-
重金属污染在环境科学领域一直受到广泛关注，作为一种常见且具有毒性的金属，铬（Cr）的污染情况与毒性危害也受到了一定程度的重视. 世界卫生组织及中国卫生部均规定饮用水中铬离子最高浓度为50 μg·L−1[1]. 我国地表水中铬离子含量区域性变化较大，整体浓度偏高. 如黄土高原中部地区地表水中铬离子浓度为22—185 μg·L−1，扬子江流域铬离子浓度有记录高达660 μg·L−1[1]. 相对于三价铬，六价铬具有更强的毒性，其在水体环境中大量存在时，会对水生生物产生较强的毒性效应. 六价铬已被证明对印度鲤鱼Labeorohita具有高毒性，会造成其代谢率与生化指标的明显变化，并在多个主要器官中富集 [2]. 因此，六价铬的水生生态效应已受到广泛关注.
塑料是一种对于人类至关重要的材料，产量逐年增加，2018年全球产量已达3.59亿吨，预测到2050年可能达330亿吨[3 − 4]. 然而塑料材料的广泛应用、大规模生产和其不易降解的特性导致大量塑料以碎片或颗粒形式被排放到自然环境中，在大气、土壤、水体等环境介质中均有微塑料检出. 微塑料通常被定义为直径小于5 mm的塑料颗粒，其实际粒径从几微米到几毫米不等[3]. Zhu等[5]研究表明，中国烟台、东莞、上海、南海和珠江等5座城市的大气中，<30 μm和30—100 μm的微塑料分别为61.6%和33.1%；在中国上海郊区菜园土中浅层土和深层土中微塑料的丰度分别为（78 ±12.9） items·kg−1和（62.5 ±12.97） items·kg−1；监测数据显示，我国渤海水域、黄海北部海域以及椒江、瓯江、闽江河口、太湖等河流湖泊淡水系统都不同程度地受到微塑料污染[6 − 10]. 微塑料往往以形状不规则的混合体形式存在于海洋或淡水水体中，由于其排放量大、污染范围广、难以完全去除等特点，被称为“海洋PM2.5”，它对水生生态系统造成的威胁难以忽视. 在鱼、虾、双壳类动物、浮游动物等生物体内已有微塑料检出，造成水生生物呼吸道阻塞、食道阻塞、组织炎症、生长迟缓、氧化应激与生殖并发症等生理危害[11 − 12].
环境中的污染物往往以混合物形式存在，微塑料与重金属常共存于水体环境中，微塑料颗粒较大的比表面积和较强的疏水性使其更加容易吸附和富集周围环境中的重金属，相互影响增加了生态环境及人体健康的风险，已有研究表明，微塑料可吸附水体中的重金属，对重金属毒性加重，对生态系统和机体产生消极影响[13 − 14]. 微塑料与汞、铜、铅等重金属的毒理学相互作用，对鱼类的发育、行为和生物积累量等造成影响[15 − 16]. 微塑料与重金属的联合毒性是当前环境科学中需要深入研究和关注的重要方向. 斑马鱼作为一种经典的水生模式生物，与人类基因高度同源，其胚胎透明且发育迅速，对外源性化合物较为敏感，污染物对斑马鱼胚胎的毒性和致畸作用在许多方面和人类相似，因此被广泛应用于环境科学研究[17]. 本研究以聚苯乙烯微塑料（PS）为代表，选用斑马鱼作为受试生物，对微塑料和六价铬的联合毒性进行了评估，为六价铬的生物毒性研究提供了新的视角. 研究结果有助于加深对环境污染的理解，为保护生态环境和人类健康提供科学支持.
-
聚苯乙烯微塑料（PS，粒径为1—50 μm）来自南京环境科学研究所. 使用扫描电镜、红外吸收光谱法观察分析PS微塑料. 本实验所使用的重铬酸钾、二甲亚砜、磷酸、硫酸、丙酮等其他试剂均来自南京化学实验试剂股份有限公司.
-
4月龄的AB系野生型斑马鱼成鱼购买于南京一树梨花生物科技有限公司（中国，南京）. 购买的斑马鱼成鱼先在实验室条件下适应2周后再用于后续试验. 将斑马鱼雌鱼和雄鱼分开培养，系统中供应的水是通过仪器反渗透过滤后的自来水，水质参数由斑马鱼养殖系统监控，具体培养条件如下：水体温度为（26±1）℃，14 h/10 h光暗周期，培养体系中pH范围维持在7.2—7.4，添加适量海盐将养殖水电导率范围维持在450—550 μS·cm−1，溶解氧含量大于7 mg·L−1，每天喂食4次新鲜丰年虾，定期更换系统中的培养水，定期清洁消毒鱼缸保持缸内洁净以保证斑马鱼健康生长.
将斑马鱼雌鱼和雄鱼配对产卵以获得用于实验的胚胎，具体操作步骤如下所述. 前一天晚上将斑马鱼雌鱼和雄鱼按照数量比1:1的比例置于装有淡盐水的透明产卵盒中，并用隔板将雌鱼和雄鱼隔开，装有雌雄鱼的产卵盒置于恒温培养箱中方便控制温度和光照，关闭培养箱光照，次日早晨拿开隔板，打开培养箱光照，雌雄斑马鱼开始追逐产卵，产卵结束后收集斑马鱼胚胎置于产卵盒内的淡盐水中，待胚胎稳定后用E3培养基洗涤，清除粪便并吸出未成功受精和死亡的斑马鱼胚胎，排除胚胎因自身健康情况对实验造成的干扰.
-
Cr（Ⅵ）单独暴露组：准确称取重铬酸钾溶解于E3培养基中，并逐级稀释至Cr（Ⅵ）浓度分别0.1、0.6、6.0 mg·L−1作为低、中、高3个浓度组；
微塑料+Cr（Ⅵ）联合暴露组：参考文献，微塑料浓度设置为0.5 mg·L−1[18]，Cr（Ⅵ）浓度分别为0.1、0.6、6.0 mg·L−1，PS微塑料需要助溶剂二甲亚砜（DMSO）以帮助分散，故在每组的暴露溶液中都加入了0.001%（体积分数）的DMSO以控制变量，DMSO在该浓度下对斑马鱼生长无明显影响. 以0.5 mg·L−1微塑料组为微塑料对照组，以只含0.001%DMSO组为溶剂对照组. 暴露溶液的组别和浓度如表1所示.
每个浓度组设置5个平行组，每个平行组采用当日成功受精的健康斑马鱼胚胎15颗. 为了确保受试斑马鱼胚胎的健康，将受精后的斑马鱼胚胎取出繁殖盒后恒温静置2 h，静置结束后挑出死亡或出现蛋白质凝固现象的胚胎弃用.
