综述：水生环境中轮胎磨损颗粒的来源、检测、分布及毒理影响系统综述

《Ecotoxicology and Environmental Safety》：Tire wear particles in aquatic environments: A systematic review of sources, detection, distribution, and toxicological impacts

本综述系统评估了2004-2024年间671篇文献，深入探讨了轮胎磨损颗粒（TWP）在水生环境中的来源、检测技术、分布特征及毒理效应。文章指出TWP主要通过摩擦和挥发产生，经雨水径流进入水体，当前检测方法尚缺乏标准化，尤其在复杂环境基质中。沉积物是TWP的主要汇集地，其毒理作用包括颗粒物理效应、化学吸附及添加剂（如6PPD-Q、锌、苯并噻唑）释放。作者呼吁建立标准化检测流程、环境相关毒性测试及监管措施以应对TWP污染。

　　

1. 引言

随着全球城市化进程加速，汽车普及率攀升导致轮胎使用量显著增加。全球轮胎年产量高达20亿条，产生超过10亿条废弃轮胎，占废弃物总量的2%。在使用过程中，轮胎通过摩擦和挥发释放轮胎磨损颗粒（TWP），每条轮胎的橡胶成分约有30%在其生命周期内转化为TWP。TWP以微塑料形式存在，尺寸从纳米到数百微米不等，因其持续释放、环境持久性及浸出潜力而成为一种新兴污染物。

雨水和道路径流可将TWP输送至水生系统。据估计，美国查尔斯顿港及周边支流每年接收37.27–931.75公吨TWP。美国洄游鱼类种群在受轮胎衍生微塑料污染的水体中死亡率高达90%。值得注意的是，TWP的环境归宿不仅受自然运输过程控制，人为活动也促进其扩散。例如，水下基础设施（如人工鱼礁）常使用废弃轮胎作为填充材料。在长期水动力作用下，TWP表面持续侵蚀释放微塑料和化学添加剂，形成隐蔽的“二次污染源”。因此，水生环境面临来自多种TWP输入途径的复杂暴露压力，导致生态风险呈现时间累积和空间复杂性。

TWP可直接排入水生环境，也可能通过浸出过程释放橡胶中的多种化学物质，从而污染水体。轮胎浸出液含多种有毒污染物，包括锌、铜、铬等重金属，以及多环芳烃（PAHs）、苯并噻唑（BT）添加剂和苯胺等有机化合物。这些物质可在水体中积累并对水生生物产生毒性效应，影响其生长、繁殖和行为表现。TWP作为物理载体，可能引发水生生物主动摄食，而其表面吸附的化学污染物或添加剂成分的释放可加剧化学毒素的跨膜吸收。此外，水柱与沉积床之间的微粒交换，以及水流动力学与植被相互作用诱导的交换，显著影响污染物交换及其生态效应。因此，研究TWP及其浸出液对水生环境的影响具有重要生态意义。

2. 方法论与文献计量分析

为全面分析TWP的环境来源、检测方法及毒理效应，我们在Web of Science（WOS）核心合集中进行了系统性文献检索。检索时间范围为2004年至2024年，采用复合检索策略，包含以下核心主题词：目标化合物：TWP；来源与分布："SOURCE OR DISTRIBUTION OR FATE OR USE"；检测与分析："DETECT" OR "ANALY"；毒理学终点："TOXIC" OR "LEACHATE" OR EFFECTOR IMPACT OR SOLUTION。最终纳入671篇原创研究文章。过去二十年相关出版物数量迅速增加。使用VOSviewer软件进行网络分析，识别出4012个关键词，其中53个出现次数超过13次。这些关键词被分为五个簇，进一步归类为四大组：来源与生成机制、环境行为与归宿、环境影响与风险、研究方法与分析。分析显示TWP环境毒理学数据仍然有限，需进一步研究。基于文献计量分析，本综述将重点关注TWP的来源、检测方法、分布及毒性效应。

