2018, Vol. 39
邻苯二甲酸二乙酯(diethyl phthalate, DEP)属于邻苯二甲酸酯类(phthalic acid esters, PAEs), 被作为塑料添加剂广泛应用, 同时还用于农药、玩具、化妆品、清洁剂及涂料等中, 并随着上述各个产品的使用或废弃而进入土壤环境, 引起广泛关注[1, 2].过去的研究主要关注于环境中的DEP的检测与分析, 结果表明环境介质中DEP类污染物的检出率很高[3], 如秦晓雷等[4]研究室内灰尘中DEP可100%检出, 平均含量0.98 μg·g-1, 室外平均含量为0.44 μg·g-1.周益奇等[5]研究污水厂进水水相中DEP浓度也达到21 μg·L-1, 分析其原因可能主要是塑料制品广泛使用导致其释放到各类环境介质.我国科学家也大量检测了我国土壤中的DEP污染物, 并在多处检测出DEP污染[6, 7].如北京市设施蔬菜基地土壤中DEP检出率为85%, 平均含量为19.94 mg·kg-1[8], 沈阳市新民设施农业土壤中DEP检出率为56%, 平均含量为0.08 mg·kg-1[9].珠三角地区水稻田土壤中DEP检出率为100%, 东莞平均值0.23 mg·kg-1, 惠州平均值0.18 mg·kg-1, 广州平均值0.17 mg·kg-1, 番禺平均值0.19 mg·kg-1[10].虽然中国土壤的DEP具有污染普遍和含量低的特点, 但由于DEP化合物持续输入且具有生物富集性, 而且未来的污染程度可能进一步加大, 其生态毒性不可忽视[11].因此, 有必要针对土壤中DEP对土壤生物尤其是土壤动物的影响及其机制开展深入研究.
现有的研究结果已经证明, DEP对人类健康和哺乳动物有一定的影响, 可以干扰内分泌系统、破坏免疫系统、影响儿童智力发育, 且具有致癌、致畸作用[12, 13]. Sonde等[14]的研究发现, DEP显著改变了小鼠体内肝脏和血清中的脂质和酶水平, 证明DEP导致脂质代谢的严重损伤以及对肝的毒性损伤. DEP对水生态系统中水生动物的影响也较为明显, Corradetti等[15]研究了短期暴露于环境含量DEP下对斑马鱼生殖系统的影响, 结果显示DEP通过作用于减数分裂, 使精子中DNA断裂, 减少胚胎产率损害斑马鱼生殖系统.
虽然大量研究证明DEP进入环境对多种生物有较为显著的影响, 但对土壤动物尤其是土壤中蚯蚓的影响研究尚不多见.现有研究表明蚯蚓对土壤多种污染物胁迫比较敏感, 可以作为土壤污染预警和诊断的一种工具[16, 17].赤子爱胜蚓(Eisenia foetida)繁殖率高、适应性强, 是国际上蚯蚓毒性试验常用的品种[18].因此, 本文以赤子爱胜蚓(Eisenia foetida)为研究对象, 使其暴露于不同含量DEP的模拟污染土壤, 以蚯蚓体内的抗氧化酶活性、ROS含量、GST活性、MDA含量和DNA损伤程度为评估参数, 探讨含DEP土壤对蚯蚓的毒性作用并分析其机制, 以评估DEP的生态安全性, 以期为全面认识邻苯二甲酸酯类对土壤的生态风险提供理论支持.
1 材料与方法 1.1 实验材料药品试剂: DEP标准品(纯度>99%)、愈创木酚甘油醚和琼脂糖购自于美国Sigma-Aldrich公司; 牛血清蛋白、考马斯亮蓝G-250、L-甲硫氨酸和还原性谷胱甘肽(纯度>98%)购自于北京索莱宝科技有限公司; 丙酮购自于天津永大化学试剂有限公司, 无水乙醇购自于天津凯通化学试剂有限公司, 均为色谱级; 氮蓝四唑购自于上海恒星应用化学研究所; 核黄素、愈创木酚购自于国药集团化学试剂有限公司.
测试生物:赤子爱胜蚓(Eisenia foetida)由山东农业大学资源与环境实验站提供, 挑选健康成蚓于测试前在人工土壤中驯化一周后, 选取体重约300~600mg、环带明显、大小较一致的健康成蚓用于本实验.
