微/纳塑料对土壤动物的毒性作用: 进展与展望

莫奥运,张雅琳,高 伟,2,蒋 杰,2,曹潇慕,2,梁雨晴,何德富,2①

(1.华东师范大学生态与环境科学学院,上海 200241;2.华东师范大学上海有机固废生物转化工程技术研究中心,上海 200241)

塑料因具有轻质、稳定等特点,已成为各个领域的通用材料。塑料产量逐年增加,塑料的大量使用带来了严重的环境污染问题,微/纳塑料(micro/nano plastics, MNPs)是近年来关注的热点之一[1-3]。微塑料(microplastics, MPs)为尺寸在1 μm至5 mm之间的塑料颗粒,而纳米尺寸的塑料颗粒常被定义为纳米塑料(nanoplastics, NPs)。对MPs的关注始于海洋环境,但土壤中MPs总量可能更多,据估计陆地上MPs总量可能是海洋的4～23倍,大量研究已经表明MPs在土壤中广泛存在[4-5]。有研究显示中国农田土壤MPs含量达到25.56～2 067.78 个·kg-1[5]。土壤既是环境MPs的“汇”,也是河流和海洋中MPs的“源”。

土壤中MPs来源广泛,包括农用塑料残留及老化、有机化肥施用、淤泥回填、地表径流和大气沉降等[6]。MPs会在土壤中转移和积累,并对土壤生态系统产生广泛影响,一方面会改变土壤pH值、容重、持水能力和团聚体结构等理化性质,另一方面还会影响土壤微生物和肥力,进而影响植物生长[7-8]。土壤中包含数量众多的各类动物,较常见的如蚯蚓、跳虫、螨类和线虫类。它们作为土壤生态系统的消化者,能摄食MPs,并通过食物链从低营养级生物转移到高营养级生物,具有生物富集的可能。MPs还会作用于土壤动物,引发多种毒性效应[9-10],其毒性作用不仅由颗粒本身造成,还包括增塑剂、稳定剂、阻燃剂等添加剂释放产生的毒性效应[11-13]。另外,MPs表面可吸附土壤中其他化学污染物,引发动物的多种不良效应[14]。MPs对土壤动物的毒理学研究近年来已取得进展,但还缺乏系统性综述。在较全面综述土壤动物对MPs的摄食、毒性效应、作用机制和食物链传递风险的基础上,对未来研究需突破的主要方向进行分析。

1 土壤动物对MPs的摄食与转运

1.1 土壤动物对MPs的摄食

一方面,土壤动物是生态系统物质循环中的重要消费者,如一些土壤昆虫产物是食品、饲料和工业的原料;另一方面,它们能够传播花粉,分解土壤中大量废物,维持土壤生态系统正常的物质流动。土壤中的MPs不可避免地被土壤动物所摄食,多项研究已经表明MPs在土壤动物体内有分布。LU等[15]对动物药材的MPs进行检测分析,发现多种土壤动物药材样品中检测到MPs的存在,蝗虫、蜈蚣、牛虻和蟑螂等干药材中MPs平均检出率高达94.67%,检出MPs的种类包括聚对苯二甲酸乙二醇酯(polyethylene glycol terephthalate, PET)(40.45%)、人造纤维(30.64%)、聚乙烯(polyethylene, PE)(10.11%)、尼龙(7.35%)、聚丙烯(polypropylene, PP)(5.93%)和聚氯乙烯(polyvinyl chloride, PVC)(5.52%)。在野外收集的活的土壤动物体内也发现大量MPs,其中,蚯蚓(Pheretimavulgaris)体内MPs平均丰度最高,平均每条为7.80个,而蝗虫(Locustamigratoria)体内MPs平均丰度最低,平均每条也达1.80个[16]。LAHIVE等[17]发现蚯蚓暴露在500 μg·g-1PET MPs纤维的土壤后,平均每条蚯蚓体内残留32个MPs纤维,而暴露浓度为5 000 μg·g-1时,每条蚯蚓体内积累的MPs达到2～593个,研究证实这些MPs可在动物体内长期积累。KIM等[18]研究发现,跳虫(Folsomiacandida)摄入粒径小于2 μm的PE MPs颗粒后,跳虫平均爬行速度和移动距离随之下降。MUELLER等[19]研究发现,3类小型土壤动物(Caenorhabditiselegans、Acrobeloidesnanus和Plectusacuminatus)均可以摄入粒径小于1 μm的MPs颗粒。PANEBIANCO等[20]在3种可食用的蜗牛(Helixaperta、Helixaspersa和Helixpomatia)体内发现MPs,蜗牛体内MPs平均丰度为(0.92±1.21)个,主要为塑料纤维和碎片。KWAK等[21]发现,蚯蚓不仅可以摄食MPs,还可以通过排泄的方式,将产生的NPs排出到土壤中。除了昆虫,土壤中小型哺乳动物也可能摄食MPs。THRIFT等[22]发现,在欧洲刺猬(Erinaceuseuropaeus)、木鼠(Apodemussylvaticus)、田鼠(Microtusagrestis)和褐鼠(Rattusnorvegicus)粪便样品中检测到塑料聚合物,且70%的MPs粒径小于1 mm,同时,在野生哺乳动物粪便中发现可生物降解塑料的颗粒。

