1 引言
1.1 塑料对当代人类社会生活和生产的意义
传统塑料种类繁多，常见有聚乙烯（Polyethylene，PE）、聚丙烯（Polypropylene，PP）、聚氯乙烯（Polyvinyl chloride，PVC）、聚苯乙烯（Polystyrene，PS）、聚氨酯（Polyurethane，PUR）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（Polyethylene terephthalate，PET），因性质各异而应用领域宽泛。按用途可分为纤维类和非纤维类，两者在应用领域和生产工艺上存在显著差异。2019年，非纤维类的塑料产量占比排名前三的分别是PE（28%）、PP（19%）和PVC（13%），PET、PS和PUR占比均不超过10%[5] （图1b）；聚酯纤维占据了纤维塑料总产量的70%，PET贡献突出[6]。约42%的非纤维塑料被用于包装，是第一大塑料消费领域，PE、PP和PET是主流原料。PET材料具有轻量、透明、耐冲击、耐化学腐蚀等优势，能够有效保护液体产品的质量和提高安全性[7-8]，从而备受青睐。建筑和施工行业是第二大的消费领域，消耗所产PVC总量的69%，占非纤维塑料的19%[9]（表1）。PVC材料制成的管道因抗腐蚀性强、安装便捷、使用寿命长，成为建筑领域供水和排水系统的首选材料[10]。
表1 根据2002—2014年欧洲、美国、中国和印度的数据计算得出的按类型和工业使用部门划分的塑料产量份额[6]Table 1 Share of plastic production by type and industrial use sector, calculated from data for Europe, the United States, China, and India covering the period 2002—2014[6] |
| Total | Other | PUR | PET | PVC | PS | PP | HDPE | LDPE,LLDPE | Market sector |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| 6.70% | 1.40% | 1.60% | 0.00% | 0.30% | 0.00% | 2.60% | 0.80% | 0.10% | Transportation |
| 44.80% | 0.10% | 0.20% | 10.10% | 0.90% | 2.30% | 8.20% | 9.30% | 13.50% | Packaging |
| 18.80% | 0.50% | 2.40% | 0.00% | 8.10% | 2.20% | 1.20% | 3.30% | 1.10% | Building |
| 3.80% | 1.00% | 0.40% | 0.00% | 0.40% | 0.60% | 0.90% | 0.20% | 0.50% | Electronic |
| 11.90% | 0.20% | 1.00% | 0.00% | 0.60% | 1.80% | 3.80% | 1.70% | 2.90% | Consumer products |
| 0.80% | 0.00% | 0.30% | 0.00% | 0.00% | 0.00% | 0.20% | 0.10% | 0.20% | Industrial machinery |
| 13.20% | 1.70% | 2.50% | 0.00% | 1.40% | 0.70% | 4.20% | 0.90% | 1.70% | Other |
| 100.00% | 4.90% | 8.20% | 10.20% | 11.80% | 7.60% | 21.00% | 16.30% | 20.00% | Total |
涉塑产业对全球经济具有显著的推动作用。塑料生产和加工企业提供了大量就业机会，从原材料生产到产品制造，再到回收处理，涉及多个环节和行业。且塑料制品成本低廉、性能优越，广泛应用于各类产品中，拉动了生产需求，提升了生产效率，降低了制造成本。由于塑料广泛的应用领域和巨大的经济效应，在现代工业和日常生活中已不可或缺。
1.2 传统难降解塑料在应用过程中的生态环境风险
1.3 新兴可降解塑料生产、应用现状及潜在风险
BPs主要原材料有木质素、纤维素、淀粉和生物乙醇等，属于可再生资源，减少了对石油资源的依赖，继而又推动资源循环和可持续利用。BPs主要类型包括生物基的聚乳酸（Polylactic acid，PLA）、聚羟基烷酸酯（Polyhydroxyalkanoate，PHA）和淀粉混合物，以及石油基的聚（丁二酸-对苯二甲酸）酯（Polybutylene adipate terephthalate，PBAT）、聚己内酯（Polycaprolactone，PCL）和聚（丁二酸）酯（Polybutylene succinate，PBS）[5]。其中PLA、PHA、淀粉混合物等在内的BPs占2023年度全球生物基塑料产量的53.8%（约114万吨）[23]（图2）。BPs在多个关键领域得到了广泛应用。在食品包装领域，BPs可被制成吸管、一次性餐具、纸杯等。在农业生产中，BPs主要应用包括地膜、堆肥袋、农药的缓释载体等。在医用材料及器械领域，BPs（如PLA）因优良的生物相容性被广泛用于生产手术缝合线、人造骨、人造皮肤、医用支架、骨科针、支架、伤口敷料等，推动了医疗技术的进步，提升治疗过程安全性。预计到2028年，全球BPs产量将达到约461万吨[24]。
2020年，国家发改委、生态环境部《关于进一步加强塑料污染治理的意见》发布，进一步禁止、限制塑料制品的生产、销售和使用，推广可降解塑料袋等替代产品，可降解材料迎来发展新机遇。近年来，《“十四五”工业绿色发展规划》《“十四五”原材料工业发展规划》《加快非粮生物基材料创新发展三年行动方案》等政策频出，大力支持生物降解材料高质量发展。至2027年中国的可降解材料产业规模预计将达到324.1亿元，同比增长19.5%[25]。
然而学界至今对BPs是否真正的绿色、环保和安全还存在一定争议。随着BPs的使用日益频繁，其降解产生的可生物降解微塑料（Biodegradable microplastics，BMPs）和释放的低聚物（oligomer）引发的潜在风险日益严峻[19]。被排放至自然环境中的BPs并不是按预期设计的被快速降解。如水环境生态系统中的BPs可能不会在短时间内完全降解，反而可能产生比石油基塑料更多的BMPs，潜在危害也可能随之增加[26]。此外，部分BMPs甚至可能作为碳源来干扰某些微生物群落正常代谢活动，扰乱生态平衡[23]。由此可见，简单大规模推广使用BPs并不能完全消除传统塑料污染，特别是BMPs带来的生态环境及健康风险。然而至今对废弃BPs及衍生的BMPs的潜在危害研究还处于起步阶段，尤其是他们于环境中的迁移转化行为和潜在生态、健康效应。相比传统难降解塑料，BPs具有更强的可降解特性在一定程度上更易分解成BMPs，但是迄今还鲜有对不同环境介质中BMPs时空分布规律，也少有对不同动植物体内BMPs赋存含量的深度解析。这些疑问严重阻碍了对BPs及其衍生物BMPs的危害识别和防治措施的研制。
