摘要：為探明微塑料（MPs）對雙酚A（BPA）在魚類腸道中累積特征及魚類生長生理的影響，本研究以黃河鯉魚為模型生物，分析了0.5 um聚苯乙烯微塑料（PS-MPs）與BPA聯(lián)合作用下鯉魚腸道中微塑料及BPA的累積特征、鯉魚生長及其抗氧化酶活性，以及它們之間的響應(yīng)關(guān)系。結(jié)果表明：聯(lián)合處理下鯉魚腸道中的PS-MPs含量隨時間呈線性增加，且隨投加的微塑料濃度增加而增加，而PS-MPs累積速率隨時間呈先增加后減小趨勢，其中在BPA+PS（L）處理（1 mg·L-1 BPA+20 ug·L-1 PS-MPs）下，0.25 d時鯉魚腸道中PS-MPs累積速率達到峰值（373.81 ug·g-1·d-1），BPA+PS（H）處理（1mg·L-1 BPA+100 ug·L-1 PS-MPs）下，則是在0.125 d達到最高（644.00 ug·g-1·d-1）。與單一BPA暴露相比，聯(lián)合暴露下鯉魚腸道中BPA累積量增加，與BPA（1 mg·L-1 BPA）處理相比，BPA+PS（L）和BPA+PS（H）處理下鯉魚腸道中BPA含量分別提高了6.13％和9.74％，BPA累積速率分別增加了190.01％、373.80％。相較于對照處理，BPA處理和MPs與BPA聯(lián)合處理均引起鯉魚腸組織中超氧化物歧化酶（SOD）活性、過氧化氫酶（CAT）活性、還原型谷胱甘肽（GSH）含量、丙二醛（MDA）含量增加，使體質(zhì)量下降幅度減緩，其中BPA、BPA+PS（L）和BPA+PS（H）處理下鯉魚體質(zhì)量（21 d）較對照處理分別下降1.22％、3.90％、4.33％。當微塑料投加量達到100 ug·mL-1時，聯(lián)合處理會增加鯉魚腸道中SOD活性、CAT活性和GSH含量，抑制MDA產(chǎn)生，從而緩解MPs和BPA聯(lián)合作用對鯉魚造成的氧化損傷，并且減緩鯉魚體質(zhì)量下降。研究表明，微塑料的存在會增加雙酚A在鯉魚腸道中的累積，且兩者聯(lián)合作用對鯉魚產(chǎn)生了協(xié)同毒理效應(yīng)，導致鯉魚生長速率減緩，體質(zhì)量下降。

關(guān)鍵詞：微塑料；雙酚A；腸組織；抗氧化酶活性；生物標志物響應(yīng)

中圖分類號：X505；X503.225 文獻標志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）02-0262-09 doi：10.11654/jaes.2023-0244

