馬健 李友訓(xùn) 于道德 趙中華 田敬云 譚訓(xùn)剛 呂淑果 王先磊

摘要：海水青鳉是研究微塑料對(duì)海洋生物毒理作用的理想模式生物。文章圍繞微塑料在海水青鳉中毒性研究，通過查閱相關(guān)文獻(xiàn)，對(duì)已發(fā)表文獻(xiàn)年度變化和地區(qū)分布進(jìn)行了統(tǒng)計(jì)分析;通過分析實(shí)驗(yàn)所用微塑料種類、顆粒大小和實(shí)驗(yàn)濃度、暴露時(shí)間和方式以及不同生長階段海水青鳉實(shí)驗(yàn)對(duì)象選擇，總結(jié)歸納微塑料在海水青鳉體內(nèi)代謝、腸道損傷、生長和發(fā)育毒性、生殖毒性、遺傳毒性以及對(duì)其他海洋污染物的放大或緩解效應(yīng)6個(gè)方面的研究結(jié)果，并以分析結(jié)果為基礎(chǔ)，建議在后期研究海洋微塑料對(duì)海水青鳉毒性效應(yīng)，應(yīng)重點(diǎn)考慮實(shí)驗(yàn)時(shí)間長短、實(shí)驗(yàn)材料選擇和實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)、毒理作用機(jī)制分析等因素。

關(guān)鍵詞：海水青鳉;微塑料;毒性;聚苯乙烯;聚氯乙烯

中圖分類號(hào)：X503.225;X55;P76 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1005-9857（2023）07-0048-08

0 引言

海洋環(huán)境中的微塑料污染已成為全球性環(huán)境問題，引起全世界的廣泛關(guān)注，2016年召開的第二屆聯(lián)合國環(huán)境大會(huì)上，微塑料污染被列入環(huán)境與生態(tài)科學(xué)研究領(lǐng)域的第二大科學(xué)問題，成為與全球氣候變化、臭氧耗竭和海洋酸化等并列的重大全球環(huán)境問題。海洋微塑料由于粒徑小、化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定、疏水性強(qiáng)等特性，易被海洋生物所攝食，在生物體不同組織中發(fā)生累積和遷移，并且會(huì)在海洋食物鏈上發(fā)生傳遞，具有生物放大作用，對(duì)海洋生物的生存造成負(fù)面影響，甚至?xí){整個(gè)海洋生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定和健康[1]。

雖然微塑料只是在最近幾年才成為一種全球污染物，但關(guān)于其在環(huán)境中的發(fā)生、檢測(cè)、采樣技術(shù)以及對(duì)生物體的影響的研究文章已經(jīng)超過2500篇[2]。關(guān)于微塑料對(duì)浮游動(dòng)物[3]和微藻[4-5]、斑馬魚[2，6]、水生生物[7-9]和陸生生物[10]已陸續(xù)有相關(guān)綜述文章發(fā)表。海水青鳉（Oryziasmelastigma）具有個(gè)體小、世代周期短、產(chǎn)卵率高、繁殖快、雌雄易分辨、胚胎及仔魚透明易觀察、易于實(shí)驗(yàn)室大規(guī)模培養(yǎng)、溫度和鹽度適應(yīng)范圍廣、魚卵和幼體對(duì)環(huán)境中各類污染物反應(yīng)敏感等特點(diǎn)，是理想的海洋模式魚種，近年來被廣泛應(yīng)用于海洋生態(tài)毒理學(xué)和環(huán)境研究[11]。目前，以海水青鳉為模式生物研究微塑料的毒性效應(yīng)進(jìn)展較快，為更好地推動(dòng)該領(lǐng)域研究進(jìn)展，本文對(duì)國內(nèi)外相關(guān)研究進(jìn)行了分析，通過梳理公開發(fā)表的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，以期為相關(guān)科研工作者深入研究微塑料對(duì)海水青鳉的毒性作用有所借鑒，同時(shí)也為微塑料對(duì)其他海洋生物的毒性作用研究提供參考。

1 實(shí)驗(yàn)方法

1.1 數(shù)據(jù)收集

本文以“microplastic、microplastics、nanoplastic、nanoplastics、微塑料”和“marine medaka、Oryziasmelastigma、海水青鳉”為關(guān)鍵詞，在Pubmed（https：//pubmed.ncbi.nlm.nih.gov）、百度學(xué)術(shù)（https：//xueshu.baidu.com/）、中國知網(wǎng)（https：//www.cnki.net/）檢索相關(guān)研究文獻(xiàn)。

1.2 文獻(xiàn)數(shù)據(jù)分析

1.2.1 年度變化

通過文獻(xiàn)檢索，共檢索到24篇研究論文，其中中文5篇（含3篇碩士學(xué)位論文），英文19篇。關(guān)于微塑料對(duì)海水青鳉的研究，近兩年才開始，并且呈現(xiàn)持續(xù)增加的態(tài)勢(shì)，其中2019年2篇、2020年10篇（含3篇碩士論文）、2021年8篇、2022年4篇。