BPs作为传统塑料的替代物因政策支持力度不断加大，且在生产和应用方面取得了一定的进展，但其导致的环境健康风险仍需进一步研究和解决，以确保实现其在实际应用中真正环保和可持续发展的目标。因此本综述将深入探讨BPs潜在环境健康风险，特别是BMPs的分析方法及其在环境中的赋存情况，分析其暴露途径与潜在健康效应，并展望BPs的未来应用趋势与挑战，为推广应用BPs及风险防化提供理论和技术支撑。
2 可降解塑料分析方法和环境赋存
BPs在环境中可以被细菌、真菌和藻类等降解为水、二氧化碳、甲烷和矿化无机盐等物质，但是该过程受温度、湿度等环境条件和微生物活力的影响，不适宜的环境条件会极大地抑制BPs的降解效率，从而延长其在自然环境中的生命周期[27]。自然环境中的BPs会导致BMPs的产生，又因BPs 的降解效率更容易被影响，相同时间范围BPs产生BMPs可能比难降解塑料产生的MPs 更多[28]。因此，BMPs 的环境赋存和生态风险都值得进一步关注。研究BMPs的环境行为需要可靠的检测分析方法，目前对于 BMPs 的分离、表征通常沿用传统MPs的分析方法，其中一些适用于难降解塑料的强烈化学反应可能会破坏 BPs 结构，影响BPs的表征结论，故而需要在提取效率和塑料损伤之间取得平衡[29]。本节主要介绍BMPs的常用分析方法、与传统 MPs 的异同，以及BPs的环境赋存。
2.1 BMPs分析方法
2.1.1 样品制备方法
对于成分较简单的环境样品，可以直接使用视觉分选、过滤、筛分等物理方法分离 MPs，但此类方法耗时长，不易区分MPs与其他材料，对颗粒大小也有一定要求，同时存在滤膜污染等问题，可能导致假阳性或假阴性结果[31-32]。目前常用的样品制备技术是密度分离法结合有机消化法[33]，可去除沉积物和生物组织等复杂样品中无机和有机基质成分。有机消化法所用的试剂种类包括酸、碱、氧化剂和酶。HNO3 对有机物的破坏率达到94%~98%，但是 Avio 等[34]发现其会导致部分聚合物溶解；Foekema 等[35]观察到加入 10 mol/L KOH 溶液，有机物在 2~3 周后才被完全破坏，而且大多数聚合物对 KOH 具有抵抗力；H2O2 是一种有效的氧化剂，使用 30%H2O2 消化 7 d后能够提取 70%的MPs[36]；酶可以用于去除有机物和部分生物组织，且反应条件比较温和，Cole 等[37]应用蛋白酶 K降解了 97%的有机物质，但是成本较高。密度分离法的原理是塑料密度（0.8~1.6 g·cm-3）远低于沉积物（2.7 g·cm-3）的密度，用于分离 MPs 与未被消解破坏的无机物质，操作方法是将高浓度或饱和盐溶液与样品以适当的体积比混合，并在合适的时间间隔内分离出含 MPs 的上清液[38]。因MPs 的密度受到添加剂浓度、聚合物类型、被吸附物质等的影响，密度分离法盐溶液的选择需要与之匹配。美国国家海洋和大气管理局推荐选取NaCl 溶液（1.2 g·cm-3）为浮选液[39]，由于经济可靠得到了广泛使用，但是不适用于 PVC 和 PET 等高聚合物。为了克服这一限制，高密度盐如 NaI（1.8 g·cm-3）已经被测试和使用，此外还有 ZnCl2、ZnBr2、NaBr、96%乙醇、菜籽油等可以较好分离某些聚合物[40]。除密度分离方法，场流分离法（如非对称场流分离（AF4））、水动力色谱法（如高温凝胶渗透色谱（HT-GPC））、尺寸排除色谱法（SEC）、静电分离法、磁提取法等，均可实现 MPs 的高效分离[33]。
目前针对BMPs开发的分离纯化方法较少，大多数研究引入了物理筛选法、有机消化法和密度分离法等，但是BPs的物理化学性质与传统塑料有一定差异，需要在消化效率与塑料损伤、实验时间和实验成本之间取得平衡，对相关样品制备方法进行优化（表2）。Yu 等[29]采用多标准决策（MCDM）方法对5种水生物种BMPs的提取方案进行综合评估和优化，选择酶解时间、酶解效率、质量损失、成本、聚合物完整性和尺寸变化作为评价指标，得到的最优消化方法是胃蛋白酶 + H2O2，消化效率高达 99.56%。在分离方法方面，NaI 比橄榄油更适合从消化的残渣中分离 BMPs。该研究还发现，与传统塑料不同，HNO3 和 KOH 会引起可降解聚合物较高的质量损失（65%~87%），以及明显的尺寸变化，而酶和氧化剂导致的质量损失较低，因此在消化 BMPs 时应避免强酸强碱。对于从固体样品基质中分离 BMPs 的密度分离法，Berit 等[41]进行了一系列实验，探究四种盐溶液（H2O、NaCl、SHMP、NaBr）从固体样品基质（沙子、人工土壤和堆肥）中分离传统 MPs 和 BMPs 的效果。研究[42]发现传统MPs在每种溶液和基质中的回收率都高于 BMPs，而且溶液密度增加会使得BMPs的回收率增加，BMPs在NaBr溶液中的回收率最高，为17%~85%。由于该研究通过目视识别MPs，分析认为BMPs的低回收率主要取决于样品处理过程中可见性较低的聚合物外观，后续BMPs分离方法的优化应减少对可见性的依赖。此外，盐溶液的选择还应注意聚合物类型，如饱和ZnCl2溶液可以溶解纤维素，可能会干扰含有纤维素的BMPs的提取。
表2 环境样品中微塑料（MPs）的分离纯化方法[31]Table 2 Methods for separating and purifying microplastics (MPs) in environmental samples[31] |
| Purification/Separation | Applicable media | Limitations |
|---|---|---|
| Manual extraction* | Sediments,wastewater,atmospheric fallout | 1~5 mm |
| Acidic and alkaline digestion | Sediments,Biological tissues | 10~500 μm |
| Oxidization with hydrogen peroxide* | Sediments,Biological tissues | 1 mm |
| Enzymatic digestion* | Biological tissues | 10~500 μm |
| Density separation* | Sediments,Soil samples,Biological samples after digestion | <1 mm~2.5 cm |
| AF4* | Soil samples,Biological samples after digestion | 1~1000 nm |
| HT-GPC | Personal-care products | 0.1%~3%w/w |
| Size-exclusion chromatography (SEC)* | Biological tissues | ≤100 nm |
