收稿日期：2023-11-05

基金項目：國家自然科學基金項目（22076135）；山西省高等學校科技創(chuàng)新項目（2019L0651）

作者簡介：席珍華（1998-），女，內蒙古烏蘭察布人，碩士研究生，主要研究方向為微塑料的生態(tài)毒理效應。（E-mail） 12-53951921@qq.com

通訊作者：張 嬋，（Tel）13834618314；（E-mail）zhangchan@tyust.edu.cn

摘要： 微塑料作為一種新型污染物已引起全球性的環(huán)境問題，由于粒徑小、分布廣、疏水性強、難降解等特性，受到越來越多研究人員的關注。水環(huán)境中微塑料與其他污染物往往會發(fā)生相互作用，產(chǎn)生更嚴重的環(huán)境效應，對水生生物造成不同程度的危害，還會嚴重威脅人類健康。本文綜述了水環(huán)境中微塑料與抗生素的來源、污染現(xiàn)狀，闡述了微塑料和抗生素的相互作用，重點討論了微塑料和抗生素對水生生物（動物、植物和微生物）的聯(lián)合毒性效應，并對未來微塑料與抗生素復合污染方面的研究進行了展望。為進一步研究復合污染對水生生物的生態(tài)毒性效應和水體復合污染的環(huán)境治理提供參考，同時為水體中復合污染的風險評估提供重要理論依據(jù)。

關鍵詞： 微塑料；抗生素；水生生物；聯(lián)合毒性效應

中圖分類號： S851.34+7.34 文獻標識碼： A 文章編號： 1000-4440（2024）08-1561-08

Research progress on the combined toxic effects of microplastics and antibiotics on aquatic organisms

XI Zhenhua， LIU Yandong， ZHANG Chan

（School of Environment and Resources， Taiyuan University of Science and Technology， Taiyuan 030024， China）

Abstract： As a new type of pollutant， microplastics have caused global environmental problems. Microplastics have received increasing attentions by researchers due to small particle size， wide distribution， high hydrophobicity and non-degradation. The interaction of microplastics and other pollutants in the water environment can cause more serious environmental effects， induce varying degrees of harm to aquatic organisms and pose a serious threat to human health. In this paper， the sources and pollution status of microplastics and antibiotics in the aquatic environment were summarized， the interaction between microplastics and antibiotics was elaborated， and the combined toxic effects of microplastics and antibiotics on aquatic organisms （animals， plants， and microorganisms） were discussed. Finally， the future research on the combined pollution of microplastics and antibiotics was prospected. This paper can provide a reference for further research on the ecotoxic effect of combined pollution on aquatic organisms and environmental management of combined pollution in water， and provide an important theoretical basis for the risk assessment of compound pollution in water.

Key words： microplastics;antibiotics;aquatic organisms;combined toxic effects

隨著“微塑料（Microplastic，MP）”一詞的提出，其污染和危害越來越受到研究人員的廣泛關注[1]。環(huán)境中檢測到的微塑料種類較多，按材質可分為聚乙烯（PE）、聚氯乙烯（PVC）和聚苯乙烯（PS）等[2]；按形狀可分為顆粒狀、碎片狀、球狀、纖維狀和薄膜狀[3]。這些微塑料如果被水生動物攝入體內，可引起消化道堵塞、腸道系統(tǒng)損傷、肝臟代謝功能受損，還可導致內分泌系統(tǒng)紊亂和神經(jīng)毒性[4]。此外，還可通過魚類的垂直傳播進一步擴散毒性，降低子代孵化率并造成胚胎發(fā)育畸形[5]。微塑料若進入水生植物體內，可影響其光合作用，抑制生長，引起氧化損傷，并通過食物鏈危害更高營養(yǎng)級生物。因此，微塑料污染已成為全球關注的新型環(huán)境問題。

抗生素是一類具有殺菌/抑菌作用的化學物質，在其誕生的近百年里為人類健康作出了巨大貢獻。然而，近年來抗生素的濫用引起了諸多問題，如產(chǎn)生耐藥性細菌；在生物體內不能完全代謝致使其隨糞便進入污水處理廠，最終排入江河湖泊，引起水體污染，破壞水生生態(tài)系統(tǒng)。水體中的抗生素不易降解，抗生素抗性基因的豐度也隨之增加[6]，危害水生生物，影響人類健康。有學者預估，到2050年全球約1.0×107人可能因抗生素的耐藥性而死亡[7]。

綜上所述，自然水體中微塑料與抗生素復合污染普遍存在。粒徑小、比表面積大的微塑料可吸附水體中抗生素，進而影響二者在水環(huán)境中的遷移、轉化行為。結合了抗生素的微塑料被生物體攝入后會產(chǎn)生極大危害，如阻止新陳代謝和阻礙免疫反應等[8]。有研究結果表明，復合污染物對生物的影響遠大于單一污染物[9]，促使更多學者關注微塑料和抗生素復合污染對水生生物和水生生態(tài)系統(tǒng)的影響。

