-
四溴双酚A（TBBPA）是一种被广泛应用于电子电气产品生产的阻燃剂添加物. 在废弃电子产品或电器的拆解和回收过程中，添加型的TBBPA及重金属（包括铜、镉、锌等）易进入土壤环境中造成复合污染[1-3]. Wang等[1]的研究表明，电子垃圾回收站土壤中TBBPA、铜（Cu）、镉（Cd）、和锌（Zn）浓度分别高达0.65、2968、2088、11.5 mg·kg−1. 同时污染会向周边农田和河流底泥扩散，危害农业生产安全[4-5].
有研究报道了TBBPA在土壤、底泥、水体等环境中易发生生物降解转化作用，但较难发生彻底矿化[6]. 在厌氧微生物作用下，TBBPA脱溴形成双酚A（BPA），BPA在好氧条件下容易发生C链氧化断裂和苯环开环等反应，最终彻底矿化为CO2 [7-10]. 硝化污泥中的TBBPA降解和代谢则主要包括四个方面：1）经还原脱溴形成BPA；2）经氧化断裂形成各类极性代谢产物；3）经原位取代形成硝基衍生物；4）经甲基化生成持久性更强的甲基醚衍生物[11]. 在好氧土壤环境中TBBPA主要以生成极性代谢产物和甲基醚衍生物为主，其中甲基醚衍生物的生物毒性要低于TBBPA母体和其极性产物，是蚯蚓对抗TBBPA毒性的重要手段[12-13]. 此外，基于14C放射性示踪技术的研究发现土壤和底泥中30%—70%TBBPA会形成不可提取的结合残留，从而降低其环境暴露风险[6, 13-14].
有研究表明重金属可以通过直接或间接作用影响有机污染物的生物降解和吸附等行为：1）重金属离子可以和有机物上的羟基或氨基等活性官能团发生络合作用，直接影响有机污染物的形态和化学结构[15-17]；2）重金属离子与土壤有机质发生络合或吸附作用，进而影响溶解态有机质团聚或竞争有机质上的吸附位，间接影响土壤中有机污染物的吸附行为 [18-21]；3）重金属刺激或抑制土壤微生物活动，间接影响有机污染物的生物降解转化过程[22-25]. TBBPA作为一种含两个酚羟基且常与重金属同时进入土壤环境的污染物，有必要深入研究重金属离子对TBBPA降解转化行为的影响，以正确评价TBBPA在土壤环境的持久性和生物有效性.
因此，通过14C放射性示踪技术，研究了3种重金属（Cu、Cd和Zn）在不同浓度水平对两种典型土壤（乌栅土和红壤）中14C-TBBPA降解转化、矿化、不可提取态残留形成等环境行为的影响.
-
本研究采用的乌栅土和红壤两种土壤分别来自于中国科学院常熟农业生态实验站和江西省南昌市市郊林地. 两种土壤的pH值、有机碳含量和对应受试重金属本底浓度等信息详见表1和表2. 为保证实验中土壤微生物活性，实验开始前将土壤水分保持在最大持水量培养一周时间，然后再经自然风干后过20目筛（<1 mm）备用.
14C标记的TBBPA是14C-苯酚合成而来，合成步骤包括：1）14C-苯酚经缩合反应生成14C-BPA；2）14C-BPA经溴离子卤化反应生成14C-TBBPA，最终产品的比活度为1.48 GBq·mmol−1，纯度>99% [13]. 由于合成的14C-TBBPA比活度较高而化学浓度较低，因此实验中需将14C-TBBPA与非标记的TBBPA（购自Sigma公司，纯度为99%）混合使用，以达到实验所需的化学浓度. 14C-苯酚购自ARC公司（American Radiolabeled Chemicals Inc., US）. 重金属均为相应的二价阳离子氯化物，采购自Sigma公司.
-
实验为基于灭菌处理、重金属处理和重金属浓度水平等3个影响因子的两两正交设置. 土壤灭菌的方式采用121 °C湿热灭菌法，重金属种类的选择参考了电子产品中典型的Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）. 综合考虑实验用土中各重金属的浓度背景和离子强度效应关系研究需要，实验中重金属摩尔浓度水平分别为0、500、6000 μmol·kg−1干土重，换算为各离子浓度为31.7 mg·kg−1和381.2 mg·kg−1的Cu、32.7 mg·kg−1和392.3 mg·kg−1的Zn以及56.2 mg·kg−1和674.5 mg·kg−1的Cd. Cu和Zn处理的低浓度处理低于农业用地土壤污染风险标准，高浓度处理则介于农用地污染风险标准和居住用地污染风险标准，即对农产品存在风险但不对人类健康产生直接风险. 本实验用Cd浓度水平过高，仅作为与其他两种重金属做效应对比，其对应污染浓度水平的实验设置详见“1.3 实验二设置：低浓度水平Cd2+对TBBPA归趋的影响”.
实验将2 mL 14C-TBBPA的甲醇溶液（化学浓度=711.7 μg·mL−1；放射性浓度=6.39 MBq·mL−1）加入1 kg风干的受试土壤中，使土壤中TBBPA浓度达到0.9 mg·kg−1和3.7 kBq·g−1干土重. 混合均匀后，取0.5 g左右混合后土壤测定其混合均匀度为96% ± 4%（n = 15）. 土壤培养实验在100 mL玻璃试管中进行，其内含4 g混合有14C-TBBPA的土壤，在加水培养前土壤静置过夜待其中甲醇完全挥发. 然后，加入重金属离子溶液至土壤含水达到60%最大持水量和相应的重金属浓度水平. 最后，试管采用橡胶塞和封口膜密封，在24 °C恒温恒湿条件下开始密闭培养. 密闭培养期间由14C-TBBPA彻底矿化而产生的14CO2则通过悬挂在橡胶塞底部的小瓶中的1 mL 1 mol·L−1NaOH溶液进行吸收. 培养过程中每24 h打开塞子10 min以补充实验中消耗的空气和氧气. 土壤样品在第60 d被破坏性取出，冻干后待后续处理.
-
本实验主要研究较低浓度水平下Cd2+对TBBPA归趋动力学的影响. 实验同时设置了Na+作为离子对照组. 实验中Cd摩尔浓度分别为0、5、20、100、500 μmol·kg−1，浓度水平涵盖略高于农业用地风险标准值到略低于工业用地风险标准. 对于Na对照组浓度设置包括0、10、40、200、1000 μmol·kg−1，用于保证二者添加的离子强度基本相同. 实验培养设置与实验一相同，动力学研究的采样时间分别设置在第0、6、12、18、30、60 d.
-
土壤样品逐步经过纯水提取和有机溶剂提取以表征其中TBBPA及其衍生物的生物可利用性[26]，提取方法主要包括：1）在水土比为10:1条件下，用MiliQ超纯水提取3次，所有提取液中14C含量即为水可提取态TBBPA及其衍生物；2）在有机溶剂：土壤为4:1条件下，用色谱级甲醇提取3次，所有提取液中14C含量即为有机可提取态TBBPA及其衍生物；3）有机溶剂提取后土壤中剩余的14C-TBBPA称为不可提取态残留.