1.2 土壤动物对MPs迁移的影响

MPs可通过土壤动物活动产生的通道间隙进行迁移,也可以通过土壤动物摄食和排泄被转移。个体越大,活动力越强的土壤动物对MPs的搬运效率越高[22]。蚯蚓是土壤中最常见的土壤动物之一,通过多种途径影响MPs的迁移。蚯蚓可以通过自身运动携带MPs,MPs随移动路径而转移[23]。MPs被蚯蚓摄食排泄后,会变成粒径更小的NPs,从而变得更加易于被迁移。MPs还可以在蚯蚓的运动下,通过蚯蚓洞穴从浅层土壤垂直迁移至深层土壤。ZHANG等[24]研究了模拟降雨条件下土壤中MPs的迁移,发现蚯蚓活动能极大地扩展MPs迁移范围。RILLIG等[25]发现,蚯蚓会显著增加MPs在土壤中垂直迁移的深度,并且粒径更小的MPs垂直迁移的距离更深。螨虫、跳虫和地鼠能够通过咀嚼、排泄和携带等方式使MPs在土壤中分散开来,并进行再分配。另外,当地鼠和蚯蚓等较大型土壤动物排泄含有MPs的粪便后,这些粪便能够被土壤中节肢类小动物摄入,这些动物的作用共同影响MPs的迁移转化[26]。此外,AL-JAIBACHI等[27]发现,幼小蚊虫容易摄食MPs,而到成虫阶段,被摄入的MPs依旧存在于体内,这为研究塑料在动物体内的长期降解能力提供了可能。土壤中还生活着各种各样的原生动物,它们的活动也可能影响小尺寸的MPs和NPs的迁移,这还需要更多实验证据。最近,有研究发现植物可以吸收小粒径的MPs,其环境风险引起了广泛关注[28]。但据LI等[26]的研究,土壤动物的运动可在一定程度上妨碍玉米、大豆和黑麦草根系对MPs的转运。KANOLD等[29]发现,土壤中的原生动物可以摄食MPs,并将其储存在食物泡中。因此,有运动能力的吞噬型原生动物既可以作为载体转运MPs,也可以将MPs转移到更高的营养级,从而通过食物链放大MPs丰度。

