在欧洲城市化地区弗兰德斯(比利时)，来自不同淡水来源的饮用水中存在微塑料

微塑料(MPs)是水生生态系统中新出现的令人关注的污染物。到目前为止，只有少数关于饮用水中MP污染的研究发表。在这项研究中，我们分析了来自地下水、地表水和处理污水的饮用水中MPs的存在，这些饮用水收集于不同的饮用水处理厂(DWTP，n= 9)和法兰德斯(比利时)地理区域的水龙头(TW, n = 9)。我们使用μFTIR光谱在25-1000 μm范围内测量了微塑料浓度、尺寸分布和聚合物类型。DWTP和TW样品中MPs的丰度平均为0.02±0.03 MPs L⁻¹0.01±0.02 MPs L⁻¹,分别。我们没有发现根据水的来源比较得到的MP浓度有显著差异。聚丙烯(PP)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)是样品中检测到的最常见的聚合物类型。接下来，基于几个理论假设，我们推断了样品中测量到的MP浓度，以覆盖MP的整个理论尺寸范围(1-5000 μm)，从而估算出MP的实际污染水平。颗粒浓度(1 μm - 5000 mm)平均为5.59 MPs L⁻¹3.76 MPs L⁻¹分别为DWTP和TW样本。根据每天2升饮用水的标准消耗量，结合本研究测量的浓度，佛兰德人每天通过饮用水消耗的人均含量为0.02 MPs。这些发现有助于我们了解饮用水中的微塑料污染，这是一个令人担忧的问题，因为人体内可能吸收MPs。

被称为微塑料(MPs)的小颗粒，定义为大于1 μm、小于5毫米(最长轴)的塑料颗粒，很容易被包括人类在内的海洋和陆地动物摄入，因此引起了人们对其在体内积累和潜在毒性的关注(Wright和Kelly，2017)．尽管如此，到目前为止，MPs对生物体的影响还不完全清楚(Campanale等，2020；Granek等人，2020)．由于不同的物理化学性质使微塑料成为多方面的压力源，因此理解它们的影响具有挑战性(Campanale等人，2020)．暴露于多磺酸粘多糖对生物体的潜在负面影响可分为两大类:物理影响和化学影响。前一类与微塑料的颗粒大小、形状和浓度有关，而后一类与MPs相关的危险化学物质有关(Campanale等人，2020)．最近的研究描述了MPs在几乎所有环境水生基质中的出现(例如Ricciardi等，2021；Rodrigues等人，2018；Van Cauwenberghe等人，2013，2015；Vivekanand等人，2021)．不出所料，MPs也进入了食物链，可以通过海鲜被人类摄入(Van Cauwenberghe和Janssen，2014)，亲爱的(李贝泽和李贝泽，2015)和盐(Iniguez等人，2017)．通过研究世界不同地区人类粪便中MPs的存在，发现了这种摄入的证据(Schwabl等人，2019；Zhang等，2021)．考克斯等人评估了大约15%的美国人的卡路里摄入量。2019)估计，根据年龄和性别的不同，人一生中每年的MPs颗粒消耗量在39,000至52,000个之间。2019年，世卫组织要求开展进一步研究，以评估多磺酸粘多糖暴露的风险，并调查对人类健康可能产生的有害影响(世卫组织，2019)．

