探究高海拔畜牧业系统中重金属和微塑料的迁移性：一种风险评估方法

《Journal of Agriculture and Food Research》：Exploration of heavy metals and microplastics transferability in high-altitude livestock farming systems: A risk assessment approach

　　阿普尔瓦·卡卡德（Apurva Kakade）| 张群英（Qunying Zhang）| 赵莉（Li Zhao）| 赵志伟（Zhiwei Zhao）| 董友汉（Youhan Dong）| 赵文军（Wenjun Zhao）| 道智丹正（Danzheng Daoji）| 张强（Qiang Zhang）| 王堆巴斯昂（Wangdui Basang）| 蒋小平（Xiaoping Jing）| 米建堆（Jiandui Mi）| 库里什巴耶夫·阿基尔贝克·卡日古洛维奇（Kurishbayev Akhylbek Kazhigulovich）| 伊曼马迪·杜曼（Imanmadi Duman）| 龙瑞军（Ruijun Long）

中国兰州大学生态学院草业改良与草地农业生态系统国家重点实验室，兰州730000

**摘要**

世界上最高的青藏高原（QTP）以草原为主，拥有最大的牦牛和藏羊种群，这些牲畜可以满足全球对有机肉类的需求；然而，其养殖系统的污染问题却常常被忽视。因此，作为一项初步的试点研究，我们在冬季对这些牲畜进行了放牧和圈养（每组4只）实验，以检测重金属（HMs）和微塑料（MPs）在养殖系统中的存在及其转移性。检测结果显示，放牧牲畜食物中的重金属浓度（0.0001-2.5 mg/g）高于圈养牲畜（0.0001-0.08 mg/g），但仍在牲畜可接受的范围内。牧草中未检测到微塑料，而圈养组的饲料主要含有聚乙烯（PE；30-55%）和聚丙烯（PP；33-70%）聚合物。相关性分析表明，养殖系统中的重金属、微塑料浓度与海拔、降水量和人口密度有显著相关性，同时微塑料也与风速和紫外线指数（p<0.05）有关。在牲畜肉中，重金属含量为0.0005-0.8 mg/g，低于人体允许的限值；除了圈养羊肌肉中含有一根透明PE纤维外，所有其他微塑料（99%）都积累在消化道中。估计的总重金属摄入量在标准范围内，而圈养牲畜的微塑料摄入量较高，但两者均未表现出健康问题。转移性评估显示，重金属主要在放牧牦牛中发生生物放大作用，而微塑料则主要在圈养牲畜中积累（TTF/BCF>1）。人类食用受重金属/聚乙烯污染的肉类后，非致癌风险低于可接受水平（THQ<1）。总体而言，本研究为高原/青藏高原基于牲畜的食品安全提供了重要的基础数据。

**1. 引言**

畜牧业对于满足全球不断增长的乳制品和肉类需求至关重要。为了满足这一需求，虽然存在集约化养殖系统，但这限制了动物的活动范围和福利[1]。此外，根据Mordor Intelligence 2025报告，合成激素、抗生素和动物圈养的使用引发了消费者对动物福利和人类健康的担忧，促使人们倾向于可持续的食品生产和有机食品。在这种情况下，无笼或基于牧场的畜牧业是一种缓解措施。规范化的放牧可以改善土壤养分和温室气体循环、肥力、微生物生物量以及水分保持能力，同时减少饲料生产、化学品和其他动物管理材料的成本[2]。草原占地球面积的约26%，研究表明，全球87-94%的牛肉产量来自广泛和部分放牧系统[3]。不幸的是，由于发展扩张，全球草原正逐渐受到重金属（HMs）和微塑料（MPs）的污染[4, 5]。低海拔牧场受到严重污染，主要来源于大规模的城市定居点、采矿区、农业区和工业区[5, 6, 7, 8]。在高海拔地区，污染物主要来自农业、旅游活动、地质变化和大气沉降[4, 9]。因此，基于放牧的畜牧业系统的土壤、溪流水和植物受到重金属和微塑料的污染[7, 10, 11]，这破坏了土壤中的微生物群落结构，干扰了植物对养分的吸收，并导致氧化应激[12, 13]。此外，在草料稀少或产量低的季节，牲畜更依赖圈养[2]。然而，这些养殖系统中使用的井水或管道水以及饲料也受到污染，主要来源于饲料包装袋、塑料袋、人为垃圾、大气传输和种植饲料作物的农业区[7, 14, 15, 16]。不仅这些养殖系统的组成部分受到污染，研究还证实这些污染物存在于牲畜的消化道、血液、肉类和乳制品中[17, 18, 19, 20, 21, 22]。据报道，在反刍动物中，铅（Pb）和铜（Cu）中毒会导致肌肉震颤、厌食、胃痛、攻击性和疲劳[23]，而过量的铁（Fe）、铜（Cu）和锌（Zn）会导致严重腹泻，甚至死亡，并影响发酵和养分吸收等生理过程[24, 25]。微塑料会导致生殖问题、瘤胃阻塞、扰乱微生物群落、刺激瘤胃黏膜、影响消化、改变瘤胃的最佳pH值并增加重金属浓度[20, 26]。它们在肉类和牛奶中的存在也威胁了人类食品安全，据估计，人类每年摄入39,000-52,000微塑料和有毒重金属，如铜（Cu）、铬（Cr）、镉（Cd）、铅（Pb）、汞（Hg）和砷（As）[26, 27]。这些物质在人体内会引起毒性作用，包括自由基生成、神经退行性疾病、生殖问题、皮肤问题和基因突变[28, 29]。因此，它们在畜牧业系统中的转移已成为一个重要的研究课题，但关于高海拔地区动物养殖中重金属和微塑料污染的文献很少。

青藏高原（QTP）是世界上最高的草原地区（海拔2500-5000米），目前尚无关于其反刍动物养殖系统的研究。牦牛和藏羊是QTP生态平衡的关键，维持着牧民和当地人的生计和营养安全[1, 30]。中亚地区约有1600万头牦牛（其中95%位于QTP），约99%的3500多万只藏羊生活在西藏，它们夏季有30-80%的时间用于放牧，冬季则更多依赖圈养[1, 30]。因此，放牧和圈养系统都至关重要。此外，牦牛肉被认为是替代普通红肉的最佳选择之一，预计到2031年市场价值将达到8.85亿美元[1]；根据OECD-FAO 2020的数据，2029年羊肉消费量预计增长4.8%。中国拥有这些牲畜的最大种群，是全球最大的肉类生产国，因此具有生产有机食品的潜力，有助于缓解国际市场需求。然而，据报道QTP的草原受到重金属和微塑料的污染[4, 11, 31]，但关于这些污染物在QTP牲畜中的摄入量和转移性的数据尚未记录。因此，必须高度重视QTP的畜牧业。

一些研究不仅检测了放牧羊和牛的草、粪便和牛奶中的重金属，还使用生物浓缩和营养转移因子等方法评估了其转移性[17, 18]。然而，据我们所知，尽管在反刍动物中检测到了微塑料，但迄今为止尚未对其通过养殖系统的摄入量和转移性进行适当评估。这是首次详细评估放牧和圈养系统中重金属和微塑料的存在、摄入量和转移性的研究。将牦牛和藏羊分为这两类系统，并主要检测了其中的重金属和微塑料。同时计算了反刍动物中的生物浓缩/营养转移因子，以确定其污染积累潜力。最后，对人类因这些污染物而面临的风险进行了评估。

**2. 材料与方法**

**2.1. 研究区域描述**

聂荣（NR）和玛曲（MQ）县分别位于中国西部的甘南藏族自治州和西藏自治区，属于青藏高原（图S1）。这些地区地理多样，拥有山脉和广阔的草原，每年接待数百万游客。玛曲县是黄河的源头，东邻四川省，西接青海省，海拔约47,000米，总面积10,190平方公里，最近的城镇是和硕，距离150-200公里。这里的草原支持着大量的牧民定居点和畜牧业，高山草甸主要由Elymus nutans、Carex capillifolia、Potentilla saundersiana、Bistorta macrophylla和Anemone rivularis等植物组成。聂荣县位于西藏北部，北接青海省，海拔约37,000米，总面积9,017平方公里，最近的城镇是那曲，距离约93公里。该地区也有广阔的高山草原（对传统牦牛放牧非常重要），每年都有积雪覆盖的高山和温泉。草甸主要由Festuca tibetica、Festuca brachyphylla、Festuca arundinacea和Elymus trachycaulus等植物组成。两个地区的地理特征见表1。此外，作为旅游景点，这些地区的一些地方提供餐饮、骑马、徒步旅行和温泉公园等活动，当地人还会在开阔地带和寺庙中使用合成旗帜进行宗教活动。