供试土壤:按OECD(2004)标准配制的人工土壤, 其组成为: 10%的苔藓泥炭土, 20%的高岭黏土(高岭土大于50%), 70%的石英砂, 混合均匀后调节pH至6.0±0.5.
1.2 蚯蚓染毒方法根据已有报道, DEP在保护地土壤中的含量范围在nd~0.67 mg·kg-1[19].因此染毒含量设定为: 0(CK)、0.1、1、10、50 mg·kg-1.染毒实验前, 用丙酮溶剂配制浓度为10、100、1000、5000 mg·L-1的DEP标准工作溶液.处理中先将10 g人工土壤放于陶瓷平盘中, 加入5 mL DEP标准工作溶液(CK组添加5 mL丙酮作为空白对照)充分混匀并过筛, 待有机溶剂充分挥发后再与490 g人工土壤充分混匀并过筛, 然后将上述污染土壤转移至烧杯, 之后采用蒸馏水调节含水量至干基含水量为20%[20], 然后放入12条蚯蚓, 用塑料薄膜封口扎孔通气, 置20℃培养箱中培养[21], 每个处理重复3次.在培养7、14、21、28 d后, 自每个烧杯中各取出一条蚯蚓, 用生理盐水冲洗干净, 置于已有生理盐水预湿润滤纸的培养皿中, 并用保鲜膜封口且扎孔, 放于20℃±1℃的培养箱中过夜吐泥, 用于实验测定.
1.3 测试指标及方法选择超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)、过氧化物酶(POD)、谷胱甘肽-S-转移酶(GST)、丙二醛(MDA)用于蚯蚓氧化损伤指标的测定, 其中SOD检测采用氮蓝四唑光还原法, CAT检测采用紫外分光光度计法, POD检测采用愈创木酚比色法, MDA检测采用硫代巴比妥酸法, GST检测采用CDNB比色法[22].
活性氧自由基(ROS)含量测定采用DCFH-DA荧光法, 通过检测荧光的2′-7′-二氯荧光素水平的变化来反映细胞内活性氧水平的变化[23]. DEP对蚯蚓体腔细胞DNA损伤的测定按照本实验室的相关方法制备玻片并电泳[24, 25], 电泳结束后以溴化乙锭染色, 然后用荧光显微镜观察、拍照并测定Olive尾矩[23].
1.4 数据处理研究结果以平均值±标准差(mean±SD, n=3)的形式表示, 并采用SPSS19.0软件进行数据统计分析, 采用Microsoft Excel2010进行图形绘制.样品与对照组之间用单因素方差分析(one-way ANOVA)中的LSD检验对实验数据进行统计分析.
2 结果与分析 2.1 DEP对蚯蚓抗氧化酶活性的影响土壤中添加不同含量的DEP, 蚯蚓体内抗氧化酶活性的影响如图 1所示.从中可以看出加入DEP后, 抗氧化系统酶的活性有所改变, 改变的程度取决于处理时间和酶的种类.从图 1(a)中可以看出, 在整个实验期间, 处理组的SOD活性呈现“激活-恢复”趋势, 激活的程度与处理含量并不成正相关.处理7 d后, 与对照相比0.1 mg·kg-1处理下SOD的活性没有增加; 1、10、50 mg·kg-1含量处理下SOD的活性显著高于对照, 且以10 mg·kg-1处理下SOD活性最大, 较对照组高70%;处理14 d后SOD活性变化规律与7 d的相似; 处理21 d后随着DEP含量增加, SOD活性增加, 但0.1 mg·kg-1和1 mg·kg-1处理下SOD的活性与对照组没有差异了; 处理28 d后, 所有处理下的SOD活性没有差异, DEP处理导致的酶活性变化消失.
|
图 1 DEP对蚯蚓SOD、CAT和POD活性的影响 Fig. 1 Effects of DEP on SOD, CAT, and POD activity in earthworms |
从图 1(b)可见, 在整个实验期间, 处理组的CAT活性呈现出“抑制-激活”效应.染毒处理7 d后蚯蚓体内的CAT活性表现为抑制效应; 第14 d时, CAT活性被激活并随着DEP含量增加而增加; 染毒处理21 d后, 处理组CAT活性激活程度最大, 50 mg·kg-1处理下CAT活性最大; 在第28 d时, DEP处理对CAT激活效应减弱, 在10 mg·kg-1和50 mg·kg-1含量下处理组较对照组CAT活性升高, 其余含量处理下CAT活性与对照组没有差异.
