海洋微塑料对海水青鳉毒性效应研究进展分析

马健 李友训 于道德 赵中华 田敬云 谭训刚 吕淑果 王先磊

摘要：海水青鳉是研究微塑料对海洋生物毒理作用的理想模式生物。文章围绕微塑料在海水青鳉中毒性研究，通过查阅相关文献，对已发表文献年度变化和地区分布进行了统计分析;通过分析实验所用微塑料种类、颗粒大小和实验浓度、暴露时间和方式以及不同生长阶段海水青鳉实验对象选择，总结归纳微塑料在海水青鳉体内代谢、肠道损伤、生长和发育毒性、生殖毒性、遗传毒性以及对其他海洋污染物的放大或缓解效应6个方面的研究结果，并以分析结果为基础，建议在后期研究海洋微塑料对海水青鳉毒性效应，应重点考虑实验时间长短、实验材料选择和实验设计、毒理作用机制分析等因素。

关键词：海水青鳉;微塑料;毒性;聚苯乙烯;聚氯乙烯

中图分类号：X503.225;X55;P76 文献标志码：A 文章编号：1005-9857（2023）07-0048-08

0 引言

海洋环境中的微塑料污染已成为全球性环境问题，引起全世界的广泛关注，2016年召开的第二届联合国环境大会上，微塑料污染被列入环境与生态科学研究领域的第二大科学问题，成为与全球气候变化、臭氧耗竭和海洋酸化等并列的重大全球环境问题。海洋微塑料由于粒径小、化学性质稳定、疏水性强等特性，易被海洋生物所摄食，在生物体不同组织中发生累积和迁移，并且会在海洋食物链上发生传递，具有生物放大作用，对海洋生物的生存造成负面影响，甚至会威胁整个海洋生态系统的稳定和健康[1]。

虽然微塑料只是在最近几年才成为一种全球污染物，但关于其在环境中的发生、检测、采样技术以及对生物体的影响的研究文章已经超过2500篇[2]。关于微塑料对浮游动物[3]和微藻[4-5]、斑马鱼[2，6]、水生生物[7-9]和陆生生物[10]已陆续有相关综述文章发表。海水青鳉（Oryziasmelastigma）具有个体小、世代周期短、产卵率高、繁殖快、雌雄易分辨、胚胎及仔鱼透明易观察、易于实验室大规模培养、温度和盐度适应范围广、鱼卵和幼体对环境中各类污染物反应敏感等特点，是理想的海洋模式鱼种，近年来被广泛应用于海洋生态毒理学和环境研究[11]。目前，以海水青鳉为模式生物研究微塑料的毒性效应进展较快，为更好地推动该领域研究进展，本文对国内外相关研究进行了分析，通过梳理公开发表的实验结果，以期为相关科研工作者深入研究微塑料对海水青鳉的毒性作用有所借鉴，同时也为微塑料对其他海洋生物的毒性作用研究提供参考。

1 实验方法

1.1 数据收集

本文以“microplastic、microplastics、nanoplastic、nanoplastics、微塑料”和“marine medaka、Oryziasmelastigma、海水青鳉”为关键词，在Pubmed（https：//pubmed.ncbi.nlm.nih.gov）、百度学术（https：//xueshu.baidu.com/）、中国知网（https：//www.cnki.net/）检索相关研究文献。

1.2 文献数据分析

1.2.1 年度变化

通过文献检索，共检索到24篇研究论文，其中中文5篇（含3篇硕士学位论文），英文19篇。关于微塑料对海水青鳉的研究，近两年才开始，并且呈现持续增加的态势，其中2019年2篇、2020年10篇（含3篇硕士论文）、2021年8篇、2022年4篇。