| Electrostatic separation* | Quartz sand,freshwater, suspended particulate matter, sediments, beach sand | 0.063~5 mm |
| Magnetic extraction* | Seawater | 200 μm~1 mm |
* implies that the method is applicable to degradable microplastics (BMPs) as well. |
2.1.2 BMPs的检测
分析技术对于鉴定和量化MPs至关重要。目前，MPs的检测主要依赖于物理形态和化学性质的方法[43]，可以分为光谱法、质谱法等[44]。具体分析方法的选择主要取决于研究目标和研究需求，同时受到MPs的物理化学性质，如粒径、形状、聚合物类型、疏水性质和表面电荷等的限制[45]。MPs检测最常用的显微光谱法是傅里叶变换红外光谱（FTIR）和拉曼光谱[46]，当下BMPs的检测多是参考传统MPs的分析方法，如 Yu 等[29]利用拉曼光谱表征了水生经济物种组织中的5种 BMPs: PBS、PCL、PHB、PLA 和淀粉基塑料。但是这些方法的前处理过程烦琐，且无法准确定量。环境样品中MPs的定量通常借助热分析方法，如热萃取热脱附-气相色谱/质谱法（TED-GC/MS）、热裂解-气相色谱/质谱法（Pyr-GC/MS）和差示扫描量热法；或通过化学方法如电感耦合等离子体质谱法和化学萃取结合液相色谱与 UV 检测。因红外光谱、拉曼光谱和热分析法的局限性[47]，且针对石油基 MPs 开发的检测方法不一定适用于 BMPs，导致相关研究较为匮乏。目前已被报道的环境样品中 BMPs 的定量检测技术主要有 Pyr-GC/MS、TED-GC/MS 和液相色谱-串联质谱法（LC-MS/MS）（表2）。
Pyr-GC/MS 是一种用于环境样品中塑料定性和定量分析的新兴技术。它对于塑料颗粒没有尺寸和形状的限制，非聚合物材料也不会干扰塑料识别，而且可以同时鉴定和定量多种聚合物。该技术所需样品量少，样品制备过程简单，无需分离单个颗粒，从而提高了分析效率、减少密度和光学分离造成误差，是一种经济高效的分析方法[48]。该方法已有效地应用于各种复杂样品中MPs的检测，包括沉积物、淡水有机物和海水等。环境样品中的 BMPs 也可以使用 Pyr-GC/MS，比如用于分析 PLA 薄膜，识别并定量了 PLA 热降解产物[49]。此外，Okoffo 等[26]将加压液体萃取和 Pyr-GC/MS 相结合，同时对环境样品中的五种 BMPs（PLA、PHA、PBS、PCL 和 PBAT）进行了靶向识别和定量，定量限（LOQ）范围为 20~50 μg/g。但Pyr-GC/MS 是破坏性方法，无法获得 BMPs 的粒度分布和形状，而且该方法的 LOQ 相对较高，主要用于聚合物的定性识别，在定量分析方面的应用有限。
针对定量问题，Wang 等[50]提出了一种利用碱辅助热解聚结合 LC-MS/MS 对 PLA-MPs进行定量分析的新方法。该方法去除背景单体化合物后，将 PLA-MPs高效解聚为乳酸，并通过 LC-MS/MS 检测产物乳酸的浓度反推 PLA-MPs含量，定量限为 18.7 ng/g，加标回收率为93%。与Pyr-GC/MS 相比，原位解聚和 LC-MS/MS 分析方法的灵敏度更高，但是只能检测单一种类聚合物。此外，该方法同样不需要从样品中分离MPs，保证了样品的回收率。
TED-GC/MS 通过检测聚合物特异性热分解产物（标记化合物）快速鉴定和定量不同环境样品中的MPs，与常规 MPs 检测技术相比，优点是不需要进行耗时的样品制备步骤，分析只需 2~3 h[51]。最近的一项研究首次使用 TED-GC/MS 分析PBAT 和 PLA时发现 TED-GC/MS 可以准确检测不可降解聚合物标准品，但是部分可降解聚合物标记物只有在含量高时才能被明确识别[52]。比如在富含有机质的活性污泥样品中，PLA 和 PBAT 的两种不同标记化合物都受到了干扰，导致二者的平均检出限分别为 1.41~7.18 μg 和 0.84~20.46 μg。两种可降解聚酯受到环境基质的影响较大，可能与环境基质分解产物的共洗脱以及热解过程中的潜在相互作用有关。因此，与 Pyr-GC/MS 和 LC-MS/MS 相比，该方法尚不适用于复杂有机体系中 BMPs 的定量检测。
综上，光谱法操作简单、成本低，能够提供化学结构等信息，适合快速、初步的定性分析，但是灵敏度有限、分辨率也较低，难以完成小颗粒如纳米塑料的检测。质谱法常用于高灵敏度的定量分析，而且可以同时分析样品中的多种MPs及其分解产物，适合复杂样品的检测，但是该方法通常需要破坏样品，而且数据分析较复杂。因此，选择哪种方法应根据具体需求，如样品性质、检测精度要求、时间和成本等进行权衡。由此可见，当前关于BMPs识别和分析的技术方法尚不完善。首当其冲是如何有效提取BMPs，未来应开发多种适应不同类型样本（水、土、气等环境介质和生物样本）提取BMPs的方法，并力争提高提取效率和回收率，破除现有方法对BMPs提取方法复杂且回收率差的技术难题。此外，还应进一步提高BMPs定性、定量检测的准确度和灵敏度，未来可以综合利用电子显微镜、颗粒分析仪、拉曼光谱、质谱等仪器提高BMPs的识别准确率、实现对不同类型BMPs的高通量检测，最终力争形成一套先进且高度集成的技术方法满足目前对BMPs精准和高效识别和定量技术的需求。
2.2 BMPs环境赋存
表3 水生环境中可降解微塑料检测方法比较（MPs）[54]Table 3 Comparison of methods for the detection of biodegradable microplastics （BMPs） in aquatic environments[54] |
| Methods | Size | Identification | Characteristic fragment ions | LOQ (ng/g) | Limitations |
|---|---|---|---|---|---|
| Pyr-GC/MS | >1 μm | PLA | 2,3-pentadione; meso-lactide (3,6-dimethyl-1,4-dioxane-2,5-dion); DL-lactide (3,6-dimethyl-1,4-dioxane-2,5-dion); methyl 2-hydroxypropanoate; methyl 2-methoxypropanoate | 50 | Destructive method; Particle size distribution and shape cannot be obtained |
