浑浊沿海水域中与微塑料相关的金属风险：传播途径有限，但在极端负荷条件下存在敏感性影响

《Environmental Chemistry and Ecotoxicology》：Microplastic-associated metal risks in turbid coastal waters: limited vectoring but sensitivity effects at extreme loadings

　　景倩|贾银旭|埃里克·P·阿赫特伯格|谭桥国
福建省沿海生态与环境研究重点实验室，国家海洋环境科学重点实验室，厦门大学环境与生态学院，中国福建厦门361102

**摘要**
微塑料常被假设为将包括金属在内的污染物传递给海洋生物的媒介，但在浑浊的沿海水域中，它们与数量远更多的天然悬浮颗粒物（SPM）共存。本研究利用野外老化微塑料（MPs）和共存的天然SPM、稳定同位素示踪剂以及毒代动力学-毒效学（TK-TD）框架，探讨了这些颗粒物对菲律宾蛤（Ruditapes philippinarum）金属吸收和毒性效应的影响。在颗粒体积匹配的情况下（100 mg L?1的老化MPs vs 200 mg L?1的SPM），老化MPs对Cu及其他金属（Pb、Zn、Ni、Cd）的吸附能力远低于SPM，且对颗粒介导的生物积累贡献较小，而SPM则显著增加了组织中的金属负荷。在测试的聚合物中，可生物降解的聚乳酸（PLA）表现出最高的金属吸附能力。在96小时的Cu毒性测试中，极端MP负荷（100 mg L?1）导致死亡率略有增加，这主要是由于毒效学敏感性的增强而非Cu吸收量的增加。相比之下，在环境实际水平的MP浓度下（约100个颗粒 L?1），未检测到对Cu积累或死亡率的影响。总体而言，在浑浊的沿海水域中，天然SPM主导了颗粒介导的金属暴露，而MP相关的敏感性效应仅在极端负荷条件下才会显现。因此，对金属-颗粒混合物的生态风险评估应优先考虑天然SPM，而在典型环境条件下，MP的媒介作用可视为次要因素。

**1. 引言**
在浑浊的沿海水域中，天然悬浮颗粒物（SPM）是生物遇到的主要颗粒类型。因此，金属风险评估的核心问题不仅在于微塑料（MPs）是否能够吸附金属，还在于它们是否相对于数量更多的天然颗粒物增加了可测量的金属暴露或生物效应。微塑料是通常小于5毫米的固体塑料颗粒，由多种聚合物和功能性添加剂组成[1]，从河口到开阔海域普遍存在，近岸区域的浓度通常比远海区域高出一个到三个数量级[2]。其潜在危害主要通过两种途径体现：作为颗粒时，MPs可能干扰摄食[3]、新陈代谢[4]、繁殖[5]和组织完整性[6]；在高负荷下，还可能改变生物对内化污染物的敏感性[7]。作为表面时，MPs可以吸附金属和其他污染物[8]–[13]，尤其是在风化后引入了亲水性的功能基团后，可能改变生物积累和毒性[14]–[15]。然而，在海洋和河口水域中，天然悬浮颗粒物通常比MPs具有更强的金属吸附能力[16]–[17]，这与天然SPM的比表面积和结合位点密度（3–40 m2 g?1）高于环境中的MPs（通常低于1 m2 g?1）有关[18]–[19]。海洋生物遇到的天然SPM（如浮游植物、碎屑、粘土和淤泥）的数量远多于MPs[20]–[22]。由于SPM和MPs在大小、密度和沉降行为上可能存在重叠，它们可能具有相似的环境命运，并以类似的方式与生物相互作用[17]–[23]。元分析和最近的风险评估指出一个主要差距：很少有研究在匹配的暴露条件下直接比较MPs和天然颗粒物[23]–[24]。实验设计常常掩盖了这种比较，许多实验室研究使用远高于实际水平的纯净、单分散球体，并经常忽略天然颗粒物，这可能夸大了MPs相关的危害[16]–[26]。即使同时包含两种颗粒类型，由于剂量指标（质量、颗粒数、表面积和体积）不一致，也使得比较变得复杂，这些指标分别反映了不同的机制，包括食物稀释、磨损以及表面介导的吸附和摄入[24]–[32]。因此，本文采用颗粒体积作为实用的跨颗粒剂量指标，因为它结合了大小和数量，同时减少了MPs与富含矿物质的SPM之间的密度偏差[24]。

