土壤外源金霉素對小白菜幼苗的毒性效應(yīng)與其賦存形態(tài)的相關(guān)性

安 婧,肖明月,2,紀(jì)占華,3,魏樹和,臺培東

(1.中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所 污染生態(tài)與環(huán)境工程重點(diǎn)實驗室,遼寧 沈陽 110016;2.遼寧石油化工大學(xué),遼寧 撫順 113001;3.中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049)

抗生素因具有促進(jìn)生長和防止動物疾病的雙重功效而被廣泛應(yīng)用于農(nóng)牧業(yè)生產(chǎn).據(jù)統(tǒng)計,目前世界上有50%以上的抗生素用于飼料加工和動物生產(chǎn)[1].在眾多抗生素中,金霉素是國內(nèi)外畜禽養(yǎng)殖場使用最為廣泛的一種四環(huán)素類抗生素.2004年金霉素的世界總產(chǎn)量高達(dá)5×104t,其中絕大部分為飼料級[2].作為飼料添加劑的金霉素等抗生素被動物食用后,并不能被動物完全吸收利用,其中70%以上的藥物會以母體形式通過糞便排出[3].這些含有抗生素的畜禽糞便常常作為有機(jī)肥料施入農(nóng)田,導(dǎo)致抗生素在土壤中殘留,進(jìn)而引發(fā)一系列的土壤環(huán)境污染問題,給人類健康和生態(tài)系統(tǒng)帶來潛在的風(fēng)險.

目前對土壤外源抗生素的植物毒性效應(yīng)主要是以其對植物生長發(fā)育的抑制作用來評價.以金霉素為例,Liu等研究表明金霉素對燕麥、水稻和黃瓜種子根伸長的半抑制質(zhì)量濃度分別為16、39、48 mg/L[4];研究發(fā)現(xiàn)1～30 mg/L金霉素脅迫下,油菜的株高和根長均受到不同程度的抑制[5].此外,生物有效性也可以表征污染物的潛在毒性[6].有機(jī)污染物生物有效性研究的關(guān)鍵在于污染物賦存形態(tài)的分析.有機(jī)污染物常以不同的形態(tài)存在于土壤環(huán)境中,如水溶態(tài)、吸附態(tài)和固定態(tài).污染物賦存形態(tài)不同,生物對它們的利用程度也不同,故其產(chǎn)生的毒性效應(yīng)也不同[7].可見,污染物在土壤中的賦存形態(tài),生物有效性與生態(tài)毒性效應(yīng)之間是密切相關(guān)的.

生物有效性的評價方法較多,其中化學(xué)評價法因其簡單、快速、費(fèi)用低等特點(diǎn)得到了廣泛應(yīng)用.化學(xué)法是根據(jù)不同形態(tài)污染物生物有效性的差異,用不同的化學(xué)試劑或者試劑組合將污染物分離測試.可見,浸提劑的選擇是化學(xué)法的技術(shù)關(guān)鍵.研究表明,乙醇、乙醇-水混合物及有機(jī)酸等溫和性浸提劑和選擇性浸提劑能夠更為完整、真實地模擬土壤環(huán)境中有機(jī)物的生物有效性[8].值得注意的是,化學(xué)法提取的特定形態(tài)并不等同于其生物有效性,它和生物有效性的相關(guān)性要通過統(tǒng)計分析來衡量.由于不同浸提劑的提取機(jī)制不同,對于不同的土壤環(huán)境提取效率也有一定的差異.因此,還要分析污染物的化學(xué)提取量與其對生物毒性效應(yīng)之間的相關(guān)程度,以綜合評價該污染物的潛在生態(tài)風(fēng)險.