**表1. 基于2020-2024年年度数据的研究区域地理特征**

| 参数 | 玛曲（MQ） | 聂荣（NR） |
| --- | --- | --- |
| 人口密度（/km2） | 3.9 | 5.6 |
| 温度（°C） | 夏季 = 1至13 | 夏季 = 0至9 |
| 冬季 = 4至-11 | 冬季 = 0至-17 |
| 平均温度 = 2.15 | 平均温度 = -1 |
| 降水量（mm） | 3至22 | 3（每年2-19个雨天） |
| 0.1至26 | 1（每年1-26个雨天） |
| 平均降水量 = 81.51 | 平均降水量 = 67.53 |
| 风速（km/h） | 6至21 | 9至30 |
| 平均风速 = 10.99 | 平均风速 = 16.78 |
| 积雪量（cm） | 0.6至88 | 0（每年0-22个雪天） |
| 0.2至66 | 0（每年0-19个雪天） |
| 平均积雪量 = 11.67 | 平均积雪量 = 6.86 |
| 紫外线指数 | 1至4 | 1至4 |
| 平均紫外线指数 = 1.75 | 平均紫外线指数 = 1.68 |

**2.2. 水、土壤和植物样本采集**

2024年6月至9月期间，在草原上采集了水、土壤和植物样本。用于牦牛和羊饮用的溪水和井水采用先前研究中使用的抓取采样方法进行采集。地表水用冲洗过的瓶子收集，通过200目不锈钢桶过滤后运输，并储存在4°C条件下直至提取微塑料[32]。土壤样本连同植被（根和茎）从受塑料污染的地方采集，样本尺寸为20 cm × 20 cm × 10 cm，使用不锈钢铲子采集。样本块放入铝袋中，储存在实验室的4°C条件下直至处理[4]。

**2.3. 动物实验设计和样本采集**

本研究遵循兰州大学机构动物护理和使用委员会的指导方针（协议编号：EAF2021033）。牦牛（Bos grunniens）通常在海拔4000至5500米处放牧，而藏羊（Ovis aries）在2260至4100米处放牧。根据这些信息，将8头牦牛（4岁；平均体重183 ± 9.56公斤）和8只羊（1.5岁；平均体重50 ± 8.23公斤）分为放牧组和圈养组（每组4只）。在整个研究期间（约4个月），这些动物可以自由放牧，而圈养的反刍动物每天喂食全混合日粮（TMR）（表S1和S2，冬季）。牦牛和羊的TMR中约含有80%的燕麦干草和玉米，以及小麦秸秆和玉米，还有其他营养成分和商业维生素预混剂。所有牲畜都可以自由饮用溪水和井水。4个月后，将动物禁食至少12小时，然后采集颈静脉血液、瘤胃液、大肠内容物（结肠和直肠）和最长肌（Longissimus muscle）样本（每个样本重复10次），立即放入液氮中运输，随后储存在-80°C条件下直至分析。

**2.4. 重金属分析**

收集的样本混合后分成三部分，进行预处理，用于检测重金属。对于土壤中的重金属检测，样品在60°C下干燥约2天，去除不需要的物质（碎屑、植被和石头），然后用研钵和杵将少量土壤研磨成粉末。向这些样品中依次加入4 mL HNO3、4 mL HF和1 mL H2O2（Sinopharma Chemicals Co., Ltd.）。对于水样，向1 mL水中加入10 mL HNO3。所有样品在通风橱中于160°C下消化1-2小时[33]。植物、饲料和动物样本的预处理方法如下：从干燥的土壤中分离出一小部分植物样本，用慢流自来水轻轻冲洗，然后用200目不锈钢网冲洗以去除剩余的土壤颗粒，空气干燥48小时。根和茎被分离后，在80°C的烤箱中干燥2-3天，然后研磨成粉末。两种全混合日粮（TMR）也经过同样的干燥处理（40°C；2天），并使用研磨机以及手动杵臼进行粉碎以获得均匀的粉末。冷冻的动物样本首先经过冻干处理，随后在80°C下过夜干燥（血液样本除外），然后再进行粉碎。对于酸消化处理，从所有这些粉末样本中各取1克放入25毫升的玻璃锥形瓶中，缓慢加入10毫升HNO3和2毫升30%的H2O2并充分混合，然后在135°C下加热约2小时（使用Hanon SH220F石墨消化器，山东海能科学仪器有限公司），直到得到约2毫升的透明液体。所有消化后的样本冷却后，使用硝化纤维素滤纸（杭州特种纸业有限公司）进行过滤，然后通过电感耦合等离子体光发射光谱仪（ICP-OES，Perkin-Elmer Avio? 500，美国）检测元素（Cr、Cd、Cu、Co、Fe、Pb、Zn、Hg和As），检测波长见表S3.2.5。

剩余的样本被复制，然后应用以下协议进行微塑料（MPs）的分离。向过滤后的水样中加入NaCl（天津富辰化学试剂有限公司），混合后静置10小时，收集上清液到新的锥形瓶中。对于其他样本，加入NaI（天津富辰化学试剂有限公司），重复NaCl的处理过程（共两次），每次处理之间间隔2小时。向收集到的上清液中加入30%的H2O2，然后在60°C下振荡24小时，之后进行过滤。对于土壤、根和茎，首先用钳子从干燥的样本中挑出可见的微塑料，清洗后储存在铝箔中，随后应用我们之前的密度分离方法。简要来说，样本被研磨成粉末，每种样本取50克放入500毫升的玻璃烧杯中，加入CaCl2（天津富辰化学试剂有限公司），并不断搅拌以防止结块。经过15分钟的超声波处理后，烧杯静置至少10小时。将上清液转移到新的烧杯中，再加入NaCl溶液并重新收集上清液（共三次）。向所有收集到的液体中缓慢加入30%的H2O2并轻轻混合，然后将烧杯放入振荡器中振荡3天（60°C；100转/分钟）。此外，饲料、瘤胃和肠道内容物样本中的微塑料通过碱性-Fenton方法进行分离。这些样本被放入锥形瓶中，加入10%的KOH溶液（北京华药化学有限公司），然后在60°C下振荡24小时。过滤后，每隔30分钟加入等量的硫酸亚铁溶液和30%的H2O2，再将烧杯放回振荡器中振荡1小时（75°C）。最终滤液用铝箔松散覆盖后在60°C下干燥。对于肌肉样本，加入10%的KOH（1:3，w/v），用铝箔覆盖烧杯并在60°C下振荡24小时（直至完全溶解），之后进行过滤。向血液样本中加入68%的HNO3（1:3，w/v），静置约48小时，然后进行消化（60°C；1-2小时）并过滤。使用硝化纤维素滤纸（杭州特种纸业有限公司）进行过滤，滤纸放置在玻璃培养皿上自然风干以便进一步分析。

干燥后的微塑料样本使用带有ZEN 2.3 pro软件的立体显微镜（20x-80x分辨率）进行观察。聚合物类型通过傅里叶变换红外光谱仪（FTIR，Nicolet iS50型号，Thermo Fisher，美国）在0.1 cm-1的分辨率下检测，光谱范围为400-4000 cm-1。

2.6. 质量控制或质量保证
在样本处理之前和过程中，采取了一些必要的措施。干燥时，土壤被放置在经过乙醇清洗的钢盘上并稍微覆盖以避免大气污染。为了确保有害物质（HMs）结果的可靠性，准备了试剂空白和对照样本，使用过滤后的双蒸水进行相同处理。为了确保微塑料的结果准确性，所有玻璃烧杯/锥形瓶、培养皿和量筒在使用前都用70%的乙醇清洗。密度分离溶液也通过硝化纤维素滤纸过滤，处理样本的玻璃烧杯/瓶子用铝箔覆盖以防止外部污染。此外，对于分离出的微塑料的干燥，滤纸被放置在带盖的玻璃培养皿中。

2.7. 反刍动物对污染物的总摄入量估计
美国环境保护署提供的口服暴露模型主要用于估计反刍动物对污染物的总摄入浓度，进一步用于推算整个实验期间的总摄入浓度。该模型考虑了来自水、食物和土壤的污染物摄入量，具体如下：
- 来自土壤和水的摄入量：
$$
\text{摄入量} = \text{污染物j的总暴露量} (\text{mg/kg/d}) \times \text{污染面积} (\text{ha}) \times \text{土壤或水的消耗率} (\text{kg/day或L/day}) \times \text{土壤或水中污染物的浓度} (\text{mg/kg或颗粒/kg}) \times \text{反刍动物的体重} \times \text{实验持续时间} (\text{120天})
$$
- 来自食物的摄入量：
$$
\text{摄入量} = \text{每种食物的摄入率} (\text{kg/个体/天}) \times \text{食物类型的比例} (\text{假设只有一种饲料被反刍和喂养组摄入}) \times \text{总食物摄入量} (\text{kg/day}) \times \text{食物中污染物的浓度} (\text{mg/kg}) \times \text{实验持续时间} (\text{120天})
$$
- 总口服暴露量：
$$
\text{总暴露量} = \text{来自所有途径的暴露量} = \text{来自土壤的暴露量} + \text{来自溪水的暴露量} + \text{来自食物的暴露量} + \text{来自井水的暴露量} + \text{来自TMR饲料的暴露量}
$$

2.8. 污染物转移性评估
计算了污染物从土壤转移到根和瘤胃的生物浓缩因子（BCF），以及从土壤/溪水/井水到饲料的转移（方程式6），同时还评估了从根到草的转移（方程式7）。营养级转移因子（TTF）用于分析污染物从一个营养级生物体到另一个营养级生物体的转移，具体公式如下：
$$
\text{TTF} = \frac{\text{样品中HMs或MPs的浓度} (\text{mg/g或mg/kg干重})}{\text{转移量}}
$$
BCF或TTF值为1表示没有显著变化，>1表示生物放大，<1表示生物稀释。这里我们仅考虑了污染物从环境介质或饲料到瘤胃的转移，因为瘤胃是牲畜中第一个积累污染物的器官。