**2. 材料与方法**
2.1. 微塑料的老化、悬浮颗粒物（SPM）和蛤类的收集
微塑料在2023年4月3日至6月4日期间，在九龙河口（24.4156°N, 118.0131°E）的自然户外条件下进行老化（图1b）。在此期间未连续监测温度、盐度、pH值和光照强度。提供了该地点之前报告的典型盐度和pH值范围（盐度19–30；pH值7.4–7.9）作为参考[40]、[41]。商业购买的PET、PVC、PS、PP和可生物降解的PLA通过干筛分为五个粒径段：<100 μm、100–178 μm、178–300 μm、300–600 μm和>600 μm。选择这些粒径段是为了建立评估粒径依赖性金属分配的对照梯度。分界点（100、178、300和600 μm）对应于用于分离颗粒的筛网孔径。为了更好地匹配研究地点天然SPM的粒径分布，选择了<100 μm的粒径段。每个粒径段放入野外老化装置（图1b）中，并悬挂在筏子下方1米处两个月。回收后，用现场海水冲洗MPs，将其制成悬浮液（100–500 g L?1），并储存在4°C下。

2.2. 微塑料的金属吸附能力
所有老化MPs均通过稳定同位素追踪方法[34]进行金属分配量化。此外，通过衰减全反射-傅里叶变换红外光谱（ATR-FTIR）确认了聚合物的身份，并使用扫描电子显微镜（SEM）表征了表面形态。详细表征结果见补充材料。本研究未单独评估特定塑料添加剂的潜在影响。为生物暴露实验准备了<100 μm的老化PVC、PET和PS混合物（体积相等），以反映环境中的MP组成并匹配SPM的粒径分布[2]、[42]、[43]。

2.3. 悬浮颗粒物（SPM）的收集
SPM使用圆柱形聚碳酸酯颗粒捕集器（内径10 cm，高60 cm）在0.5米深度垂直固定，收集了6天（图1a）。这里的SPM指的是从河口收集的天然悬浮颗粒，包含矿物颗粒、有机碎屑和生物物质[19]。收集的SPM悬浮液（约200 g L?1）同样储存在4°C下。根据550°C下的灼烧损失分析，有机物占SPM干质量的8.9%±1.1%。使用激光衍射分析仪（Mastersizer 3000，Malvern Panalytical，图S1）分析了SPM和老化MPs的粒径分布。

2.4. 菜蛤（Ruditapes philippinarum）的采集与处理
滤食性蛤类（壳长：14.4–30.9 mm）从厦门集美（24.4381°N, 118.1614°E）的潮间带采集。实验前，蛤类在实验室条件下（25±1°C，光照/黑暗周期14:10 h）适应至少一周，并每天喂食一次商业购买的冷冻小球藻（约10?个细胞 mL?1），这些小球藻来自当地的海洋水产养殖场。

2.5. 金属分配
金属在水和颗粒物之间的分配系数（Kd，L kg?1）按[34]、[44]计算：
Kd = CPCw
其中CP（μg kg?1）表示与颗粒物（老化MPs或SPM）相关的金属浓度，Cw（μg L?1）表示平衡状态下的溶解金属浓度。

2.6. 暴露实验
使用含有同位素示踪剂（113Cd 5 μg L?1；68Zn 10 μg L?1；61Ni 10 μg L?1；65Cu 20 μg L?1；206Pb 60 μg L?1）的海水进行Kd测定。老化MPs或SPM以200 mg L?1的浓度悬浮在加标海水中，并在端对端摇床中平衡48小时。平衡后，通过0.45-μm聚醚砜膜（Xinxing，杭州，中国）过滤悬浮液，以分离颗粒结合（CP）和溶解（Cw）的金属部分。留在滤膜上的颗粒用1 mL超纯水冲洗以去除残留溶液和盐分，并分析金属浓度。滤液用7.3 mol L?1 HNO3（每10 mL样品100 μL）酸化，然后分析溶解金属浓度。另取一部分样品过滤以确定颗粒质量浓度。