塑料因具有耐沖擊性、耐磨性和絕緣性以及加工成本低等優(yōu)點而在全球得到廣泛應(yīng)用。預計到2050年，全球塑料生產(chǎn)總量將達到330億t。但隨著塑料制品的廣泛使用，大量塑料廢棄物最終被排放并累積在環(huán)境中，對土壤或水體環(huán)境造成污染。塑料經(jīng)過長期的物理、化學和生物降解作用轉(zhuǎn)變成粒徑更小、比表面積更大的顆?；蛩槠?，其中粒徑lt;5 mm的塑料碎片、纖維或顆粒稱為微塑料（MPs）。近年來，MPs在世界各地的海洋、湖泊、沉積物、生物體甚至兩極地區(qū)中不斷被檢出。如我國鄱陽湖和烏梁素海表層水體中均存在大量的MPs，其中鄱陽湖表層水體MPs豐度每立方米達到5 000-34 000個，烏梁素海表層水體中，在各個采樣點都發(fā)現(xiàn)大量MPs的存在。Lefebvre等在研究地中海野生沙丁魚和鯷魚樣品時發(fā)現(xiàn)，在81％的沙丁魚和89％的鳳尾魚中均鑒定出MPs聚合物，該研究證實了MPs在地中海無處不在，并且在魚類消化道中出現(xiàn)率很高。同時在陸地生物（如蚯蚓）的腸道中也發(fā)現(xiàn)了MPs的存在。這些累積在消化道中的MPs對腸道系統(tǒng)產(chǎn)生大量機械性損傷，比如飲食器官和消化道梗阻、假性飽腹感和由此引發(fā)的攝食效率降低、腸道功能紊亂、營養(yǎng)不良、生長緩慢、行為異常、受傷甚至死亡。盡管研究表明大部分被生物攝入的MPs能夠通過排泄過程排出體外，但仍有部分MPs存在于腸道中，甚至穿過腸道壁進入其他臟器，進一步產(chǎn)生更強的毒性效應(yīng)。此外，MPs顆粒小、疏水性強，對有機污染物有較強的吸附能力，可作為有機污染物載體，在環(huán)境中造成流動性污染，甚至可與環(huán)境中有機污染物發(fā)生相互作用，產(chǎn)生復合毒性影響。Rainieri等以斑馬魚為對象，研究了MPs與多氯聯(lián)苯、溴化阻燃劑、全氟化碳和甲基汞對魚類的單獨和聯(lián)合作用，研究發(fā)現(xiàn)，與其他處理相比，以吸附污染物的MPs為飼料喂養(yǎng)的魚，其肝臟中呈現(xiàn)出高度的氣泡化且cyplal、pdxJ和gstpJ基因過表達，表明MPs和污染物的組合比單獨使用MPs或污染物造成的影響更大。Zhang等研究了聚苯乙烯微塑料（PS-MPs）與羅紅霉素對淡水紅羅非魚的聯(lián)合作用，結(jié)果表明，羅紅霉素（ROX）和PS-MPs聯(lián)合處理可以顯著降低魚肝臟中的丙二醛（MDA）含量，并且提高超氧化物歧化酶（SOD）活性，盡管乙酰膽堿酯酶（AChE）的活性被抑制，但其仍高于單獨使用ROX處理的效果，說明MPs的存在減輕了肝臟的氧化損傷且可能會減輕ROX對膽堿能系統(tǒng)的神經(jīng)毒性。侯晨麗等研究發(fā)現(xiàn)單一雙酚A（BPA）或MPs與BPA聯(lián)合作用均會引起黃河鯉魚鰓、肝、腸、腦組織出現(xiàn)不同程度炎癥細胞浸潤，并誘導各組織中的SOD、過氧化氫酶（CAT）、谷胱甘肽活性及MDA含量增加。因此，進一步摸清MPs與有機物在魚類消化系統(tǒng)內(nèi)的分布情況及其兩者聯(lián)合毒性效應(yīng)，對推進生態(tài)環(huán)境治理和漁業(yè)發(fā)展至關(guān)重要。

近年來，BPA在許多包裝材料中作為增塑劑被廣泛使用，這些廢棄物被排入湖泊后將持續(xù)存在于地表水和沉積物中，經(jīng)過長時間的光照和微生物分解后，這些廢棄物中所含的增塑劑可能會被釋放，繼而被MPs所吸附，并通過食物鏈的傳遞在水生物體內(nèi)進行富集，損害生物體的生理功能，影響其繁殖、發(fā)育與攝食行為，甚至可能威脅到人類健康。目前針對MPs與有機污染物聯(lián)合作用下毒性效應(yīng)的研究大多集中于磺胺嘧啶、羅紅霉素等抗生素類有機污染物，但有關(guān)MPs與BPA聯(lián)合作用下魚類消化系統(tǒng)中MPs與BPA分布情況，以及與魚類的生長和生理的響應(yīng)關(guān)系研究較少。此外，MPs與有機污染物對生物體的復合毒性作用依據(jù)研究對象以及污染物種類的不同而存在差異。因此，本研究選用黃河鯉魚為模型生物，通過研究MPs對有機污染物在魚類腸道中累積特征及與魚類的生長及生理的響應(yīng)關(guān)系，以加深對水環(huán)境中MPs和其他有機污染物的污染風險認識，并為建立水體中這些污染物的監(jiān)管框架提供理論支持。

