达到一致的共识, 部分学者认为粒径100 nm以下的塑料颗粒是NPs；另一部分学者则认为粒径在1 000 nm以下为NPs[6]. NPs与MPs的区别不仅仅在粒径上, 它们在很多方面都有显著的不同. 首先, NPs与MPs的聚集方式不同. Sun等[7]的研究表明, 在强的结构层力和布朗运动的作用下, NPs在淡水中会比较稳定, 可是在微咸水、富营养化的水和海水中容易聚集, 最后在沉积物如海底淤泥中形成聚集热点；而对于MPs, 它们的聚集受物理过程控制, 在自然水系统中很稳定并最终转移到海洋. 对于维管束植物来说, NPs和MPs的粒径大小会决定它们是否可以被吸收并进入植物体内. 植物的表皮和细胞壁使MPs很难进入其组织. NPs由于粒径小, 更容易进入植物体内. 例如, Jiang等[8]就报道了100 nm的NPs可以进入蚕豆的根部. 从毒性机制上来说, MPs主要是通过堵塞植物的营养运输通道来起作用[9]；而NPs的毒性机制则更复杂. Weert等[10]的研究表明, 与MPs相比, NPs对穗状狐尾藻和水蕴藻造成了更严重的损伤. 对于人类来说, 粒径较小的NPs可以通过呼吸的方式进入人的肺部. 微粒的空气动力学直径（AED）取决于它们的粒径和浓度, 而AED≤10 μm的低密度颗粒很容易进入人类的下呼吸道[11]. 实际上, 粒径更小的NPs不仅可以通过呼吸进入人体, 也可以通过皮肤接触的方式进入人体. Jatana等[12]发现, 护肤品中的化学添加剂可导致5.8 nm的NPs进入人类和小鼠的皮肤；Vogt等[13]的研究表明, 40 nm的NPs可以通过毛囊通路进入人体细胞. NPs由于粒径小, 可以对动物产生生殖毒性. Tallec等[14]的研究表明, NPs可以吸附在牡蛎精子表面, 降低精子的运动速度和活性, 从而干扰受精作用和随后的胚胎发育, 并最终造成胚胎畸形甚至发育停止；NPs还可以通过食物链和食物网来影响高级猎食者. Cui等[15]用NPs来暴露蚊子, 然后再用暴露后的蚊子来喂食蜘蛛. 积累在蜘蛛体内的NPs干扰了蜘蛛的生长、发育、捕猎以及繁殖. 总的来说, 相比于MPs, NPs更容易通过各种方式进入生物体的不同组织中, 潜在的毒性也更强, 毒理机制更复杂, 危害也更大.
自然环境中有MNPs存在么?如今, MPs在海产品、啤酒和饮用水中被检测到[16]. 最新的研究甚至在人类粪便、胎儿脐带血及母乳等人体样本中检出MPs的存在[17], 这表明微纳塑料（MNPs）的污染已经无处不在. 由于比表面积很大, MNPs很容易在它们的表面吸附其他有毒污染物, 如重金属、多环芳烃类化合物（PAHs）、多氯联苯化合物（PCBs）、多溴二苯醚（PBDEs）和全氟辛酸（PFOA）等[18]. 作为载体, MNPs会将这些污染物一同带进生物体内并和它们一起产生毒性效应. MNPs被生物体摄入以后, 会在生物体内积累[19]. 在鱼类等生物体内富集的MPs及污染物将直接影响到水产品的质量和安全, 增加人类暴露风险[20]. MNPs不仅可以在生物体各组织器官内累积, 甚至可以通过子代传递的方式进入子代体内, 从而影响到子代的生长和发育. 这种跨代的纳米塑料转移在无脊椎动物[21]、斑马鱼（Danio rerio）[22]和小鼠（Mus musculus）[23]中均有报道. 越来越多的研究提示MNPs可能对人体健康产生潜在的毒害作用.
为了深入了解NPs的潜在危害, 人们必须清楚它们在不同环境中的分布情况和丰度. 有的淡水区域的NPs污染情况比海洋中更严重. 在淡水中, NPs丰度为0.3~88 μg·L-1；而海水中的NPs丰度较低, 为2.7~67 μg·L-1[24]. 在渤海, NPs丰度为7.06~9.52 μg·L-1[25]；在江西抚河, NPs丰度为0.006~0.793 μg·L-1；在荷兰的瓦登海, NPs丰度为2.7~6.5 μg·L-1；在南极洲的冰块中, NPs丰度为8.3~67 μg·L-1[26]. 虽然NPs可以从它们的产生地点远距离迁移到其他地方, 某一特定区域的NPs丰度仍主要由当地的NPs产生量及附近区域NPs的丰度决定. 精确测量环境中NPs丰度, 对于了解NPs对环境的影响非常重要. 海水中含盐量更高, 而盐浓度对MPs降解的影响是复杂的. Dong等[27]的研究表明, 高浓度的盐会抑制MPs表面细菌的活动, 使MPs降解变慢. 另一方面, 在海水中, MPs的光老化过程受到胡敏酸的影响. Wen等[28]的研究表明, 在高浓度盐溶液中, 吸附在MPs表面的胡敏酸更多, MPs的光老化作用比低浓度盐溶液中更明显. Jiang等[29]从黄海南部水域取水研究MPs的污染情况, 他们发现, MPs的丰度与海水盐浓度成正相关, 但是与海水的温度没有明显的关系.
迄今, 有关NPs在生物体内分布规律的研究较为有限, 每年发表的论文数量不足50篇, 且研究结果不尽一致. 本文对NPs进入生物体的方式、在生物体内的分布以及它们对生物体的毒性效应和机制进行综述, 以期为NPs影响人类健康方面的研究提供参考.
1 纳米塑料在生物体内的分布规律 1.1 NPs进入生物体内的途径在微生物中, NPs可以通过细胞壁进入丝状真菌. 值得注意的是, 带正电的NPs可以通过细胞壁进入米曲霉菌（Aspergillus oryzae）, 但是不能进入构巢曲霉菌（Aspergillus nidulans）. 这是因为米曲霉菌的细胞壁相对来说更软, 更容易使NPs通过. Nomura等[30]的研究表明, 100 nm的氨基（—NH2）PS-NPs可以通过胞吞作用进入丝状真菌, 但是这种内吞作用和盐浓度有一定的关系. 在154 mmol·L-1 NaCl溶液中, 胞吞作用可以顺利进行；但是在5 mmol·L-1 NaCl溶液中, NPs大量吸附在真菌表面. 除此之外, NPs—NH2可以通过细胞膜进入枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）、大肠杆菌（Escherichia coli）[31]和耐辐射奇球菌（Deinococcus radiodurans）. Dai等[32]的研究表明, 80 nm PS-NPs—NH2可以有效地穿过大肠杆菌细胞膜, 但是羧基（—COOH）塑料和无修饰塑料的穿透效率却很低. 这是因为—NH2塑料表面携带正电荷, 容易与大肠杆菌细胞膜发生静电相互作用. 有趣的是, —NH2塑料进入革兰氏阳性菌和阴性菌的方式也是不同的. 进入枯草芽孢杆菌（革兰氏阳性）时, —NH2塑料会在其被膜表面形成小孔, 从而破坏其被膜；而在进入大肠杆菌（革兰氏阴性）时, —NH2塑料则不会破坏其细胞膜. 高丰度的NPs往往会造成细胞膜损伤和细胞程序性死亡. NPs会破坏细胞表面重要结构如糖蛋白和其他细胞外基质, 从而干扰细胞信号接收和传递. 较小的NPs可以通过内吞作用进入细胞. 进入细胞后, NPs可能会和重要的细胞器如线粒体和细胞核发生反应, 进而影响有丝分裂时纺锤体的形成和细胞分裂时染色体的转移. 此外, NPs还会影响细胞内体膜的运输, 从而影响表面蛋白的翻转以及信号的衰减. 即使NPs最终可以进入溶酶体, 它们也不会被轻易降解. NPs在次级内体和溶酶体中的聚集会干扰这些细胞器的降解功能, 进而影响细胞自噬[33].
种子萌发是植株生长发育的关键时期, 这个时期种子对外界刺激十分敏感. Spanò等[34]的研究表明, NPs会从水稻的根部被吸收并随后转移到芽. 这些NPs会造成根细胞超微结构损伤并影响种子萌发、幼苗生长以及根细胞有丝分裂活性. NPs对植物种子萌发的抑制作用不是恒定的. 而且, 不同种属的植物对NPs的抗性也是不同的. Gong等[35]用NPs来分别暴露意大利莴苣（Cichorium endivia）、萝卜（Raphanus sativus L.）、小麦和玉米的种子. 他们的研究表明, 不同种属的植物种子, 对NPs的敏感性不同. 在这4种植物中, 意大利莴苣的种子萌发受NPs干扰最严重. 与对照组相比, 意大利萝卜的种子萌发系数降低了18.2%~36.0%. 由于NPs的影响, 意大利莴苣和玉米的根部生长受到了严重抑制, 但是萝卜和小麦却几乎没有受到影响. 有研究中指出, NPs暴露对洋葱（Allium cepa L.）和小麦的种子萌发没有影响[36]. 这可能是因为NPs可以部分穿透种子外壳, 上调控制水吸收的基因表达.
在植物中, NPs可以通过蚕豆（Vicia faba L.）、小麦（Triticum aestivum L.）和黄瓜（Cucumis sativus L.）等植物的根尖, 随着营养物质的吸收进入体内, 并在蒸腾作用拉力的引导下, 进入其他的组织和器官. Li等[37]的研究表明, 100、300、500和700 nm的PS塑料颗粒在水溶液暴露时, 会先聚集在黄瓜植株的根部, 并随后由枝干向上转移到黄瓜叶片、花和果实. 植物的根尖分生组织是抵抗NPs的第一道防线. 根尖分生组织细胞活性很高, 细胞分裂和细胞分化非常频繁, 同时它们也对NPs等外来异物特别敏感. 在感受到外来物刺激时, 根尖分生组织会分泌大量黏液和分泌物, 使NPs等物质粘附在根尖表面. 如此, NPs便无法轻易进入植株根尖内. 可是, 仍然有少量NPs和水一起, 经过根尖细胞壁的缝隙, 到达表皮、内层皮, 随后进入木质部. 这种沿着细胞壁间隙运输而不进入细胞的运输方式叫做质外体运输. Li等[38]在小麦和莴苣（Lactuca sativa）中发现了一种NPs通过植株侧根缝隙进入植株的方式. 胞间连丝的大小是50~60 nm, 一般来说, 当NPs尺寸大于胞间连丝尺寸时, 它们便无法扩散到细胞间隙. 可是, 根尖分生组织在进行细胞分裂时会产生多孔组织, 这种多孔组织让NPs等有机可乘, 扩散进入根尖. 细胞分离时表皮细胞和侧根间会形成一些间隙, NPs可以通过这些间隙进入植株. 不过, 有关这种通过侧根缝隙进入方式的研究并不完善, 缺乏不同物种、其它粒径NPs的数据支持. Etxeberria等[39]发现, 20 nm和40 nm的塑料颗粒可以通过胞吞作用进入梧桐（Firmiana simplex）细胞和烟草（Nicotiana tabacum）细胞. 然而, 这种通过胞吞作用进入植物细胞的方式只在体外培养细胞中被验证过, 暂时还没有发现整体植株中也存在类似的胞吞作用. 聚集在植株根部的NPs会影响根的长度、相对伸长率、活性、干重以及湿重. 根部的NPs还会导致大量的活性氧产生, 使脂质过氧化、细胞膜完整性受损和有丝分裂抑制[40]. 同时, 与生长相关的基因表达受到抑制[41], 与糖代谢相关的酶活性也受到抑制[9], 这些因素共同导致植物根部的生长发育受阻. NPs会进入植株根部, 产生大量活性氧. 这些活性氧无法被抗氧化系统完全清除, 进而导致细胞膜脂质过氧化、细胞膜完整性受损和有丝分裂抑制, 最终导致根的生长发育受阻[42]. NPs还可以在植物体中聚集, 堵塞细胞壁孔隙和胞间连接, 导致营养物质的吸收和运输受阻, 从而影响植物生长发育[8]. 不仅如此, NPs还可以抑制植株生长发育调控基因的表达, 抑制碳水化合物代谢相关酶的活性, 从而抑制植株的生长和发育. 另一方面, 有一些研究报道, NPs会促进植株根部生长. 这可能是植株的一种应对策略. 为了应对NPs带来的环境压力, 植株提高了根/幼苗的比例, 从而可以大量吸收土壤中的水和营养物质. Bosker等[43]用50 nm和500 nm的塑料微球来暴露水芹（Lepidium sativum）的种子, 结果发现水芹的根部生长会受到明显的促进或抑制. 他们的研究表明, 50 nm的塑料可以显著地促进水芹根部生长；而500 nm的塑料则会显著抑制根部生长. 不过, 它们都会导致种子发芽率降低. Li等[44]将PVC-NPs混到泥土里来暴露莴苣, 结果发现暴露组莴苣根部长度、表面积和体积都显著高于对照组莴苣. 但是, 暴露组莴苣的根部活性没有发生明显变化.