3. TWP的来源

轮胎制造过程涉及多种材料，包括天然橡胶（NR）、合成橡胶（SR）、聚丁二烯橡胶（PBR）、丁苯橡胶（SBR）、炭黑、硫化体系及其他添加剂。其中，硫化过程尤为关键，天然橡胶链通过硫桥交联形成致密三维网络。单硫键的高键能有效抑制链断裂，显著增强材料机械强度和热稳定性，此过程进一步增加了TWP的化学惰性，延长其在环境中的持久性。

TWP来源于轮胎生命周期的多个阶段。然而，当前研究 disproportionately 集中于车辆运行期间的TWP释放，而对轮胎制造和处置阶段的贡献关注较少。一个被忽视的重要来源是冬季轮胎中使用的碳化钨钴（WC-Co）钉的磨损。这些钉钉释放富含金属的TWP，含钴和钨，两者均可引发环境问题。这些钉钉通常通过填埋或掺入建筑材料处置，缺乏可行回收方案，导致这些关键资源的回收率为0%。

运行中的轮胎磨损产生剪切力和热量，是TWP释放的主要来源。剪切力诱导的胎面材料机械磨损直接产生以粗颗粒为主的磨损颗粒，这些颗粒通常呈不规则形态，由炭黑填料和路面材料组成。在极端驾驶条件下，局部轮胎温度可超过180°C，导致轮胎聚合物热降解和增塑剂挥发，随后冷凝形成超细和细颗粒。这些颗粒常呈近球形或链状结构，主要由炭黑和有机成分组成。该机制使真实环境中TWP的粒径范围和化学组成复杂化。

环境条件、轮胎成分、驾驶行为和路面特性影响TWP颗粒生成。例如，橡胶摩擦的新理论认为总摩擦系数由三个物理组分构成：粘附项、变形项和裂纹形成项。粘附项占总摩擦系数的70–80%，是主导因素。振动光谱分析和磨损实验进一步验证，高频振动可在单次滑动事件中诱发周期性微裂纹，且稳态磨损率与磨损图案间距的立方成正比，表明粘滑运动是磨损的核心机制。摩擦过程中的纵向和横向力也影响TWP排放。系统测试显示，横向力诱导的颗粒排放量约为等效纵向力的四倍。粒径分布分析表明，随着纵向力从1 kN增加至4 kN，颗粒数量50%对应的粒径从0.59 μm增大至1.06 μm。横向力进一步促进粒径向更大尺寸转变。

实验研究揭示，轮胎胎面材料可在高温下通过有机化合物的挥发和冷凝产生纳米级TWP。当胎面温度超过160°C时，观察到纳米级TWP数量显著增加，呈几何平均直径为60–100 nm的单峰分布。粒径分布可通过调节冷却速率调控。纳米级TWP形成的主要机制是摩擦热导致轮胎内有机化合物挥发，其浓度与加热速率直接相关。冷却速率影响颗粒生长过程。在较低温度（150°C）下，颗粒呈浅色斑点状；而在较高温度（300°C）下，颗粒尺寸增大、颜色加深。据报道，真实驾驶条件下，郊区环境每公里驾驶距离生成的TWP量显著高于城市和高速公路环境。

除使用外，TWP也在轮胎回收和再利用过程中产生。通过 shredding 和 grinding 的机械降解释放大量TWP，而二次应用如人工鱼礁、运动场和建筑材料进一步促进环境传播。对来自17个国家91个人造草足球场的TWP样品分析显示存在多种有害化合物，包括18种PAHs、增塑剂（如邻苯二甲酸酯）、抗氧化剂和硫化促进剂。值得注意的是，所有TWP样品均含各种PAHs，包括八种被欧洲化学品管理局归类为致癌物的物质，如苯并芘。此外，智利和瑞典的三个样品总PAH浓度超过欧盟20 μg/g限值。研究还表明某些样品增塑剂浓度高达9470 μg/g，部分超出欧盟儿童产品总增塑剂1000 μg/g限值。这些发现强调再利用轮胎产品可成为扩散但持久的TWP来源。此外，TWP可掺入各种混合物，包括膨胀泡沫、防护涂层、混凝土、橡胶沥青、橡胶垫圈和鞋底，从而促进其环境传播。这些应用延长了TWP的持久性并使其扩散至道路以外，增加了来源识别和环境风险评估的难度。

