四川动物  2020, Vol. 39 Issue (2): 140-147

扩展功能

  把本文推荐给朋友 鲫; 仔鱼; 亚慢性毒性试验”几篇好文章,特向您推荐。请点击下面的网址:#" name=neirong>
  加入我的书架
  加入引用管理器

文章信息

侯淼淼, 王春伶, 徐椿森, 邱宁, 夏治俊, 苏良霞, 王剑伟
HOU Miaomiao, WANG Chunling, XU Chunsen, QIU Ning, XIA Zhijun, SU Liangxia, WANG Jianwei
聚苯乙烯微塑料暴露对稀有鲫仔鱼生长的影响
Effects of Polystyrene Microplastics Exposure on the Growth of Gobiocypris rarus Larvae
四川动物, 2020, 39(2): 140-147
Sichuan Journal of Zoology, 2020, 39(2): 140-147
10.11984/j.issn.1000-7083.20190390

文章历史

收稿日期: 2019-11-15
接受日期: 2019-12-31
聚苯乙烯微塑料暴露对稀有鲫仔鱼生长的影响
侯淼淼1,2,3 , 王春伶2 , 徐椿森2,3 , 邱宁2,3 , 夏治俊2,3 , 苏良霞2,3 , 王剑伟2 *     
1. 大连海洋大学, 辽宁大连 116023;
2. 中国科学院水生生物研究所, 武汉 430072;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
摘要:微塑料已经成为一种新型的污染物,关于微塑料本身所造成毒性效应的研究较少。本研究以稀有Gobiocypris rarus 初孵仔鱼为受试对象,研究了不同粒径(0.1 μm、1 μm、10 μm)、不同浓度(0.055 μg·L-1、0.55 μg·L-1、5.5 μg·L-1、55 μg·L-1、550 μg·L-1)的聚苯乙烯(PS)微塑料对稀有鲫仔鱼存活、生长的影响以及微塑料在仔鱼体内的累积和清除情况。暴露7 d后,各暴露组仔鱼的存活率和全长与空白对照组间的差异均无统计学意义(P>0.05);各暴露组仔鱼的鳃、消化道内均发现荧光微塑料,荧光强度随微塑料浓度增高而增强;经过7 d净化后,仔鱼体内PS微塑料均显著减少(P < 0.05)。本研究表明,环境浓度水平的PS微塑料虽可在稀有鲫体内积累,但清除速度也较快,在个体可观察水平上未见明显的毒性效应。
关键词微塑料    聚苯乙烯    稀有    仔鱼    亚慢性毒性试验    
Effects of Polystyrene Microplastics Exposure on the Growth of Gobiocypris rarus Larvae
HOU Miaomiao1,2,3 , WANG Chunling2 , XU Chunsen2,3 , QIU Ning2,3 , XIA Zhijun2,3 , SU Liangxia2,3 , WANG Jianwei2 *     
1. Dalian Ocean University, Dalian, Liaoning Province 116023, China;
2. Institute of Hydrobiology, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430072, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
Abstract: In recent years, the worldwide presence of microplastics has become a new type of contaminant. However, the direct biological toxicity of microplastics still remains unclear. In this study, the effects of 3 sizes (0.1 μm, 1 μm, and 10 μm) of polystyrene (PS) microplastics at different concentrations (0.055 μg·L-1, 0.55 μg·L-1, 5.5 μg·L-1, 55 μg·L-1, and 550 μg·L-1) on the survival and growth of rare minnow (Gobiocypris rarus) larvae were studied. Accumulation and removal of PS microplastics in the body were also detected. After exposing the larvae to PS microplastics for 7 days, no significant differences on the survival and total length of G. rarus were found between the treatment and control groups (P>0.05). Fluorescent plastic particles were observed in gill and digestive tract in the exposed larvae. The fluorescence intensity enhanced in the exposed larvae with the increase of PS microplastics concentration. Plastic particles were significantly reduced from exposed larvae after they were reared in the water with no microplastics (P < 0.05). It is suggested that although PS microplastics can be accumulated in the body, the removal rate was fast, and the environment-relevant concentrations of PS microplastics have no observed toxic effect on G. rarus larvae.
Keywords: microplastics    polystyrene    Gobiocypris rarus    larvae    subchronic toxic test    