从图 1(c)中可以看出, 在整个染毒周期内蚯蚓POD活性均被激活.在第7 d时, 低含量处理组较对照组POD活性有升高趋势, 高含量处理组POD活性激活程度不明显; 染毒14 d后, 各含量处理组的POD活性均呈激活状态, 且呈显著性差异; 第21 d时, 各含量处理组POD活性均有不同程度增强, 在10 mg·kg-1含量下增强效果最明显, POD活性最高值比对照组高20%;第28 d时, 除低含量0.1 mg·kg-1处理组其余含量POD活性均呈现激活状态, 但激活程度降低.
2.2 DEP对蚯蚓MDA产生的影响从图 2中可以看出, 在整个染毒周期内MDA含量随着时间推移是上升的.第7 d时, 各含量处理组MDA含量均低于对照组, 且表现出显著性差异; 第14 d时, 10 mg·kg-1处理组MDA含量高于对照组, 但是差异性不明显, 其余各含量处理组MDA含量均低于对照组; 第21 d时, 随着DEP含量的升高MDA含量也随之升高, 0.1、1、50 mg·kg-1处理组MDA含量虽有所增长, 但差异性不明显, 然而在10 mg·kg-1含量下处理组MDA含量比对照组高50%.第28 d时, 处理组MDA含量明显高于对照组, 且以50 mg·kg-1处理下MDA含量最高.
|
图 2 DEP对蚯蚓MDA含量的影响 Fig. 2 Effect of DEP on content of MDA in earthworms |
从图 3中可见, 在整个染毒周期内GST活性总体呈现出先升高后降低的趋势.在染毒7 d后, 中间含量处理组GST活性始终高于对照组; 在染毒14 d后, 处理组GST活性整体趋于平稳, 1mg·kg-1和10mg·kg-1两个含量处理组GST活性高, 但差异性不明显; 第21 d时, 各含量处理组GST活性均呈激活状态并且有显著性差异, 相比于第7 d、14 d GST活性上升明显; 第28 d的时候仅有0.1 mg·kg-1含量处理组的GST活性高于对照组, 其余各含量GST活性被抑制.
|
图 3 DEP对蚯蚓GST活性的影响 Fig. 3 Effect of DEP on GST activity in earthworms |
从图 4中可见, DEP诱导下蚯蚓体内的ROS含量呈现先升高后降低的“时间-效应”关系.第7 d时, 除1 mg·kg-1含量外其余各含量处理组ROS含量均增加, 在高含量50 mg·kg-1处理组与对照组差异性显著; 第14 d时, 处理组ROS含量均高于对照组, 并且差异性显著, 明显比第7 d时的含量升高; 第21 d时, 各含量处理组ROS含量高于对照组, 但差异性不明显; 第28 d时, DEP处理后随着含量增加处理组ROS含量也随之增加.
|
图 4 DEP对蚯蚓ROS含量的影响 Fig. 4 Effect of DEP on content of ROS in earthworms |
随着DEP染毒含量增加, 蚯蚓细胞核逐渐变得疏松, 体积逐渐变大, DNA的迁移量逐渐增加如图 5所示.
|
(a)丙酮对照组, (b)0.1 mg·kg-1 DEP处理组, (c)1 mg·kg-1 DEP处理组, (d)10 mg·kg-1 DEP处理组, (e)50 mg·kg-1 DEP处理组 图 5 蚯蚓体细胞DNA损伤的彗星实验图像 Fig. 5 Comet assay of DNA damage to earthworms somatocytes |
用CASP软件分析所得图像, 得到DEP对蚯蚓体腔细胞DNA迁移的Olive尾矩的影响如图 6所示.从中可以看出, 在整个染毒期间内, 不同含量的DEP均能对蚯蚓体腔细胞造成DNA损伤, 并且随着含量增大DNA损伤程度也随之变大, 因此与处理含量呈正相关.但同一含量的处理组在整个染毒周期Olive尾矩值有减小的趋势, DNA损伤程度有所减小, 这可能是由于蚯蚓在应对高含量的外界刺激下, 具有一定的自我修复作用.