1 微塑料和抗生素的來源及其污染現(xiàn)狀

據(jù)統(tǒng)計，全球每年有2.8×108 t塑料被當作廢品排入環(huán)境中[10]，進入水環(huán)境中可達數(shù)十萬噸。水環(huán)境中的塑料主要來源于漁業(yè)（漁網(wǎng)、漁籠等）、個人護理產(chǎn)品、樹脂顆粒和包裝袋等[11]，污水處理廠處理后的廢水中，也仍然有約5%的塑料隨廢水進入水環(huán)境中[12]。這些塑料經(jīng)過長期風化和腐蝕，可形成微塑料（粒徑<5 mm）[13]和納米塑料（粒徑<0.1 μm）。眾多研究結果表明，中國很多淡水系統(tǒng)中檢測出了微塑料，如洞庭湖和洪湖中微塑料分別達到1 m3900～2 800個和1 250～4 650個[14]；太湖地表水中的微塑料達到1 m33 400～25 800個[15]；渭河中微塑料達到1 m33 670～10 700個[16]；三峽大壩附近水域中微塑料達到1 km2341 000～1 360 000個[17]；廣東省東部近海水域中微塑料達到1 m33 000～19 000個[18]。Sun等[19]研究發(fā)現(xiàn)污水處理廠中達標排放的污水中微塑料的日排放量平均為2 000 000個。

環(huán)境中的抗生素大多來自養(yǎng)殖廢水和醫(yī)療廢水。目前在各類水環(huán)境中已檢測出不同質量濃度的抗生素。如在亞洲某污水處理廠檢測到的抗生素最高質量濃度為0.3 mg/L[20]；在淡水和海水養(yǎng)殖場檢測到土霉素（OTC）質量濃度分別達7 028 ng/L[21]和15 163 ng/L[22]；天津海河中檢測到大環(huán)內酯類抗生素最高質量濃度達24 809 ng/L[23]；甚至在某些地方飲用水中也檢測到了抗生素殘留[24]。

2 微塑料和抗生素的相互作用

水體中微塑料和抗生素的相互作用主要借助氫鍵、疏水作用、范德華力和靜電作用等（圖1）。國內外學者普遍認為，吸附作用是抗生素在水環(huán)境中遷移轉化的關鍵。不同類型微塑料對抗生素的吸附能力不同，張凱娜[25]發(fā)現(xiàn)PS對OTC的吸附性能優(yōu)于PE。一般來說，同種微塑料粒徑越小，對抗生素的吸附能力越大[26]。例如，不同粒徑的PE對加替沙星（GAT）的吸附能力遵循：0～100 μm＞100～300 μm＞300～600 μm[27]。外部環(huán)境條件也會影響微塑料對抗生素的吸附和轉運。例如，龐敬文[28]研究不同溫度下單位微塑料吸附抗生素的量，結果發(fā)現(xiàn)35 ℃＞25 ℃＞15 ℃ ；但薛向東等[29]研究發(fā)現(xiàn)溫度過高會增大解吸率。pH也會影響微塑料的吸附力，過酸或過堿都會使吸附能力降低[28，30]；有研究結果表明，鹽度越高單位吸附量越低[29]，但Feng等[31] 研究發(fā)現(xiàn)PS對四環(huán)素類抗生素的吸附能力會隨鹽度的增加而增強，孔凡星等[30]發(fā)現(xiàn)，鹽度的變化不會影響微塑料的吸附能力，這可能與污染物的表面特性（疏水性、表面電荷）有關。

由于紫外線輻射、湍流和鹽度的影響，自然環(huán)境中微塑料的表面電荷、粗糙度、孔隙率、極性和疏水性均會發(fā)生改變，形成老化微塑料[32]。老化過程中微塑料的C-H鍵斷裂可形成自由基，再與氧形成過氧自由基，從而形成醇、酸、醛和不飽和基團[33]。研究結果表明，老化微塑料比原始微塑料更能吸附疏水性有機污染物[34]，對水生生物具有更高的毒性[35]。

3 微塑料和抗生素對水生生物的聯(lián)合毒性效應

塑料制品和抗生素的廣泛使用可能導致微塑料和殘留抗生素在水環(huán)境中長期共存，對水生生物（水生動物、水生植物）產(chǎn)生聯(lián)合毒性效應（圖2）。

