综述：聚苯乙烯微/纳米塑料对多种动物物种的毒性作用及机制的综述

《Journal of Hazardous Materials Advances》：Review of the toxic effects and mechanisms of polystyrene micro/nanoplastics across multiple animal species

聚苯乙烯微/纳米塑料（PS MNPs）因广泛用于包装、建筑和医疗产品，其碎片在环境中累积并威胁生物健康。本文系统综述PS MNPs对水生动物（如鱼类、浮游生物）的生理损伤、基因毒性及跨代效应，对土壤动物（如蚯蚓、线虫）的肠道屏障破坏和微生物群落改变，以及哺乳动物的消化系统炎症、神经损伤和生殖毒性。研究发现PS MNPs通过氧化应激、炎症反应和表观遗传修饰（如DNA甲基化）引发多级毒性，且与重金属、内分泌干扰物的协同效应显著。

　　### 研究背景与现状

随着全球塑料制品的广泛应用，其在环境中的累积问题变得日益严重。由于塑料具有高透光性、透明性、良好的电绝缘性和较低的热导率，它们被广泛用于泡沫包装、建筑保温材料、一次性餐具和电气产品等。然而，不当处理和降解导致了微塑料和纳米塑料（Micro/Nanoplastics, MNPs）在大气、海水、淡水、土壤和食物来源中的广泛存在。这一现象引发了对MNPs潜在毒性的关注，尤其是其对各类生物的影响。尽管已有大量研究探讨了MNPs对生态系统的毒理效应，但针对特定聚合物类型，如聚苯乙烯（Polystyrene, PS）的毒性研究仍显不足。

PS因其广泛的应用以及易碎性和易碎裂的特性，成为环境微纳米塑料污染的重要来源。此外，PS还具有一些独特的物理化学特性，如高比表面积、疏水性、略高于水的密度以及形成动态生态冠层的能力，这些特性使其在环境中的行为和毒性潜力与其他常见聚合物有所不同。例如，PS MNPs具有较强的吸附持久性有机污染物和重金属的能力，其芳香骨架可能促进特定的生物相互作用，包括激活芳香烃受体（AhR）通路，从而导致代谢和免疫功能的干扰。因此，深入理解PS MNPs的毒性机制，特别是其对不同生物类群的影响，对于评估其对生态系统的潜在风险具有重要意义。

然而，目前关于PS MNPs毒性的系统性综述仍较为缺乏。许多现有综述将不同聚合物类型的发现汇总在一起，可能掩盖了PS所特有的风险。因此，本研究旨在填补这一知识空白，通过以下几个方面：（1）评估PS MNPs的来源、环境分布和生物富集情况；（2）从机制角度综合对比其对水生、陆生和哺乳动物的影响；（3）探讨PS作为其他污染物载体的作用；以及（4）识别关键的不确定性、研究局限性和未来研究方向，从而提高对PS MNPs环境相关风险评估的准确性。本研究的综述为理解PS MNPs的生态影响提供了重要的基础，也为后续的深入研究和政策制定提供了科学依据。

### 文献综述方法

本研究涵盖至2025年7月的文献，并使用了三个主要的文献检索平台：ScienceDirect、Web of Science和PubMed。文献筛选流程如图2所示。所有检索均采用“microplastics”或“nanoplastics”与“polystyrene”和“toxicity”进行组合搜索，并补充了特定关键词，如“aquatic animals”、“fish”、“bivalves”、“protozoa”、“invertebrates”、“soil animals”和“mammals”。研究范围涵盖了2015年至2025年间在相关学科中发表的研究文章和综述。经过初步检索后，共获得459篇相关文献，其中212篇聚焦于PS MNPs对动物的毒性研究，这些文章主要集中在过去的五年内发表。通过对这些文献的摘要筛选和全文审查，我们选择了212篇进行深入分析。

为了建立有效的文献比较系统，我们组织并分析了这些研究的具体内容和发现，并将其分类为不同的子领域，包括水生毒性效应、陆生动物毒性效应和哺乳动物毒性效应。这些子领域进一步细分为个体毒性与联合毒性。毒性分析则按照多个层面进行，包括个体动物层面、器官和组织层面、细胞结构损伤以及分子机制的改变。通过对这些文献的综合分析，我们能够全面了解PS MNPs对不同生物类群的毒性影响，并揭示其潜在的生态和健康风险。