基于此,本文首先研究了土壤外源金霉素對小白菜幼苗葉綠素、可溶性蛋白、丙二醛(MDA)及抗氧化酶等生理指標(biāo)的毒性效應(yīng);同時,選用CaCl2水溶液、Na2EDTA-Mcllvaine(以下簡稱Na2EDTA-M)緩沖溶液、甲醇等浸提劑對土壤中金霉素的各種可提取態(tài)進(jìn)行了測定和分析,并通過統(tǒng)計學(xué)分析方法,研究了金霉素對小白菜幼苗的毒性效應(yīng)與其賦存形態(tài)的相關(guān)性.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗用鹽酸金霉素為分析純(純度≥99%),購于南京奧多福尼生物科技有限公司,使用前不經(jīng)過任何純化,相關(guān)理化性質(zhì)如表1所示.實驗土壤為草甸棕壤,采自中國科學(xué)院沈陽生態(tài)實驗站.經(jīng)分析,其pH值6.76,有機(jī)質(zhì)2.22 g/kg,全N 1.05 g/kg,全P 0.62 g/kg,全K 23.25 g/kg.實驗所用小白菜品種為四季小白菜(BrassicarapaL.hinensis Group.),種子購于沈陽東亞種子公司.本實驗所用其他化學(xué)藥劑均為分析純級.

表1 金霉素的主要理化性質(zhì)Fig.1 Some physical and chemical properties of chlortetracycline

1.2 小白菜幼苗培養(yǎng)

稱取1.0 kg土壤于花盆中,加入不同質(zhì)量比的金霉素溶液,不斷攪拌使金霉素在土壤中分布均勻.然后將花盆置于通風(fēng)櫥中避光平衡24 h.小白菜種子用體積分?jǐn)?shù)為3.0% 的H2O2消毒后置于(25±1)℃的培養(yǎng)箱中發(fā)芽72 h,然后將幼苗移栽至加有金霉素的土壤中,培養(yǎng)條件為:每日光照12 h(光照度50 000 lx),恒溫(25±1)℃,定期澆水,使土壤中水的質(zhì)量分?jǐn)?shù)經(jīng)常保持在田間持水量的60%左右.培養(yǎng)7 d后取土壤進(jìn)行提取分析,并對小白菜幼苗進(jìn)行生理生化指標(biāo)分析.

1.3 小白菜幼苗生理生化指標(biāo)的測定[10-11]

可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用考馬斯亮藍(lán)G-250染色法測定,超氧化歧化酶(SOD)活性采用氮藍(lán)四唑光化學(xué)還原法測定,過氧化物酶(POD)活性采用愈創(chuàng)木酚比色法測定,過氧化氫酶(CAT)活性采用紫外分光光度法測定.

1.4 土壤中金霉素的提取與分析

將小白菜幼苗挑出后,把土壤混勻,四分法取樣.稱取一定質(zhì)量土壤(換算成干土質(zhì)量為2.0 g)于10 mL離心瓶中.先加入10 mL 0.01 mol/L CaCl2水溶液(pH 5.5)),漩渦儀勻質(zhì)30 s后,超聲和振蕩提取各15 min,提取結(jié)束后,離心(4 000 r/min)10 min,收集上清液,殘渣按上述方法反復(fù)提取2次,合并上清液,上清液通過用6 mL甲醇和6 mL Na2EDTA-M緩沖液(配制方法:稱取檸檬酸12.9 g,磷酸氫二鈉27.5 g,乙二胺四乙酸二鈉37.2 g,溶于水中并定容到1 L[12])活化的HLB小柱,6 mL超純水淋洗后干抽20 min,3 mL甲醇洗脫小柱,洗脫液用氮?dú)獯抵两?用甲醇/水(體積比為3∶2)溶液定容至1 mL,溶液過0.22 μm濾膜后收集于樣品瓶中冷藏待測.將Na2EDTA-M緩沖溶液(pH 4.0)與已經(jīng)被CaCl2水溶液浸提過的土壤樣品混合,重復(fù)上述處理過程.最后,用甲醇/Na2EDTA-M緩沖液混合液(pH 4.0)與兩次浸提后的土壤樣品混合,重復(fù)上述處理過程.