1.2.2 地區(qū)分布

目前，只有4個(gè)國家有相關(guān)研究發(fā)表，絕大多數(shù)研究在我國，我國發(fā)表論文20篇，占比83.3%，在該領(lǐng)域占據(jù)主導(dǎo)地位;另外，法國[12-14]和韓國[15]發(fā)表相關(guān)研究論文，數(shù)量分別為3篇和1篇，分別占總數(shù)的12.5%和4.2%。從國內(nèi)論文發(fā)表區(qū)域分布來看，福建閩江學(xué)院研究文獻(xiàn)6篇[11，16-20]，中國海洋大學(xué)研究文獻(xiàn)5篇[21-25]，中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所和廈門大學(xué)聯(lián)合發(fā)表2篇[26-27]，中國科學(xué)院重慶綠色智能技術(shù)研究院2篇[28-29]，其他研究文獻(xiàn)涉及的研究機(jī)構(gòu)有清華大學(xué)[30]、自然資源部第三海洋研究所[31]、中國水產(chǎn)科學(xué)研究院黃海水產(chǎn)研究所[32]、上海海洋大學(xué)[1]等單位。

2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)分析

實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)分析主要涉及微塑料種類、大小和濃度、暴露時(shí)間和方式以及海水青鳉發(fā)育時(shí)期的選擇。

2.1 微塑料類型

對(duì)論文統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)顯示，目前對(duì)微塑料在海水青鳉中生物毒性研究主要涉及聚苯乙烯（PS）、聚氯乙烯（PVC）和聚乙烯（PE）微塑料。目前關(guān)于PS微塑料的研究相對(duì)較多，共有19篇，其中，單獨(dú)研究PS微塑料的10篇[15，17，20，22-23，26-27，30-31，33]，研究PS微塑料與其他物質(zhì)混合毒性的9篇[11，16，18-19，21，24-25，28-29]， 涉及PS微塑料與重金屬（Cd、Pb、Zn）、磺胺類抗生素（Sulfamethazine）、菲（Phenanthrene）、17α-乙炔基雌二醇（17α-ethynylestradiol）、磷酸三苯酯（TPP）混合毒性研究;PVC 微塑料相關(guān)研究論文3篇[1，14，32];PE 微塑料相關(guān)研究論文3 篇[12-13]。PS研究論文多的主要原因是容易買到不同規(guī)格和不同熒光標(biāo)記的PS微塑料顆粒。

實(shí)驗(yàn)所用的微塑料多數(shù)從試劑公司直接購買，為初生微塑料，其形狀較為規(guī)則，主要為球形，表面較為光滑;只有兩篇文獻(xiàn)對(duì)比研究了初生PVC微塑料和次生PVC微塑料的生物毒性[1，32]，與初生微塑料相比，次生PVC微塑料形狀不規(guī)則，表面更加粗糙、不光滑、凹凸明顯、棱角突出[1]。也有直接采自自然環(huán)境中的微塑料作為實(shí)驗(yàn)材料，如Pannetier等[34]使用夏威夷、復(fù)活節(jié)島、關(guān)島沙灘上收集的微塑料研究其對(duì)海水青鳉的毒性。

2.2 微塑料大小

實(shí)驗(yàn)選用的微塑料顆粒盡量與海洋中微塑料的直徑接近，北極沉積物中80%的微塑料直徑小于25μm[35]。目前用于海水青鳉生理毒性實(shí)驗(yàn)所選微塑料直徑在50～25 萬nm，最小選用直徑為50nm[15，31]。PS相關(guān)的文獻(xiàn)涉及納米級(jí)和微米級(jí)微塑料，其中使用納米級(jí)微塑料的文獻(xiàn)4篇[11，18-19，33]，納米+微米級(jí)微塑料的文獻(xiàn)2篇[15，31]，微米級(jí)微塑料的文獻(xiàn)13篇[16-17，20，22-23，25-30，36，37];關(guān)于PVC 微塑料和PE 微塑料的文獻(xiàn)均使用微米級(jí)微塑料[1，12-14，32]。

2.3 微塑料暴露方式和濃度選擇

尚未形成相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)的毒性暴露方法，目前使用的方法主要有2種。一種是將微塑料顆粒懸浮在水中，這是目前主要使用的暴露手段，有19篇文獻(xiàn)使用了該方法;另一種是將微塑料混在餌料中進(jìn)行飼喂，有5篇文獻(xiàn)使用了該方法[11，14，18-19，30]。

不同實(shí)驗(yàn)暴露濃度不同。懸浮浸泡的實(shí)驗(yàn)濃度選擇的單位主要有particles/L 或μg/L。選用μg/L的實(shí)驗(yàn)最高的暴露濃度可達(dá)50000μg/L[33]，Wang等[22]和Bergmann等[35]選用的濃度2μg/L和20μg/L接近于海水實(shí)際濃度;選用particles/L的實(shí)驗(yàn)所用的濃度選擇也不同，如1×104particles/L和1×105 particles/L[17，20]、1×103 particles/L和1×106particles/L[1]。以餌料方式進(jìn)行微塑料暴露實(shí)驗(yàn)，不同的實(shí)驗(yàn)攝入的微塑料也有所差異，如將PE或PVC微塑料占餌料1%濕重飼喂海水青鳉和斑馬魚[14];也有以100mg/kg體重為參考值進(jìn)行飼喂[11];還有的以占餌料的濃度為單位進(jìn)行飼喂，但濃度有所差異，F(xiàn)eng等[30]用的濃度為0.3μg/mg、3μg/mg，Zhang 等[18] 和He 等[19] 用的濃度為3.45mg/g。目前實(shí)驗(yàn)所用的暴露濃度基本在海水污染的濃度范圍之內(nèi)，已有監(jiān)測(cè)結(jié)果顯示，淡水中微塑料的濃度范圍在30～1790μg/L[38]，海水中的微塑料濃度范圍在0.4～250μg/L[39]，污染濃度高的區(qū)域可以高達(dá)4500μg/L[40-41]。