2.7. 金属生物积累
使用并行暴露设计（图1c）[21]量化颗粒结合金属对生物积累的相对贡献[21]。建立了两种暴露处理：一种同时含有溶解态和颗粒结合态金属（“溶解态+颗粒态”），另一种仅含有溶解态金属（“溶解态”）。老化MPs或SPM在加标海水中平衡24小时，然后分成这两种处理。选择的同位素浓度反映了环境相关水平，以实现处理间可比较的溶解金属浓度（Cw）。MP悬浮液的目标浓度（μg L?1）分别为113Cd、68Zn、61Ni、65Cu和206Pb为5、5、10、5、5；SPM悬浮液的目标浓度分别为5、20、10、20、10。MP的颗粒浓度为100 mg L?1，SPM的颗粒浓度为200 mg L?1，确保单位介质中的颗粒体积相似。这种设计允许在相似的颗粒负荷下直接比较MPs和天然SPM，同时模拟了极端的MP负荷和现实的天然SPM条件。SPM的浓度200 mg L?1处于浑浊河口环境的报告范围内（5–500 mg L?1）[37]、[38]。老化MPs的密度使用NaI密度梯度分离法确定为1.3 g cm?3[45]。SPM主要由密度在2–3 g cm?3之间的矿物颗粒组成[23]、[46]；计算时使用2.65 g cm?3的代表性密度[46]（图S5）。使用带有连续通气和磁力搅拌的流动系统维持稳定的暴露条件。每次暴露有30只蛤类的3 L培养基重复三次。暴露持续12小时，培养基通过蠕动泵连续更新并完全更换两次。暴露后，蛤类在清洁海水中净化28天，期间每天补充水。暴露期间不喂食，但在净化期间每天喂食小球藻。暴露期间每3小时采样一次，净化期间每隔1至5天采样一次。每次采样时，将蛤类浸入1 mM乙二胺四乙酸（EDTA，pH 8.0）中以停止金属吸收，然后冲洗、冷冻干燥并储存以进行金属分析。水样处理方法见2.2.2节。**毒性测试**
为了评估颗粒类型对金属毒性的影响，我们进行了96小时的毒性测试，使用致死浓度的铜（500 μg L?1），在存在和不存在微塑料（MPs）或悬浮颗粒物（SPM）的情况下进行测试。我们选择铜作为代表性金属，因为它在海洋和淡水环境中都被认为是具有最高生态风险的金属，这归因于其广泛的应用和高水生毒性[47]、[48]。这一浓度是基于初步的范围寻找实验有意选定的，旨在产生显著但非立即性的死亡率，从而能够对颗粒对铜毒性的影响进行TK-TD模型参数化和评估。据报道，在相对清洁的条件下，沿海和河口水域中的溶解铜浓度通常低于50 μg L?1[49]，但在受污染的区域可能会出现更高的浓度。实验中包括了三种阴性对照处理：（1）仅天然海水；（2）含有100 mg L?1老化MPs的海水；（3）含有200 mg L?1 SPM的海水。还进行了一项使用环境相关MP浓度的测试（标称值：100个颗粒 L?1；实际测量值：68–110个颗粒 L?1，通过立体显微镜计数确定），这与沿海水域报告的颗粒丰度一致[17]、[39]。每种处理都有三个重复实验，每2 L水中含有20个蛤蜊。其中10个蛤蜊的壳上贴有防水标签，用于铜的毒代动力学分析，以防止混淆，而其余蛤蜊用于死亡率监测。在最初的12小时内，使用65Cu来量化金属积累。每隔3小时采集一次蛤蜊、水和颗粒样本。之后，使用非标记的CuSO?继续维持铜的暴露，持续84小时。每隔3到12小时采集一次水样，每隔6到8小时记录一次死亡率，并及时移除死亡蛤蜊以保持水质。暴露介质按照第2.3节（图1c）的描述进行搅拌、充氧和更新。

**2.5. 化学分析**
蛤蜊的冻干软组织和标准参考材料（SRM 1566b，牡蛎组织）在室温下用65% HNO?消化12小时，然后在80°C下消化8小时。所有消化后的样品都用去离子水稀释，以将最终HNO?浓度降低到2%以下，再进行金属分析。海水和颗粒样品分别进行分析，以确定溶解态和颗粒结合态的金属浓度。酸保存的海水样品用2% HNO?稀释10倍，以降低盐度。过滤后的颗粒用1 mol L?1 HCl提取1小时，并间歇性摇晃以确保充分提取[50]。提取物随后通过0.45-μm PES过滤器（中国杭州新星公司）过滤，并用2% HNO?稀释五倍，以减少氯化物的干扰。此外，实验中使用的颗粒浓度通过测量进行验证，而不仅仅是依赖于标称添加量。