总之，这些研究结果强调从轮胎生命周期角度系统理解TWP排放的必要性。现有研究主要关注道路使用阶段的排放，但不同区域TWP总排放量的显著差异表明，除道路磨损外的来源（如制造、回收和再利用）也可能贡献巨大，尽管更为分散。目前对这些阶段的关注仍不足，相关排放途径和机制尚未完全阐明。填补这一关键知识空白将有助于制定全面的TWP减排策略和监管政策，促进更有效的环境风险管理。

4. TWP的检测与鉴定技术

4.1. 样品处理与制备

样品处理是TWP分析的关键步骤，不当操作可能导致颗粒损失、聚集或污染。对于水样，预处理通常涉及通过振荡或超声分散聚集体，随后根据悬浮固体含量使用湿筛或离心进行粒度分级，继而采用适当滤膜过滤以回收微米级TWP。

沉积物样品因复杂的有机和无机组成常需额外处理步骤。方法通常包括干燥以稳定样品并提高均质性，随后干筛去除粗物料。常采用湿筛获得更细组分，继而可离心并冷冻干燥用于后续分析。这些程序突显了当前TWP检测中预处理方法的多样性，但缺乏标准化方案（尤其是对沉积物）仍是研究间变异性的重要来源。

4.2. 水生环境基质中TWP的检测技术

水生环境中检测TWP的技术框架涵盖多种方法，旨在有效识别和分析水样中的TWP。这些方法主要依赖于元素分析或质谱技术，但目前缺乏普遍接受的标准方法。关于水生环境中总TWP的收集，目前尚无标准化技术方案，但可使用筛网和烧杯等工具进行样品采集。总体而言，TWP检测方法可大致分为直接和间接检测方法。

直接检测技术

直接检测技术主要利用显微镜和光谱分析进行微塑料的识别与表征。显微镜技术（如光学显微镜和扫描电子显微镜）因成本效益高、操作简便而被广泛应用，可用于观察TWP的形态和结构特征，为后续研究提供视觉依据。早期研究通过人工计数技术量化水生环境中的TWP浓度，但这些技术耗时且无法确定颗粒的化学组成。

为进一步确认颗粒为TWP或其组分，采用光谱技术，包括傅里叶变换红外光谱（FTIR）和拉曼光谱。这些方法通过特征官能团振动峰准确识别颗粒的化学组成，为确定其类型和来源提供关键信息。FTIR是常规分析的最佳方法，但相对昂贵且速度较慢，而拉曼光谱无法确定形态数据。

上述检测技术各有优缺点。目前更常采用组合检测方法，整合这些技术。例如，成本效益高的传统光学显微镜常用于TWP的初步筛选，随后采用FTIR等光谱技术进行TWP的组成鉴定或确认。

间接检测技术

热分析技术与气相色谱/质谱（GC/MS）联用已成为间接TWP检测不可或缺的工具，因为它们提供复杂环境样品中聚合物基质和相关添加剂的分子水平信息。其中，热裂解-气相色谱/质谱（Py-GC/MS）、热重分析-气相色谱/质谱（TGA-GC/MS）和热萃取脱附-气相色谱/质谱（TED-GC/MS）各具互补优势。Py-GC/MS是一种强大的聚合物表征技术，因为受控热裂解产生诊断性碎片，可用于识别合成橡胶（如SBR、BR、NR）。由于此优势，它已成为TWP定量分析的主流技术之一。TGA-GC/MS可将热降解阶段与特定逸出气体关联，使得能够表征多组分混合物并估算TWP内填料、增塑剂和稳定剂的相对丰度。该方法特别适用于评估环境基质中的热稳定性和组成异质性。相比之下，TED-GC/MS便于在中等至高温下从块状TWP颗粒基质中热萃取挥发性和半挥发性有机化合物。该方法能够更全面地分析添加剂（如抗氧化剂和硫化剂）以及TWP转化产物。因此，TED-GC/MS特别适用于评估环境条件下TWP化学物质的潜在浸出。这些方法学共同拓宽了TWP研究的分析范围，但各自存在局限性。Py-GC/MS具有破坏性且高度依赖热解参数；TGA-GC/MS在异质样品中可能产生重叠信号；TED-GC/MS虽对添加剂分析有效，但对聚合物主链结构信息有限。然而，这些技术的互补优势，特别是与基于标志物的方法结合时，使其成为推进水生环境中TWP检测和表征的重要工具。