1.2.2 地区分布

目前，只有4个国家有相关研究发表，绝大多数研究在我国，我国发表论文20篇，占比83.3%，在该领域占据主导地位;另外，法国[12-14]和韩国[15]发表相关研究论文，数量分别为3篇和1篇，分别占总数的12.5%和4.2%。从国内论文发表区域分布来看，福建闽江学院研究文献6篇[11，16-20]，中国海洋大学研究文献5篇[21-25]，中国科学院城市环境研究所和厦门大学联合发表2篇[26-27]，中国科学院重庆绿色智能技术研究院2篇[28-29]，其他研究文献涉及的研究机构有清华大学[30]、自然资源部第三海洋研究所[31]、中国水产科学研究院黄海水产研究所[32]、上海海洋大学[1]等单位。

2 实验设计分析

实验设计分析主要涉及微塑料种类、大小和浓度、暴露时间和方式以及海水青鳉发育时期的选择。

2.1 微塑料类型

对论文统计数据显示，目前对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。目前关于PS微塑料的研究相对较多，共有19篇，其中，单独研究PS微塑料的10篇[15，17，20，22-23，26-27，30-31，33]，研究PS微塑料与其他物质混合毒性的9篇[11，16，18-19，21，24-25，28-29]， 涉及PS微塑料与重金属（Cd、Pb、Zn）、磺胺类抗生素（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 微塑料相关研究论文3篇[1，14，32];PE 微塑料相关研究论文3 篇[12-13]。PS研究论文多的主要原因是容易买到不同规格和不同荧光标记的PS微塑料颗粒。

实验所用的微塑料多数从试剂公司直接购买，为初生微塑料，其形状较为规则，主要为球形，表面较为光滑;只有两篇文献对比研究了初生PVC微塑料和次生PVC微塑料的生物毒性[1，32]，与初生微塑料相比，次生PVC微塑料形状不规则，表面更加粗糙、不光滑、凹凸明显、棱角突出[1]。也有直接采自自然环境中的微塑料作为实验材料，如Pannetier等[34]使用夏威夷、复活节岛、关岛沙滩上收集的微塑料研究其对海水青鳉的毒性。

2.2 微塑料大小

实验选用的微塑料颗粒尽量与海洋中微塑料的直径接近，北极沉积物中80%的微塑料直径小于25μm[35]。目前用于海水青鳉生理毒性實验所选微塑料直径在50～25 万nm，最小选用直径为50nm[15，31]。PS相关的文献涉及纳米级和微米级微塑料，其中使用纳米级微塑料的文献4篇[11，18-19，33]，纳米+微米级微塑料的文献2篇[15，31]，微米级微塑料的文献13篇[16-17，20，22-23，25-30，36，37];关于PVC 微塑料和PE 微塑料的文献均使用微米级微塑料[1，12-14，32]。

2.3 微塑料暴露方式和浓度选择

尚未形成相对标准的毒性暴露方法，目前使用的方法主要有2种。一种是将微塑料颗粒悬浮在水中，这是目前主要使用的暴露手段，有19篇文献使用了该方法;另一种是将微塑料混在饵料中进行饲喂，有5篇文献使用了该方法[11，14，18-19，30]。

不同实验暴露浓度不同。悬浮浸泡的实验浓度选择的单位主要有particles/L 或μg/L。选用μg/L的实验最高的暴露浓度可达50000μg/L[33]，Wang等[22]和Bergmann等[35]选用的浓度2μg/L和20μg/L接近于海水实际浓度;选用particles/L的实验所用的浓度选择也不同，如1×104particles/L和1×105 particles/L[17，20]、1×103 particles/L和1×106particles/L[1]。以饵料方式进行微塑料暴露实验，不同的实验摄入的微塑料也有所差异，如将PE或PVC微塑料占饵料1%湿重饲喂海水青鳉和斑马鱼[14];也有以100mg/kg体重为参考值进行饲喂[11];还有的以占饵料的浓度为单位进行饲喂，但浓度有所差异，Feng等[30]用的浓度为0.3μg/mg、3μg/mg，Zhang 等[18] 和He 等[19] 用的浓度为3.45mg/g。目前实验所用的暴露浓度基本在海水污染的浓度范围之内，已有监测结果显示，淡水中微塑料的浓度范围在30～1790μg/L[38]，海水中的微塑料浓度范围在0.4～250μg/L[39]，污染浓度高的区域可以高达4500μg/L[40-41]。