除根系外, NPs还可以通过叶片吸收的方式进入植物体内. 植物叶片的正面和背面都有许多气孔, NPs由于粒径小, 可以通过气孔进入植物体内. 空气中的NPs会在大气沉降的作用下聚集在植物叶片表面, 然后集中在叶片毛状体、气孔和角质层等处. Lian等[45]的研究表明, 94 nm的PS-NPs可以通过莴苣叶片气孔到达韧皮部, 并随后转移到根部. NPs还可以通过静电相互作用吸附在植物叶片表面, 这个时候NPs表面携带的电荷和叶片表面的电荷就会起到决定性作用. 叶片表面通常携带负电荷, 那么带正电的NPs就容易聚集在叶片表面, 而带负电的NPs就会因为排斥作用而不易聚集. 韧皮部是植物运输营养物质和水的通道, 而NPs也是经由韧皮部, 在浓度压力梯度的作用下从叶片转移到根. Avellan等[46]的研究表明, Au纳米颗粒可以通过叶片进入小麦体内. 在他们的研究中, 3、10和50 nm的NPs可以通过角质层进入小麦叶片. NPs的粒径越小, 就越容易进入. 随后, NPs会转移到小麦的维管系统、嫩芽以及根部. Larue等[47]的研究则表明, Ag纳米颗粒可以进入莴苣叶片；而CuO纳米颗粒也可以通过叶片进入莴苣和卷心菜[48]. 同是纳米颗粒, 金属纳米颗粒与NPs有一些性质是相似的. 这些研究结果表明, 小颗粒的NPs可以通过叶片进入植物体内（表 1）. 叶片是植物光合作用的主要部位, 而光合作用是保证植株正常生长发育的重要过程, 且它对环境压力特别敏感. NPs对植株光合作用的抑制, 可能是因为它降低了量子产量和光系统Ⅱ反应中心的光合作用活性[49]. 但是, 也有研究报道NPs对植株光合作用没有影响, 甚至提高光合作用效率. Pignattelli等[50]的研究表明, 用PE-NPs、聚丙烯（PP）NPs和PVC-NPs暴露水芹, 会导致水芹光合作用相关色素含量升高. NPs促进光合作用可能是因为它刺激了营养物质的吸收和转化, 从而提高了碳反应的速率. 总的来说, NPs影响植株光合作用的机制主要包括细胞活性氧的聚集、合成叶绿素的蛋白酶活性抑制、光电子的转移受阻和营养物质的运输受阻等. 为了应对这种外来的不利影响, 植物进化出了相应的防御系统, 包括由超氧化物歧化酶（SOD）和过氧化氢酶（CAT）组成的抗氧化酶系统；由GSH和抗坏血酸（ASA）等组成的非酶系抗氧化物. 这些同工酶和抗氧化物协同作用, 保护植物细胞器, 减少组织受到的氧化损伤.
|
表 1 纳米塑料进入生物体的途径 Table 1 Routes through which nanoplastics enter the body of organisms |
对于水生动物来说, NPs进入它们体内的方式主要有直接摄食、通过呼吸进入鳃、体表组织吸附和捕食低营养级猎物获得这4种. Kim等[51]的研究表明, NPs可以通过营养转移, 从微藻进入到丰年虫, 再从丰年虫进入到黄花鱼（Larimichthys polyactis）的体内. 他们在黄花鱼的肠道和粪便中检测到NPs. NPs可以通过肠道、鳃或体表进入水生动物的其他组织和器官. 双壳类软体动物有两种摄食方式, 过滤摄食和沉降摄食, 而这两种摄食方式都与它们的鳃紧密联系. 一方面, NPs会吸附在鳃表面的微绒毛并进入鳃, 随后在纤毛的运动下转移到其它消化器官；另一方面, 底栖的双壳类动物会将它们的唇须伸展到河底的底层沉积物中, 唇须和纤毛运动所产生的黏液则会将沉积物中的NPs运送到唇瓣, 再随后转移到肠胃[52]. Merzel等[53]的研究表明, NPs首先会聚集在斑驴贻贝（Dreissena）鳃的纤毛食物沟, 随后它们在贻贝的消化道里可以检测到NPs的信号, 这表明贻贝并不把NPs当做外来物而拒绝. 最后NPs会聚集在贻贝的虹吸管, 一个月内都不会被排除体外. Ding等[54]用100 nm NPs对罗非鱼成鱼（Oreochromis niloticus）进行了1~14 d暴露, 他们在罗非鱼的鳃、肠道、肝和脑组织中检测到了NPs.
水生动物对MPs和NPs的摄取和排泄是不同的. Rist等[55]发现, 大型溞对2 μm MPs的摄入量是100 nm NPs的5倍. 在24 h内, 摄入的MPs和NPs并没有被完全排出大型溞, 但是有更多的MPs被排出体外. 摄入100 nm NPs的大型溞, 其饮食速率下降了21%. 由于NPs比MPs更难排出体外, 它们对大型溞的毒害作用可能也更强. Gonçalves等[56]发现, 即使NPs和MPs都可以到达双壳类软体动物的消化道, 它们随后的命运也是不同的. MPs会在胃壁纤毛的运动下转移到中肠, 并最终随粪便排出体外；而NPs则会在肠胃中保留更长时间. Ward等[57]的研究则表明, 牡蛎和贻贝类更容易摄入NPs而不是MPs. 甲壳类动物在自然进化中形成了鳃的自我清洁习性, 这个过程中微小缝隙里水和气体的交换导致粒径较大的MPs难以进入它们的鳃[58]. 很多甲壳类生物都进化出了胃磨来对食物进行机械碾磨. 摄入的食物在胃磨的剧烈翻滚作用下被碾成粉末, 然后到达刷毛过滤器. 这样, 只有那些粒径较小的NPs才可以通过并达到消化腺[59].
由于粒径很小, 纳米颗粒等可以通过呼吸的方式, 经由鼠的鼻腔呼吸道到达体内器官如脑、嗅球和肺等. Pujalté等[60]的研究表明, 20 nm二氧化钛颗粒可以通过鼻腔呼吸进入大鼠（Rattus norvegicus）的肺部, 随后随血液流动转移到其他组织器官如嗅球、脑、肝和肾. NPs也可以通过这种方式进入大鼠的体内, 而且它们可以穿过血脑屏障（BBB）, 到达大鼠的脑和肝. Liu等[61]的研究表明, 80、100和200 nm的PS-NPs都可以通过鼻腔呼吸的方式, 进入小鼠（Mus musculus）的脑部（表 1）. NPs在小鼠脑的分布主要集中在前脑嗅球、大脑和小脑. 值得注意的是, NPs—NH2更容易进入脑部, 因为它们比NPs—COOH更容易被鼻腔黏膜吸收. 聚集在动物脑部的NPs可能会诱导神经毒性. NPs对动物的神经毒性可以通过神经基因表达变化、行为学变化和生理生化活动相关物质如：CAT、丙二醛（MDA）、γ-氨基丁酸（GABA）、多巴胺（DA）、乙酰胆碱（ACH）、乙酰胆碱酯酶（ACHE）和胆碱酯酶（CHE）等的含量或活性变化来表征[62]. Wei等[63]首先实现了用单囊泡电化学的方法, 在单细胞水平检测NPs对神经细胞的毒性. 他们用PS-NPs来暴露小鼠初级神经元, 并检测到了细胞活性的降低. 通过单囊泡电化学的方法, 他们检测到了囊泡儿茶酚胺含量、胞外波峰频率、胞外神经递质单次释放含量和质膜-囊泡融合孔开关速度的降低. 他们的研究表明, NPs会造成细胞质膜区丝状蛋白复合体的损伤并改变囊泡胞吐作用的动力学模式. Shan等[64]的研究表明, 50 nm的NPs可以穿过小鼠BBB并到达大脑的小胶质细胞. 这些NPs造成了小胶质细胞的激活和小鼠脑神经元的损伤. 200 nm以下的NPs可能是通过穿过BBB从而对神经系统造成毒性；而200 nm以上的NPs可能是通过干扰脑外的其他生理生化过程如脂质过氧化等而造成神经毒性的.
1.2 NPs在生物体内的分布规律、毒性作用及影响因素进入生物体后, NPs在组织器官中分布直接决定其毒性效应. 而NPs在生物体内的组织分布与其暴露方式直接相关. 一般认为饮食暴露后NPs会通过小肠上皮细胞进入血液循环进行全身组织的重新分配, 而呼吸暴露可经由嗅球神经系统或经由肺泡细胞进入血液循环分配到各组织中, 皮肤接触由于皮肤屏障的保护相对较难进入身体. 斑马鱼因其胚胎透明, 已成为研究NPs体内分布的主要模式生物, 相关报道也最多.
在斑马鱼中, 不同暴露方式下NPs会聚集在卵膜[65]、卵黄囊[22]、口部[65]、肠道[66]、血液[67]、肝[68]、心脏[67]和鳃[69]（表 2）. 在这些组织器官中, 肠道是NPs容易聚集的场所. 在不同的暴露方式下, NPs在鱼体中的分布规律不同. Skjolding等[70]通过水溶液暴露和饮食暴露两种方式分别处理斑马鱼鱼苗. 水溶液暴露1 d后, NPs遍布鱼苗全身, 在其头部和肠道大量聚集；暴露7 d后, 头部NPs减少, 而肠道增多. 另一方面, 在饮食暴露组, NPs只会特异性地聚集在鱼苗肠道. Pitt等[71]将51 nm的PS-NPs配制成不同丰度梯度的水溶液来暴露斑马鱼胚胎, 随后发现NPs经历从卵黄囊、头部向心脏、胆囊、胰、肝和肠胃道转移的过程, 这与Skjolding等[70]的研究结果相似. NPs很容易聚集在动物的肠胃, 这可能会导致肠道粘液分泌减少、肠道壁垒功能受损和肠道细菌的丰度剧烈变化. NPs可能携带有害的菌种到肠道里, 而肠道本身存在的有益菌含量则会降低. 许多研究者用斑马鱼和小鼠研究了NPs造成的肠道菌群紊乱和相应的毒理效应如炎症反应和代谢紊乱等. Jin等[72]的研究表明, 0.5 μm和50 μm的MPs造成了斑马鱼肠道黏膜体积增大、拟杆菌和变形菌丰度显著减少和厚壁菌丰度显著增多. 除此之外, 0.5 μm的NPs还造成了斑马鱼白细胞介素和干扰素表达量升高, 即明显的炎症反应. 此外, Pitt等还发现, 51 nm的NPs可通过水溶液暴露的方式聚集在斑马鱼胚胎头部, 表明其可以穿过BBB. 在青鳉（Oryzias latipes）和其他研究中, 也有类似的结果[73].
|
|
表 2 微塑料和纳米塑料在鱼体内的分布情况 Table 2 Distribution of NPs in fish |
NPs的分布除了与暴露方式有关外, 还取决于自身物理化学性质. 环境中的NPs通过与周围物质相互作用会形成各种形状、尺寸和电荷性的纳米颗粒. 这些物理化学性质也会影响NPs的生物分布（表 3）. 实验室中可以通过官能团修饰使NPs带上正电荷或负电荷, 携带不同电荷的NPs在生物体中的聚集方式也不同. 在杜氏藻（Dunaliella tertiolecta）和丰年虫中, 负电NPs—COOH特异性聚集在微藻体内和丰年虫的消化道；正电NPs—NH2则没有聚集[74]. 在轮虫（Brachionus plicatilis）中, 负电NPs会聚集在轮虫肠道；而正电NPs没有特异性聚集[75]. 类似地, 在海胆（Paracentrotus lividus）中, 负电NPs聚集于海胆的消化道；而正电NPs却分散分布. 由此可见, NPs带电情况与其分布密切相关[76]. Afrose等[77]的研究表明, 50 nm和1 μm的PS-NPs在澳洲鲈鱼（Macquaria novemaculeata）体内的分布是不同的. 50 nm的NPs主要分布在鲈鱼的脑和肌肉中；1 μm的NPs主要分布在鳃和肠道. 他们的研究说明, NPs在生物体中的分布, 与其粒径大小有关. Sun等[78]分别用携带正电或负电的NPs去暴露拟南芥. 他们的研究结果表明, 培养基和根部分泌物会导致正电NPs聚集团体积变大, 从而限制它们的进一步转移, 于是正电NPs会少量聚集在拟南芥的根尖；而负电NPs则会聚集在木质部和韧皮部.
|
|
表 3 不同理化性质的NPs在生物体内的分布 Table 3 Distribution of NPs with different physical and chemical properties inside organisms |
有研究表明, NPs是通过多种途径进入生物体内的[79]. 在不同的暴露途径下, NPs的毒性效应也是不同的. 在植物毒性方面, NPs进入植物体内的方式主要有根部暴露和叶片暴露两种. 在对玉米和莴苣等植物的叶片暴露实验中, NPs可以通过叶片进入植物并造成毒性效应. Dong等[80]比较了叶片暴露和根暴露两种方式下NPs对油菜（Brassica napus L.）的毒性, 结果是根暴露毒性更强.