除了食品，饮料也是一个重要的研究领域，尤其是饮用水，因为它是经常被消耗的。饮用水中的微塑料负荷还没有得到彻底的研究，但瓶装水和自来水的一些数据是可用的。到目前为止，关于瓶装矿泉水中多磺酸盐含量的研究报告数量有限(例如Mason等人，2018；Oβmann等，2018；Schymanski等人。2018；Zhou等人，2021)．Schymanski等人(2018)在瓶装饮用水中发现了小塑料颗粒(118±88 MPs L)⁻¹为14±14 MPs L⁻¹在一次性塑料瓶中)，并得出结论，包装材料是污染的主要原因。到目前为止，对自来水中MP污染的研究论文也非常少(Kosuth et al.，2018；Pivokonsky等人，2018；Mintenig等人，2019；Tong等人，2020)．因此，本研究的目的是在西欧的一个人口密集地区，即法兰德斯(比利时)，对来自不同来源的大量饮用水中的微塑料MPs进行鉴定。样本来自佛兰德斯地区供应链上的两个不同位置:(1)饮用水处理厂的纯净水(DWTPs)和(2)传统家庭水龙头的饮用水，以评估MPs的污染水平。根据来源详细分析MP的浓度、类型和大小可以表明不同水源之间的污染水平是否不同。本研究旨在对佛兰德饮用水中大于25 μm的MPs的知识缺口做出贡献。

样品收集

为了调查饮用水中多磺酸盐的浓度，从佛兰德斯的饮用水处理厂(DWTP)和自来水(TW)中采集了样本。总共选取了分布在佛兰德斯的8个饮用水处理厂(图1)。1)．在选择时考虑到将被净化为饮用水的水源:地下水(n= 3)和地表水来源(n= 4)。使用地下水的装置代表了两个抽取深层或浅层地下水的中心，无论是否经过额外的净化步骤。还在托雷勒污水处理厂收集了样本，在那里经过额外的净化步骤(包括渗入土壤)后，用净化废水(废水处理厂的出水)生产饮用水。在这个采样地点，采集了两个样本。此外，还从5个不同地点的TP中提取了样本(图1)。1)．在其中两个地点重复采样三次，以了解MP浓度的变化。所选采样地点和日期的详细资料见下表1．

在每个采样点，用硝酸纤维素膜过滤器(孔径8.0 μm)过滤约300 L的水，⌀47毫米，Whatman AE99)。这种膜过滤器被封闭在一个由不锈钢组成的过滤系统中，该过滤系统通过一根管子连接到DWTP或水龙头的出水管道。此外，在取样或提取过程中，产生阴性对照样品以确定样品中的污染程度(图S1)．在生产空白样品的取样装置之后，总是串联放置一个相同的装置。因此，通过实际采样过滤器的水，随后也通过这个空白设置中的过滤器。因此，在空白过滤器上发现的多磺酸粘多糖只能是在去除过滤器或多磺酸粘多糖提取过程中受到污染的结果。在两个地点(根特和科尔特里克)，连续收集了三次重复的自来水。用流量计收集水龙头上的流量和压力信息，并确定取样体积。采样后，膜过滤器被储存在玻璃培养皿中，然后用铝箔包装并运输到实验室。在实验室收到样品后，共18个样品被保存在−20°C下，直到进一步处理。

样品处理:微塑料萃取

在玻璃烧杯中，每个纤维素过滤器与50 mL氢氧化钾(KOH, AnalaR NORMAPUR)混合，然后放入温水浴(Memmert WTB)中60°C 24小时，以消化纤维素过滤器。得到的溶液经过聚四氟乙烯(PTFE)过滤器(孔径10.0 μm)过滤，⌀25毫米，全孔膜过滤器，默克)通过玻璃过滤系统。测量杯和过滤系统都用过滤后的去离子水冲洗三次，用0.1%的吐温®80溶液冲洗一次。随后，将过滤器在无尘环境下室温干燥24小时。

塑料微粒特性

用傅立叶变换红外光谱(Nicolet iN10 FT-IR显微镜;赛默费雪科学公司，麦迪逊，威斯康星州，美国)。对滤光片的整个表面进行扫描，并确定每个精确粒子的光谱(100 μm步长扫描，150 × 150 μm孔径，光谱分辨率16 cm)⁻¹，反射方式，光谱范围1300 - 4000cm⁻¹)．根据与参考库(内部和商业库)中已知光谱的相关性(Pearson相关性，阈值匹配75%)对获得的光谱进行识别。此外，还收集了粒子的长度和宽度的信息。从数据集中删除所有未识别的颗粒(非塑料或与参考塑料匹配度低于75%)。