3.1微塑料和抗生素對水生動物的聯(lián)合毒性效應

微塑料和抗生素對水生動物（如魚類、貝類）的聯(lián)合毒性效應可從生物累積性、組織病理學、酶活性、抗生素抗性基因的豐度等幾個方面進行闡述。

3.1.1 生物累積性 目前，微塑料和抗生素聯(lián)合暴露對魚類毒理學效應方面的研究較多。Zhang等[36]研究了PS（0.1 μm）和羅紅霉素（ROX，50 μg/L）對紅羅非魚（Oreochromis niloticus）的聯(lián)合作用，結果表明，PS的存在會增強ROX在羅非魚體內的生物累積，且腸道、鰓、腦和肝臟的ROX含量分別可達（39 672.9±6 311.4） μg/kg、（1 767.9±277.8） μg/kg、（2 907.5±225.0） μg/kg和（4 307.1±186.5） μg/kg。隨后有學者在鯽魚（Carassius auratus）體內發(fā)現(xiàn)了相同的結果，且微塑料粒徑越小，累積量越多，不同組織中ROX的累積量依次為：腸＞肝＞腦＞鰓＞腎[37]。Lu等[38]發(fā)現(xiàn)較大的PS（20 μm）主要聚集在斑馬魚（Danio rerio）腸道和鰓中，較小的PS（5 μm）可聚集于其他組織中。Yu等[39]發(fā)現(xiàn)PS（50 nm、300 nm）使OTC在斑馬魚肝臟中的累積增加，且50 nm PS對肝臟的損傷程度大于300 nm PS，由此可見，PS粒徑越小對肝臟損傷越重。Zhou等[40]研究發(fā)現(xiàn)，微塑料可增加OTC和氟苯尼考（FLO）在蛤蜊（Tegillarca granosa）中的生物累積，因此推測可能是微塑料破壞了蛤蜊自身的解毒過程。以上研究結果表明，微塑料的載體效應和粒徑效應均影響了抗生素的生物累積性。

3.1.2 組織病理學 Zhang等[41]將鯽魚暴露于PS（老化/未老化）與ROX污染水中 28 d，均觀察到鯽魚腸道出現(xiàn)絨毛缺失，老化PS處理鯽魚腸道出現(xiàn)大量炎癥細胞浸潤。此外，還發(fā)現(xiàn)較小粒徑（0.5～5.0 μm）的老化PS處理加劇了鯽魚肝臟、鰓和大腦的病理異常，較大粒徑（5.0～50.0 μm）的老化PS處理鯽魚腸道損傷更重。這是由于較大粒徑的老化PS會導致腸上皮細胞磨損、缺失。Yu等[39]發(fā)現(xiàn)，與單一微塑料相比，PS與OTC復合污染使斑馬魚肝臟損傷更嚴重，且粒徑越小損傷越重。Liao等[42]發(fā)現(xiàn)，PS和四環(huán)素（TC）單一或復合污染對青鳉魚（Oryzias melastigma）腸道的影響都比鰓更大，聯(lián)合暴露降低了腸道微生物群落的復雜性和穩(wěn)定性。根據(jù)來源追蹤分析，48.7%～65.8%腸道微生物可能來自鰓，因此推測大量來自鰓部的微生物可能擴散并定殖到腸道中，從而使外源微生物入侵腸道，造成嚴重的腸道損傷。一些微塑料還會沉降到水體底部，對底棲生物產(chǎn)生影響。例如，PS和環(huán)丙沙星（CIP）復合污染可對河蜆（Corbicula fluminea）的消化腺產(chǎn)生嚴重毒性，且PS粒徑越小毒性作用越顯著[43]。

3.1.3 酶活性 有報道稱，微塑料會影響生物體內某些酶的活性，也可能破壞抗生素在體內的正常代謝。Zhang等[36]發(fā)現(xiàn)，與ROX單獨污染相比，PS與ROX復合污染對紅羅非魚乙酰膽堿酯酶（AchE）活性的抑制作用減輕，神經(jīng)毒性作用減小，微塑料濃度越大，毒性越小，分析原因可能是由于PS濃度越大，吸附的ROX越多，被吸附的ROX不與AchE直接發(fā)生相互作用，從而減輕了抑制作用。復合污染還對肝臟中細胞色素P450酶活性的抑制作用增強，影響其正常代謝。Zhang等[41]發(fā)現(xiàn)PS與ROX復合污染時鯽魚脂肪酶（LPS）和淀粉酶（AMS）的活性低于單獨污染，這表明復合污染可能會加劇對魚類消化系統(tǒng)的影響。

超氧化物歧化酶（SOD）活性、過氧化氫酶（CAT）活性和丙二醛（MDA）含量是衡量生物體內氧化脅迫程度的重要指標。Zhang等[37]發(fā)現(xiàn)較小粒徑（0.5～5.0 μm）的老化PS與ROX復合污染能顯著誘導鯽魚肝臟和腸道中SOD、CAT和谷胱甘肽S轉移酶（GST）的活性，而較大粒徑（50.0 μm）的老化PS與ROX復合污染對酶活性無顯著影響，這可能與“粒徑更小的微塑料有更強的載體效應”有關。還有學者發(fā)現(xiàn)，PS納米塑料可提高TC對草魚（Ctenopharyngodon idellac30a24c0b5d1c1c5b00d90aa8a166602510c1df05205d564d5142ec48df25d64）幼魚SOD活性及MDA含量的影響[44]。大型溞（Daphnia magna）對有毒化學物質非常敏感，也常被用于生態(tài)毒理學研究。Zhang等[45-46]發(fā)現(xiàn)PS與ROX復合污染會導致大型溞的氧化應激更敏感。然而，也有研究結果表明，PS與ROX復合污染降低了大型溞抗氧化酶的活性[47]，這可能是因為PS降低了大型溞對ROX的生物利用度，從而降低了氧化應激反應。