实验在六孔板中进行，每个孔内注入5 mL暴露溶液，将斑马鱼胚胎随机分配于六孔板内，置于恒温光照培养箱内培养. 在实验周期（7 d）内每天更换暴露溶液. 每天使用光学体式显微镜观察并记录受试斑马鱼胚胎/幼鱼的死亡数、孵化数和畸形，暴露24 h记录斑马鱼胚胎的自主运动次数（1 min）；暴露72 h记录斑马鱼幼鱼的体长与心跳，暴露7 d分析斑马鱼幼鱼的行为学变化. 本研究将个体死亡定义为胚胎发生凝固或心跳停止，将畸形率定义为畸形个体数/生存个体数.
-
于暴露7 d后测试各实验组斑马鱼幼鱼的行为学变化，包括斑马鱼运动实验与光-暗选择实验两个部分，实验装置如图1所示. 已有研究证实，明暗周期性交替的环境会增加斑马鱼幼鱼的运动频率[16]，故采用光-暗周期性变化来促进斑马鱼幼鱼的运动. 在8组暴露体系中每组随机挑选8只幼鱼，将其移至盛有培养基的96孔板内，适应20 min后，将孔板置于下置发光板的遮光盒内，每10 min转换明暗条件，持续40 min，实验总时长1 h. 记录光照条件下10 min时间间隔内斑马鱼幼鱼的运动时长.
将可拆卸96孔板条拆为单独的圆柱形透明小室，用黑色遮光胶带遮住每个圆柱小室的侧边，并用整条黑色遮光胶带将10个小室连接在一起并遮住其底面的一半，保证光线只能从小室底部的一半面积照入，即把每个小室分为光、暗两个部分. 将黑色遮光塑料板裁剪成略宽于小室内径的塑料条，将光、暗两个区域分隔开，并预先在装置中加入培养基. 在8组暴露体系中每组随机挑选10只幼鱼，转移至实验装置中（幼鱼起始时应被置于光照区域）. 前20 分钟使斑马鱼幼鱼适应光照环境，适应结束后取走遮光塑料条，并记录后续10 min内斑马鱼幼鱼进入黑暗区域的频率与在黑暗区域内的停留时长.
-
用SPSS22.0软件进行单因素方差分析检验，评价各个暴露组与对照组之间生物学参数的统计学差异，结果以平均值±标准偏差（SD）表示. 显著差异用星号（*）表示为：*P<0.05，视为有统计学差异，**P<0.01，视为有高显著差异，***P<0.001，视为有极显著差异.
-
球磨前后PS微塑料的SEM图像见图2. 球磨后PS微塑料粒径为1—50 μm，颗粒表面可见更深的凹槽与裂纹，表明球磨后微塑料颗粒具有更大的比表面积. 球磨后PS微塑料IR图谱在
3028 cm−1处特征峰归属为芳香环C—H伸缩振动，2921 cm−1和2852 cm−1特征峰归属于CH2伸缩振动，1603 cm−1和1495 cm−1归属为芳香环特征峰，1453 cm−1为C=C特征峰，1027 cm−1为C—H弯曲振动特征峰，753 cm−1和701 cm−1分别归属为芳香环的C—H弯曲振动和面外弯曲振动特征峰. 该特征峰与Godoy等[19]研究结果相似. -
受试各组斑马鱼胚胎的孵化情况与Cr（Ⅵ）存在明显相关，其中72 h时的孵化率尤其体现了这种差异，故对72 h孵化率进行记录与分析，如图3A所示，溶剂对照组与对照组相比无显著差异，表明所选溶剂符合要求. 与对照组相比，暴露体系中有Cr（Ⅵ）存在时斑马鱼胚胎的72 h孵化率均明显降低，这表明Cr（Ⅵ）会导致斑马鱼胚胎的孵化延迟. 这种孵化延迟现象在已有研究中也有出现[20 − 21]，认为孵化延迟是由于Cr（Ⅵ）引起的发育毒性造成的，而这种发育毒性主要涉及幼体机体炎症与氧化应激两个方面. 与Cr（L）组相比，MP+Cr（L）组斑马鱼胚胎孵化率显著下降，表明MP存在时加强了Cr（Ⅵ）对斑马鱼胚胎的孵化抑制作用，放大低浓度Cr（Ⅵ）对斑马鱼胚胎的孵化延迟效应. 对于含中浓度和高浓度Cr（Ⅵ）的暴露体系，PS微塑料的存在不会造成明显差异，这是由于中浓度和高浓度Cr（Ⅵ）的暴露体系中斑马鱼胚胎已基本无孵化.
各组的144 h累计死亡率如图3B所示，无论体系中是否存在PS微塑料，高浓度Cr（Ⅵ）组的累计死亡率都明显较高，且Cr（Ⅵ）对斑马鱼胚胎的致死毒性存在浓度依赖性. 除此之外，与Cr（L）组和Cr（M）组相比，MP+Cr（L）组与MP+Cr（M）组的累计死亡率更高，而MP+ Cr（H）组的累计死亡率却比Cr（H）组的累死亡率低. 考虑到MP组的累计死亡率与对照组并无明显差异，推测这可能是由于PS微塑料具有较大的比表面积，为Cr（Ⅵ）提供了较多的吸附位点，在吸附了Cr（Ⅵ）之后被斑马鱼摄入，增加了重金属Cr（Ⅵ）的生物可利用度；而在Cr（Ⅵ）浓度过高的情况下，微塑料的吸附位点可能已经饱和，减少斑马鱼对重金属Cr（Ⅵ）的摄入，从而减弱了重金属Cr（Ⅵ）的毒性.
各组斑马鱼幼鱼的体长如图3C所示，各组健康斑马鱼幼鱼的体长并无显著差异，均在
3100 —3300 μm之间. 这一结果说明，本研究中斑马鱼幼鱼的体长指标是相对稳定的，不会显著影响成功孵化的健康斑马鱼幼鱼的体长.综上可知，Cr（Ⅵ）显著延迟斑马鱼胚胎的孵化时间，且可通过造成胚胎无法孵化，降低了斑马鱼胚胎的存活率，但对其体长发育无显著影响. 而PS微塑料可以放大Cr（Ⅵ）的这种发育毒性，且影响程度与Cr（Ⅵ）的浓度呈相关性，即PS微塑料对Cr（Ⅵ）的毒性具有增强效应[19].