2.9. 人类健康风险评估（HHRA）
根据美国环境保护署（USEPA）的定义，HHRA是对人类因接触环境或食物中的污染物而可能遭受的严重健康影响的性质和可能性的评估。以下是用于HMs和MPs的两个常用风险指标：
2.9.1. 目标危害商数（THQ）
THQ用于评估肌肉中HMs或MPs存在的非致癌风险：
$$
\text{THQ} = \frac{\text{EF} \times \text{ED} \times \text{C} \times \text{BW} \times \text{ADD}}{\text{TTHQ}}
$$
其中EF表示暴露频率（365天/年），ED表示暴露持续时间（中国平均72年），FIR表示食物摄入率（g/人/天），C表示样品中元素/MPs的浓度（mg/g），BW表示平均体重（雄性=73.5 kg；雌性=62 kg），AT表示非致癌物质的平均时间（365天/年），ADD表示平均每日潜在剂量（mg/kg/天），TTHQ表示所有元素的总THQ（THQ<1=可接受风险；THQ>1=不可接受风险）。

2.9.2. 目标致癌风险（TCR）
TCR基于个体一生中因接触致癌物而患癌症的可能性来评估癌症风险：
$$
\text{TCR} = \frac{\text{CSF} \times \text{ED}}{\text{ADD}}
$$
其中CSF是癌症斜率因子。在肌肉样本中检测到的元素中，只有Pb和Cr被认定为致癌物。TCR分类如下：非常低=<1E-06；低=>1E-06至<1E-05；中等=>1E-05至<1E-04；高=>1E-04至<1E-03。

2.10. 数据分析
所有原始数据在Excel 2021中处理，统计分析（单因素方差分析或多重t检验）在IBM SPSS 20中进行，以评估环境成分之间的差异，p<0.05或0.01被认为具有统计学意义。条形图和点图使用GraphPad Prism 8制作，饼图和相关性表格在Excel中制作。相关性图的数据也编译在Excel表格中，以便上传到在线生物统计软件ChiPlot（https://www.chiplot.online/）进行绘图。风险评估结果与可用的标准值和计算结果进行了比较。

3. 结果与讨论
3.1. 畜牧系统成分中的重金属
3.1.1. 放牧系统的地表溪水和土壤
QTP地区的生态资源因自然和人类活动而受到HMs污染。在NR和MQ地区的地表水中检测到了Fe、Zn、Cu和Cr，各站点之间没有显著差异，其中Fe（0.33和0.21 mg/L）和Zn（约0.6 mg/L）的浓度最高（图1 a）。然而，所有元素的浓度都在FAO和中国的允许范围内（表S5）。在高原地区的黄水河源头也检测到了Zn、Cu和Cr，浓度分别为0.028、0.006和0.005 mg/L[27]，青海湖源头溪流的Zn浓度为0.007 mg/L，Cu浓度为0.002 mg/L[45]，这些浓度低于我们的研究结果。这种差异可能是由于采样方法和区域的不同。此外，在土壤中还检测到了As、Pb、Cd和Co。Fe、Zn、Pb、Cr、Cd和Co在两个地区的浓度几乎相同，但As在NR地区的浓度显著高于MQ地区（图1 b和c；图S2）。Fe在土壤中的浓度与我们的最新结果一致[4]。除了Fe，之前的研究还记录了QTP草原土壤中这些元素的浓度范围为<1×10-4至>0.1 mg/g[46]和0.00014至0.075 mg/g[11]，其中Zn占主导地位，与我们的记录值（0.095至0.14 mg/g）相当。NR地区的As浓度为0.022 mg/g，另一项关于西藏草原土壤的研究也检测到了类似的As浓度（0.018 mg/g[11]）。这可能与NR地区存在富含As的温泉有关，这些温泉的地层会因地质风化作用释放As[4]。

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图1. （a）Nierong（NR）地区的溪水（SW）、（b）土壤、根和草；（c）Maqu（MQ）地区的土壤、根和草中的重金属浓度。ND = 未检测到；* = p<0.05。
土壤中的HMs类型比溪水中的更多，这可能归因于土壤的复杂性质，土壤中的成分如粘土、淤泥、沙子和有机物能够强烈结合这些重金属。尽管土壤中的Fe浓度高于Zn，但在水中却相反，这可能是由于高海拔地区水中溶解的有机物较少，促进了不溶性Fe(III)离子的沉淀；此外，低温和降水量减少了微生物将Fe转化为可溶性形式的活性，从而降低了Fe从土壤到水中的转移。尽管如此，Fe、Zn、Cu和Cr在水和土壤样本中都很常见。因此，这些溪水中的重金属很可能来源于附近的土壤。这一现象在青海湖及其源头溪流中得到了监测，研究发现由于植被覆盖较少和水体酸化，铜（Cu）、铬（Cr）和锌（Zn）从土壤中渗出。值得注意的是，冰川融化也会影响青藏高原水道中的铬和铜含量，因为这些金属来源于冰川。一些研究表明，冰川受到来自工业化南亚或中国东部的大气沉降物（如烟雾和污染物颗粒）的显著影响。此外，在本研究中，水和土壤中的铁（Fe）、锌（Zn）和铜（Cu）浓度均达到峰值。这些金属的积累可能是由于岩石风化和土壤侵蚀造成的，尤其是铁，因为青藏高原土壤中含有大量的铁氧化物。锌和铜的含量也与畜牧业和农业活动有关，因为降水会导致肥料和反刍动物排泄物进入附近的水体。此外，青藏高原土壤中的铬（Cr）、镉（Cd）、铜（Cu）、铅（Pb）和砷（As）含量与土壤母质和植被密切相关。最近的一项研究还证实，54-86%的镉、砷、锌和铅来自岩石风化。然而，铅、砷、铬、铜和锌的含量也受到采矿、车辆尾气和煤炭燃烧的影响。

通过相关性分析可以看出，水中的所有重金属（尤其是铁和铬）与温度和降水量呈负相关，而与水流速度无关。低温和低降水量会降低铁在水中的溶解度，因为微生物活动减少；土壤中大量的铁氢氧化物可能会结合铬，从而减少其释放。温度和降水量会波动水流速度，从而避免污染物浓度长期累积，从而削弱水流速度的直接影响。人口密度和海拔高度分别与重金属呈负相关和正相关，这可能是因为人口稀少和人为干扰较少。在土壤中，铬和钴（Co）与土壤成分和环境参数具有相似的相关性，而镉和铜的相关性则相反。这可能意味着高海拔地区这些重金属的来源相似。铬和钴与土壤成分的正相关表明它们具有地质来源，而镉和铜的负相关可能与人为来源有关。廖、陈等人的研究也发现，远离采矿和工业区的温室土壤中，铬与土壤氧化物和地质物质呈显著正相关，而镉和铜与来自牲畜粪便和肥料的有机碳有关。

在放牧系统的植物网络中，土壤中的重金属会被植物吸收，但这一过程受到根膜与周围土壤之间离子电化学差异的影响。特别是在NR和MQ地区，牧草的根系吸收了铁、铜、锌、铬和铅，其中铁和锌的浓度达到峰值，但仍处于安全范围内。秘鲁安第斯矿区的牧草中铁和锌的浓度最高，其次是铜和铅，但它们的浓度通常高于我们的研究结果。纳米比亚一个垃圾填埋场附近的牧草中检测到铬、铜、铅和钴，其中主要吸收了来自废物焚烧的铬（0.009 mg/g）和铜（0.007 mg/g）。相比之下，我们研究区域的牧草中铬的吸收量最低（0.0003 mg/g），铜的浓度约为0.003 mg/g，接近他们的研究结果。不过，我们的研究地点并不靠近任何垃圾填埋场或矿区，因此受到的自然影响更大。此外，重金属从土壤转移到植物还受到pH值、特定重金属浓度及其与粘土和有机物的结合能力等因素的影响。土壤中含有高浓度的铁氧化物和铝氧化物时，能够固定砷，因为砷对这些氧化物有很强的亲和力。最近的研究还发现，土壤中的铁与牧草中的砷呈显著负相关，表明土壤中的铁越多，牧草中的砷越少。此外，根部的重金属含量通常高于草部，这与之前关于青藏高原的研究结果一致。根部的重金属含量高于草部，可能是因为根部是重金属吸收的核心部位，而在牧草中根部比茎部更密集。刘、李等人的研究也证实了这一点。根部分别吸收了最多的铁、锌和铜，这可能与它们所需的二价离子转运蛋白有关。根部分别从土壤中吸收重金属时表现出显著负相关，而在MQ地区则相反，这可能与温度变化有关。高海拔地区低温会导致土壤形成永久冻土，从而限制重金属的生物可利用性，但在解冻时这些重金属会逐渐释放。人口密度和海拔高度分别与重金属呈负相关和正相关，这可能是因为人口稀少和人为干扰较少。在土壤中，铬和钴与土壤成分具有相似的相关性，而镉和铜的相关性则相反，这可能意味着高海拔地区这些重金属的来源相似。铬和钴与土壤成分的正相关表明它们具有地质来源，而镉和铜的负相关可能与人为来源有关。