此外，本研究还利用了文献可视化工具VOSviewer，构建并可视化了PS MNPs对动物毒性的研究文献计量网络，从而验证了该领域的学术景观。通过Web of Science数据库的高级搜索，我们收集了包含“microplastic*”或“nanoplastic*”以及“polystyrene”、“animal*”和“toxic*”的文献。如图3所示，关于PS MNPs对动物毒性的研究主要集中在水生生物和哺乳动物上，而对土壤动物的研究仍较为有限。

### 研究方法

为了探究PS MNPs的毒性效应，本研究采用了多种实验方法和分析技术。首先，PS MNPs的制备方法分为两种：一种是自制MNPs，通过将商业塑料制品切割成小块，使用超声波浴以乙醇清洗去除有机残留，随后进行机械研磨以获得特定尺寸范围的MNPs；另一种是使用商业化的MNP微球，通常从如天津Baseline ChromTech研究中心、Creative Diagnostics（美国新泽西州）、Sigma-Aldrich（美国）、Polyscience Inc.（德国巴登-巴登）、Microspheres-Nanospheres（美国）、Beisler Chromatography Technology Development Center（天津，中国）和Zhongcheng Plastic Chemical（广州，中国）等公司获取。这些MNPs的尺寸范围从10纳米到1000微米，常见的尺寸包括10纳米、20纳米、50纳米、100纳米、200纳米、1000纳米、5微米、10微米、20微米、50微米、100微米和200微米。

为了评估PS MNPs对动物的毒性，研究人员通常在多个层面进行测试和分析，包括宏观到微观、从整个生物体到分子层面。总体和生理指标反映了动物在接触PS MNPs后的健康状况和基本生理功能。这些指标主要包括存活率、生长发育指标（如体长、体重和发育异常）以及繁殖能力（包括卵或后代的生产、性腺指数、生殖细胞活力和后代存活率）。此外，行为参数如运动能力、认知行为和摄食行为也被纳入评估范围。

在器官和组织层面，研究主要集中在消化、呼吸、循环、神经和生殖系统。关键评估包括组织结构完整性、细胞活力、炎症细胞比值和组织纤维化。在细胞层面，研究通常关注氧化应激标志物，如活性氧（ROS）、超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）和丙二醛（MDA）等。此外，凋亡相关蛋白的表达（如Caspase-3、Bax、Bcl-2等）也被评估。炎症因子的表达则通过测量促炎细胞因子（如肿瘤坏死因子-α（TNF-α）、白细胞介素-1β（IL-1β）和白细胞介素-6（IL-6）的基因和蛋白水平进行评估。关键的分子和生化指标还包括酶活性、代谢概况和肠道微生物群组成。

在研究PS MNPs对动物的毒性时，需要考虑多个因素，包括暴露浓度、暴露时间、给药方法、MNPs材料类型、粒径和使用的动物模型或细胞系。为了准确检测MNPs在动物组织中的积累，需要选择适当的组织消化程序、分离方法和鉴定技术。评估MNPs对动物的毒性效应时，需要测量从整个生物体反应到分子层面变化的指标。

### MNPs的分离与鉴定

在组织样本分析中，第一步是去除生物有机物以释放和富集其中的MNPs。这一过程需要最大程度地降解有机物，同时保持目标MNPs的物理化学完整性。常见的去有机物方法包括化学和酶解消化。化学消化主要针对致密的组织样本，包括碱性、酸性和氧化性消化。碱性消化涉及加入10M的氢氧化钠（NaOH）或氢氧化钾（KOH）溶液，而在加热条件下，蛋白质和脂质在组织中被有效降解；然而，这种方法可能会对某些可水解塑料造成损害。酸性消化通常使用浓硝酸（HNO?）或混合酸来消化组织。然而，酸性和碱性消化并不适合分离PS MNPs，因为它们可能导致PS的化学降解或修饰。因此，氧化性和酶解消化更为适合。

氧化性消化主要使用芬顿试剂（氢氧化物和亚铁离子的组合）或单独使用30%的过氧化氢。这种高效的氧化方法在相对温和的条件下（中性pH值、低温）降解有机物，对MNPs的损伤最小。酶解消化则提供了一种温和的方法，适合处理血液和肺部组织。通过使用特定的蛋白酶混合物，如胰蛋白酶K、Corolase? 7089和其他酶，可以在最佳温度和pH条件下选择性地降解不同的生物成分，从而提供更安全的实验操作。