样品分析参考以往的研究[13]，利用高效液相色谱（Agilent HPLC series 1100 system）联用14C液体闪烁计数检测器（RAMONA Star; Raytest, Straubenhardt, Germany）对有机可提取态14C-TBBPA中的母体化合物及其代谢产物进行定性定量分析；利用液体闪烁计数仪（LS6500, Beckman Coulter, USA）对所有液体样品进行定量分析. 固体样品通过氧化燃烧仪（OX-500; Zinsser Analytic, Germany）制备成液体样品后进行定量分析.
-
数据显著性分析方法为T检验或单因素方差分析（ANOVA），采用SPSS软件进行分析.
-
经过60 d培养，乌栅土和红壤中TBPPA分别有7.2% ± 0.5%和0.5% ± 0.1%被彻底矿化为CO2（图1）. 有研究报道在某砂质土壤中培养143 d，19.6%的TBBPA被矿化，而经活性污泥处理31 d 后17%的TBBPA被矿化 [27-28]. 本实验中TBBPA在红壤中的矿化率远低于乌栅土和以往研究，这可能是由于红壤中碳氮等营养元素含量过低，不利于微生物生长进而影响了其对TBBPA的降解转化. 总体而言，TBBPA属于典型的持久性污染物，在土壤环境中较难被矿化.
同时，重金属还会进一步抑制土壤中TBBPA的矿化作用，且抑制效应随重金属浓度增加而变得显著（P<0.05）. 以Cd（Ⅱ）为例，当乌栅土中Cd浓度低于100 μmol·kg−1时（低于国家建设用地筛选值），其对TBBPA的矿化不产生显著影响（P>0.05；图2）；当高于500 μmol·kg−1时（介于农业用地风险标准值到工业用地风险标准之间），其对TBBPA的矿化影响逐步显著（P<0.05）. 当土壤中重金属摩尔浓度水平达到6000 μmol·kg−1时，Cu、Zn、Cd对乌栅土中矿化作用分别降低了60%、69%、86%；对红壤中矿化作用分别降低了34%、30%、44%. 在红壤中较低的抑制作用可能是由于红壤中的不定形铁与重金属离子发生离子交换作用，从而降低重金属有效性[29-31]. 尽管相同摩尔浓度水平下，Cd相较于Cu和Zn对TBBPA具有更强的抑制作用，而真实土壤环境中Cu和Zn含量通常高出Cd浓度2—3个数量级，如将6000 μmol·kg−1 Cu和Zn处理组对比100 μmol·kg−1 Cd处理组，Cu和Zn抑制作用则远高于Cd. Gu等发现，50 mg·kg−1 Cu条件下BPA（TBBPA的代谢产物）在污泥中的降解率下降75%以上，可能与一定浓度的Cu对微生物的毒性作用有关[32]. 而Wang等发现，高浓度Cu（10 mg·kg−1）会对BDE-47微生物降解产生抑制作用，低浓度Cu（2 mg·kg−1）则产生促进作用[33]. 因此，在真实的重金属-有机复合污染浓度水平，Cu和Zn对TBBPA降解转化的影响应更得到重视.
-
不同重金属对土壤中可提取态14C（包括水可提取态、有机提取态和可提取母体TBBPA）分布影响如图3至图5所示. 经过60d培养，乌栅土中可提取态14C残留仅为初始投加量19.1% ± 1.0%（图3），其中水可提取态为7.1% ± 1.3%（占总可提取态的37%；图4），TBBPA母体残留为7.8% ± 0.5%（图5）；红壤中可提取态14C残留为初始投加量84.3% ± 4.3%，其中水可提取态为7.1% ± 3.0%，仅占总可提取态的8.4%. 相较于乌栅土，红壤中TBBPA的生物可给性潜力巨大，容易在长期老化过程中逐步释放. 土壤经灭菌处理后，90%以上TBBPA及其衍生产物均以可提取态存在，不同土壤中水可提取态变化差异巨大，其中乌栅土中水可提取态上升了4.3倍，而红壤中水可提取态未发生显著变化. 这表明红壤中TBBPA的“消散”主要由吸附作用主导，而乌栅土中则由微生物降解转化作用主导.
在重金属存在情况下，通过络合或竞争土壤吸附电位等作用，有机物在环境中的“消散”会受到抑制[34-35]. 本研究结果显示乌栅土中可提取态TBBPA及其衍生产物随着重金属浓度增加均大幅上升（P<0.01）. 以Cd（Ⅱ）为例，当乌栅土中Cd浓度低于100 μmol·kg−1时，其对TBBPA及其衍生产物残留不产生显著影响（P>0.05；图3和图4）；当高于500 μmol·kg−1时，其对TBBPA的矿化影响逐步显著（P<0.05）；浓度达到6000 μmol·kg−1时，土壤中可提取态14C残留上升了3.3倍（（19.1% ± 1.0%）→（82.0% ± 2.0%）），其中水可提取态上升了1.5倍，TBBPA母体残留上升了0.6倍. 而对于Cu（Ⅱ）和Zn（Ⅱ），仅当其浓度达到6000 μmol·kg−1时，才对TBBPA及其衍生产物残留产生显著影响，分别使得土壤中可提取态14C残留上升了2.2倍和2.7倍，低于Cd（Ⅱ）的影响，类似的规律同样体现在对TBBPA矿化作用影响中. 土壤中有机物的可提取态通常被认为是污染物在土壤中生物有效性的重要指标，尤其是水可提取态[13,26]. 对比灭菌乌栅土处理组实验结果（图5和图6），重金属可能通过抑制微生物对TBBPA的吸附和富集吸收等过程， 导致TBBPA及其转化产物在土壤中的可提取残留增加，进一步提升TBBPA在土壤中的生物可利用性. Chen等[36]发现，在食土蚯蚓存在条件下，10 mg·kg−1 Cd会略微增加TBBPA在土壤中的可提取态，但对TBBPA在蚯蚓体内富集效率却不显著，这可能与Cd浓度较低有关. Ma等[37]发现，在纯菌培养条件下，当Cu（Ⅱ）浓度水平达到10 μmol·L−1时即可显著抑制TBBPA生物不可提取态残留的形成. 此外，当Cd浓度为500 μmol·kg−1时， TBBPA母体残留增加了0.1—0.9倍，且随着时间的延长影响逐步加剧（图5）. 结合重金属对TBBPA矿化的抑制，表明重金属会抑制TBBPA生物降解，从而增强TBBPA的环境持久性. Huang等[38]发现，500—1500 mg·kg−1 Cu对菲和多氯联苯的土壤降解具有显著抑制作用，且随重金属浓度增加而增强. 而多数纯菌降解研究表明，重金属会对微生物产生毒性从而降低有机污染物的生物降解过程[33,37].
-
乌栅土经过60 d的培养，其中>75% TBBPA被转化为毒性更小且持久性更强的不可提取态残留，通过与灭菌组对照（仅9.8% ± 2.0%）相比可知，不可提取态残留形成的关键因素是土壤微生物对TBBPA的降解转化作用（图6）. 而对于微生物活性较低的红壤，仅有14.2% ± 3.2%的TBBPA形成了不可提取态残留，灭菌后不可提取态残留降低至5.4% ± 0.1%.