在远离采矿和工业区的温室土壤中，铬与土壤氧化物和地质物质呈显著正相关，而镉和铜与来自牲畜粪便和肥料的有机碳有关。

在Nierong（NR）和Maqu（MQ）地区，土壤（S）和根（R）以及根（R）和草（G）中的重金属与环境参数的相关性分析显示：*OM=有机质；Temp=温度；Precip=降水量；PD=人口密度。

植物网络中的重金属含量表明，土壤中的重金属会被植物吸收，但这一过程受到根膜与周围土壤之间离子电化学差异的影响。特别是在NR和MQ地区，牧草的根系吸收了铁、铜、锌、铬和铅，其中铁和锌的浓度达到峰值，但仍处于安全范围内。秘鲁安第斯矿区的牧草中铁和锌的浓度最高（分别为0.79 mg/g和0.029 mg/g），其次是铜和铅，但它们的浓度通常高于我们的研究结果。纳米比亚一个垃圾填埋场附近的牧草中检测到铬、铜、铅和钴，其中主要吸收了来自废物焚烧的铬（0.009 mg/g）和铜（0.007 mg/g）。相比之下，我们研究区域的牧草中铬的吸收量最低（0.0003 mg/g），铜的浓度约为0.003 mg/g，接近他们的研究结果。然而，我们的研究地点并不靠近任何垃圾填埋场或矿区，因此受到的自然影响更大。此外，重金属从土壤转移到植物的过程还受到pH值、特定重金属浓度及其与粘土和有机物的结合能力等因素的影响。土壤中含有高浓度的铁氧化物和铝氧化物时，能够固定砷。最近的研究发现，砷与有机质和土壤成分呈显著负相关，这可能降低了砷在土壤中的溶解度。另一项研究还发现，土壤中的铁与牧草中的砷呈显著负相关，表明土壤中的铁越多，牧草中的砷越少。此外，根部的重金属含量通常高于草部，这与之前的研究结果一致。这可能是因为根部是重金属吸收的核心部位，在牧草中根部比茎部更密集，导致重金属在根部积累更多。刘、李等人的研究也证实了这一点。根部分别吸收了最多的铁、锌和铜，这可能与它们所需的二价离子转运蛋白有关。根部分别从土壤中吸收重金属时表现出显著负相关，而在MQ地区则相反，这可能与温度变化有关。高海拔地区低温会导致土壤形成永久冻土，从而限制重金属的吸收，但在解冻时这些重金属会逐渐释放。MQ地区的海拔较低，下午温度略高，可能导致解冻更严重，从而表现出更强的正相关，使得重金属更容易被吸收。然而，根部的锌与铜、铅和铁呈强负相关，表明它们之间存在竞争性吸收。此外，只有铜和铬在根部的积累量显著高于草部（p<0.05），这之前也有报道指出，铜离子和铬离子由于与根细胞壁中的磷酸盐、羟基和羧基团结合更稳定，因此在根部积累更多。

根部和草部之间的重金属经常呈负相关，这可能是因为在较低温度下，蒸腾作用减缓，从而降低了从根部向茎部的转移过程。在MQ地区，草部中的铁与根部中的所有重金属呈负相关，这意味着草部中较高的铁含量可能会降低其他重金属的积累。然而，重金属从根部向草部的转移还取决于植物种类。张、赵等人的研究表明，新戈尔草原上的不同草种对某些重金属的敏感性不同。一些植物被认为是重金属的超积累者，能够将污染物转化或隔离在其组织中。非必需元素铅在草部中的浓度高于根部（p<0.05），这可能是为了避免根部中毒，也表明草具有超积累潜力。根据欧盟委员会指南和中国《饲料卫生标准》（GB 13078-2017；表S7），绿色饲料中铅的允许限量为0.03 mg/g，对动物没有显著风险。这种从土壤到根部再到草部的重金属转移需要更深入的科学研究。

在饮水系统中，井水常被用作偏远地区或村庄的饮用水来源，但需要定期监测其污染情况。在中国监测的多个井水中，超过60%的井水被认定为不安全。在本研究中，NR地区的铜（63 mg/L）、铁（16 mg/L）和铬（2.67 mg/L）超过了FAO和中国农业农村部规定的安全限值（NY/T 388-1999），而在MQ地区，只有铁（1.62 mg/L）超过了标准。然而，对中国北部井水的研究显示，所有重金属的含量均超过了人类饮用的标准，但似乎适合牲畜饮用。铁、锌、铬等元素的浓度范围为0.0013至0.26 mg/L，主要来源于自然和人为因素。与我们的研究一致，加纳一个市政区的手挖井中也检测到了铁、锌、铅和铜，其中铁的浓度最高（0.57 mg/L），锌的浓度为0.047 mg/L。这些重金属的来源可能是土壤/岩石中的铁矿物和岩石风化，而铅可能来自人为活动。我们研究中检测到的铁、锌、铬和铜也可能主要来源于自然来源，因为之前的研究表明，青藏高原地区的重金属含量主要受岩石风化和土壤侵蚀的影响。

井水通常是偏远地区或村庄的饮用水来源，但需要定期监测其污染情况。在中国监测的多个井水中，超过60%的井水被认定为不安全。在本研究中，NR地区的铜（63 mg/L）、铁（16 mg/L）和铬（2.67 mg/L）超过了FAO和中国农业农村部规定的安全限值（NY/T 388-1999），而在MQ地区，只有铁（1.62 mg/L）超过了标准。然而，对中国北部井水的研究显示，所有重金属的含量均超过了人类饮用的标准，但似乎适合牲畜饮用。铁、锌、铬等元素的浓度范围为0.0013至0.26 mg/L，主要来源于自然和人为因素。与我们的研究一致，加纳一个市政区的手挖井中也检测到了铁、锌、铅和铜，其中铁的浓度最高（0.57 mg/L），锌的浓度为0.047 mg/L。这些重金属的来源可能是土壤/岩石中的铁矿物和岩石风化。我们的研究表明，这些重金属也可能主要来源于自然来源，因为之前的研究指出，青藏高原地区的重金属含量主要受岩石风化和土壤侵蚀的影响。

在Nierong和Maqu地区的牦牛（Y）和绵羊（S）所饮用的饲料（TMR）和井水中，铁、锌、铜等重金属的浓度分别为……（数据未提供）。自然来源可能是主要来源，但人为活动也不能忽视。地下水是这些地区的主要水源，但受到采矿、工业和农业活动的污染，这些活动会影响中国北部地下水中重金属的含量。罗马尼亚Piatra地区的井水也受到人为活动和地质过程的影响，导致铁（0.17 mg/L）等重金属的积累。在中国广州平原，手挖井和深层地下水中也检测到了铁、铬、铜和锌等重金属，其中铁、铬和铅的浓度较高（分别为0.027 mg/L、0.02 mg/L和3.0E-4 mg/L）。这表明这些重金属从地表渗入地下，最终成为井水的来源，进一步受到周围污染的影响。因此，我们研究中的井水中的重金属也可能受到地下水的影响。尽管如此，根据我们的观察，铁可能还来自井中的铁管，而牦牛井水中极高的铜含量可能是由于当地人偶尔使用铜制容器或某些掉落物质（如电线）造成的。此外，NR地区的井水中也检测到了非常低的铅浓度。所有这些重金属可能也是由于周围土壤的渗漏[50]或空气中的土壤颗粒飘落并聚集（如在收集的样本中观察到的），因为本研究中用于牦牛和绵羊的井位于草原内。最近的一项研究发现，QTP地区由于来自西部、东部和南部边境地区的风，会接收大量含有重金属的尘埃颗粒和其他大气沉积物[61]。在这种情况下，应该注意的是，本研究中的井是暴露在大气中的。

3.1.4. 饲料中的重金属
在绵羊饲料中，检测到了微量营养素Fe、Zn、Cu、Co和Cr以及有毒的Pb。Fe的浓度最高（0.081 mg/g），而Pb的浓度最低（约0.0001 mg/g）（图4 b）。除了Cr之外，这些重金属也在西班牙的Merino绵羊干草饲料中被检测到，其中Fe的浓度最高（0.046-4.41 mg/g），其次是Zn、Cu和Pb[62]，这与我们的结果一致。同样的重金属也在Lacaune绵羊的饲料混合物中被发现，但Pb的浓度高于Fe和Zn[63]，这与我们的发现不同。同时，在为德国Marino Landsheep准备的浓缩饲料中，只检测到了Fe、Zn和Cu，其浓度顺序为Fe:0.273 > Zn:0.07 > Cu:0.0066[64]。此外，在牦牛饲料中，还检测到了Zn（0.033 mg/g）和Cu（0.003 mg/g），以及少量的Co（图4 b）。关于基于重金属的牦牛饲料的研究尚不存在；然而，在伊朗奶牛的全混合日粮（TMR）中，分别检测到了0.0045 mg/g的Zn和0.01 mg/g的Cu，以及由于饲料作物受到污染而存在的微量有毒Pb、Cd和Hg[22]。这表明用于牦牛饲料的作物生长在较为清洁的环境中，这可能是由于海拔较高的原因。