消化后的溶液是一个复杂的混合物，包含MNPs、无机颗粒和未完全消化的有机残留物，因此需要进行分离和富集。关键步骤包括浮选和过滤，这些方法利用MNPs与无机或有机残留物之间的密度差异进行有效分离。PS MNPs的密度约为1.07 g/cm3，而发泡聚苯乙烯的密度甚至更低。实验通常使用饱和的氯化钠溶液（1.12 g/cm3）作为分离介质。将消化液与高密度溶液混合后，密度低于分离溶液的MNPs会浮到表面，而密度较高的杂质则会沉淀。沉淀后，上清液通过特定孔径的膜（如聚碳酸酯、硝酸纤维素或玻璃纤维）进行过滤，MNPs保留在膜表面，便于后续的显微镜检查或直接样本注射分析。

MNPs的定性和定量分析方法主要包括显微镜与光谱分析的结合，以及热分析技术。光学显微镜可以进行初步的形态学观察和粒子计数，但无法确定聚合物的化学组成。结合光学显微镜与红外光谱或拉曼光谱分析，可以实现对粒子形态的观察以及获取红外光谱。通过将光谱与标准库进行比较，可以识别聚合物类型，尽管观察的准确性依赖于操作者的专业水平。扫描电子显微镜（SEM）与能谱分析（EDS）则提供了高分辨率的表面形态信息。当结合EDS进行元素分析时，该技术有助于区分MNPs与天然矿物颗粒，并检测塑料中的添加剂。热裂解-气相色谱/质谱（Pyr-GC/MS）涉及在无氧条件下对样品进行高温裂解，产生的特征裂解产物通过GC/MS进行分离和鉴定。这种方法不依赖于粒子的尺寸和形状，能够对整个样本进行量化和分析，特别适用于纳米颗粒和高度降解的塑料碎片。

图4突出了在设计PS MNPs动物实验时需要考虑的关键因素。研究人员需要仔细选择暴露浓度、暴露时间、给药方法、MNPs材料类型、粒径以及使用的动物模型或细胞系。准确检测动物组织中MNPs的积累涉及选择适当的组织消化程序、分离方法和鉴定技术。为了评估MNPs对动物的毒性效应，需要测量从整体生物体反应到分子层面变化的指标。

### 方法学的批判性评估与环境相关性

在解释MNPs毒性研究时，一个关键的挑战是实验室条件与环境现实之间的差异。广泛使用未受污染的商业PS微球虽然保证了实验的可重复性，但忽视了重要的老化过程，如紫外线照射、机械磨损和生物膜形成，这些过程显著改变了表面化学、疏水性和聚集状态。这些老化后的MNPs往往表现出增强的毒性，可能是由于增强了活性氧（ROS）的生成或促进了细胞内化。

此外，许多研究中的暴露浓度远高于当前环境水平。虽然高剂量实验有助于在有限的实验周期内阐明潜在的机制，但这些浓度可能会触发与环境相关暴露水平无关的毒理途径。因此，未来的研究应包括环境转化后的MNPs，并实施慢性、低剂量暴露模型，以提高对现实世界风险评估的准确性。该领域亟需开发标准化协议，以在方法学实用性与生态相关性之间取得平衡。

### 生物毒性效应

#### 水生生物中的毒性效应

PS MNPs对水生生物的影响主要体现在行为、生长发育、组织器官损伤以及基因表达的改变上。例如，暴露于MNPs的水生生物的摄食、防御和运动行为均受到影响，最终影响其存活率。在浓度超过20 μg/L的情况下，MNPs显著损害了*Tigriopus japonicus*的摄食能力。*Sebastes schlegelii*幼虫在暴露于PS MPs后表现出摄食行为的紊乱，表现为觅食时间延长、游泳速度下降和活动范围减少。这些变化最终影响了它们的捕食效率。

生物体的营养状态也会影响其对MNPs的摄入。Nakano等人的研究表明，*Daphnia magna*在食物自由和富含*Chlorella*的环境中对PS微球的摄入量相差10到40倍。食物丰富度的增加可以降低MPs对*Daphnia magna*的毒性效应。长期暴露于PS MPs可能通过改变水生生态系统中浮游动物群落的相对丰度，从而破坏水生生态系统的功能。