2.4 实验动物发育时期选择和处理时间

实验对象海水青鳉选择涵盖从受精卵、仔鱼到8个月大的成鱼。实验动物接触微塑料的实验时间长短在所选用的不同类型微塑料之间没有明显区别，但是根据不同的实验目的或者生长时期的不同选择而有所差异。研究微塑料在海水青鳉体内的代谢情况，一般为3天左右的直接接触[12，20，30]。以受精卵、仔鱼和成鱼为实验对象，微塑料接触实验时间没有显著差异，一般在3个月以下，有14篇文献处理时间在1个月以下、7篇文献处理时间在1～2个月、4篇文献处理时间在2～3个月;只有2篇文献的处理时间超过3 个月，分别为4 个月[14]和150天[23]。

3 实验结果分析

3.1 体内代谢

海水青鳉摄入微塑料组织分布和代谢情况主要通过荧光或同位素标记的微塑料进行示踪研究。海水青鳉可直接摄入微塑料[20，33]，也可能通过摄入携带微塑料的草履虫或卤虫间接摄入[12]。目前的研究结果显示摄入的微塑料主要存在于肠道中[12，20，33]，极少量在鱼鳃（0.07%）和体表（0.03%）中[33]，该研究结果与日本青鳉（Oryziaslatipes）和爪哇青鳉（Oryziasjavanicus）的研究结果一致，微塑料可以在肠道中积累，但是海水青鳉（爪哇青鳉）对微塑料的富集能力更强[42]。不同的研究对微塑料摄入时间有所差异，田莉莉等[33]发现海水青鳉成鱼和仔鱼摄入微塑料的量随着培养时间而变化，均在24小时摄入较多微塑料，成鱼摄入的微塑料含量（246.8±38.1）mg/g显著高于仔鱼（4.32±0.77）mg/g;Cong等[20]发现10μmPS微塑料在48小时内均可被仔鱼和成鱼摄入，微塑料的加入对成鱼的摄食有显著影响，但对仔鱼的摄食没有影响。在停止微塑料毒性实验第一天，PS 微塑料的排泄迅速[20]，田莉莉等[33]发现72小时后，微塑料在肠道内仍有一定量残留;Cong等[20]發现第7天后，仍有一定比例的颗粒残留在仔鱼或成鱼的消化道中，这可能与排泄物被重新摄入有关;Kang 等[15] 发现50nmPS微塑料比45μm PS微塑料在海水青鳉肠道中保留的时间更长，有可能纳米级微塑料可以穿透肠膜，该推测与斑马鱼中的研究结果一致，纳米级微塑料可以进入斑马鱼的脑、眼、血液、肝脏、心脏、肌肉等组织[2]，而大于200nm 的微塑料可以在肠道、鳃和皮肤积累[6]。

3.2 肠道损伤

微塑料可以引起海水青鳉肠道损伤和肠道微生物发生改变，微塑料的直径越大，对肠道的影响越大。Kang等[15]研究了纳米级微塑料与微米级微塑料对海水青鳉的毒性作用，发现45μm PS微塑料表现出肠道损伤（如黏液比例增加），肠道微生物在门和属水平上引起了更显著的微生物群落组成变化，50nmPS微塑料暴露组表现出更强的氧化应激和更高的抗氧化剂激活水平。Zhang等[26]发现直径200μmPS微塑料对肠道微生物的影响大于直径2μm 和20μm 的PS微塑料，8个月成鱼在200μmPS暴露60天后，肠道微生物多样性和组成发生了改变，主要改变的细菌门类有疣微菌门（Verrucomicrobia）、厚壁菌门（Firmicutes）和拟杆菌门（Bacteroidetes）。Feng 等[30]也发现200μmPS微塑料可以导致海水青鳉肠道微生物结构发生变化，群落功能发生变化，包括显著的环境胁迫、碳降解/固定活性增加，以及部分改变氮、磷、硫的代谢能力。Wang等[28]和王燕等[29]发现2.5μm PS可显著影响海水青鳉肠道的优势菌群，对照组雌鱼和雄鱼以变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门、放线菌门（Actinobacteria）、拟杆菌门为优势菌群，而在PS处理组中，变形菌门在雌鱼（98.10%）和雄鱼（98.68%）中均占据绝对的丰度优势，并在雄鱼中显著增加;雌鱼变形菌门的鲁杰氏菌属（Ruegeria）丰度显著增多，本属为益生菌，有助于海水青鳉抵抗环境中的PS胁迫[29]。