土壤重金属对不可提取态残留的影响规律与其对矿化作用和“消散”过程的影响是一致的，即仅当未灭菌的乌栅土中Cd浓度大于500 μmol·kg−1或Cu、Zn浓度大于6000 μmol·kg−1时，会对不可提取态残留的形成会出现显著的抑制作用，而对灭菌土壤和红壤却基本无显著影响.
-
本文研究了Cd、Cu、Zn等二价重金属对乌栅土和红壤中TBBPA降解转化、不可提取态残留形成和矿化作用的影响. 结果表明，TBBPA在乌珊土和红壤中的归趋差异较大，在有机质含量较高的乌珊土中TBBPA主要形成不可提取态残留（约75%），而在有机质含量较低的红壤中主要以可提取态残留存在（约80%），表明红壤中TBBPA具有更强的环境效应和持久性；较高浓度重金属（>500 μmol·kg−1）会对土壤中TBBPA生物降解、矿化和不可提取态残留产生抑制作用，在工业用地重金属浓度背景下，Cu和Zn即能显著增加TBBPA在土壤环境中的持久性和生物有效性. 因此，对真实土壤环境中TBBPA的持久性和有效性评价应充分考虑土壤重金属的影响，尤其是电子产品回收站和废弃点等易存在重金属超标的复合污染场地.
不同重金属对土壤中四溴双酚A环境归趋的影响
Effect of different heavy metals on the fate of TBBPA in two kinds of soil
-
摘要: 四溴双酚A（TBBPA）和重金属的复合污染情况常见于电子电器拆解厂或回收站周边土壤，而重金属对TBBPA在土壤环境中的降解、转化和残留的影响尚不清晰. 本研究利用14C标记的TBBPA来探索不同浓度水平重金属（Cu、Cd和Zn）对两种土壤（红壤和乌栅土）中TBBPA降解转化、矿化、不可提取态残留形成等环境行为的影响. 经60 d培养，乌栅土中92.2% ± 0.5%的TBBPA被转化为不可提取态残留或代谢产物，其中7.2% ± 0.8%被彻底矿化为CO2；灭菌作用极大地抑制了乌栅土中TBBPA不可提取态残留的形成（由77.2%降至9.9%），表明土壤微生物在不可提取态残留的形成中起到关键作用. 而红壤中仅有9.9% ± 0.5%的TBBPA被转化成不可提取态残留，<0.5%被矿化为CO2，与灭菌对照组无显著差异. 当土壤重金属（>500 μmol·kg−1）存在时，乌栅土中TBBPA矿化和不可提取态残留形成率分别降低14%—78%和31%—86%，而可提取态TBBPA（即生物可利用态）增加0.5—4.4倍，其中水溶态残留增加0.3—1.5倍，进而增加TBBPA在土壤中的持久性和生物有效性. 随着重金属浓度增加，其对TBBPA降解转化的抑制效果也显著增强，在相同摩尔浓度下，不同重金属的抑制效应强度为Cd>Cu≈Zn；而在工业用地土壤重金属背景浓度范围内，Cu和Zn的抑制效应则远高于Cd. 本研究结果为正确评价重金属和TBBPA复合污染土壤中TBBPA的环境行为和风险提供了理论支撑.Abstract: The co-exist of tetrabromobisphenol A (TBBPA) and heavy metals is common in electrical and electronic dismantling plants or recycling stations, but the effect of heavy metals on the degradation and transformation of TBBPA in soil environment is still unknown. Therefore, we used 14C-labeled TBBPA to explore the effects of heavy metals (Cu, Cd and Zn) on the transformation, mineralization and bound residue formation of TBBPA in different soils with different heavy metal concentrations level. After 60 days of incubation, 92.2% ± 0.5% of TBBPA was converted into bound residues or metabolites, and only 7.2% ± 0.8% of TBBPA was mineralized into CO2. Sterilization greatly inhibited the formation of TBBPA bound residues (from 77.2% to 9.9%) in Wushan soil, indicating that soil microorganisms played a key role in the formation of TBBPA bound residues. Moreover, only 9.9% ± 0.5% of TBBPA was converted into bound residues in red soil, and less than 0.5% was mineralized, which was not significantly different from the sterilized control. With the presence of heavy metals (>500 μmol·kg−1), the mineralization and bound residues formation of TBBPA decreased by 14%—78% and 31%—86%, respectively. While, the extractable TBBPA (bioavailability) increased by 0.5—4.4 times, and the water-soluble residual increased by 0.3—1.5 times, resulting the increase of persistence and bioavailability of TBBPA in soil. With the increase of the concentration of heavy metals, the inhibition effect on TBBPA degradation and transformation was also significantly enhanced. Cd shown stronger effect than Zn and Cu under the same molar concentration. However, considering the background concentration of heavy metals in industrial land, the inhibition effect of Cu and Zn on TBBPA degradation and transformation was much higher than that of Cd. Our study provided theoretical support for correctly evaluating the persistence and effectiveness of TBBPA in heavy metal co-contaminated sites, such as electronic product recycling stations and waste sites.
-
Key words:
- TBBPA /
- heavy metal /
- environmental fate /
- co-contamination
-
邻苯二甲酸酯类化合物（phthalate esters， PAEs）是邻苯二甲酸酐与醇反应生成的化合物，它是提高聚氯乙烯（polyvinyl chloride，PVC）弹性的重要添加剂，其中邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（Di（2-ethylhexyl）phthalate，DEHP）是目前使用量最大的一种邻苯二甲酸酯，用量高达80%[1]. DEHP广泛应用于儿童玩具、塑料包装、化妆品及各类医疗器械[2-3]. DEHP的广泛使用导致了不可避免的环境释放以及人体摄入. 大量实验指出我国人群DEHP的暴露剂量约为11—116 μg·kg−1·d−1，接近DEHP的每日可耐受摄入量（TDI）（20—140 μg·kg−1·d−1），表明 DEHP对人群的健康构成重大危害[4].
DEHP具有内分泌干扰效应，可以诱发生殖发育毒性、肝脏毒性、胚胎毒性等多种毒性[5-6]. DEHP通过消化道进入人体后在胃肠道的脂肪酶作用下水解成初级代谢物乙基己醇（2-EH）和邻苯二甲酸单乙基己基酯（mono-ethylhexyl phthalate，MEHP），再通过尿液排出体外[7]. 通过对尿液的单酯类物检测发现，原尿和酶解后的尿液中 MEHP 的检出率最高，平均检出率超过60% [8]. 此外，试验结果表明DEHP的毒性主要来源于其代谢物 MEHP，其毒性作用高达DEHP的10倍[9]. 同时，MEHP的动物实验表明，其主要分布在肾脏、膀胱和肝脏，其中肝脏为MEHP最主要的靶器官[10]. Thomas等的研究中，大鼠口服500 mg·kg−1 DEHP，30 min后，肝脏MEHP水平为12.5 mg·g−1 [11]. MEHP毒性作用主要体现在增加肝脏亲脂活性，导致肝脏中出现脂肪堆积，继而引发肝细胞脂肪变性[12].