NPs可以通过母系传递的方式, 从亲本体内转移到其子代体内. Thiagarajan等[81]发现NPs可以通过母系传递的方式达到子代轮虫体内并影响子代轮虫的生殖和发育；他们用50 nm的PS-NPs来暴露母体轮虫, 并在子代轮虫中检测到其孵化率下降、性成熟时间延长、繁殖率下降以及氧化损伤. 在大型溞和斑马鱼的实验中, NPs也可以通过母体传递到子代体内并产生毒性效应. Pitt等[22]将45 nm PS-NPs混入食物中来喂食亲代斑马鱼, 并检测这些塑料对子代斑马鱼的毒性. 他们在实验中设置了4个组别：对照组、亲代雌鱼暴露组、亲代雄鱼暴露组、亲代雌鱼和雄鱼暴露组. 结果显示, 亲代雌鱼和雄鱼暴露组鱼苗心率显著减缓, 而且谷胱甘肽还原酶（GSH-GR）和巯基化合物活性降低, 显示出氧化损伤. NPs不仅可以对亲代生物体造成毒性, 也会影响子代胚胎的生长发育. Teng等[82]用NPs来暴露斑马鱼成鱼, 结果发现这些NPs会造成F1代斑马鱼胚胎发育受阻, 包括自发运动的减少以及孵化率和长度的降低. He等[83]的研究则表明, 用NPs暴露亲代青鳉鱼, 会导致F1子代青鳉雄鱼肠道微生物组成的改变. Yu等[84]用100 nm PS-NPs来暴露秀丽隐杆线虫, 并检测其对子代线虫的毒性. 他们的研究显示, NPs暴露会导致F0代线虫产卵量降低, 暴露浓度越高, 产卵量下降越多. 不仅如此, F1~F4代线虫即使不进行NPs暴露, 它们的产卵量也比对照组低, 死亡率比对照组高. F1~F4代线虫的染色体形状也会发生部分改变, 由线型和浓缩状变为非线型和非浓缩状. 同时, F1~F4代线虫ced⁃3基因（与细胞凋亡相关）表达量上升, ced⁃3基因启动子甲基化率下降.
有学者研究了NPs从母体小鼠到子代小鼠的转移和NPs对子代小鼠的毒性效应. Jeong等[23]将50 nm PS-NPs混到食物里来喂食妊娠期母鼠, 结果在子代小鼠脑部可以检测到NPs. 其中, 小脑和下丘脑处NPs信号最强, 并且脑部的NPs会使子代小鼠神经干细胞功能受到影响. 在高丰度暴露组中（1 000 μg·d-1）, 他们检测到小鼠体重的下降, 这可能是由于NPs的毒性效果. 他们的研究表明, 小鼠脑部的NPs, 多数是通过母鼠的乳汁和胎盘进入小鼠体内的, 而不是小鼠胚胎发育时期进入的. Martins等[85]将100 nm PS-NPs配制成不同丰度的溶液来喂食妊娠期的母鼠, 结果在雄性小鼠暴露组中检测到肝脏和睾丸的毒性. 他们的研究表明, 母鼠暴露于NPs, 会导致出生小鼠的体重下降, 并且暴露丰度越高, 体重下降越多. 暴露组小鼠肝的重量降低, 并且伴随着肝细胞的氧化损伤、炎症反应和糖代谢紊乱. 此外, NPs还造成了雄性小鼠睾丸细胞形态变化、氧化损伤及附睾精子数下降. Schwarzer等[86]也是用NPs混在水里喂食妊娠期小鼠, 然后检测小鼠的代谢情况. 他们的研究表明, 暴露组小鼠的生长发育没有受到明显影响, 但是其氨基酸和脂质的代谢却受到了影响, 显示出潜在的健康问题. 氧化损伤是NPs毒性机制中常见的一种（图 1）. Kang等[87]比较了粒径不同的塑料颗粒对黑点青鳉（Oryzias melastigma）毒性作用. 50 nm的NPs会对黑点青鳉造成氧化应激损伤, 而45 μm的塑料则会造成肠道菌群紊乱. 在水稻（Oryza sativa L.）[88]、岸溪摇蚊（Chironomus riparius）[89]和大鼠[90]的暴露实验中, NPs都对生物体造成了氧化损伤和其他一些相应的毒理效应. 细胞中活性氧的产生主要有两种来源, 一部分来自线粒体有氧呼吸时电子传递链的释放；另一部分来自还原型辅酶Ⅱ（NADPH）氧化酶氧化迸发时的释放. 前者会导致线粒体功能的损伤, 而后者往往是细菌入侵的结果. 所有细胞都有内源性的免疫系统, 通常是为了对付外来的致病菌或异物. 同时, 内源性免疫系统也会和细胞本身产生的危险信号分子等发生反应, 造成无菌发炎等病理现象. NPs会刺激内源性免疫系统, 导致炎症反应、细胞和组织死亡[91].
|
图 1 微塑料和纳米塑料造成细胞毒性和氧化损伤的分子机制 Fig. 1 Mechanism of cytotoxicity and oxidative stress induced by micro/nanoplastics |
NPs对人类（Homo sapiens）的影响目前还缺乏人体体内实验数据. 有学者研究了体外暴露实验中, NPs对人类细胞的影响. 不过, 有研究表明, 即使NPs可以进入细胞, 它们的毒性也不太强, 除非把暴露丰度设置的非常高[92]. 也有研究表明, NPs会对人类细胞系产生毒性和病理效应. Prietl等[93]的研究表明, 20 nm的塑料颗粒可以进入人类单核白细胞并造成严重的细胞毒性；而100 nm和1 000 nm的塑料则可以刺激单核白细胞和巨噬细胞释放细胞因子如白细胞介素6（IL-6）和IL-8. Dusza等[94]用50 nm NPs来暴露人类胎盘细胞. 他们的研究显示, NPs并不会影响细胞的存活率, 但是在最高丰度的暴露组（100 μg·mL-1）中, 他们检测到了细胞质膜损伤. Hou等[95]用50 nm NPs来暴露人类肠道类器官. 他们发现NPs可以通过内吞作用进入肠上皮细胞, 在肠道类器官的不同种类细胞里发生特异性聚集, 造成细胞凋亡和炎症反应. 目前的研究表明, NPs暴露对人类细胞系并没有太强的细胞毒性和细胞抑制作用. 两个比较普遍和突出的毒理效应分别是活性氧的大量产生和炎症反应.
对于水生生物来说, 通过水溶液直接暴露无疑是最常见的接触NPs的方式. 除了直接暴露之外, 通过食物链进行营养转移也是一个很重要的摄入NPs的方式. 在鲫鱼（Carassius auratus）和黑头轮口鲦鱼（Pimephales promelas）的暴露实验中, NPs都可以通过营养转移, 由低营养级生物转移到高营养级生物并对其造成毒性效应[96]. Kim等[51]的研究表明, NPs—NH2可以通过食物链, 从盐藻（Dunaliella salina）转移到丰年虫, 再从丰年虫转移到小黄鱼（Larimichthys polyactis）体内并造成小黄鱼消化酶活性的抑制；Liao等[97]的研究也表明, NPs可以通过食物链, 由蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）转移到大型溞, 再由大型溞转移到大口黑鲈（Micropterus salmoides）并造成黑鲈脂质代谢紊乱. Sultan等[98]分别使用PS-NPs、PE-NPs和PP-NPs来暴露丰年虫, 然后用以上暴露过的丰年虫来喂食斑马鱼成鱼, 他们发现, PP-NPs会大量聚集在斑马鱼肠道；而PS-NPs暴露组则会造成斑马鱼肠道黏膜损伤以及炎症反应. Zhang等[99]比较了水溶液暴露和植物极注射这两种暴露方式下NPs对斑马鱼胚胎的毒性, 结果表明水溶液暴露的毒性更强.
蛋白冠（protein corona）是指纳米材料进入生物环境之后, 如含血清培养基或血液等体液, 其表面吸附的一层或多层蛋白所组成的结构. 随着研究的深入, 科学家们发现纳米材料在生物环境中所吸附的不仅仅是蛋白质分子, 但仍沿用“蛋白冠”这一术语来描述纳米材料表面的这一层生物结构. 由于NPs的比表面积很大, 当NPs进入生物体系统时, 它们的表面会迅速地结合蛋白质和其他的物质, 形成相对稳定的蛋白冠[102].
形成蛋白冠的过程是非常迅速的, 而且蛋白冠的结构是动态变化的, 不同环境中NPs表面的蛋白冠也是不同的. Tenzer等[103]的研究表明, PS-NPs在接触血浆后30 s即可形成蛋白冠. 在随后的2 h里, 蛋白冠的组分没有明显变化, 但是各组分的含量却发生了大的改变. 同时, NPs—NH2和NPs—COOH表面的蛋白冠电泳条带也是不同的；NPs和硅纳米颗粒表面的蛋白冠也不同. 当NPs处于生物体液里时, 液体里的各种蛋白会争先恐后、前赴后继地结合NPs, 竞争它表面有限的空间. 一个蛋白离开NPs表面后, 另一个蛋白马上就过来填补, 即“取代效应”. Vroman等[104]的研究表明, 血浆中1 min之内至少有5种蛋白在一个表面相互取代.
最初结合在纳米材料表面的, 是那些丰度高, 结合速率快的蛋白；而随着时间流逝, 那些与纳米材料亲和力低的蛋白会逐渐被高亲和力蛋白替换下来[105]. 那些与纳米材料亲和力高、结合速率快的蛋白被称为“恒定蛋白冠”（hard corona）；与之相对应, 那些亲和力低, 结合速率慢的蛋白被称为“动态蛋白冠”（soft corona）. 恒定蛋白冠直接与纳米材料表面反应, 而动态蛋白冠则是通过恒定蛋白冠间接和纳米材料反应. 动态蛋白冠的组分会随着周围环境的变化而迅速发生改变, 但是恒定蛋白冠与纳米材料结合的很紧密, 组分相对稳定, 而且在纳米材料与周围细胞发生相互作用时起主导作用. 蛋白含量在总蛋白冠的10%以上即可被称为“高丰度”. 结合在多数纳米材料表面的高丰度蛋白包括清蛋白（Alb）、巨球蛋白（IgM）、载脂蛋白（Apo）A-Ⅰ、ApoA-Ⅲ、ApoC-Ⅲ、免疫球蛋白轻链（Ig-κ）、各种免疫球蛋白重链（Ig-λ）、补体C3（C3）、补体C4（C4）、触珠蛋白（Hp）、抗胰蛋白酶（α1）、激肽原、纤溶酶原（PLG）、角蛋白（KRT）和玻连蛋白（VTN）等. 在这些蛋白中, Alb和Apo会促进纳米材料的运输；而补体蛋白和免疫球蛋白（Ig）则会促进调理作用, 促进纳米材料从体内环境中被清除[106].