Cu、Zn、Co和Fe的微量浓度对人类和牲畜的酶调节、氧气运输、激素合成和免疫系统至关重要。总体而言，它们是促进最佳生长和生产力的必需微量营养素[18, 28]。通常会向牦牛饲料中添加Cu作为补充剂，因为Cu不足会导致50-60%的牦牛患上Swayback病，死亡率高达70%[65]。当这些元素的浓度超过一定限度时，会通过干扰身体的生化功能而变得有毒[28]。幸运的是，在这两种牲畜的TMR饲料中，Zn和Cu的浓度都在中国反刍动物饲料标准和卫生标准（GB 13078-2017）规定的允许范围内，而Fe和Co的浓度也符合国家研究委员会（2005年）的指南（表S7）。此外，在绵羊饲料中还检测到了低浓度的Cr和Pb（图4 b），这些元素可能来自种植饲料作物的农业土壤[15]。先前的研究在QTP地区的农业土壤中检测到了这两种元素，其来源包括自然因素和人为因素[4, 66]。根据欧盟委员会的指南，牲畜饲料中Pb的允许浓度为0.01 mg/g[57]，而在中国这一限制为0.05 mg/g，表明我们饲料中的Pb水平不会对绵羊的健康构成威胁。绵羊饲料样本中的Cr浓度（约0.0003 mg/g）也低于美国（0.0005 mg/g）和中国的标准（0.05 mg/g）。适量的Cr可以在反刍动物的饲料中提高性能、减少疾病，并增强胰岛素敏感性和牛奶产量[15]。

3.1.5. 饲养和放牧反刍动物体内的重金属积累
尽管QTP地区大力支持畜牧业，但尚未有关于该高原上牲畜体内重金属含量的报告。我们在牦牛和绵羊的组织和血液中检测到了Fe、Zn、Pb、Cu和Cr（图5），绵羊肠道中的Co浓度较低（数据未显示）。Fe和Zn的浓度在所有样本中都是最高的，这可以与它们在放牧栖息地以及饲料和井水中的丰富程度相关联。对QTP地区草原和农业土壤的研究也显示，Fe和Zn的浓度高于其他重金属[4]。此外，瘤胃和大肠中的重金属浓度通常高于血液和肌肉中的浓度。这可能是因为瘤胃是食物在发酵前首先停留的器官，因此会持续接触到污染物，而大肠则是主要吸收营养物质的器官，多余的污染物则会被排出体外[25]。

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图5. 放牧牦牛（a）、放牧绵羊（b）、喂养牦牛（c）和喂养绵羊（d）的瘤胃、肠道和肌肉中的重金属浓度，分别与从土壤（S）、草地（G）和溪流水（W）以及饲料（F）和井水（WW）中每日摄入的重金属总量进行比较。内嵌的条形图表示血液中的浓度。ND = 未检测到，** = p<0.01，* = p<0.05。

为了进行更深入的分析，计算了实验期间的总摄入浓度（TIC），并与放牧和喂养牲畜的TIC进行了比较，只有放牧绵羊（p<0.05）和喂养牦牛（p<0.01）的瘤胃中的Cu浓度有显著差异（图5 a和d）。这可能是由于草地和井水中Cu的浓度较高。此外，放牧组瘤胃中的大多数重金属浓度也高于圈养组。在研究水牛时也观察到了类似的现象，即在塑料污染地区的放牧组中，Pb、Cd、Cr和Cu的浓度显著高于圈养组[20]。这可能是由于它们的放牧行为所致。反刍动物有舔食表面土壤的习惯，尤其是在草较稀疏的地方，例如在法国放牧在受Fe污染的牧场上的奶牛[6]。无论季节如何，尤其是在草较稀疏时，它们都会表现出这种行为[23, 67]。值得注意的是，这项实验是在冬季进行的，当时草较短且不茂密，这支持了这一说法。

此外，虽然Fe是肌肉中最丰富的元素，但Zn的浓度最高，其次是Fe和Cu（图5），与瘤胃中的浓度相比几乎没有显著差异，所有元素的浓度都在允许范围内（表S8）。在喂食浓缩饲料的德国绵羊肌肉中也观察到了同样的趋势[64]。在喂食TMR的奶牛肌肉中，除了Zn和Cu外，还检测到了有毒的Pb[22]，这与我们的结果一致。这种情况可以与Zn对肌肉修复的作用相关联，因为反刍动物肌肉中含有大量的Zn依赖性酶，而Fe主要参与氧气运输，并且在储存器官中更为集中[25, 64]。肌肉中Pb和Cr的吸收量较低可能是因为饲料和水中的含量较低，但对于Cu来说，其在反刍动物体内的吸收会受到Zn和Fe的拮抗作用的影响[68]。肌肉中Cu含量低也可能是因为它倾向于在骨骼中积累，这一点也在绵羊的研究中有所报道[64]。在喂养组中还检测到了Pb，但在放牧组中未检测到。这可能与喂养组动物能量消耗较低和心率较慢有关，从而使得Pb有机会进入肌肉。

在所有牲畜的血液中，Fe、Zn和Cu都很常见，且Fe和Zn的浓度较高（图5内嵌图），这与它们的高摄入量有关。在罗马尼亚放牧绵羊的血清中，Zn的浓度（0.001 mg/g）也最高，这与土壤中的含量、饮食变化以及基于元素重要性的体内吸收有关[17]。此外，血液中的重金属浓度低于其他部位，因为血液是将成分输送到全身各部位的载体，导致不同器官中的元素分布不均。例如，肠道在 resident microbiota 的帮助下会大量吸收Fe2+，随后将其转化为Fe3+并通过血液分布到其他器官[25]。

在放牧和喂养牲畜的大肠中，检测到的重金属包括Fe、Zn、Cu、Pb和Cr，表明它们会被排出体外（图5）。尽管在肠道内容物中未检测到这些元素，但之前在粪便中发现了它们的存在，表明它们已经通过大肠排出体外。在新戈尔草原放牧的奶牛和绵羊的粪便中，Cr的浓度最高（0.2 mg/g），而Zn（0.1 mg/g）和Cu（0.035 mg/g）的浓度模式相同[18]。而在喂食玉米和饲料秸秆的伊朗奶牛粪便中也观察到了同样的趋势。Zn的浓度约为0.25 mg/g，其次是Cu和Cr，分别为0.15 mg/g和0.04 mg/g。它们的可能来源是受污染的饲料作物[8]。特别是，肠道中的Pb、Cu和Cr浓度高于肌肉中的浓度（图5）。这可能表明这些重金属在吸收到所需量或达到可容忍水平后即将被排出体外。例如，多余的Cu主要储存在反刍动物的肝脏中，但为了避免毒性，多余的Cu会被排出体外[68]。

3.2. 畜牧系统成分中的微塑料（MPs）
3.2.1. 放牧系统的地表溪流水和土壤
对QTP地区水体中微塑料的研究才刚刚开始[10]。根据数据，在NR和MQ溪流水中，微塑料的浓度范围分别为0.4-1.8 item/L和1.8-2.4 item/L，其中纤维占82%和57%，主要是透明和白色的。NR溪流中记录的聚合物类型只有PE和PP，而MQ溪流中还有PE和PET（图6 a1和a2），这一点通过FTIR得到了证实（图S3）。Miller和Barrett[9]在美国南部Blue Mountain Ridge溪流中发现了1.5至56.9 item/L的微塑料，其中90%为蓝色和黑色的纤维（38-43%为聚酰胺）。微塑料的浓度随着靠近城市化或工业区的距离增加而增加，而源头地区的微塑料较少，主要来自大气沉积物、落叶分解和衣物纤维[9]。另一项对中国长江的研究也发现了类似的现象，微塑料浓度从12 item/L增加到847 item/L，其中纤维和PE、PP、PET聚合物占主导地位（主要是透明和白色的）[69]。研究还指出，积雪也是地表溪流水中微塑料的重要来源，因为融雪时积雪中的微塑料会随水流走[69]。同样，Chai和Nie[10]也提到QTP地区的情况。值得注意的是，我们的研究区域NR有冰川融水形成的溪流，这两个地区植被丰富，人类干扰较少。此外，青藏高原黄河上游支流的微塑料浓度很高（150-1000 item/m3），其中46%为纤维，52%为透明材料，14%为白色和灰色材料，主要聚合物为PP（29%）、PE（22%）和PS（10%）。高浓度与较高的人口密度有关，但也与游客数量显著相关[70]。我们的研究区域MQ和NR每年都接待超过2000万游客，情况类似。此外，来自地表水中的微塑料颗粒也可以迁移到周围的土壤中。下载：下载高分辨率图片（889KB）下载：下载全尺寸图片