肝脏在体内发挥着外源物质解毒和代谢脂类物质的主要作用. 肝脏内游离脂肪酸增加和甘油三酯沉积是肝脏脂质代谢紊乱的主要表现. 近年来，全球肥胖病与非酒精性脂肪肝患病率快速上升. 体内体外实验提示脂肪代谢紊乱会增加肥胖、糖尿病、非酒精性脂肪肝病的患病危险度. 流行病学和毒理学研究报告称，接触DEHP会影响机体脂肪代谢，从而促进肥胖[13]. 体内实验表明大鼠用DEHP处理后，肝脏重量增加，主要机制可能与肝代谢酶改变有关[14]. 有体外实验表明，MEHP处理HepG2细胞后，激活了PPARα使脂肪酸的氧化分解受到抑制[9]，导致肝细胞内的脂质堆积并造成肝脏损伤. 在本课题组的前期研究发现，MEHP 处理后的HepG2 细胞的乙酰辅酶 A 羧化酶（acetyl-CoA carboxylase, ACC）的亚型ACC1蛋白表达水平增加，最终使肝脏细胞中脂肪酸合成增加. 这些结果表明，MEHP 可能通过影响脂质合成相关基因或蛋白的表达，从而导致肝细胞脂肪代谢出现紊乱. 为此，本实验以HepG2细胞为实验对象，通过MEHP染毒，观察细胞内脂质代谢情况，并通过基因芯片高通量筛查差异基因，探讨MEHP对体外脂质合成的影响及其可能的作用机制.
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 细胞培养与染毒
从中国科学院上海生命研究院细胞资源中心购买HepG2细胞. 细胞培养基含 10%胎牛血清、1%青霉素庆大霉素双抗. 细胞培养条件为37 ℃、5% CO2. 取指数生长期的细胞进行染毒，参考相关文献[9]及我国人群接触水平设置染毒浓度. 共设置5个染毒浓度 ：阴性对照（完全培养基）、阳性对照（1 mmol·L−1油酸）、0.01 、1 、10 μmol·L−1MEHP. 染毒48 h后进行相关实验.
1.2 细胞油红 O 染色
为了研究细胞中脂滴的蓄积，用油红O法对HepG2细胞进行染色. 5个实验组的细胞染毒48 h后进行染色. 主要步骤为：弃去孔中废弃培养基，用 PBS 漂洗细胞，4%（质量分数）多聚甲醛固定细胞，油红O染色30 min，60%（体积分数）异丙醇洗去多余染料，苏木精复染细胞核10 s. 用显微镜获取图像并观察细胞内脂滴情况.
1.3 芯片数据以及数据前处理
用1 μmol·L−1 MEHP处理的细胞进行芯片分析，Agilent （人）表达谱芯片由博奥晶典公司完成. 步骤如下：以待检测样品的 total RNA 为起始，进行体外扩增和荧光标记，然后用Oligo（dT）Primer 引物合成cRNA并进行纯化和反转录得到cDNA. 最后用 Klenow Fragment 酶合成带有荧光基团的DNA 进行芯片杂交. 用 Feature Extraction 提数软件对芯片杂交扫描后的图片数据进行处理分析.
1.4 差异基因的筛选
通过Ｒstudio limma包将芯片基因的数据进行处理，以表格格式导出并进一步筛选差异表达基因. 差异表达基因（DEG）定义为差异倍数 FC大于 1.5或小于0.67且 P值小于 0.05的基因.
1.5 DEG功能富集分析
将上述分析得出的DEG导入 DAVID在线数据库（
https://david.ncifcrf.gov/tools.jsp ），进行GO分析. 通过对显著表达的基因进行功能注释分析，包括生物学过程（BP）、细胞组成（CC）和分子功能（MF），进而了解差异表达基因的生物学意义. 以 P<0.05认为具有显著性.1.6 PCR验证
按照1.1节对处于指数生长期的细胞进行染毒，每个实验组设置6个平行对照，染毒48 h后提取RNA. 细胞样品用Trizol试剂裂解，提取总RNA. 用超微量分光光度计测定RNA的含量和纯度. 将符合条件的RNA （A260/A230>2.0，和A260/A280=1.8—2.0）样本用反转录试剂盒将RNA反转录为cDNA备用.
从具有显著性且参与脂质代谢过程的差异基因中选取丙酮酸脱氢酶磷酸酶催化亚基2（PDP2）、磷脂酶A2组 IVE（PLA2G4E）、脂肪酸去饱和酶 6（FADS6）、Q型蛋白酪氨酸磷酸酶受体（PTPRQ）、CD28、甾醇-C5-去饱和酶（SC5D）、甲羟戊酸二磷酸脱羧酶（MVD）作为目的基因，检测mRNA表达水平（荧光定量PCR仪为Line Gene 9600）. 引物信息如表1所示. 以GAPDH为内参，数据分析时取Ct值的平均值，用相对定量法2−△△ct法计算目的基因表达的变化情况. 采用 SPSS 26.0 软件对数据进行统计学分析，多组间比较使用单因素方差分析，事后比较用LSD 检验进行，P<0.05认为具有统计学意义.
表 1 实时定量PCR引物序列Table 1. Primer sequences for real-time quantitative PCR基因Gene 引物Primer PDP2 S——GAAGATGAGGTGACAAGGAA F——GCCAGCACAAG MVD GAACTTA PLA2G4E S——TTCTGTCCTATGGCTCCTT F——GTTCTTCACTCGGCTCTG FADS6 S——CCTCAACCGCTATGTCTAC F——CGATGTGCTGGAAGATGT PTPRQ S——ATGTCTATATTGCGGCTGAA F——TTCTTACTTGCGTGGATTCT CD28 S——GCTCTTGGCTCTCAACTTA F——CCTGCTCCTCTTACTCCT SC5D S——CTTGCTGGAGATAAGAGGTT F——TATGGTGGTCTGTATGATGAG MVD S——CAAGGACTTCACCGAGGA F——GTAGGCTAGGCAGGCATA | Show Table
DownLoad:
CSV
1.7 基因表达谱数据动态分析
将细胞脂质代谢通路的基因输入 GEPIA 在线分析网站（http://gepia.cancer-pku.cn/），分析其在肝癌组织中的表达. P<0.05认为具有统计学意义.
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 油红O 染色结果
如图1所示，阴性对照组细胞有明显的边界，细胞内没有脂滴存在. 油酸染毒的细胞可见大量明显着色的脂滴，主要分布在细胞膜内侧区域，大小不等. 与阴性对照组相比，0.01 μmol·L−1 MEHP剂量组未见明显改变；1、10 μmol·L−1 MEHP剂量组可观察到少量红色脂滴，且随着染毒浓度的增大，脂滴的数量也逐渐增加，暂时未见对细胞边界的影响. 在前期实验中本课题组对MEHP染毒的HepG2细胞中的甘油三酯（TG）含量进行了定量检测， TG含量结果与油红O染色结果相一致，提示较高剂量 MEHP 暴露可提高细胞中的脂质水平[8]. 这一结果表明， MEHP暴露后，导致HepG2细胞中的甘油三酯蓄积，从而引起肝细胞中的脂质沉积.