NPs的粒径、材质、形状、表面配体和电荷等都会影响它们表面蛋白冠的组分[107]. 纳米材料的粒径影响到它的曲率和表面积, 从而会影响到表面吸附蛋白的组分和含量. 有研究表明, 纳米材料的粒径只会影响到蛋白冠的含量[108]；而另一些学者的研究则表明, 粒径会影响到蛋白冠的含量和组分[109].
NPs的表面电荷是影响蛋白冠组分的重要因素. 一般带负电的纳米颗粒吸引带正电的蛋白, 带正电的颗粒吸引负电蛋白. 等电点大于5.5的蛋白质更倾向于被负电纳米颗粒（携带酸性官能团如—COOH）吸附；而等电点小于5.5的蛋白质倾向于正电纳米颗粒（携带碱性官能团如—NH2）. 在这些情况下, 蛋白质吸附在纳米颗粒上主要是依靠库仑相互作用力来驱动. 通常情况下, 带电的纳米颗粒比不带电的纳米颗粒吸引更多的蛋白质.
NPs表面的亲水性和疏水性也会影响蛋白冠组分. 受表面疏水性影响的蛋白主要有Alb、纤维蛋白原（FIB）和Apo. 例如, 亲水性的异丙基丙烯酰胺（IPAM）纳米颗粒（85∶15）表面吸附的蛋白量很少；而疏水性的IPAM颗粒（50∶50）会吸附Apo、Alb、FIB和多种其他蛋白质[108].
在生物体中, NPs并不是仅仅以它们本身和生物系统反应的, 而是以一个纳米塑料（蛋白冠复合体）的身份与生物系统相互作用[110]. 蛋白冠在很多方面影响了纳米颗粒的性质. 从颗粒大小上来讲, 由于纳米颗粒表面吸附了蛋白（20~40 nm）, 它的整体活性粒径会变大. 从电荷方面来讲, 很多血浆蛋白是带负电的, 它们吸附到纳米颗粒表面以后, 会使纳米颗粒本身的电势降低10~20 mV. 在纳米颗粒的识别、运输、特异性聚集和最终代谢的过程中, 蛋白冠都起到了重要的作用, 所以在纳米医药领域有许多关于蛋白冠的研究, 目的是实现纳米药物的靶向运输[111].
总的来说, 纳米颗粒表面的蛋白冠会激活免疫细胞, 促进吞噬作用, 导致蛋白冠-纳米颗粒复合体被清除出生物体. 但是, 如果用Alb和Apo等来孵育纳米颗粒, 使其成为蛋白冠的主体成分, 反而会抑制吞噬作用, 延长纳米颗粒在血管和体液中的流动. 比如, 蛋白冠里的Ig就会抑制吞噬细胞的吞噬作用[112]. 值得注意的是, 当纳米颗粒表面被聚乙二醇（PEG）修饰后, 会抑制吞噬细胞对纳米颗粒的吞噬, 从而达到“隐身”的效果. 这种“隐身”的效果, 实际上归功于吸附在PEG表面的ApoJ[113]. 除了ApoJ, 凝集素蛋白、C3、TRF和α-2巨球蛋白（MG）也可以抑制吞噬细胞对纳米颗粒的识别和吞噬作用. 因此, 深入了解蛋白冠的组分和类型, 对研究NPs在生物体内的分布有很大的帮助.
2 纳米塑料对生物体的毒性效应 2.1 不同性质NPs的毒性效应由于大小、材质、形状和表面所携带的电荷不同, NPs对生物体造成的毒性也随之不同[114]（表 4）. 粒径大小不同的NPs对生物体的毒性是不同的. 在对蚌类（Perna viridis）[115]、大型溞（Daphnia magna）[116]和秀丽隐杆线虫（Caenorhaditis elegans）[117]的毒理学实验中表明, 粒径小的塑料颗粒具有更强的毒性. Lu等[118]分别用100 nm和500 nm的NPs来暴露人类脐带血管内皮细胞. 他们的研究结果显示, 500 nm的NPs仅仅吸附在细胞膜表面, 而100 nm NPs则会进入细胞并聚集在细胞质. 毒性方面, 500 nm NPs暴露会造成细胞乳酸脱氢酶的释放, 而100 nm NPs则会造成细胞膜损伤、细胞自噬以及自噬小体的形成. Wang等[119]用不同粒径的NPs来暴露SOD. 他们的研究结果表明, 20 nm和100 nm的NPs对SOD的酶活性有更强的影响（活性分别提高8%和20%）；而500 nm和1 000 nm的NPs对SOD的酶活性影响却不大.
|
|
表 4 微/纳米塑料对生物体的毒理效应 Table 4 Toxicological effect of MPs and NPs to organisms |
NPs的形状会影响它们的毒性. Weber等[120]的研究表明, 与球状PS-NPs相比, 不规则形状的PS-NPs对人类原初单核细胞和单核细胞衍生出的树突细胞造成了更强的炎症反应. 在自然环境中, 随着时间的流逝, NPs会逐渐发生大小和形状的改变, 即风化作用. 风化后的NPs对生物体造成的毒性, 与崭新的NPs不同. Berg等[121]的研究表明, 与崭新的NPs相比, 风化后的NPs暴露会导致人类树突细胞的CD83和CD86等共刺激表面标志物的过量表达. 风化后的200 nm NPs还可以激活树突细胞并导致T细胞活动的增强.
NPs的材质也会影响它们的毒性, 但是在不同的研究对象中, 所得出的结论并不一致. 在地中海贻贝（Mytilus galloprovincialis）的实验中, PS-NPs影响了碳水化合物酶活性, 而PE-NPs没有[122]；在小斑马似壳菜蛤（Dreissena bugensis）的暴露实验中, 聚乙烯对苯二甲酸酯（PET）毒性最强, 比聚酰胺（PA）、PS和PLA毒性都高[123]；而在鳟鱼（Salmo trutta）的暴露实验中, 塑料材质毒性强弱大小则为：PS>PET>PE[124].
NPs表面电荷的正负会影响其毒理效应. 通常情况下NPs—NH2会带正电荷；而NPs—COOH会带负电. 带正电的NPs毒性往往比带负电的NPs更强. 在斑马鱼胚胎[125]和大型溞[126]的暴露实验中, 正电NPs都比负电NPs毒性更强. 在秀丽隐杆线虫的暴露实验中, Schultz等[127]进一步证实了NPs毒性强弱为：正电NPs>中性电NPs>负电NPs.
2.2 NPs与其他污染物的复合毒性NPs的粒径非常小, 这就导致其比表面积很大, 其他污染物就很容易吸附到NPs表面. NPs对污染物的吸附量受NPs本身大小、污染物粒径大小和溶液盐浓度等因素影响. 由于吸附到NPs表面了, 溶液中游离的污染物浓度会下降. 可是, 溶液中游离污染物浓度的下降, 并不等同于污染物在实验对象体内的富集量的减少, 因为当NPs通过各种途径进入到生物体体内时, 这些吸附在NPs表面的污染物也会一同进入. 总的来说, NPs与污染物的共暴露, 可能会造成污染物在实验对象体内的富集量减少, 这时污染物与NPs起到拮抗作用；也有可能造成富集量的增多, 这时它们之间是协同效应. 也有少数的共暴露研究中, 没有报道任何的协同、叠加或者是拮抗效应. 此外, NPs本身的毒性往往是比较低的, 可是, 当它的丰度很高时, 它就会主导复合暴露的毒性, 成为首要毒性的来源.
重金属是一种常见的污染物. 在重金属与NPs的复合毒性研究中, 研究者得出的结论有时并不一致. 比如, Lian等[134]的研究表明, NPs会使小麦叶片中的Cd2+含量减少, 进而减弱Cd2+的毒性, 即二者起到拮抗作用；而在Cao等[135]的研究中, NPs使Cd2+在微藻体内的富集量提高, 进而增强了Cd2+的毒性, 二者起到协同作用. 在TiO纳米颗粒与NPs的共暴露研究中, 研究者得出的结论也不同. Dong等[136]的研究表明, TiO纳米颗粒与NPs是协同作用, NPs使TiO纳米颗粒毒性增强；而Natarajan等[137]的研究则显示, NPs使TiO纳米颗粒水合粒径显著增大, 导致TiO纳米颗粒在小球藻体内的富集量减少, 进而减弱了TiO纳米颗粒的毒性, 二者起到拮抗作用.
有机污染物的种类很多, 它们与NPs共暴露研究结果也不太一样（表 5）. 阿伏苯宗（BMDBM）是一种很常用的防晒剂, 常用于化妆品和护肤品中. Liu等[138]用斑马鱼胚胎来研究BMDBM与NPs的复合毒性. 即使实验对象同样都是斑马鱼胚胎, Liu等[138]的研究结果也不完全一致, 其研究表明, NPs使AVO吸附在其表面, 导致溶液中的AVO浓度变低, 从而降低了AVO的毒性. 之后他们又发现, NPs促进了AVO在斑马鱼体内的积累, 但是共暴露的结果与单独暴露之间没有显著性差异[139]. 草甘膦是一种除草剂, Zhang等[140]发现, NPs与微囊藻竞争性地吸附溶液中的草甘膦, 由于NPs吸附力强, 导致吸附在微囊藻上的草甘膦含量减少, 从而使草甘膦毒性减弱, 二者起到拮抗作用；但是Nogueira等[141]的研究则表明, 用草甘膦和NPs共暴露大型溞时, 二者起到协同作用. BPA以前是一种很常用的塑料制品. Chen等[142]用BPA与NPs共暴露斑马鱼成鱼, 他们发现NPs使BPA在斑马鱼头和内脏中的富集增长, 导致BPA毒性增加. 多氯联苯（PCBs）常用作润滑油, 它与NPs共暴露的实验结果是比较有趣的. 在低丰度时, NPs会大量吸附PCBs, 导致游离的PCBs浓度降低, 从而使PCBs毒性降低；在高丰度时, NPs则会主导毒性, 使共暴露毒性提高[143]. 在真实环境中, 往往不会出现高丰度的NPs, 所以, 这个时候可以参考低浓度NPs的结果, 即NPs与PCBs之间表现为拮抗作用.
|
|
表 5 污染物与NPs共暴露总结 Table 5 Co-exposure summary of NPs and other pollutants |
塑化剂是在工业生产上被广泛使用的高分子材料助剂, 又称增塑剂. 塑化剂的使用可以改善高分子材料的性能, 降低生产成本, 提高生产效益. 它普遍应用于塑料制品、混凝土、泥灰、水泥、石膏、化妆品及清洗剂等材料中. 邻苯二甲酸酯类（PAEs）是一大类脂溶性化合物, 普遍用作塑胶材料的塑化剂, 被确认为第四类毒性化学物质, 不得添加在食品里. Gao等[144]用PAEs和NPs来暴露小麦, 其研究表明, 100 nm的NPs可以进入小麦根部, 并且PAEs可以促进NPs进入小麦根部. 另一方面, NPs也可以促进PAEs及其代谢产物在小麦根部的富集, 这二者之间表现为一个强有力的协同作用. 它们的共同暴露会导致小麦根部内生菌环境紊乱以及根部生长受阻. 邻苯二甲酸二丁酯（DBP）和邻苯二甲酸二辛酯（DEHP）是两种典型的PAEs. Sun等[145]的研究表明, NPs可以促进DBP和DEHP在玉米叶片的聚集, 它的聚集量分别提高了36%和32%. NPs与DBP和DEHP的共暴露会导致更严重的转运蛋白D1的下调, 降低光系统Ⅱ的效率, 从而干扰玉米的生长. Shi[146]等用NPs和DBP及DEHP来共暴露人类肺上皮细胞A549, 他们的研究表明, NPs对DBP及DEHP的影响与NPs的丰度有关. 当NPs的丰度为20 μg·mL-1时, NPs会提高A549细胞的存活率；当NPs的丰度为200 μg·mL-1时, NPs则会降低A549细胞的存活率. 这是因为溶液中NPs丰度低时, DBP和DEHP会吸附在NPs上, 导致游离的DBP和DEHP减少, 从而减少DBP和DEHP的毒性；而当NPs丰度高时, 它本身则会主导毒性, 对A549造成严重的氧化应激和炎症反应.