2.4 實(shí)驗(yàn)動(dòng)物發(fā)育時(shí)期選擇和處理時(shí)間

實(shí)驗(yàn)對(duì)象海水青鳉選擇涵蓋從受精卵、仔魚到8個(gè)月大的成魚。實(shí)驗(yàn)動(dòng)物接觸微塑料的實(shí)驗(yàn)時(shí)間長短在所選用的不同類型微塑料之間沒有明顯區(qū)別，但是根據(jù)不同的實(shí)驗(yàn)?zāi)康幕蛘呱L時(shí)期的不同選擇而有所差異。研究微塑料在海水青鳉體內(nèi)的代謝情況，一般為3天左右的直接接觸[12，20，30]。以受精卵、仔魚和成魚為實(shí)驗(yàn)對(duì)象，微塑料接觸實(shí)驗(yàn)時(shí)間沒有顯著差異，一般在3個(gè)月以下，有14篇文獻(xiàn)處理時(shí)間在1個(gè)月以下、7篇文獻(xiàn)處理時(shí)間在1～2個(gè)月、4篇文獻(xiàn)處理時(shí)間在2～3個(gè)月;只有2篇文獻(xiàn)的處理時(shí)間超過3 個(gè)月，分別為4 個(gè)月[14]和150天[23]。

3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果分析

3.1 體內(nèi)代謝

海水青鳉攝入微塑料組織分布和代謝情況主要通過熒光或同位素標(biāo)記的微塑料進(jìn)行示蹤研究。海水青鳉可直接攝入微塑料[20，33]，也可能通過攝入攜帶微塑料的草履蟲或鹵蟲間接攝入[12]。目前的研究結(jié)果顯示攝入的微塑料主要存在于腸道中[12，20，33]，極少量在魚鰓（0.07%）和體表（0.03%）中[33]，該研究結(jié)果與日本青鳉（Oryziaslatipes）和爪哇青鳉（Oryziasjavanicus）的研究結(jié)果一致，微塑料可以在腸道中積累，但是海水青鳉（爪哇青鳉）對(duì)微塑料的富集能力更強(qiáng)[42]。不同的研究對(duì)微塑料攝入時(shí)間有所差異，田莉莉等[33]發(fā)現(xiàn)海水青鳉成魚和仔魚攝入微塑料的量隨著培養(yǎng)時(shí)間而變化，均在24小時(shí)攝入較多微塑料，成魚攝入的微塑料含量（246.8±38.1）mg/g顯著高于仔魚（4.32±0.77）mg/g;Cong等[20]發(fā)現(xiàn)10μmPS微塑料在48小時(shí)內(nèi)均可被仔魚和成魚攝入，微塑料的加入對(duì)成魚的攝食有顯著影響，但對(duì)仔魚的攝食沒有影響。在停止微塑料毒性實(shí)驗(yàn)第一天，PS 微塑料的排泄迅速[20]，田莉莉等[33]發(fā)現(xiàn)72小時(shí)后，微塑料在腸道內(nèi)仍有一定量殘留;Cong等[20]發(fā)現(xiàn)第7天后，仍有一定比例的顆粒殘留在仔魚或成魚的消化道中，這可能與排泄物被重新攝入有關(guān);Kang 等[15] 發(fā)現(xiàn)50nmPS微塑料比45μm PS微塑料在海水青鳉腸道中保留的時(shí)間更長，有可能納米級(jí)微塑料可以穿透腸膜，該推測(cè)與斑馬魚中的研究結(jié)果一致，納米級(jí)微塑料可以進(jìn)入斑馬魚的腦、眼、血液、肝臟、心臟、肌肉等組織[2]，而大于200nm 的微塑料可以在腸道、鰓和皮膚積累[6]。

3.2 腸道損傷

微塑料可以引起海水青鳉腸道損傷和腸道微生物發(fā)生改變，微塑料的直徑越大，對(duì)腸道的影響越大。Kang等[15]研究了納米級(jí)微塑料與微米級(jí)微塑料對(duì)海水青鳉的毒性作用，發(fā)現(xiàn)45μm PS微塑料表現(xiàn)出腸道損傷（如黏液比例增加），腸道微生物在門和屬水平上引起了更顯著的微生物群落組成變化，50nmPS微塑料暴露組表現(xiàn)出更強(qiáng)的氧化應(yīng)激和更高的抗氧化劑激活水平。Zhang等[26]發(fā)現(xiàn)直徑200μmPS微塑料對(duì)腸道微生物的影響大于直徑2μm 和20μm 的PS微塑料，8個(gè)月成魚在200μmPS暴露60天后，腸道微生物多樣性和組成發(fā)生了改變，主要改變的細(xì)菌門類有疣微菌門（Verrucomicrobia）、厚壁菌門（Firmicutes）和擬桿菌門（Bacteroidetes）。Feng 等[30]也發(fā)現(xiàn)200μmPS微塑料可以導(dǎo)致海水青鳉腸道微生物結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，群落功能發(fā)生變化，包括顯著的環(huán)境脅迫、碳降解/固定活性增加，以及部分改變氮、磷、硫的代謝能力。Wang等[28]和王燕等[29]發(fā)現(xiàn)2.5μm PS可顯著影響海水青鳉腸道的優(yōu)勢(shì)菌群，對(duì)照組雌魚和雄魚以變形菌門（Proteobacteria）、厚壁菌門、放線菌門（Actinobacteria）、擬桿菌門為優(yōu)勢(shì)菌群，而在PS處理組中，變形菌門在雌魚（98.10%）和雄魚（98.68%）中均占據(jù)絕對(duì)的豐度優(yōu)勢(shì)，并在雄魚中顯著增加;雌魚變形菌門的魯杰氏菌屬（Ruegeria）豐度顯著增多，本屬為益生菌，有助于海水青鳉抵抗環(huán)境中的PS脅迫[29]。