塑料因具有防水、耐用、质轻、绝缘、抗腐蚀等诸多优点,在人类生产生活中得到广泛使用。据统计,全球每年的塑料使用量不少于3×108 t,但塑料制品在自然环境下难以降解,大量使用导致生态环境中的废弃塑料或塑料制品越来越多。截止2014年,全球仅海洋表面漂浮的塑料垃圾超过2.5×105 t(Eriksen et al., 2014)。环境中的塑料经过物理、化学或生物作用可分解为更小的塑料颗粒或碎片,加上直接排入环境中的微小塑料颗粒或碎片,造成了环境中严重的微塑料污染(Thompson et al., 2004)。微塑料通常指尺寸在100 nm~5 mm的小塑料碎片,这一定义被多数人认同和采用(Law & Thompson,2014丁剑楠等,2017Toussaint et al., 2019)。调查结果表明,从南极到北极、从内陆到海洋、从水体到沉积物,皆能发现不同程度的微塑料污染(Ivar do Sul et al., 2014Wagner & Lambert,2017徐向荣等,2018),甚至在人体中也检测到了微塑料的存在(van Cauwenberghe & Janssen,2014Smith-Llera,2019)。

作为一类新型污染物,微塑料已受到国内外学者和公众的高度关注,关于微塑料污染的研究已成为目前国际上的研究热点之一(Koelmans et al., 2016Toussaint et al., 2019)。近年来,有关微塑料来源、类型、分布以及对水生生物毒理学效应等方面的研究报道日益增多(Andrady,2011丁剑楠等,2017陈启晴等,2018)。已有研究表明,微塑料能够赋存于水生生物体内,并通过物理性损伤、载体效应(如增塑剂释放、富集其他污染物等)、生物积累与食物链传递等途径危害水生生物健康(Oliveira et al., 2013Wright et al., 2013Batel et al., 2016),在个体水平(如摄食率、繁殖率、存活率、生长速率等)、组织水平(如炎症反应、氧化损伤、脂肪空泡等)、细胞水平(如肝细胞坏死等)、基因水平(如内分泌干扰基因表达变化等)表现出毒性效应(von Moos et al., 2012Hämer et al., 2014Rochman et al., 2014周倩等,2015)。但总体来看,关于微塑料本身对水生生物毒性效应的研究较少,鱼类仅见于斑马鱼 Danio rerio、青鳉 Oryzias latipes、挪威舌齿鲈 Dicentrarchus labrax等少数物种(Rochman et al., 2013, 2014Mazurais et al., 2015Lu et al., 2016Lei et al., 2018),因此,亟需积累更多的鱼类毒理学数据,进一步解析微塑料毒性作用机制,以期更准确评价环境中微塑料的生态风险。

稀有Gobiocypris rarus 是中国境内标准化程度最高、适合作为化学品测试和生态毒理学研究的模式鱼类(王剑伟,曹文宣,2017),目前尚未见其在微塑料生物毒性方面的研究报道。聚苯乙烯(PS)则是工业生产最多、应用最广泛的塑料之一,也是我国淡水环境中检出比例最大的微塑料之一(丁剑楠等,2017)。本文以稀有鲫仔鱼为受试对象,采用7 d暴露和7 d净化试验来探究稀有鲫对PS微塑料的摄入和排出、对仔鱼存活和生长的影响,以期积累微塑料对鱼类生物毒性数据,并为以后深入研究微塑料的毒理学机制奠定基础。