| PCL | ε-caprolactone; dimer of ε-caprolactone; trimer of ε-caprolactone; pentyl pent-4-enoate; 5-oxo-5-(pentyloxy)pentyl pent-4-enoate; 5-hexenoic acid; 6-(5-hexenoyloxy)hexanoic acid; methyl 6-methoxyhexanoate | 30 | |||
| PBS | tetrahydrofuran; 1,4-butanediol; 3-dibutenyl succinate; 3-butenyl-4-hydroxybutyl succinate; bis(4-hydroxybutyl) succinate; dibut-3-enyl-butane-1,4-diyl disuccinate; dimethyl succinate; butylene glycol methyl ether | 40 | |||
| PBAT | tetrahydrofuran; cyclopentanone; benzoic acid; 3-butenyl 4-hydroxybutyl adipate; 2-((but-3-enyloxy)carbonyl)benzoic acid; dimethyl terephthalate; dimethyl hexanedioate | 30 | |||
| PHAs | 2-butenoic acid (cis); 2-butenoic acid (trans); 1H-indene,1-chloro-2,3-dihydromethyl 2-butenoate (cis); methyl 2-butenoate (trans) | 20 | |||
| LC-MS/MS | 0.075,0.15, and 2 mm | PLA | lactic acid | 18.7 | Simultaneous detection is not possible |
| TED-GC/MS | >1 μm | PLA | propanoic acid propenoic acid 3,6-dimethyl-1,4-dioxan-2,5-dione | / | Not applicable to complex organic systems |
| PBAT | terephthalic acid dibut-3-enyl ester adipic acid dibut-3-enyl ester 1,6-dioxacyclododecane-7,12-dione |
与传统塑料相比，BPs 的降解更容易受到各种因素的影响，其降解速率可能被加快从而产生大量BMPs[55]。Lambert 和 Wagner [56]研究了 4 种传统塑料材料（PP、PE、PS、PET）和可降解 PLA 塑料在 30 ℃ 紫外线照射下释放的 MPs，发现 112 d后，所有类型塑料中均检测到 MPs 数量增加，其中 PS 塑料盖和 PLA 杯的微米级颗粒释放量增加最多。Wei 等[53]在不同水生环境中比较了可降解 PBAT 和传统 LDPE的降解过程，发现 PBAT 比 LDPE 更容易产生 MPs，这是因为除微生物分解外，紫外线降解、氧化和侵蚀也共同促进了 BMPs的形成。Weinstein 等[57]比较了可降解 PLA 与传统 PET、HDPE、PS 商品在盐沼中的降解性，经过 4 周的自然风化后，在所有塑料类型中都检测到了 MPs 和生物膜。这说明自然条件下 BPs 与传统塑料在降解和产生MPs方面没有太大差异。因此 BPs 的降解性并不能消除 BMPs，反而具有更大的 BMPs 积累潜力。
此外，由于BPs的降解性，BMPs 对生态环境的影响应被视为物理和生化双重输入[58]。比如土壤中的 BMPs 可能会成为微生物的碳源，影响土壤微生物的组成及功能，BMPs 降解副产物的释放也会造成更深远的影响。目前关于 BMPs 环境行为的研究还不全面，未来需要更多的实验数据并进一步探究BPs的环境赋存和生态风险。
3 可降解塑料潜在环境和健康风险研究进展
鉴于MPs无处不在，已经对全球生态环境和人类健康造成了严重威胁，BPs被视作是化解传统塑料环境危机的潜在方案[59]。BPs在使用过程中依然不可避免地会对环境产生影响，其生态毒性及健康风险引起学界的广泛关注。与预期不一致，BPs实现彻底降解需要特定的条件（如高温、高湿和富氧环境），因此，在自然条件下，BPs降解时间比预期长的多，并会伴随大量BMPs甚至可生物降解纳米塑料（Bio-Nanoplastics，BNPs）的产生，BMPs和BNPs本身及其携带或吸附的有毒化学物质，会对环境及生物体产生不可预知的风险[60]。此外，与传统塑料相比，BPs更快分解所产生的小颗粒由于其反应性和流动性增强，可能对生态系统和人类造成更深远的影响[61-62]。因此，本节将探讨BPs对生态系统中各层级生物的毒性效应和潜在机制，涵盖从初级生产者到人类（图4）。
3.1 可降解塑料潜在生态环境风险
表4 可降解塑料对生态系统中各层级生物的毒性效应Table 4 Toxic effects of biodegradable plastics on organisms at all levels of the ecosystem |
| 受试 物种 | 种类 | MPs种类及浓度 | 研究目的 | 尺寸 | 暴露方式 | 暴露周期 | 毒性效应 | 参考 文献 |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| 水生植物 | 海水小球藻 | 10、100和1 000 mg/L的mPE、mPA、mPLA和mPBS | BMPs对浮游植物的影响 | PE（77.75 µm） PA（59.88 µm） PLA（57.41 µm）； PBS（53.33 µm） | 水源性暴露 | 1~11 d | 生长受到抑制; 刺激叶绿素含量以防御应激; EPS产生增加 | 63 |
| 微囊藻 | 10、50和200 mg/L PLA | BMPs对浮游植物的影响 | 0.5~100 μm | 水源性暴露 | 63 d | 引起氧化损伤、细胞变形，先抑制后促进生长 | 64 | |
| 异养蓝藻和 小球藻 | 20 g PCL颗粒于200 mL PBS降解14天，分级过滤得到上清液 | 不同尺寸PCL的毒性差异 | PCL 亚微米级 （1 μm~100 nm），纳米 级（< 100 nm），低聚物（< 50 kDa） | 水源性暴露 | 3 d | ROS过量产生，细胞内pH和代谢活性改变，而膜电位和形态损伤，抑制水藻的固氮作用 | 65 | |
| 褐藻 | 0.01、0.1、1 mg/mL PCL或OCL | 比较PCL及低聚物毒性差异 | -- | 水源性暴露 | 24 h | OCL暴露组质膜受损、能量代谢紊乱 | 66 | |
| 陆生植物 | 水稻 | 1%PBAT 或PE | 微塑料对作物的影响 | 50 μm | 土壤暴露 | 60 d或120 d | 通过氮代谢和光合作用影响水稻植株的生长，处理后水稻地上部的净光合速率明显受到抑制，基因表达降低 | 68 |