图6. Nierong（a1、b1和c1）和MQ（a2、b2和c2）放牧栖息地中溪流水、土壤和根系中的微塑料类型及其百分比（形状、颜色和聚合物）。

由于风暴、降水或洪水引起的径流事件，微塑料颗粒会扩散到周围的土壤中。在这里，NR地区的土壤中微塑料浓度为20-60个/千克，而MQ地区为60-100个/千克。傅里叶变换红外光谱（FTIR）分析确认聚乙烯（PE）（67%和36%）和聚丙烯（PP）（33%和55%）是这两种主要类型的微塑料，MQ地区还检测到了聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET），并且以薄膜和透明颗粒为主（图6 b1和b2；图S4）。这些发现与本研究中溪流水体的观察结果以及我们最近发表的数据[4]一致。Chai和Nie [10]也提到，在QTP地区，主要由PE、PP和PET制成的纤维、薄膜和碎片普遍存在。因此，水和土壤中存在相似类型的微塑料颗粒可能支持径流和扩散的理论。与我们的结果类似，在西藏东部的土壤中记录到的微塑料浓度高达160个/千克，其中主要含有PE（38%）和PP（28%）制成的薄膜、碎片和纤维，颜色包括透明、灰色和白色。温室覆盖物、地膜、肥料袋、废弃物品、牲畜粪便以及大气沉降物被认为是这些微塑料的来源[71]。值得注意的是，在西藏东北部的Qilain山区土壤中检测到的微塑料浓度远高于之前的QTP研究（15,662-26,369个/千克），这些土壤中93-96%的微塑料碎片是由聚酰胺和PET聚合物组成的。估计的原因包括大气中的微塑料/塑料废物被植被捕获、流动人口带来的垃圾以及积累的塑料降解[72]。

与QTP研究相比，摩洛哥高阿特拉斯山脉的Toubkal山土壤中记录到的微塑料浓度较低（23个/千克），其中79-90%的微塑料碎片是由聚苯乙烯（PS）、聚氯乙烯（PVC）和纤维素（CA）组成的。在低海拔地区，碎片和薄膜占主导地位（PE和PP；>60%为黑色），这些地区通常有城市定居点和农业活动[73]。这些对比观察表明人类活动对微塑料浓度有显著影响。此外，与流动的溪流水不同，土壤容易积累塑料废物，由于强烈的阳光或微生物活动，这些废物会分解并形成二次碎片/薄膜，而原始的微塑料颗粒（如纤维）则直接从源头进入土壤[4]。另一种导致土壤中出现透明或黑色PE薄膜的原因是动物排泄物，因为被带到农田的牲畜会摄入塑料废物并将其排出，从而将微塑料从一个地区转移到另一个地区[74]。此外，在水和土壤中还观察到了各种颜色的微塑料颗粒，如浅绿色、白色、粉色、黄色和蓝色。研究表明，彩色瓶子、包装材料、动物饲料袋、生活废水、废弃布料、渔网以及QTP地区的彩色合成宗教旗帜是这些微塑料的重要来源，但它们也可能通过大气传播[10, 32, 61, 70]。我们还发现了掉落的宗教旗帜（粉色、黄色和白色）、包装袋以及主要用于反刍动物饲料储存和食品运输的聚乙烯袋（白色、黑色、黄色和蓝色）。

相关性分析也揭示了一些重要结果（图7）。流量与水中微塑料浓度之间没有相关性（图7 a），因为流量不稳定，这显著影响了微塑料在某一地点的积累，从而排除了直接效应，Raab和Wagner [51]也进行了类似的调查。水中微塑料浓度与海拔和风速之间存在显著的负相关性，因为在高海拔地区，风流较强，使得微塑料的沉积不稳定，这与我们之前的发现一致[4]。相反，微塑料浓度与人口密度、温度、降水量和紫外线指数（UVI）之间存在显著的正相关性。一般而言，人口越多/城市化程度越高，产生的塑料废物就越多，Miller和Barrett [9]也指出，在城市化地区发现的微塑料更多。较高的温度使塑料变脆，导致其破裂；而降水则使微塑料以大气沉降物的形式沉积[4, 61]。此外，紫外线是微塑料形成的一个已知促进因素，因为它会使塑料表面变得粗糙并氧化，从而导致其风化和颗粒形成[75]，进一步增加其表面积和吸附其他污染物的能力[76]。

图7. 水中（a）和土壤中（b）微塑料与环境参数的相关性。*OM=有机物质；Temp=温度；Precip=降水量；UVI=紫外线指数；PD=人口密度。

3.2.2. 放牧系统植物网络中的微塑料

地表土壤中的微塑料颗粒可以通过风、暴雨、动物活动或根系生长形成的孔隙或空间向下移动，并可能被复杂的根系捕获[77]。在这项研究中，虽然未在草样中检测到微塑料，但在储存的饲料草样中发现了微塑料[7, 14]。所有微塑料都存在于根系网络中。NR地区的根系网络中发现了3个PE薄膜，其中2个是透明的，1个是黑色的；而在MQ地区发现了4个PE和PP颗粒，其中3个是薄膜，1个是碎片，大小在1-4毫米之间，50%为透明颗粒（图7 c1和c2；图S5）。在受到垃圾填埋场影响的Ceratocarpus arenarius植物的根际土壤中也观察到了微塑料，有植物的土壤中根附近的微塑料浓度更高（150-1000个/千克），而没有植物的土壤中为50-600个/千克。一个可能的原因是根毛分泌的黏液导致微塑料被捕获[78]。一项研究调查了红树林植物对不同尺寸HDPE颗粒的吸收情况，发现≥50微米的微塑料颗粒聚集在根表面，而<50微米的颗粒则进入茎部系统。进一步的研究表明，根细胞壁或表皮上的裂纹促进了微塑料颗粒的进入[79]。吸附现象的发生是因为根毛分泌的有机酸和黏液等物质具有粘性，有助于这些颗粒附着在根表面[80]。此外，根据我们的观察，本研究中分离出的2个颗粒似乎卡在了直径约2毫米的中央根开口处，表明这些微塑料颗粒太大而无法进入内部。较大的微塑料颗粒可能会堵塞较大裂缝或老化的根开口[77]。另一项研究表明，在玉米幼苗的根尖发现了大于2微米的PS颗粒聚集，而直径小于1微米的颗粒则容易进入木质部导管[81]。然而，卡在或积聚在根尖附近的微塑料颗粒会阻塞水分吸收通道，导致根部出现类似干旱的条件，最终导致根壁出现机械性裂纹[79]。与微塑料不同，纳米塑料可以轻易穿透细胞壁，通过细胞间隙进入根尖，并由于体积原因粘附在植物气孔上，随后进入韧皮部[77]。这些研究表明，植物对微塑料的吸收取决于根的直径以及微塑料的形状和大小。颗粒越大，吸收频率越低，因为植物的纤维素细胞壁较厚且紧密，果胶网络重叠。一旦进入根部，微塑料可以通过蒸腾作用进入木质部区域，然后移动到地上部分[80]。它们的积累会影响植物的生长和发育，并可能导致内部损伤，如氧化应激和活性氧物种引起的蛋白质羰基化[79]。此外，这种土壤-微塑料-根之间的相互作用可能更加有毒，因为微塑料对有害物质（HM）和其他污染物具有化学和吸附作用，从而产生协同或额外的影响[13]。

3.2.3. 饲养系统井水中的微塑料

QTP地区的井水是人类和畜牧业的重要饮用水来源，但其受微塑料污染的情况尚未得到充分关注。在NR和MQ地区的井水中，我们分别检测到0.6-1.4个/升和0.4-2.4个/升的微塑料颗粒，其中大部分为纤维（70%和42%），其次是薄膜（30%和25%），这些颗粒大小在2-5毫米之间，且多为透明颗粒（图8 a1和a2），傅里叶变换红外光谱分析确认它们由PP、PE、PET和PS组成（图S6）。这些结果与印度尼西亚Makassar地区的井水相似，那里的微塑料浓度为0.25-0.95个/升，其中纤维占主导地位（72%），其次是碎片，大小在0.069-4.46毫米之间，最常见的颜色是蓝色（>53%）。污染的主要来源被认为是附近的垃圾填埋场[82]。然而，在越南Da Nang市的井水中，微塑料浓度更高（2-21个/升），这些井也靠近垃圾填埋场，其中碎片（>87%）占主导地位，而纤维的大小范围为22-795微米。这里最丰富的聚合物是PET（>68%），而PE和PP未被检测到[83]。另一项来自印度南部井水的研究从不同的角度探讨了污染源，发现井水中含有0.98-10个/升的碎片和纤维（<2至5毫米），其中约55%为PE，52%由尼龙、PP和PES组成，大多数为黑色。研究表明，主要污染源是人类活动，如使用高密度PE、PET或PP塑料容器和绳索取水、洗衣服以及无意中将塑料物品丢弃在井周围[84]。尽管有所不同，我们也观察到人类活动对井水的直接影响。例如，使用高密度PE、PET或PP塑料容器和绳索取水、洗衣服以及塑料物品的意外掉落可能是导致水中出现碎片和纤维微塑料的原因。此外，地下水是这些井水的重要来源，也容易受到自然和人为活动的污染[85]，表明地下水中的微塑料可能来源于地表水。一项针对澳大利亚未暴露于大气中的地下水的研究显示，水中含有16-97个/升的微塑料，主要含有PE和PVC，占59%，其中大部分为纤维，其次是碎片。据称，这些微塑料主要通过土壤渗透进入地下水[86]。伊朗用于饮用的地下水含有的微塑料浓度为0.1-1.3个/升，其中70%为纤维，20%为碎片，10%为薄膜。这些微塑料主要来源于受附近农田、居民区和肉类加工厂影响的土壤[86]。四川成都（中国）的地下水含有的微塑料浓度为16-97个/升，其中PE和PVC占主导地位（>43%），其次是碎片和纤维，浓度范围为7.5-24个/升，约80%的微塑料为透明或黄色/棕色。其主要来源是土壤/雨水渗透和污水/废水排放[88]。我们的研究也有类似发现，包括PE聚合物的主导地位、纤维形状以及透明和黄色/棕色颗粒的存在。在许多国家，钻孔被用来为井提供深层和连续的水源[84]，这支持了井水受到直接注入的地下水污染的说法。因此，我们研究中记录的微塑料（MP）浓度也可能受到了地下水的影响。然而，据我们所知，迄今为止还没有关于QTP地区地下水的微塑料研究来支持这一假设。此外，尽管我们没有调查大气中的微塑料，但也不能忽视它们，因为QTP地区的一项最新研究表明，由于春季和夏季来自海洋的强风作用，高原上的大量微塑料来源于大气[61]。值得注意的是，本研究中的挖掘井位于开阔地带，可能容易受到沉降微塑料的影响。