NPs不仅可以通过促进或降低其他污染物在生物体的浓度来导致协同或拮抗作用, 而且还有其他联合作用机制, 比如共有作用靶点的相似性作用. Zhong等[147]用NPs和As来暴露小鼠, 其研究表明, NPs或者As单独暴露不会对小鼠的肝造成严重的毒理效应；但是当它们共同暴露时, 就会改变PI3K、mTOR、Beclin-1、ATG5、LC3和P62的表达水平, 进而导致大量肝细胞自噬. 不仅如此, NLRP3/Caspase-1通路上的NLRP3、ASC、Pro-Caspase-1、GSDMD和Cleaved-Caspase-1表达水平也发生变化, 导致小鼠肝细胞程序性死亡. Liu等[148]的研究则表明, NPs和全氟辛酸（PFOA）的共暴露会联合起来激活食蚊鱼的PI3K/AKT3信号通路, 导致PI3K、AKT3、IKKβ和IL-1β等基因的表达量显著性改变. Ye等[149]的研究表明, NPs可以加剧胡莫柳酯（HMS）的雌激素效应. 在MCF-7细胞中, NPs和HMS的共暴露会导致血清/糖皮质激素调节激酶1（SGK1）的上调. 在斑马鱼成鱼中, 它们的共暴露会导致（下丘脑-垂体-性腺-肝脏轴）HPGL轴上基因esr2b、vtg1和vtg2等表达量改变. Ye[150]等的研究表明, NPs和Cd的共暴露会激发小鼠的泛凋亡通路, 导致小鼠细胞程序性死亡（Caspase-1、Cleaved-Caspase-1和GSDMD）、细胞凋亡（Caspase-3、Cleaved-Caspase-3和Caspase-8）和细胞程序性坏死（t-RIPK3、p-RIPK3和t-RIPK1）相关基因和蛋白表达量改变, 使小鼠心肌细胞受损.
3 展望现在, 关于NPs对水生生物与陆生生物的毒理研究越来越多, 研究重点逐渐由球形NPs转移为不规则形状或自然风化后的NPs. 但目前仍存在许多知识空白：
（1）由于粒径很小, 长期以来自然环境中真实的NPs的浓度、种类、形状等比较难以测量. 如今人们已经可以从瓶装水、地下水、土壤和阿尔卑斯山雪水等处检测NPs. 但是在更复杂的环境中检测微量或痕量NPs的检测技术仍需提高.
（2）NPs沿着食物链和食物网的转移还不是太清楚. 虽然有一些研究表明NPs可以通过捕食由藻类转移到丰年虫, 再从丰年虫转移到鱼类, 但是关于更高级食物链中NPs的转移研究现在还很少. 比如, NPs能否从植物转移到食植动物, 再由食植动物转移到人类体内呢?相关的研究还需要继续探索.
（3）蛋白冠和生物冠对NPs在生物体中的分布的影响还需要进一步研究. 现有的关于蛋白冠的研究, 多数是将人体血浆、人体血清、胎牛血浆和胎牛血清等作为NPs孵育的一个环境. 关于其他物种、其他环境中蛋白冠（比如鱼类和植物）对NPs分布影响的研究还不是很多.
（4）环境丰度NPs对生物体的毒理研究暂时还不是很多. 一直以来, 实验室中用NPs做毒理实验时往往暴露丰度会设计得比较高, 以期寻找人们感兴趣的毒理效应. 但是, 自然环境中NPs的丰度往往是比较低的, 而环境丰度NPs暴露实验也比较难找到合适的毒理现象. 环境丰度NPs暴露实验中, 研究者往往用转录组数据来表明其毒性. 但是, 仅仅如此, 是不够的. 关于这方面的研究还需要提高. 最后, 关于NPs对人类的毒性研究还不是很多, 这方面的研究有待进一步深化.
4 结论NPs可以通过细胞壁、细胞膜和胞吞作用进入大肠杆菌和酵母等微生物；通过根尖和叶片气孔进入玉米和小麦等植物体内；通过直接摄食、体表组织吸附、食物链和食物网以及鳃/鼻腔呼吸道进入鱼类和小鼠等动物体内. NPs在生物体内的分布与其暴露方式有关, 也与NPs本身的粒径、电荷、形状、疏水性、表面官能团修饰等物理性质有关. NPs表面形成的蛋白冠会影响NPs-PC复合物在生物体内的分布和代谢. Alb和Apo会促进NPs的运输；而补体蛋白和Ig则会促进调理作用, 促进NPs从体内环境中被清除；TRF会降低NPs本身的定位特异性；ApoJ、凝集素蛋白、C3、TRF和MG可以抑制吞噬细胞对NPs的识别和吞噬作用. NPs本身的粒径、电荷、形状、疏水性、表面官能团修饰情况以及它的暴露方式等会影响其对生物体的毒性. NPs可以通过干扰植物激素平衡、营养代谢、营养吸收、水分吸收、生长发育调控基因的表达以及光合作用来影响植株生长发育. NPs可以通过造成氧化损伤、肠道微生物紊乱、神经递质分泌变化以及神经标志基因表达量变化等来影响动物的正常生理生化活动.
| [1] | Rhodes C J. Plastic pollution and potential solutions[J]. Science Progress, 2018, 101(3): 207-260. DOI:10.3184/003685018X15294876706211 |
| [2] | Aragaw T A. Surgical face masks as a potential source for microplastic pollution in the COVID-19 scenario[J]. Marine Pollution Bulletin, 2020, 159. DOI:10.1016/j.marpolbul.2020.111517 |
| [3] | Wang G X, Huang D, Ji J H, et al. Seawater-degradable polymers-fighting the marine plastic pollution[J]. Advanced Science, 2021, 8(1). DOI:10.1002/advs.202001121 |
| [4] | Zhang K, Hamidian A H, Tubić A, et al. Understanding plastic degradation and microplastic formation in the environment: a review[J]. Environmental Pollution, 2021, 274. DOI:10.1016/j.envpol.2021.116554 |
| [5] | Wu P F, Huang J S, Zheng Y L, et al. Environmental occurrences, fate, and impacts of microplastics[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 184. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.109612 |
| [6] | Gigault J, Halle A T, Baudrimont M, et al. Current opinion: what is a nanoplastic?[J]. Environmental Pollution, 2018, 235: 1030-1034. DOI:10.1016/j.envpol.2018.01.024 |
| [7] | Sun H Y, Jiao R Y, Wang D S. The difference of aggregation mechanism between microplastics and nanoplastics: role of Brownian motion and structural layer force[J]. Environmental Pollution, 2021, 268. DOI:10.1016/j.envpol.2020.115942 |
| [8] | Jiang X F, Chen H, Liao Y C, et al. Ecotoxicity and genotoxicity of polystyrene microplastics on higher plant Vicia faba [J]. Environmental Pollution, 2019, 250: 831-838. DOI:10.1016/j.envpol.2019.04.055 |
| [9] | Li S X, Wang T Y, Guo J H, et al. Polystyrene microplastics disturb the redox homeostasis, carbohydrate metabolism and phytohormone regulatory network in barley[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 415. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.125614 |
| [10] | Van Weert S, Redondo-Hasselerharm P E, Diepens N J, et al. Effects of nanoplastics and microplastics on the growth of sediment-rooted macrophytes[J]. Science of the Total Environment, 2019, 654: 1040-1047. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.11.183 |
| [11] | Wieland S, Balmes A, Bender J, et al. From properties to toxicity: comparing microplastics to other airborne microparticles[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 428. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.128151 |
| [12] | Jatana S, Callahan L M, Pentland A P, et al. Impact of cosmetic lotions on nanoparticle penetration through ex vivo C57BL/6 hairless mouse and human skin: a comparison study[J]. Cosmetics, 2016, 3(1). DOI:10.3390/cosmetics3010006 |
| [13] | Vogt A, Combadiere B, Hadam S, et al. 40 nm, but not 750 or 1, 500 nm, nanoparticles enter epidermal CD1a+ cells after transcutaneous application on human skin[J]. Journal of Investigative Dermatology, 2006, 126(6): 1316-1322. DOI:10.1038/sj.jid.5700226 |
| [14] | Tallec K, Paul-Pont I, Boulais M, et al. Nanopolystyrene beads affect motility and reproductive success of oyster spermatozoa (Crassostrea gigas)[J]. Nanotoxicology, 2020, 14(8): 1039-1057. DOI:10.1080/17435390.2020.1808104 |
| [15] | Cui Y J, Wang Z, Zhang G M, et al. Transmission of nanoplastics from Culex quinquefasciatus to Pardosa pseudoannulata and its impact on predators[J]. Science of the Total Environment, 2022, 820. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.153331 |
| [16] | Mason S A, Welch V G, Neratko J. Synthetic polymer contamination in bottled water[J]. Frontiers in Chemistry, 2018, 6. DOI:10.3389/fchem.2018.00407 |
| [17] | Wu P F, Lin S Y, Cao G D, et al. Absorption, distribution, metabolism, excretion and toxicity of microplastics in the human body and health implications[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 437. DOI:10.1016/j.jhazmat.2022.129361 |
| [18] | Khan F R, Catarino A I, Clark N J. The ecotoxicological consequences of microplastics and co-contaminants in aquatic organisms: a mini-review[J]. Emerging Topics in Life Sciences, 2022, 6(4): 339-348. DOI:10.1042/ETLS20220014 |
| [19] | D'Costa A H. Microplastics in decapod crustaceans: accumulation, toxicity and impacts, a review[J]. Science of the Total Environment, 2022, 832. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.154963 |
| [20] | Prata J C, da Costa J P, Lopes I, et al. Environmental exposure to microplastics: an overview on possible human health effects[J]. Science of the Total Environment, 2020, 702. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134455 |
| [21] | Liu H L, Wu Y, Wang Z Y. Long-term exposure to polystyrene nanoparticles at environmentally relevant concentration causes suppression in heme homeostasis signal associated with transgenerational toxicity induction in Caenorhabditis elegans [J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 459. DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.132124 |
| [22] | Pitt J A, Trevisan R, Massarsky A, et al. Maternal transfer of nanoplastics to offspring in zebrafish (Danio rerio): a case study with nanopolystyrene[J]. Science of the Total Environment, 2018, 643: 324-334. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.06.186 |
| [23] | Jeong B, Baek J Y, Koo J, et al. Maternal exposure to polystyrene nanoplastics causes brain abnormalities in progeny[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 426. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.127815 |
| [24] | Shi C L, Liu Z Q, Yu B Z, et al. Emergence of nanoplastics in the aquatic environment and possible impacts on aquatic organisms[J]. Science of the Total Environment, 2024, 906. DOI:10.1016/j.scitotenv.2023.167404 |
| [25] | Zhou X X, Hao L T, Wang H Y Z, et al. Cloud-point extraction combined with thermal degradation for nanoplastic analysis using pyrolysis gas chromatography-mass spectrometry[J]. Analytical Chemistry, 2019, 91(3): 1785-1790. DOI:10.1021/acs.analchem.8b04729 |
| [26] | Materić D, Kjær H A, Vallelonga P, et al. Nanoplastics measurements in northern and southern polar ice[J]. Environmental Research, 2022, 208. DOI:10.1016/j.envres.2022.112741 |
| [27] | Dong X R, Zhu L X, He Y R, et al. Salinity significantly reduces plastic-degrading bacteria from rivers to oceans[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 451. DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.131125 |
| [28] | Wen Q, Liu N, Qu R H, et al. High salinity promotes the photoaging of polystyrene microplastics with humic acid in seawater[J]. Science of the Total Environment, 2023, 901. DOI:10.1016/j.scitotenv.2023.165741 |
| [29] | Jiang Y, Zhao Y N, Wang X, et al. Characterization of microplastics in the surface seawater of the South Yellow Sea as affected by season[J]. Science of the Total Environment, 2020, 724. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.138375 |
| [30] | Nomura T, Tani S, Yamamoto M, et al. Cytotoxicity and colloidal behavior of polystyrene latex nanoparticles toward filamentous fungi in isotonic solutions[J]. Chemosphere, 2016, 149: 84-90. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.01.091 |
| [31] | Kim S Y, Kim Y J, Lee S W, et al. Interactions between bacteria and nano (micro)-sized polystyrene particles by bacterial responses and microscopy[J]. Chemosphere, 2022, 306. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.135584 |
| [32] | Dai S, Ye R, Huang J X, et al. Distinct lipid membrane interaction and uptake of differentially charged nanoplastics in bacteria[J]. Journal of Nanobiotechnology, 2022, 20(1). DOI:10.1186/s12951-022-01321-z |
| [33] | Lim S L, Ng C T, Zou L, et al. Targeted metabolomics reveals differential biological effects of nanoplastics and nanoZnO in human lung cells[J]. Nanotoxicology, 2019, 13(8): 1117-1132. DOI:10.1080/17435390.2019.1640913 |
| [34] | Spanò C, Muccifora S, Ruffini Castiglione M, et al. Polystyrene nanoplastics affect seed germination, cell biology and physiology of rice seedlings in-short term treatments: evidence of their internalization and translocation[J]. Plant Physiology and Biochemistry, 2022, 172: 158-166. DOI:10.1016/j.plaphy.2022.01.012 |
| [35] | Gong W W, Zhang W, Jiang M Y, et al. Species-dependent response of food crops to polystyrene nanoplastics and microplastics[J]. Science of the Total Environment, 2021, 796. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.148750 |
| [36] | Lian J P, Wu J N, Xiong H X, et al. Impact of polystyrene nanoplastics (PSNPs) on seed germination and seedling growth of wheat (Triticum aestivum L.)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 385. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.121620 |
| [37] | Li Z X, Li Q F, Li R J, et al. The distribution and impact of polystyrene nanoplastics on cucumber plants[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2021, 28(13): 16042-16053. DOI:10.1007/s11356-020-11702-2 |
| [38] | Li L Z, Luo Y M, Li R J, et al. Effective uptake of submicrometre plastics by crop plants via a crack-entry mode[J]. Nature Sustainability, 2020, 3(11): 929-937. DOI:10.1038/s41893-020-0567-9 |
| [39] | Etxeberria E, Gonzalez P, Baroja-Fernandez E, et al. Fluid phase endocytic uptake of artificial nano-spheres and fluorescent quantum dots by sycamore cultured cells: evidence for the distribution of solutes to different intracellular compartments[J]. Plant Signaling & Behavior, 2006, 1(4): 196-200. |