超高效液相色譜測定條件:采用waters2695-2696測定,利用UV檢測器.色譜條件為色譜柱:XTerraRP 185 μm,4.6.erraR;流動相:0.01 mol/L的草酸和乙腈混合溶液(體積比為75∶25);流速:1.0 mL/min;進(jìn)樣量:20 μL;柱溫:25 ℃;紫外檢測波長為268 nm.

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2007軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和繪圖,采用SPSS 11.5統(tǒng)計分析軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性及差異顯著性檢驗,毒性數(shù)據(jù)與金霉素提取量之間的關(guān)系采用單元線性回歸法建立回歸關(guān)系;在數(shù)據(jù)滿足正態(tài)性、齊次性和獨(dú)立性的基礎(chǔ)上,采用LSD方法進(jìn)行多重比較.用英文小寫字母表示各處理組間的相關(guān)性及差異顯著性(p<0.05).

2 結(jié)果與分析

2.1 小白菜幼苗對金霉素污染脅迫的響應(yīng)

不同質(zhì)量比金霉素暴露下,小白菜幼苗體內(nèi)主要生理生化指標(biāo)的變化如圖1所示.1～5 mg/kg金霉素對小白菜幼苗鮮重?zé)o顯著影響,金霉素質(zhì)量比的增加可以顯著誘導(dǎo)小白菜鮮重上升,50 mg/kg金霉素處理下,小白菜鮮重增加了12.25%.但是當(dāng)金霉素質(zhì)量比達(dá)到100 mg/kg時,小白菜鮮重降低了7.85%.1～100 mg/kg金霉素顯著抑制了小白菜幼苗中葉綠素質(zhì)量分?jǐn)?shù),抑制率范圍為17.12%～38.59%.1 mg/kg金霉素脅迫下,小白菜體內(nèi)可溶性蛋白與對照相比顯著增加,但是隨金霉素質(zhì)量比的增加,小白菜體內(nèi)的可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)則顯著降低,處理組間差異顯著.此外,金霉素脅迫使小白菜體內(nèi)MDA和主要的抗氧化酶也發(fā)生了不同程度的變化.小白菜體內(nèi)的MDA被金霉素顯著誘導(dǎo),而SOD、POD和CAT活性均呈下降趨勢,且處理組間差異顯著.

圖1 金霉素對小白菜幼苗生理生化指標(biāo)的影響Fig.1 Effects of chlortetracycline on the physiological indices of Chinese cabbage seedling注: 圖中小寫字母表示差異顯著(p<0.05)