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图8. 尼荣（Nierong）的圈养牦牛（a1和b1）和MQ地区的绵羊（a2和b2）所摄入的混合日粮（TMR）以及井水中微塑料的类型和百分比（形状、颜色和聚合物）。

3.2.4. 饲料中的微塑料
研究表明，聚乙烯（PE）和聚丙烯（PP）等聚合物在畜牧场或工业中广泛用于饲料包装[36]。与此相对应，通过傅里叶变换红外光谱（FTIR）检测发现，牦牛的混合日粮样本中仅分离出PE和PP（46.67颗粒/千克），绵羊的混合日粮样本中也有PE和PP（40颗粒/千克），这些微塑料以纤维/丝状、碎片和薄膜的形式存在，其中40-46%为透明颗粒（图8 b1和b2）。与我们的结果一致，欧洲食品加工厂的饲料中也主要含有来自包装的PP（16-100%）和PE（15-100%），这些颗粒呈透明、白色、灰色和蓝色[89]。然而，一些研究仅指出PE是主要聚合物，且多为有色颗粒。在中国南部的农场收集的牛饲料和猪饲料中分别发现了80%和100%的PE，但猪饲料中只有纤维状的有色微塑料，而牛饲料中只有绿色碎片。这些微塑料主要来源于彩色饲料包装袋和粪便刮除器[90]。在印度尼西亚爪哇岛的 goat 饲料中，发现了约120颗粒/千克的微塑料，其中主要为PE，其中63%为纤维状，28%为碎片，大部分为黑色（63%），还有蓝色和红色。潜在的来源包括塑料袋、管道、轮胎和农场设备[7]。一项关于意大利玉米青贮饲料和混合日粮的研究发现，微塑料含量超过90%，浓度分别为38和16颗粒/千克，主要以纤维形式存在，其中60-80%为透明颗粒，还有绿色、红色和蓝色。塑料饲料包装袋、网、兽药容器和农场材料也被认为是微塑料的来源[14, 36]。与上述研究提到的来源一致，我们研究的饲料也是用内衬PE的PP包装袋储存的，但农场中还有塑料袋、绳索和靴子等材料，这些可能是微塑料的主要来源。除了PP和PE之外，还有一些其他聚合物也在畜牧饲料中被发现。一项调查在从畜牧场收集的牛饲料和猪饲料中发现了纤维状的PET和PVC[91]。PET主要来源于多层饲料袋的内层，而PVC则来源于饲料输送管道系统[91]。荷兰的相同饲料中发现了五种类型的微塑料，即PVC、PET、PS、PE和聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA），但未对其来源做出具体结论[19]。欧洲的畜牧饲料中还记录了不同类型的聚酯（5-10%），据认为这些聚酯来源于各种包装材料[89]。尽管大多数研究指出室内来源，但也有可能微塑料来自农田，因为它们可能随着收获的作物一起被带入或进入作物的导管系统[36]。

3.2.5. 放牧和喂养反刍动物体内的微塑料
放牧动物会通过饲料或环境意外摄入塑料碎片或微塑料，从而进入它们的消化道[26]。在这项研究中，几乎所有微塑料都只在牦牛和绵羊的瘤胃和肠道中被发现，形式为纤维/丝状、碎片和薄膜（图9）。我们仅计算了实验期间微塑料的估计总摄入量，因为正如多项研究所显示的，动物会摄入各种类型的微塑料，不论其颜色和聚合物种类如何[7, 19, 29, 92]。结果显示，放牧动物和喂养动物的微塑料摄入量存在显著差异（p<0.05或0.01），其中喂养组的微塑料摄入量要高得多（图S8）。这些发现可能与农业系统的环境条件有关。在放牧系统中，由于强风的流动，轻质微塑料的沉积非常不稳定，而在室内系统中，风的影响很小。此外，降水引起的地表径流以及动物在土壤上的移动可以将微塑料在不同土壤层之间移动，从而减少它们被放牧动物摄入的机会[4, 51, 71]。

此外，在这些微塑料的形状中，纤维状和碎片状微塑料在放牧动物中占主导地位，FTIR检测到的聚合物类型仅为PE和PP（图9 a1和a2；图S9）。然而，在德国草地上放牧的牛和绵羊的消化道中，超过71%的微塑料为纤维状，其余主要为碎片状。潜在的来源包括包装材料、绳索、网和塑料垃圾[93]。在印度受塑料垃圾影响的地区放牧的牛观察到会摄入PE塑料袋、瓶子和其他家庭用品碎片，导致液体和组织中积累薄膜和碎片[20]。很少有研究直接报告微塑料存在于反刍动物的消化道内，但其他研究在粪便中检测到了微塑料，表明它们通过了消化道。从西班牙一片收割后的蔬菜地上放牧的绵羊群中收集的新鲜粪便平均每千克干重含有997颗粒的薄膜/碎片。这些微塑料来自剩余的覆盖物、包装袋和低密度PE制成的青贮膜[74]。在印度尼西亚放牧的绵羊粪便中，纤维状微塑料占76%，其次是碎片（10%）和薄膜（6%），以及纤维状和颗粒状微塑料（250颗粒/千克），主要为黑色、蓝色和红色[7]。除了废弃的塑料制品和覆盖膜外，径流水也被认为是导致放牧和混合畜牧系统中微塑料积累的主要因素[94]。室内喂养系统也有类似的发现。这些系统大量使用PE和PP制成的塑料包装或包裹材料，导致饲料受到污染[94]。正如FTIR所示（图S10），在这项研究中，仅从瘤胃和肠道内容物中分离出了这两种聚合物，其中以纤维状、碎片状和薄膜状为主，颜色各异（图9 b1和b2）。其他研究也在排泄物中记录了它们的存在。例如，在伊朗以玉米和饲料秸秆喂养的牛的粪便中发现了蓝色、白色、黑色、透明和绿色的微塑料，主要以纤维形式存在（50%和28%）。化学分析表明，这些微塑料主要来源于饲料、动物肥料和包装袋以及大气[8]。除了PE和PP外，还在绵羊的瘤胃中发现了双向取向聚丙烯（BOPP）颗粒（通常称为胶带）（图9 b2）。这表明这些微塑料来自用于运输饲料的包装材料。此外，在绵羊的肌肉中还发现了一个PE透明纤维颗粒（图9 b2）。根据我们的观察，这个颗粒可能来自屠宰场的大气。在荷兰的畜牧场进行的一项研究中也发现了类似情况，从仅室内喂养或部分喂养的牛和猪的肉样本中分离出了微塑料。牛肉中最丰富的聚合物是PE，其次是PVC和PS，而在猪肉中还检测到了PP[19]。这些微塑料的可能来源包括饲料或附近的肉类包装材料[19]。在伊朗的牛和绵羊的可食用组织中也发现了独特的微塑料，肝脏和肌肉中分别含有98%和42%的尼龙纤维和2%和40%的PE薄膜。这些纤维被认为来自衣物，而薄膜则来自覆盖物和包装材料[92]。总体而言，这些结果表明，圈养系统的肉类污染受到周围环境或屠宰条件的影响很大。此外，我们的动物血液样本中未检测到微塑料，但荷兰的牛和猪血液中却检测到了微塑料。牛血液样本中发现了PVC、PE、PS和PP，而猪血液中还发现了PE、PS和PET，这些微塑料也存在于颗粒饲料中，表明它们的进入途径[19]。这表明较小的微塑料能够穿过肠膜进入动物的血液。研究表明，如果肠上皮层因外部因素（如污染物）受损，微塑料可以通过细胞间隙穿过肠上皮屏障进入血液，并在各种器官中积累[26]。