质量控制

我们采取了预防措施以避免污染，这是所谓的良好现场和实验室规范(GLP)的一部分。在实验室取样和处理样品的过程中都穿着棉质实验服。在封闭的实验室环境中，在层流(Potteau, Heule)下进行提取，并定期彻底清洗。所有的实验材料都预先用去离子水漂洗三次，并无尘储存。瓶子、量杯和样品都用铝箔或表罩密封，以避免空气污染。如果可能的话，使用玻璃、金属或不锈钢实验室材料。尽量避免使用塑料设备，但如果不能更换，则通过空白样品分析先验地检测可能的污染，并根据需要调整方法。

在安装取样装置后，首先用取样水冲洗(不带过滤器)。创建的空白样本对照在实验室中进行处理，与其他样本类似。到目前为止，还没有标准化的方法可以在分析中解释这些控制。在采样和处理过程中，我们使用检测限(LOD)和定量限(LOQ)对数据进行了可能的污染校正(Uhl等人，2018)：

根据不同聚合物类型计算LOD和LOQ值。我们认为，由于可能的污染，在样品中发现的某一特定聚合物类型的定量限以下的所有浓度都是不可靠的，因此没有报告这些值。相反，我们报告了“1．

环境微塑料浓度的缩放

由于FTIR光谱方法的实际尺寸检测局限性，测量到的MPs范围在25 ~ 1000 μm之间。更正确的默认MP尺寸范围应包括1 ~ 5000 μm之间的所有粒子，对应MP定义(Koelmans等，2020)．假设表层水体和沉积物的粒径分布服从幂定律分布，可以使用Koelmans等人提出的修正因子(CF)将测量到的数量浓度(25-1000 μm)转换为默认MP粒径范围(1-5000 μm)。2020；Kooi等人，2021)：

公式下标x_1D，x_2D，x_1米而且x_2米分别参照最小默认尺寸(1 μm)、最大默认尺寸(5000 μm)、最小实测尺寸(25 μm)和最大实测尺寸(1000 μm)。为了拟合幂律，将数据集中大于1000 μm的MPs去除。拟合幂律指数，一个，通过将对数变换后的幂律分布拟合到测量的尺寸分布(PoweRlaw package, R studio)来计算。确保幂律指数的良好估计一个， fit是bootstrap (n= 100)，得到的均值和标准差一个(Clauset et al.)2009)．分别计算了DWTP和TW的CF。随后，通过将测量浓度与计算的CF相乘，对测量的粒子浓度进行校正。

统计分析

所有的统计测试都在R Studio中执行。所有计量数据均采用夏皮罗-威尔克正态性检验和Levene方差齐性检验作为前检验。采用方差分析(ANOVA)或非参数替代Kruskal-Wallis法对MP浓度在地点和环境因素之间的差异进行统计分析。两种分析之后都进行了适当的事后分析以进行两两比较。差异被认为有统计学意义，如果p-value小于0.05。

通过计算斯皮尔曼秩相关来研究与环境因素或其他元数据(连续变量)的相关性。使用R中提供的ggplot2包(4.0.3版本)生成图表。

我们研究的目的是量化和调查弗兰德斯地区饮用水及其相关水源中多磺酸盐的存在。下面，我们只报告空白校正浓度，因为所有低于各自LOQ值的识别粒子都已从数据集中删除。因此，我们只报告那些被认为定量可靠的浓度。