-
斑马鱼胚胎24 h自主运动频率易受温度、紫外线、抗生素和重金属等外界因素刺激，常用于表征斑马鱼的早期行为[22]. 各组斑马鱼胚胎在24 h时的自主运动情况（1 min）如图4A所示，Cr（H）与MP+Cr（H）两组的胚胎24 h自主运动显著高于其他各组，由此可以推测，高浓度的Cr（Ⅵ）会作为一种外界刺激促进胚胎的自主运动. 尽管PS微塑料的单独刺激未显著影响胚胎的自主运动，但对于Cr（Ⅵ）低浓度组，PS微塑料的存在提高了Cr（Ⅵ）对胚胎自主运动频率的刺激. PS微塑料作为能够接触到胚胎卵黄膜的颗粒物，可能通过物理接触对胚胎施加额外的刺激[12]，增强Cr（Ⅵ）对24 h自主运动频率的影响. 在中浓度与高浓度组中，PS微塑料没有显示出此种可能存在的毒性增强效应.
各组斑马鱼幼鱼在72 h时的心率（1 min）如图4B所示，与对照组相比，MP组、Cr（L）组和MP+Cr（L）组的心率无显著变化，而Cr（M）组、Cr（H）组、MP+Cr（M）组和MP+Cr（H）组的心率则显著偏高. 其中，Cr（H）组偏高的程度最显著，该组幼鱼的心率也显著高于与之Cr（Ⅵ）浓度相同的MP+Cr（H）组. 这一结果说明Cr（Ⅵ）会威胁斑马鱼幼鱼的心血管健康，使之心率过速. 其中，这一效应在单独暴露于高浓度Cr（H）组中表现得最为明显. 这一结果与死亡率的结果比较相似，这可能是因为PS微塑料吸附重金属Cr（Ⅵ）进入斑马鱼体内后，引发了心脏附近较强烈的氧化应激反应，表现为心率加快，致使心脏附近产生的ROS无法及时清除而产生堆积，从而产生细胞损伤并进一步引发细胞凋亡，导致斑马鱼死亡. 在高浓度的Cr（Ⅵ）组中，微塑料的吸附位点可能已经饱和，减少了斑马鱼对重金属Cr（Ⅵ）的摄入，从而减弱了重金属Cr（Ⅵ）的毒性.
-
实验周期内每日观察的斑马鱼形态，其正常形态图像及畸形形态图像如图5所示，培养3 d后，随着斑马鱼胚胎发育程度升高与破膜游动的个体数逐渐增加，各类畸形个体也逐渐出现. 畸形类型包括发育异常、心包膜水肿、卵黄囊水肿、尾部畸形和身体弯曲等.
心包膜水肿与斑马鱼的内皮血管渗漏相关，常导致斑马鱼的心跳频率异常或心律不齐，而卵黄囊的异常发育可能导致斑马鱼胚胎的营养供应受损. 发育后期常出现多发性水肿，如心包膜水肿伴卵黄囊水肿，多发性水肿常伴随着斑马鱼眼部与鳍的异常发育，且最终常导致畸形个体的死亡. 尾部的螺旋畸形、钩状畸形或弯折畸形则会导致幼鱼游动能力与平衡能力的下降. 尽管对照组存在个别发育异常的偶然个体，畸形个体主要集中在体系中含Cr（Ⅵ）的暴露组中，且在各个浓度组均有分布. 有文献显示Cr（Ⅵ）会导致斑马鱼胚胎出现尾部钩状畸形、身体螺旋扭曲、中段90°弯折、器官缺少与水肿等畸形类型[20]，这说明Cr（Ⅵ）的存在是畸形多发的重要诱因. Cr（Ⅵ）是一种显著的斑马鱼致畸原，主要影响斑马鱼胚胎的骨形成，可造成斑马鱼其他组织的畸形. 而这些发育异常可归因于Cr（Ⅵ）对DNA合成作用的抑制，进而导致对斑马鱼胚胎发育至关重要的基质金属蛋白酶（MMPs）调节失调[20].
整个实验周期内斑马鱼胚胎及幼鱼的累计畸形率如图5内插图所示，Cr（H）组的累计畸形率显著高于其他各组，有研究证明较高浓度的Cr（Ⅵ）会提高斑马鱼脊柱畸形、心包水肿与卵黄囊水肿的发生率，这一结果与本研究相符[20-21]. 该组的高畸形率很大程度上与其低孵化率相关，即高浓度Cr（Ⅵ）导致部分胚胎发育延迟，而发育延迟本身就是发育不良的一种体现，这些胚胎也就更容易发生发育异常畸形. Cr（H）组中的部分胚胎发育严重不良，始终未能破膜游动且畸形程度日益提高，而另一部分胚胎则可能因发育时间的延长而在破膜后出现折尾、尾部弯曲和身体弯曲等畸形现象. 值得注意的是，斑马鱼幼鱼的心率升高也可能与畸形率相关. Cr（H）组的累计畸形率最高，畸形类型也相对较高，其中就包括了相对较高的心包膜水肿畸形率，与斑马鱼内皮血管渗漏相关，心包膜水肿又常会导致斑马鱼的心跳频率异常，而Cr（H）组较高的心率则正是心跳异常的表现.与Cr（H）组一样具有高浓度Cr（Ⅵ）的MP+Cr（H）组相对于无MP存在时畸形率显著下降，可能PS微塑料对斑马鱼胚胎并无明显致畸毒性，反而能够通过降低卵黄膜水相暴露于Cr（Ⅵ）的程度或通过吸附Cr（Ⅵ）来降低Cr（Ⅵ）的致畸毒性[23].
-
本研究挑选身体无畸形、能够自由游动并有积极躲避行为的暴露7 d的健康个体进行实验来观察斑马鱼的行为情况. 斑马鱼幼鱼在10 min内的运动时长如图6A所示，各组的平均运动时长分布在50—100 s之间. 除MP+Cr（H）组外，各组的斑马鱼幼鱼运动时长结果并无显著差异，这说明低中浓度下Cr（Ⅵ）和PS微塑料在运动时长这一指标方面对斑马鱼幼鱼并无明显的行为学毒性影响. 高浓度Cr（Ⅵ）和PS微塑料复合暴露时，对斑马鱼幼鱼的运动时长具有显著抑制作用.
斑马鱼游动进入黑暗区域频率降低、在黑暗区域游动距离与停留时间减少的现象被称为避暗行为，是斑马鱼出现焦虑样行为的表现之一[23]. 10 min内斑马鱼幼鱼进入黑暗区域的频率如图6B所示，各组的斑马鱼幼鱼进入黑暗区域的频率并无显著差异，这说明Cr（Ⅵ）和PS微塑料单一或复合暴露对斑马鱼幼鱼在黑暗区域的进入频率方面对斑马鱼幼鱼并无明显的行为学毒性影响. 但两者暴露或复合暴露显著改变了斑马鱼幼鱼在黑暗区域的停留时长（图6C），在MP组、Cr（L）组、Cr（H）组和MP+Cr（L）组中，斑马鱼幼鱼在黑暗区域的停留时间显著延长，而在MP+Cr（H）组显著下降.