| 高粱、水芹、芥菜、玉米 | 土壤中添加0.02、0.095、0.48、2.38 和 11.9%w/w PLA、PHB和PP | BMPs对高等植物发芽及早期生长的影响 | 3~5 mm | 土壤暴露 | 72 h | PLA、PHB比PP更抑制早 期根部生长 | 80 | |
| 大豆 | 土壤中添加0%、0.1%、0.5%和 1%w/w PE或可降解地膜（PLA或PBAT） | 不同地膜对大豆种子发芽和植株生长的影响 | 0.5、1、2 cm2 | 土壤暴露 | 60 d或120 d | 种子发芽率和叶面积下降 | 82 | |
| 小麦 | 10~100 mg/kg PS及可降解地膜碎片 | 多种MPs相互作用对植物生长的影响 | 5 μm或70 nm | 土壤暴露 | 14 d | 降低植物高度，尤其是与PS联合暴露时 | 83 | |
| 水生动物 | 大水蚤 | 1、5 mg/L PLA或 PET | BMPs的急性、慢性毒性 | 1~80 μm | 水源性暴露 | 21 d | 存活率降低，后代减少、性别比例改变和畸形胚胎增加 | 67 |
| 海胆 | 1、5和10 mg/L PBS、PBSA、PCL、PHB、PLA | BPs对海洋无脊椎动物的影响 | PBS（193.10 ± 148.40 μm） PBSA（207.70 ± 131.40 μm） PCL（164.90 ± 99.20 μm） PHB（0.64 ± 0.30 μm） PLA（335.00 ± 182.01 μm） | 水源性暴露 | 48 h | PCL、PHB和PLA MPs 影响胚胎发育; PHB和PLA破坏卵子的第一次有丝分裂，并导致其他卵子的发育迟缓; PCL导致胚胎畸形 | 68 | |
| 斑马鱼 | 3、9 mg/L PLA MPs | PLA对斑马鱼早期发育的毒性 | 150 μm | 水源性暴露 | 5 d | 幼虫游泳距离和速度，产生焦虑样行为，乙酰胆碱酯酶活性降低 | 69 | |
| 斑马鱼 | 1、25、50、100、250和500 mg/L的PGA和PLA颗粒溶液 | 对发育和神经行为的影响 | 667.5~4213.5 nm | 水源性暴露 | 96 h | 导致早期幼虫发育迟缓并降低了存活率，破坏运动，影响睡眠/觉醒行为，诱发焦虑样行为 | 70 | |
| 斑马鱼 | 1、25、50、100、250和500 mg/L的PGA和PLA颗粒溶液 | 对发育和神经行为的影响 | 667.5~4213.5 nm | 水源性暴露 | 96 h | 导致早期幼虫发育迟缓并降低了存活率，破坏运动，影响睡眠/觉醒行为，诱发焦虑样行为 | ||
| 欧洲鲈鱼 | PLA 2%（w:w） | BPs的行为毒性 | 90~150 μm | 饮食暴露 | 180 d | 对同类视觉反应增强，运动能力下降、内部聚集距离减少和主动捕食反应减弱 | 72 | |
| 斑马鱼 | 1 mg/L和100 mg/L PGA、PLA、PBS、PHA和PBAT | BPs对眼睛发育和视觉功能的影响 | -- | 水源性暴露 | 5 d | 影响斑马鱼幼鱼早期发育，与视觉发育相关基因改变 | 73 | |
| 斑马鱼 | 1000粒/L PLA或PET | 慢性暴露BPs的毒性 | PET（204 ± 51 µm）; PLA（222 ± 58 µm） | 饮食暴露 | 90 d | PLA肠道积累更多; 乳酸利用能力增强; 肠道损伤显著 | 75 | |
| 罗非鱼 | 100 μg/L PLA 或 PVC | BPs的肠道毒性 | PLA （2.52 ± 0.46 μμm） 和 PVC （1.58 ± 0.36 μm） | 水源性暴露 | 14 d | 肠道组织严重损伤，表现为肠道黏膜上皮细胞水肿、线粒体肿胀、某些上皮细胞基质广泛溶解、细胞器释放、细胞间隙扩大和肠道屏障受损 | 76 | |
| 大水蚤 | 1 μg/mL 或 1 ng/mL PCL或OCL | 比较PCL及低聚物毒性差异 | -- | 水源性暴露 | 21 d | OCL暴露组后代总数减少 | 66 | |
| 斑马鱼 | 0.1, 1, 10, 25 mg/L的PLA | 光老化对BPs的毒性影响 | 5~50 μm | 水源性暴露 | 7 d | 光降解PLA生物积累能力增加; 抑制骨骼发育、引起细胞凋亡、裂变抑制、解聚和线粒体结构损伤 | 107 | |
| 尖吻鲈 | PLA和PBAT混合 物 20粒/d; 对照为PE塑料 | 饮食摄入BPs的胃肠毒性 | 3.06 ± 0.26 mm | 饮食暴露 | 21 d | 诱导肠道微生物多样 性和蛋白质改变; 不同微塑料效应没有差异 | 108 | |
| 斑马鱼 | 2.5和5 mg/L PLA | 多终点毒性 | 2.34 ± 0.07 μm | 水源性暴露 | 30 d | 乙酰胆碱酯酶活性增加; 氧化还原系统失衡 | 88 | |
| 斑马鱼 | 60 mg/mL 或颗粒浸出液 | PCL及其浸出液毒性 | -- | 水源性暴露 | 3 d或 24 h | 消费级PCL对斑马鱼胚胎具有急性毒性，聚合物分解产物可能是毒性来源 | 102 | |
| 陆生动物 | 蚯蚓 | 0、0.125、1.25、12.5、125、250 和 500 g/kg PLA、PPC和PE | 可降解与不可降解塑料对蚯蚓的毒性差异 | 120 μm | 土壤暴露 | 7, 14, 21, 28 d | 显著降低了蚯蚓的存活率 | 85 |
| 蚯蚓 | 5、20和50 g/kg（土壤湿重） PLA、PVC和LDPE | BMPs对陆生生物的影响 | 0.8~1 mm | 土壤暴露 | 7、4、 28 d | 黏液空泡形成、纵向肌肉紊乱，PLA并不比传统塑料安全 | 86 | |
| 果蝇 | 25、100和400 μg/mL PLA | PLA NPs对果蝇的影响 | 463.9 ± 129.4 nm | 即食介质湿润法 | 4 d | 氧化应激和可能的DNA损伤 | 87 | |
| 蜻蜓幼虫 | 6 mg/L PLA或PE | 传统及生物塑料对模型生物的毒性 | 35.46 ± 18.17 μm | 水源性暴露 | 48 h | 亚硝酸盐和脂质过氧化水平升高; 超氧化物歧化酶活性和总硫醇水平的下降; AChE 活性降低 | 88 | |
| 小鼠 | 0.1、0.5 mg/day PLA或PVC | 不同MPs对小鼠的毒性效应差异 | PLA（16~350 μm）；PVC（40~300 μm） | 灌胃 | 42 d | 体重增加抑制; 与PVC相比，PLA-MPs对脂质代谢和消化系统的影响更大 | 94 | |
| 小鼠 | 5、50 mg/kg | PLA的肝毒性 | -- | 灌胃 | 10 d | 体重下降、摄食减少、肝功能受损、肝脏炎症增加、胆汁酸谱改变以及胆汁酸代谢途径表达失调 | 95 | |