在表征水的物理化学参数时，浊度与总悬浮固体的比值可指示颗粒尺寸的相对组成，比值增加表明小尺寸TWP比例上升。然而，该方法易受水体干扰。分析水的表面电位可推断TWP颗粒在水中的聚集。

作为轮胎生产中使用的有机分子，SBR可作为检测的标志物化合物。可通过热萃取-脱附气相色谱-质谱法定量径流中的SBR含量以确定TWP含量。SBR因其高浓度和丰度而表现出良好灵敏度，且非轮胎来源污染极小。4-乙烯基环己烯是丹麦、瑞典等地区的轮胎胎面材料，可作为合适的标志物。可采用Py-GC/MS分析收集的水沉积物样品以测量TWP浓度。

苯并噻唑（BTs）也作为TWP的分子标志物。在水生环境中，BTs主要来源于TWP和废弃轮胎的浸出。在用作标志物的两种BTs中，N-环己基-2-苯并噻唑胺（NCBA）因其较高的有机碳-水分配系数而比2-(4-吗啉基)苯并噻唑（24MoBT）更适合作为水生环境中的标志物。然而，BTs在轮胎硫化过程中会有一定损失；因此，硫化过程中更稳定的分子标志物，如1,3-二苯胍（DPG）和抗氧化剂N-(1,3-二甲基丁基)-N′-苯基对苯二胺（6PPD），可作为TWP的替代分子标志物。尽管如此，单元素标志物的特异性不足，易导致假阳性。因此，可采用氢化树脂酸和油酰胺作为补充分子标志物，以估算真实水生环境中TWP的浓度。

虽然分子标志物具有高特异性，但也易降解和浸出，且其存在受轮胎成分和品牌的显著影响。因此，元素标志物也被广泛应用。锌和硫是橡胶硫化过程中的关键组分，高度特征性，常被用作TWP定量的元素标志物。这些元素可通过元素分析仪（CHNOS分析）或电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）在痕量水平检测。例如，通过量化水体中可萃取有机锌的含量，可在亚毫克水平检测轮胎颗粒。元素标志物通常比分子标志物更稳定，但缺乏特异性，因为它们可能来源于其他来源。

当前，直接和间接检测方法的整合应用代表了TWP分析的重要进展。直接检测方法通常用于定性分析，有效识别样品中颗粒的存在和特征。相反，间接检测方法主要用于定量分析，便于精确测量颗粒浓度等参数，从而详细评估颗粒分布和物理性质。这种多方面的检测策略不仅增强了研究的全面性和可靠性，也为进一步研究TWP行为及其潜在应用奠定了基础。

4.3. 水生环境基质中TWP浸出液的检测技术

TWP的浸出液可能在环境基质中积累，从而构成潜在环境风险。环境水基质中TWP浸出液的检测技术相对单一，主要包括提取、分析和表征以确保浸出物质的全面检测。环境水样采集后需进行真空过滤和固相萃取。这需要一个考虑未知污染物亲水性、亲脂性和中性特性的全面萃取程序。浸出液浓缩后，非靶向分析是关键步骤，通常采用高分辨率飞行时间质谱、液相色谱-质谱（LC-MS）和液相色谱-高分辨率质谱（LC-HRMS）来识别和量化浸出液中的复杂组分。此外，反相液相色谱结合电喷雾电离高分辨率质谱（RPLC-ESI-HRMS）可用于TWP浸出液的非靶向分析。锌是TWP在水生环境中浸出的主要金属来源，可采用电感耦合等离子体光学发射光谱法（ICP-OES）进行量化以代表浸出液。