PS MNPs对水生生物的毒性效应还体现在其对器官和组织的损害以及对DNA的吸附能力上。例如，PS MPs导致*Mytilus coruscus*的肠和肝胰腺水肿、胆囊病变、肉芽肿形成以及水生生物肠道代谢组和微生物群的显著改变。此外，PS MPs在某些情况下会干扰氨的排泄，可能影响鳃的氯离子调节和氨排泄，这可能与肠道菌群的变化有关。

PS MNPs的粒径对其毒性效应有显著影响。较小的MNPs更容易穿透肠道屏障并进入肝脏、大脑和生殖器官，从而产生更深远和系统性的效应。粒径与毒性的关系并非总是线性的，中等大小的MNPs可能表现出最强的毒性。粒径超过100 μm的MNPs可能因无法被摄入而表现出较低的毒性。极小的纳米颗粒可能在环境中迅速聚集成较大的聚集体，其行为类似于较大的颗粒，从而降低其穿透生物屏障的能力。颗粒尺寸的优化可能有助于更有效的细胞内吞作用，从而表现出最强的细胞毒性。

PS MNPs的形状主要由其是否为商业或自然来源的聚苯乙烯决定。与商业球形MNPs相比，自然来源的PS MNPs可能表现出较低的毒性。傅里叶变换红外光谱（FT-IR）分析显示，商业球形MNPs在1730 cm?1处具有额外的强酯吸收峰，表明其化学组成更为复杂。此外，商业生产的球形MPs因其尺寸均匀和表面光滑，更容易被水生生物摄入。相比之下，自然环境中不规则形状的MNPs通常会在其表面形成生物膜，这在一定程度上可以减缓添加剂的释放或改变生物吸收行为。

在某些暴露条件下，PS MNPs对水生生物的毒性效应通常随着暴露浓度的增加而增强。然而，浓度范围和机制的不同可能导致不同的效应模式。在环境相关浓度下，PS MNPs可能不会直接导致死亡，但可以引发一系列亚致死效应，包括生理应激、行为变化和生长与繁殖的资源分配减少。这些亚致死效应对种群动态和生态系统健康构成了重大威胁。随着浓度的增加，毒性效应变得更加明显和严重，导致器官和组织的物理损伤、氧化应激、炎症和最终的生长抑制和器官功能障碍。值得注意的是，在已知的耐受极限内，与氧化应激相关的基因表达会随着污染物浓度的增加而增加。然而，超过这些耐受阈值会导致显著的细胞损伤，降低细胞管理应激的能力。因此，极端应激通常会导致与氧化应激相关的基因表达减少。

长期暴露于PS MNPs会导致毒性效应从初始的应激反应发展为不可逆的生理损伤，甚至可能产生跨代效应。短期暴露（通常持续数小时至数天）主要引发生物体的初始防御和应激反应。相比之下，长期、慢性暴露更可能引起累积效应和严重的病理损伤。持久的应激源如PS MNPs可能会耗尽生物体的抗氧化防御系统，使其无法有效清除过量的活性氧。这会导致严重的氧化损伤，包括脂质过氧化和DNA损伤，并伴随持续的炎症，可能发展为慢性炎症，导致组织纤维化和功能丧失。此外，脂质变性和坏死、肠道黏膜损伤、微生物群失调和代谢紊乱也会发生。长期的能量耗竭和生理损伤最终表现为关键的种群层面指标，如生长迟缓、发育异常和繁殖能力下降，包括产卵量减少和卵子质量下降。

PS MNPs或其吸附的污染物可能通过表观遗传修饰影响亲代生物的生殖系统，或通过传递有害效应影响后代。即使后代未直接接触PS MNPs，它们也可能表现出不良结果，如发育异常、存活率降低和行为变化。这种关系并不总是遵循简单的线性模式；耐受和适应现象可能发生。在某些情况下，生物体可能在长期暴露于低剂量PS MNPs后表现出一定程度的耐受性。

#### 土壤动物和陆生无脊椎动物中的毒性效应

PS MNPs对土壤动物和陆生无脊椎动物的影响主要体现在其行为模式、生长发育、基因表达和微生物群的变化上。例如，*Cantareus aspersus*（陆生蜗牛）在暴露于含有0.1%、1%和10%（w/w）PS MPs的土壤环境中表现出生长率的浓度依赖性下降。此外，暴露于MNPs还会改变土壤动物的行为模式，当MNPs被掺入土壤并进入生物孔道时，它们会干扰某些跳虫的运动。