3.1.4 抗生素抗性基因 抗生素的濫用使抗生素抗性基因也成為環(huán)境中一類新型污染物。微塑料比表面積大的特點使其更有利于作為載體富集抗生素以及抗生素抗性基因[48]，微塑料與抗生素二者復合污染也會促進抗生素抗性基因在生物體內的累積效應。Yu等[49]發(fā)現(xiàn)OTC與PS微米塑料（45～85 μm）、OTC與PS納米塑料（40～54 nm）復合污染均會增加斑馬魚抗生素抗性基因的豐度，二者抗生素抗性基因豐度分別增加了96.6%和68.8%。不同處理的抗生素抗性基因類型也存在顯著差異，微米塑料處理的斑馬魚體內主要富集不同類型的抗生素抗性基因（氨基糖苷類抗生素抗性基因、β-內酰胺類抗生素抗性基因、四環(huán)素類抗生素抗性基因等），且分布均勻；而納米塑料處理的斑馬魚體內僅富集某些類型的抗生素抗性基因（氟喹諾酮類抗生素抗性基因、氯霉素抗生素抗性基因等），豐度相對較高。這可能是由于納米塑料體積更小，可直接進入細胞內，延長停留時間，且納米塑料的比表面積更大，能吸附可移動基因原件，增加了水平基因轉移的可能性，從而增加抗生素抗性基因豐度。PS與ROX聯(lián)合處理下，在鯽魚腸道中檢測出28種抗生素抗性基因，且豐度比PS或ROX單一處理都顯著增加。此外，老化PS也增強了抗生素抗性基因的選擇性富集，老化PS吸附ROX可能破壞了腸道微生物群落，增加了基因突變和轉移的風險，促使形成抗生素抗性基因[42]。Zhou等[40]研究發(fā)現(xiàn)，人類在食用受OTC污染的蛤蜊后，腸道微生物的抗生素耐藥性也發(fā)生了變化，且微塑料的存在會加劇這種潛在風險。

3.2 微塑料和抗生素對水生植物的聯(lián)合毒性效應

水生植物是水體中主要的初級生產(chǎn)者，可為浮游動物、魚類等提供食物來源和棲息地，對維護水環(huán)境的生態(tài)平衡具有重要意義。多項研究結果表明，微塑料和抗生素復合污染會抑制水生植物生長，產(chǎn)生毒性作用。

3.2.1 生物量 生物量是植物生長發(fā)育狀況的總體概括，包括植物根、葉等各部位的體積，以及植物組織中主要成分，如蛋白質、脂肪等的含量。針對藻類毒性效應的研究發(fā)現(xiàn)，PS加劇了磺胺甲基嘧啶（SMR）對三角褐指藻（Phaeodactylum tricornutum）的抑制作用，且暴露時間越長抑制作用越明顯，當藻類進入生長穩(wěn)定期時抑制作用達到最大。此外，100 nm PS抑制作用比30 μm PS更強，推測可能是100 nm PS可通過孔隙進入藻體內部破壞藻體結構，加劇SMR的毒性；也可能是100 nm PS更易阻礙微藻吸收營養(yǎng)物質，導致微藻細胞的增長量降低[50]。姜航等[47]也發(fā)現(xiàn)，PS與ROX復合污染對斜生柵藻（Scenedesmus obliquus）的毒性大于單一暴露。此外，Zhang等[51]還發(fā)現(xiàn)PS與草甘膦復合污染對銅綠微囊藻（Microcystis aeruginosa）生長的抑制具有拮抗作用。與藻類相比，微塑料對漂浮植物的影響很小。Yu等[52]發(fā)現(xiàn)PS對勺葉槐葉萍（Salvinia cucullata）的生長和光合作用無顯著影響，可能是因為PS進入水體后可被微生物包圍形成生物膜，體積變大，無法被水生植物吸收或由于重力作用沉到水底，因而不會對漂浮植物產(chǎn)生明顯影響。龍麗[53]研究了PS和鹽酸環(huán)丙沙星（CPF）對浮萍（Lemna minor）和紫萍（Spirodela polyrhiza）的聯(lián)合作用，發(fā)現(xiàn)PS和CPF復合污染的浮萍和紫萍的生理指標分別與對照相比無明顯差異，但發(fā)現(xiàn)復合污染顯著增強了種間的競爭作用，浮萍的競爭力大于紫萍，且隨著CPF濃度的增加浮萍的競爭力逐漸變弱。