有機(jī)污染物脅迫下植物的生長發(fā)育,例如植物的根莖、鮮重、葉綠素、可溶性蛋白等生理指標(biāo)對污染物的響應(yīng),是直觀、快捷的檢測污染物對植物毒性的重要指標(biāo).實驗表明金霉素低質(zhì)量比時對小白菜鮮重具有促進(jìn)作用,高質(zhì)量比時則呈現(xiàn)出抑制作用.Migliore等[13]研究也發(fā)現(xiàn)恩諾沙星對黃瓜、生菜、菜豆、蘿卜的生長有毒性效應(yīng),在低質(zhì)量比時促進(jìn)植物生長,而在高質(zhì)量比時抑制植物生長.葉綠素是光合作用的主要色素,影響著光合速率的強(qiáng)弱,是衡量葉片衰老的重要標(biāo)志,其質(zhì)量分?jǐn)?shù)的多少對植物的光合作用有重要影響.在受到外界環(huán)境脅迫時,植物體內(nèi)光合色素的合成會受到抑制[14].有研究表明,在污染物脅迫下,由于捕光化合物L(fēng)HC蛋白合成的轉(zhuǎn)錄過程會受到抑制,而且初期形成的葉綠素單體也被光氧化分解,導(dǎo)致光截獲LHC的形成受到影響,從而影響葉綠素的合成[15].本研究的實驗結(jié)果也發(fā)現(xiàn),金霉素脅迫下,小白菜幼苗葉片中葉綠素質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著降低.與葉綠素相似,植物體內(nèi)可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化也是外界脅迫下植物生長發(fā)育受到影響的直接指標(biāo)[16].當(dāng)植物適應(yīng)其生長環(huán)境進(jìn)而進(jìn)入旺盛生長期時,其體內(nèi)各種代謝活動旺盛,可溶性蛋白的合成能力也有所增強(qiáng).但是當(dāng)植物受到有機(jī)污染物、重金屬或寒旱天氣等脅迫下,其體內(nèi)合成的蛋白量會下降[17].本研究也得到了相似的結(jié)果,當(dāng)金霉素質(zhì)量比大于10 mg/kg時,小白菜幼苗體內(nèi)的可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著降低.MDA是氧化損傷最終形成的脂質(zhì)過氧化產(chǎn)物,其質(zhì)量分?jǐn)?shù)可間接提示植物機(jī)體自由基水平[18].本實驗結(jié)果表明,小白菜幼苗體內(nèi)MDA質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨金霉素暴露質(zhì)量比的增加而上升,說明金霉素脅迫使小白菜體內(nèi)產(chǎn)生了過量的具有強(qiáng)氧化性的自由基,從而導(dǎo)致小白菜幼苗體內(nèi)受到氧化損傷.植物體內(nèi)具有多種自我保護(hù)機(jī)制,這些機(jī)制可以去除或降低自由基對植物的損傷.植物體內(nèi)的抗氧化系統(tǒng)是眾多保護(hù)機(jī)制中對污染物脅迫最為敏感的系統(tǒng),其中SOD、POD和CAT是生物體抗氧化防御系統(tǒng)中典型的抗氧化酶.SOD是生物體內(nèi)重要的氧自由基消除劑,它能把O2-轉(zhuǎn)化成O2和H2O2,抑制高活性的OH等自由基形成,終止自由基連鎖反應(yīng),保護(hù)生物體免受氧化損傷,而POD和CAT是清除H2O2的重要酶類,它們可以協(xié)同作用將SOD歧化自由基的產(chǎn)物H2O2轉(zhuǎn)化為H2O和O2[19].本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn),金霉素脅迫下小白菜體內(nèi)的抗氧化酶活性隨著金霉素質(zhì)量比的增大顯著下降,說明植物體內(nèi)產(chǎn)生了過量自由基,從而使SOD、POD和CAT酶之間的平衡機(jī)制被破壞.

2.2 土壤中金霉素的形態(tài)及分布特征

有機(jī)污染物常以不同的形態(tài)存在于土壤環(huán)境中,如水溶態(tài)、吸附態(tài)和固定態(tài)等.污染物賦存形態(tài)不同,生物對它們的利用程度也不同,通常水溶態(tài)的生物有效性最高,其次是吸附態(tài),最低的是固定態(tài).不同化學(xué)浸提劑對金霉素的提取率如表2所示.CaCl2水溶液對各處理質(zhì)量比金霉素的提取率為0.26%～0.45%之間,Na2EDTA-M緩沖液對1～100 mg/kg金霉素的提取率為51.07%～65.47%,且隨著金霉素質(zhì)量比的增加,Na2EDTA-M緩沖液對金霉素的浸提率也有所上升.甲醇的加入可將金霉素的浸提率增加22.00%～25.20%.

不同化學(xué)浸提劑對金霉素提取率與其化學(xué)性質(zhì)有一定的關(guān)系.通常認(rèn)為CaCl2水溶液是一種較為溫和的提取劑,用以代表土壤中污染物的不穩(wěn)定部分[20],例如容易被水解和可交換利用的部分.由于金霉素在水溶液中的溶解度極低,因此,能夠被CaCl2水溶液浸提出來的金霉素質(zhì)量分?jǐn)?shù)也相對較少,也就是說以水溶態(tài)存在于土壤中的金霉素質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低.EDTA-2Na是一種良好的配合劑,具有廣泛的配位性能,因此Na2EDTA-M緩沖液作為一種溫和的提取劑常用于提取土壤中的各種污染物[21-22].有學(xué)者提出Na2EDTA-M緩沖溶液可將與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合的那部分污染物提取出來[23].此外,金霉素等四環(huán)素類抗生素能與金屬離子,尤其是2價和3價陽離子形成螯合物[24],由于Na2EDTA-M緩沖液是一種競爭性螯合劑,它能夠有效地降低抗生素與陽離子的螯合,使更多以吸附態(tài)(吸附或螯合)存在于土壤中的金霉素被提取出來.甲醇的加入有助于提高金霉素的提取率,依據(jù)“相似相溶”原則,含有相同官能團(tuán)的物質(zhì)互溶.金霉素在甲醇中的溶解度為17.4 g/L,大于其在水溶液中的溶解度,使更多與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合的金霉素被釋放.本研究表明甲醇將Na2EDTA-M緩沖液對金霉素的提取率提高22.00%～25.20%.