1材料與方法

1.1實驗材料

實驗所使用的綠色聚苯乙烯熒光微球粒徑為0.5 um（激發(fā)波長：488 nm，發(fā)射波長：525 nm），購自天津倍思樂技術(shù)開發(fā)中心。將MPs原液超聲振蕩10 min搖勻，取1 mL原液（原液濃度為10 000 mg·L-1）用純水稀釋，配制成100 mg·L-1的MPs儲備液備用。BPA分析純（純度99.9％）從上海麥克林生化科技有限公司購得。甲醇、乙酸等（色譜純）購自上海阿拉丁試劑有限公司。黃河鯉魚購自本地黃河鯉魚育種場，平均體長為（12.31±0.97）cm，體質(zhì)量為（25.5±1.5）g。選取體格均勻、健康靈活、無病無傷的黃河鯉魚放入魚缸中馴養(yǎng)7d，馴養(yǎng)用水為曝氣了24 h以上的自來水。馴養(yǎng)期間保證溶解氧濃度大于5.6 mg·L-1，pH為6.8-7.2，溫度為（25±1）℃，光暗比為14 h：10 h，每天定時投喂市售干飼料1次，喂食量約為體質(zhì)量的2％。

1.2實驗設(shè)置與方法

1.2.1實驗設(shè)置

根據(jù)預實驗結(jié)果確定BPA的染毒水平。對黃河鯉魚分別投加5個濃度的BPA （3.8、4.6、5.4、6.0、6.8 mg·L-1），每個濃度設(shè)置3個平行，并設(shè)置空白對照組，共18組。在每組中放入11尾健康的黃河鯉魚，并在完全靜水停食的條件下，對用藥后8h內(nèi)的黃河鯉魚的活動狀況進行連續(xù)觀察，及時撈出死亡的魚。每過2h記錄1次死亡數(shù)，并計算96 h死亡率。為保證實驗結(jié)果的準確性，在96 h的實驗過程中，每天對實驗液的溶解氧、pH值和溫度進行檢測，確保溶解氧濃度大于5.6 mg·L-1，pH值在6.8-7.2之間，溫度為（25±1）℃，光暗比為14 h：10 h。以濃度的常用對數(shù)作為橫坐標，死亡率的概率單位作為縱坐標，計算得出96h半致死濃度（96 h LCso），根據(jù)實驗結(jié)果，將BPA的染毒水平設(shè)定為1/5的96 h LCso，即1 mg·L-1。武芳竹等對MPs污染與魚的生態(tài)毒理效應(yīng)研究發(fā)現(xiàn)不同粒徑和濃度的MPs會對魚類產(chǎn)生不同的生態(tài)毒理效應(yīng)。基于此，本實驗共設(shè)置4個處理，分別為對照處理、BPA處理（1 mg·L-1 BPA）、BPA+PS（L）處理（1 mg·L-1 BPA+20 ug·L-1 PS-MPs）、BPA+PS（H）處理（1 mg·L-1 BPA+100 ug·L-1 PS-MPs）。每個實驗處理均設(shè)置3個平行，共12個魚缸。本次對黃河鯉魚的暴露染毒實驗采用靜態(tài)水體暴露方式，黃河鯉魚在馴養(yǎng)7d后，隨機選取健康活潑的個體用于亞慢性暴露實驗。亞慢性暴露實驗參考Lu等的方法進行實驗設(shè)置。每個玻璃魚缸中裝30 L自來水，隨機選取健康活潑的鯉魚投放到每個玻璃魚缸中，每個魚缸裝有10條魚。按實驗設(shè)置分別在水中加入不同濃度的熒光PS-MPs和BPA或BPA的原液制備測試溶液。所有鯉魚馴養(yǎng)7d后，開始暴露實驗。實驗期間，每天換1次水，每次更換全部的水，更換水前用玻璃移液管從每個魚缸中取10 mL溶液，以確定所有實驗處理中PS-MPs和BPA的實際暴露濃度，并補充對應(yīng)體積的BPA和PS-MPs混合溶液確保暴露濃度穩(wěn)定。暴露期間的其他條件與馴養(yǎng)條件完全一致。靜態(tài)暴露期間分別在0.125、0.25、0.5、1、4、7、14 d和21d進行采樣，從實驗組的魚缸中隨機選取1條黃河鯉魚，用超純水反復沖洗去除皮膚上的顆粒，低溫麻醉《4℃）后迅速解剖，取出魚的腸組織，用0.15 mol·L-1 KC1快速清洗后用吸水紙將其表面溶液吸干，再用錫箔紙包好，編號，稱質(zhì)量并置于-80℃超低溫冰箱中冷凍保存，用于PS-MPs和BPA的檢測。