3.3. 微塑料在畜牧系统中的转移性
通过环境介质或食物摄入的污染物可以在生物体内放大、稀释或保持不变[18]。显然，污染物从草传递到更高营养级的放牧动物。在牦牛的瘤胃中，所有污染物都发生了生物放大作用，TTF值大于4，而在绵羊的瘤胃中，只有铁（Fe）的TTF值为6.9（图10 a）。这可能是因为牦牛的瘤胃较大，需要更多的食物来维持能量，它们是生活在较高海拔地区的较大反刍动物，导致瘤胃中的食物浓度和发酵时间更长[67]。绵羊瘤胃中铁的生物浓缩可能是由于绵羊摄入的铁量很大，导致铁逐渐被利用。与我们的研究不同，在新戈尔（Xin Gol）草原放牧的牛和绵羊的粪便中，锌（Zn）和砷（As）的TTF值分别为2.98和1.8[18]。此外，这些瘤胃中的污染物也可能来自水和土壤，因为动物在放牧时会摄入这些物质。大多数金属的生物浓缩系数（BCF）小于1，但对于从土壤转移到牦牛瘤胃中的Cr和Pb，其BCF超过了3（图10 b）。这可能是因为Cu、Fe和Zn是微量营养素，因此它们被更快地利用；而Cr可能以Cr(IV)的形式存在，导致其转化成可用Cr(III)的过程延迟；Pb是非必需元素，因此不易被吸收[28]。尽管Pb在放牧牦牛的瘤胃中发生了生物浓缩，但在肌肉中未检测到（图5 a和b），这表明Pb可能是后来进入的。费切特和波佩斯库[17]关于放牧绵羊血液（BCF = 0.0014）和牛奶（BCF = 0.43）的研究结果也支持了这一观点，即铅并不一定在消化道中双浓缩；相反，它主要被排出体外。下载：下载高分辨率图片（498KB）下载：下载全尺寸图片图10. 有害物质（HM）（a-c）和微塑料（MP）（d和e）在环境成分内部以及环境成分与牲畜之间的转移。*BCF = 生物浓缩因子；TTF = 营养转移因子；MQ = Maqu；NR = Nierong；SR = 绵羊瘤胃；YR = 牦牛瘤胃；SW = 河流水；WW = 井水（注意：在图(d)中，由于评估中排除了纤维，因此没有显示MP从SW转移到YR的过程）。对于圈养的牲畜，来自井水的HM在瘤胃中没有显示出任何生物浓缩现象，但从饲料中，Fe、Cr和Zn在绵羊瘤胃中发生了生物浓缩（图10 c）。这可能是因为全混合日粮（TMR）比草更容易消化，因为其中含有易于吸收的粗蛋白和维生素预混料，而高度进化的牦牛瘤胃能够快速处理这些微量营养素。另一方面，对于藏绵羊来说，尽管饲料可能容易分解，但其瘤胃微生物群可能不如牦牛的发达，导致营养素处理速度较慢并在瘤胃中发生生物浓缩[67]。在牲畜粪便和产品中检测到了MP，这表明了通过食物链或环境介质的转移[29]。然而，据我们所知，目前还没有真正重视MP的食物链转移评估。因此，我们基于初步的浓度结果，评估了MP形态（即薄膜、纤维和碎片，不包括纤维）从土壤、饮用水和饲料中的转移情况。在放牧系统中，几乎所有MP都没有在牲畜的瘤胃中发生生物浓缩，因为它们的BCF <1，而纤维在牦牛瘤胃中通过土壤转移时显示出轻微的生物浓缩（图10 d）。MP较低的生物浓缩可能是由于排泄率高于摄入率，张和王[40]在猫和狗的粪便中也观察到了这一点，其中排泄率显著高于估计的日摄入量。相反，在圈养系统中，许多MP的BCF >1（图10 e），这可能是由于室内环境稳定，受风的影响较小，加上能量消耗较低，从而导致排泄速度较慢。需要进一步的研究来解释这一现象。

3.4. 有害物质和微塑料在肉类中对人类健康的影响
3.4.1. 有害物质的风险评估
在反刍动物的肌肉中，通常检测到Fe、Zn、Cr、Cu和Pb，但所有浓度均低于中国国家食品安全标准（GB 2762-2022）和FAO规定的人类允许限值及每日可耐受摄入量（表S8）。THQ计算显示，雌性的风险略高于雄性，但仍低于可接受水平，因为THQ值<1（图11 a-d）。Pb的TCR表明食用圈养牦牛肌肉具有非常高的风险，而食用圈养绵羊肌肉的风险也较高（图11 e）。尽管Pb的毒性评分较高，但由于其在肌肉中的浓度很低，短期内不会造成整体危险。

下载：下载高分辨率图片（450KB）下载：下载全尺寸图片图11. 成年男性和女性食用牦牛和绵羊肌肉的非致癌（THQ）风险。(a) 放牧牦牛肌肉；(b) 放牧绵羊肌肉；(c) 饲养牦牛肌肉；(d) 饲养绵羊肌肉；(e) Pb和Cr的致癌风险（TCR）。相比之下，在黄河流域农业土壤中有害物质的评估中，THQ值的顺序为Cr>Pb>Cu>Zn，而TCR发现Cr的风险高于Pb[66]，这与我们的结果相反。此外，在孟加拉国饲养鸡的肉类中也观察到了类似的模式；然而，只有Cr的TCR值超过了可接受范围（>1.0E-06），而Pb的TCR值在可接受范围内[43]。我们的结果大多显示风险低于可接受水平，但如果这些有害物质长期积累，可能会导致能量损失、器官损伤、肠道-大脑轴失衡和细胞功能紊乱，甚至引发癌症[28, 95, 96]。虽然Fe是必需元素，其允许限值尚未完全确定，但医学研究表明过量摄入Fe具有毒性。Fe在大脑中的沉积与神经退行性疾病、氧化应激和组织损伤有关，因为它是体内自由基和芬顿反应的主要生物催化剂[96]。Zn浓度失衡会导致生长发育异常、脱发、免疫反应紊乱、恶心和易患慢性疾病，而Cu会导致代谢途径和细胞功能异常、头晕和虚弱以及皮肤溃疡[95]。Pb的毒性与头晕、关节炎、自闭症、肾脏和神经系统问题、出生缺陷、瘫痪和高血压有关，而Cr（特别是Cr(VI)）超过限值会导致代谢途径紊乱、DNA损伤，并在胃和肠道中形成溃疡和疮口[28, 43]。

3.4.2. 微塑料的风险评估
全球多种商业食品中都发现了微塑料，但关于新鲜肉类中微塑料污染的研究似乎受到较少关注或被忽视，尤其是来自牦牛和藏绵羊的食品。我们主要在牲畜的瘤胃和肠道中检测到了微塑料，其他研究也在消化道中发现了它们的存在[20, 29]。然而，消化道通常不被人类食用，这大大降低了微塑料通过食物链转移的风险。此外，尽管牲畜的肠道被视为食物，但在食用前会先去除内容物，因此本研究中未考虑肠道的风险评估。然而，在饲养绵羊的肌肉中发现了一个PE纤维颗粒，其RfD值参考了P和Tanushree[44]的研究。女性从肉类中每天摄入的PE平均量为1.21×10-5 mg/kg，男性为1.02×10-5 mg/kg，而THQ值远低于1，表明风险非常低或可接受（表S9）。相比之下，伊朗成年男性从牛肉和羊肉中摄入的MP量分别为0.48 kg/天和0.27 kg/天[92]，而从贻贝和鱿鱼中摄入的MP量分别为0.265 kg/天和0.276 kg/天，其HQ值分别为35.37和3.37，表明风险较高[97]，这与我们的结果不符。这些差异可能是由于不同动物体内MP浓度不同，这受到饲养和屠宰条件的影响。此外，尽管我们在肌肉中发现了颗粒，但考虑到样本数量，其存在比例非常低。这可能表明新鲜肉类被微塑料污染的可能性很小，或者偶尔会发生。此外，大于150 μm的微塑料颗粒通常无法进入血液[26]，从而大大降低了内部肉类污染的可能性。据报道，PE-MPs摄入后会导致免疫和繁殖问题，但与其他污染物结合并在降解后释放化学物质时，它们会通过增加氧化应激程度而增加毒性[44]。不幸的是，研究表明，屠宰后获得的牲畜内脏（不可食用部分）可以用于其他用途，如动物饲料和药品生产[1]。这表明牲畜消化道中的微塑料可能不会转移到人类身上，但可能会传递给其他动物。

4. 结论与未来展望
在高海拔牦牛和绵羊养殖系统中，对有害物质和微塑料的污染进行了试点规模评估，包括放牧和圈养条件。结果显示，在这两种系统中，溪流/井水、土壤和饲料中的有害物质主要是Fe和Zn，但所有浓度都在牲畜的最大允许限值范围内。对于微塑料，只有PE和PP在水、土壤和饲料中频繁被检测到。在牲畜肉中检测到的有害物质符合人类标准，而在饲养绵羊组中仅发现了一个PE颗粒，表明通过养殖系统的污染频率非常低。由于放牧牦牛和饲养绵羊中有害物质的生物积累，TTF和BCF值超过了1。食用牲畜肉中的有害物质和PE相关的非致癌风险低于可接受水平，但长期来看，如果采取预防措施，致癌风险可能会增加。总体而言，QTP牧场可以被认为是安全的动物饲养和有机食品生产场所。然而，此类研究应在更大规模和不同海拔条件下进行，以了解养殖系统对牲畜产品污染的潜在可能性。特别是，未来研究必须更加关注微塑料的营养转移，因为这一概念目前尚未得到充分重视。此外，还需要研究这些养殖系统中的纳米塑料，因为它们容易被牲畜肠道吸收，影响动物健康并引发食品安全问题。需要采取强有力的措施来控制和管理这种污染，尤其是在世界最高的高原地区。

作者贡献声明：
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