|
图 6 DEP对蚯蚓体腔细胞DNA损伤程度(Olive尾矩)的影响 Fig. 6 Effect of DEP on Olive tails moment of coelomocyte in the earthworms |
根据活性氧学说, 染毒初期SOD酶活性明显被DEP所激活, 可能是机体在DEP胁迫下产生了超氧阴离子自由基(O2-)[26], 在此作用下机体通过提高SOD活性来抵御氧化损伤, 后期SOD活性回落, 可能是由于抗氧化防御系统发挥出明显作用使得超氧阴离子恢复到正常水平.这与李亚宁等[27]研究中SMZ的胁迫导致小麦体内产生了大量的活性氧自由基, 而小麦由于要清除这些活性氧, SOD的活性被诱导, 并且出现了染毒含量越大, SOD酶活性越高的现象有相似结果. CAT主要功能是清除体内的H2O2, 由于机体在DEP的胁迫下而产生了许多H2O2, 因此激活了CAT酶活性来抵御H2O2的过氧化作用, 该实验过程中处理组CAT活性在染毒前期和后期和对照组无明显差异, 可能是机体CAT清除活性氧自由基的速度与活性氧的产生保持平衡.与蔡文贵等[28]研究中DEHP胁迫下翡翠贻贝内脏团中的CAT活性先受到明显的抑制, 后由于生物的自我修复机制CAT受诱导而升高, 长时间胁迫后又恢复到对照组水平的研究结果一致. POD在动物体内可氧化分解血液中的有毒成分, 起到解毒作用, 当蚯蚓机体在DEP的胁迫作用下产生了超氧阴离子对机体造成损害时, 蚯蚓通过激活体内POD活性来消除超氧阴离子对机体的伤害.在整个染毒期间POD酶活性呈现出先升高后降低的趋势, 这可能是由于前期机体内过氧化物等有毒物质产生量过大而导致POD酶活性变高, 后期由于抗氧化酶系的共同作用使机体恢复平衡状态.
GST是生物体内具有解除内源性或外源性毒物作用的一种代谢酶.本研究结果表明, 蚯蚓在受到中高含量DEP的胁迫下产生有毒物质, 激活了GST的活性以消除有毒物质.在低含量处理组中GST活性被抑制, 可能是机体其他抗氧化酶系发挥了巨大作用, 并不需要GST来维持机体平衡.同样50 mg·kg-1处理组GST活性受到不同程度抑制, 可能是由于DEP含量过高造成机体活性氧等有毒物质产生速度大于清除速度.
MDA是自由基引发的脂质过氧化作用的最终分解产物, 其含量的多少可直接反映脂质过氧化的程度, 间接反映自由基对机体的损伤程度.在本实验中MDA含量在染毒前期并没有升高, 这可能是由于前期蚯蚓机体的活性氧被抗氧化酶系消除, 抑制了脂质过氧化作用.在实验后期各剂量处理组MDA含量均显著高于对照水平, 可能由于在DEP胁迫下ROS含量增加抑制抗氧化酶系活性, 并且产生过量的活性簇引起了脂质过氧化作用.钟碧瑾等[29]在有机磷农药对沼水蛙蝌蚪抗氧化系统及MDA含量影响的研究中发现, 随着时间与含量的增加MDA含量也增加.
ROS是机体正常代谢的副产物, 主要包括含氧自由基、过氧化物等等[30], 在正常状态下, ROS含量会保持平衡状态, 当受到外界污染物刺激ROS含量就会急剧增加.本实验表明, 在整个染毒期间内处理组ROS含量水平高于对照组.在低含量处理组中蚯蚓体内ROS含量只有一定程度的增加, 在高含量处理组中蚯蚓体内ROS含量明显高于对照组, 这可能是蚯蚓受到DEP的胁迫体内产生了超氧阴离子自由基、过氧化物等等.随着染毒周期的延长, ROS含量出现回落现象, 表明蚯蚓受到外界刺激产生大量的抗氧化酶, 起到了清除活性氧的作用.这与刘振国等[31]研究了花苜蓿幼苗在纳米氧化铜处理下, 随着纳米氧化铜含量增大, 根系中ROS的变化趋势整体上呈现先升高后降低的趋势一致; Xue等[32]研究了四溴双酚A对蚯蚓氧化胁迫的作用, 其结果显示蚯蚓体内的ROS含量处理组显著高于对照组与上述结果一致.