1 材料与方法 1.1 试验材料

受试生物为稀有鲫初孵仔鱼,亲本取自中国科学院水生生物研究所自行培育的封闭群IHB第10代,选择发育良好的雌雄各10尾稀有鲫为亲鱼进行配对,采用人工授精的方式获得受精卵,并放置于温度为25 ℃±1 ℃的水体中孵化。选取出膜时间接近的仔鱼为实验材料,并在孵出24 h内开始试验。微塑料为粒径0.1 μm、1 μm、10 μm的聚苯乙烯荧光微球,购于上海辉质生物公司,密度为1.05 g·cm-3,使用时用去离子水配置成母液。试验用水为标准稀释水(中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局,中国国家标准化管理委员会,2013),连续曝气24 h后使用。

1.2 试验方法

暴露试验参照美国环境保护局的黑头软口鲦 Pimephales promelas 仔鱼7 d生长存活试验(USEPA,2002),试验容器为500 mL圆形玻璃结晶皿,每个试验容器放试验液400 mL、初孵仔鱼30尾,每个浓度设置3个平行,为暴露组,并设置空白对照组。结晶皿置于控温的水浴中,实验期间每天监测水温。暴露期间每天10: 00和16: 00投喂新孵丰年虫 Artemia nauplii 无节幼体,每天更换90%以上的暴露溶液,换液前使用HACH水质分析仪(HQ30d,美国)随机抽测3个结晶皿中的溶解氧。7 d后统计仔鱼的存活率并将存活个体全部用100 mg·L-1中性MS-222麻醉后在解剖镜下测量全长,从每个浓度组随机选取3尾仔鱼放置于荧光显微镜下拍摄带荧光信号的照片,并使用ImageJ对荧光强度进行半定量分析。之后从每个结晶皿中随机挑选10尾鱼再进行7 d净化试验。净化试验中各浓度组更新溶液为与空白对照组相同的稀释水,其他控制条件与7 d亚慢性毒性试验期间相同。净化7 d后从每个浓度组随机挑选3尾仔鱼用MS-222麻醉后置于荧光显微镜下观察荧光微塑料的分布情况,拍摄照片并分析荧光强度。

参考他人关于微塑料环境浓度调查和微塑料对水生生物的毒性效应的相关研究(Zhao et al., 2014Lu et al., 2016涂烨楠,2018)设置浓度组,7 d亚慢性毒性试验中暴露浓度分别为0.055 μg·L-1、0.55 μg·L-1、5.5 μg·L-1、55 μg·L-1、550 μg·L-1,采用血球计数板法实测微塑料浓度(丰度)。

1.3 数据统计与分析

采用SPSS Statistics 20进行数据分析。运用单因素方差分析(One-Way ANOVA)和Dunnett's多重比较分析空白对照组与暴露组在存活率、全长等指标上的差异水平;采用独立样本t检验分析空白对照组与暴露组体内荧光强度的差异性;所有结果表示为x±SD,当P<0.05时认为差异有统计学意义。使用ImageJ对荧光强度进行半定量分析,使用Origin 8.5及PhotoShop CS6作图。

2 结果 2.1 PS微塑料对稀有鲫仔鱼存活、生长的影响

暴露期间水温控制在24~26 ℃(24.9 ℃±0.45 ℃)、溶解氧>4 mg·L-1(7.41 mg·L-1±0.37 mg·L-1)、空白对照组累计死亡率 < 20%,符合7 d亚慢性毒性试验质量控制要求。3种粒径PS微塑料对稀有鲫初孵仔鱼存活、生长的影响见表 1。3种粒径(0.1 μm、1 μm、10 μm)的0.055 μg·L-1、0.55 μg·L-1、5.5 μg·L-1、55 μg·L-1、550 μg·L-1浓度的PS微塑料暴露7 d之后,各浓度暴露组与空白对照组在存活率、全长上的差异均无统计学意义(P>0.05)。