2 MPs对土壤动物的毒性作用及特征

近年来,多项研究揭示了MPs对土壤动物的毒性作用(表1[9-10,18,20,30-62])。这些研究主要集中在蚯蚓、线虫、弹尾虫和蜗牛等土壤动物上,包括MPs在动物个体、组织器官和分子水平上所引发的毒性效应。(1)在个体水平上,MPs会对土壤动物体表产生物理损伤,土壤中MPs多以不规则尺寸或尖锐边缘存在,会对蚯蚓、线虫等土壤生物表层皮肤产生摩擦损伤,并进一步影响其爬行和移动等行为,土壤动物平均移动速度和距离均会随着MPs的摄入而降低[18]。(2)在组织器官水平上,MPs可能会损伤土壤动物消化道,影响其代谢和生长。土壤动物对MPs的摄入具有尺寸依赖效应,且与动物口器大小相关,摄食MPs后动物会产生虚假饱腹感,从而干扰正常进食和能量储备,降低其新陈代谢,影响动物的正常发育和生长。有研究[30]显示暴露于MPs后,线虫体长较对照组平均减少8.8%。摄入的MPs在经咽泵流通时会因消化道内部的物理摩擦和阻塞,产生肠道损伤,包括绒毛破裂和肠细胞分裂等[31]。此外,肠道微生物的组成也会因MPs的摄入而发生显著改变。已有研究[63]表明NPs的暴露会显著降低消化道内根瘤菌科(Rhizobiaceae)、黄色杆菌科(Xanthobacteraceae)和等球菌科(Isosphaeraceae)等关键肠道微生物种群数量。菌群的改变会对动物产生不良后果,如肠道微生物菌群失调、肠上皮细胞凋亡、肠道黏液层减少、肠道免疫系统失衡等,并导致MPs可穿过动物肠壁进入体内循环系统或其他脏器[64]。有报道显示,实验小鼠的胃、肠道、肾脏和心脏中均发现了MPs的存在[65],而NPs已被证实具有穿过血脑屏障和胎盘的能力[66]。(3)在分子水平上,MPs会通过抑制相关抗氧化基因的表达或细胞生长或凋亡诱导动物产生慢性炎症和氧化应激,甚至酶活性改变和DNA损伤等分子影响,如超氧化物歧化酶、过氧化物酶和谷胱甘肽S-转移酶的活性水平[67]。相较于较大尺寸颗粒,NPs能诱发动物更为严重的DNA损伤[68]。然而,部分研究也表明较低浓度水平(w为1%～10%)MPs不会诱导蚯蚓产生氧化应激,这可能与MPs被机体摄入的剂量有关[69]。此外,MNPs暴露会降低秀丽线虫体内乙酰胆碱转运体的编码水平,从而产生神经毒性[9]。其中,NPs对土壤生物会产生跨代甚至多代的显著遗传神经毒性。

表1 微/纳塑料对土壤动物的影响[9-10,18,20,30-62]

MPs对土壤动物的毒性效应与MPs尺寸和浓度密切相关。大小和浓度不同的MPs引发的毒性效应差异明显。有研究显示,在尺寸为0.1～5 μm的MPs暴露条件下,1 μm的MPs暴露后秀丽线虫寿命最短[9],而20 nm的NPs则诱导最严重的跨代神经毒性[70]。在相同尺寸MPs暴露条件下,秀丽线虫暴露在较低浓度(0.1～100 μg·L-1)下时不影响生存率,而暴露在较高浓度(1 000 μg·L-1)下时生存率显著降低[71]。然而,另一些研究并没有显示出MPs毒性依赖于尺寸及浓度[72]。此外,大量研究已表明MPs会对土壤动物繁殖率产生显著影响。KWAK等[21]观察到蚯蚓数目随MPs暴露浓度的上升而递减,这可能是由于MPs作用导致土壤动物生殖器官受损,并影响生殖腺细胞和受精卵分生和发育。

除了聚合物引发的物理伤害外,MPs对土壤动物的毒性还与其释放的塑料添加剂等化学污染物作用有关。为保证优良的物理化学特性,塑料生产过程中需要加入大量添加剂,如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂、着色剂和润滑剂等。MPs与土壤的相互作用过程中,其组分单体和内源性化学添加剂成分会不断泄露进入土壤中。土壤动物在摄入MPs的同时,也暴露在其释放的添加剂环境中,从而使生物体产生多种不良效应。有研究[32]发现MPs毒性与其可提取添加剂高度相关,与HDPE、PP和LDPE碎片相比,PET碎片和PAN纤维对线虫的不良影响相对较小,这可能与不同类型MPs释放的添加剂不同有关。在另一项研究中,DING等[73]发现不同类型MPs对动物个体的毒性差异,可归因于这些MPs中可提取添加剂的化学成分相异性。