表2 不同化學(xué)浸提劑質(zhì)量比對金霉素的提取率Table 2 Extraction ratio of CTC extracted by some extractants %

2.3 金霉素的毒性效應(yīng)與其賦存形態(tài)的相關(guān)性

表3列出了不同提取劑對土壤中金霉素的提取量與小白菜幼苗主要毒理學(xué)指標(biāo)之間的關(guān)系.結(jié)果表明,金霉素對小白菜幼苗鮮重和CAT酶活性產(chǎn)生的毒性效應(yīng)與本實驗選取的提取劑對其提取率之間沒有顯著相關(guān)性.CaCl2水溶液提取率(水溶態(tài))和Na2EDTA-M緩沖液提取率(吸附態(tài))、甲醇/Na2EDTA-M緩沖液提取率與小白菜幼苗中葉綠素、可溶性蛋白、MDA、SOD和POD等指標(biāo)具有顯著的相關(guān)性.但是甲醇加入Na2EDTA-M緩沖液后增加的那部分提取率則與這些生理指標(biāo)無顯著相關(guān)性(數(shù)據(jù)未列出).基于最大的相關(guān)系數(shù),金霉素對小白菜的毒理學(xué)指標(biāo)與可被甲醇/Na2EDTA-M緩沖液浸提的金霉素的相關(guān)性最好,尤其是可溶性蛋白質(zhì)量分?jǐn)?shù)、SOD和POD酶活性與不同提取劑對土壤中金霉素的提取量之間具有較大的相關(guān)性,這表明該化學(xué)法可以較好的表征金霉素的毒性效應(yīng).盡管毒性指標(biāo)并不能確定土壤中外源金霉素在植物體內(nèi)的積累量,但通過將污染物的毒性指標(biāo)與化學(xué)法測定的其生物有效性建立某種特定的聯(lián)系,以更好的預(yù)測污染物的生物有效性是一個較為有用的方法.目前,已經(jīng)有學(xué)者利用該方法評估和預(yù)測重金屬的生物有效性.Smith等通過測定后代出生率和不同化學(xué)提取劑的提取量,發(fā)現(xiàn)CaCl2提取法和蚯蚓內(nèi)臟模擬實驗都能較好的預(yù)測重金屬對蚯蚓的有效性,且兩者之間具有一定的內(nèi)在聯(lián)系[25];Frassinetti等采用硅藻內(nèi)的植物螯合素作為生物標(biāo)記物來揭示重金屬的生物有效性,發(fā)現(xiàn)硅藻細(xì)胞內(nèi)植物螯合素的質(zhì)量比與洗脫液中鎘的總?cè)芙赓|(zhì)量比之間存在顯著的正相關(guān)性[26].

表3 小白菜幼苗毒理學(xué)指標(biāo)與不同浸提劑對金霉素提取量之間的相關(guān)性Table 3 Correlation between the physiological indexes of Chinese cabbage seedling and the extraction capacity of CTC by some extractants

注: 表格里的數(shù)值是相關(guān)系數(shù)R2值,p<0.05.

3 結(jié) 論

(1) 實驗質(zhì)量比金霉素對小白菜幼苗鮮重、葉綠素、可溶性蛋白、MDA和抗氧化酶活性等指標(biāo)具有一定的毒性效應(yīng).