3.3 生长/发育毒性

微塑料可以在卵膜上积累，降低胚胎的孵化率、延迟孵化时间[21，31]。胚胎经2μg/L、20μg/L和200μg/L 的2μm PS 微塑料暴露，2μg/L 和200μg/L的浓度会显著降低孵化率;在3 种浓度中，胚胎在7～11天心跳都会降低;荧光观察显示胚胎在8～11小时荧光值达到峰值，受精后14天（孵化后3天）在仔鱼的腹部可以观察到非常强的荧光信号[23]。Chen等[31]发现1×106particles/LPS微塑料浸泡还会导致胚胎心率改变，参与心脏发育、胚胎孵化酶编码以及炎症反应的基因也显著上调。

PVC次生微塑料可导致胚胎物理损伤，引起胚胎的平均心率明显加快，高浓度次生PVC微塑料暴露增加了海水青鳉胚胎的畸形率，畸形类型包括脊柱畸形、心包水肿、卵黄囊水肿、鳍腐烂、心脏拉伸和颅面畸形[1]。青鳉胚胎的心跳在不同的暴露实验中产生的结果不同，该结果与斑马鱼胚胎在暴露实验中产生的结果类似，可能引起心跳加速或心跳过缓[6]。仔鱼经微塑料暴露后，仔鱼生长受到影响，体重和体长降低。仔鱼在PS微塑料暴露45天后，体重和体长显著降低，其中PS 浓度为20μg/L 和200μg/L暴露组胰岛素样生长因子（IGF-I）、胰岛素样生长因子I受体（IGF-IR）、生长激素受体（GHR）的信使核糖核酸（mRNA）表达水平显著降低[23]。仔鱼在10μmPS微塑料暴露14天后，然后无微塑料培养至120天，统计结果显示，处理组体长和体重低于对照组，且死亡率高于对照组[20]，说明微塑料对发育早期造成的毒性影响可以持续到成鱼。Li等[37]也发现10μmPS微塑料对海水青鳉从受精卵开始经28天暴露后，20μg/L和200μg/L的PS微塑料抑制了仔鱼的生长。

微塑料对成鱼的影响主要体现在体重、体长、肝脏等方面。Cormier等[14]发现在饵料中添加PE或PVC微塑料（湿重1%，53～106μm），4个月后体重显著下降，在雌性中下降得更为明显，体重下降达20%～35%。Feng等[30]发现PS微塑料的暴露显著降低了鱼的体重并破坏了肝脏的抗氧化状态。Wang等[23]也发现PS微塑料暴露可以降低成鱼的体重，高浓度组（20μg/L和200μg/L）可以降低体长和生殖腺成熟指数（GSI），但促进了雌鱼的性成熟，表现出生长和繁殖之间的平衡。Zhang等[26]发现PS微塑料暴露会导致鱼的体重、脂肪细胞大小和肝脏脂肪含量显著增加，研究发现，疣微菌门增加、厚壁菌门/拟杆菌门比值增加、梭杆菌门减少与体重增加有关。