**2.6. 毒代动力学-毒效动力学（TK-TD）建模**
**毒代动力学（TK）**
蛤蜊中的金属生物积累使用一级TK模型进行描述[21]、[51]：
$$
dC_{int} = ku \cdot C_{w}t + kas \cdot C_{g}ut - ke + g \cdot C_{int}
$$
其中 $C_{int}$ 是软组织中的内化金属浓度（μg g?1）；$C_{w}$ 是溶解金属浓度；$C_{g}ut$（μg g?1）是肠道内容物中的金属浓度。参数 $ku$、$kas$、$ke$ 和 $g$ 分别代表吸收（L g?1 d?1）、同化（d?1）、消除（d?1）和生长（d?1）速率常数。
由于颗粒摄入导致的肠道内容物中的金属浓度建模如下：
$$
dC_{g}ut} = k_{ig} \cdot C_{pt} - kas + keg \cdot C_{g}ut
$$
其中 $C_{pt}$（μg L?1）代表颗粒结合态金属浓度；$k_{ig}$（L g?1 d?1）和 $keg$（d?1）分别是摄入和排出的速率常数。总测量金属浓度（$C_{total}$，μg g?1）是内部和肠道部分的总和：
$$
C_{total} = C_{int} + C_{g}ut
$$
不同金属的吸收和消除动力学有所不同。具体来说，68Zn、113Cd和206Pb可以通过单室TK模型（方程（2）、（3）、（4）很好地描述。相比之下，61Ni和65Cu更适合用双室模型（注释S2，方程S2–S4）描述，该模型考虑了不同的动力学池[51]。

**毒效动力学（TD）**
TK-TD模型用于模拟蛤蜊中铜的积累和毒性。TK组分预测了铜的累积时间变化，而TD组分将内部铜浓度与死亡结果联系起来[21]、[52]、[53]：
$$
dH_{t} = kk \cdot C_{int}t - CIT
$$
$$
h_{0} = \begin{cases}
0, & \text{if } C_{int}t > CIT \\
1, & \text{if } C_{int}t \leq CIT
\end{cases}
$$
其中 $H$（无量纲）是由过量内化铜引起的危害；$CIT$（μg g?1）表示开始构成风险的金属浓度；$kk$（g μg?1 d?1）是杀伤率常数，决定了风险转化为死亡的速度；$h_{0}$（d?1）是背景危害率（设为零，因为阴性对照组的存活率为100%）；$S$（无量纲）表示存活的蛤蜊比例。

**参数估计**
模型参数（方程（2）、（3）、（4）、（5）、（6）、（S2–S4）通过使用OpenModel软件（v2.4.2，Neil Crout，诺丁汉大学）拟合观察到的生物积累和存活数据来估计。初始参数值首先通过Marquardt最小二乘法获得，然后作为Metropolis-Hastings马尔可夫链蒙特卡洛（MCMC）算法的先验值，以细化参数估计并评估不确定性。通过将拟合曲线与观察数据比较来评估模型性能（图3、图5、图6）。详细的估计程序在我们的先前研究[21]、[51]中有描述，用于模型拟合的代码和数据可在补充材料中列出的GitHub仓库中找到。

**3. 结果与讨论**
**3.1. 金属在老化微塑料和SPM中的分配**
天然SPM表现出比老化MPs更强的金属吸附亲和力，PLA除外（图2）。使用稳定同位素示踪剂确定的SPM的平均log Kd（L kg?1）值为：Cd 2.7，Ni 3.2，Zn 4.5，Cu 4.5，Pb 6.0。这些值比PET、PVC、PS和PP的log Kd值高出一个到两个数量级，后者分别为Cd 0.6–1.4，Ni 0.9–1.9，Zn 1.9–3.1，Cu 2.6–3.7，Pb 2.7–4.3。一致地，九龙河口SPM中的金属浓度超过了同位置的老化PET、PVC、PS和PP颗粒中的浓度（图S3）。SPM中的Fe和Mn含量较高（Fe：10.2 mg g?1；Mn：4.0 mg g?1），而老化MPs中的含量较低（Fe：0.03–1.8 mg g?1；Mn：0.005–0.34 mg g?1）（图S3），这可能是因为Fe/Mn氧化物和氢氧化物对金属具有高亲和力[34]。

**3.2. 金属的生物积累和毒代动力学**
暴露于颗粒结合态金属增强了R. philippinarum的生物积累，与仅溶解态对照组相比，天然SPM的影响要强得多（图3a）。在0.5天的暴露结束时，SPM使68Zn的组织浓度增加了5.7倍，113Cd增加了2.1倍，206Pb增加了39.7倍，61Ni增加了2.7倍，65Cu增加了6.3倍。相比之下，老化MPs仅分别增加了1.6倍、0.8倍、5.8倍和1.8倍。正如预期的那样，“溶解”和“溶解+颗粒”处理之间的溶解金属浓度（$C_{w}$）大致相似，表明组织浓度的差异主要是由颗粒摄入而非溶解暴露引起的。溶解浓度范围为：68Zn 1.8–6.6 μg L?1，113Cd 3.9–4.6 μg L?1，61Ni 6.7–9.4 μg L?1，65Cu 2.6–4.9 μg L?1。然而，206Pb的浓度范围较宽，为0.04–2.7 μg L?1（图3b）。鉴于“溶解+颗粒”和“溶解”处理之间的$C_{w}$相当，组织负担的增加反映了颗粒结合态金属的摄入和同化，其中天然SPM是主要贡献者，而老化MPs的贡献较小。