| [40] | Yu Z, Xu X, Guo L, et al. Physiological and biochemical effects of polystyrene micro/nano plastics on Arabidopsis thaliana [J]. Journal of Hazardous Materials, 2024, 469. DOI:10.1016/j.jhazmat.2024.133861 |
| [41] | Zhou C Q, Lu C H, Mai L, et al. Response of rice (Oryza sativa L.) roots to nanoplastic treatment at seedling stage[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 401. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.123412 |
| [42] | Giorgetti L, Spanò C, Muccifora S, et al. Exploring the interaction between polystyrene nanoplastics and Allium cepa during germination: internalization in root cells, induction of toxicity and oxidative stress[J]. Plant Physiology and Biochemistry, 2020, 149: 170-177. DOI:10.1016/j.plaphy.2020.02.014 |
| [43] | Bosker T, Bouwman L J, Brun N R, et al. Microplastics accumulate on pores in seed capsule and delay germination and root growth of the terrestrial vascular plant Lepidium sativum [J]. Chemosphere, 2019, 226: 774-781. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.03.163 |
| [44] | Li Z X, Li Q F, Li R J, et al. Physiological responses of lettuce (Lactuca sativa L.) to microplastic pollution[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020, 27(24): 30306-30314. DOI:10.1007/s11356-020-09349-0 |
| [45] | Lian J P, Liu W T, Meng L Z, et al. Foliar-applied polystyrene nanoplastics (PSNPs) reduce the growth and nutritional quality of lettuce (Lactuca sativa L.)[J]. Environmental Pollution, 2021, 280. DOI:10.1016/j.envpol.2021.116978 |
| [46] | Avellan A, Yun J, Zhang Y L, et al. Nanoparticle size and coating chemistry control foliar uptake pathways, translocation, and leaf-to-rhizosphere transport in wheat[J]. ACS Nano, 2019, 13(5): 5291-5305. DOI:10.1021/acsnano.8b09781 |
| [47] | Larue C, Castillo-Michel H, Sobanska S, et al. Foliar exposure of the crop Lactuca sativa to silver nanoparticles: evidence for internalization and changes in Ag speciation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 264: 98-106. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.10.053 |
| [48] | Xiong T T, Dumat C, Dappe V, et al. Copper oxide nanoparticle foliar uptake, phytotoxicity, and consequences for sustainable urban agriculture[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(9): 5242-5251. |
| [49] | Wu Y M, Guo P Y, Zhang X Y, et al. Effect of microplastics exposure on the photosynthesis system of freshwater algae[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 374: 219-227. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.04.039 |
| [50] | Pignattelli S, Broccoli A, Renzi M. Physiological responses of garden cress (L. sativum) to different types of microplastics[J]. Science of the Total Environment, 2020, 727. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.138609 |
| [51] | Kim L, Cui R X, Il Kwak J, et al. Trophic transfer of nanoplastics through a microalgae-crustacean-small yellow croaker food chain: inhibition of digestive enzyme activity in fish[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 440. DOI:10.1016/j.jhazmat.2022.129715 |
| [52] | Sendra M, Sparaventi E, Novoa B, et al. An overview of the internalization and effects of microplastics and nanoplastics as pollutants of emerging concern in bivalves[J]. Science of the Total Environment, 2021, 753. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.142024 |
| [53] | Merzel R L, Purser L, Soucy T L, et al. Uptake and retention of nanoplastics in quagga mussels[J]. Global Challenges, 2020, 4(6). DOI:10.1002/gch2.201800104 |
| [54] | Ding J N, Zhang S S, Razanajatovo R M, et al. Accumulation, tissue distribution, and biochemical effects of polystyrene microplastics in the freshwater fish red tilapia (Oreochromis niloticus)[J]. Environmental Pollution, 2018, 238: 1-9. DOI:10.1016/j.envpol.2018.03.001 |
| [55] | Rist S, Baun A, Hartmann N B. Ingestion of micro- and nanoplastics in Daphnia magna-quantification of body burdens and assessment of feeding rates and reproduction[J]. Environmental Pollution, 2017, 228: 398-407. DOI:10.1016/j.envpol.2017.05.048 |
| [56] | Gonçalves C, Martins M, Sobral P, et al. An assessment of the ability to ingest and excrete microplastics by filter-feeders: a case study with the Mediterranean mussel[J]. Environmental Pollution, 2019, 245: 600-606. DOI:10.1016/j.envpol.2018.11.038 |
| [57] | Ward J E, Zhao S Y, Holohan B A, et al. Selective ingestion and egestion of plastic particles by the blue mussel (Mytilus edulis) and eastern oyster (Crassostrea virginica): implications for using bivalves as bioindicators of microplastic pollution[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(15): 8776-8784. |
| [58] | Zhang T, Sun Y X, Song K X, et al. Microplastics in different tissues of wild crabs at three important fishing grounds in China[J]. Chemosphere, 2021, 271. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.129479 |
| [59] | Cau A, Avio C G, Dessì C, et al. Benthic crustacean digestion can modulate the environmental fate of microplastics in the deep sea[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(8): 4886-4892. |
| [60] | Pujalté I, Dieme D, Haddad S, et al. Toxicokinetics of titanium dioxide (TiO2) nanoparticles after inhalation in rats[J]. Toxicology Letters, 2017, 265: 77-85. DOI:10.1016/j.toxlet.2016.11.014 |
| [61] | Liu X Y, Zhao Y C, Dou J B, et al. Bioeffects of inhaled nanoplastics on neurons and alteration of animal behaviors through deposition in the brain[J]. Nano Letters, 2022, 22(3): 1091-1099. DOI:10.1021/acs.nanolett.1c04184 |
| [62] | Xiong F, Liu J Y, Xu K, et al. Microplastics induce neurotoxicity in aquatic animals at environmentally realistic concentrations: a meta-analysis[J]. Environmental Pollution, 2023, 318. DOI:10.1016/j.envpol.2022.120939 |
| [63] | Wei S Y, Wu F, Liu J, et al. Direct quantification of nanoplastics neurotoxicity by single-vesicle electrochemistry[J]. Angewandte Chemie International Edition, 2023, 62(52). DOI:10.1002/anie.202315681 |
| [64] | Shan S, Zhang Y F, Zhao H W, et al. Polystyrene nanoplastics penetrate across the blood-brain barrier and induce activation of microglia in the brain of mice[J]. Chemosphere, 2022, 298. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.134261 |
| [65] | Qiang L Y, Cheng J P. Exposure to microplastics decreases swimming competence in larval zebrafish (Danio rerio)[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 176: 226-233. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.03.088 |
| [66] | Chen Q Q, Gundlach M, Yang S Y, et al. Quantitative investigation of the mechanisms of microplastics and nanoplastics toward zebrafish larvae locomotor activity[J]. Science of the Total Environment, 2017, 584⁃585: 1022-1031. |
| [67] | Veneman W J, Spaink H P, Brun N R, et al. Pathway analysis of systemic transcriptome responses to injected polystyrene particles in zebrafish larvae[J]. Aquatic Toxicology, 2017, 190: 112-120. DOI:10.1016/j.aquatox.2017.06.014 |
| [68] | Lu Y F, Zhang Y, Deng Y F, et al. Uptake and accumulation of polystyrene microplastics in zebrafish (Danio rerio) and toxic effects in liver[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(7): 4054-4060. |
| [69] | Batel A, Borchert F, Reinwald H, et al. Microplastic accumulation patterns and transfer of benzo[a]pyrene to adult zebrafish (Danio rerio) gills and zebrafish embryos[J]. Environmental Pollution, 2018, 235: 918-930. DOI:10.1016/j.envpol.2018.01.028 |
| [70] | Skjolding L M, Ašmonaitė G, Jølck R I, et al. An assessment of the importance of exposure routes to the uptake and internal localisation of fluorescent nanoparticles in zebrafish (Danio rerio), using light sheet microscopy[J]. Nanotoxicology, 2017, 11(3): 351-359. DOI:10.1080/17435390.2017.1306128 |
| [71] | Pitt J A, Kozal J S, Jayasundara N, et al. Uptake, tissue distribution, and toxicity of polystyrene nanoparticles in developing zebrafish (Danio rerio)[J]. Aquatic Toxicology, 2018, 194: 185-194. DOI:10.1016/j.aquatox.2017.11.017 |
| [72] | Jin Y X, Xia J Z, Pan Z H, et al. Polystyrene microplastics induce microbiota dysbiosis and inflammation in the gut of adult zebrafish[J]. Environmental Pollution, 2018, 235: 322-329. DOI:10.1016/j.envpol.2017.12.088 |
| [73] | Kashiwada S. Distribution of nanoparticles in the see-through medaka (Oryzias latipes)[J]. Environmental Health Perspectives, 2006, 114(11): 1697-1702. DOI:10.1289/ehp.9209 |
| [74] | Bergami E, Pugnalini S, Vannuccini M L, et al. Long-term toxicity of surface-charged polystyrene nanoplastics to marine planktonic species Dunaliella tertiolecta and Artemia franciscana [J]. Aquatic Toxicology, 2017, 189: 159-169. DOI:10.1016/j.aquatox.2017.06.008 |
| [75] | Manfra L, Rotini A, Bergami E, et al. Comparative ecotoxicity of polystyrene nanoparticles in natural seawater and reconstituted seawater using the rotifer Brachionus plicatilis [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 145: 557-563. DOI:10.1016/j.ecoenv.2017.07.068 |
| [76] | Della Torre C, Bergami E, Salvati A, et al. Accumulation and embryotoxicity of polystyrene nanoparticles at early stage of development of sea urchin embryos Paracentrotus lividus [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(20): 12302-12311. |
| [77] | Afrose S, Tran T K A, O'Connor W, et al. Organ-specific distribution and size-dependent toxicity of polystyrene nanoplastics in Australian bass (Macquaria novemaculeata)[J]. Environmental Pollution, 2024, 341. DOI:10.1016/j.envpol.2023.122996 |
| [78] | Sun X D, Yuan X Z, Jia Y B, et al. Differentially charged nanoplastics demonstrate distinct accumulation in Arabidopsis thaliana [J]. Nature Nanotechnology, 2020, 15(9): 755-760. DOI:10.1038/s41565-020-0707-4 |
| [79] | Lett Z, Hall A, Skidmore S, et al. Environmental microplastic and nanoplastic: exposure routes and effects on coagulation and the cardiovascular system[J]. Environmental Pollution, 2021, 291. DOI:10.1016/j.envpol.2021.118190 |
| [80] | Dong R Y, Liu R L, Xu Y M, et al. Effect of foliar and root exposure to polymethyl methacrylate microplastics on biochemistry, ultrastructure, and arsenic accumulation in Brassica campestris L.[J]. Environmental Research, 2022. DOI:10.1016/j.envres.2022.114402 |
| [81] | Thiagarajan V, Alex S A, Seenivasan R, et al. Toxicity evaluation of nano-TiO2 in the presence of functionalized microplastics at two trophic levels: algae and crustaceans[J]. Science of the Total Environment, 2021, 784. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.147262 |
| [82] | Teng M M, Zhao X L, Wang C J, et al. Polystyrene nanoplastics toxicity to zebrafish: dysregulation of the brain-intestine-microbiota axis[J]. ACS Nano, 2022, 16(5): 8190-8204. DOI:10.1021/acsnano.2c01872 |
| [83] | He S Q, Li D, Wang F P, et al. Parental exposure to sulfamethazine and nanoplastics alters the gut microbial communities in the offspring of marine madaka (Oryzias melastigma)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 423. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.127003 |
| [84] | Yu C W, Luk T C, Liao V H C. Long-term nanoplastics exposure results in multi and trans-generational reproduction decline associated with germline toxicity and epigenetic regulation in Caenorhabditis elegans [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 412. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.125173 |