表 1 3种粒径聚苯乙烯微塑料暴露7d后稀有鲫仔鱼的存活率和全长 Table 1 Survival rate and full length of Gobiocypris rarus larvae after exposure to 3 sizes of polystyrene microplastics for 7 days
PS微塑料粒径/μm 质量浓度
/(μg·L-1)
丰度
/(items/L)
存活率
/%
7 d仔鱼
全长/mm
0.1 0 0 87.78±5.09a 5.78±0.34a
0.055 1.00×108 87.78±1.92a 5.52±0.47a
0.55 1.00×109 76.67±23.09a 5.68±0.48a
5.5 1.00×1010 80.00±17.64a 5.74±0.36a
55 1.00×1011 86.67±3.34a 5.76±0.32a
550 1.00×1012 71.11±21.69a 5.61±0.47a
1 0 0 95.56±1.93a 5.89±0.39a
0.055 (1.13±0.29)×105 91.11±5.09a 6.09±0.38a
0.55 (1.05±0.24)×106 94.45±3.85a 6.01±0.37a
5.5 (1.06±0.23)×107 91.11±3.85a 5.96±0.32a
55 (1.02±0.10)×108 87.78±5.09a 5.84±0.42a
550 (1.07±0.04)×109 92.22±7.70a 6.01±0.41a
10 0 0 93.33±3.34a 5.90±0.55a
0.055 (1.37±0.77)×102 93.33±0.00a 5.96±0.66a
0.55 (1.12±0.20)×103 83.33±8.82a 5.74±0.63a
5.5 (0.98±0.23)×104 94.44±1.93a 5.98±0.71a
55 (1.00±0.20)×105 83.33±6.67a 5.90±0.55a
550 (1.05±0.31)×106 90.00±6.67a 5.73±0.55a
注:同一列中具有不同字母表示差异有统计学意义(P<0.05);0.1 μm的微塑料颗粒在显微镜下难以计数,此处为根据质量浓度换算的标称丰度
Notes:Different letters in the same column indicate there is a significant difference (P < 0.05); as it is difficult to count 0.1 μm microplastic particles under the microscope,the nominal abundance was calculated by mass concentration
2.2 PS微塑料在稀有鲫仔鱼体内的累积和清除

暴露7 d后,除空白对照组外,各暴露组仔鱼体内均发现荧光微塑料赋存(图版Ⅰ:A、C、E)。微塑料主要存在于暴露组仔鱼的鳃部和消化道,在身体其他部位或组织中未见。荧光半定量分析表明,荧光强度与暴露浓度正相关(图 1),其回归方程为:0.1 μm PS微塑料:y=8 819.9e0.820 5lgx(R2=0.970 3,P < 0.05);1 μm PS微塑料:y=3 448.9e1.024 2lgx(R2=0.900 1,P < 0.05);10 μm PS微塑料:y=7 373.7e0.639 6lgx(R2=0.825 3,P < 0.05)。

图版Ⅰ 聚苯乙烯微塑料在稀有鲫仔鱼体内的累积与清除 Plate Ⅰ Accumulation and removal of polystyrene microplastics in Gobiocypris rarus larvae 1.空白对照组,2~6. 0.055 μg·L-1浓度组,0.55 μg·L-1浓度组,5.5 μg·L-1浓度组,55 μg·L-1浓度组,550 μg·L-1浓度组;聚苯乙烯(PS)微塑料暴露7 d后,PS微塑料粒径:A. 0.1 μm,C. 1 μm,E. 10 μm;净化7 d后,PS微塑料粒径:B. 0.1 μm,D. 1 μm,F. 10 μm 1. control group, 2-6. exposure concentration of 0.055 μg·L-1, 0.55 μg·L-1, 5.5 μg·L-1, 55 μg·L-1, 550 μg·L-1 group; after exposed to polystyrene (PS) microplastics for 7 days, PS microplastic size: A. 0.1 μm, C. 1 μm, E. 10 μm; after exposed for 7 days and then purified for 7 days, PS microplastic size: B. 0.1 μm, D. 1 μm, F. 10 μm