PS NPs（100纳米）对*Drosophila melanogaster*（果蝇）的发育产生负面影响，导致其孵化率降低。此外，暴露于PS MPs的果蝇表现出更高的活动水平，这可能由于营养吸收减少或肠道损伤。同样，*Bombyx mori*（家蚕）幼虫在暴露于PS MPs后表现出显著的高活动性，而黑暗环境会进一步加剧其运动紊乱。在发育阶段暴露于5微米PS MPs的*Drosophila melanogaster*幼虫表现出运动功能和方向控制的损害。成年果蝇中，PS MPs暴露导致雄性运动抑制，而雌性表现出显著的兴奋反应。爬行实验评估运动活动时，暴露于PS MPs的果蝇表现出运动能力的下降，其中雌性下降更为显著。鉴于这些似乎矛盾的结果，我们提出假设，即PS MNPs会诱导土壤生物的运动兴奋，从而导致活动水平的增加伴随运动组织的紊乱。土壤动物的运动也会在一定程度上促进MNPs的扩散，例如*Folsomia candida*（跳虫）可以将MNPs及其吸附的重金属、营养物质和微生物转移到土壤中。

然而，土壤动物和陆生无脊椎动物并非只是被动地承受MNPs的负面影响，而是积极地影响MNPs在土壤中的形成、分布和动态。这些土壤无脊椎动物包括*Gryllodes sigillatus*、*Oniscus asellus* L.、*Zophobas morio*幼虫、*Cornu aspersum* Müller、*Trachelipus rathkii*、*Achatina fulica*和*Protaetia brevitarsis*等，它们能够将老化或原始的PS泡沫大碎片分解为微塑料。许多陆生无脊椎动物可以降解PS MPs，包括*Spodoptera litura*、*Spodoptera frugiperda*、*Galleria mellonella L*、*Blaptica dubia*、*Tenebrio molitor*幼虫（*Wang et al., 2022*）和*Zophobas atratus*幼虫（*Chen et al., 2023*）等。这些陆生动物的肠道微生物群、肠道蠕动、微生物功能酶和活性氧在降解聚苯乙烯中发挥关键作用。

暴露于PS MNPs的土壤动物和陆生无脊椎动物通常表现出其在体内积累。例如，蚯蚓等土壤动物通过摄入土壤颗粒获取营养，从而直接摄入混合在土壤中的PS MNPs。此外，具有渗透性皮肤的土壤动物，如蚯蚓，PS MNPs可能通过表皮接触和刚毛摩擦造成直接的物理损伤，或者通过皮肤渗透积累在体内。陆生无脊椎动物，如果蝇和蜗牛，也会积累和运输PS MNPs。PS MNPs的粒径显著影响土壤动物，对于某些小型生物，其口部必须至少是MNPs直径的1.3倍才能有效摄入。PS MNPs可能在动物体内不同部位积累。在蚯蚓中，MPs主要集中在中后端表皮和肠道，而NPs则主要集中在头部和皮下组织。因此，尽管MPs积累量更大，但它们的毒性可能低于NPs。

PS MNPs进入土壤动物和陆生无脊椎动物体内后，首先会对它们的肠道组织造成机械损伤。暴露于PS MPs显著损害了蚯蚓的肠道屏障，包括肠道上皮细胞的损伤、紧密连接相关蛋白的表达减少以及渗透调节代谢的紊乱。这种损伤可能伴随肠道细菌的转移，导致肠道感染。PS NPs在果蝇的肠道和脂肪组织中积累，引起基因表达和代谢的变化，导致肠道损伤和致癌倾向。暴露于PS MPs的果蝇幼虫表现出肠道微生物群的复杂性增加，伴随微生物组成的重要变化。低浓度（0.02% w/w）的PS NPs（90-110纳米）显著减少了*Eisenia fetida*（蚯蚓）的肠道微生物多样性与物种丰富度。PS MPs对*Porcellio scaber*（跳虫）的肠道微生物群产生影响，并抑制其肠道氢气排放。PS MNPs的毒性机制似乎因颗粒大小而异。具体而言，PS NPs（100纳米）在*Enchytraeus crypticus*（水生环节动物）中引起肠道酸化和过氧化氢（H?O?）的积累，从而损害肠道屏障。相比之下，50微米的PS MPs刺激肠道黏液分泌，干扰脂肪吸收和消化，并诱导肠道细胞衰老。