图 1 不同浓度MEHP染毒对HepG2细胞内脂肪积累的影响（×400）Figure 1. Effects of different concentrations of MEHP on lipid accumulation in HepG2 cells（×400）A:光镜下未染色HepG2细胞；B:阳性对照组；C:阴性对照组；D、E、F：0.01、1、10 μmol·L−1 MEHP组. →为 HepG2 细胞内红色脂滴.A: HepG2 cells were not stained under light microscope; B: Positive control group; C:Negative control group; D、E and F: 0.01、1 and 10 μmol·L−1 MEHP groups; →represents red lipid droplets.2.2 差异基因筛选
如图2所示，根据P<0.05，FC>1.5或<0.67的筛选标准，共筛选出93个差异表达基因（表2），其中上调的基因57个，下调的基因36个.
表 2 差异基因的表达情况Table 2. The expression of differentially expressed genesUp Down symbol lgFC P.Value symbol lgFC P.Value DPPA3 0.743871 0.000032637 TTTY14 −0.75345 0.000683968 MYLIP 0.685596 0.000320629 XLOC_008352 −0.691 0.001413602 XLOC_000888 0.664559 0.000498704 LOC100129112 −0.83639 0.001799658 LOC100127994 0.609364 0.00056601 SC5D −0.92097 0.002090916 SYT17 0.650856 0.000986627 XLOC_004178 −0.72657 0.002192512 XLOC_008003 0.727595 0.00115933 C14orf119 −0.78947 0.003595082 LOC100506487 0.589801 0.001543009 XLOC_l2_012082 −0.61338 0.004605101 FADS6 0.784036 0.002373877 XLOC_012908 −0.92876 0.006283058 AQP10 0.603687 0.00355145 GABRG1 −1.01945 0.007994 XLOC_001387 0.675839 0.003916862 NUMB −0.57939 0.008775398 KCNE4 0.831973 0.003949384 FLJ21408 −0.61905 0.009899712 XLOC_005215 0.65671 0.004608305 LOC100505657 −0.89616 0.010826125 OR5L1 0.922639 0.004609802 ZNF554 −0.60913 0.011699612 C14orf180 0.649561 0.005207664 XLOC_012871 −0.78553 0.01385829 RHOXF1 0.622636 0.007822227 XLOC_007131 −0.7273 0.014006601 PTPRQ 0.739332 0.008548009 XLOC_l2_014785 −0.66169 0.01855114 LOC286382 0.586815 0.008726912 PRO0611 −0.78996 0.018748849 ACOD1 0.61305 0.008957375 CREG2 −0.70749 0.018758137 LOC100130744 0.85844 0.009748146 XLOC_l2_004857 −0.66225 0.023632428 ZAP70 0.625018 0.010183849 PDP2 −0.80976 0.023933353 PLA2G4E 1.427762 0.011394311 XLOC_l2_011207 −0.57923 0.026335268 LOC652586 0.614123 0.011818286 XLOC_007761 −0.58384 0.027416794 XLOC_006019 0.666199 0.012002598 GNL3LP1 −0.6286 0.027632132 SLAMF7 0.896594 0.013447959 XLOC_l2_013646 −0.89314 0.028992205 XLOC_005433 0.588529 0.014072632 MVD −0.63712 0.031037423 KRTAP13-2 0.681023 0.014111061 LOC728065 −0.58089 0.031598939 XLOC_008237 0.804098 0.01445258 XLOC_l2_011011 −0.60147 0.033573436 XLOC_008244 0.677154 0.01652238 XLOC_001687 −1.03697 0.037696163 LOC100505966 0.836326 0.01818776 XLOC_004804 −0.68571 0.039579631 XLOC_001422 2.454291 0.018227482 LOC100507110 −0.60107 0.041523521 CSN2 1.0231 0.020348553 CACNG8 −0.61314 0.041704333 XLOC_003782 0.639271 0.021116476 SNORD70 −0.92894 0.044259091 XLOC_005572 0.585382 0.02204518 LOC100128126 −1.05439 0.044856832 XLOC_003349 1.233979 0.022738339 NPPA-AS1 −0.59523 0.048087643 XLOC_l2_00770 0.610547 0.023106187 XLOC_001550 −0.64752 0.04894801 SNORD115-48 0.719119 0.024508996 INE1 −1.017 0.0496582 SNORD115-4 0.688309 0.026211298 XLOC_001755 0.605516 0.028061446 ANK2 0.906401 0.029169596 CD28 0.589859 0.029610282 LOC100506563 1.019834 0.029837404 ANXA10 0.626939 0.030222491 CYBB 1.151916 0.03336549 XLOC_012064 1.019834 0.0345969 XLOC_013649 0.624561 0.035226312 XLOC_010183 1.380268 0.035959747 XLOC_006983 0.862151 0.040708371 XLOC_004274 0.720596 0.040795527 XLOC_008690 0.686422 0.041491936 XLOC_007888 0.852148 0.04152697 XLOC_l2_011145 0.704819 0.042378972 SLC24A4 0.757531 0.043335006 XLOC_013458 0.71734 0.043999913 TREML1 0.800135 0.047577606 TRIM49 0.796312 0.048328175 ANKDD1B 0.683738 0.049447534 DUSP21 0.604901 0.049510457 | Show TableDownLoad:
CSV
2.3 差异基因的功能富集分析
通过对差异基因进行GO分析探讨差异基因所涉及的生物学过程，包括基因的３个部分：分子功能（MF）、细胞组分（CC）、生物过程（BP）. 结果显示，可以识别的基因一共有48个，显著富集的GO条目一共有13条（P<0.05），其中生物过程7条（图3）. 前5条通路及具体信息见表3，主要包括细胞脂质代谢过程（cellular lipid metabolic process）、T细胞阴性选择（negative T cell selection）、跨膜运输（transmembrane transport）、跨膜转运的调控（regulation of transmembrane transport）、先天免疫反应（innate immune response）；分子功能2条,包括被动跨膜转运活性（passive transmembrane transporter activity）、基质特异性跨膜转运蛋白活性（substrate-specific transmembrane transporter activity）；细胞组分4条，包括膜的外部成分（extrinsic component of membrane）、等离子体膜（plasma membrane）、质膜部分（plasma membrane part）.GO 分析表明, 最显著激活的通路是细胞脂质代谢通路，他由上调基因 FADS6、PTPRQ、CD28、 PLA2G4E 和下调基因 SC5D、PDP2、MVD 组成.