图 1 绿色荧光聚苯乙烯微塑料在稀有鲫仔鱼体内的相对表达量(A、B、C)和清除率(D) Fig. 1 Relative expression (A, B, C) and purification rate (D) of green fluorescent polystyrene microplastics in Gobiocypris rarus larvae PS微塑料粒径PS microplastic size:A. 0.1 μm,B. 1 μm,C. 10 μm

净化7 d后,各组仔鱼体内PS微塑料均显著减少(图版Ⅰ:B、D、F),在0.055 μg·L-1、0.55 μg·L-1浓度暴露后,仔鱼对3种粒径微塑料的7 d清除率达到100%,其他3个较高浓度暴露后的清除率也在60%以上,但微塑料粒径与暴露后清除效果关系并不明确(图 1)。

3 讨论 3.1 PS微塑料在稀有鲫初孵仔鱼体内的摄入和清除

稀有鲫初孵仔鱼在3种粒径(0.1 μm、1 μm、10 μm)、不同浓度(0.055 μg·L-1、0.55 μg·L-1、5.5 μg·L-1、55 μg·L-1、550 μg·L-1)的PS微塑料溶液中暴露7 d,在肠道和鳃部发现微塑料,但在肌肉、肝脏等组织中未发现,这与在海胆 Tripneustes gratilla 幼虫(Kaposi et al., 2014)、等足类动物 Idotea emarginata (Hämer et al., 2014)、金鱼 Carassius auratus (涂烨楠,2018)等水生动物的研究结论一致,说明微塑料可通过口进入胃或消化道并在体内累积,同时也具有一定的清除能力。然而,将成年斑马鱼放入粒径5 μm浓度为2.9×108 particles/L的PS微塑料暴露7 d后,除鳃、肠道外,在肝脏切片中也发现微塑料的存在(Lu et al., 2016)。贻贝 Mytilus edulis在粒径为10 μm和1 μm的PS微塑料混合溶液中暴露6 d后,微塑料可累积于肠道并可转移至血淋巴系统中(Magni et al., 2018)。有研究表明,粒径为0.03~150 μm的颗粒即可通过累积于兔、狗等动物以及人肠道中被肠上皮微折叠细胞和其他肠道淋巴组织摄取(Hussain et al., 2001)。对于水生动物,颗粒较大的微塑料通常仅存在于消化道或鳃等部位,而1~10 μm微塑料或更小的纳米级微塑料则可能通过吞噬作用及内吞作用等途径进入周边组织和循环系统(Browne et al., 2008周倩等,2015Lu et al., 2016Magni et al., 2018杨婧婧等,2018)。本试验中的微塑料粒径为0.1~10 μm,但未观察到其迁移到鱼体其他组织的情况,推测可能由于仔鱼消化道发育尚不完善,抑或暴露时间不够长。考虑到微塑料能否迁移到身体其他组织可能是其是否具有更大毒性效应的关键,下一步应延长暴露时间,如采用28 d幼体生长试验等对微塑料的摄入和体内转移进行观察。