另外,MPs因具有表面疏水特性,常成为土壤中多种污染物的载体。多项研究表明土壤中的持久性有机污染物、抗生素、多环芳烃、多氯联苯、重金属和致病微生物可吸附在MPs表面,吸附的作用机制包括静电吸附、疏水作用、氢键、π-π键和范德华力[2,74]。吸附这些污染物的MPs被土壤动物摄食后,会引发更强的复合毒性效应。另外,MPs的存在会提高或降低土壤其他污染物对土壤动物的生物有效性,产生协同或拮抗作用,这可归因于污染物在MPs和土壤之间的吸附或解吸动力学平衡[75]。ZHOU等[67]发现相较于MPs的单独作用,MPs与Cd的联合吸附会产生更强的负面效果。在另一项研究中,LIU等[14]研究发现MPs通过破坏肠道组织,增加了蚯蚓体内芘的积累,从而降低蚯蚓生长率。

3 MPs对土壤动物的毒性及作用机制

MNPs可以影响土壤动物的生长发育、运动行为和生殖等功能。MNPs的毒性作用机制与肠道损伤、机体代谢改变、氧化应激和相关基因表达异常有关(图1)。

图1 微/纳塑料对土壤动物的毒性及作用机制

3.1 生长发育毒性及作用机制

MNPs对土壤动物生长发育具有抑制作用,包括延缓动物个体生长、降低繁殖率和缩短寿命等效应。MNPs由于具有体积小的特点,易被土壤动物吞食并在肠道中积累,除造成物理损伤外,还会阻碍正常食物的消化和吸收,造成土壤动物营养不良,并进一步影响其生长和发育[49,76]。以土壤中秀丽线虫为例,个体生长主要受机体的DBL-1/TGFβ信号通路的调节[77]。QU等[78]发现两种表面化学改性(—SOOOH和—NH2)的NPs暴露均会显著影响线虫体长,转录水平分析表明发育抑制毒性均是通过抑制DBL-1/TGFβ基因通路的作用所致。另外,细胞内的胰岛素信号通路中,DAF-16核受体参与线虫应激反应等多种生命活动的调节,并与动物寿命密切相关[71]。当线虫暴露于PS NPs后,其DAF-16/insulin信号通路被明显抑制,这是诱发线虫寿命缩短的关键机制[60]。

MPs进入动物体内还会干扰营养物质获取,并导致体内相关代谢紊乱,进而对生长发育造成负面影响。YANG等[79]发现PS NPs的暴露会导致线虫出现严重脂质积累,并增加参与脂质代谢的MDT-15和SDP-1基因的表达。另一项研究[80]则发现,暴露于PS NPs显著影响线虫体内12种代谢物丰度,这包括三羧酸循环的中间体、参与能量代谢的代谢物和氨基酸。值得注意的是,扰乱能量代谢可能会进一步改变线虫的运动行为和繁殖能力等。此外,另一项研究[34]表明暴露于PVC MPs会干扰跳虫的代谢周转,并影响机体对C和N元素的吸收,MPs对跳虫摄食行为和肠道微生物菌群的影响被认为是主要原因。

3.2 肠道损伤效应及作用机制

对于土壤动物而言,摄入MPs主要是经口,因此肠道和胃是积累MPs最多的部位,也是毒性作用的主要靶器官。目前已经有较多研究显示,生物体摄入MPs后会引起不同程度的体内物理损伤,主要表现为肠道黏膜损伤、肠道绒毛褶皱破裂和肠道上皮细胞破损[81-82]。有研究[9]显示,粒径为1.0 μm的PS MPs颗粒会使线虫体内Ca2+水平降低,继而对线虫活动产生影响,这是由于PS MPs颗粒能够导致线虫肠道酸度相关基因vha-6、opt-2和nhx-2表达显著升高,这表明MPs可通过影响肠道酸碱度而诱发毒性作用。还有研究[34]发现,PVC MPs可以通过改变跳虫摄食行为从而影响跳虫肠道中微生物群落,并增强细菌多样性,进一步影响肠道对食物的消化吸收,这也是跳虫生长受到MPs抑制的原因之一。有趣的是,PVC MPs可以通过吸附结合As5+和降低As的生物利用度来减轻As对蚯蚓肠道微生物群的毒性作用[82]。而肠道微生物群变化可能会改变其他污染物在土壤动物中的降解、转化、生物积累和毒性。同时,NPs会引发肠道屏障功能障碍,这与肠道内稳态相关分子的表达紊乱和调控机制异常有关。