由此可知，当Cr（Ⅵ）单独或与微塑料共存时，将不同程度地改变斑马鱼幼鱼的行为活动，当其浓度升高为6 mg·L−1，并与微塑料共存时，将造成斑马鱼幼鱼出现焦虑样行为. 已有研究表明，重金属Cr（Ⅵ）可诱发斑马鱼幼鱼产生行为学变化，出现焦虑样表现[21]，而微塑料与其共存时，一定程度加重了幼鱼的焦虑样行为，因此，微塑料进入水体环境后，其与重金属对水生生物的联合毒性需引起重视.
-
本实验探究了PS微塑料存在下六价铬对斑马鱼胚胎的发育毒性及对幼鱼的行为学干扰，得到以下主要结论：0.5 mg·L−1PS微塑料存在下增强了Cr（Ⅵ）对斑马鱼胚胎的致死毒性、发育毒性和致畸毒性，这可能是由于PS微塑料具有较多的吸附位点，吸附Cr（Ⅵ）之后在斑马鱼胚胎内富集，从而增加了Cr（Ⅵ）的毒性效应；在行为学方面，PS微塑料和Cr（Ⅵ）联合暴露显著降低了其运动时长并改变其在黑暗区域停留时长，表现出一定的焦虑加重现象. 由此可知，PS微塑料确实能改变以六价铬为例的重金属对水生生物斑马鱼的毒性作用，这一结论说明微塑料这种在海洋和淡水环境中随处可见的颗粒污染物已经成为不可忽视的因素，为Cr（Ⅵ）与微塑料的生物毒性研究提供了科学依据.
聚苯乙烯微塑料和重金属铬对斑马鱼胚胎发育的联合毒性效应
Combined toxic effects of polystyrene microplastics and heavy metal chromium on embryonic development of zebrafish
-
摘要: 六价铬（Cr(Ⅵ)）和塑料制品的大量应用，导致其广泛分布于周围环境中，对生态平衡造成了严重威胁， 但是对二者之间的联合毒性研究相对较少. 本研究采用斑马鱼胚胎作为受试生物，探究聚苯乙烯（PS）微塑料与六价铬共存时，对斑马鱼胚胎发育的干扰作用. 基于相关文献记载的环境微塑料浓度与Cr(Ⅵ)浓度制定了联合毒性实验方案，并对相关的生长发育及行为指标进行了分析，得出以下结论. 在PS微塑料的暴露浓度为0.5 mg·L−1的情况下，PS微塑料对Cr(Ⅵ)的斑马鱼胚胎毒性作用有一定程度的影响. PS微塑料增强了Cr(Ⅵ)对斑马鱼胚胎的致死毒性、发育毒性和致畸毒性，这可能是由于PS微塑料具有较多的吸附位点，吸附Cr(Ⅵ)之后在斑马鱼胚胎内富集，从而增加了Cr(Ⅵ)的毒性效应. PS微塑料和Cr(Ⅵ)联合暴露并未对斑马鱼幼鱼表现出明显的游泳行为干扰. 本研究证明了PS微塑料在水体环境中的存在改变了以铬为例的重金属对水生生物的毒性作用，为评估微塑料与重金属铬共存时的环境风险提供了参考.Abstract: The extensive utilization of hexavalent chromium (Cr(Ⅵ)) and plastic products, combined with the action of natural environment, has resulted in their ubiquitous presence in the surrounding environment, posing a grave risk to ecological equilibrium. However, there is relatively limited research on their combined toxicity. In this study, zebrafish embryos were used as test organisms to investigate the disruptive effects of coexistence between polystyrene (PS) microplastics and Cr(Ⅵ) on zebrafish embryonic development. Based on the concentrations of environmental microplastics and Cr(Ⅵ) reported in relevant literatures, a joint toxicity experiment plan was formulated, and relevant growth, development and behavioral indicators of zebrafish embryos were analyzed. The results showed that 0.5 mg·L−1 of PS microplastics have a certain degree of impact on the toxic effect of Cr(Ⅵ) on zebrafish embryos, enhancing the lethal toxicity, developmental toxicity, and teratogenicity of hexavalent chromium on zebrafish embryos. This might be attributed to the abundant adsorption sites of PS microplastics, which allow the accumulation of Cr(Ⅵ) within zebrafish embryos, thereby amplifying its toxic effects. The combined exposure of zebrafish larvae to PS and Cr(Ⅵ) did not induce noticeable disturbances in their swimming behavior. This study demonstrates that the presence of PS microplastics in aquatic environments alters the toxic effects of heavy metals, such as Cr(Ⅵ), on aquatic organisms, providing insights for assessing the environmental risks associated with coexistence of microplastics and chromium.
-
Key words:
- heavy metals /
- microplastic /
- combined toxicity /
- zebrafish embryos /
- development and behavior.