图 3 DAVID分析中生物过程通路的GO条目与基因Figure 3. Chord plot depicting the relationship between genes and GO terms of biological process表 3 DAVID分析中前5个通路（BP）与基因Table 3. Top 5 GO terms （BP） of the genes with the DAVID analysisGO TermGO 条目 Count数量 Genes基因 Fold Enrichment富集倍数 P Value P值 GO:0044255cellular lipid metabolic process 7 PDP2, PLA2G4E, FADS6, PTPRQ, CD28, SC5D, MVD 3.85628326776209 0.0068 GO:0045087innate immune response 5 TREML1, ZAP70, CYBB, ACOD1, SLAMF7 3.042438312 0.0494 GO:0055085transmembrane transport 7 SLC24A4, CACNG8, KCNE4, AQP10, CYBB, ANK2, GABRG1 3.024137931 0.0204 GO:0006629lipid metabolic process 7 PDP2, PLA2G4E, FADS6, PTPRQ, CD28, SC5D, MVD 5.660947851 0.0210 GO:0034762regulation of transmembrane transport 4 CACNG8, KCNE4, CYBB, ANK2 3.43652037617554 0.0300 | Show TableDownLoad:
CSV
2.4 PCR验证
MEHP染毒后相关基因mRNA表达水平的变化如图4所示. 与阴性对照组相比，基因FADS6 在1 μmol·L−1 MEHP染毒样品内基因表达水平明显增加（P<0.05）；基因SC5D、PDP2在1 μmol·L−1 MEHP剂量组基因表达水平明显降低（P<0.05），MVD在10 μmol·L−1 MEHP剂量组基因表达水平明显降低（P<0.05）. 其中，基因SC5D、PDP2、MVD、FADS6的mRNA表达水平与芯片结果表达一致，基因PTPRQ、CD28、PLA2G4E结果不一致.
图 4 不同浓度MEHP染毒对 HepG2 细胞相关基因mRNA表达水平影响Figure 4. Effects of different concentrations of MEHP on mRNA expressions of relative genes in HepG2 cells本研究通过转录组数据分析探讨MEHP在HepG2细胞脂质代谢过程中发挥作用的基因，发现细胞脂质代谢通路上的基因FADS6、MVD、SC5D、PLA2G4E在代谢过程中起重要作用. 脂肪酸去饱和酶（FADS6）在多不饱和脂肪酸（PUFA）的合成途径中起关键作用，参与了PUFA合成过程中的限速步骤，并调节PUFA的代谢通量[15]. 据报道，FADS6的活性是调节生物体中多不饱和脂肪酸比例的主要因素,其活性改变会影响一些疾病，如炎症和肿瘤发生，2型糖尿病，心血管疾病，代谢紊乱和神经精神疾病[16]. Montell的研究发现，含不饱和脂肪酸的二脂酰甘油（DAG）比饱和脂肪酸的DAG对二酰基甘油酰基转移酶（DGAT）有更强的亲和力，即肝脏合成 TG 首先利用不饱和脂肪酸, 更容易导致甘油三酯积累，而饱和脂肪酸多以 DAG 的形式蓄积[17].
本实验富集分析与PCR的结果显示，FADS6的mRNA表达水平升高，促进了HepG2细胞中多不饱和脂肪酸合成，这可能是HepG2细胞中甘油三酯合成增多进而出现脂肪堆积的原因. 甲羟戊酸二磷酸脱羧酶（MVD）参与胆固醇生物合成过程中的早期步骤. 通过Jump实验中转录组数据的KEGG分析显示，MVD参与SREBP激活基因表达、SREBP调节胆固醇生物合成、脂类和脂蛋白代谢等胆固醇代谢相关的通路，MVD的变化可调控乙酰乙酰-辅酶A的变化，进而改变）胆固醇调节元件结合蛋白（SREBP）的表达水平[18]，已有研究证明SREBP的上调导致肝细胞内胆固醇合成增加 [19] . 甾醇-C5-去饱和酶（SC5D）是一种胆固醇生物合成酶，它催化乳甾醇（lathosterol）转化为7-脱氢胆固醇（7-dehydrocholesterol），参与胆固醇合成中的酶促反应通路[20]. 有文献报道SC5D基因缺陷会引起乳甾醇症（Lathosterolosis），一种罕见的常染色体隐性胆固醇生物合成障碍疾病[21]. SC5D基因在HepG2细胞中表达水平的改变导致细胞内胆固醇合成发生紊乱. 磷脂酶A2（PLA2）是一种参与脂蛋白代谢和炎症途径的酶，所产生的脂质介质对细胞代谢起重要调控作用. 有文献报道NAFLD病人血浆中PLA2水平和肝脏的脂肪变性程度呈显著正相关,这说明PLA2可能参与肝细胞代谢过程中[22]. 有研究证实PLA2过表达的肝脏甘油三酯（TG）含量显著增加，同时增加趋势与PLA2的表达趋势相一致[23]. PLA2G4E作为PLA2的一种，对肝脏细胞的代谢也有调控作用. 本研究中发现，芯片结果中PLA2G4E表达水平升高，提示PLA2G4E是MEHP诱导甘油三脂含量增加，扰乱肝细胞脂质代谢的原因之一.
2.5 关键差异基因的在肝癌中的表达
利用在线分析工具GEPIA分析以上基因在肝细胞癌组织的表达水平，如图5所示. 这7个基因在肝细胞癌组织中的表达变化对比正常组织没有显著性. 但是以上基因在HepG2肝癌细胞脂质代谢过程中的表达水平均具有明显改变，导致肝癌细胞脂质代谢紊乱、脂肪堆积.
图 5 关键基因在肝癌中的表达水平Figure 5. Relative expression comparison of key genes in liver cancer samples in GEPIA database非酒精性脂肪性肝病（nonalcoholic fatty liver disease，NAFLD）是一种可逆性的疾病，但随着研究的不断深入， NAFLD的发病范围由单纯脂肪肝、脂肪肝、肝硬化发展到原发性肝细胞癌[24]. 多项研究证明NAFLD可逐渐发展为非酒精性脂肪性肝炎（Nonalcoholic steatohepatitis，NASH），从而导致肝硬化[25]，而肝硬化是除HBV、HCV引起原发性肝癌的另一主要原因. 因此假如高龄、胰岛素抵抗、肥胖等危险因素持续存在，NAFLD最终可引起肝癌. 同时Iris [26]的动物实验和Ertle[27] 的研究证实，NAFLD可不经肝硬化阶段发展为原发性肝癌. 由此可知，虽然以上基因在肝癌组织中的表达没有明显变化，但是对肝癌的前身——NAFLD发生发展具有重要作用.
3. 结论（Conclusion）
本研究以HepG2细胞为研究对象，结合油红O染色以及基因芯片等技术，发现MEHP暴露影响了细胞脂质代谢等信号通路，改变了关键因子FADS6、MVD、SC5D、PLA2G4E的表达水平，导致肝脏细胞中甘油三酯与胆固醇的合成增加，肝脏细胞出现脂肪蓄积. 综上所述，MEHP暴露可以通过改变细胞代谢相关基因引起肝脏细胞内脂质代谢紊乱.