3.3 生長/發(fā)育毒性

微塑料可以在卵膜上積累，降低胚胎的孵化率、延遲孵化時(shí)間[21，31]。胚胎經(jīng)2μg/L、20μg/L和200μg/L 的2μm PS 微塑料暴露，2μg/L 和200μg/L的濃度會(huì)顯著降低孵化率;在3 種濃度中，胚胎在7～11天心跳都會(huì)降低;熒光觀察顯示胚胎在8～11小時(shí)熒光值達(dá)到峰值，受精后14天（孵化后3天）在仔魚的腹部可以觀察到非常強(qiáng)的熒光信號(hào)[23]。Chen等[31]發(fā)現(xiàn)1×106particles/LPS微塑料浸泡還會(huì)導(dǎo)致胚胎心率改變，參與心臟發(fā)育、胚胎孵化酶編碼以及炎癥反應(yīng)的基因也顯著上調(diào)。

PVC次生微塑料可導(dǎo)致胚胎物理損傷，引起胚胎的平均心率明顯加快，高濃度次生PVC微塑料暴露增加了海水青鳉胚胎的畸形率，畸形類型包括脊柱畸形、心包水腫、卵黃囊水腫、鰭腐爛、心臟拉伸和顱面畸形[1]。青鳉胚胎的心跳在不同的暴露實(shí)驗(yàn)中產(chǎn)生的結(jié)果不同，該結(jié)果與斑馬魚胚胎在暴露實(shí)驗(yàn)中產(chǎn)生的結(jié)果類似，可能引起心跳加速或心跳過緩[6]。仔魚經(jīng)微塑料暴露后，仔魚生長受到影響，體重和體長降低。仔魚在PS微塑料暴露45天后，體重和體長顯著降低，其中PS 濃度為20μg/L 和200μg/L暴露組胰島素樣生長因子（IGF-I）、胰島素樣生長因子I受體（IGF-IR）、生長激素受體（GHR）的信使核糖核酸（mRNA）表達(dá)水平顯著降低[23]。仔魚在10μmPS微塑料暴露14天后，然后無微塑料培養(yǎng)至120天，統(tǒng)計(jì)結(jié)果顯示，處理組體長和體重低于對(duì)照組，且死亡率高于對(duì)照組[20]，說明微塑料對(duì)發(fā)育早期造成的毒性影響可以持續(xù)到成魚。Li等[37]也發(fā)現(xiàn)10μmPS微塑料對(duì)海水青鳉從受精卵開始經(jīng)28天暴露后，20μg/L和200μg/L的PS微塑料抑制了仔魚的生長。

微塑料對(duì)成魚的影響主要體現(xiàn)在體重、體長、肝臟等方面。Cormier等[14]發(fā)現(xiàn)在餌料中添加PE或PVC微塑料（濕重1%，53～106μm），4個(gè)月后體重顯著下降，在雌性中下降得更為明顯，體重下降達(dá)20%～35%。Feng等[30]發(fā)現(xiàn)PS微塑料的暴露顯著降低了魚的體重并破壞了肝臟的抗氧化狀態(tài)。Wang等[23]也發(fā)現(xiàn)PS微塑料暴露可以降低成魚的體重，高濃度組（20μg/L和200μg/L）可以降低體長和生殖腺成熟指數(shù)（GSI），但促進(jìn)了雌魚的性成熟，表現(xiàn)出生長和繁殖之間的平衡。Zhang等[26]發(fā)現(xiàn)PS微塑料暴露會(huì)導(dǎo)致魚的體重、脂肪細(xì)胞大小和肝臟脂肪含量顯著增加，研究發(fā)現(xiàn)，疣微菌門增加、厚壁菌門/擬桿菌門比值增加、梭桿菌門減少與體重增加有關(guān)。