1.2.2腸道中PS-MPs含量檢測

本實驗采用KOH消解法對勻漿液樣品進行消化處理。對解剖得到的鯉魚組織準確稱量并記錄，置于2 mL玻璃研磨器中，加入2 mL KOH溶液研磨均勻，將獲取的腸組織液定容至30 mL，轉(zhuǎn)移至50 mL三角瓶中，60℃下消解72 h，得到澄清透明的組織消解液。取200 uL消解液，用酶標儀測定熒光強度，定量消解液中的PS-MPs，檢測重復進行3次，并計算其回收率和誤差。每次檢測的回收率均在80％-120％之間，酶標法3次測定結(jié)果的相對標準偏差為0.05％，分光光度法的標準偏差為0.82％。

1.2.3BPA含量檢測

稱取濕質(zhì)量約0.2 g的腸組織樣本，加入1 mL甲醇冰浴勻漿，冰浴超聲20 min，12 000 r·min-1 4℃離心10 min，取上清液氮吹至干，加入1 mL 50％甲醇復溶，復溶液過C18萃取小柱（3 mL甲醇、3 mL超純水活化），用3 mL 50％甲醇水淋洗，再用3 mL甲醇洗脫，收集洗脫液氮吹至干，加入500 uL甲醇復溶，取復溶的上清液過0.22 um濾膜，上機檢測。

采用島津LC-20AT高效液相色譜儀（日本）進行液相色譜檢測。熒光檢測器、C18反相色譜柱（150mmx4.6 mm，5 um）；流動相A為甲醇，B為乙酸水溶液，A：B=35：65，等度洗脫；進樣量10 uL，流速1 mL·min-1，柱溫30℃。

1.2.4鯉魚體質(zhì)量檢測

在實驗暴露期間，分別于1、3、5、7、14、21d時，從3個平行實驗組的每個魚缸中隨機取1尾黃河鯉魚，對取出的黃河鯉魚進行低溫麻醉后用吸水紙將魚體表面的水分擦干，并用分析天平（精度：0.001 g）進行黃河鯉魚體質(zhì)量測量和記錄。

1.2.5氧化損傷檢測

組織勻漿上清液的制備：將黃河鯉魚4℃冷水麻醉后，快速解剖，分離出的腸組織用生理鹽水反復沖洗后用吸水紙吸干水分。稱取約0.2 g（濕質(zhì)量）組織，加入1 mL預冷的生理鹽水進行冰浴勻漿，12 000r·min-1 4℃下離心10 min，收集上清液到新的EP管，-80℃凍存?zhèn)溆?。將制備好的勻漿液，參照南京建成生物工程研究所說明書的步驟對SOD、CAT活性和MDA、還原型谷胱甘肽（GSH）含量進行測定。

1.2.6生物標志物響應(yīng)指數(shù)

生物標志物響應(yīng)指數(shù)（IBR）是一種綜合運用多種生物標志物定性評估環(huán)境壓力的工具，可用于定量評價某種污染物不同劑量對生物體的毒理效應(yīng)。Li等采用IBR指數(shù)比較了不同濃度維拉帕米對虹鱒魚幼魚血液循環(huán)系統(tǒng)的污染脅迫，發(fā)現(xiàn)IBR指數(shù)是一個簡單有效的工具，可以較好地描述生物的健康狀況。較高的IBR值代表較高的氧化應(yīng)激。本研究以SOD、CAT、MDA、GSH作為生物標志物，通過綜合IBR指數(shù)對不同實驗組下氧化酶對生物體的毒理效應(yīng)進行評價。首先計算每種生物標志物在各站位的平均值（X1）以及所有站位該種生物標志物的總平均值（m）和標準差（s）；然后將該標志物X1值進行標準化處理：Y1=X1/s，其中，Y1為標準化處理后的值。各站位每種標志物的得分為A1=Z+|min|，其中，若標志物與污染物呈正相關(guān)，則令Z=Y1，反之則令Z=-Y1，|min|為Z值中最小值的絕對值；最終通過將獲得的每個生物標志物的A1得分與下一個生物標志物的得分相乘來計算星圖面積，將每個乘積除以2，并將所有值相加。所得出的相應(yīng)的IBR值為：A1xA2/2+A2xA3/2+……+Ax-1XAn/2+Ax×A1／2