-
石油为世界上重要的化石能源，在我国开采量相对较低 [1]。为弥补我国石油资源短缺的问题，以煤炭为原料经化学加工生成油品和石油化工产品的煤制油技术受到广泛的关注[2-3]。煤制油技术包括直接液化技术和间接液化的费托合成技术[4]。其中，应用较多的费托合成工艺伴随产生的固废渣蜡主要成分是烷烃和少量烯烃组成的含氧化合物[5-6]，在我国固废管理中属于危险废物，长期堆放易对周围环境带来较大影响，且热值较高易蓄热自燃，会带来较大的环境风险,急需无害化处置[7-8]。若直接对渣蜡以填埋处理，会造成严重的环境污染问题和极大的资源浪费[9-10]。鉴于渣蜡的高热值，对渣蜡的热量回收和资源化利用，不仅会产生经济效益，而且能缓解资源短缺，满足固体废物“资源化、减量化、无害化”的管理要求，符合国家推进的“无废城市”建设理念[11]，具有广阔的应用和发展前景。而渣蜡在燃煤锅炉中掺烧是一种经济可行的回收其热量的处理方式，且掺混能够利用燃料的互补特性，改善掺混后燃料的综合性能[12]。
目前，锅炉掺烧的固体废物主要包括生物质、市政污泥和医疗废弃物等，研究方向包括掺烧比例和燃烧特性等对污染物排放和锅炉效率的影响。RAGO等[13]发现掺烧生物质得到更好的燃烧特性，主要原因是共燃过程中出现协同作用改善混合燃料的燃料特性，增强煤的燃烧。潘升全等[14]对300 MW燃煤机组掺烧生物质实验研究，发现生物质掺烧后的锅炉灰可以利用到建筑行业中。王荔等[15]对生活垃圾焚烧炉中掺烧医疗废弃物进行试验研究，此方式达到应急处置要求，且不会对焚烧炉的温度、炉渣中重金属浸出和烟气排放产生明显影响。LI等[16]发现污泥与煤掺烧后产生的CO、SO2和氮氧化物排放量并没有大幅度增加。HAI等[17]通过循环流化床焚烧炉研究发现，与污泥单独燃烧相比，污泥与煤共燃烧能显著降低二恶英排放。因此，利用锅炉掺烧固体废物减量化程度高，可以实现能量回收，而且不影响焚烧效率和污染物稳定排放，成为固体废物处理的重要方法[18-19]。循环流化床 (CFB) 锅炉具有燃料适应性广、氮氧化物排放低、易于实现灰渣利用等特点[20]。因此，为达到固体废物的合理利用与处置，以及降低燃料成本，配有CFB锅炉的发电机组大都将掺烧作为主流燃烧方式[21-22]。而入炉燃料的品质会直接影响CFB锅炉炉膛内床料的品质，及时分析掺烧燃料对CFB锅炉运行的燃烧效率及污染物排放尤为重要[23-25]。
然而，如今尚无相关数据对CFB锅炉掺烧渣蜡的锅炉效率和产生的粉煤灰与炉渣中特征污染物的质量分数进行研究分析。因此，本研究以国家能源集团某公司的4×106 t.a−1煤制油项目及CFB锅炉为例，对其焚烧燃料煤和掺烧燃料的2种运行工况进行对比分析，研究不同工况下锅炉运行效率和粉煤灰与炉渣中污染物质量分数的影响，评估CFB锅炉掺烧渣蜡的可行性和安全性，以期为渣蜡的资源化利用和CFB锅炉掺烧渣蜡运行提供参考和依据。
1. 材料与方法
1.1 掺烧工艺概况
CFB锅炉燃煤是一种洁净煤燃烧技术[26]。国内目前采用CFB锅炉掺烧固体废物已经成为一种趋势[27]。CFB锅炉所需燃料自燃料库经皮带输送至炉前煤仓，后经称重式皮带给煤机计量后送入炉前落煤管，通过增压的播煤风送入锅炉炉膛，CFB锅炉运行由分散控制系统 (DCS) 控制。CFB锅炉的掺烧工艺流程见图1。
渣蜡是煤制油过程中费托合成工艺反应器过滤系统产生的固体废物。本研究将通过预过滤器、过滤器和稳定过滤器分别排出的一级渣蜡、二级渣蜡和稳定渣蜡按3∶1∶1进行破碎混合，得到混合渣蜡。再将混合渣蜡与已破碎的燃料煤按1∶1比例通过装载机进行掺配均匀，后将掺配均匀的燃料撒入紧急下料口内，与同时撒入下料口燃料煤共同通过皮带送CFB锅炉炉前煤仓，燃料煤与渣蜡按30∶1比例均匀制备掺烧燃料，经称重式皮带给煤机送入炉膛焚烧。
1.2 样品采集及分析
本研究分别对空白工况 (燃料仅为燃料煤) 和掺烧工况 (燃料为燃料煤和渣蜡混合得掺烧燃料) 的粉煤灰和炉渣进行采样分析，采样标准参考《工业固体废物采样制样技术规范》 (HJ/T 20-1998) [28]和《危险废物鉴别技术规范》 (HJ 298-2019) [29]，炉渣的采样位置为炉膛下部的排渣口，粉煤灰的采样位置为电袋除尘装置后的粉煤灰库。同时对入炉燃料煤、3种渣蜡、掺烧燃料分别进行样品采集，其中掺烧燃料取样为混合均匀后的样品，现场取样照片如图2所示。以上每个样品采集2 000 g左右，炉渣和粉煤灰样品各取3次样品，燃料煤、各种渣蜡和掺烧燃料各取2次样品。对各样品进行灰分、热值、热灼减率、二恶英和重金属含量等指标进行检测，得到原料组分特性和灰渣特征污染物定量分析数据，以此判断掺烧渣蜡对CFB锅炉运行和灰渣特征污染物的影响。本研究所测算数据均为以上指标检测值的平均值。
2. 结果与讨论
2.1 燃料组分分析
本次CFB锅炉掺烧试验燃料为燃料煤和掺烧燃料2种，其中掺烧燃料中含有燃料煤、一级渣蜡、二级渣蜡和稳定渣蜡。燃料组分的工业分析、元素分析、热值及氟元素和氯元素含量分析表1。
表 1 燃料组分的基本特性Table 1. Basic characteristics of fuel components样品名称 工业分析/% 元素分析/% 热值/(kJ·kg−1) 水分 灰分 挥发分 固定碳 C H O N S F Cl 燃料煤 17.107±0 24.627±1.22 20.067±0.41 38.237±0.81 49.917±0.91 2.517±0.05 8.567±0.27 0.577±0.02 0.737±0.01 0.167±0.01 0.017±0 1.68×104±10 一级渣蜡 0.27±0.11 40.86±3.58 48.29±2.24 10.58±1.77 40.23±2.03 7.49±0.39 7.80±0.39 0.05±0.02 0.05±0.01 0.14±0.02 <0.05±0 2.03×104±1 049 二级渣蜡 0.43±0.04 42.33±1.18 38.59±0.24 18.65±0.91 39.53±6.13 7.63±1.28 7.51±0.69 0.06±0.04 0.28±0.05 0.23±0.03 <0.05±0 1.92×104±2 879 稳定渣蜡 0.73±0.53 40.59±2.73 37.56±3.08 21.12±2.84 35.27±12.22 7.31±2.82 6.29±0.72 0.12±0.11 0.49±0.13 0.33±0.02 <0.05±0 1.49×104±5 660 掺烧燃料 14.36±0.45 28.15±0.29 29.20±2.47 28.42±2.71 42.43±0.63 3.67±0.11 15.30±0.21 0.50±0.01 0.56±0.02 0.16±0.01 0.01±0 1.90×104±334 | Show Table