3.4 生殖毒性

微塑料暴露會(huì)延遲性腺發(fā)育、降低產(chǎn)卵數(shù)量和受精率。Wang等[22]發(fā)現(xiàn)10μm PS 微塑料暴露60天，延緩了雌魚性腺的成熟，降低了雌魚的繁殖力，基因轉(zhuǎn)錄分析結(jié)果顯示，PS微塑料暴露對(duì)雌魚下丘腦-垂體-性腺（HPG）軸有顯著的負(fù)調(diào)控作用，而與雌魚類固醇生成通路相關(guān)基因的轉(zhuǎn)錄也被下調(diào)，導(dǎo)致雌魚血漿中17β-雌二醇和睪酮的濃度下降。Cormier等[14]在餌料中添加占濕重1%的PE微塑料或PVC微塑料（53～106μm），4個(gè)月后，產(chǎn)卵數(shù)量顯著下降，PE 微塑料處理組第一次產(chǎn)卵時(shí)間比對(duì)照組延后16～18天。Wang等[23]發(fā)現(xiàn)PS微塑料暴露對(duì)親本性腺造成明顯的組織病理損傷，降低卵子產(chǎn)量和受精率，抗氧化應(yīng)激反應(yīng)、性激素破壞和生殖軸類固醇基因轉(zhuǎn)錄紊亂可以部分解釋為生殖障礙。此外，轉(zhuǎn)錄組分析顯示，20μg/L微塑料暴露對(duì)雄魚睪丸內(nèi)甾體激素合成和細(xì)胞色素P450通路有顯著影響。微塑料對(duì)海水青鳉生殖系統(tǒng)的影響在日本青鳉中也觀察到類似結(jié)果，日本青鳉在8μg/LPE微塑料暴露2個(gè)月，雄魚ChgH 基因、雌魚VtgI、ChgH 和ERα基因（魚類生殖相關(guān)基因）表達(dá)均顯著下調(diào)[43]。

3.5 遺傳毒性

微塑料對(duì)親本的暴露對(duì)子一代的影響主要有胚胎孵化時(shí)間、孵化率、畸形、心率改變、生長緩慢等。Wang等[22]發(fā)現(xiàn)20μg/LPS微塑料對(duì)3個(gè)月大的海水青鳉浸泡60天，會(huì)延遲子一代的孵化時(shí)間，降低胚胎的孵化率、心率和體長;但是對(duì)仔魚連續(xù)浸泡150天后，發(fā)現(xiàn)子一代心跳加快、孵化提前和生長緩慢[23]。He等[19]發(fā)現(xiàn)用PS微塑料含量為3.45mg/g的餌料飼喂成魚30天，子一代雄魚體重下降34.3%，腸道菌群發(fā)生變化，肝臟IGFI的表達(dá)水平下降39.0%。王燕[29]發(fā)現(xiàn)5個(gè)月大成魚在2.5μmPS微塑料浸泡1個(gè)月，導(dǎo)致受精后22天的子一代免疫相關(guān)基因發(fā)生改變，引起免疫抑制作用。靳非等[17]也發(fā)現(xiàn)在粒徑為10μmPS微塑料浸泡50天后，能顯著降低子一代孵化率，造成胚胎發(fā)育畸形。

3.6 微塑料對(duì)其他污染物的放大和緩解效應(yīng)

針對(duì)目前已發(fā)表研究結(jié)果，微塑料對(duì)其他污染物既有放大效應(yīng)，又有緩解效應(yīng)。塑料已被認(rèn)為是對(duì)環(huán)境的嚴(yán)重威脅，除了其本身的毒性外，微塑料還可以與其他環(huán)境污染物相互作用，作為載體并可能調(diào)節(jié)其毒性[44]。研究顯示，微塑料可以介導(dǎo)重金屬離子、菲、17α-乙基雌二醇（EE2）和有機(jī)污染物對(duì)海水青鳉的毒性作用。王燕[29]發(fā)現(xiàn)PS微塑料可以增加腸道中Zn的積累。Li等[25]發(fā)現(xiàn)高濃度的PS微塑料（200μg/L）可顯著增加菲在雌性海水青鳉腸道和卵巢中的生物積累，抑制卵巢成熟，降低雌魚的卵黃蛋白原水平和生殖能力，同時(shí)胚胎菲的積累隨著PS濃度的增加而增加，PS濃度的增加加重了菲誘導(dǎo)的胚胎心動(dòng)過緩，提示PS微塑料會(huì)加重菲的跨代毒性。Wang等[24]發(fā)現(xiàn)PS微塑料可增加EE2對(duì)海洋魚類的雌激素效應(yīng)，EE2和PS微塑料可顯著增加血漿中17β-雌二醇（E2）水平，提高雌激素生物標(biāo)志物基因卵黃原蛋白和絨毛膜原蛋白以及雌激素受體（ERα 和ERβ）的轉(zhuǎn)錄水平，并呈劑量依賴關(guān)系，形態(tài)學(xué)分析也表明，同時(shí)暴露于EE2和PS對(duì)睪丸和肝臟的損傷更嚴(yán)重，表明PS微塑料增加了EE2的毒性。Bihanic等[13]發(fā)現(xiàn)PE 微塑料可以介導(dǎo)有機(jī)污染物對(duì)海水青鳉胚胎早期的毒性作用。以上結(jié)果表明，海洋中微塑料數(shù)量的增加可能會(huì)放大海洋污染物對(duì)海洋魚類健康和種群穩(wěn)定的不利影響。

在 特定條件下，微塑料對(duì)某些海洋污染物具有緩解作用。與高濃度PS微塑料增加菲的毒性作用不同[25]，低濃度的PS可以降低菲的毒性，2μg/LPS微塑料和菲聯(lián)合暴露可使胚胎孵化率提高25.8%，降低畸形率和死亡率，并可恢復(fù)菲誘導(dǎo)的心臟發(fā)育相關(guān)基因的異常表達(dá)，其原因可能是低濃度的PS降低了菲的生物利用度和生物積累量[21]。PS微塑料對(duì)磺胺類抗生素的毒性也有一定的緩解作用，當(dāng)PS微塑料存在時(shí)，磺胺二甲嘧啶（SM2）對(duì)海水青鳉腸道微生物群落結(jié)構(gòu)及氧化應(yīng)激的影響成緩解趨勢(shì)，對(duì)海水青鳉的生殖毒性呈下降趨勢(shì)[11，18]，另外，SM2和PS微塑料共同作用，可以降低PS 微塑料對(duì)子一代的毒性作用[19]。Zhang等[16]發(fā)現(xiàn)PS、PS-COOH 或PS-NH2微塑料均可以降低磷酸三苯酯（TPP）的毒性，將TPP誘導(dǎo)的仔魚低運(yùn)動(dòng)活性逆轉(zhuǎn)到正常水平，但是PS 組、PSCOOH組和PS-NH2組的基因表達(dá)譜不同，暗示了不同的運(yùn)動(dòng)活動(dòng)逆轉(zhuǎn)機(jī)制。以上研究結(jié)果挑戰(zhàn)了微塑料會(huì)加重被吸附污染物毒性的普遍觀點(diǎn)，有助于更好地理解微塑料污染的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