1.3數(shù)據(jù)處理及分析

采用Microsoft Excel 2018和Origin 2022進行數(shù)據(jù)處理和圖表繪制。使用SPSS 24.0軟件對實驗數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，差異性分析通過單因素ANOVA檢驗確定，當Plt;0.05時，判定數(shù)據(jù)結(jié)果存在顯著性差異。

2結(jié)果與分析

2.1黃河鯉魚腸道中PS-MPs和BPA的累積特征

2.1.1黃河鯉魚腸道中PS-MPs的累積特征

PS-MPs和BPA聯(lián)合暴露處理下魚腸道PS-MPs含量隨時間的變化趨勢如圖1所示。由圖可知，在BPA+PS（L）處理下，黃河鯉魚腸道中的PS-MPs含量隨時間增加總體呈逐漸增長趨勢。其中，在0.5 d和7d時黃河鯉魚腸道中的PS-MPs含量降低，分別為66.35 ug·g-1和292.12 ug·g-1，在21d時，黃河鯉魚腸組織中的PS-MPs含量達到最高值（724.64 ug·g-1），在0.25 d時，累積速率達到最高值（373.81 ug·g-1·d-1），之后呈下降趨勢。值得注意的是，累積速率在5d和21d時出現(xiàn)了輕微上升趨勢。在BPA+PS（H）處理中，黃河鯉魚腸組織中的PS-MPs含量在21d時達到最高（1 209.22 ug·g-1），總體呈現(xiàn)增長趨勢，在0.5 d時出現(xiàn)下降（82.33 ug·g-1），累積速率在0.125 d時達到最高（644 ug·g-1·d-1），在1、3、Sd時波動較為明顯。與低MPs濃度暴露條件相比，更高的MPs濃度下黃河鯉魚腸組織中的PS-MPs含量以及PS-MPs在腸道中的增長速率顯著高于低MPs濃度條件下的聯(lián)合暴露組。以上結(jié)果表明，BPA+PS（H）處理對黃河鯉魚腸組織中PS-MPs的累積影響更為明顯。

2.1.2黃河鯉魚腸道中BPA的累積特征

BPA處理、BPA+PS（L）處理、BPA+PS （H）處理下黃河鯉魚腸組織BPA含量隨時間的變化趨勢如圖2所示。3個實驗組的BPA累積速率均在0.125 d達到最高，分別為62.86、186.36、297.83 ug·g-1·d-1，BPA累積速率隨著時間增加呈逐漸下降趨勢。在暴露前期BPA+PS（H）、BPA+PS（L）處理下的BPA累積速率遠大于BPA處理，0.125 d時BPA累積速率表現(xiàn)為BPA+PS（H）處理gt;BPA+PS（L）處理gt;BPA處理，說明MPs和BPA聯(lián)合作用會導致黃河鯉魚腸組織中BPA累積速率增加。隨著時間的增加，3個實驗組的BPA含量也在不斷增加，并在14 d時達到峰值后逐漸降低。BPA含量表現(xiàn)為BPA+PS（H）處理gt;BPA+PS（L）處理gt;BPA處理，說明MPs的存在會導致BPA更容易在黃河鯉魚的腸道中累積。