3.2 PS微塑料对稀有鲫初孵仔鱼的7 d亚慢性毒性效应

已报道的研究证明微塑料能够在个体可观察水平对水生生物产生毒性效应。从文献报道的情况看,已经证实在浮游动物(Lee et al., 2013Hämer et al., 2014)、贻贝(von Moos et al., 2012)和斑马鱼(Lei et al., 2018)等的生长、存活等个体水平上产生毒性效应。本文在个体水平上未检测到微塑料的毒性效应,其原因可能是:(1)PS微塑料对稀有鲫的生物毒性低于预期或本试验设置的浓度还不够高。环境调查研究发现,水体中微塑料的污染程度存在很大的地理差异,不同水生态环境中微塑料为1×10-3~2.42×106 items/m3(武芳竹等,2019),但鉴定和采样方法的限制导致统计的微塑料粒径大都在100 μm以上。在有关粒径较小的微塑料调查中(采集水样直接过滤),长江口水域微塑料浓度处于偏高水平,32 μm以上的微塑料浓度为4 137.3 n/m3±2 461.5 n/m3(Zhao et al., 2014),其丰度与瑞典近海水域(Norén,2007)和东北太平洋水域(Desforges et al., 2014)处于同一数量级,文献报道中丰度更高的见于北海南部某采样点,为2.42×103 n/L(Dubaish & Liebezeit,2013)。本研究中不同粒径最高浓度组达106~1012 items/L数量级,远高于环境浓度水平,却未观测到毒性效应。Lei等(2018)以斑马鱼成鱼为受试对象,使用粒径为0.1 μm、1 μm和5 μm的PS微塑料在0.001~10 mg·L-1浓度下暴露10 d,未在个体水平上观察到毒性效应;Jovanović等(2018)的研究表明,金头海鲷鱼Sparus aurata在粒径 < 0.5 mm的6种常见微塑料组成的浓度为0.1 g/kg水环境中暴露45 d后,没有在个体水平和组织水平产生毒性效应。由此看来,PS微塑料在个体水平对受试生物的毒性可能较小,但仍有必要在更高的暴露浓度下进行试验,以进一步明确PS微塑料是否对稀有鲫有直接的毒性效应。(2)本研究采用的试验方法和观测指标不够敏感。目前关于微塑料的生物毒性,并没有统一的试验方法和指标,因而试验结果认为“微塑料有明显毒性效应”和“无毒性效应”并存,不同研究者的结果也不便直接比较。文献中微塑料生物毒性试验的方法包括水相暴露(Lu et al., 2016)、注射(Veneman et al., 2017)、喂食(Rainieri et al., 2018)等,试验周期从1 h、24 h、96 h到7 d、21 d、28 d、2个月(Cole et al., 2013Lee et al., 2013Rochman et al., 2013Lu et al., 2016),生活史阶段从胚胎发育、仔鱼、成鱼等(Lu et al., 2016Veneman et al., 2017)均没有统一的标准。本研究采用7 d亚慢性毒性试验,其灵敏度较高(周永欣等,1997),但仍未在个体水平观测到毒性效应。因此,有必要采用长期暴露试验,在个体、组织、细胞和基因水平进行测试,筛选对微塑料敏感的方法和指标,建立稀有鲫微塑料毒性试验方法,以便为进一步研究微塑料的毒性效应机制奠定基础。