**3.3. 金属在老化微塑料和悬浮颗粒物（SPM）中的分配**
天然SPM表现出比老化MPs更强的金属吸附亲和力（图2）。使用稳定同位素示踪剂（206Pb、65Cu、68Zn、61Ni和113Cd）量化了不同聚合物类型和粒径分数的老化微塑料的分配系数（Kd），并与天然SPM进行了比较。条形图表示平均值，误差条表示标准偏差（n = 3）。星号（*）表示用于生物暴露实验的微塑料颗粒。这些结果与先前的研究结果一致，表明天然基质（如悬浮颗粒、沉积物和藻类）比MPs更有效地吸附Cu、Ni、Zn和Co等金属，无论它们的老化程度如何[16]、[54]。值得注意的是，PLA是一个例外。对于几种金属，其log Kd值（Cd 3.0，Ni 2.5，Zn 3.5，Cu 4.7）接近SPM的值（图2）。这种增强的亲和力可能归因于PLA的水解破碎，产生了富含氧气、带负电荷的微孔表面[55]、[56]。此外，PLA还显示出明显的尺寸依赖性吸附模式：随着颗粒尺寸的增加，其log Kd先减小后增大。这一趋势可能是由于细小的SPM颗粒附着在从现场回收的较大PLA碎片上（图S2），从而夸大了最粗颗粒部分的表观吸附亲和力。相比之下，老化PET、PVC、PS和PP的log Kd随着颗粒尺寸的减小而一致增加，反映了之前报道的表面面积驱动的吸附效应[57]、[58]。

**3.4. 沉积物中的金属分布**
在所有颗粒类型中，log Kd遵循Pb > (Cu, Zn) > Ni > Cd的顺序（图2），这与河口中Pb的强颗粒反应性一致[59]、[60]。在浑浊的水中，超过90%的Pb通常存在于颗粒相中[59]、[60]。与钍（Th）、铬（Cr）、镅（Am）和汞（Hg）等元素类似，Pb不易脱附，并保持强烈的颗粒反应性[60]、[61]。金属的ku值变化了近30倍：镍（Ni）的ku值为0.008 L g?1 d?1，铜（Cu）的ku值为0.225 L g?1 d?1；镉（Cd）、锌（Zn）和铅（Pb）的ku值分别为0.029、0.100和0.123 L g?1 d?1（表1）。ke值也有显著差异：镉的消除速度较慢（ke = 0.001 d?1）；锌和铅的消除速度适中（分别为0.021和0.036 d?1）；镍和铜则表现出双相消除模式，初始阶段快速（ke1 = 0.316–0.856 d?1），随后阶段较慢（ke2 = 0.024–0.044 d?1）（表1）。

表1. 最佳拟合毒代动力学模型参数。

参数 Zn Cd Pb Ni Cu
ku (L g?1 d?1) 0.100 ± 0.000 0.029 ± 0.001 0.123 ± 0.010 0.008 ± 0.001 0.225 ± 0.002
ke (d?1) 0.021 ± 0.001 0.001 ± 0.000 0.036 ± 0.003 —— 0.316 ± 0.068 0.856 ± 0.059
ke1 (d?1) —— —— 0.024 ± 0.002 0.044 ± 0.006 —— 0.298 ± 0.036
k12 (d?1) —— —— 0.498 ± 0.050 —— 0.221 ± 0.006
kig (L g?1 d?1) 0.221 ± 0.006 1.09 ± 0.010 0.249 ± 0.117 9.23 ± 0.36 3.60 ± 0.15 0.720 ± 0.152
kas (d?1) 1.21 ± 0.210 0.958 ± 0.297 0.457 ± 0.026 1.78 ± 0.110 0.821 ± 0.023
AE (%) 52.6 9.4 4.7 3.1 3.3

表1中的数据表明，不同金属的ku值和ke值存在显著差异。这些差异可能与金属的物理性质、化学性质以及在环境中的行为有关。

颗粒结合金属的吸收过程由摄入（kig）、同化（kas）和排出（keg）速率常数表征。SPM结合金属（kig = 0.221 L g?1 d?1）和MP结合金属（kig = 0.236 L g?1）的kig值相似，这表明蛤蜊在这两种颗粒类型之间没有选择性进食行为。这可能反映了它们相似的颗粒大小（< 100 μm）和表面特性。九龙江河口的环境老化可能使MP颗粒与天然颗粒相似。尽管摄入速率相当，但摄入的金属是否被同化仍不确定。由于分析过程中没有去除步骤，测得的浓度可能包括被摄入但未必然被同化的金属[21]。为了区分摄入和真正的吸收，我们计算了同化效率（AE）来量化被吸收到蛤蜊组织中的颗粒结合金属的比例[21][51]：