3.2.2 光合作用 葉綠素是植物進行光合作用的主要色素，其含量與光合作用速率呈正相關。多數(shù)研究中微塑料和抗生素對植物光合作用的影響主要體現(xiàn)在葉綠素含量的變化上[54]。姜航等[47]研究了PS和ROX對斜生柵藻的聯(lián)合作用，發(fā)現(xiàn)PS和ROX復合污染導致斜生柵藻葉綠素a含量降低了9.5%，PS和ROX單獨污染葉綠素a含量分別降低9.2%和7.6%。劉進[50]發(fā)現(xiàn)PS（100 nm、30 μm）和SMR復合污染顯著抑制了三角褐指藻葉綠素a的含量，可能是PS與SMR復合污染使藻細胞內的活性氧逐漸累積，直至影響其葉綠素a含量，也可能是PS與SMR復合污染降低了藻細胞的代謝能力，導致葉綠素a含量降低。此外，100 nm PS與SMR復合污染的抑制率小于30 μm PS與SMR復合污染，可能是大粒徑微塑料阻礙了光合作用。也有研究結果表明，高濃度CIP可通過抑制羊角月牙藻（Selenastrum capricornutum）DNA復制而使葉綠素含量降低。Mao等[55]研究發(fā)現(xiàn)PS附著于藻類上，導致光衰減，抑制營養(yǎng)和氣體交換，從而產(chǎn)生對藻類光合作用和生長的不利影響。由此可見，微塑料和抗生素單獨或復合污染均會抑制水生植物的光合作用。

3.2.3 酶活性 劉進[50]發(fā)現(xiàn)PS與SMR復合污染下三角褐指藻的SOD活性不斷下降，MDA含量無明顯變化。Ma等[56]發(fā)現(xiàn)水培條件下1 μm PS和CIP復合污染激活了小麥（Triticum aestivum）的SOD活性，而0.1 μm PS和CIP復合污染抑制了SOD的活性，MDA含量無明顯變化。SOD活性的提高可歸因于小麥通過氧化應激激活了其活性從而保護自身免受損傷，SOD活性的00PF3LAQuP/oWzJHEhCIILw8FD/5rw/3zXAyPovjkKs=抑制可能是因為H2O2的積累速率高于去除速率導致H2O2過度積累，從而抑制酶活性。Bhattacharya等[57]認為，微塑料可通過誘導藻體細胞壁形成孔隙而吸附在藻體表面，阻礙藻體接觸光、CO2和養(yǎng)分，從而降低光合作用，當光合效率降低時，細胞內會產(chǎn)生活性氧，造成氧化損傷，最終抑制藻類的生長。

3.3 微塑料和抗生素對水生微生物的聯(lián)合毒性效應

水體中的微塑料可選擇性地富集其周圍的微生物，并形成具有不同群落結構的生物膜，且微生物的豐度會隨著時間的推移而提高。微塑料和抗生素復合污染可選擇性地提高微塑料表面抗生素抗性基因和致病菌的豐度，降低細菌群落的多樣性，并增加致病菌富集抗性基因的機會。Pham等[58]發(fā)現(xiàn)暴露于PE或PS（85～105 μm）后，附著在其上的生物膜中磺酰胺抗性基因（sul1、sul2）的豐度可隨磺胺甲口惡唑（SMX）的持續(xù)作用而顯著提高。Wang等[59]發(fā)現(xiàn)TC、氨芐西林（AMP）分別與PE[（125±25） μm]、PVC[（120±18） μm]共存可使微塑料上富集更多抗生素抗性基因。此外，微塑料與抗生素聯(lián)合作用下，抗生素可抑制某些微生物的活性，降低其在微塑料表面的吸附能力，從而使微塑料表面的微生物群落多樣性降低，周圍水域中優(yōu)勢菌種減少[60]。Yu等[61]發(fā)現(xiàn)分枝桿菌（Mycobacterium）的豐度與吸附在PS上的TC和多西環(huán)素（DOX）含量呈正相關。Feng[62]等研究了原始/老化PS[（7.734±0.147） μm]和CIP對大腸桿菌（Escherichia coli）的聯(lián)合作用均低于單一作用，表現(xiàn)為拮抗作用?？赡苁且驗镃IP吸附于微塑料表面降低了其對微生物的毒性。此外，老化PS與CIP復合污染嚴重破壞了大腸桿菌的基因表達和代謝途徑。因此，微塑料與抗生素復合污染可誘導更多的轉錄水平變化，對水生環(huán)境的威脅極大。

4 展望

目前，微塑料作為一類新興污染物與其他污染物（如抗生素、重金屬、農藥、多氯聯(lián)苯、多環(huán)芳烴等）聯(lián)合作用對環(huán)境的影響已受到研究人員的關注。在微塑料與抗生素復合污染方面已經(jīng)開展多項研究，如微塑料對抗生素的吸附機理，不同水環(huán)境中微塑料、抗生素的分布特征及規(guī)律，微塑料與抗生素復合污染對水生動物生長發(fā)育的影響及毒性作用，微塑料與抗生素復合污染對水生植物光合作用的影響及毒理效應等。然而當前的研究仍不夠全面，對解決實際微塑料與抗生素復合污染問題仍有一定的局限性。因此，今后在微塑料與抗生素復合污染方面亟需從以下3個方面考慮：