| [85] | Martins A, Guilhermino L. Transgenerational effects and recovery of microplastics exposure in model populations of the freshwater cladoceran Daphnia magna straus[J]. Science of the Total Environment, 2018, 631⁃632: 421-428. |
| [86] | Schwarzer M, Brehm J, Vollmer M, et al. Shape, size, and polymer dependent effects of microplastics on Daphnia magna [J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 426. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.128136 |
| [87] | Kang H M, Byeon E, Jeong H, et al. Different effects of nano- and microplastics on oxidative status and gut microbiota in the marine medaka Oryzias melastigma [J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 405. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124207 |
| [88] | Liu L, Zhou Y, Wang C R, et al. Oxidative damage in roots of rice (Oryza sativa L.) seedlings exposed to microplastics or combined with cadmium[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2023, 110(1). DOI:10.1007/s00128-022-03659-4 |
| [89] | Silva C J M, Patrício Silva A L, Campos D, et al. Oxidative damage and decreased aerobic energy production due to ingestion of polyethylene microplastics by Chironomus riparius (Diptera) larvae[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 402. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.123775 |
| [90] | An R, Wang X F, Yang L, et al. Polystyrene microplastics cause granulosa cells apoptosis and fibrosis in ovary through oxidative stress in rats[J]. Toxicology, 2021, 449. DOI:10.1016/j.tox.2020.152665 |
| [91] | Greven A C, Merk T, Karagöz F, et al. Polycarbonate and polystyrene nanoplastic particles act as stressors to the innate immune system of fathead minnow (Pimephales promelas)[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2016, 35(12): 3093-3100. DOI:10.1002/etc.3501 |
| [92] | Hesler M, Aengenheister L, Ellinger B, et al. Multi-endpoint toxicological assessment of polystyrene nano- and microparticles in different biological models in vitro [J]. Toxicology in Vitro, 2019, 61. DOI:10.1016/j.tiv.2019.104610 |
| [93] | Prietl B, Meindl C, Roblegg E, et al. Nano-sized and micro-sized polystyrene particles affect phagocyte function[J]. Cell Biology and Toxicology, 2014, 30(1): 1-16. DOI:10.1007/s10565-013-9265-y |
| [94] | Dusza H M, Katrukha E A, Nijmeijer S M, et al. Uptake, transport, and toxicity of pristine and weathered micro- and nanoplastics in human placenta cells[J]. Environmental Health Perspectives, 2022, 130(9). DOI:10.1289/EHP10873 |
| [95] | Hou Z K, Meng R, Chen G H, et al. Distinct accumulation of nanoplastics in human intestinal organoids[J]. Science of the Total Environment, 2022, 838(Pt 2). DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.155811 |
| [96] | Mattsson K, Ekvall M T, Hansson L A, et al. Altered behavior, physiology, and metabolism in fish exposed to polystyrene nanoparticles[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(1): 553-561. |
| [97] | Liao H P, Gao D D, Kong C M, et al. Trophic transfer of nanoplastics and di(2-ethylhexyl) phthalate in a freshwater food chain (Chlorella Pyrenoidosa-Daphnia magna-Micropterus salmoides) induced disturbance of lipid metabolism in fish[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 459. DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.132294 |
| [98] | Sultan M, Cai Z X, Bao L, et al. Trophic transfer induced gut inflammation, dysbiosis, and inflammatory pathways in zebrafish via Artemia franciscana: A differential analysis of nanoplastic toxicity[J]. Journal of Hazardous Materials, 2024, 480. DOI:10.1016/j.jhazmat.2024.136030 |
| [99] | Zhang R, Silic M R, Schaber A, et al. Exposure route affects the distribution and toxicity of polystyrene nanoplastics in zebrafish[J]. Science of the Total Environment, 2020, 724. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.138065 |
| [100] | Torres-Ruiz M, de Alba González M, Morales M, et al. Neurotoxicity and endocrine disruption caused by polystyrene nanoparticles in zebrafish embryo[J]. Science of the Total Environment, 2023, 874. DOI:10.1016/j.scitotenv.2023.162406 |
| [101] | Mattsson K, Johnson E V, Malmendal A, et al. Brain damage and behavioural disorders in fish induced by plastic nanoparticles delivered through the food chain[J]. Scientific Reports, 2017, 7(1). DOI:10.1038/s41598-017-10813-0 |
| [102] | Ahsan S M, Rao C M, Ahmad M F. Nanoparticle-protein interaction: the significance and role of protein corona[A]. In: Saquib Q, Faisal M, Al-Khedhairy A A, et al (Eds.). Cellular and Molecular Toxicology of Nanoparticles[M]. Cham: Springer, 2018. 175-198. |
| [103] | Tenzer S, Docter D, Kuharev J, et al. Rapid formation of plasma protein corona critically affects nanoparticle pathophysiology[J]. Nature Nanotechnology, 2013, 8(10): 772-781. DOI:10.1038/nnano.2013.181 |
| [104] | Vroman L. Finding seconds count after contact with blood (and that is all I did)[J]. Colloids and Surfaces B: Biointerfaces, 2008, 62(1): 1-4. DOI:10.1016/j.colsurfb.2007.11.017 |
| [105] | García-Álvarez R, Vallet-Regí M. Hard and soft protein corona of nanomaterials: analysis and relevance[J]. Nanomaterials, 2021, 11(4). DOI:10.3390/nano11040888 |
| [106] | Owens D E III, Peppas N A. Opsonization, biodistribution, and pharmacokinetics of polymeric nanoparticles[J]. International Journal of Pharmaceutics, 2006, 307(1): 93-102. DOI:10.1016/j.ijpharm.2005.10.010 |
| [107] | Walkey C D, Olsen J B, Guo H B, et al. Nanoparticle size and surface chemistry determine serum protein adsorption and macrophage uptake[J]. Journal of the American Chemical Society, 2012, 134(4): 2139-2147. DOI:10.1021/ja2084338 |
| [108] | Cedervall T, Lynch I, Foy M, et al. Detailed identification of plasma proteins adsorbed on copolymer nanoparticles[J]. Angewandte Chemie International Edition, 2007, 46(30): 5754-5756. DOI:10.1002/anie.200700465 |
| [109] | Lundqvist M, Stigler J, Elia G, et al. Nanoparticle size and surface properties determine the protein corona with possible implications for biological impacts[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2008, 105(38): 14265-14270. |
| [110] | Mohammad-Beigi H, Scavenius C, Jensen P B, et al. Tracing the in vivo fate of nanoparticles with a "non-self" biological identity[J]. ACS Nano, 2020, 14(8): 10666-10679. DOI:10.1021/acsnano.0c05178 |
| [111] | Lazarovits J, Chen Y Y, Sykes E A, et al. Nanoparticle-blood interactions: the implications on solid tumour targeting[J]. Chemical Communications, 2015, 51(14): 2756-2767. DOI:10.1039/C4CC07644C |
| [112] | Saha K, Rahimi M, Yazdani M, et al. Regulation of macrophage recognition through the interplay of nanoparticle surface functionality and protein corona[J]. ACS Nano, 2016, 10(4): 4421-4430. DOI:10.1021/acsnano.6b00053 |
| [113] | Schöttler S, Becker G, Winzen S, et al. Protein adsorption is required for stealth effect of poly(ethylene glycol)- and poly(phosphoester)-coated nanocarriers[J]. Nature Nanotechnology, 2016, 11(4): 372-377. DOI:10.1038/nnano.2015.330 |
| [114] | Kögel T, Bjorøy Ø, Toto B, et al. Micro- and nanoplastic toxicity on aquatic life: determining factors[J]. Science of the Total Environment, 2020, 709. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.136050 |
| [115] | Jong M C, Li J N, Noor H M, et al. Impacts of size-fractionation on toxicity of marine microplastics: enhanced integrated biomarker assessment in the tropical mussels, Perna viridis [J]. Science of the Total Environment, 2022, 835. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.155459 |
| [116] | An D, Na J, Song J, et al. Size-dependent chronic toxicity of fragmented polyethylene microplastics to Daphnia magna [J]. Chemosphere, 2021, 271. DOI:10.1016/j.chemosphere.2021.129591 |
| [117] | Liu H L, Tian L J, Wang S T, et al. Size-dependent transgenerational toxicity induced by nanoplastics in nematode Caenorhabditis elegans [J]. Science of the Total Environment, 2021, 790. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.148217 |
| [118] | Lu Y Y, Li H Y, Ren H Y, et al. Size-dependent effects of polystyrene nanoplastics on autophagy response in human umbilical vein endothelial cells[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 421. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.126770 |
| [119] | Wang Y Y, Shi H J, Li T, et al. Size-dependent effects of nanoplastics on structure and function of superoxide dismutase[J]. Chemosphere, 2022, 309(Pt 2). DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.136768 |
| [120] | Weber A, Schwiebs A, Solhaug H, et al. Nanoplastics affect the inflammatory cytokine release by primary human monocytes and dendritic cells[J]. Environment International, 2022, 163. DOI:10.1016/j.envint.2022.107173 |
| [121] | van den Berg A E T, Plantinga M, Vethaak D, et al. Environmentally weathered polystyrene particles induce phenotypical and functional maturation of human monocyte-derived dendritic cells[J]. Journal of Immunotoxicology, 2022, 19(1): 125-133. DOI:10.1080/1547691X.2022.2143968 |
| [122] | Trestrail C, Walpitagama M, Miranda A, et al. Microplastics alter digestive enzyme activities in the marine bivalve, Mytilus galloprovincialis [J]. Science of the Total Environment, 2021, 779. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.146418 |
| [123] | Brehm J, Wilde M V, Reiche L, et al. In-depth characterization revealed polymer type and chemical content specific effects of microplastic on Dreissena bugensis [J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 437. DOI:10.1016/j.jhazmat.2022.129351 |
| [124] | Jakubowska M, Białowąs M, Stankevičiūtė M, et al. Effects of chronic exposure to microplastics of different polymer types on early life stages of sea trout Salmo trutta [J]. Science of the Total Environment, 2020, 740. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.139922 |
| [125] | Teng M M, Zhao X L, Wu F C, et al. Charge-specific adverse effects of polystyrene nanoplastics on zebrafish (Danio rerio) development and behavior[J]. Environment International, 2022, 163. DOI:10.1016/j.envint.2022.107154 |
| [126] | Saavedra J, Stoll S, Slaveykova V I. Influence of nanoplastic surface charge on eco-corona formation, aggregation and toxicity to freshwater zooplankton[J]. Environmental Pollution, 2019, 252: 715-722. DOI:10.1016/j.envpol.2019.05.135 |
| [127] | Schultz C L, Bart S, Lahive E, et al. What is on the outside matters-surface charge and dissolve organic matter association affect the toxicity and physiological mode of action of polystyrene nanoplastics to C. elegans [J]. Environmental Science & Technology, 2021, 55(9): 6065-6075. |
| [128] | Venâncio C, Ciubotariu A, Lopes I, et al. Is the toxicity of nanosized polymethylmethacrylate particles dependent on the exposure route and food items?[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 413. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.125443 |
| [129] | Yeo I C, Shim K Y, Kim K, et al. Maternal exposure to nanoplastic induces transgenerational toxicity in the offspring of rotifer Brachionus koreanus [J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology, 2023, 269. DOI:10.1016/j.cbpc.2023.109635 |
| [130] | Jaikumar G, Brun N R, Vijver M G, et al. Reproductive toxicity of primary and secondary microplastics to three cladocerans during chronic exposure[J]. Environmental Pollution, 2019, 249: 638-646. DOI:10.1016/j.envpol.2019.03.085 |