2.2PS-MPs與BPA聯(lián)合暴露對黃河鯉魚生長的影響

表1為21d暴露期間黃河鯉魚的體質(zhì)量變化。可以看出在暴露期間各實驗組黃河鯉魚平均體質(zhì)量總體呈增長趨勢，暴露期間均未出現(xiàn)死亡或異?，F(xiàn)象。在對照處理與BPA處理下，黃河鯉魚體質(zhì)量隨著時間增加不斷增長，BPA+PS（L）處理下黃河鯉魚體質(zhì)量在7d出現(xiàn)負增長，BPA+PS（H）處理在14 d出現(xiàn)負增長，說明PS-MPs的存在會對黃河鯉魚的生長產(chǎn)生負面影響。前14 d各實驗組之間黃河鯉魚體質(zhì)量變化無顯著差異。在21d時，BPA處理與對照處理下鯉魚平均體質(zhì)量差異不顯著（Pgt;0.05），BPA+PS（L）處理與BPA處理之間的平均體質(zhì)量無顯著差異（Pgt;0.05）。BPA+PS（H）處理與BPA處理相比，平均體質(zhì)量表現(xiàn)出顯著差異（Plt;0.05）；BPA處理鯉魚體質(zhì)量增長速率在3d時顯著高于其他3個處理。21d時增長速率的差異性與體質(zhì)量差異基本一致。與對照處理相比，其他3組暴露21d后黃河鯉魚體質(zhì)量增長速率均出現(xiàn)不同程度的下降，BPA處理、BPA+PS（L）處理下對黃河鯉魚體質(zhì)量增長速率的影響不明顯，而BPA+PS（H）處理會對黃河鯉魚平均體質(zhì)量增長速率產(chǎn)生顯著影響。

2.3PS-MPs與BPA聯(lián)合暴露下黃河鯉魚的毒理效應(yīng)

2.3.1聯(lián)合暴露對黃河鯉魚抗氧化酶活性的影響

暴露于BPA和PS-MPs的黃河鯉魚腸組織中SOD、CAT活性及MDA、GSH含量的變化如圖3所示。在圖3（a）中，與對照處理相比，BPA處理、BPA+PS（L）處理、BPA+PS（H）處理下黃河鯉魚腸組織SOD活性顯著提升（Plt;0.05），腸組織中SOD活性分別為458.63、730.12、856.34、1 325.91 U·g-1。在PS-MPs與BPA聯(lián)合處理下SOD活性隨著PS-MPs濃度增大而不斷加強，說明PS-MPs與BPA兩種污染物對黃河鯉魚腸組織中SOD活性的影響可能呈現(xiàn)出協(xié)同作用。在圖3（b）中，與對照組相比，BPA單獨暴露、BPA+PS（L）處理、BPA+PS（H）處理下黃河鯉魚腸組織中CAT活性顯著提升（Plt;0.05），腸組織中CAT活性分別為11.98、17.40、16.23、16.47 nmol·g-1·min-1，BPA處理、BPA+PS（L）處理、BPA+PS （H）處理之間無顯著差異（Pgt;0.05）。在圖3（c）中，對照處理、BPA+PS（H）處理與BPA處理、BPA+PS （L）處理之間存在顯著差異（Plt;0.05），腸組織中MDA含量分別為165.34、209.43、263.08、182.06 nmol·g-1·min-1，在不同處理下MDA含量從高到低依次為BPA+PS（L）處理gt;BPA處理gt;BPA+PS（H）處理gt;對照處理。在圖3（d）中，BPA+PS（H）處理組中GSH含量與BPA處理組GSH含量呈現(xiàn)出顯著差異性（Plt;0.05），這可能是高濃度的PS-MPs導致黃河鯉魚腸道中PS-MPs大量累積，從而對腸道功能造成了一定程度的損害，導致GSH含量顯著增高。而在BPA+PS（L）處理組中GSH含量較BPA處理有略微下降，可能是因為腸道中部分BPA被PS-MPs吸附，并隨PS-MPs排出體外從而降低了對腸道的損害。

2.3.2綜合生物標志物響應(yīng)