3.2 DEP对蚯蚓DNA损伤的机制分析本实验结果表明, DEP可造成蚯蚓体腔细胞DNA损伤, 而且随着DEP含量的增加Olive尾矩的值随之增加.这说明DNA损伤程度与DEP的剂量呈正相关.体腔细胞DNA损伤的原因可能是蚯蚓在DEP胁迫下, 体内产生活性氧自由基(ROS), 活性氧自由基可造成氧化性伤害, 导致DNA链断裂, 染色体畸变[33].卜元卿等[34]的研究中随着Cu2+暴露剂量的增加, 蚯蚓体腔细胞基因损伤程度加剧; 曹佳等[35]的研究结果也印证了这个结论, 异恶草酮可引起蚯蚓体腔细胞彗尾DNA含量、彗尾长、Olive尾矩显著升高, 且随着染毒剂量的增加呈现明显的“剂量-效应”关系.随着时间的增长, 蚯蚓受损体腔细胞Olive尾矩具有减小的趋势, 可以认为DNA损伤能够得到恢复, 在体内抗氧化酶如(CAT和GST)的作用下, ROS回到正常水平, DNA损伤严重的细胞已死亡, 而损伤较轻的细胞通过DNA自我修复机制将损伤逐渐降低, 直至恢复[36].
3.3 各个测定指标的相关性当一种污染物进入生物体后, 会诱导生物体内的各种酶类发生各种反应来抵御有毒物质的入侵, 但是当污染物毒性较大时, 体内的应激反应无法消除污染物毒害作用时, 就会造成生物体内显著的机体损伤.
当DEP进入蚯蚓机体后, 可诱导蚯蚓活性氧ROS的产生, 过剩的ROS刺激机体内抗氧化系统酶(SOD、CAT和POD)活性的增加, 然而不能消除的活性氧过度的积累又可导致酶活性的降低, 使机体抗氧化系统抵御毒物入侵的能力降低, 从而进一步造成了机体损伤.例如可使细胞产生DNA断裂、碱基互换、姐妹染色体交换、染色体基因突变等遗传毒理学效应[37];活性氧积累到一定程度亦可使机体细胞膜发生脂质过氧化反应, 导致终产物MDA在机体内的含量增加, 过氧化反应产生的MDA具有细胞毒性, 也会对DNA造成损伤, 导致彗星实验中Olive尾矩逐渐增大.属于Ⅱ相的GST是生物体内重要的解毒酶, 对抵御环境污染物的入侵有重要作用, GST对抗氧化过程也有重要作用. GST可以将Ⅰ相代谢产物进一步转化分解为无毒物质.可以通过与GSH的结合对污染物进行解毒, 还对抑制脂质过氧化和防止DNA损伤有重要的作用, 当DNA受到损伤时, GST活性也可能降低.本实验还采用了SPSS软件对抗氧化酶系和DNA损伤之间的关系进行了探讨.由表 1中可以看出, DEP的含量除了与GST活性和MDA含量呈负相关外与其他指标都呈正相关, 尤其是和Olive尾矩之间具有极显著正相关性, 说明随着DEP含量增加对蚯蚓机体的DNA损伤程度逐渐增强. ROS含量和Olive尾矩具有极显著的正相关, 说明ROS含量的增加引起的氧化胁迫导致蚯蚓DNA损伤越来越严重.因此各个指标间有着密切的相互作用关系, 任何一个指标受到影响都会引起其他指标的变化.
|
表 1 不同DEP含量污染暴露下蚯蚓各氧化损伤指标和DNA损伤之间的相关性1) Table 1 Correlation between oxidative damage indexes and DNA damage of earthworms exposed to different DEP concentrations |
4 结论
(1) 在DEP的胁迫作用下, 蚯蚓的抗氧化酶防御系统(SOD、CAT、POD)和GST活性均呈激活状态, 因此DEP对蚯蚓的抗氧化酶和GST有诱导作用.在28 d的实验周期内0.1~50 mg·kg-1DEP的胁迫下, ROS含量水平呈现增加状态, 存在“剂量-效应”关系.蚯蚓体内有过量的ROS存在, 因此引起脂质过氧化反应造成机体内MDA含量增加.