DownLoad:
CSV
由表1可知，燃料煤和渣蜡的水分、灰分和热值等差异较明显，而3种渣蜡之间的元素含量、水分和灰分等差异不大。其中，渣蜡的水分、碳元素和硫元素含量明显低于燃料煤，但热值高于燃料煤。渣蜡中的挥发分含量高 (>30%) ，使掺烧燃料的挥发分含量达到中等水平，在进入锅炉后更利于着火，提高着火性能[30]。虽然掺烧燃料中渣蜡占比较小，但在煤与渣蜡配料的充分混合过程中，燃料煤的部分水分挥发，导致燃料体系中的水分降低，掺烧燃料的发热量也会升高，使得煤与渣蜡混合后的燃料热值较高。
燃料煤、渣蜡、掺烧燃料中的重金属含量见表2，燃料煤中各重金属元素含量与渣蜡相比差异明显。燃料煤中铅、铬、锡、镍、锰、铜、锌、银、硒的含量低于渣蜡中含量，而钴、钒、钡在燃料煤中含量高于渣蜡；燃料煤和渣蜡中汞、砷、铍、锑含量无明显差异。掺烧燃料中锰和铜含量是燃料煤的3~6倍，主要原因是一级渣蜡和二级渣蜡中的锰和铜含量远高于燃料煤中的含量，其他重金属含量相差无异。
表 2 燃料中重金属含量Table 2. Heavy metal contents in the fuelmg·kg−1 样品名称 锑 钴 钒 镍 锰 铜 锌 钡 银 燃料煤 0.45±0.02 41.25±25.23 32.50±2.04 9.5070.40 157.00±50.21. 12.50±1.22 23.00±1.63 582.50±20.21 ＜0.10±0 一级渣蜡 0.89±0.11 4.47±0.45 3.20±0.37 54.97±4.01 1.34×104±715 2.95×103±237.63 39.03±3.61 16.23±1.07 1.90±0.19 二级渣蜡 0.44±0.10 2.30±0.72 11.83±2.17 18.50±7.39 1.02×104±1872 1.26×103±214.11 37.83±4.91 161.00±29.72 1.10±0.39 稳定渣蜡 0.09±0.04 3.40±0.31 18.97±4.52 18.57±10.11 735.30±468 64.20±53.82 45.8±1.85 307.33±86.05 0.93±0.53 掺烧燃料 0.46±0.04 10.73±0.54 49.60±1.22 16.20±0.88 470.66±16 61.00±2.25 41.63±0.51 910.33±34.65 0.70±0.12 样品名称 汞 铊 镉 铅 砷 铬 铍 锡 硒 燃料煤 0.03±0.01 <0.40±0 / 9.00±1.63 2.00±0 29.50±2.04 0.84±0.01 3.46±0.03 — 一级渣蜡 0.02±0.01 <0.60±0 <0.30±0 14.07±0.60 10.31±0.57 91.63±3.08 0.07±0. 10.13±0.35 9.42±0.92 二级渣蜡 0.09±0.01 <0.60±0 <0.30±0 14.47±1.03 5.67±0.91 50.00±21.85 0.86±0.18 6.33±0.84 6.97±0.74 稳定渣蜡 0.03±0.01 <0.60±0 <0.30±0 12.83±1.15 1.68±0.38 55.17±22.88 1.64±0.49 5.33±2.09 <0.01±0 掺烧燃料 0.03±0.01 0.20±0 0.01±0 11.96±1.13 2.24±0.25 31.00±1.41 1.22±0.02 2.36±0.33 0.56±0.04 | Show TableDownLoad:
CSV
2.2 掺烧对CFB锅炉运行影响
实验期间CFB锅炉运行时的DCS数据如图3所示，整个试验过程中CFB锅炉运行负荷为80.9%~96.8%。根据称重式给煤机称重数据统计入炉燃料数量，在2种工况下，入炉燃料的投加量基本保持一致。根据DCS数据发现空白工况期间锅炉负荷为86.2%~89.6%，掺烧工况期间锅炉负荷为85.4%~94.3%，在掺烧前期 (0~5 h) 锅炉负荷有个明显升高的过程，之后测试期间锅炉工况较为稳定，未发生较大波动，稳定后的掺烧工况锅炉负荷要高于空白工况。分析可知，在掺烧工况下掺烧燃料的热值较高，且掺烧燃料在掺配过程中多次将物料翻抛混合，制备的燃料颗粒度降低，入炉燃烧较燃料煤更加充分。
CFB锅炉的温度检测主要包括前墙床温度、后墙床温度、密相区温度、稀相区温度、炉膛出口温度，各区域温度均设置多个测点。分析表3中CFB锅炉炉膛中各区域监测点的平均温度数据结果，得到掺烧工况各区域温度平均值较空白工况的温度平均值都高，掺烧工况较空白工况炉膛出口温度在运行初期有明显的升温过程。炉膛出口温度变化曲线详见图4，可以发现，随掺烧实验开展，掺烧工况下锅炉炉膛出口温度整体处于上升趋势，最后稳定在875 ℃以上，但空白工况温度未出现明显上升，最高温度在860 ℃左右。这说明，掺烧燃料在CFB锅炉运行中产生的热量高于燃料煤，从而印证掺烧工况锅炉负荷高于空白工况。
表 3 采样期间锅炉各区域平均温度Table 3. The average temperature of each area of the boiler during the sampling℃ 工况 前墙床温 后墙床温 密相区温度 空白工况 897.29±1.9 891.33±2.0 874.74±1.5 掺烧工况 905.92±1.5 901.65±1.8 884.11±1.2 工况 稀相区温度 炉膛出口温度 空白工况 844.33±1.8 867.02±2.1 掺烧工况 851.59±2.0 873.86±1.9 | Show TableDownLoad:
CSV
2.3 CFB锅炉掺烧对灰渣中特征污染物的影响
为了确定掺烧对CFB锅炉运行产生粉煤灰和炉渣特征污染物的影响，选择空白和掺烧2种运行工况下，对采集的粉煤灰和炉渣样品中二恶英、重金属、有机质、热灼减率等指标进行检测，进而分析CFB锅炉掺烧渣蜡后灰渣中的特征污染物质量分数变化情况。
1) 掺烧对一般指标的影响。掺烧前后粉煤灰和炉渣样品中氟元素、硫元素、有机质、水分及热灼减率检测结果见表4所示。 对比CFB锅炉空白和掺烧2种运行工况，粉煤灰和炉渣中除硫外其他指标变化较小。