PS MNPs对土壤动物和陆生无脊椎动物的生殖健康及其跨代效应也值得关注。长期暴露于低剂量的PS MNPs对*Drosophila melanogaster*的生殖系统产生负面影响，其中雄性果蝇表现出更高的敏感性。这些纳米颗粒被传递并积累在卵细胞中，导致在后代中观察到跨代效应。同样，暴露于PS MPs（1微米）在浓度为10-100 μg/L的情况下，在*Drosophila melanogaster*中诱导氧化应激和神经毒性，这些毒性效应在代际间传递。生殖和跨代毒性通常与DNA损伤、生殖细胞凋亡和基因表达改变有关。在*Drosophila melanogaster*中，连续暴露于PS NPs（100纳米）在浓度为1、10、50和100 mg/L的情况下，导致生殖毒性，表现为产卵量减少和卵巢凋亡。分子分析表明，这种毒性是由于卵巢细胞的DNA损伤和相关基因（如*Femcoat*和*CP36*）的下调（*Tu et al., 2023*）。

PS NPs对*Drosophila melanogaster*的生殖发育和生殖功能产生影响。氨基修饰的PS NPs表现出对生殖发育和生殖功能的增强毒性，诱导生殖细胞凋亡和DNA损伤。长期暴露于PS MPs在土壤中（0-0.5% w/w）对*Eisenia fetida*（蚯蚓）的生殖产生负面影响，导致F0和F1代后代数量减少，并伴有与基因毒性相关的DNA损伤。暴露于PS NPs的F0代*Drosophila melanogaster*导致跨代毒性，表现为生殖能力下降、生殖发育受损和生殖细胞凋亡。这些跨代生殖毒性与凋亡相关基因的表达失调和生殖细胞DNA损伤有关（*Li et al., 2025*）。此外，PS MPs对*Eisenia fetida*的毒性似乎具有粒径依赖性，与100纳米的PS NPs相比，10微米的PS MPs表现出更大的基因毒性（*Xu et al., 2021*）。

PS MNPs对土壤动物的毒理效应通常与氧化应激和免疫系统反应相关。暴露于PS MPs诱导了线虫的氧化应激，表现为活性氧（ROS）的增加、线粒体膜电位的破坏和抗氧化酶活性的增加，同时伴随线粒体功能和氧化磷酸化通路的抑制（*Li et al., 2024*）。此外，*Zophobas atratus*幼虫肠道中的ROS促进摄入的聚苯乙烯塑料的氧化降解（*Chen et al., 2023*）。研究PS NPs（100纳米）对*Eisenia fetida*免疫细胞的影响表明，PS NPs被细胞内化，导致细胞毒性、ROS水平增加、抗氧化能力下降和免疫抵抗力降低，以及凋亡和细胞死亡（*Shi et al., 2025*）。此外，PS MPs对*Eisenia andrei*（蚯蚓）的共肠细胞产生影响，导致吞噬作用、胞吞作用和氧化应激的抑制。暴露于PS MNPs在不同粒径下表现出不同的毒理效应，其中对*Eisenia fetida*的毒性在小粒径下更为显著（*Urbisz et al., 2024*）。

#### 哺乳动物中的毒性效应

PS MNPs对哺乳动物的毒性效应主要体现在其在体内积累、消化系统损伤、呼吸系统毒性、循环系统毒性、神经系统毒性以及生殖系统毒性等方面。饮食摄入是哺乳动物暴露于MNPs的主要途径。Schwabl等人报告了MPs在人类粪便中的存在，而Ibrahim等人在人类结肠切除样本中发现了MPs，表明这些颗粒可以部分穿过肠道屏障（*Schwabl et al., 2019*，*Alang et al., 2021*，*Hartmann et al., 2024*）。此外，空气污染中MNPs的吸入也是重要的暴露途径（*Torres-Agullo et al., 2023*，*Chen et al., 2023*）。Amato-Lourenco等人在人类肺组织中检测到小于5.5微米的MP纤维（*Amato-Louren?o et al., 2021*）。对术后人类肺组织样本的检查发现，13个样本中有11个含有MNPs颗粒（*Jenner et al., 2022*）。MNPs在人体血液中的存在确认了其通过血液循环进入全身各个部位的能力（*Gao et al., 2025*，*Leslie et al., 2022*，*Wu et al., 2023*，*Wang et al., 2025*）。MPs也已被检测到在人体胎盘中，表明其能够穿过胎盘屏障（*Ragusa et al., 2021*，*Braun et al., 2021*）。研究人员利用拉曼显微光谱分析了34名哺乳期女性的乳汁样本，发现其中26个样本含有MPs污染（*Ragusa et al., 2022*）。