采用非靶向分析结合高分辨率质谱对TWP浸出液中的新兴污染物进行了系统研究。共提取了348个分子特征，包括正离子模式下的244个和负离子模式下的104个。经筛选后，初步鉴定出51种污染物，包括苯并噻唑、六乙二醇和2-羟基苯甲醛。研究还利用随机森林和人工神经网络模型预测了这些污染物的浓度。

5. TWP在水生环境中的分布

TWP通过污水系统和地表水等途径进入水生环境。例如，在瑞典的海洋中检测到大量TWP。此外，人工湿地污水处理设施的沉积物易积累TWP。TWP向地表水环境的传输通量直接受污水处理过程保留效率和道路清扫车操作频率的调节。此外，轮胎磨损不仅产生颗粒物，还可能形成与原始轮胎成分不同的新化学化合物。这些化学物质的形成可能与路面材料和燃烧有关。它们可通过径流或大气沉降输送至水生环境。然而，由于缺乏TWP的标准化定量方法，其在水生环境中的浓度尚未得到充分评估。

5.1. 淡水环境

作为道路源污染物的TWP环境监测研究最初集中于淡水生态系统。跨多个地理区域，淡水中的TWP浓度范围很广，反映了当地因素如降水强度、土地利用和交通密度。例如，德国径流每年向地表水输送估计3000–10,000吨TWP，浓度范围为0.03至56 mg/L。类似或更高的值记录在城市道路附近，其中道路径流中的浓度可达179 mg/L，比受纳水体高出近一个数量级。这种差异突显了不透水表面和密集交通网络对TWP积累和迁移的强烈影响。

实地研究一致表明，道路径流是TWP进入水生环境的主要载体。在北京，靠近道路的水体浓度范围为0.65至46.18 mg/L，雪样中含量更高（达19.12 mg/L），表明雪在冬季作为TWP的临时储存库，在融化事件期间释放它们。类似地，沿瑞典E18高速公路的研究追踪了TWP的完整传输路径——从路面和排水沟到受纳水体。峰值浓度出现在初始径流中（高达17 mg/L），随后分散到河流系统（如Lill?n），衰减浓度为0.15–0.42 mg/L。这些发现共同表明了一个一致的两阶段过程：降雨期间高浓度TWP释放，随后稀释和下游分散。

证据表明，道路上的TWP在淡水环境中表现出两个关键特征：排放点浓度升高（特别是在暴雨径流中），以及随后跨多种环境基质的传输，包括路面、雪和水生系统。城市地区的不透水表面通过降雨驱动的径流加速这些污染物的迁移，随后将TWP引入河流和其他水体。来自不同地理位置的监测数据一致显示这些模式，表明TWP对淡水生态系统存在广泛不利影响的潜力。

降水事件动员道路上积累的TWP，导致暴雨径流中TWP浓度显著增加。在太平洋西北地区，观察到降雨事件期间道路径流中的TWP浓度高达150 mg/L。值得注意的是，在强降雨条件下，大气中的TWP也可被冲刷进入地表水。一项研究将轮胎磨损积累模型与美国环境保护署（US EPA）的降雨-径流模型相结合，提出了一种定量方法，用于模拟降雨事件期间TWP在城市道路中的迁移。利用交通数据、道路粗糙度和车辆类型构建的积累模型表明，在旧金山湾区的12个流域，TWP生成率为0.4–0.51 kg/km2/h。在模拟降雨-径流事件期间，TWP的事件平均浓度（EMC）范围为0.5至67 μg/L，与实际采样数据呈显著线性相关。研究揭示TWP积累与交通量呈线性相关，而低速条件下道路粗糙度影响有限。此外，模型估计单颗粒质量为4 μg，约为环境中微塑料的平均质量。

河口是促进淡水系统与海洋环境之间污染物交换的关键过渡带，受淡水和咸水潮汐混合的影响。因此，TWP倾向于在河口的淡水沉积物中积累，这些沉积物可截留大量TWP。TWP的纵向迁移受粒径控制，较小粒径有利于更长的迁移距离。河口支流的微塑料调查显示，TWP占总微塑料的17.1%，而在雨水滞留池中，这一比例高达53%。值得注意的是，沉积物中的TWP也可通过降雨期再活化，在降雨事件期间重新进入淡水系统。