佛兰德饮用水生产中心的微塑料污染

我们发现，在dwtp中采集的样本中，每升饮用水的平均±SD为0.02±0.03 MPs(详细信息见表S2)．在埃森、伊根霍夫和加弗斯三个不同的dwtp中，没有发现MPs。在Kluizen和Leefdaal-Puttebos的DWTP中，报告的浓度低于LOQ值。因此，对于这些样本，采样量不足，以确保收集到的MPs数量充足。其他部位的MP浓度在0.01 MPs / L至0.06 MPs / L之间变化(在DWTP - Torreele的一个重复中)。在不同采样点之间观察到的MP浓度差异与水龙头上的水压无关(cor = 0.15;p= 0.75)，流速(cor = 0.41;p= 0.42)，采样和/或加载过滤器的持续时间(即采样所需的过滤器数量被用作代理;cor = 0.20;p= 0.67)。然而，根据水的来源(SW、GW和WWTP出水)比较MP浓度，值得注意的是，从地下水产生的饮用水似乎不含MP，即使在没有对地下水进行进一步净化的dwtp - eggenhove情况下也不含MP(图)。2)．污水处理厂出水净化水的平均MPs含量(0.05±0.02 MPs/L)高于地表水获得的饮用水(0.02±0.02 MPs/L)。然而，由于数据有限，根据不同来源所观察到的MP污染差异并不显著(p= 0.123)。需要收集更多的数据来证实这些结果。

回收的微塑料的性质

聚丙烯(PP)是DWTP净化后饮用水中最常见的聚合物类型(85.42%)。在DWTP-Blankaert和DWTP-Oelegem中只发现了PP。此外，PE(14.58%)也被发现，尽管仅在Toreele的DWTP(23.33%的样本)中。其他类型的聚合物没有出现在分析的样品中，或发现其浓度低于LOQ值。在我们的数据集中，颗粒的大小分布显示，最小的颗粒(25-100 μm)出现在最高浓度(图。3.)．发现的MPs平均长度为214±209 μm。

佛兰德斯自来水中的微塑料污染

来自Sint-Denijs-Westrem、Oostende和Herentals的样品中MPs不大于25 μm。在根特和科特里克的样品中，大多数重复的浓度低于计算LOQ值，因此，为进一步分析设置为零(见表S3.)．

佛兰德自来水的平均MP污染为0.01±0.02 MPs / L，在根特的一个样品中发现的最高观察浓度为0.05 MPs / L。根特自来水的平均浓度为0.02±0.03 MPs / L，而科尔特里克自来水的平均浓度为0.01±0.01 MPs / L。根特自来水重复样品的差异很大，因为一个样品含有所观察到的最高浓度，而其他两个重复样品的浓度低于LOQ值。在Kortrijk, 3个样品中有2个MP浓度相当，一个样品的MP浓度低于LOQ值(表S3.)．与之前报道的自来水中的MP浓度相比，测量到的浓度较低(Cox等，2019)．尽管根特和科尔特里克的自来水来源不同，但根据目前的数据，不可能对自来水的来源特定的MP负荷作出结论。

回收的微塑料的性质

回收的MPs主要是PET(40.74%)和PP(33.33%)，但也有PVC(14.81%)、PS(7.41%)和PE(3.7%)等聚合物类型。比较MP浓度为> LOQ的两个采样地点，根特采样地点的聚合物组成比Kortrijk更多样化。PVC和PE颗粒只在根特发现，而在科尔特里克没有发现(图。4)．

颗粒的大小大多在50 ~ 75 μm左右(44%)，平均长度为140±271 μm。有限的粒子数量(n= 27)阻碍了良好的分析。5)．

饮用水中微塑料污染的全球格局

关于饮用水中MP污染的数据相当匮乏。截至目前(2021年12月)，据我们所知，已有7项(同行评议的)研究调查了饮用水处理厂中MPs的存在，与本研究中在佛兰德斯收集的DWTP样本相当(图1)。6)．然而，我们的数据集与这些研究的比较并不直接，因为使用了不同的方法来收集(1)样本(例如，采样量和方法的差异:批量采样/过滤)，以及(2)识别方法和相关的可靠性和大小分类。因此，将以前发表的结果与我们的结果进行比较应谨慎。