(2) 在ROS和MDA共同作用下, 蚯蚓体腔内的DNA受到损伤并且损伤程度与DEP含量存在“剂量-效应”关系.
| [1] |
张文娟, 王利军, 王丽, 等. 西安城区地表灰尘中邻苯二甲酸酯分布、来源及人群暴露[J]. 环境科学, 2016, 37(10): 3758-3765. Zhang W J, Wang L J, Wang L, et al. Distribution, source and human exposure of phthalic acid esters (PAEs) in surface dust in urban area of Xi'an city, China[J]. Environmental Science, 2016, 37(10): 3758-3765. |
| [2] | Zeng F, Cui K Y, Xie Z Y, et al. Phthalate esters (PAEs):emerging organic contaminants in agricultural soils in peri-urban areas around Guangzhou, China[J]. Environmental Pollution, 2008, 156(2): 425-434. DOI:10.1016/j.envpol.2008.01.045 |
| [3] |
张可, 关允, 罗鸿兵, 等. 生物强化膜生物反应器(MBR)处理邻苯二甲酸二乙酯(DEP)效果及微生物群落结构分析[J]. 环境科学, 2016, 37(12): 4760-4767. Zhang K, Guan Y, Luo H B, et al. Performance and microbial community analysis of bioaugmented treatment of diethyl phthalate (DEP) in membrane bioreactor[J]. Environmental Science, 2016, 37(12): 4760-4767. |
| [4] |
秦晓雷, 章涛, 孙红文. 中国室内和室外灰尘中邻苯二甲酸酯的分布和健康风险评价[J]. 生态毒理学报, 2016, 11(2): 231-237. Qin X L, Zhang T, Sun H W. Occurrence of phthalate esters in indoor and outdoor dust in China:distribution and risk assessment[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(2): 231-237. |
| [5] |
周益奇, 刘云霞. 北京市污水处理厂中邻苯二甲酸酯污染水平及其归趋[J]. 环境科学, 2013, 34(4): 1357-1362. Zhou Y Q, Liu Y X. Occurrence and fate of phthalates in wastewater treatment plants in Beijing, China[J]. Environmental Science, 2013, 34(4): 1357-1362. |
| [6] |
郑顺安, 薛颖昊, 李晓华, 等. 山东寿光设施菜地土壤-农产品邻苯二甲酸酯(PAEs)污染特征调查[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35(3): 492-499. Zheng S A, Xue Y H, Li X H, et al. Phthalate acid esters (PAEs) pollution in soils and agricultural products of vegetable greenhouses in Shouguang city, Shandong province[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(3): 492-499. |
| [7] |
陈永山, 骆永明, 章海波, 等. 设施菜地土壤酞酸酯污染的初步研究[J]. 土壤学报, 2011, 48(3): 516-523. Chen Y S, Luo Y M, Zhang H B, et al. Preliminary study on PAEs pollution of greenhouse soils[J]. Acta Pedologica Sinica, 2011, 48(3): 516-523. |
| [8] |
陈佳祎, 李成, 栾云霞, 等. 北京设施蔬菜基地土壤中邻苯二甲酸酯的污染水平及污染特征研究[J]. 食品安全质量检测学报, 2016, 7(2): 472-477. Chen J Y, Li C, Luan Y X, et al. Pollution characteristics and pollution level of phthalic acid ester in soils of facility vegetable bases of Beijing[J]. Journal of Food Safety and Quality, 2016, 7(2): 472-477. |
| [9] |
李玉双, 陈琳, 郭倩, 等. 沈阳市新民设施农业土壤中邻苯二甲酸酯的污染特征[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(6): 1118-1123. Li Y S, Chen L, Guo Q, et al. Pollution characteristics of phthalate esters in greenhouse agricultural soil in Xinmin, Shenyang city[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(6): 1118-1123. |
| [10] |
鲁磊安, 陈学斌, 赵海明, 等. 珠三角地区稻田土壤和谷粒中邻苯二甲酸酯(PAEs)的分布特征及人体健康暴露风险[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35(7): 1242-1248. Lu L A, Chen X B, Zhao H M, et al. Distribution of phthalic acid esters (PAEs) in paddy soil and grains of rice in the Pearl River Delta region and the health risk assessment[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(7): 1242-1248. |
| [11] |
宋雪英, 崔小维, 李嘉康, 等. 邻苯二甲酸酯类塑化剂的土壤生态毒理学研究进展[J]. 生态环境学报, 2016, 25(11): 1885-1890. Song X Y, Cui X W, Li J K, et al. Research advances in soil ecotoxicology of phthalic acid esters (PAEs) exposure[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(11): 1885-1890. |