参考文献
陈启晴, 杨守业, Hollert H, 等. 2018. 微塑料污染的水生生态毒性与载体作用[J]. 生态毒理学报, 13(1): 16-30.
丁剑楠, 张闪闪, 邹华, 等. 2017. 淡水环境中微塑料的赋存、来源和生态毒理效应研究进展[J]. 生态环境学报, 26(9): 1619-1626.
涂烨楠. 2018.淡水水生生物摄食微塑料过程及影响研究[D]. 北京: 中国科学院大学.
王剑伟, 曹文宣. 2017. 中国本土鱼类模式生物稀有鲫研究应用的历史与现状[J]. 生态毒理学报, 12(2): 20-33.
武芳竹, 曾江宁, 徐晓群, 等. 2019. 海洋微塑料污染现状及其对鱼类的生态毒理效应[J]. 海洋学报, 41(2): 85-98.
徐向荣, 孙承君, 季荣, 等. 2018. 加强海洋微塑料的生态和健康危害研究, 提升风险管控能力[J]. 中国科学院院刊, 33(10): 1003-1011.
杨婧婧, 徐笠, 陆安祥, 等. 2018. 环境中微(纳米)塑料的来源及毒理学研究进展[J]. 环境化学, 37(3): 383-396.
中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准化管理委员会. 2013.化学品稀有鲫急性毒性试验: GB/T 29763-2013[S].
周倩, 章海波, 李远, 等. 2015. 海岸环境中微塑料污染及其生态效应研究进展[J]. 科学通报, 60(33): 3210-3220.
周永欣, 胡炜, 成水平. 1997. 稀有鲫, 大鳞泥鳅——新的七天亚慢性毒性试验材料[J]. 环境科学研究, 10(3): 26-29.
Andrady AL. 2011. Microplastics in the marine environment[J]. Marine Pollution Bulletin, 62(8): 1596-1605. DOI:10.1016/j.marpolbul.2011.05.030
Batel A, Linti F, Scherer M, et al. 2016. Transfer of benzo[a]pyrene from microplastics to Artemia nauplii and further to zebrafish via a trophic food web experiment: CYP1A induction and visual tracking of persistent organic pollutants[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 35(7): 1656-1666. DOI:10.1002/etc.3361
Browne MA, Dissanayake A, Galloway TS, et al. 2008. Ingested microscopic plastic translocates to the circulatory system of the mussel, Mytilus edulis (L.)[J]. Environmental Science & Technology, 42(13): 5026-5031.
Cole M, Lindeque P, Fileman E, et al. 2013. Microplastic ingestion by zooplankton[J]. Environmental Science & Technology, 47(12): 6646-6655.
Desforges JPW, Galbraith M, Dangerfield N, et al. 2014. Widespread distribution of microplastics in subsurface seawater in the NE Pacific Ocean[J]. Marine Pollution Bulletin, 79(1-2): 94-99. DOI:10.1016/j.marpolbul.2013.12.035
Dubaish F, Liebezeit G. 2013. Suspended microplastics and black carbon particles in the Jade system, southern North Sea[J/OL]. Water, Air & Soil Pollution, 224(2): 1352 [2019-06-10]. https://doi.org/10.1007/s11270-012-1352-9.
Eriksen M, Lebreton LCM, Carson HS, et al. 2014. Plastic pollution in the world's oceans: more than 5 trillion plastic pieces weighing over 250, 000 tons afloat at sea[J/OL]. PLoS ONE, 9(12): e111913 [2019-05-30]. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0111913.
Hämer J, Gutow L, Köhler A, et al. 2014. Fate of microplastics in the marine isopod Idotea emarginata[J]. Environmental Science & Technology, 48(22): 13451-13458.
Hussain N, Jaitley V, Florence AT. 2001. Recent advances in the understanding of uptake of microparticulates across the gastrointestinal lymphatics[J]. Advanced Drug Delivery Reviews, 50(1-2): 107-142. DOI:10.1016/S0169-409X(01)00152-1
Ivar do Sul JA, Costa MF. 2014. The present and future of microplastic pollution in the marine environment[J]. Environmental Pollution, 185: 352-364. DOI:10.1016/j.envpol.2013.10.036
Jovanović B, Gökdağ K, Güven O, et al. 2018. Virgin microplastics are not causing imminent harm to fish after dietary exposure[J]. Marine Pollution Bulletin, 130: 123-131. DOI:10.1016/j.marpolbul.2018.03.016
Kaposi KL, Mos B, Kelaher BP, et al. 2014. Ingestion of microplastic has limited impact on a marine larva[J]. Environmental Science & Technology, 48(3): 1638-1645.
Koelmans AA, Bakir A, Burton GA, et al. 2016. Microplastic as a vector for chemicals in the aquatic environment: critical review and model-supported reinterpretation of empirical studies[J]. Environmental Science & Technology, 50(7): 3315-3326.
Law KL, Thompson RC. 2014. Microplastics in the seas[J]. Science, 345(6193): 144-145. DOI:10.1126/science.1254065
Lee KW, Shim WJ, Kwon OY, et al. 2013. Size-dependent effects of micro polystyrene particles in the marine copepod Tigriopus japonicus[J]. Environmental Science & Technology, 47(19): 11278-11283.