3.4 生殖毒性

微塑料暴露会延迟性腺发育、降低产卵数量和受精率。Wang等[22]发现10μm PS 微塑料暴露60天，延缓了雌鱼性腺的成熟，降低了雌鱼的繁殖力，基因转录分析结果显示，PS微塑料暴露对雌鱼下丘脑-垂体-性腺（HPG）轴有显著的负调控作用，而与雌鱼类固醇生成通路相关基因的转录也被下调，导致雌鱼血浆中17β-雌二醇和睾酮的浓度下降。Cormier等[14]在饵料中添加占湿重1%的PE微塑料或PVC微塑料（53～106μm），4个月后，产卵数量显著下降，PE 微塑料处理组第一次产卵时间比对照组延后16～18天。Wang等[23]发现PS微塑料暴露对亲本性腺造成明显的组织病理损伤，降低卵子产量和受精率，抗氧化应激反应、性激素破坏和生殖轴类固醇基因转录紊乱可以部分解释为生殖障碍。此外，转录组分析显示，20μg/L微塑料暴露对雄鱼睾丸内甾体激素合成和细胞色素P450通路有显著影响。微塑料对海水青鳉生殖系统的影响在日本青鳉中也观察到类似结果，日本青鳉在8μg/LPE微塑料暴露2个月，雄鱼ChgH 基因、雌鱼VtgI、ChgH 和ERα基因（鱼类生殖相关基因）表达均显著下调[43]。

3.5 遗传毒性

微塑料对亲本的暴露对子一代的影响主要有胚胎孵化时间、孵化率、畸形、心率改变、生长缓慢等。Wang等[22]发现20μg/LPS微塑料对3个月大的海水青鳉浸泡60天，会延迟子一代的孵化时间，降低胚胎的孵化率、心率和体长;但是对仔鱼连续浸泡150天后，发现子一代心跳加快、孵化提前和生长缓慢[23]。He等[19]发现用PS微塑料含量为3.45mg/g的饵料饲喂成鱼30天，子一代雄鱼体重下降34.3%，肠道菌群发生变化，肝脏IGFI的表达水平下降39.0%。王燕[29]发现5个月大成鱼在2.5μmPS微塑料浸泡1个月，导致受精后22天的子一代免疫相关基因发生改变，引起免疫抑制作用。靳非等[17]也发现在粒径为10μmPS微塑料浸泡50天后，能显著降低子一代孵化率，造成胚胎发育畸形。

3.6 微塑料对其他污染物的放大和缓解效应

针对目前已发表研究结果，微塑料对其他污染物既有放大效应，又有缓解效应。塑料已被认为是对环境的严重威胁，除了其本身的毒性外，微塑料还可以与其他环境污染物相互作用，作为载体并可能调节其毒性[44]。研究显示，微塑料可以介导重金属离子、菲、17α-乙基雌二醇（EE2）和有机污染物对海水青鳉的毒性作用。王燕[29]发现PS微塑料可以增加肠道中Zn的积累。Li等[25]发现高浓度的PS微塑料（200μg/L）可显著增加菲在雌性海水青鳉肠道和卵巢中的生物积累，抑制卵巢成熟，降低雌鱼的卵黄蛋白原水平和生殖能力，同时胚胎菲的积累随着PS浓度的增加而增加，PS浓度的增加加重了菲诱导的胚胎心动过缓，提示PS微塑料会加重菲的跨代毒性。Wang等[24]發现PS微塑料可增加EE2对海洋鱼类的雌激素效应，EE2和PS微塑料可显著增加血浆中17β-雌二醇（E2）水平，提高雌激素生物标志物基因卵黄原蛋白和绒毛膜原蛋白以及雌激素受体（ERα 和ERβ）的转录水平，并呈剂量依赖关系，形态学分析也表明，同时暴露于EE2和PS对睾丸和肝脏的损伤更严重，表明PS微塑料增加了EE2的毒性。Bihanic等[13]发现PE 微塑料可以介导有机污染物对海水青鳉胚胎早期的毒性作用。以上结果表明，海洋中微塑料数量的增加可能会放大海洋污染物对海洋鱼类健康和种群稳定的不利影响。