总体而言，上述证据表明TWP排放的一般模式：TWP在降雨期间快速动员，在雪和道路径流中积累，并受水文、土地覆盖和城市基础设施影响经历复杂的传输和再活化过程。这些发现强调了TWP在淡水系统中的普遍性和持久性，并强调需要针对排放和水文传输路径制定减缓策略。

5.2. 海洋环境

与淡水系统（特别是城市径流区）相比，海洋环境中的TWP浓度显著较低，这主要归因于稀释效应、沉积过程和水动力分散。尽管如此，TWP仍占海洋微塑料的相当大部分，估计约占海洋总微塑料负荷的15%。然而，淡水环境和海洋环境之间浓度的显著对比并不必然反映TWP在海洋环境中的风险较低，而是反映了检测能力和采样难度的差异。传统的海洋实地采样技术通常无法完全表征TWP的粒径和密度，导致对其在海水中的存在系统性低估。证据表明，陆地上产生的TWP只有一部分最终到达海洋环境。每年输入海洋的TWP估计在荷兰为261吨，而人口少得多的挪威TWP输入量却高达3942吨。这些发现表明TWP排放存在显著的地区差异，可能受交通密度和城市化水平等因素影响。

在传输机制方面，地表径流是TWP进入海洋的主要途径，其贡献远大于废水 effluent 或大气沉降。TWP定量比较显示，径流的平均浓度为2.5 ± 1 mg/L，而废水 effluent 中为0.02 ± 0.01 mg/L，大气沉降率为24.7 ± 2.6 mg/m2/天。这些数字揭示地表径流提供了更直接和集中的输入，尤其是在沿海城市地区。

此外，粒径在决定TWP在海洋环境中的归宿和传输方面起决定性作用。较大颗粒（>15 μm）倾向于快速沉降，约80%的TWP颗粒在一分钟内从水柱中移除。较小颗粒（<15 μm）则表现出极慢的沉降速率（低至0.00001 m/s），使其易受沿岸流长距离传输的影响。这种尺寸依赖性行为也可解释TWP分布的空间梯度。TWP浓度通常随离岸距离增加而降低，并在海洋环境内呈现垂直变化，最初随深度增加而后又降低。

5.3. 沉积环境

沉积物被广泛认为是TWP的主要汇集地，其浓度通常比水柱中高出数倍。环境基质中报告的TWP值显示出空间变异性。例如，受重型交通影响的城市系统内的雨水口沉积物中TWP水平可达150 mg/g。类似地，靠近道路的雨水系统中，河流沉积物浓度约为40 mg/g，显著超过上覆水体。河口环境也表现出显著的积累，据报道TWP含量为0.96 g/kg，再次超过地表水水平。总之，这些发现表明沉积环境是TWP的长期储存库，沉积和滞留过程促进了不同水生环境中持续的积累。

总的来说，TWP在各种水生环境中均可检测到，尽管其浓度因环境背景而异。淡水系统通常表现出较高浓度，特别是在路径径流中，而海水由于稀释和长距离传输显示出相对较低的浓度。相比之下，沉积物的积累最高，反映了其作为长期汇集地的作用，TWP在那里持久存在并随时间浓缩。总体而言，这些模式表明地表水主要反映短期通量，而沉积物反映长期沉积，强调需要跨多个环境背景进行标准化监测，以全面评估TWP分布和生态风险。

6. TWP的毒理效应

鉴于TWP既作为颗粒物又作为浸出复杂化学成分的来源的双重性质，其潜在毒理效应已成为当前研究的焦点。目前，关于水生环境中TWP的研究明显少于陆地生态系统。本节将从多个角度整合现有毒理学发现，特别着重阐明TWP影响水生生物的机制。