小鼠作为重要的哺乳动物模型，被广泛用于研究MNPs在不同器官和组织中的积累。研究人员在小鼠的心脏、肝脏、脾脏、肺部、肾脏、大脑、耳朵、大肠、小肠、子宫、卵巢和血液中检测到了PS MNPs（*Nikolic et al., 2022*，*Liu et al., 2022*）。纳米级颗粒（293纳米）在小鼠经口给予后两小时内到达大脑，形成生物分子冠，其中胆固醇分子促进了MPs穿过细胞膜（*Kopatz et al., 2023*）。在将100纳米PS MPs通过气管滴注到大鼠体内后，检测到了MPs在肺部的沉积（*Fan et al., 2022*）。此外，在小鼠口服给药后，观察到了2微米大小的PS MPs在大脑和肝脏组织中的积累（*Lee et al., 2022*）。

在消化系统中，PS MNPs会扰乱肠道微生物群的组成和平衡，破坏肠道屏障，引发炎症反应，损害DNA，并诱导肠道上皮细胞和肝细胞的凋亡（*Zhao et al., 2023*）。对39名成年人的血液检测表明，暴露于MPs会改变肠道微生物的种类、微生物毒力因子和群体感应等微生物特征（*Gao et al., 2025*）。比较含有MPs的人类粪便样本与不含MPs的样本时，发现暴露于MPs的样本中*Roseburia*和*Clostridium*的相对丰度减少，而*Prevotella copri*的相对丰度增加（*Husna et al., 2022*）。细胞实验表明，PS NPs对人类克隆结肠腺癌细胞（Caco-2细胞）的诱导凋亡作用比MPs更强（*Yan et al., 2023*）。修饰的PS MNPs可能表现出更高的毒性，与羧基化或非功能化的颗粒相比，氨基修饰的颗粒表现出更高的摄取率，并且对肝细胞（HepG2）更具毒性（*Banerjee et al., 2022*）。

短期暴露于PS MPs（7天）会导致小鼠结肠组织损伤，并在肠道中增加炎症细胞。高通量测序结果显示，暴露于MPs的肠道微生物群显著变化，包括*Alisitipes*细菌的相对丰度减少，这与肥胖风险增加有关（*Xie et al., 2022*）。此外，MPs暴露对消化系统的影响可以跨代传递。怀孕的雌性小鼠在妊娠期间暴露于80纳米的PS NPs，会导致其后代小肠的氧化应激和细胞铁死亡（*Tang et al., 2023*）。暴露于PS MPs还可能通过微生物-肠道-大脑轴影响其他系统，长期口服PS MPs会通过巨噬细胞中的VLA4-VCAM1信号通路增加炎症，并可能通过调节微生物-肠道-大脑轴导致抑郁（*Kuai et al., 2024*）。

呼吸系统是另一种重要的暴露途径。100纳米的PS NPs在SD大鼠的肺部增加了促炎细胞因子IL-6、TNF-α和IL-1β以及促纤维化细胞因子TGF-β的表达，同时肺组织中长链非编码RNA和环状RNA的表达显著改变（*Fan et al., 2022*，*Lim et al., 2021*，*Brown et al., 2001*）。鼻内给予PS MPs，特别是氨基修饰的PS NPs，表现出最显著的毒性效应。鼻内给予MNPs导致大鼠鼻粘膜损伤，并诱导凋亡（*Huang et al., 2022*）。在小鼠的气管内给予含有吸入的阳离子PS NPs的悬浮液后，观察到肺组织的炎症浸润。转录组分析显示，PS NPs通过激活NLRP3/caspase-1/IL-1β信号通路诱导早期炎症反应（*Wu et al., 2023*）。空气中的MNPs已被证明会干扰呼吸系统的微生物群，导致炎症反应。此外，空气中的MNPs也会干扰小鼠鼻腔和肺部的微生物群，导致气道生态失调（*Zha et al., 2023*）。