一般而言，来自地下水来源的饮用水似乎普遍含有少量的多甲基磷灰石污染;我们在研究中也观察到了这一点。Mintenig等(2019)从德国五家不同的饮用水处理厂发现了来自地下水净化的饮用水中的多磺酸粘多糖。从之前发表的研究和我们的数据中都可以看出，与来自地下水的饮用水相比，来自地表水的饮用水通常含有更高的MPs浓度。例如，在挪威，没有检测到塑料(< LOQ)，在瑞典，从地表水来源的饮用水中每升回收0.12 MP (Uhl等，2018；Kirstein等人，2021年,一个分别)。目前的研究结果与这些结果一致。相比之下，在捷克共和国进行的一项研究报告从地表水获得的饮用水中MPs的污染水平要高得多:即338±76至628±28 MPs L⁻¹虽然浓度取决于DWTP，这表明处理对MP污染水平的影响(Pivokonsky等，2018)．重要的是，在这项研究中，据报道95%的这些颗粒的尺寸在1到10 μm之间。如果我们只考虑大于10 μm的颗粒，那么捷克饮用水的平均含量为23.48 MPs L⁻¹(Pivokonsky等，2018)．此前没有发现关于饮用水中多磺酸粘多糖污染的论文，这些多磺酸粘多糖来自污水处理厂的净化出水，因此不可能进行比较。

重点是自来水(从家庭自来水中取样)，佛兰德斯的MP浓度较低，与丹麦的观测结果相当(2018意大利(0名议员L⁻¹；Kosuth等人，2018)，挪威(< LOQ;Uhl等。2018)和德国(0.45个议会席位⁻¹；韦伯等人，2021)．在美国，平均9.24毫克每升⁻¹(Kosuth等人，2018)．中国的自来水似乎含有最多的MP粒子(440±275 MPs L)⁻¹343.5 MPs L⁻¹)，尽管本研究中使用的分析方法可能会造成高估(Tong等人，2020；Shen等人，2021)．在美国和古巴的测量结果显示，MP浓度较高，分别为9.24±11.8和7.17 MPs L⁻¹，分别(Kosuth et al.，2018)．数据和所用方法的巨大差异使得比较具有挑战性。如果我们只考虑使用相同分析方法(FTIR/Raman光谱)和报告相同尺寸类的研究，我们只能将我们的结果与Uhl等人的研究进行比较。2018)和韦伯等(2021)，在自来水中没有发现多磺酸粘多糖。

在文献中，通常观察到相对于目前的研究更多样化的聚合物组成。透视孔斯基等(2018)发现，大多数MPs(约70%)由PET(聚对苯二甲酸乙二醇酯)、PP(聚丙烯)和PE(聚乙烯)组成。Mintenig等(2019)鉴定样品中的MP颗粒为聚乙烯、聚酰胺、聚酯、聚氯乙烯或环氧树脂，粒径在50 ~ 150 μm之间。

测量的微塑料浓度的缩放

如前所述，由于分析方法的实际局限性，MPs的尺寸定义(默认尺寸范围1 ~ 5000 μm)与实测尺寸范围(25 ~ 1000 μm)不一致。基于Koelmans等人所描述的方法(2020)，我们能够重新缩放测量的尺寸范围，以覆盖默认的尺寸范围，假设计算的幂律分布和指数值在上下限检测边界之外有效。根据dwtp中发现的颗粒粒径分布，计算出一般CF为279.67，对应计算出的平均指数为2.75±0.90。没有其他可用于比较CF值或指数值的缩放数据，然而，其他研究报告了塑料碎片的幂律指数在1.2到2.93之间(Mohamed Nor等，2021)．当使用该CF重新计算1 μm ~ 5000 μm之间的MPs浓度时，在地表水来源的饮用水中，计算得到的重标浓度为5.59 MPs / L，而在污水再利用废水中，计算得到的平均浓度为13.98 MPs / L(使用相同的CF和指数值)。由于在每个位置发现的MP粒子数量有限，因此不可能进行特定位置的缩放。