(7) AE = kas / (kig + keg)

AE值显示出明显的载体依赖性（表1）：当金属与SPM结合时，蛤蜊对镉（79.4% vs 28.3%）、铜（53.3% vs 26.7%）和镍（33.1% vs 25.9%）的同化效率至少高1.3倍；而锌（67.1% vs 52.6%）和铅（42.7% vs 4.0%）从老化MP中同化的效率更高。这种模式反映了颗粒的反应性，表现为log Kd（L kg?1）：高反应性的铅（在SPM上为5.6，在老化MP上为4.5）和中等反应性的锌（分别为4.3和3.2）从MP中更容易被同化；而反应性较低的镉（2.6和3.2）和镍（3.1和2.1），以及中等反应性的铜（4.5和3.3）则更易从天然颗粒中同化。

3.3. 与老化微塑料和SPM结合的金属的风险
在浑浊的水中，金属更倾向于与SPM结合，而不是与老化MP混合物（PVC、PET和PS）结合（图4a）。根据Kd值，在环境现实的浑浊度范围内（例如5–500 mg L?1），天然SPM是镉、镍、铜、锌和铅的主要载体[37][38]，而MP仅作为次要的储存库。例如，在100 mg L?1的SPM中，66.7%的锌、97.6%的铅、76.2%的铜、11.5%的镍和3.8%的镉与SPM结合；而相同质量的老化MP仅结合了13.8%、76.2%、16.7%、1.3%和0.3%的这些金属。即使在低浑浊度（1 mg L?1）下，SPM仍能捕获28.5%的铅、2.8%的铜、1.8%的锌和< 0.2%的镉或镍，而MP仅保留了2.9%的铅和< 0.2%的其他金属。

蛤蜊对SPM和老化MP结合金属的同化可以通过同化速率常数（kig · AE，L g?1 d?1）来评估[21]。对于大多数金属，其值在0.06到0.17 L g?1 d?1之间（图4b），并且在老化MP和SPM之间相当，如锌（0.108–0.168 L g?1 d?1）、铜（0.076–0.139 L g?1 d?1）、镍（0.058–0.074 L g?1 d?1）和镉（0.064–0.166 L g?1 d?1）所示（图4b）。铅是唯一的例外：它从MP中同化的效率远高于从SPM中同化的效率（0.106 L g?1 d?1 vs 0.012 L g?1 d?1），表明尽管铅在SPM上的吸附能力更强，但在MP结合时其生物可利用性更高。此外，这个同化指标（kig · AE）与ku直接可比，提供了关于颗粒形式与溶解形式生物可利用性的见解。对于镉、镍、铜和锌，“kig · AE”值（0.064–0.168 L g?1 d?1）在SPM和MP上与其相应的ku值（0.008–0.225 L g?1 d?1）相当或更高，表明颗粒形式的生物可利用性相当或更高——这可能是由于金属在颗粒上的预浓缩[51]。相比之下，来自SPM的颗粒态铅的吸收效率远低于其溶解态（0.012 vs 0.123 L g?1 d?1），因为其AE较低[51]；而与MP结合的铅显示出更高的吸收率（0.106 L g?1 d?1），接近ku值，表明尽管吸附能力较低，但其生物可利用性增强。

3.4. 铜的生物积累和毒性
在SPM存在的情况下，铜在蛤蜊体内的积累显著增加（图5a），而老化MP的影响较小（图5b）。在SPM处理中，蛤蜊在0.5天的暴露后积累了15.6 μg g?1的铜，是未添加颗粒时浓度的三倍多（图5a.1）。相比之下，MP处理中的铜积累变化很小，添加颗粒时为8.3 μg g?1，未添加颗粒时为9.3 μg g?1（图5a.2）。SPM处理中较低的铜积累是由于SPM处理中的溶解铜浓度较低（几何平均值：72 μg L?1 vs 283 μg L?1，图S6），反映了SPM比MP具有更高的吸附能力。

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图5. R. philippinarum暴露于单独的溶解铜（Dissolved）或溶解铜与悬浮颗粒（Dissolved + Particulate；SPM或老化微塑料）时的铜的毒代动力学和毒效动力学。(a) 在0.5天暴露期间蛤蜊中新积累的65Cu。(b) 4天暴露期间蛤蜊的存活情况。所有处理具有相同的内部毒性阈值浓度（CIT），但杀伤率常数（kk）不同。小点代表单个重复实验（n = 6用于生物积累；n = 3用于毒性），大点代表处理平均值，线条代表模型拟合。