3.3 氧化应激毒性及作用机制

氧化应激是MNPs对土壤动物毒性的常见机制之一,它可以通过检测机体抗氧化系统中的一系列分子变化来进行研究[80]。当MPs进入生物体后会诱导机体氧化应激状态,使得参与抗氧化防御系统的过氧化氢酶和超氧化物歧化酶以及非酶抗氧化剂(例如还原型谷胱甘肽)发生变化,这表明MPs可以激活生物体抗氧化防御系统以清除自由基,来保护生物体免受氧化损伤。CHEN等[49]研究发现,在LDPE MPs暴露28 d后,蚯蚓过氧化氢酶活性和丙二醛含量显著增加。JIANG等[83]也观察到暴露于PS MPs的蚯蚓体内超氧化物歧化酶活性显著降低,而谷胱甘肽含量增加。此外,也有研究[12]显示PA、PE、PVC、PS和PP 5种类型MPs颗粒均能够显著诱导线虫谷胱甘肽S-转移酶表达升高,且其与颗粒粒径具有相关性。这些MPs颗粒的毒性作用机制与机体中自由基生成和抗氧化防御系统之间的平衡被破坏相关,从而通过氧化应激损伤而引发机体的广泛毒性。

3.4 生殖毒性及作用机制

MPs可以降低蚯蚓和线虫等土壤动物的繁殖率[72,84-85]。KWAK等[21]研究了PE微球对蚯蚓生殖系统的影响,发现暴露于MPs的蚯蚓成熟精子束和精子密度减少,生殖细胞排列紊乱,组织结构松散。MPs还对精囊中的精子质膜造成损害。有研究发现线虫暴露于PS NPs会损害性腺发育并降低繁殖能力,且毒性可以传递给下一代[86]。有研究表明,多巴胺能神经元能够协调线虫的运动和产卵行为[87],而雄性线虫则通过表达多巴胺来响应雌雄同体并开始交配[88]。LIU等[41]发现暴露于聚苯乙烯(polystyrene, PS)MPs的秀丽线虫中多巴胺能神经元报告基因dat-1p::GFP的表达显示降低,这表明MPs可能是通过影响多巴胺能神经元进而对线虫产生生殖毒性。此外,LIU等[86]的研究指出胰岛素ins-39、ins-3和daf-28可能参与MPs诱导的跨代毒性,研究结果显示种系中的胰岛素配体相关基因可以被激活,这介导了线虫的跨代毒性关键机制。这些发现充分表明MPs可以在不同程度上破坏土壤动物生殖系统,并引起生殖毒性,降低繁殖率。

3.5 神经毒性及作用机制

MPs能够引起土壤动物神经毒性[9]。其中,动物运动行为异常是神经毒性的常见表现之一,例如MPs可通过影响生物体体内乙酰胆碱酯酶(AchE)活性来干扰神经信号的传递使得动物运动行为产生异常,这是其毒性机制之一[89]。AchE是参与生物神经传导的一种关键性酶,在神经毒性实验中通常作为判断是否引起神经毒性的标志物。LEI等[9]发现暴露于PS MPs后,秀丽线虫产生兴奋性运动行为,如身体弯曲、头部抖动频率增加和爬行速度加快,这些神经毒性表现与机体内特定的神经元退变相关联,其中,胆碱能神经元和γ-氨基丁酸(GABA)能神经元出现明显退变特征,神经元树突出现萎缩、断裂,神经递质合成相关基因表达降低,而多巴胺能神经元未受到影响[9]。这表明MPs对线虫体内神经元具有选择性毒性作用,而深入的分子机制仍需探讨。