根据自来水中发现的颗粒的粒径分布，计算CF为376.42，对应计算的平均指数为2.84±0.80。根据计算出的CF，弗兰德斯自来水中的重标颗粒浓度为3.76 MPs / L。最坏的情况将导致根特自来水中的重标MP浓度为18.82 MPs / L(最大测量浓度为0.05 MPs / L)，尽管这只是一个估计，需要更多的数据来证实这些结果。

由于这里应用的这种缩放方法还不是一种通用的实践，因此还不可能将我们的缩放结果与其他已发表的数据集进行可靠的比较。在未来的研究中，预测的最小颗粒的MP浓度应该通过测量来确认，因为由于大小选择过程，如风混合、聚集、沉降和海滩，这些估计可能会发生偏差(Kooi et al.，2021)．

微塑料的人体负担和人类健康风险

在我们的日常生活中，对饮用水进行(有限的)MP污染是很重要的(Koelmans等，2017)．根据每天两升饮用水的标准消耗量和本研究测量的浓度(每升自来水平均0.01 MPs)，佛兰德人每天通过饮用水消耗的人均微粒为0.02粒。如果使用缩放浓度，每日人均消耗将为7.52 MPs。在最极端的情况下(测量浓度:0.05 MPs / L;换算成浓度:每升18.82 MPs)，如果只计算自来水的消耗量，佛兰德人每天会摄入37.64 MPs。将我们的研究结果与Tong等人的研究结果进行比较。2020)，中国居民每天可能摄入约440个微塑料⁻¹．基于几项国际研究(Kosuth et al.，2018；梅森等人，2018；Schymanski等人，2018；Wiesheu等人，2016)、考克斯等(2019)计算得出，瓶装水的平均浓度为每升94.37 MPs，而自来水的平均浓度为每升4.23 MPs，因此每天从自来水中消耗的MPs不足12。然而，Cox等人的研究。2019)不包括< 10 μm的小颗粒。与世界卫生组织(世卫组织，2019)，估计每日透过饮用水，每人每公升可摄取20.8个MPs。然而，这些估计是基于自来水和瓶装水的消耗，并且是在最极端的情况下(最坏的情况)。据悉，自来水中的MP含量比瓶装水(装在塑料瓶中的水)要低。考克斯等(2019)计算出瓶装水的平均浓度为每升94.37 MPs，自来水的平均浓度为每升4.23 MPs，这是基于几项国际研究(Kosuth等，2018；梅森等人，2018；Schymanski等人，2018；Wiesheu等人，2016)．塑料包装材料似乎是高MP负荷的原因。其他装在玻璃、铝罐或利乐纸盒中的饮料不含这些高浓度的MP (Mohamed Nor et al.，2021)．在目前的研究中，没有对瓶装水进行调查，这意味着在佛兰德的自来水和瓶装水之间无法进行可靠的比较。

人们几乎不了解MP摄入对人类健康的潜在风险，目前通过动物和细胞毒性研究获得的关于MP摄取和命运的信息仍然非常有限(Kirstein等，2021 b；Yee等，2021)．MPs可通过受污染的水到达胃肠道系统，可能导致炎症反应、细胞功能破坏、氧化应激增加以及肠道微生物组成和代谢的改变(Prata等，2020；Tamargo等人，2022；Yee等，2021)．经消化后，MPs可被吸附在肠壁中，因为口服给药后，MPs可在体内转位至循环系统(Wright and Kelly，2017)．为了能够基于饮用水样本对人类摄入多磺酸MPs进行风险评估，需要一个安全的阈值，即所谓的派生无影响水平(DNEL)。然而，迄今为止，还没有发表过关于摄入多磺酸粘多糖对人体影响的流行病学或其他相关研究。动物数据稀少且不充分。此外，对接触膳食中多磺酸粘多糖的大鼠和小鼠进行的毒理学研究数量有限，其可靠性和相关性值得怀疑，只有在非常高的浓度下才观察到一些影响，这些浓度会超过新陈代谢，因此不一定能证明在较低、更相关的浓度下可能出现的潜在毒性影响。基于到目前为止有限的证据，还不能得出关于通过饮用水吸收多磺酸粘多糖的风险的确切结论。到目前为止，还没有研究从数量上确定人类接触多磺酸粘多糖的风险。目前，没有迹象表明通过饮用水接触MP颗粒与人类健康之间存在联系。然而，世界卫生组织(世卫组织)2019)对多磺酸MPs相关污染物进行了风险评估，得出的结论是，这些物质的浓度不太可能对我们的健康产生负面影响，即风险较低("对人类健康的关注程度较低")。总之，目前没有证据表明饮用水中的多磺酸盐对人类健康造成广泛的风险(SAPEA，2019)．