在添加了铜的浑浊水中，老化MP（100 mg L?1）和SPM（200 mg L?1）都会增加蛤蜊的死亡率，其中MP的影响更大（图5b）。在没有添加铜的情况下，所有阴性对照（天然海水、SPM或MP）在4天后存活率为100%，表明在背景条件下颗粒的毒性可以忽略不计。暴露于铜后，SPM存在时的死亡率为86.7%，而没有SPM时为63.3%（图5b.1）；而MP存在时的死亡率为100%，没有MP时为63.3%（图5b.2）。这些结果表明，两种颗粒类型都会放大铜的毒性，但MP在如此不现实的高水平下产生的影响更强。

颗粒结合铜的毒性理论上有两个来源：（1）生物积累效应，即蛤蜊摄入并同化了富含铜的颗粒；（2）敏感性效应，即生理变化增加了生物体对内部铜负荷的敏感性[21]。TK-TD模型很好地拟合了铜的积累和存活数据（图5），从而可以区分这两种效应的相对重要性。蛤蜊中观察到的差异毒性是由不同的颗粒介导途径造成的。微塑料主要增加了蛤蜊对铜的生理敏感性（表现为kk值的升高），而SPM主要通过增加铜的吸收来增强毒性。特别是在极端负荷下，敏感性效应可能是由物理冲击（例如，进食中断）和化学生物可利用性的变化（例如，添加剂释放）共同驱动的[66][67][68]。具体来说，所有四种处理的毒性内部阈值浓度（CIT）均为18.9 μg g?1；然而，kk值在不同处理中有所不同。在SPM处理中，kk值为0.042 g μg?1 d?1，与单独溶解铜的处理（0.058 g μg?1 d?1）相当，表明SPM没有改变蛤蜊的敏感性，而是增加了铜的传递。相比之下，MP将kk值提高到0.125 g μg?1 d?1，是单独溶解铜处理的两倍多，表明敏感性效应显著。这表明MP通过增强对内化铜的毒效动力学反应来加剧毒性结果。这与先前的研究一致，这些研究表明，同时暴露于MP和金属会产生比单独暴露于任一因素更强的生物效应，如氧化损伤、免疫抑制和生殖障碍[69][70][71]。这些损害会降低生物体解毒金属的能力[71][72]，从而增加它们对金属的固有敏感性。

先前的研究还表明，颗粒引起的生理压力随颗粒性质而变化。例如，大型溞对蒙脱石 > 天然粘土 > 高岭石的毒性有梯度，其中高岭石的耐受性最好，尽管这些研究没有探讨金属相关的毒性[67][73]。对于MP，颗粒大小、形状、聚合物类型、表面特性和老化状态等性质对其生物效应有重要影响[27][28][31][74][75]。最近的一项荟萃分析表明，老化显著加剧了MP对藻类、浮游动物和鱼类的不利影响[74]。当MP与共存的污染物（例如金属）相互作用时，联合毒性可能是协同的、拮抗的或加性的[75][76]。总体而言，颗粒的物理化学性质在影响生物对共存污染物的反应中起着关键作用。

尽管高浓度的MP（100 mg L?1）显著增加了毒性，但在环境相关水平（68–110颗粒 L?1；图6）下未检测到显著效应，表明在沿海和河口水域常见的MP丰度下毒性可以忽略不计。96小时死亡率在处理之间相当（90.0% vs 96.7%），无论MP是否存在。建模显示MP和仅溶解铜处理之间的CIT（9.44 μg g?1）和kk（0.256 vs 0.264 g μg?1 d?1）相同，表明对生理敏感性没有可测量的影响。与高浓度MP处理（100 mg L?1）相比，CIT和kk值的轻微差异可能是由于蛤蜊群体间的生理变异。然而，这些变化并不改变并行实验设计的主要结论，即环境现实水平的老化MP并未显著改变蛤蜊对铜的毒效动力学反应。

与TD分析并行，还参数化了描述蛤蜊在毒性测试中铜吸收和损失的TK组分。在SPM处理（50.5–99.0 μg L?1溶解铜）中，ku值为0.220 L g?1 d?1；而在老化MP处理（251–371 μg L?1溶解铜）中，ku值降至0.055 L g?1 d?1（表1，表2，图S6）。在环境相关的低浓度MP处理（326–421 μg L?1溶解铜）中，ku值进一步降至0.024 L g?1 d?1（表2，图6）。虽然较高铜浓度下ku值的下降符合Michaelis-Menten饱和吸收途径，但我们不能排除铜引起的生理抑制（例如，过滤或通气减少）的额外贡献[53]。此外，SPM和老化MP的kig值（0.055–0.056 L g?1 d?1）相似，再次表明蛤蜊在这两种颗粒类型之间没有选择性进食。然而，这些值低于低铜浓度下的值（2.6–4.9 μg Cu L?1时为0.221–0.236 L g?1，第3.2节），表明高铜暴露通过生理压力抑制了进食活动。