| 小鼠 | 0.2 mg/day PLA NPs或MPs; 0.03 mg/day PLA NPs或MPs | 不同暴露来源的PLA诱导肝毒性 | PLA NP（50 nm） 和MP（5 μm） | 灌胃或经鼻给药 | 42 d | 食源性和空气暴露PLA分别导致肠道和肺部非生物群失衡、代谢和转录紊乱，通过肠菌-肠-肝轴和气道菌-肺-肝轴引发肝毒性 | 96 | |
| 小鼠 | 0.01、0.1、1 mg/day PLA MPs或低聚物 | PLA及降解产物的毒性 | PLA MPs（25 μm）； 低聚物（分子量900 Da） | 灌胃 | 7 d | PLA在胃肠酯酶催化下降解生成低聚物，诱导肠道损伤和急性炎症 | 19 | |
| 小鼠 | 2.5、25 mg/kg 聚合物PLA或低聚物PLA | PLA及低聚物的ADME和神经毒性 | PLA聚合物（40 KDa）；PLA低聚物（2 KDa） | 灌胃 | 28 d | PLA及低聚物诱导帕金森病样神经毒性，机制涉及中脑MICU3的上调，导致神经元线粒体钙超载 | 97 |
在水环境中，BMPs对水生初级生产者的影响主要表现为对藻类的生长抑制、细胞结构损伤和代谢紊乱等[23]。研究发现，在较宽的浓度范围内（10~1000 mg/L），PLA-MPs和PBS-MPs会抑制微藻的生长，并且抑制的严重程度与暴露浓度和暴露时间呈正相关。较高浓度的BMPs暴露促进微藻内叶绿素和胞外聚合物产生，这可能是应激引起的一种防御机制[63]。在另一项研究中，暴露于10~200 mg/L的PLA-MPs中的微囊藻表现出氧化损伤和细胞形态的变化。随着暴露时间的延长，微囊藻的生长先受到抑制，然后得到促进[64]。因此，BMPs既可以作为促进藻类生长的潜在无机碳源，也可以作为阻碍藻类生长的颗粒物质，发挥双重作用。蓝藻在暴露于亚微米级和纳米级PCL（聚己内酯）及其低聚物时，会遭受不同程度的毒性损伤。在单独暴露于PCL-MPs不同级分或其组合时，两种生物体均出现过量活性氧（ROS）的产生、细胞内pH值变化和代谢活动改变。然而，仅在暴露PCL-NPs与PCL低聚物的组合时，才观察到膜电位的改变和形态损伤[65]。类似地，Yoshinaga等[66]将褐藻暴露于PCL-MPs颗粒或低聚物，发现仅在低聚物处理组观察到质膜受损和能量代谢紊乱的现象。因此，不同尺寸和聚合度的BMPs会显著影响其毒性水平。
从浮游生物到大型海洋动物都可能摄入MPs，这会导致物理阻塞和化学损伤[62]。这种摄入不仅使其摄食活动减少，破坏肠道微生物平衡，还导致其繁殖及生长发育受损。暴露于5 mg/L PLA-MPs的大水蚤死亡率显著升高，且长期暴露于浓度为1和5 mg / L的PLA-MPs会导致后代减少、性别比例改变和畸形胚胎增加[67]。Viel等[68]关注了PBS、PBSA、PCL、PHB和PLA对海洋无脊椎动物的影响，他们发现其中3种BMPs均会影响胚胎发育，PHB-MPs和PLA-MPs破坏卵子的第一次有丝分裂，并导致其他卵子发育迟缓，而PCL-MPs导致胚胎畸形。此外，de Oliveira等[69]使用斑马鱼实验证明了幼虫体内PLA-MPs的积累，这与运动和探索活动的改变以及乙酰胆碱酯酶功能的抑制有关。暴露于100 mg/L的PGA-MPs和PLA-MPs会导致斑马鱼在受精后24 h发育迟缓，降低存活率，影响睡眠模式并诱发焦虑样行为[70]。PLA-MPs与PBAT-MPs联合暴露后，斑马鱼出现浅水行为、焦虑样反应和回避行为，BMPs可能通过引发脑部免疫失调而导致斑马鱼的行为异常，产生神经毒性[71]。长期摄入PLA-MPs会显著影响幼年鲈鱼的社会行为，表现为运动能力下降、内部聚集距离减少和主动捕食反应减弱[72]。BPs还会影响斑马鱼的视觉功能，暴露于PLA-、PBS-、PHA-和PBAT-MP后，斑马鱼幼鱼早期视觉发育相关基因发生变化[73]。此外，相较于传统塑料，某些水生生物，如斑马鱼、尖吻鲈对PLA-MP表现出了更强的摄食偏好[74]，而肠道损伤是BMPs的另一项显著效应。Duan等[75]报道了成年斑马鱼在暴露于PLA-或PET-MP 90 d后，体内的PLA-MP残留量高于PET-MP。尽管PLA的降解产物可以被斑马鱼作为碳源吸收，但PLA-MP对鱼肠道造成的组织学损伤更为显著。Bao等[76]同样发现与传统塑料PVC-MP相比，摄入PLA-MP的罗非鱼肠道组织水肿更明显，并且肠道菌群发生显著失调。
对于陆生环境，农用的塑料地膜是BPs的重要应用场景，因此BPs对农作物及陆生环境的动物的影响值得关注。一方面，BMPs通过改变土壤性质及生态功能，对初级生产者产生不利影响[77]。例如，BMPs会通过影响土壤微生物群落、功能极其多样性，进而影响其介导的氮循环，如固氮过程、厌氧反硝化过程等，进而影响作物生长，如一些农业覆膜残留会显著降低土壤中碳氮循环相关的表达，影响土壤肥力[78]。另一方面，BMPs可能会直接对植物产生毒性作用。BMPs可能通过诱导植物发生机械损伤而导致植物细胞产生活性氧（ROS）。这些活性氧的累积可能破坏植物细胞膜和其他细胞结构，从而引发一系列的氧化应激反应[79]。Yang和Gao[80]报道了MPs诱导水稻茎和根的氧化应激反应，PBAT暴露组水稻根系的铵态氮和硝态氮转运体编码基因在营养发育期间下调，在生殖发育期间上调，BMPs显著抑制了植物营养期净光合速率，降低了光响应相关基因的表达。此外，研究关注了BMPs对作物发芽及早期生长的影响，例如与PP-MPs相比，土壤中PLA-MPs、PHB-MPs对高粱、水芹和芥菜的早期根部生长具有更显著的抑制作用[81]。可降解地膜与PS、PE地膜类似，都会导致种子发芽率下降、叶面积减小和植株高度降低[82-83]。
蚯蚓是一种常见的土壤无脊椎动物，经常被用来评价环境污染物的生态毒性。Ding等[85]研究了PLA-、PC-和PE-MPs对蚯蚓的生物毒性、死亡率、回避行为和繁殖反应的影响，发现BMPs浓度比塑料类型影响更大。Zhao等[86]研究了蚯蚓在土壤环境中对PLA-、PVC-和PE-MPs的反应差异，研究发现，BMPs对蚯蚓的生态毒性是时间依赖性的。以50 g/kg浓度暴露28 d后，蚯蚓表皮出现了黏膜空泡化、纵向肌肉紊乱和颗粒状脂质沉积等现象，该研究同样强调了BMPs与传统MPs具有类似的毒性。另一项研究使用果蝇作为模型，探究了PLA-NPs内化及相关影响。他 们发现，PLA-NPs通过酶囊泡富集并穿越肠道膜，最终被肠细胞内化，其暴露引发了肠道损伤、氧化应激、DNA损伤和炎症反应的发生[87]。此外，在蜻蜓幼虫模型中，PLA-MPs也表现出比传统塑料更大的毒性，引起氧化还原失衡和神经毒性 作用[88]。
3.2 可降解塑料潜在健康风险