(2) 不同化學(xué)提取劑對土壤中金霉素的提取效率不同,50%以上的金霉素可以被Na2EDTA-Mcllvaine緩沖液浸提,甲醇可以將Na2EDTA-Mcllvaine緩沖液對金霉素的浸提效率提高22.00%～25.20%.

(3) 小白菜體內(nèi)可溶性蛋白、SOD、POD、MDA等生理指標(biāo)與可提取態(tài)的金霉素的相關(guān)系數(shù)最高,可作為有效評估金霉素生物有效性的生物指示物.

參考文獻(xiàn):

[1] Sarmah A K,Meyer M T,Boxall A B.A Global Perspective on the Use,Sales,Exposure Pathways,Occurrence,Fate and Effects of Veterinary Antibiotics in the Environment[J].Chemosphere,2006,65(5):725-759.

[2] Simon N S.Loosely Bound Oxytetracy Cline in Riverine Sediments from Two Tributaries of the Chesapeake Bay[J].Environmental Science &Technology,2005,39(9):3480-3487.

[4] Liu F,Ying G G,Tao R,et al.Effects of Six Selected Antibiotics on Plant Growth and Soil Microbial and Enzymatic Activities[J].Environmental Pollution,2009,157:1636-1642.

[5] 魏瑞成,邵明誠,陳明,等.金霉素和4-差向金霉素對油菜生長的影響及其在幼苗體內(nèi)的積累[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2012,31(7):1289-1295.

(Wei Ruicheng,Shao Mingcheng,Chen Ming,et al.Effects of Chlortetracycline and 4-epi-chlortetracycline on the Growth of Rape and its Accumulation in Seedling[J].Journal of Agro-Environment Science,2012,31(7):1289-1295.)

[6] Scientific Principles of Soil Hazard Assessment of Substances,Technical Report No.84[R].European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals (ECETOC),Brussels,Belgium,2002:24-26.

[7] 單孝全,王子健,張淑貞,等.形態(tài)分析、生物可給性與生態(tài)毒理研究[J].中國科學(xué)院院刊,2002,1: 37-40.

(Shan Xiaoquan,Wang Zijiang,Zhang Shuzhen,et al.Study on Speciation Analysis,Bioavailability and Ecotoxicology[J].Bulletin of Chinese Academy of Sciences,2002,1:37-40.)

[8] Kelsey J W,Kottler B D,Alexander M.Selective Chemical Extract to Predict Bioavailability of Soil-Aged Organicals[J].Environmental Science &Technology,1997,31:214-217.

[9] 國家藥典委員會.中華人民共和國藥典[M].2版.北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2005:539.

(Chinese Pharmacopoeia Commission.Pharmacopoeia of China[M].2nd Edtion.Beijing: Chemical Industry Press,2005:539.)

[10] 徐鏡波,袁曉凡,郎佩珍.過氧化氫酶活性及活性抑制的紫外分光光度測定[J].環(huán)境化學(xué),1997,16(1):73-76.

(Xu Jingbo,Yuan Xiaofan,Lang Peizhen.The Determination of Enzymic Activity and its Inhibition on Catalase by Ultraviolet Spectrophotometry[J].Environmental Chemistry,1997,16(1):73-76.)

[11] 郝建軍,劉延吉.植物生理學(xué)實驗技術(shù)[M].沈陽:遼寧科學(xué)技術(shù)出版社,2001.

(Hao Jianjun,Liu Yanji.Experimental Technology of Plant Physiology[M].Shenyang: Liaoning Science and Technology Press,2001.)

[12] 邰義萍,莫測輝,李彥文,等.固相萃取-高效液相色譜-熒光檢測土壤中喹諾酮類抗生素[J].分析化學(xué),2009,12:1733-1737.

(Tai Yiping,Mo Cehui,Li Yanwen,et al.Determination of Quinolones in Soils Using Solid Phase Extraction and High Performance Liquid Chromatography-Fluorimetric Detection[J].Chinese Journal of Analytical Chemistry,2009,12:1733-1737.)