表 4 粉煤灰和炉渣的各项指标Table 4. Indicators of fly ash and slag样品名称 工况 氟/ (g·kg−1) 硫/% 有机质/% 水分/% 热灼减率/% 粉煤灰 空白工况 0.40±0 0.94±0.03 1.78±0.51 21.2±0.90 1.31±0.41 掺烧工况 0.32±0.02 1.09±0.04 2.19±0.15 27.5±1.80 1.82±0.02 炉渣 空白工况 0.17±0.01 0.10±0.01 0.35±0.11 0.30±0.08 0.26±0 掺烧工况 0.15±0.01 1.43±0.11 0.48±0.09 0.15±0.04 0.29±0.34 | Show TableDownLoad:
CSV
2) 掺烧对二恶英类质量分数和毒性当量的影响。在空白工况下粉煤灰与炉渣中二恶英单体只有OCDD被检测出。掺烧渣蜡后粉煤灰中新增了1,2,3,4,6,7,8-HCDF和OCDF单体可检出，检出的1,2,3,4,6,7,8-HCDF单体质量分数为6.6 ng·kg−1，OCDF单体质量分数为12 ng·kg−1。掺烧渣蜡后炉渣中新增了1,2,3,4,6,7,8-HCDF单体可检出，检出的1,2,3,4,6,7,8-HCDF单体质量分数为0.69 ng·kg−1。对2种工况下二恶英毒性当量进行计算 (单体质量分数未检出时，以检测限的0.5倍计) ，在空白工况下，粉煤灰和炉渣的二恶英毒性当量分别为6.0和0.61 ng TEQ·kg−1，在掺烧工况下，粉煤灰和炉渣的二恶英毒性当量分别为6.1和0.61 ng TEQ·kg−1，均远低于《危险废物鉴别标准 毒性物质含量鉴别》 (GB/T 5085.6-2007)[31]中规定的二恶英类质量分数限值：15 µg TEQ·kg−1和《生活垃圾填埋场污染控制标准》 (GB 16889-2008) [32]中规定的二恶英类质量分数限值：3 µg TEQ·kg−1。以上结果说明，按照30∶1的比例掺烧渣蜡对于粉煤灰中可检出的二恶英同系物的质量分数和二恶英类的毒性当量稍有增加，但远低于固体废物危废鉴别标准限值，增加的环境风险可控制，炉渣中二恶英类的毒性当量没有变化。粉煤灰与炉渣中二恶英类质量分数均主要由OCDD主导。
CFB锅炉运行中二恶英的组成特征主要受炉温度、氧含量和含氯情况的影响[33-35]。而混合渣蜡后氯元素含量较燃料煤并未发生明显变化。而且CFB锅炉的运行负荷较高，各相区域的温度平均值也在850 ℃以上，烟气停留时间大于2 s，满足二恶英高温分解的工艺要求。本实验产生的粉煤灰中二恶英类毒性当量远低于城市生活垃圾焚烧产生粉煤灰中二恶英类毒性当量 (0.78~2.86 ng TEQ·g−1) [36]和干季条件下市政污泥与垃圾协同焚烧产生飞灰的二恶英类毒性当量 (12.2~17.6 ng TEQ·g−1) [37]。
3) 掺烧对重金属含量的影响。不同重金属化学性质及在煤中存在形式不同，导致它们在燃烧中的行为也有所不同[38]。如铜在焚烧过程易形成不易挥发的氧化物，而焚烧过程温度低于铜单质和氧化物的沸点，所以灰渣中铜在焚烧时很难挥发；而汞的沸点为356 ℃，属于低沸点金属，具有较高蒸气压，难以与矿物结合形成稳定的化合物，极易在高温下变为气态，挥发性较高[39]。
在2种工况下，CFB锅炉产生的粉煤灰和炉渣中重金属迁移情况，如图5所示，炉渣中的钒和锰重金属质量分数高于粉煤灰，其他重金属质量分数差异不大。其可能原因是，钒和锰元素不易挥发，导致其主要富集在炉渣中，部分迁移到粉煤灰中。通过空白和掺烧2种工况的对比，发现掺烧工况下粉煤灰中的铬、锰和铜重金属质量分数稍高于空白工况，分别为空白工况的1.43倍、2.75倍和3.01倍，而炉渣中的铬、锰和铜重金属质量分数也高于空白工况，分别为空白工况的1.71倍、2.16倍和3.89倍，其他类别的重金属含量未发现明显差异。结合渣蜡中重金属含量和掺烧燃料特性分析，其可能原因是受渣蜡原料中的重金属含量影响，导致掺烧后铬、锰和铜重金属质量分数明显高于空白工况。总体上，掺烧渣蜡对CFB锅炉产生的粉煤灰和炉渣的重金属含量会有部分影响，但整体影响可控，且掺烧工况下的重金属质量分数与空白工况差异较小，部分重金属甚至出现下降趋势。这与闫大海等[40]研究水泥窑共处置固体废物过程中重金属分配结果一致，大部分重金属在不同相的分配，分配率在掺烧前后基本不受影响。
3. 结论
1) 燃料煤经过与渣蜡混合后，掺烧燃料的挥发分、固定碳、水分含量和热值等基本组分特性均发生明显变化，热值得到明显增加，而且锰和铜等部分重金属含量受渣量影响也较为显著，含量是燃料煤的3~6倍。
2) 掺烧渣蜡后，CFB锅炉运行负荷最大值从89.6%提高到94.3%，CFB锅炉各区域温度也随之升高，掺烧中各区域平均温度均高于空白工况，掺烧工况稳定后温度波动不明显。
3) CFB锅炉掺烧渣蜡前后产生的粉煤灰和炉渣中有机质和热灼减率无明显差异，掺烧渣蜡后产生的粉煤灰和炉渣中二恶英类质量分数相较CFB锅炉掺烧其他类别较低，但不易挥发的铬、锰和铜重金属质量分数要高于空白工况。
-
图 1 斑马鱼幼鱼行为学毒性评估实验装置
Figure 1. Diagram of experimental setup for behavioral toxicity assessment of zebrafish larval
图 2 PS微塑料IR分析结果（内插图：SEM图像）
Figure 2. IR analysis result of PS microplastics （Interpolated map: SEM images）
图 3 斑马鱼胚胎孵化率（72 h）（A）；斑马鱼幼鱼累计死亡率（144 h）（B）和体长（C）
Figure 3. Zebrafish embryo incubation rate （72 h） （A）; Cumulative mortality （B） and body length （C） of zebrafish larval （144 h）.
图 4 斑马鱼胚胎24 h自主运动（1 min）（A）；斑马鱼幼鱼心率（1 min）（B）；
Figure 4. The autonomic movement of zebrafish embryo （1 min） （A）; The heart rate of zebrafish larval （1 min） （B）.