尽管许多往期研究使用无脊椎动物、斑马鱼等低等生物表明BMPs毒性效应与传统塑料相当，但这些生物的敏感性和反应模式与陆生哺乳动物显著不同，无法全面准确反映BMPs对复杂生物系统的影响[93]。为了更全面地了解BMPs对陆生哺乳动物乃至人类健康的潜在影响，近期已有一些研究采用哺乳动物作为模型进行探究。我们前期的工作比较了不规则形状PLA-和PVC-MPs对生长小鼠的毒性差异，结果显示，PLA-MPs的生物毒性并不亚于PVC-MPs，且对脂质代谢和消化系统的影响更为显著。具体表现为，两种MPs均导致小鼠氧化应激水平升高，肠道微生物群落发生变化，并且引起肝脏和结肠的基因表达改变。这些发现对BPs及BMPs的生物安全性提出了质疑[94]。在另一项研究中，雄性小鼠连续10 d暴露于PLA-MPs，结果显示其出现了肝损伤和炎症增加。这一过程主要是由于PLA-MPs抑制了CYP7A1酶的活性，同时激活了FGF-JNK/ERK信号通路，从而破坏了胆汁酸的正常代谢[95]。Zha等[96]使用多组学方法探究了不同暴露来源的PLA-MPs和PLA-NPs的肝毒性作用，发现食源性和空气源性PLA-MPs分别通过干扰“肠道菌群-肝脏”轴和“气道微生物群-肺-肝脏”轴诱导肝毒性，具体表现为导致肠道及肺部菌群失调，肠道、肺部和血清代谢改变以及肝脏转录组改变。
作为一类可降解聚酯，BPs在肠道中的转化过程以及降解产物引起的毒性效应引起关注。Wang等[19]报道了PLA-MPs会在胃肠道内被脂肪酶降解，产生过量的PLA-NPs。这些纳米粒子由疏水驱动的低聚物自聚集形成，并且暴露后，寡聚体及其相关纳米粒子会在不同器官（包括肝脏、肠道和大脑）中生物积累并引发肠道损伤和炎症。Liang等[97]对小鼠进行了为期28 d的口服灌胃研究，发现PLA-MPs在胃肠道中的不完全降解会增加其生物利用度和毒性，从而加剧神经损伤。这些MPs引起的神经毒性机制类似于帕金森病病理学中观察到的机制，其特征是中脑区域线粒体钙超载。过去，人们关注的重点主要集中于BPs本身，而上述发现提示BPs的降解中间产物亦可能是聚合物毒性的潜在贡献者。环境友好型生物聚合物通常是由内源性单体构成，这导致其低聚物可能具有干扰生物体代谢的能力，引发多种毒性效应[18]。低聚物结构复杂、理化性质差异巨大，种类和个数远远超过MPs本身，当前对低聚物的了解只是冰山一角，因此，未来对BPs低聚物的吸收、分布、代谢、排泄和毒性（ADMET）应予以特别关注和深入研究。
相比于哺乳动物模型，体外细胞模型提供了一种快速、经济且易于控制的方法，能进行多终点毒性评估并能在一定程度上简化毒性机理的探究[98]。这些细胞模型不仅有助于研究人员快速预测和评估这些新材料对人体健康的潜在影响，还将有利于制定相关的安全标准和监管政策（表5）。Banaei等[99]利用Caco-2和HT29两种结肠腺癌细胞系，研究了茶包释放的PLA-NPs在肠上皮中的行为，发现这些颗粒能够被肠细胞内化并吸收。García- Rodríguez等[100]使用体外支气管上皮模型Calu-3细胞系，发现PLA-NPs在气液界面暴露条件下很容易被屏障内化，导致屏障通透性增加，黏液分泌增多，并且长期暴露会导致显著的遗传毒性和免疫反应。此外，作为先天免疫系统的一部分，巨噬细胞在防御外源颗粒中扮演重要角色，研究发现，PLA-NPs会导致巨噬细胞吞噬活性降低，以TNF-α为代表的促炎因子分泌增加[101]，PLA的降解中间产物低聚物比MPs本身促炎效应更强[19]。在神经毒性方面，Yoshinaga等[66]发现，与PCL-MPs本身相比，其低聚物（四聚体）和单体对PC12细胞分化的神经元具有更强的毒性，导致细胞活力下降、线粒体功能受损以及神经元形态发生变化。在另一项体外高通量筛选研究中，PCL的甲醇提取物激活了五个毒性终点，包括孕烷X受体（PXR/PXRE）、过氧化物酶体增殖激活受体γ（PPARγ/PPRE）。研究表明，这种毒性可能是由于PCL释放的低聚物和纳米颗粒引起的[102]。这类多终点的体外报告生物测定结合非靶向化学分析在评估BPs的安全性方面具有显著的应用价值，尤其适用于筛选塑料相关化学混合物中的关键毒性组分。研究人员已经使用酵母、发光细菌[103]、鱼类细胞系[104]和哺乳动物细胞系[105]等体外模型，对BPs消费品提取物进行了高通量的毒性评估。结果表明，BPs 展现出不可忽视的毒性，而这些毒性主要由其降解产生的BMPs、BNPs、低聚物以及添加剂所引起。此前，人们主要关注BMPs的影响，但越来越多的研究表明，BMPs本身与其降解过程中产生的副产物在毒性方面存在差异。未来研究应进一步理清这些“塑料毒性”的主要来源及作用机制。
表5 体外模型评估可降解塑料的毒性效应Table 5 Evaluation of toxic effects of biodegradable plastics in vitro |
| 体外模型 | 暴露类型及浓度 | 研究目的 | MPs尺寸 | 暴露方式 | 暴露时间 | 研究结论 | 参考文献 |
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Caco-2 和 HT29细胞系 | 0、50 和 100 µg/mL PLA | 茶包释放的纳米颗粒的在胃肠道内的命运 | 100 nm | 培养基暴露 | 48 h或72 h | 内化肠道细胞（如肠细胞和杯状细胞），穿过肠道中的保护性黏液层以及上皮屏障，破坏屏障 | 99 |
| Calu-3细胞系 | 2.5、10 和 20 µg/cm2 | PLA NPs的呼吸系统毒性 | 130.06 nm | 气液界面暴露 | 24 h; 7 d 或 14 d | 屏障通透性增加，黏液分泌增多; 长期暴露导致显著的遗传毒性和免疫反应 | 100 |
| J774A.1 细胞系 | 10 μg/mL PLA或PS | 巨噬细胞对PLA NPs的反应 | 150 nm | 培养基暴露 | 24 h | 巨噬细胞吞噬活性降低，促炎因子分泌增加 | 101 |
| RAW 264.7 | 800 ng/mL ~ 0.5 mg/mL PLA MPs、NPs或低聚物 | PLA及低聚物的促炎效应 | PLA MPs（25 μm）；低聚物（分子量 900 Da） | 培养基暴露 | 24 h | 低聚物处理组C5a、C3a、THF-α显著升高，MMP12分泌量降低 | 19 |
| PC12细胞系 | 0.1、0.5、1 mg/mL PCL或OCL | 比较PCL及低聚物毒性差异 | -- | 培养基暴露 | 24 h | OCL暴露组细胞活力降低、线粒体功能受损、神经元形态改变 | 66 |
| HepG2 细胞系 | 1、3、9 μL PCL提取物 | 多终点评估PCL提取物生物活性 | -- | 培养基暴露 | 24 h | 五个激活终点包括孕烷X受（PXR/PXRE）、过氧化物酶体增殖激活受体γ （PPARγ/PPRE）和核因子红细胞2相关因子2 （NRF2） | 102 |
| 发光细菌、AREc3细胞系、酵母 | 生物基塑料包括PLA、PHA、PBS、PBAT、Bio-PE，植物基塑料包括纤维、淀粉等的甲醇提取物 | 生物及植物基塑料是否是传统塑料的安全替代品 | -- | 培养基暴露 | -- | 67%样品诱导基线毒性，42%的样品诱导氧化应激，23%的样品诱导抗雄激素性和一个样品诱导雌激素活性; 毒性因产品而异 | 103 |
| PLHC-1细胞系 | 塑料消费品（PBAT、淀粉、PET、LDPE等）被光降解、堆肥后的甲醇提取物 | 光降解、堆肥对毒性的影响 | -- | 培养基暴露 | 24 h或48 h | 24 h后细胞活力下降，光降解及堆肥会增强毒性 | 104 |