6.1. TWP对水生生物的影响

水生环境中TWP的毒理学研究有限；然而，其对水生生物的影响代表了一个复杂而关键的研究领域。历史上，TWP研究主要集中于高浓度毒理效应，这是由于检测方法的局限性和不完善。例如，非洲爪蟾暴露于浓度为50 g/L的TWP，显著超过环境水平，导致死亡率为80.2%。

近年来，分析技术的进步促进了对环境相关浓度下TWP生态毒理效应的研究。例如，将环境浓度为50 mg/L的TWP引入农村和城市湖水中。研究结果表明，TWP暴露显著改变了细菌和真菌群落组成。此外，研究观察到细菌和真菌之间相互作用的减少，随后影响了这些水生生态系统内的元素循环。这些发现提示TWP可能通过破坏对生物地球化学过程至关重要的微生物网络而产生生态系统水平的影响。使用桡足类（如Acartia tonsa, Temora longicornis）的实验研究表明，在低TWP浓度（<10 particles/L）下对摄食和繁殖的直接影响有限，表明可能存在物种或生命阶段特异性的敏感阈值。

与短期实验相比，长期暴露研究更准确地反映了自然环境中污染物的持续影响，为物种的慢性效应提供了关键见解。例如，暴露于浓度为5–100 mg/L的TWP颗粒刺激了铜绿微囊藻胞外聚合物（EPS）分泌增加，同时促进了多糖与蛋白质比率的升高，从而导致毒性效应。暴露于10 mg/L TWP表明，TWP可抑制总有机碳/腺苷三磷酸（TOC/ATP），促进EPS分泌，诱导活性氧（ROS）积累并触发乳酸脱氢酶（LDH）释放，导致细胞死亡。

TWP的长期生态风险因多代效应而进一步放大。为了更好地表征这些风险，结合多代暴露技术能够更全面地理解跨代毒性，包括生殖适应性的改变和表观遗传失调。这种方法对于预测污染物对生物种群可持续性的长期风险至关重要。多代暴露研究表明，TWP显著影响配子质量，降低G0代精子活力，尽管后代通过生理补偿表现出正常发育和存活。此外，TWP可通过母体转移产生跨代效应。母体暴露实验揭示，在F0代暴露于TWP的轮虫，即使在转移到清洁环境后，F5和F6代的寿命也显著缩短，证实了TWP的跨代毒性。荧光示踪实验进一步验证了TWP向卵母细胞和幼体的母体转移，可能通过颗粒穿透生殖细胞或卵巢吸收实现。此外，模拟间歇性环境污染的重复暴露比单次母体暴露或持续暴露表现出更大的毒性，特别是在高浓度下；F3和F4代寿命显著缩短可能归因于遗传或表观遗传改变的累积效应。

水柱中颗粒的存在可能导致水生生物摄食障碍，尤其是在滤食性生物（如某些双壳类和小型甲壳类）中，颗粒可能被误认为食物而摄入，导致随后在生物体内浸出。例如，Hyalella azteca表现出对TWP的非选择性摄食，肠道保留时间为24至48小时。在模拟鱼消化液测定中，暴露于模拟胃液（3小时）和肠液（24小时）后，TWP溶解率分别为0.06%至44.1%。该过程的动力学受化合物极性和消化液特性（包括pH、酶活性和胆汁组成）的影响。食物的共同摄入可显著改变TWP溶解谱，导致颗粒内极性化合物的生物可利用度降低1.8–5.6倍，同时将疏水性化合物的释放增加2.3–2.7倍。摄入后，这些颗粒有可能引起胃肠道阻塞、营养物质吸收不良，严重时导致死亡。

随着技术进步，水生环境中污染物的多样性和浓度增加。TWP可与水中其他污染物相互作用，经历物理或化学转化，形成毒性增强或减弱的新化合物，从而影响环境。联合毒理效应评估更准确、真实地反映了TWP的生态毒理影响。由于其较高的比表面积和强疏水性，TWP颗粒易于吸附高疏水性、非极性有机污染物，甚至已应用于四环素污染废水的处理。TWP与其他常见水生污染物的共存可能引发协同或累积效应，