-
图 1 不同重金属对TBBPA在乌栅土和红壤中60d矿化作用的影响（图中不同小写字母代表显著性分析结果）
Figure 1. Effects of different heavy metals on mineralization of TBBPA in Wushan soil and red soil during 60 days incubation （different lowercase letters represents the results of significance analysis）
图 2 不同浓度镉对TBBPA在乌栅土中矿化的影响
Figure 2. Effect of Cd-contamination on mineralization of TBBPA in Wushan soil
图 3 不同重金属对土壤中总可提取态14C-TBBPA的影响（图中不同小写字母代表显著性分析结果）
Figure 3. Effects of different heavy metals pollution on total extractable 14C-TBBPA in soil （different lowercase letters represents the results of significance analysis）
图 4 不同重金属对土壤中水可提取态14C-TBBPA的影响（图中不同小写字母代表显著性分析结果）
Figure 4. Effects of different heavy metals pollution on water extractable 14C-TBBPA in soil （different lowercase letters represents the results of significance analysis）
图 5 Cd（Ⅱ）对乌栅土中TBBPA降解转化的影响
Figure 5. Effects of Cd（Ⅱ） on transformation of TBBPA in Wushan soil
图 6 不同重金属对土壤中14C-TBBPA不可提取态残留的影响（图中不同小写字母代表显著性分析结果）
Figure 6. Effects of different heavy metals on non-extractable residues formation of 14C-TBBPA in soil （different lowercase letters represents the results of significance analysis）
表 1 土壤基本理化性质
Table 1. Physical and chemical properties of soil
种类Soil pH 最大持水量/ %Water holding capacity （dry soil weight） CEC / （cmol·kg−1） 全氮/ %Total nitrogen 有机质碳/ %Organic carbon 红壤 5.3 49.08 9.4 0.112 0.397 乌栅土 7.34 72.86 20.3 0.234 2.37
下载: 导出CSV
表 2 土壤重金属浓度及相应污染风险标准（mg·kg−1）
Table 2. Soil heavy metal concentrations and corresponding pollution risk criteria
重金属类型Heavy metal 红壤Red soil 乌栅土Wushan soil 农业地风险值aStandard for agricultural land 居住地风险值bStandard for residential land 工业地风险值bStandard for industrial land Cu 43.9 29.9 100 2000 18000 Zn 90.7 100 200 3500c 10000c Cd 0.046 0.183 0.3 20 65 备注：a 参考《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618—2018）农用地筛选值. According to the risk value of agricultural land in " Soil environmental quality Risk control standard for soil contamination of agricultural land. （Trial）" （GB15618-2018）. b 参考《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB36600—2018）中的居住一类用地风险筛选值和二类工业用地风险筛选值. According to the risk value of residential land and industrial land in “Soil environmental quality Risk control standard for soil contamination of development land. （Trial）” （GB36600-2018）. c 参考《北京市场地土壤环境风险评价筛选值》（DB11/T 811—2011）中的居住地风险筛选值. According to the risk value of residential land in “Screening Levels for Soil Environmental Risk Assessment of Sites” （DB11/T 811 -- 2011）.
下载: 导出CSV
-
[1] WANG J X, LIU L L, WANG J F, et al. Distribution of metals and brominated flame retardants (BFRs) in sediments, soils and plants from an informal e-waste dismantling site, South China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(2): 1020-1033. doi: 10.1007/s11356-014-3399-1 [2] WU Y Y, LI Y Y, KANG D, et al. Tetrabromobisphenol A and heavy metal exposure via dust ingestion in an e-waste recycling region in Southeast China [J]. Science of the Total Environment, 2016, 541: 356-364. doi: 10.1016/j.scitotenv.2015.09.038 [3] LAW R J, ALLCHIN C R, de BOER J, et al. Levels and trends of brominated flame retardants in the European environment [J]. Chemosphere, 2006, 64(2): 187-208. doi: 10.1016/j.chemosphere.2005.12.007 [4] 夏炎, 韩伟立, 马安德. 广东省农耕土壤中四溴双酚A与六溴环十二烷的含量调查及其蓄积水平估算 [J]. 环境化学, 2017, 36(6): 1328-1334. XIA Y, HAN W L, MA A D. Contents, distribution and composition of tetrabromobisphenol A and hexabromocyclododecane in agricultural soils of Guangdong [J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(6): 1328-1334(in Chinese).
[5] 吴玉丽, 肖羽堂, 王冠平, 等. 多溴联苯醚、六溴环十二烷和四溴双酚A在环境中污染现状的研究进展 [J]. 环境化学, 2021, 40(2): 384-403. WU Y L, XIAO Y T, WANG G P, et al. Research progress on status of environmental pollutions of polybrominated diphenyl ethers, hexabromocyclodocane, and tetrabromobisphenol A: A review [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(2): 384-403(in Chinese).
[6] 蔡蕊, 王文姬, 许航, 等. 四溴双酚A在土壤中的降解转化及残留研究进展 [J]. 环境化学, 2021, 40(1): 102-110. CAI R, WANG W J, XU H, et al. Degradation, transformation, and residue formation of tetrabromobisphenol A ( TBBPA) in soil: A review [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(1): 102-110(in Chinese).
[7] VOORDECKERS J W, FENNELL D E, JONES K, et al. Anaerobic biotransformation of tetrabromobisphenol A, tetrachlorobisphenol A, and bisphenol A in estuarine sediments [J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(4): 696-701. [8] HU F, PAN L, XIU M, JIN Q, et al. Bioaccumulation and detoxification responses in the scallop Chlamys farreri exposed to tetrabromobisphenol A (TBBPA) [J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2015, 39(3): 997-1007. doi: 10.1016/j.etap.2015.03.006 [9] LIU J, WANG Y F, JIANG B Q, et al. Degradation, metabolism, and bound-residue formation and release of Tetrabromobisphenol A in soil during sequential anoxic-oxic incubation [J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(15): 8348-8354. [10] 杨书娴, 胡星. 新型好氧W1-2菌株降解四溴双酚A的性能 [J]. 上海大学学报(自然科学版), 2022, 28(1): 57-66. YANG S X, HU X. Degradation characteristics of biodegradation of tetrabromobisphenol A by the novel arerobic strain W1-2 [J]. Journal of Shanghai University (Natural Science Edition), 2022, 28(1): 57-66(in Chinese).