4 土壤动物介导MPs的食物链传递

土壤是人类食物的重要源头,残留在土壤中的MPs可能进入食物网,从而扩展其污染范围,随之带来的食物安全风险不容小觑。在土壤环境中,蚯蚓和线虫等土壤动物一方面可通过摄食塑料残片排泄MPs,另一方面,这些土壤动物可能被其他动物摄食而将MPs转移给食物链中更高级的动物[23]。如HUERTA LWANGA等[90]发现在家庭花园土壤-蚯蚓-鸡食物链中,蚯蚓粪、鸡粪和鸡胃中均检测到MPs,MPs富集在蚯蚓粪和鸡粪中。同时,MPs在鸡砂囊中也有富集,富集系数达5.1。由于鸡砂囊通常被用作食材,该暴露途径下MPs对人体健康的风险需要得到关注。此外,CHAE等[91]研究了土壤环境中MPs在土壤-植物(绿豆,Vignaradiata)-消费者(非洲蜗牛,Achatinafulica)这一食物链中的传递,结果表明MPs降低了绿豆根生长速率,并显著降低非洲蜗牛生长速率和觅食速度,这表明在土壤和陆地生态系统中,MPs可能从土壤传递到植物,并进一步到达可食用的动物体内,需要关注人类摄食及健康风险。

另外,荧光标记的NPs可以通过吞噬作用进入哺乳动物细胞内[92-93],但MPs未观察到类似结果。目前,MPs主要分布在土壤动物消化道内,并引起肠道上皮细胞病理损伤和菌群失调等不良反应[33]。有研究显示,采自野外的九香虫、蜻蜓,蟋蟀、蝼蛄、蚂蚱、土元、蛞蝓和蜘蛛等陆生动物中均发现MPs的存在,在动物肠道内可直接观察到微纤维[15]。另一项野外调查首次发现可食用陆生蜗牛体内存在MPs[20],虽然丰度较低,但表明人类或其他动物可能通过取食蜗牛而摄入MPs。近来研究发现,人类粪便样品中也有MPs检出,平均丰度达到2个·g-1[94],这表明人类食物链中广泛存在MPs暴露风险。此外,大鼠肝脏和肾脏等组织也检出MPs,表明肠道中MPs可转移到其他组织器官。这些研究表明,MPs可在陆地食物网中传递,具有生物蓄积和生物放大的可能,从而引发人体健康风险。

5 研究展望

土壤MNPs污染已经成为一个重要的环境问题。近年来,土壤动物摄入MPs引发的毒性效应、食物链传递风险和健康风险引起了越来越多的关注。然而,仍存在一系列问题需要进行深入探究,建议未来研究应该集中在以下4个关键方面:

(1)需进一步阐明土壤-动物系统中MNPs的迁移和分布,目前的研究主要基于实验室模拟条件下展开,未来的研究需要开展更多野外试验,研究实际土壤中MNPs向土壤动物的传递路径及风险。

(2)目前大多数毒理学研究主要基于PS MNPs颗粒标准形态的室内暴露试验,这与实际土壤环境中MNPs分布特征差异明显。未来的毒理学研究需要基于真实土壤中MNPs的环境特征,揭示引发土壤动物毒性作用的MNPs浓度阈值,表征真实环境风险。

(3)土壤中MNPs常与抗生素、多环芳烃和重金属等其他污染物共存,并为这些污染物提供载体。目前的研究集中于MNPs自身的毒性,而与其他污染物的复合毒性研究不足。未来的研究应加强MNPs和其他污染物对土壤动物的联合毒性及其机制研究。

(4)在实际环境中,MNPs和土壤动物在土壤中长期共存,动物可能分解MNPs并引发毒性。目前的研究较少关注MNPs与土壤动物的相互作用,而毒理学研究通常为实验室短时间暴露。未来的研究需要基于更长时间的暴露,并联系土壤实际情况,在更大尺度、更长周期和多营养级水平上,研究土壤MNPs对土壤动物个体和群落的影响,分析其对土壤动物多样性的长期影响。