| [131] | Huang T, Zhang W J, Lin T T, et al. Maternal exposure to polystyrene nanoplastics during gestation and lactation induces hepatic and testicular toxicity in male mouse offspring[J]. Food and Chemical Toxicology, 2022, 160. DOI:10.1016/j.fct.2021.112803 |
| [132] | Luo T, Zhang Y, Wang C Y, et al. Maternal exposure to different sizes of polystyrene microplastics during gestation causes metabolic disorders in their offspring[J]. Environmental Pollution, 2019, 255(Pt 1). DOI:10.1016/j.envpol.2019.113122 |
| [133] | Aghaei Z, Mercer G V, Schneider C M, et al. Maternal exposure to polystyrene microplastics alters placental metabolism in mice[J]. Metabolomics, 2022, 19(1). DOI:10.1007/s11306-022-01967-8 |
| [134] | Lian J P, Wu J N, Zeb A, et al. Do polystyrene nanoplastics affect the toxicity of cadmium to wheat (Triticum aestivum L.)?[J]. Environmental Pollution, 2020, 263. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114498 |
| [135] | Cao J, Liao Y C, Yang W S, et al. Enhanced microalgal toxicity due to polystyrene nanoplastics and cadmium co-exposure: from the perspective of physiological and metabolomic profiles[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 427. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.127937 |
| [136] | Dong S S, Qu M, Rui Q, et al. Combinational effect of titanium dioxide nanoparticles and nanopolystyrene particles at environmentally relevant concentrations on nematode Caenorhabditis elegans [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 161: 444-450. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.06.021 |
| [137] | Natarajan L, Jenifer M A, Chandrasekaran N, et al. Polystyrene nanoplastics diminish the toxic effects of Nano-TiO2 in marine algae Chlorella sp[J]. Environmental Research, 2022, 204. DOI:10.1016/j.envres.2021.112400 |
| [138] | Liu Y X, Wang Y H, Ling X, et al. Effects of nanoplastics and butyl methoxydibenzoylmethane on early zebrafish embryos identified by single-cell RNA sequencing[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 55(3): 1885-1896. |
| [139] | Liu Y X, Wang Y H, Li N, et al. Avobenzone and nanoplastics affect the development of zebrafish nervous system and retinal system and inhibit their locomotor behavior[J]. Science of the Total Environment, 2022, 806(Pt 2). DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.150681 |
| [140] | Zhang Q, Qu Q, Lu T, et al. The combined toxicity effect of nanoplastics and glyphosate on Microcystis aeruginosa growth[J]. Environmental Pollution, 2018, 243: 1106-1112. DOI:10.1016/j.envpol.2018.09.073 |
| [141] | Nogueira D J, de Oliveira da Silva A C, da Silva M L N, et al. Individual and combined multigenerational effects induced by polystyrene nanoplastic and glyphosate in Daphnia magna (Strauss, 1820)[J]. Science of the Total Environment, 2022, 811. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.151360 |
| [142] | Chen Q Q, Yin D Q, Jia Y L, et al. Enhanced uptake of BPA in the presence of nanoplastics can lead to neurotoxic effects in adult zebrafish[J]. Science of the Total Environment, 2017, 609: 1312-1321. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.07.144 |
| [143] | Lin W, Jiang R F, Xiong Y X, et al. Quantification of the combined toxic effect of polychlorinated biphenyls and nano-sized polystyrene on Daphnia magna [J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 364: 531-536. DOI:10.1016/j.jhazmat.2018.10.056 |
| [144] | Gao M L, Bai L S, Xiao L, et al. Micro (nano)plastics and phthalate esters drive endophytic bacteria alteration and inhibit wheat root growth[J]. Science of the Total Environment, 2024, 906. DOI:10.1016/j.scitotenv.2023.167734 |
| [145] | Sun H F, Lei C L, Yuan Y H, et al. Nanoplastic impacts on the foliar uptake, metabolism and phytotoxicity of phthalate esters in corn (Zea mays L.) plants[J]. Chemosphere, 2022, 304. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.135309 |
| [146] | Shi Q Y, Tang J C, Wang L, et al. Combined cytotoxicity of polystyrene nanoplastics and phthalate esters on human lung epithelial A549 cells and its mechanism[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 213. DOI:10.1016/j.ecoenv.2021.112041 |
| [147] | Zhong G L, Rao G, Tang L X, et al. Combined effect of arsenic and polystyrene-nanoplastics at environmentally relevant concentrations in mice liver: activation of apoptosis, pyroptosis and excessive autophagy[J]. Chemosphere, 2022, 300. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.134566 |
| [148] | Liu S L, Yan L, Zhang Y L, et al. Toxicological effects of polystyrene nanoplastics and perfluorooctanoic acid to Gambusia affinis [J]. Fish & Shellfish Immunology, 2022, 127: 1100-1112. |
| [149] | Ye R Y, Li Z M, Xian H Y, et al. Combined effects of polystyrene nanosphere and homosolate exposures on estrogenic end points in MCF-7 cells and zebrafish[J]. Environmental Health Perspectives, 2024, 132(2). DOI:10.1289/EHP13696 |
| [150] | Ye J L, Qiu W Y, Pang X Y, et al. Polystyrene nanoplastics and cadmium co-exposure aggravated cardiomyocyte damage in mice by regulating PANoptosis pathway[J]. Environmental Pollution, 2024, 347. DOI:10.1016/j.envpol.2024.123713 |
| [151] | Estrela F N, Guimarães A T B, da Costa Araújo A P, et al. Toxicity of polystyrene nanoplastics and zinc oxide to mice[J]. Chemosphere, 2021, 271. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.129476 |
| [152] | Estrela F N, Batista Guimarães A T, Silva F G, et al. Effects of polystyrene nanoplastics on Ctenopharyngodon idella (grass carp) after individual and combined exposure with zinc oxide nanoparticles[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 403. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.123879 |
| [153] | Kang H M, Byeon E, Jeong H, et al. Arsenic exposure combined with nano- or microplastic induces different effects in the marine rotifer Brachionus plicatilis [J]. Aquatic Toxicology, 2021, 233. DOI:10.1016/j.aquatox.2021.105772 |
| [154] | Lebordais M, Venel Z, Gigault J, et al. Molecular impacts of dietary exposure to nanoplastics combined or not with arsenic in the Caribbean mangrove oysters (Isognomon alatus)[J]. Nanomaterials, 2021, 11(5). DOI:10.3390/nano11051151 |
| [155] | Lin P C, Guo Y T, He L, et al. Nanoplastics aggravate the toxicity of arsenic to AGS cells by disrupting ABC transporter and cytoskeleton[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 227. DOI:10.1016/j.ecoenv.2021.112885 |
| [156] | Dong R Y, Liu R L, Xu Y M, et al. Single and joint toxicity of polymethyl methacrylate microplastics and As (V) on rapeseed (Brassia campestris L.)[J]. Chemosphere, 2022, 29(Pt 3). DOI:10.1016/j.chemosphere.2021.133066 |
| [157] | Wang H T, Ma L, Zhu D, et al. Responses of earthworm Metaphire vulgaris gut microbiota to arsenic and nanoplastics contamination[J]. Science of the Total Environment, 2022, 806(Pt 2). DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.150279 |
| [158] | Wu Q, Li G Y, Huo T B, et al. Mechanisms of parental co-exposure to polystyrene nanoplastics and microcystin-LR aggravated hatching inhibition of zebrafish offspring[J]. Science of the Total Environment, 2021, 774. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.145766 |
| [159] | Zuo J L, Huo T B, Du X, et al. The joint effect of parental exposure to microcystin-LR and polystyrene nanoplastics on the growth of zebrafish offspring[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 410. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124677 |
| [160] | Trevisan R, Voy C, Chen S X, et al. Nanoplastics decrease the toxicity of a complex PAH mixture but impair mitochondrial energy production in developing zebrafish[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(14): 8405-8415. |
| [161] | Jeong C B, Kang H M, Byeon E, et al. Phenotypic and transcriptomic responses of the rotifer Brachionus koreanus by single and combined exposures to nano-sized microplastics and water-accommodated fractions of crude oil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 416. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.125703 |
| [162] | Singh N, Bhagat J, Tiwari E, et al. Metal oxide nanoparticles and polycyclic aromatic hydrocarbons alter nanoplastic's stability and toxicity to zebrafish[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 407. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124382 |
| [163] | Ma J, Sheng G D, Chen Q L, et al. Do combined nanoscale polystyrene and tetracycline impact on the incidence of resistance genes and microbial community disturbance in Enchytraeus crypticus?[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 387. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.122012 |
| [164] | Liu S L, Yan L, Zhang Y L, et al. Polystyrene nanoplastics exacerbated the ecotoxicological and potential carcinogenic effects of tetracycline in juvenile grass carp (Ctenopharyngodon idella)[J]. Science of the Total Environment, 2022, 803. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.150027 |
| [165] | Wang F, Wang B, Qu H, et al. The influence of nanoplastics on the toxic effects, bioaccumulation, biodegradation and enantioselectivity of ibuprofen in freshwater algae Chlorella pyrenoidosa [J]. Environmental Pollution, 2020, 263. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114593 |
| [166] | Zhang Y T, Chen H X, He S Q, et al. Subchronic toxicity of dietary sulfamethazine and nanoplastics in marine medaka (Oryzias melastigma): insights from the gut microbiota and intestinal oxidative status[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 226. DOI:10.1016/j.ecoenv.2021.112820 |
| [167] | You X Q, Cao X Q, Zhang X, et al. Unraveling individual and combined toxicity of nano/microplastics and ciprofloxacin to Synechocystis sp. at the cellular and molecular levels[J]. Environment International, 2021, 157. DOI:10.1016/j.envint.2021.106842 |
| [168] | Bhagat J, Zang L Q, Nakayama H, et al. Effects of nanoplastic on toxicity of azole fungicides (ketoconazole and fluconazole) in zebrafish embryos[J]. Science of the Total Environment, 2021, 800. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.149463 |
| [169] | Jeong C B, Kang H M, Lee Y H, et al. Nanoplastic ingestion enhances toxicity of persistent organic pollutants (POPs) in the monogonont rotifer Brachionus koreanus via multixenobiotic resistance (MXR) disruption[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(19): 11411-11418. |
| [170] | Chen W Y, Yuan D, Shan M, et al. Single and combined effects of amino polystyrene and perfluorooctane sulfonate on hydrogen-producing thermophilic bacteria and the interaction mechanisms[J]. Science of the Total Environment, 2020, 703. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.135015 |
| [171] | Zhao X S, Liu Z B, Ren X, et al. Parental transfer of nanopolystyrene-enhanced tris(1, 3-dichloro-2-propyl) phosphate induces transgenerational thyroid disruption in zebrafish[J]. Aquatic Toxicology, 2021, 236. DOI:10.1016/j.aquatox.2021.105871 |
| [172] | He J Y, Yang X H, Liu H H. Enhanced toxicity of triphenyl phosphate to zebrafish in the presence of micro- and nano-plastics[J]. Science of the Total Environment, 2021, 756. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.143986 |