| [12] | Wittassek M, Angerer J, Kolossa-Gehring M, et al. Fetal exposure to phthalates-a pilot study[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 2009, 212(5): 492-498. DOI:10.1016/j.ijheh.2009.04.001 |
| [13] | Wang Y Y, Fan Y Z, Gu J D. Dimethyl phthalate ester degradation by two planktonic and immobilized bacterial consortia[J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2004, 53(2): 93-101. |
| [14] | Sonde V, D'souza A, Tarapore R, et al. Simultaneous administration of Diethylphthalate and ethyl alcohol and its toxicity in male Sprague-Dawley rats[J]. Toxicology, 2000, 147(1): 23-31. DOI:10.1016/S0300-483X(00)00164-5 |
| [15] | Corradetti B, StronatiA, Tosti L, et al. Bis-(2-ethylexhyl) phthalate impairs spermatogenesis in zebrafish (Danio rerio)[J]. Reproductive Biology, 2013, 13(3): 195-202. DOI:10.1016/j.repbio.2013.07.003 |
| [16] |
史志明, 徐莉, 胡锋. 蚯蚓生物标记物在土壤生态风险评价中的应用[J]. 生态学报, 2014, 34(19): 5369-5379. Shi Z M, Xu L, Hu F, et al. Progress in earthworm biomarker studies and theirs applications in soil pollution risk assessment[J]. Acta Ecologica Sinica, 2014, 34(19): 5369-5379. |
| [17] |
王艳, 马泽民, 吴石金. 3种PAEs对蚯蚓的毒性作用和组织酶活性影响的研究[J]. 环境科学, 2014, 35(2): 770-779. Wang Y, Ma Z M, Wu S J. Study on the effect of enzymatic activity and acute toxicity of three PAEs on Eisenia Foetida[J]. Environmental Science, 2014, 35(2): 770-779. |
| [18] | OECD Guideline for testing of chemicals, No. 207. Earthworm, acute toxicity tests[R]. Paris: Organisation for Economic Cooperation and Development, 1984. |
| [19] | 王丽霞.保护地邻苯二甲酸酯污染的研究[D].泰安: 山东农业大学, 2007. http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10434-2007135340.htm |
| [20] |
崔浩浩, 张冰, 冯欣, 等. 不同土体构型土壤的持水性能[J]. 干旱地区农业研究, 2016, 34(4): 1-5. Cui H H, Zhang B, Feng X, et al. Soil water-holding properties of different soil body configuration[J]. Agricultural Research in the Arid Areas, 2016, 34(4): 1-5. |
| [21] | Liu W, Zhu L S, Wang J, et al. Assessment of the genotoxicity of endosulfan in earthworm and white clover plants using the comet assay[J]. Archives of environmental contamination and toxicology, 2009, 56(4): 742-746. DOI:10.1007/s00244-009-9309-8 |
| [22] |
刘文军, 高健鹏, 王冠颖, 等. DEHP对土壤蚯蚓氧化胁迫及DNA损伤的研究[J]. 土壤学报, 2017, 54(5): 1170-1180. Liu W J, Gao J P, Wang G Y, et al. Oxidating stress and DNA damage of DEHP to soil earthworms[J]. Acta Pedologica Sinica, 2017, 54(5): 1170-1180. |
| [23] | 王娟.吡虫啉对蚯蚓抗氧化酶系的影响及DNA损伤[D].泰安: 山东农业大学, 2013. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10434-1014156425.htm |
| [24] | Yan S H, Wang J H, Zhu L S, et al. Toxic effects of nitenpyram on antioxidant enzyme system and DNA in zebrafish (Danio rerio) livers[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015, 122: 54-60. DOI:10.1016/j.ecoenv.2015.06.030 |
| [25] | Song Y, Zhu L S, Xie H, et al. Effects of atrazine on DNA damage and antioxidative enzymes in Vicia faba[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2009, 28(5): 1059-1062. DOI:10.1897/08-285.1 |
| [26] |