图 5 斑马鱼胚胎及幼鱼正常/畸形形态图像（内插图：斑马鱼幼鱼累计畸形率）
Figure 5. Zebrafish embryo and juvenile normal/deformity image, （Interpolated map: Cumulative deformed rate of zebrafish larval）
图 6 10 min内斑马鱼幼鱼运动时长（A）；10 min内斑马鱼幼鱼进入黑暗区域的频率（B）与时长（C）
Figure 6. Sports time for zebrafish young fish （10 min） （A）; The frequency （B） and time （C） of zebrafish young fish enter the dark area
表 1 Cr（Ⅵ）单独暴露和Cr（Ⅵ）与微塑料联合暴露组别及浓度
Table 1. Groups and concentration of Cr（Ⅵ） single exposure and Cr（Ⅵ） combined exposure with microplastics
序号Serial number 组别Group DMSO/% MP浓度/（mg·L−1）MP concentration Cr（Ⅵ）浓度/（mg·L−1）Cr（Ⅵ） concentration 1 Control 0 0 0 2 Solvent control 0.001 0 0 3 MP 0.001 0.5 0 4 Cr（L） 0.001 0 0.1 5 Cr（M） 0.001 0 0.6 6 Cr（H） 0.001 0 6 7 MP+Cr（L） 0.001 0.5 0.1 8 MP+Cr（M） 0.001 0.5 0.6 9 MP+Cr（H） 0.001 0.5 6
下载: 导出CSV
-
[1] VAREDA J P, VALENTE A J M, DURÃES L. Assessment of heavy metal pollution from anthropogenic activities and remediation strategies: A review[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 246: 101-118. doi: 10.1016/j.jenvman.2019.05.126 [2] VUTUKURU S S. Acute effects of hexavalent chromium on survival, oxygen consumption, hematological parameters and some biochemical profiles of the Indian major carp, Labeo rohita[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2005, 2(3/4): 456-462. [3] XU S, MA J, JI R, et al. Microplastics in aquatic environments: Occurrence, accumulation, and biological effects[J]. Science of the Total Environment, 2020, 703: 134699. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.134699 [4] ZHENG Y F, LI J X, CAO W, et al. Distribution characteristics of microplastics in the seawater and sediment: A case study in Jiaozhou Bay, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 674: 27-35. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.04.008 [5] ZHU X, HUANG W, FANG M Z, et al. Airborne microplastic concentrations in five megacities of northern and southeast China[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 55(19): 12871-12881. [6] LIU M T, LU S B, SONG Y, et al. Microplastic and mesoplastic pollution in farmland soils in suburbs of Shanghai, China[J]. Environmental Pollution, 2018, 242: 855-862. doi: 10.1016/j.envpol.2018.07.051 [7] ZHANG W W, ZHANG S F, WANG J Y, et al. Microplastic pollution in the surface waters of the Bohai Sea, China[J]. Environmental Pollution, 2017, 231: 541-548. doi: 10.1016/j.envpol.2017.08.058 [8] ZHU L, BAI H Y, CHEN B J, et al. Microplastic pollution in North Yellow Sea, China: Observations on occurrence, distribution and identification[J]. Science of the Total Environment, 2018, 636: 20-29. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.04.182 [9] ZHAO S Y, ZHU L X, LI D J. Microplastic in three urban estuaries, China[J]. Environmental Pollution, 2015, 206: 597-604. doi: 10.1016/j.envpol.2015.08.027 [10] SU L, XUE Y G, LI L Y, et al. Microplastics in Taihu Lake, China[J]. Environmental Pollution, 2016, 216: 711-719. doi: 10.1016/j.envpol.2016.06.036 [11] CHEN G L, FENG Q Y, WANG J. Mini-review of microplastics in the atmosphere and their risks to humans[J]. Science of the Total Environment, 2020, 703: 135504. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.135504 [12] WONG J K H, LEE K K, TANG K H D, et al. Microplastics in the freshwater and terrestrial environments: Prevalence, fates, impacts and sustainable solutions[J]. Science of the Total Environment, 2020, 719: 137512. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.137512 [13] ESMAEILBEIGI M, KAZEMI A, GHOLIZADEH M, et al. Microplastics and heavy metals contamination in Atropus atropos and associated health risk assessment in the northwest of the Persian Gulf, Iran[J]. Regional Studies in Marine Science, 2023, 57: 102750. doi: 10.1016/j.rsma.2022.102750 [14] 廖苑辰, 王倩, 蒋小峰, 等. 聚苯乙烯微塑料和重金属镉对蚯蚓的联合毒性效应[J]. 生态毒理学报, 2022, 17(2): 216-226. LIAO Y C, WANG Q, JIANG X F, et al. Combined toxic effects of polystyrene microplastics and cadmium on earthworms[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2022, 17(2): 216-226 (in Chinese).
[15] 石岩松, 王婧, 崔文杰, 等. 不同形态微塑料和汞对斑马鱼胚胎发育毒性联合作用研究[J]. 中国环境科学, 2023, 43(4): 1978-1984. SHI Y S, WANG J, CUI W J, et al. The combined development toxicity of microplastics with different shapes and mercury on Zebrafish embryos[J]. China Environmental Science, 2023, 43(4): 1978-1984 (in Chinese).
[16] SANTOS D, LUZIO A, FÉLIX L, et al. Microplastics and copper induce apoptosis, alter neurocircuits, and cause behavioral changes in zebrafish (Danio rerio) brain[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2022, 242: 113926. doi: 10.1016/j.ecoenv.2022.113926 [17] WANG H D, WANG Y Q, WANG Q N, et al. The combined toxic effects of polyvinyl chloride microplastics and di(2-ethylhexyl) phthalate on the juvenile zebrafish (Danio rerio)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 440: 129711. doi: 10.1016/j.jhazmat.2022.129711 [18] PRATA J C, Da COSTA J P, LOPES I, et al. A One Health perspective of the impacts of microplastics on animal, human and environmental health[J]. Science of the Total Environment, 2021, 777: 146094. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.146094 [19] GODOY V, BLÁZQUEZ G, CALERO M, et al. The potential of microplastics as carriers of metals[J]. Environmental Pollution, 2019, 255: 113363. doi: 10.1016/j.envpol.2019.113363 [20] SÁNCHEZ-OLIVARES M A, GAYTÁN-OYARZUN J C, MARTÍNEZ A J, et al. Toxicity and teratogenicity in zebrafish Danio rerio embryos exposed to chromium[J]. Latin American Journal of Aquatic Research, 2021, 49(2): 289-298. doi: 10.3856/vol49-issue2-fulltext-2561 [21] XU Y W, WANG L, ZHU J, et al. Chromium induced neurotoxicity by altering metabolism in zebrafish larvae[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 228: 112983. doi: 10.1016/j.ecoenv.2021.112983 [22] 罗紫蝶, 郭少娟, 曾晨, 等. 镉暴露对斑马鱼胚胎发育的毒性效应研究[J]. 环境科学研究, 2022, 35(5): 1315-1322. LUO Z D, GUO S J, ZENG C, et al. Toxic effects of cadmium exposure on zebrafish embryo development[J]. Research of Environmental Sciences, 2022, 35(5): 1315-1322 (in Chinese).
[23] SARASAMMA S, AUDIRA G, JUNIARDI S, et al. Evaluation of the effects of carbon 60 nanoparticle exposure to adult zebrafish: A behavioral and biochemical approach to elucidate the mechanism of toxicity[J]. International Journal of Molecular Sciences, 2018, 19(12): 3853. doi: 10.3390/ijms19123853 -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 1329
- HTML全文浏览数: 1329
- PDF下载数: 37
- 施引文献: 0