细胞实验也确认了呼吸细胞对MNPs的内化，这会诱导氧化应激、凋亡和细胞自噬。PS NPs对人类支气管上皮细胞（BEAS-2B）和原代鼻上皮细胞（HNEpCs）的代谢产生影响，导致细胞自噬和氧化应激在内质网中发生（*Lim et al., 2019*，*Annangi et al., 2023*，*Yang et al., 2021*）。人类肺上皮细胞（A549）可以内化PS NPs。暴露于PS MPs会激活TNF-α通路，并诱导凋亡（*Xu et al., 2019*）。此外，有证据表明PS NPs会在内质网中诱导氧化应激，并通过激活NADPH氧化酶4（NOX4）促进上皮细胞向间质细胞的转化（*Halimu et al., 2022*）。

如图6所示，PS MNPs在哺乳动物的呼吸系统中会破坏气管微生物群，损害肺上皮细胞的紧密连接，激活TNF-α信号通路，诱导内质网和线粒体的氧化应激，并最终导致炎症反应和焦亡。

#### 循环系统毒性

在通过饮食或呼吸暴露后，PS MNPs可能穿透肠道屏障和肺泡-毛细血管屏障，进入血液，并随后分布到全身各个器官。在循环系统中，PS MNPs首先影响血细胞活性，可能引发自身免疫反应。100纳米的PS NPs与人类血浆和血清白蛋白相互作用，导致这些颗粒聚集成簇，并形成多层蛋白冠（*Gopinath et al., 2019*）。暴露于PS MPs会导致免疫细胞的急性炎症和氧化应激，并直接接触红细胞，导致血红蛋白的释放（*Choi et al., 2020*）。

短期暴露于PS MPs（7天）导致小鼠结肠组织损伤，并在肠道中增加炎症细胞。高通量测序结果显示，暴露于MPs的肠道微生物群显著变化，包括*Alisitipes*细菌的相对丰度减少，这与肥胖风险增加有关（*Xie et al., 2022*）。此外，MPs暴露对消化系统的毒性效应可以跨代传递。怀孕的雌性小鼠在妊娠期间暴露于80纳米的PS NPs，会导致其后代小肠的氧化应激和细胞铁死亡（*Tang et al., 2023*）。暴露于PS MPs还可能通过微生物-肠道-大脑轴影响其他系统，长期口服PS MPs会通过巨噬细胞中的VLA4-VCAM1信号通路增加炎症，并可能通过调节微生物-肠道-大脑轴导致抑郁（*Kuai et al., 2024*）。

### 神经毒性

PS MNPs还对哺乳动物的神经系统产生毒性效应。较小的MNPs尺寸甚至可以穿过血脑屏障，对中枢神经系统产生影响（*Park et al., 2024*，*Nihart et al., 2025*）。PS MNPs破坏了血脑屏障，并被小胶质细胞内化，这一过程减少了树突棘密度和突触蛋白水平，诱导了小鼠海马体的炎症反应，并导致认知和记忆功能的损害（*Lee et al., 2022*，*Jin et al., 2022*，*Shan et al., 2022*）。PS MNPs的神经毒性效应可能具有跨代遗传性，母体暴露于MPs会导致小鼠后代的异常大脑发育和代谢紊乱（*So et al., 2023*，*Harvey et al., 2023*，*Jeong et al., 2022*，*Mercer et al., 2023*）。

在一项研究中，怀孕的雌性大鼠在整个妊娠期和哺乳期接受低剂量的PS-NPs（50纳米）暴露，导致其后代通过P53介导的海马体铁自噬和铁死亡表现出神经毒性，从而影响认知、学习和记忆（*Chen et al., 2024*）。研究表明，PS MNPs可能与神经退行性疾病相关。PS NPs与神经元中的α-突触核蛋白纤维相互作用，可能在帕金森病的发病机制中起作用（*Liu et al., 2023*）。PS MNPs诱导内皮细胞凋亡，并损害基底膜，从而使其穿过血脑屏障进入神经系统。这一过程激活了小胶质细胞，导致神经元损伤和突触蛋白水平的降低（*Figure 8*）。

### 生殖系统毒性

暴露于PS MNPs可能会显著影响哺乳动物的生育能力。摄入PS MPs会导致小鼠的卵巢炎症、卵子质量下降、卵巢储备能力减少、发情率降低和产仔数减少。此外，PS MPs对小鼠的卵巢和卵子产生影响，包括卵巢中IL-6水平升高、卵子中活性氧（ROS）增加以及卵子中丙二醛（MDA）、谷胱甘肽（GSH）、线粒体膜电位（MMP）和内质网钙离子水平的下降（*Liu et al., 2022*）。人类