本研究將不同的生物標志物（SOD、CAT、MDA和GSH）與黃河鯉魚接觸21d后的IBR值進行整合，并以星形圖表示（圖4）。在不同的處理組中，不同生物標志物的IBR值在星形圖中產(chǎn)生了不同的模式。在BPA+PS（L）和BPA+PS（H）處理下的SOD、GSH活性IBR值較BPA處理組高，且隨PS-MPs濃度增加而增加，說明SOD、CSH活性對PS-MPs的敏感性較強，推測PS-MPs可能對這兩個酶的活性影響占主導地位。另外，MDA含量在BPA+PS（L）處理下更為敏感，表明BPA與PS-MPs聯(lián)合作用能夠引起更大的氧化應(yīng)激反應(yīng)。

2.4鯉魚生長及生理指標與PS-MPs和BPA含量的響應(yīng)關(guān)系

聯(lián)合暴露處理下鯉魚生長及生理指標與PS-MPs和BPA含量的響應(yīng)關(guān)系如圖5所示。由圖5可知，鯉魚體質(zhì)量與腸道中PS-MPs含量和SOD活性呈負相關(guān)，與CAT活性、MAD含量及BPA含量呈正相關(guān)關(guān)系，但整體相關(guān)性不顯著（Plt;0.05）。鯉魚腸道中PS-MPs含量與SOD活性呈顯著正相關(guān)關(guān)系（Plt;0.05），相關(guān)系數(shù)為0.95；而PS-MPs含量與MDA含量呈顯著負相關(guān)（Plt;0.05）。鯉魚腸道中BPA含量與CAT活性和GSH含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系（Plt;0.05），相關(guān)系數(shù)≥0.90。綜上所述，聯(lián)合暴露下鯉魚腸道中PS-MPs和BPA含量的累積會引起鯉魚的氧化損害，并通過增加SOD、CAT活性和GSH含量以及抑制MDA產(chǎn)生來緩解MPs和BPA對鯉魚的影響，而這種適應(yīng)措施會導致黃河鯉魚的生長緩慢。

3討論

3.1聯(lián)合暴露對黃河鯉魚腸道中PS-MPs與BPA累積特征的影響

本研究發(fā)現(xiàn)，隨著暴露時間的增加黃河鯉魚腸組織中的MPs含量也在不斷增加，這種現(xiàn)象在BPA+PS（H）處理下更為明顯。而韓旭的研究發(fā)現(xiàn)，隨著暴露時間的延長，斑馬魚對MPs（20 um）的清除量增加，累積量降低。本研究與韓旭研究所得出的結(jié)論不同，這可能是由于本研究所使用的MPs粒徑（0.5 um）較小，與大粒徑的MPs相比，較小粒徑的MPs更容易在生物體內(nèi)長期累積。此外，MPs作為一種高分子聚合物，難以被生物體代謝或降解，本研究中黃河鯉魚腸組織中BPA含量表現(xiàn)為BPA+PS（H）處理gt;BPA+PS（L）處理gt;BPA處理，造成此現(xiàn)象的原因可能是隨著MPs含量的升高，黃河鯉魚攝入了更多小粒徑MPs，由于MPs具有較大的比表面積，可以吸附疏水性物質(zhì)在其表面形成局部的聚集。Diego等的研究表明，聚對苯二甲酸乙酯微塑料的外表面具有顯著的親核性，可以促進BPA在MPs結(jié)構(gòu)中的傳質(zhì)和在粒子內(nèi)擴散。在分子間距離較短的情況下，BPA和聚對苯二甲酸乙酯微塑料能夠通過內(nèi)部或外部吸附作用形成穩(wěn)定的復合物，而隨著攝入量的增加，大量MPs在腸道聚集，導致暴露前期腸道中BPA含量不斷增加，表明攝入攜帶BPA的MPs可能是導致BPA在魚類腸道中生物積累的額外暴露途徑。Zhang等研究了PS-MPs與ROX對淡水紅羅非魚的聯(lián)合作用，結(jié)果表明，MPs可以作為紅羅非魚ROX的載體，在這種情況下，PS-MPs的存在可以顯著促進ROX在紅羅非魚各組織中的生物富集，這與本研究得到的結(jié)果基本一致。此外，本研究發(fā)現(xiàn)黃河鯉魚腸組織中BPA含量在第14天達到峰值后開始衰減，這可能是由于隨著暴露時間的延長，黃河鯉魚對BPA的吸收能力降低，導致其腸組織中BPA的清除量增加、累積量降低。此外，部分BPA可能會吸附在MPs表面，并隨著MPs被排出體外。