[11] LI F J, WANG J J, NASTOLD P, et al. Fate and metabolism of tetrabromobisphenol A in soil slurries without and with the amendment with the alkylphenol degrading bacterium Sphingomonas sp. strain TTNP3 [J]. Environmental Pollution (Barking, Essex:1987), 2014, 193: 181-188. doi: 10.1016/j.envpol.2014.06.030 [12] GU J Q, CHEN X, WANG Y F, et al. Bioaccumulation, physiological distribution, and biotransformation of tetrabromobisphenol a (TBBPA) in the geophagous earthworm Metaphire guillelmi - hint for detoxification strategy [J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 388: 122027. doi: 10.1016/j.jhazmat.2020.122027 [13] GU J Q, JING Y Y, MA Y N, et al. Effects of the earthworm Metaphire guillelmi on the mineralization, metabolism, and bound-residue formation of tetrabromobisphenol A (TBBPA) in soil [J]. The Science of the Total Environment, 2017, 595: 528-536. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.03.273 [14] SUN F F, KOLVENBACH B A, NASTOLD P, et al. Degradation and metabolism of tetrabromobisphenol A (TBBPA) in submerged soil and soil-plant systems. [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(24): 14291-14299. [15] SCHRÖEDER P, LYUBENOVA L, HUBER C. Do heavy metals and metalloids influence the detoxification of organic xenobiotics in plants? [J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2009, 16(7): 795-804. doi: 10.1007/s11356-009-0168-7 [16] TAN Y Y, GUO Y, GU X Y, et al. Effects of metal cations and fulvic acid on the adsorption of ciprofloxacin onto goethite [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(1): 609-617. doi: 10.1007/s11356-014-3351-4 [17] ZHAO Y P, TAN Y Y, GUO Y, et al. Interactions of tetracycline with Cd (II), Cu (II) and Pb (II) and their cosorption behavior in soils [J]. Environmental Pollution, 2013, 180: 206-213. doi: 10.1016/j.envpol.2013.05.043 [18] LU M, ZHANG Z Z, WANG J X, et al. Interaction of heavy metals and Pyrene on their fates in soil and tall fescue (Festuca arundinacea) [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(2): 1158-1165. [19] LUO L, ZHANG S Z, CHRISTIE P. New insights into the influence of heavy metals on phenanthrene sorption in soils [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(20): 7846-7851. [20] ZHANG W H, ZHENG J, ZHENG P, et al. The roles of humic substances in the interactions of phenanthrene and heavy metals on the bentonite surface [J]. Journal of Soils and Sediments, 2015, 15(7): 1463-1472. doi: 10.1007/s11368-015-1112-8 [21] 孔颖, 左翔之, 易鹏, 等. 天然有机质的性质分析及其与土壤矿物和外源污染物相互作用研究进展 [J]. 环境化学, 2021, 40(9): 2715-2726. KONG Y, ZUO X Z, YI P, et al. Research progress on analysis of the properties of natural organic matter and its interaction with soil minerals and exogenous pollutants [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(9): 2715-2726(in Chinese).
[22] ZHANG H, DANG Z, YI X Y, et al. Evaluation of dissipation mechanisms for pyrene by maize (Zea Mays L. ) in cadmium co-contaminated soil [J]. Global Nest Journal, 2009, 11(4): 487-496. [23] WANG Y H, LI M J, LIU Z W, et al. Interactions between Pyrene and heavy metals and their fates in a soil-maize (Zea mays L. ) system: Perspectives from the root physiological functions and rhizosphere microbial community [J]. Environmental Pollution, 2021, 287: 117616. doi: 10.1016/j.envpol.2021.117616 [24] 陆雅婕, 吴笛, 尹颖, 等. 重金属和溴代阻燃剂复合污染对小白菜的生物效应 [J]. 南京大学学报(自然科学), 2018, 54(1): 196-204. LU Y J, WU D, YIN Y, et al. Combined effect of heavy metals and bromine flame retardants for pakchoi [J]. Journal of Nanjing University (Natural Science), 2018, 54(1): 196-204(in Chinese).
[25] 陈欣瑶, 杨惠子, 陈楸健, 等. 重金属胁迫下不同区域土壤的生态功能稳定性与其微生物群落结构的相关性 [J]. 环境化学, 2017, 36(2): 356-364. CHEN X Y, YANG H Z, CHEN Q J, et al. Correlation between microbial community structure and soil ecosystem functional stability under heavy metal stress [J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(2): 356-364(in Chinese).
[26] YU X S, LIU Y, LOU J, et al. Determination of water- and methanol-extractable pentachlorophenol in soils using vortex-assisted liquid-liquid extraction and gas chromatography [J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2015, 43(9): 1389-1394. doi: 10.1016/S1872-2040(15)60861-1 [27] LI F J, JIANG B Q, NASTOLD P, et al. Enhanced transformation of tetrabromobisphenol A by nitrifiers in nitrifying activated sludge [J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(7): 4283-4292. [28] LI F J, WANG J J, JIANG B Q, et al. Fate of tetrabromobisphenol A (TBBPA) and formation of ester- and ether-linked bound residues in an oxic sandy soil [J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(21): 12758-12765. [29] 郭碧林, 陈效民, 景峰, 等. 外源Cd胁迫对红壤性水稻土微生物量碳氮及酶活性的影响 [J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(9): 1850-1855. GUO B L, CHEN X M, JING F, et al. Effects of exogenous cadmium on microbial biomass and enzyme activity in red paddy soil [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(9): 1850-1855(in Chinese).
[30] HE G H, WU J C, LIU Q, et al. Microbial and enzyme properties of acidic red soils under aluminum stress [J]. Fresenius Environmental Bulletin, 2012, 21(9): 2818-2825. [31] HAO S F, WANG P Y, GE F, et al. Enhanced Lead (Pb) immobilization in red soil by phosphate solubilizing fungi associated with tricalcium phosphate influencing microbial community composition and Pb translocation in Lactuca sativa L[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 424(Pt D): 127720. [32] GU Y, SUN X B, LIU Y D. Biosorption and biodegradation of bisphenol A in an activated sludge system [J]. Research on Chemical Intermediates, 2016, 42(5): 4289-4301. doi: 10.1007/s11164-015-2274-0 [33] WANG M Q, YIN H, PENG H, et al. Degradation of 2, 2', 4, 4'-tetrabromodiphenyl ether by Pycnoporus sanguineus in the presence of copper ions [J]. Journal of Environmental Sciences, 2019, 83: 133-143. doi: 10.1016/j.jes.2019.03.020 [34] TONG F, GU X Y, GU C, et al. Insights into tetrabromobisphenol A adsorption onto soils: Effects of soil components and environmental factors [J]. Science of The Total Environment, 2015, 536: 582-588. doi: 10.1016/j.scitotenv.2015.07.063 [35] LI J H, ZHOU B X, SHAO J H, et al. Influence of the presence of heavy metals and surface-active compounds on the sorption of bisphenol A to sediment [J]. Chemosphere, 2007, 68(7): 1298-1303. doi: 10.1016/j.chemosphere.2007.01.045 [36] CHEN X, GU X Y, ZHAO X P, et al. Species-dependent effects of earthworms on the fates and bioavailability of tetrabromobisphenol A and cadmium coexisted in soils [J]. The Science of the Total Environment, 2019, 658: 1416-1422. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.12.196 [37] MA Y N, ZHAO Y Y, WANG Y F, et al. Effects of Cu2+ and humic acids on degradation and fate of TBBPA in pure culture of Pseudomonas sp strain CDT [J]. Journal of Environmental Sciences, 2017, 62: 60-67. doi: 10.1016/j.jes.2017.07.012 [38] HUANG Z L, JIANG L F, LU W S, et al. Elsholtzia splendens promotes phenanthrene and polychlorinated biphenyl degradation under Cu stress through enrichment of microbial degraders [J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 438: 129492. doi: 10.1016/j.jhazmat.2022.129492 -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3270
- HTML全文浏览数: 3270
- PDF下载数: 73
- 施引文献: 0