4 討論

盡管微塑料在海水青鳉中的研究進(jìn)展很快，但是由于開展的時(shí)間較短，所以以海水青鳉為模式生物研究微塑料對(duì)海洋生物的毒性研究還有很多方面需要去探究，建議重點(diǎn)考慮以下3個(gè)方面。

（1）實(shí)驗(yàn)時(shí)間。針對(duì)急性毒性實(shí)驗(yàn)，可以將暴露時(shí)間盡可能縮短。但是因?yàn)楹Ｑ笊锍掷m(xù)生長在含有微塑料的環(huán)境中，更需要搞清楚的是微塑料的慢性毒性和“遺留效應(yīng)”，已有實(shí)驗(yàn)室研究結(jié)果證明單純的親本暴露，就會(huì)影響子一代的生長發(fā)育，那么多代持續(xù)暴露，可能對(duì)生物的毒性作用更嚴(yán)重，所以如果研究微塑料慢性毒性效應(yīng)必然要延長暴露時(shí)間。

（2）實(shí)驗(yàn)材料選擇和實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)。目前只是PS、PE、PVC3種微塑料對(duì)海水青鳉的毒性開展了研究，海洋中常見的聚丙烯（PP）、聚酰胺（PA）、聚對(duì)苯二甲酸乙二醇酯（PET）等微塑料的研究尚未開展;另外，由于環(huán)境中的塑料顆粒具有不同的物理和化學(xué)性質(zhì)，微塑料的不同類型、形狀、大小、顏色、混合毒性以及與其他有毒物質(zhì)的交叉作用都是未來需要深入研究的方向。

（3）毒理作用機(jī)制分析。目前只是部分研究了微塑料在海水青鳉體內(nèi)的代謝情況，以及其對(duì)胚胎、仔魚和成魚的毒性效應(yīng)。斑馬魚的實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示[2，6]，海洋微塑料導(dǎo)致胚胎免疫基因上調(diào)、氧化應(yīng)激反應(yīng)基因發(fā)生改變、中樞神經(jīng)系統(tǒng)和視覺相關(guān)基因下調(diào)，這些研究結(jié)果對(duì)于海水青鳉的研究具有重要的參考意義。在后期研究中，關(guān)于微塑料具體通過什么途徑發(fā)揮其對(duì)海水青鳉的生長及發(fā)育毒性、遺傳毒性以及對(duì)其他污染物的放大或緩解效應(yīng)，是否還有其他負(fù)面影響，以及影響的具體機(jī)理是什么，都需要開展廣泛深入的研究，以期更加明晰微塑料污染對(duì)生物的毒性效應(yīng)。

參考文獻(xiàn)（References）：

[1] 杜雨珊.聚氯乙烯微塑料對(duì)海水青鳉胚胎的毒性效應(yīng)[D].上海：上海海洋大學(xué)，2020.

DUYushan.Toxicityofpolyvinylchloridemicroplasticsonmarinemedaka（Oryziasmelastigma）embryos[D].Shanghai：ShanghaiOceanUniversity，2020.

[2] BHAGATJ，ZANGL，NishimuraN，etal.Zebrafish：anemergingmodeltostudymicroplasticandnanoplastictoxicity[J].ScienceofTheTotalEnvironment，2020，728：138707.

[3] BOTTERELLZ，BEAUMONT N，DORRINGTON T，etal.Bioavailabilityandeffectsofmicroplasticsonmarinezooplankton：areview[J].EnvironmentalPollution，2019，245：98-110.

[4] PRATAJC，DACOSTAJP，LOPESI，etal.Effectsofmicroplasticsonmicroalgaepopulations：acriticalreview[J].ScienceofTheTotalEnvironment，2019，665：400-405.

[5] WANJK，CHU W L，KOK Y Y，etal.Distributionofmicroplasticsandnanoplasticsinaquaticecosystemsandtheirimpactsonaquaticorganisms，withemphasisonmicroalgae[J].Reviews of Environmental Contamination & Toxicology，2019，246：133-158.

[6] TORRES-RUIZM，VIEJA A DL，GONZALEZ M D A，etal.Toxicityofnanoplasticsforzebrafishembryos，whatweknowandwheretogonext[J].ScienceofTheTotalEnvironment，2021，797：149125.

[7] DESALC，OLIVEIRAM，RIBEIROF，etal.Studiesoftheeffectsofmicroplasticsonaquaticorganisms：whatdoweknowandwhereshouldwefocusoureffortsinthefuture？ [J].ScienceofTheTotalEnvironment，2018，645：1029-1039.