Lei L, Wu S, Lu S, et al. 2018. Microplastic particles cause intestinal damage and other adverse effects in zebrafish Danio rerio and nematode Caenorhabditis elegans[J]. Science of the Total Environment, 619: 1-8.
Lu Y, Zhang Y, Deng Y, et al. 2016. Uptake and accumulation of polystyrene microplastics in zebrafish (Danio rerio) and toxic effects in liver[J]. Environmental Science & Technology, 50(7): 4054-4060.
Magni S, Gagné F, André C, et al. 2018. Evaluation of uptake and chronic toxicity of virgin polystyrene microbeads in freshwater zebra mussel Dreissena polymorpha (Mollusca: Bivalvia)[J]. Science of the Total Environment, 631: 778-788.
Mazurais D, Ernande B, Quazuguel P, et al. 2015. Evaluation of the impact of polyethylene microbeads ingestion in European sea bass (Dicentrarchus labrax) larvae[J]. Marine Environmental Research, 112: 78-85. DOI:10.1016/j.marenvres.2015.09.009
Norén F. 2007. Small plastic particles in coastal Swedish waters[R]. KIMO Sweden: 1-11.
Oliveira M, Ribeiro A, Hylland K, et al. 2013. Single and combined effects of microplastics and pyrene on juveniles (0+group) of the common goby Pomatoschistus microps (Teleostei, Gobiidae)[J]. Ecological Indicators, 34: 641-647. DOI:10.1016/j.ecolind.2013.06.019
Rainieri S, Conlledo N, Larsen BK, et al. 2018. Combined effects of microplastics and chemical contaminants on the organ toxicity of zebrafish (Danio rerio)[J]. Environmental Research, 162: 135-143. DOI:10.1016/j.envres.2017.12.019
Rochman CM, Hoh E, Kurobe T, et al. 2013. Ingested plastic transfers hazardous chemicals to fish and induces hepatic stress[J]. Scientific Reports, 3: 3263. DOI:10.1038/srep03263
Rochman CM, Kurobe T, Flores I, et al. 2014. Early warning signs of endocrine disruption in adult fish from the ingestion of polyethylene with and without sorbed chemical pollutants from the marine environment[J]. Science of the Total Environment, 493: 656-661. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.06.051
Smith-Llera D. 2019. You are eating plastic every day: what's in our food?[M]. Minnesota: Compass Point Books.
Thompson RC, Olsen Y, Mitchell RP, et al. 2004. Lost at sea: where is all the plastic?[J]. Science, 304(5672): 838. DOI:10.1126/science.1094559
Toussaint B, Raffael B, Angers-Loustau A, et al. 2019. Review of micro- and nanoplastic contamination in the food chain[J]. Food Additives & Contaminants: Part A, 36(5): 639-673.
USEPA. 2002. Short-term methods for estimating the chronic toxicity of effluents and receiving waters to freshwater organisms [S]. Washington, DC.
van Cauwenberghe L, Janssen CR. 2014. Microplastics in bivalves cultured for human consumption[J]. Environmental Pollution, 193: 65-70. DOI:10.1016/j.envpol.2014.06.010
Veneman WJ, Spaink HP, Brun NR, et al. 2017. Pathway analysis of systemic transcriptome responses to injected polystyrene particles in zebrafish larvae[J]. Aquatic Toxicology, 190: 112-120. DOI:10.1016/j.aquatox.2017.06.014
von Moos N, Burkhardt-Holm P, Köhler A. 2012. Uptake and effects of microplastics on cells and tissue of the blue mussel Mytilus edulis L. after an experimental exposure[J]. Environmental Science & Technology, 46(20): 11327-11335.
Wagner M, Lambert S. 2017. Freshwater microplastics: emerging environmental contaminants?[M/OL]. Springer Open [2019-05-10]. https://doi.org/10.1007/978-3-319-61615-5.
Wright SL, Thompson RC, Galloway TS. 2013. The physical impacts of microplastics on marine organisms: a review[J]. Environmental Pollution, 178: 483-492. DOI:10.1016/j.envpol.2013.02.031
Zhao S, Zhu L, Wang T, et al. 2014. Suspended microplastics in the surface water of the Yangtze Estuary System, China: first observations on occurrence, distribution[J]. Marine Pollution Bulletin, 86(1-2): 562-568. DOI:10.1016/j.marpolbul.2014.06.032