在 特定条件下，微塑料对某些海洋污染物具有缓解作用。与高浓度PS微塑料增加菲的毒性作用不同[25]，低浓度的PS可以降低菲的毒性，2μg/LPS微塑料和菲联合暴露可使胚胎孵化率提高25.8%，降低畸形率和死亡率，并可恢复菲诱导的心脏发育相关基因的异常表达，其原因可能是低浓度的PS降低了菲的生物利用度和生物积累量[21]。PS微塑料对磺胺类抗生素的毒性也有一定的缓解作用，当PS微塑料存在时，磺胺二甲嘧啶（SM2）对海水青鳉肠道微生物群落结构及氧化应激的影响成缓解趋势，对海水青鳉的生殖毒性呈下降趋势[11，18]，另外，SM2和PS微塑料共同作用，可以降低PS 微塑料对子一代的毒性作用[19]。Zhang等[16]发现PS、PS-COOH 或PS-NH2微塑料均可以降低磷酸三苯酯（TPP）的毒性，将TPP诱导的仔鱼低运动活性逆转到正常水平，但是PS 组、PSCOOH组和PS-NH2组的基因表达谱不同，暗示了不同的运动活动逆转机制。以上研究结果挑战了微塑料会加重被吸附污染物毒性的普遍观点，有助于更好地理解微塑料污染的环境风险。

4 討论

尽管微塑料在海水青鳉中的研究进展很快，但是由于开展的时间较短，所以以海水青鳉为模式生物研究微塑料对海洋生物的毒性研究还有很多方面需要去探究，建议重点考虑以下3个方面。

（1）实验时间。针对急性毒性实验，可以将暴露时间尽可能缩短。但是因为海洋生物持续生长在含有微塑料的环境中，更需要搞清楚的是微塑料的慢性毒性和“遗留效应”，已有实验室研究结果证明单纯的亲本暴露，就会影响子一代的生长发育，那么多代持续暴露，可能对生物的毒性作用更严重，所以如果研究微塑料慢性毒性效应必然要延长暴露时间。

（2）实验材料选择和实验设计。目前只是PS、PE、PVC3种微塑料对海水青鳉的毒性开展了研究，海洋中常见的聚丙烯（PP）、聚酰胺（PA）、聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）等微塑料的研究尚未开展;另外，由于环境中的塑料颗粒具有不同的物理和化学性质，微塑料的不同类型、形状、大小、颜色、混合毒性以及与其他有毒物质的交叉作用都是未来需要深入研究的方向。

（3）毒理作用机制分析。目前只是部分研究了微塑料在海水青鳉体内的代谢情况，以及其对胚胎、仔鱼和成鱼的毒性效应。斑马鱼的实验结果显示[2，6]，海洋微塑料导致胚胎免疫基因上调、氧化应激反应基因发生改变、中枢神经系统和视觉相关基因下调，这些研究结果对于海水青鳉的研究具有重要的参考意义。在后期研究中，关于微塑料具体通过什么途径发挥其对海水青鳉的生长及发育毒性、遗传毒性以及对其他污染物的放大或缓解效应，是否还有其他负面影响，以及影响的具体机理是什么，都需要开展广泛深入的研究，以期更加明晰微塑料污染对生物的毒性效应。

参考文献（References）：

[1] 杜雨珊.聚氯乙烯微塑料对海水青鳉胚胎的毒性效应[D].上海：上海海洋大学，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.微塑料与磺胺类抗生素对海水青鳉肠道微生物与生殖健康的复合效应研究[D].福州：福建师范大学，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对海水青鳉（Oryziasmelastigma）亲代生长、繁殖及子代发育的影响[J].生态毒理学报，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.微塑料與重金属（Cd、Pb、Zn）对海水青鳉复合毒性研究[D].北京：中国科学院大学，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，FANGChao，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，马旖旎，等.海水青鳉摄食微塑料的荧光和C-14同位素法示踪定量研究[J].环境科学研究，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，FLORESI，etal.Earlywarningsignsofendocrinedisruptioninadultfishfromtheingestionofpolyethylenewithandwithoutsorbedchemicalpollutantsfromthemarineenvironment[J].ScienceoftheTotalEnvironment，2014，493：656-661.

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