（1）目前，實驗室模擬微塑料與抗生素短期復合污染對水生生物的影響的研究較多，后續(xù)需要更多地關注微塑料與抗生素聯(lián)合作用對水生生物的代際影響和長期效應。

（2）大多數(shù)研究涉及的是少數(shù)不可降解微塑料（如PS、PE）與抗生素的復合污染，其他類型的不可降解微塑料和生物可降解微塑料幾乎未有涉及。后續(xù)研究可增加微塑料類型，研究其他不可降解、生物可降解微塑料以及環(huán)境因素復合污染的影響。

（3）當前微塑料與抗生素復合污染對水生生物的毒理效應研究深度不夠，后續(xù)可從分子水平上深入開展機理、機制方面的研究。

參考文獻：

[1] THOMPSON R C， OLSEN Y， MITCHELL R P， et al. Lost at sea：where is all the plastic？[J]. Science，2004，304（5672）：838.

[2] 朱志林. 典型微塑料與水環(huán)境中PPCPs的復合毒性及吸附行為研究[D]. 濟南：山東大學，2019.

[3] 王 昆，林坤德，袁東星. 環(huán)境樣品中微塑料的分析方法研究進展[J]. 環(huán)境化學，2017，36（1）：27-36.

[4] KANG H M， BYEON E， JEONG H， et al. Different effects of nano- and microplastics on oxidative status and gut microbiota in the marine medaka Oryzias melastigma[J]. Journal of Hazardous Material，2021，405：124207.

[5] 靳 非，田 淼，穆景利，等. 聚苯乙烯微塑料長期暴露對海水青鳉（Oryzias melastigma）親代生長、繁殖及子代發(fā)育的影響[J]. 生態(tài)毒理學報，2021，16（4）：216-223.

[6] MILLER J H， NOVAK J T， KNOCKE W R， et al. Elevation of antibiotic resistance genes at cold temperatures： Implications for winter storage of sludge and biosolids[J]. Letters in Applied Microbiology，2014，59（6）：587-593.

[7] BASSETTI M， POULAKOU G， RUPPE E， et al. Antimicrobial resistance in the next 30 years， humankind， bugs and drugs： a visionary approach[J]. Intensive Care Medicine，2017，43（10）：1464-1475.

[8] LIU Z， YU P， CAI M， et al. Effects of microplastics on the innate immunity and intestinal microflora of juvenile Eriocheir sinensis[J]. Science Total Environment，2019，685：836-846.

[9] ZHANG S S， DING J N， RAZANAJATOVO R M， et al. Interactive effects of polystyrene microplastics and roxithromycin on bioaccumulation and biochemical status in the freshwater fish red tilapia（Oreochromis niloticus） [J]. Science of the Total Environment，2019，648：1431-1439.

[10]KOELMANS A A， GOUIN T， THOMPSON R， et al. Plastics in the marine environment[J]. Environmental Toxicology & Chemistry，2014，33（1）：5-10.

[11]WARDROP P， SHIMETA J， NUGEGODA D， et al. Chemical pollutants sorbed to ingested microbeads from personal care products accumulate in fish[J]. Environmental Science & Technology，2016，50（7）：4037-4044.

[12]ZIAJAHROMI S， NEALE P A， LEUSCH F D L. Wastewater treatment plant effluent as a source of microplastics： review of the fate， chemical interactions and potential risks to aquatic organisms[J]. Water Science & Technology，2016，74（10）：2253-2269.

[13]LAW K L， THOMPSON R C. Oceans， microplastics in the seas[J]. Science，2014，345（6193）：144-145.

[14]WANG W F， YUAN W K， CHEN Y L， et al. Microplastics in surface waters of Dongting Lake and Hong Lake， China[J]. Science of the Total Environment，2018，633：539-545.

[15]SU L， XUE Y， LI L， et al. Microplastics in Taihu Lake， China[J]. Environmental Pollution，2016，216：711-719.

[16]仇付國，童詩雨，王肖倩. 水環(huán)境中微塑料賦存現(xiàn)狀及生態(tài)危害研究進展[J]. 環(huán)境工程，2022，40（3）：221-228.

[17]ZHANG K， GONG W， LV J Z， et al. Accumulation of floating microplastics behind the Three Gorges Dam[J]. Environmental Pollution，2015，204：117-123.

[18]ZHANG C， WANG S， SUN D， et al. Microplastic pollution in surface water from east coastal areas of Guangdong， South China and preliminary study on microplastics biomonitoring using two marine fish[J]. Chemosphere，2020，256：127202.