测定了来自不同饮用水处理厂和自来水龙头的饮用水中微塑料的含量和特征。DWTP和TW样品中MPs含量在25 ~ 1000 μm范围内，平均为0.02±0.03 MP L⁻¹0.01±0.02 MP L⁻¹,分别。我们没有发现根据水的来源(即地下水、地表水和处理过的污水)比较得到的MP浓度有任何显著差异。聚丙烯(PP)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)是样品中检测到的最常见的聚合物类型。接下来，基于几个理论假设，我们推断了样品中测量到的MP浓度，以覆盖MP的整个理论尺寸范围(1-5000 μm)，从而估算出MP的实际污染水平。我们预测缩放后的粒子浓度平均为5.59 MP L⁻¹3.76 MP L⁻¹分别为DWTP和TW样本。为了更好地了解淡水生态系统中小粒径MPs (< 25 μm)的来源和进入饮用水的途径，应开展进一步的研究。

支持本文结论的数据集包含在本文(及其附加文件)中。

首先，我们要感谢佛兰德斯环境署(简称VMM)的员工，感谢他们的建议，感谢他们在这个项目筹备过程中的帮助，感谢他们为这个项目收集高质量的样品。作者感谢Zehlia Zaman, Nancy De Saeyer和Mark Van der borgt的技术支持。最后，我们要感谢玛丽安·范登霍夫(办事处)提供的行政和后勤支持。

该研究在比利时EMBRC - FWO国际研究基础设施I001621N的资助下进行，得出了本出版物中的结果。资金来自佛兰德政府(Toegepast Wetenschappelijk Onderzoek Leefmilieu, TWOL)。

作者指出

1. Ilias Semmouri, Maaike Vercauteren, Jana Asselman和Colin Janssen对这项工作做出了同样的贡献。

作者和隶属关系

1. 比利时根特市，库尔特链接653,B-9000，库尔特校区F楼- 2楼，根特大学生物科学工程学院环境毒理学和水生生态实验室

   Ilias Semmouri, Maaike Vercauteren, Emmanuel Van Acker, Emmy Pequeur和Colin Janssen

2. 蓝色生长研究实验室，根特大学，蓝桥，奥斯坦德，18400,Wetenschapspark

   Jana Asselman和Colin Janssen

贡献

所有对这项工作有贡献的作者都列在姓名部分。Colin Janssen根据所有合著者的意见设计并概念化了这项研究。Ilias Semmouri和Maaike Vercauteren撰写了主要的手稿文本。Ilias Semmouri, Maaike Vercauteren, Emmanuel Van Acker和Emmy Pequeur对数据收集和分析均有贡献。Ilias Semmouri, Maaike Vercauteren, Colin Janssen和Jana Asselman对结果进行了批判性的讨论和解释。Colin Janssen和Jana Asselman提供了资金。所有作者都审阅了手稿。作者(们)阅读并批准了最终稿。

相应的作者

对应到Maaike·维．

伦理批准和同意参与

不适用。

发表同意书

作者授权BioMed Central发布文章，并将自己标识为原始出版商。

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