3.2PS-MPs對黃河鯉魚生長生理的影響

MPs粒徑小且具有較強吸附性，其進入生物體內(nèi)會使生物體的吸收和代謝過程受到干擾，還可能會對生物體造成機械物理損傷和復合毒性引起的化學損傷，從而對生物的生長生理造成一定影響。本研究發(fā)現(xiàn)，與對照組相比，其他3組暴露21d后黃河鯉魚體質(zhì)量均出現(xiàn)不同程度下降，其中BPA+PS（H）處理與對照處理差異最為顯著（Plt;0.05），出現(xiàn)此現(xiàn)象的原因可能是由于聯(lián)合暴露處理下PS-MPs和BPA會在鯉魚的腸道內(nèi)大量累積，鯉魚腸道菌群紊亂，擾亂了調(diào)節(jié)代謝，造成鯉魚營養(yǎng)不良、生長緩慢，體質(zhì)量下降。Tang等在對蚯蚓腸道的研究中也得到相似結(jié)論，研究發(fā)現(xiàn)土壤中PS-MPs的存在會顯著降低擬桿菌門的相對豐度，影響蚯蚓的脂質(zhì)代謝，從而進一步增加了蚯蚓的腸道通透性，擾亂了滲透調(diào)節(jié)代謝。另外也可能是由于MPs機械物理損傷和復合毒性引起腸組織黏膜層杯狀數(shù)量顯著減少，部分黏膜層隱窩結(jié)構(gòu)消失，從而引起炎癥細胞及纖維組織增生，對黃河鯉魚腸道消化功能產(chǎn)生較大影響，導致鯉魚體質(zhì)量顯著下降。本研究發(fā)現(xiàn)在BPA+PS（L）和BPA+PS（H）處理下的SOD、GSH活性的IBR值較BPA處理組高，且隨PS-MPs濃度增加而增加，表明MPs的存在會由于吸附作用而增強BPA對黃河鯉魚的神經(jīng)毒性，影響中樞神經(jīng)系統(tǒng)和多巴胺系統(tǒng)，并對各種生物標志物產(chǎn)生顯著影響，從而造成氧化應(yīng)激。此外，研究發(fā)現(xiàn)，與對照處理相比，其他3組中SOD、CAT活性均顯著增加，隨著MPs濃度增加SOD活性逐漸升高，出現(xiàn)該現(xiàn)象的原因可能是由于PS-MPs在斑馬魚體內(nèi)的積累引起肝臟炎癥和脂質(zhì)積累，誘導黃河鯉魚肝臟代謝途徑以及脂質(zhì)和能量代謝發(fā)生改變，從而對黃河鯉魚造成不可逆的氧化損傷。在聯(lián)合處理下，腸道中的SOD、GSH活性均高于BPA單獨暴露組，BPA+PS（H）聯(lián)合處理下腸道中MDA含量低于BPA單獨暴露組，表明當PS-MPs濃度達到100 ug·mL-1時，聯(lián)合暴露會誘導魚體內(nèi)的抗氧化系統(tǒng)，從而降低氧化損傷。

4結(jié)論

（l）MPs顆粒可作為BPA在黃河鯉魚腸道內(nèi)的承載體，PS-MPs的存在可顯著促進BPA在黃河鯉魚腸道內(nèi)的富集。

（2）MPs的存在會促進BPA在鯉魚腸道中的累積，且兩者聯(lián)合對鯉魚的毒理效應(yīng)為協(xié)同作用，聯(lián)合暴露導致鯉魚生長速率減緩，體質(zhì)量下降。

（3）當MPs投加量達到100 ug·mL-1時，聯(lián)合暴露會誘導腸道中SOD活性、CAT活性和GSH含量增加，抑制MDA的產(chǎn)生，從而緩解MPs和BPA聯(lián)合作用對鯉魚的氧化損傷。