[19]SUN J， DAI X H， WANG Q L， et al. Microplastics in wastewater treatment plants： detection， occurrence and removal[J]. Water Research，2019，152：21-37.

[20]TRAN N H， REINHARD M， GIN K Y H. Occurrence and fate of emerging contaminants in municipal wastewater treatment plants from different geographical regions-a review[J]. Water Research，2018，133：182-207.

[21]MONTEIRO S H， FRANCISCO J G， ANDRADE G C R M， et al. Study of spatial and temporal distribution of antimicrobial in water and sediments from caging fish farms by on-line SPE-LC-MS/MS[J]. Journal of Environmental Science and Health，2016，51（9）：634-643.

[22]CHEN H， LIU S， XU X R， et al. Antibiotics in typical marine aquaculture farms surrounding Hailing Island，South China：occurrence， bioaccumulation and human dietary exposure[J]. Marine Pollution Bulletin，2015，90（1/2）：181-187.

[23]LYU J， YANG L， ZHANG L， et al. Antibiotics in soil and water in China——a systematic review and source analysis[J]. Environmental Pollution，2020，266（Part1）：115147.

[24]STACKELBERG P E， FURLONG E T， MEYER M T， et al. Persistence of pharmaceutical compounds and other organic wastewater contaminants in a conventional drinking-water-treatment plant[J]. Science of the Total Environment，2004，329（1）：99-113.

[25]張凱娜. 抗生素在微塑料表面的吸附行為研究[D]. 煙臺：煙臺大學，2018.

[26]XIONG Y， ZHAO J， LI L， et al. Interfacial interaction between micro/nanoplastics and typical PPCPs and nanoplastics removal via electrosorption from an aqueous solution[J]. Water Research，2020，184：116100.

[27]王一飛. 微塑料對氟喹諾酮類抗生素的吸附作用[D]. 金華：浙江師范大學，2021.

[28]龐敬文. 微塑料對典型污染物的攜帶機制研究[D]. 淮南：安徽理工大學，2018.

[29]薛向東，王星源，梅雨晨，等. 微塑料對水中銅離子和四環(huán)素的吸附行為[J]. 環(huán)境科學，2020，41（8）：3675-3683.

[30]孔凡星，許 霞，薛銀剛，等. 微塑料老化對四環(huán)素吸附行為的影響[J]. 環(huán)境科學研究，2021，34（9）：2182-2190.

[31]FENG L J， SHI Y， LI X Y， et al. Behavior of tetracycline and polystyrene nanoparticles in estuaries and their joint toxicity on marine microalgae Skeletonema costatum[J]. Environmental Pollution，2020，263（Part A）：114453.

[32]LIU J， ZHANG T， TIAN L， et al. Aging significantly affects mobility and contaminant-mobilizing ability of nanoplastics in saturated loamy sand[J]. Environmental Science & Technology，2019，53（10）：5805-5815.

[33]TER H A， LADIRAT L， MARTIGNAC M， et al. To what extent are microplastics from the open ocean weathered？[J]. Environmental Pollution，2017，227：167-174.

[34]LIU G Z， ZHU Z L， YANG Y X， et al. Sorption behavior and mechanism of hydrophilic organic chemicals to virgin and aged microplastics in freshwater and seawater[J]. Environmental Pollution，2019，246：26-33.

[35]FU D D， ZHANG Q J， FAN Z Q， et al. Aged microplastics polyvinyl chloride interact with copper and cause oxidative stress towards microalgae Chlorella vulgaris[J]. Aquatic Toxicology，2019，216：105319.

[36]ZHANG S S， DING J N， RAZANAJATOVO R M， et al. Interactive effects of polystyrene microplastics and roxithromycin on bioaccumulation and biochemical status in the freshwater fish red tilapia（Oreochromis niloticus）[J]. Science of the Total Environment，2019，648：1431-1439.

[37]ZHANG P， LU G H， SUN Y， et al. Aged microplastics change the toxicological mechanism of roxithromycin on Carassius auratus：Size-dependent interaction and potential long-term effects[J]. Environment International，2022，169：107540.

[38]LU Y F， ZHANG Y， DENG Y F， et al. Uptake and accumulation of polystyrene microplastics in zebrafish （Danio rerio） and toxic effects in liver[J]. Environmental Science & Technology，2016，50（7）：4054-4060.

[39]YU Z Y， YAN C Z， QIU D H， et al. Accumulation and ecotoxicological effects induced by combined exposure of different sized polyethylene microplastics and oxytetracycline in zebrafish[J]. Environmental Pollution，2023，319：120977.

[40]ZHOU W S， HAN Y， TANG Y， et al. Microplastics aggravate the bioaccumulation of two waterborne veterinary antibiotics in an edible bivalve species： potential mechanisms and implications for human health[J]. Environmental Science & Technology，2020，54（13）：8115-8122.