[8] RIBEIROF，O'BRIEN.JW，GALLOWAY T，etal.Accumulationandfateofnano-and micro-plasticsandassociatedcontaminantsinorganisms[J].TrAC Trendsin AnalyticalChemistry，2019，111：139-147.

[9] ADAMOVSKYO，BISESIJH，MARTYNIUKCJ，etal.Plasticsinourwater：fishmicrobiomesatrisk？ [J].ComparativeBiochemis tryand Physiology Part D：Genomicsand Proteomics，2021，39：100834.

[10] BRADNEYL，WIJESEKARA H，PALANSOORIYA K N，etal.Particulateplasticsasavectorfortoxictrace-elementuptakebyaquaticandterrestrialorganismsandhumanhealthrisk[J].EnvironmentInternational，2019，131：104937.

[11] 何水清.微塑料與磺胺類抗生素對(duì)海水青鳉腸道微生物與生殖健康的復(fù)合效應(yīng)研究[D].福州：福建師范大學(xué)，2020.

HEShuiqing.Combinedtoxicitesofmicroplasticsandsulfonamideontheinestinal microorganismsand reproducitonin marinemedaka[D].Fuzhou：FujianNormalUniversity，2020.

[12] COUSIN X，BATELA，BRINGER A，etal.Microplasticsandsorbedcontaminants-Trophicexposureinfishsensitiveearlylifestages[J].MarineEnvironmentalResearch，2020，161：105126.

[13] BIHANICFL，CléRANDEAUC，CORMIERB，etal.Organiccontaminantssorbedto microplastics affect marinemedakafishearlylifestagesdevelopment[J].MarinePollutionBulletin，2020，154：111059.

[14] CORMIER B，BIHANICFL，CABAR M，etal.Chronicfeedingexposuretovirginandspiked microplasticsdisruptsessentialbiologicalfunctionsinteleostfish[J].JournalofHazardousMaterials，2021，415：125626.

[15] KANG H，BYEONE，JEONG H，etal.Differenteffectsofnano-andmicroplasticsonoxidativestatusandgutmicrobiotainthemarinemedaka（Oryziasmelastigma）[J].JournalofHazardousMaterials，2021，404：124207.

[16] ZHANGYuting，CHEN Mengyun，HEShuiqing，etal.Microplasticsdecrease the toxicity of triphenyl phosphate（TPhP）inthemarinemedaka（Oryziasmelastigma）larvae[J].ScienceofTheTotalEnvironment，2020，763：143040.

[17] 靳非，田淼，穆景利，等.聚苯乙烯微塑料長期暴露對(duì)海水青鳉（Oryziasmelastigma）親代生長、繁殖及子代發(fā)育的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2021，16（4）：216-223.

JINFei，TIAN Miao，MUJingli，etal.Effectsofpolystyrenemicroplasticsongrowthandreproductionofparentalgenerationanddevelopmentoffilialgenerationofmarinemedaka（Oryziasmelastigma）afteralong-termexposure[J].AsianJournalofEcotoxicology，2021，16（4）：216-223.

[18] ZHANGYuting，CHENHongxing，HEhuiqing，etal.Subchronictoxicityofdietarysulfamethazineandnanoplasticsinmarinemedaka（Oryziasmelastigma）：insightsfromthegutmicrobiotaandintestinaloxidativestatus[J].EcotoxicologyandEnvironmentalSafety，2021，226：112820.

[19] HEShuiqing，LIDan，WANGFeipeng，etal.Parentalexposuretosulfamethazine and nanoplastics alters the gut microbialcommunitiesintheoffspringofmarinemadaka（Oryziasmelastigma）[J].JournalofHazardousMaterials，2022，423：127003.

[20] CONG Yi，JINFei，TIAN Miao，etal.Ingestion，egestionandpost-exposureeffectsofpolystyrenemicrospheresonmarinemedaka （Oryzias melastigma ）[J].Chemosphere，2019，228：93-100.

[21] LIYuejiao，WANG Jun，YANGGuangxin，etal.Lowlevelofpolystyrenemicroplasticsdecreasesearlydevelopmentaltoxicityofphenanthreneon marine medaka （Oryzias melastigma）[J].JournalofHazardousMaterials，2020，385（5）：121586.

[22] WANGJun，LIYuejiao，LULin，etal.Polystyrenemicroplasticscausetissuedamages，sex-specificreproductivedisruptionandtransgenerationaleffectsinmarinemedaka（Oryziasmelastigma）[J].EnvironmentalPollution，2019，254（PartB）：113024.

[23] WANGJun，ZHENG Mingyi，LULin，etal.Adaptationoflifehistorytraitsandtrade-offsinmarinemedaka（Oryziasmelastigma）afterwholelife-cycleexposuretopolystyrenemicroplastics[J].JournalofHazardousMaterials，2021，414：125537.

[24] WANGJun，LIXuan，GAO Ming，etal.Polystyrenemicroplasticsincreaseestrogeniceffectsof17α-ethynylestradiolonmale marine medaka （Oryzias melastigma）[J].Chemosphere，2022，287：132312.

[25] LIYuejiao，YANGGuangxin，WANGJun，etal.Microplasticsincreasetheaccumulationofphenanthreneintheovariesofmarinemedaka（Oryziasmelastigma）anditstransgenerationaltoxicity[J].JournalofHazardousMaterials，2022，424：127754.