董亮, 何永志, 王远亮, 等. 超氧化物歧化酶(SOD)的应用研究进展[J]. 中国农业科技导报, 2013, 15(5): 53-58. Dong L, He Y Z, Wang Y L, et al. Research progress on application of superoxide dismutase (SOD)[J]. Journal of Agricultural Science and Technology, 2013, 15(5): 53-58. DOI:10.3969/j.issn.1008-0864.2013.05.08 |
| [27] |
李亚宁, 陈春, 李国东, 等. 磺胺甲恶唑对小麦叶片蛋白和叶绿素含量及SOD酶活性的影响[J]. 生态毒理学报, 2013, 8(4): 543-548. Li Y N, Chen C, Li G D, et al. Effects of sulfamethoxazole (SMZ) on the content of chlorophyll (CHL) and soluble protein (SP), and the superoxide dismutases (SOD) activity of wheat, Triticum aestivum[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(4): 543-548. |
| [28] |
蔡文贵, 秦洁芳, 贾晓平, 等. 邻苯二甲酸二乙基己酯对翡翠贻贝(Perna viridis)生化指标的影响[J]. 生态学杂志, 2012, 31(1): 100-105. Cai W G, Qin J F, Jia X P, et al. Effects of di-(2-ethylhexyl) phthalate on the biochemical indices of green mussel (Perna viridis)[J]. Chinese Journal of Ecology, 2012, 31(1): 100-105. |
| [29] |
钟碧瑾, 姚丹, 刘娟娟, 等. 两种有机磷农药对沼水蛙蝌蚪抗氧化系统及MDA浓度的影响[J]. 福建师范大学学报(自然科学版), 2009, 25(2): 91-96. Zhong B J, Yao D, Liu J J, et al. Effects of two organophosphorus insecticides on the antioxidant system and MDA content of Hylarana guentheri tadpoles[J]. Journal of Fujian Normal University (Natural Science Edition), 2009, 25(2): 91-96. |
| [30] | Devasagayam T P, Tilak J C, Boloor K K, et al. Free radicals and antioxidants in human health:current status and future prospects[J]. Journal of the Association of Physicians of India, 2004, 52: 794-804. |
| [31] |
刘振国, 王天慧, 王伟. 纳米氧化铜(CuO NPs)对紫花苜蓿幼苗根系活性氧(ROS)、抗氧化酶活性和根系活力的影响[J]. 生态毒理学报, 2016, 11(5): 117-124. Liu Z G, Wang T H, Wang W. Effects of CuO NPs on ROS, antioxidant enzyme activity and root activity of the alfalfa seedlings[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(5): 117-124. |
| [32] | Xue Y G, Gu X Y, Wang X R, et al. The hydroxyl radical generation and oxidative stress for the earthworm Eisenia fetida exposed to tetrabromobisphenol A[J]. Ecotoxicology, 2009, 18(6): 693-699. DOI:10.1007/s10646-009-0333-2 |
| [33] | Cerutti P A. Prooxidant states and tumor promotion[J]. Science, 1985, 227(4685): 375-381. DOI:10.1126/science.2981433 |
| [34] |
卜元卿, 骆永明, 滕应, 等. 铜暴露下赤子爱胜蚓(Eisenia foetida)活体基因的损伤研究[J]. 生态毒理学报, 2006, 1(3): 228-235. Bu Y Q, Luo Y M, Teng Y, et al. Detection of DNA damage in earthworm (Eisenia foetida) in vivo exposure to copper ion[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2006, 1(3): 228-235. |
| [35] |
曹佳, 刁晓平, 胡继业, 等. 异恶草酮对蚯蚓抗氧化酶活性及DNA损伤的研究[J]. 农业环境科学学报, 2013, 32(5): 925-931. Cao J, Diao X P, Hu J Y, et al. Effects of clomazone on antioxidative enzymes activity and DNA damage of earthworm (Eisenia foetida)[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(5): 925-931. |
| [36] |
郑晓奇, 史雅娟, 吕永龙, 等. 全氟辛烷磺酸对赤子爱胜蚓的抗氧化酶、代谢酶和DNA损伤的影响[J]. 环境科学学报, 2013, 33(11): 3153-3159. Zheng X Q, Shi Y J, Lü Y L, et al. Effects of perfluorooctane sulfonate on antioxidant and metabolic enzymes and DNA damage of earthworms (Eisenia fetida)[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013, 33(11): 3153-3159. |
| [37] | Kim H S, Kwack S J, Lee B M. Lipid peroxidation, antioxidant enzymes, and benzo[J]. Chemico-Biological Interactions, 2000, 127(2): 139-150. DOI:10.1016/S0009-2797(00)00177-0 |