表2. 最佳拟合铜毒性测试的毒代动力学参数。

参数 SPM 老化MP
ku (L g?1 d?1) 0.220 ± 0.000 0.055 ± 0.004
kig (L g?1 d?1) 1.32 ± 0.100 0.639 ± 0.103
kas (d?1) 0.055 ± 0.001 0.056 ± 0.003
6.52 ± 1.18 2.75 ± 0.44 3.5

我们的结果表明，在现实的沿海条件下，与环境老化的MP相比，天然SPM是金属生物积累的次要载体。有两个因素导致了这种模式。首先，老化后的微塑料（MPs）吸附金属的能力远低于悬浮颗粒物（SPM）。其次，一旦被摄入，蛤蜊对附着在塑料上的金属的吸收效率并不比对SPM上的金属更高。尽管老化过程以及由此产生的生物膜和涂层具有高度异质性，但它们通常会使MP表面更接近天然SPM；因此，预计老化后的MPs不会表现出比SPM更高的金属分配能力。因此，关于载体介导的金属生物累积风险的评估应主要关注天然颗粒物，而不是MPs。

当蛤蜊同时暴露于溶解态铜（Cu）和颗粒物时，无论是天然SPM还是极高浓度（例如100毫克/升）的老化MPs都会加剧毒性，但作用机制不同。在总铜剂量相同的情况下（溶解态铜加上颗粒物结合的铜），老化MPs引起的毒性略高于SPM。SPM较高的吸附能力增加了动物体内的铜负荷，从而产生了剂量驱动的毒性。相比之下，尽管老化MPs吸附的铜含量较少，但其高浓度增加了蛤蜊对组织中铜积累的敏感性（表现为更高的组织铜浓度），因此一旦组织中的铜浓度超过安全阈值，损伤就会迅速加剧。

然而，这些发现应谨慎解读。观察到的MPs对铜毒性的放大效应是在单一地点老化并在极高浓度（100毫克/升）下测试得出的，因此应被视为最坏情况，而不是所有环境老化MPs的普遍特性。200毫克/升的SPM浓度代表了浑浊的河口和沿海水域的情况，而如此高的MPs水平（即100毫克/升）远超实际环境条件[37]、[77]，在淡水环境中铜浓度通常<0.0001–1毫克/升，在海洋系统中一般<10颗粒/升[17]、[39]。在环境现实浓度下（例如68–110颗粒/升），未检测到铜生物累积或毒性的显著增强。任何背景污染只会影响这种低丰度处理的暴露水平，并不会改变老化MPs在环境现实条件下影响微弱的结论。因此，关于颗粒物介导的金属暴露的生态风险评估应继续关注天然SPM。

本研究的主要局限性包括：（1）研究结果基于一种滤食性双壳类动物。选择这种动物是因为滤食性动物直接暴露于颗粒物结合的金属，但这些结果是否适用于其他摄食策略的生物（如沉积物摄食者、食草动物或捕食者）仍有待验证。（2）本研究仅关注金属与颗粒物的相互作用，未考虑可能也与MPs相关的其他污染物类别，如农药、多环芳烃（PAHs）和持久性有机污染物（POPs）。将现有框架扩展到混合污染物情景将是未来工作的有用方向。

**结论**

在现实的沿海条件下，老化后的MPs对金属生物累积的贡献小于天然SPM，因为它们吸附金属的能力较弱，且被蛤蜊吸收的效率也较低。虽然老化使MPs更接近SPM，但并未增加其金属分配能力。同时暴露于铜和高颗粒负荷会通过不同的毒代动力学和毒效学途径增加毒性，其中老化MPs引起的毒性略高于SPM。然而，在环境现实的MPs浓度下，未观察到铜生物累积或毒性的显著增加。这些结果表明，关于颗粒物介导的金属暴露的生态风险评估应主要关注天然SPM。

**开源模型代码和数据**
https://github.com/tan-qiao-guo/microplastics.CRedI

**作者贡献声明**
钱静：撰写——审阅与编辑、撰写——初稿、可视化、调查、正式分析、概念化。
徐嘉音：调查、概念化。
埃里克·P·阿赫特伯格（Eric P. Achterberg）：撰写——审阅与编辑。
谭桥国（Qiao-Guo Tan）：撰写——审阅与编辑、监督、资金获取、概念化。