[26] ZHANGXu，WENKai，DINGDongxiao，etal.Size-dependentadverseeffectsofmicroplasticsonintestinalmicrobiotaandmetabolichomeostasisinthemarinemedaka（Oryziasmelastigma）[J].EnvironmentInternational，2021，151（1）：106452.

[27] YEGuozhu，ZHANGXu，YANChangzhou，etal.Polystyrenemicroplasticsinducemicrobialdysbiosisanddysfunctioninsurrounding seawater[J].EnvironmentInternational，2021，156（9）：106724.

[28] WANG Yan，HAMIDNaima，DENGShun，etal.Individualandcombinedtoxicogeneticeffectsofmicroplasticsandheavymetals（Cd，Pb，and Zn）perturb gut microbiota homeostasisandgonadaldevelopmentin marinemedaka （Oryzias melastigma）[J].JournalofHazardousMaterials，2020，397：122795.

[29] 王燕.微塑料與重金屬（Cd、Pb、Zn）對(duì)海水青鳉復(fù)合毒性研究[D].北京：中國科學(xué)院大學(xué)，2020.

WANG Yan.Combinedtoxiceffectof microplasticsandheavymetals（Cd，Pb，Zn）onmarinemedaka[D].Beijing：UniversityofChineseAcademyofSciences，2020.

[30] FENGShibo，ZENGYanhua，CAIZhonghua，etal.Polysty renemicroplasticsaltertheintestinalmicrobiotafunctionandthehepatic metabolism statusin marine medaka （Oryziasmelastigma）-ScienceDirect[J].ScienceofTheTotalEnvironment，2020，759：143558.

[31] CHENJincan，CHEN Mengyun，F(xiàn)ANGChao，etal.Microplasticsnegativelyimpactembryogenesisandmodulatetheimmuneresponseofthemarinemedaka（Oryziasmelastigma）[J].MarinePollutionBulletin，2020，158：111349.

[32] XIABin，SUIQi，DUYushan，etal.SecondaryPVCmicroplasticsaremoretoxicthanprimaryPVC microplasticstoOryziasmelastigmaembryos[J].JournalofHazardousMaterials，2022，424：127421.

[33] 田莉莉，文少白，馬旖旎，等.海水青鳉攝食微塑料的熒光和C-14同位素法示蹤定量研究[J].環(huán)境科學(xué)研究，2021，34（11）：2571-2578.

TIANLili，WENShaobai，MAYini，etal.Quantificationofingestionofmicroplasticsbymarinemedaka（Oryziasmelastigma）usingfluorescenceandC-14isotoperadiotracer[J].ResearchofEnvironmentalSciences，2021，34（11）：2571-2578.

[34] PANNETIERP，MORINB，BIHANICFL，etal.Environmentalsamplesofmicroplasticsinducesignificanttoxiceffectsinfishlarvae[J].Environmentinternational，2020，134：105047.

[35] BERGMANN M，WIRZBERGER V，KRUMPEN T，etal.HighquantitiesofmicroplasticinArcticdeep-seasedimentsfromthe HAUSGARTEN observatory[J].EnvironmentalScience& Technology，2017，51（19）：11000-11010.

[36] WANGJun，LIXuan，GAO Ming，etal.Polystyrenemicroplasticsincreaseestrogeniceffectsof17α-ethynylestradiolonmale marine medaka （Oryzias melastigma）[J].Chemosphere，2022，287：132312.

[37] LIYuejiao，WANG Jun，YANGGuangxin，etal.Lowlevelofpolystyrenemicroplasticsdecreasesearlydevelopmentaltoxicityofphenanthreneon marine medaka （Oryzias melastigma）[J].JournalofHazardousMaterials，2020，385：121586.

[38] LASEES，MAURICIOJ，THOMPSONWA，etal.Microplasticsinafreshwaterenvironmentreceivingtreatedwastewatereffluent[J].IntegratedEnvironmentalAssessment& Management，2017，13（3）：528-532.

[39] GOLDSTEIN MC，ROSENBERG M，CHENGL.Increasedoceanicmicroplasticdebrisenhancesovipositioninanendemicpelagicinsect[J].Biologyletters，2012，8（5）：817-820.

[40] DESFORGESJPW，GALBRAITH M，DANGERFIELDN，etal.WidespreaddistributionofmicroplasticsinsubsurfaceseawaterintheNEPacificocean[J].MarinePollutionBulletin，2014，79：94-99.

[41] GREEN DS，BOOTSB，O'CONNOR N E，etal.Microplasticsaffecttheecologicalfunctioningofanimportantbiogenichabitat[J].EnvironmentalScience & Technology，2017，51：68-77.

[42] ASSAS M，QIU Xuchun，CHEN Kun，etal.Bioaccumulationandreproductiveeffectsoffluorescentmicroplasticsinmedakafish[J].MarinePollutionBulletin，2020，158：111446.

[43] ROCHMAN C M，KUROBE T，F(xiàn)LORESI，etal.Earlywarningsignsofendocrinedisruptioninadultfishfromtheingestionofpolyethylenewithandwithoutsorbedchemicalpollutantsfromthemarineenvironment[J].ScienceoftheTotalEnvironment，2014，493：656-661.

[44] BHAGATA J，NISHIMURA N，SHIMADA Y.Toxicologicalinteractionsofmicroplastics/nanoplasticsandenvironmentalcontaminants：currentknowledgeandfutureperspectives[J].JournalofHazardousMaterials，2020，405：123913.