[13] Migliore L,Cozzolino S,Fiori M.Phytotoxicity to and Uptake of Enrofloxacin in Crop Plants[J].Chemosphere,2003,52(7):1233-1244.

[14] 朱毅,范希峰,侯新村,等.柳枝稷苗期對鉀營養(yǎng)脅迫耐受性的綜合評價[J].農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報,2014,31(2):140-145.

(Zhu Yi,Fan Xifeng,Hou Xincun,et al.Comprehensive Evaluation of Potassium-Deficiency Stress of Switchgrass at Seedling Stage[J].Journal of Agricultural Resources and Environment,2014,31(2):140-145.)

[15] Horvàth G,Droppa M,Oravecz.Formation of the Photosynthetic Apparatus during Greening of Cadmium Poisoned Barley Leaves[J].Planta,1996,199(2):238-243

[16] 周啟星,羅義,王美娥.抗生素的環(huán)境殘留、生態(tài)毒性及抗性基因污染[J].生態(tài)毒理學(xué)報,2007,2(3):243-251.

(Zhou Qixing,Luo Yi,Wang Mei’e.Environmental Residues and Ecotoxicity of Antibiotics and their Resistance Gene Pollution: A Review[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2007,2(3):243-251.)

[17] Wu X Y,von Tiedemann A.Impact of Fungicides on Active Oxygen Species and Antioxidant Enzymes in Spring Barley (Hordeum vulgare L.) Exposed to Ozone[J].Environmental Pollution,2002,116:37-47.

[18] Porter N A.Chemistry of Lipid Peroxidation[J].Methods in Enzymology,1984,105:273-282.

[19] An J,Zhou Q X,Sun Y B,et al.Ecotoxicological Effects of Typical Personal Care Products on Seed Germination and Seedling Development of Wheat (Triticumaestivum L.)[J].Chemosphere,2009,76(10):1428-1434.

[20] Smith B A,Greenberg B,Stephenson G L.Comparison of Biological and Chemical Measures of Metal Bioavailability in Field Soils: Test of a Novel Simulated Earthworm Gut Extraction[J].Chemosphere,2010,81(6):755-66.

[21] 余強(qiáng),鮑艷宇,李艷梅,等.三種土壤中土霉素浸提方法的比較研究[J].中國環(huán)境科學(xué),2011,31(6):951-957.

(Yu Qiang,Bao Yanyu,Li Yanmei,et al.Compare of Different Oxytetracycline Extraction Methods in the Three Soils[J].China Environmental Science,2011,31(6):951-957.)

[22] Hu X,Zhou Q,Luo Y.Occurrence and Source Analysis of Typical Veterinary Antibiotics in Manure,Soil,Vegetables and Groundwater from Organic Vegetable Bases,Northern China[J].Environmental Pollution,2010,158:2992-2998.

[23] Bossi R,Seiden P,Andersen SM,et al.Analysis of Metsulfuron-Methyl in Soil by Liquid Chromatography/Tandem Mass Spectrometry.Application to a Field Dissipation Study[J].Journal of Agricultural and Food Chemistry,1999,47(10):4462-4468.

[24] 單英杰,章明奎.不同來源畜禽的養(yǎng)分和污染物組成[J].中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報,2012,20(1):80-86.

(Shan Yingjie,Zhang Mingkui.Contents of Nutrient Elements and Pollutants in Different Sources of Animal Manures[J].Chinese Journal of Eco-Agriculture,2012,20(1):80-86.)

[25] Smith B A,Greenberg B,Stephenson G L.Bioavailability of Copper and Zinc in Mining Soils[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2012,62(1):1-12.

[26] Frassinetti S,Pitzalis E,Mascherpa M C,et al.A Multidisciplinary Approach for Assessing the Toxicity of Marine Sediments: Analysis of Metal Content and Elutriate Bioassays Using Metal Bioavailability and Genotoxicity Biomarkers[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2012,62(1):13-21.