[41]ZHANG P， LU G H， SUN Y， et al. Metagenomic analysis explores the interaction of aged microplastics and roxithromycin on gut microbiota and antibiotic resistance genes of Carassius auratus[J]. Journal of Hazardous Materials，2022，425：127773.

[42]LIAO X， ZHAO P Q， HOU L Y， et al. Network analysis reveals significant joint effects of microplastics and tetracycline on the gut than the gill microbiome of marine medaka[J]. Journal of Hazardous Materials，2023，442：129996.

[43]GUO X Y， CAI P， MA C X， et al. Combined toxicity of micro/nano scale polystyrene plastics and ciprofloxacin to Corbicula fluminea in freshwater sediments[J]. Science of the Total Environment，2021，789：147887.

[44]LIU S L， YAN L， ZHANG Y L， et al. Polystyrene nanoplastics exacerbated the ecotoxicological and potential carcinogenic effects of tetracycline in juvenile grass carp （Ctenopharyngodon idella）[J]. Science of the Total Environment，2022，803：150027.

[45]ZHANG P， YAN Z H， LU G H， et al. Single and combined effects of microplastics and roxithromycin on Daphnia magna[J]. Environmental Science and Pollution Research International， 2019，26（17）：17010-17020.

[46]LIU J Q， YANG H H， MENG Q J， et al. Intergenerational and biological effects of roxithromycin and polystyrene microplastics to Daphnia magna[J]. Aquatic Toxicology，2022，248：106192.

[47]姜 航，丁劍楠，黃葉菁，等. 聚苯乙烯微塑料和羅紅霉素對斜生柵藻（Scenedesmus obliquus）和大型溞（Daphnia magna）的聯(lián)合效應研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報，2019，28（7）：1457-1465.

[48]LU J， ZHANG Y X， WU J， et al. Effects of microplastics on distribution of antibiotic resistance genes in recirculating aquaculture system[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2019，184：109631.

[49]YU Z Y， ZHANG L， HUANG Q S， et al. Combined effects of micro-/nano-plastics and oxytetracycline on the intestinal histopathology and microbiome in zebrafish （Danio rerio）[J]. Science of the Total Environment，2022，843：156917.

[50]劉 進. 典型微塑料對磺胺類抗生素在微藻和小鼠體中行為及毒性的影響研究[D]. 煙臺：煙臺大學，2022.

[51]ZHANG Q， QU Q， LU T， et al. The combined toxicity effect of nanoplastics and glyphosate on Microcystis aeruginosa growth [J]. Environmental Pollution，2018，243（Part B）：1106-1112.

[52]YU H， PENG J， CAO X， et al. Effects of microplastics and glyphosate on growth rate， morphological plasticity， photosynthesis， and oxidative stress in the aquatic species Salvinia cucullata[J]. Environmental Pollution，2021，279：116900.

[53]龍 麗. 聚乙烯微塑料和鹽酸環(huán)丙沙星單一及聯(lián)合作用對漂浮植物的影響[D]. 武漢：湖北大學，2021.

[54]卞貝貝，李 影，俞 茜，等. 強力霉素處理對上海青生長及生理代謝的影響[J]. 安徽師范大學學報（自然科學版），2018，41（5）：464-467.

[55]MAO Y F， AI H N， CHEN Y， et al. Phytoplankton response to polystyrene microplastics：perspective from an entire growth period[J]. Chemosphere，2018，208：59-68.

[56]MA J， CHEN F， ZHU Y F， et al. Joint effects of microplastics and ciprofloxacin on their toxicity and fates in wheat：a hydroponic study[J]. Chemosphere，2022，303：135023.

[57]BHATTACHARYA P， LIN S J， TURNER J P， et al. Physical adsorption of charged plastic nanoparticles affects algal photosynthesis[J]. The Journal of Physical Chemistry C，2010，114：16556-16561.

[58]PHAM D N， CLARK L， LI M Y. Microplastics as hubs enriching antibiotic-resistant bacteria and pathogens in municipal activated sludge[J]. Journal of Hazardous Materials Letters，2021，2：100014.

[59]WANG Z Q， GAO J F， ZHAO Y F， et al. Plastisphere enrich antibiotic resistance genes and potential pathogenic bacteria in sewage with pharmaceuticals[J]. Science of the Total Environment，2021，768：144663.

[60]WANG S S， XUE N N， LI W F， et al. Selectively Enrichment of antibiotics and ARGs by microplastics in river， estuary and marine waters[J]. Science of the Total Environment，2020，708：134594.

[61]YU X X， DU H H， HUANG Y H， et al. Selective adsorption of antibiotics on aged microplastics originating from mariculture benefits the colonization of opportunistic pathogenic bacteria[J]. Environmental Pollution，2022，313：120157.

[62]FENG L J， ZHANG K X， SHI Z L， et al. Aged microplastics enhance their interaction with ciprofloxacin and joint toxicity on Escherichia coli[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2022，247：114218.

（責任編輯：黃克玲）