| A549细胞系和HepG2细胞系 | 塑料消费品（PLA、PHB及HDPE）磨碎后的颗粒或有机溶剂提取物 | 生物塑料及添加剂的毒性 | 100 nm ~ 10 μm | 培养基暴露 | 24 h | 提取物引起显著的氧化应激 | 105 |
| 体外模拟消化发酵模型 | 0.166 g PLA或PCL | BMPs的消化特性及肠道菌群的潜在影响 | PLA MP（75 μm）； PCL MP（150 μm） | -- | 24 h | 肠道菌群紊乱，短链脂肪酸分泌减少 | 106 |
虽然目前现有直接证据显示BMPs和BNPs在人体组织中分布规律及含量大小，但是最新流行病研究表明人体内MPs含量与心脑血管病和肠道炎症密切相关，这些发现与动物及细胞实验结果一致。与传统塑料不同，BPs更容易在体内降解，产生更小的BNPs和低聚物，从而更容易通过胃肠道进入循环系统，穿透生物屏障并进入细胞，从而可能导致更为严重的肠道炎症等健康风险。此外，在降解过程中，其内含添加剂更易被释放，与聚合物共同对机体产生毒性影响。另一方面，BMPs和BNPs颗粒表面更为粗糙，且含有丰富的含氧官能团和氢键，推测这些特征令其在体液中更容易与特定蛋白结合形成“蛋白冠”，这将会赋予纳米颗粒新的生物学特性，继而影响塑料颗粒与细胞的相互作用模式、毒性效应及潜在机理[106]。
因此，废弃BPs及其BMPs不仅是新兴的环境问题，而且还是一个重要的公共卫生问题，未来需要特别关注并深入研究对生态环境和人类健康的影响。尤其是BMPs对不同营养级生物干扰可能具有不一样的机理。除了解析BMPs所导致的环境和健康效应外，未来的研究也应该深入解析致毒机理，为来BPs污染防治措施研发提供新的思路和 方向。
4 结论与展望
使用BPs来取代传统难降解塑料，是缓解塑料污染难题的重要举措之一，已经得到世界主流国家层面的高度认同和推广。迄今为止，国内外越来越多的行业广泛应用BPs，包括白色污染在内的塑料污染一定程度上得到改善。尽管BPs应用前景广阔，但在实际应用及处置过程中仍然会产生不可忽视的生态环境和健康风险，尤其是降解过程中产生的BMPs、寡聚体，以及有毒添加剂释放导致的复合效应。其中急需优先解决的环境和健康风险问题及挑战主要有：（1）如何帮助公众树立关于BPs和BMPs环境行为和潜在危害的正确认知；（2）如何建立高效简易提取不同环境介质和生物样本中BMPs并准确高通量识别的技术方法；（3）长期暴露环境相关剂量BMPs于体内具有怎样的健康效应和潜在机制；（4）在充分考虑政府、产业界和公众意见的基础上，如何研发适合未来BPs和BMPs管控方法和标准。具体问题论述如下（图5）。
4.1 公众对BPs和BMPs认知不足
BPs之所以能够被大力推广使用的主要原因是其核心理念为可降解及环境友好。各国在科普和推广使用BPs时，通常都集中强调其优势，而往往会忽略BPs的劣势和潜在危害。因此，大众会认为BPs能够一劳永逸的解决传统塑料带来的污染和危害。更为严重的是，这会进一步加深人们的认知偏差，坚信BPs是环境友好的，可以直接排放无需任何处理处置，从而导致大量的BPs直接无序排放至环境中，进而增加环境中BMPs的含量。
因此，未来在识别、评估和处置BPs和BMPs潜在危害之前，首先需要帮助人们全面深入了解BPs优点及潜在危害，特别是外排BPs完整的环境行为。只有正确认知了过度排放BPs潜在危害，才能从源头上削减BPs的排放量，促成BPs真正的环境友好。
4.2 适合BMPs提取及检测方法空缺
与传统难降解MPs类似，水体、土壤和大气等典型环境介质中均检测出不同浓度水平和不同种类的BMPs，但是目前还较为缺乏可靠的技术来精准识别BMPs环境行为内在规律。当前对BMPs的识别技术来自传统难降解MPs，并未形成一套适合BMPs识别的技术方法体系。传统前处理过程中，强酸和强碱的使用可能会在一定程度上过快降解BMPs，从而低估真实环境介质和生物样本中BMPs的赋存量。另一方面，BMPs通常是共混物，这也直接导致难以获取检测标准品。因此，相比传统的MPs，BMPs的分析检测过程会更为复杂。基于现有的显微拉曼光谱、显微红外光谱、色谱质谱联用技术如何快速、准确的定性、定量BMPs的种类及含量仍是当前和未来BMPs相关研究的主要挑战之一。
4.3 BMPs于体内的长期迁移转化规律及健康风险亟需厘清
环境介质中赋存的BMPs能够经口（饮水、饮食）和经呼吸等途径被动物和人类摄入体内。此外，越来越多的BPs被应用于食品加工和包装领域，表明未来被误摄入体内的BMPs种类和含量会有逐步上升的趋势，但迄今为止对不同种类BMPs于体内的迁移转化规律阐释仍有限。除了上述的样本前处理方法及体内定性、定量方法还有待完善外，BMPs在体内可能会被部分降解的特性进一步增加其在体内定性、定量的难度。尽管如此，明晰BMPs于体内的吸收、分布、代谢及排泄（ADME）规律是深度解读其毒性效应及潜在机理的重要前提。因此，未来的研究还需进一步发展探究BMPs于体内迁移转化规律的方法，精准识别不同性质BMPs于体内的ADME过程。
更为重要的是，BMPs于体内具有不可忽略的毒性。且相比于传统材质MPs，以PLA为代表的BMPs于体内能够降解成更小粒径的BMPs甚至是BNPs，导致更严重的毒性效应。但是目前对BMPs于体内健康效应研究较多集中于PLA、PBAT等少数几种材质，鲜有对其他生产和使用量较大的BPs（如淀粉基、淀粉基-PLA共混BMPs）进行毒性评估。此外，上述体内外暴露实验中还存在BMPs暴露浓度高于环境背景浓度及暴露周期较短的现象，这与人们长期面临低浓度的BMPs侵害的实际情况不一致。因此，未来对BMPs于体内的健康风险评估除优先选取生产量大、使用范围广的种类，还应同时充分考虑实际环境中的背景浓度及暴露周期，力争真实还原和识别典型BMPs于体内的长期健康危害。
另一方面，BMPs的毒性机理至今仍处于黑箱模式。作为典型颗粒物的MPs，其毒性不仅取决于物理特性（粒径、形状、表面性质、老化程度等），还与化学成分密切相关。此外，BMPs生产过程中添加的不同种类的添加剂会伴随BMPs被摄入体内，进一步增加BMPs于体内毒性机制的复杂程度。因此，未来更多研究需要围绕在如何厘清不同特性BMPs于体内的毒性机理，为管控BPs提供基础数据，同时为预防BMPs危害提供可用的生物标志物。
4.4 BPs及BMPs管控方法及治理标准缺失
推广 BPs已达成全球主要共识。因此，在未来对BPs和BMPs管控和处理的过程中也需要各国政府部门及科学家加强交流和合作。在研制相关管控方法和治理标准时候，既要有全球性视野，又需要考虑当地政府政策和经济背景。同时积极考虑当地居民和企业的建议。
综上所述，本文从BPs应用背景及现状、降解过程中产生的BMPs在环境中的赋存及分析方法、潜在毒性等多角度，多层次综述了BPs在实际应用过程中的潜在环境健康风险。在此基础上进一步提出相关研究不足和未来优先发展方向，以期为未来大规模推广使用BPs以及降低相应环境健康风险提供理论依据和技术支撑。