過敏癥狀兒童室內(nèi)PM2.5對小鼠巨噬細(xì)胞的氧化損傷及VE的抗氧化保護(hù)作用研究

陳業(yè)文，胡元灝，程龍，劉俏，晏彪，吳喆

湖北科技學(xué)院基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)研究中心，咸寧 437100

可吸入細(xì)顆粒物(PM2.5，空氣動力學(xué)直徑≤2.5 μm)對人體的不利影響主要取決于粒徑、成分和濃度，并隨季節(jié)變化[1]，其濃度的升高與過敏性疾病的發(fā)病率有著密切的關(guān)系[2-3]。Zhang等[4]對我國4個城市(廣州、武漢、蘭州、重慶)8 000余名小學(xué)生的調(diào)查表明，PM2.5濃度每升高39 μg·m-3，兒童哮喘的發(fā)病率就會增加1.22%；Chen等[5]應(yīng)用多重Logistic回歸模型分析了我國6個城市(上海、南京、重慶、長沙、烏魯木齊、太原)30 759名學(xué)齡前兒童的過敏癥狀個體水平，其結(jié)果發(fā)現(xiàn)，PM2.5年平均濃度每升高10 μg·m-3，過敏性鼻炎(OR=1.2，95%可信區(qū)間為1.11～1.29)、哮喘(OR=1.1，95%可信區(qū)間1.03～1.18)的患病率呈正相關(guān)。大量研究表明，PM2.5暴露對兒童過敏性疾病具有重要影響[2-5]，然而PM2.5與過敏性疾病的關(guān)聯(lián)尚未完全闡明。

已有研究表明，PM2.5能使巨噬細(xì)胞功能失調(diào)，并最終誘發(fā)哮喘和其他過敏性疾病[6]。PM2.5主要通過呼吸道進(jìn)入體內(nèi)，那些粒徑小于0.1 μm的PM2.5還能直接穿透肺泡進(jìn)入血液循環(huán)系統(tǒng)。巨噬細(xì)胞是該系統(tǒng)中重要的一類靶細(xì)胞，有研究指出，PM2.5暴露會使肺泡巨噬細(xì)胞出現(xiàn)DNA損傷[7]，誘導(dǎo)肺巨噬細(xì)胞發(fā)生炎癥反應(yīng)[8]；但由于PM2.5的成分復(fù)雜，含多種有害物質(zhì)，加之其暴露毒性可能受多種因素影響，因而其致病機(jī)理目前尚無定論[9]。當(dāng)前，提出的PM2.5的毒性機(jī)制較多[10]，主要包括氧化應(yīng)激，炎癥反應(yīng)以及先天和后天免疫反應(yīng)，其中氧化應(yīng)激可能是公認(rèn)的機(jī)制之一，其他機(jī)制均與氧化應(yīng)激相關(guān)[11]。PM2.5由于不規(guī)則以及多棱角，首先進(jìn)入體內(nèi)后，會對呼吸道上皮細(xì)胞、肺泡細(xì)胞、血管內(nèi)皮細(xì)胞均有直接的機(jī)械損傷[12]，在此過程中，PM2.5與細(xì)胞作用會誘導(dǎo)機(jī)體釋放活性氧(ROS)，而ROS的過量產(chǎn)生與呼吸、循環(huán)系統(tǒng)的損傷密切相關(guān)[13]。

黃虹等[14]利用人體肺部PM濃度模型定量評估了廣州市夏、冬季抽樣人群PM2.5的日均暴露量發(fā)現(xiàn)，冬季的暴露量大于夏季，未成年人接觸PM2.5的量要比老年人、成年人高。一些研究也指出，未成年人在室內(nèi)所處的時間較室外長[15]，而且室內(nèi)PM2.5的濃度有可能高于室外[16]，因而，室內(nèi)PM2.5對未成年人尤其是那些患有過敏癥狀兒童的影響值得關(guān)注。本研究從武漢市洪山區(qū)的5戶患有過敏癥狀兒童的室內(nèi)采集PM2.5，通過檢測不同劑量PM2.5暴露下小鼠腹腔巨噬細(xì)胞的氧化應(yīng)激水平(ROS、GSH、8-OH-dG)，炎癥因子水平(TNF-ɑ、IL-8β)，并同時聯(lián)合VE進(jìn)行阻斷，以探究其對小鼠巨噬細(xì)胞的氧化損傷作用以及VE在此過程中的抗氧化保護(hù)作用。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

1.1.1 主要儀器與試劑

儀器：AirChek XR5000 PM2.5環(huán)境采樣器(美國SKC)，QMA 石英膜(美國Whatman)，Centrivap?真空離心濃縮儀(美國Labconco)，Power wave XS 酶標(biāo)儀(美國Bio-Tek)，F(xiàn)LX800熒光酶標(biāo)儀(美國Bio-Tek)，SW-CJ-2D超凈工作臺(中國蘇州凈化)，TE2000-S倒置顯微鏡(日本Nikon)。

試劑：RPMI 1640 培養(yǎng)基，胎牛血清(Gibco)，二氯二氫熒光素-乙酰乙酸酯(DCFH-DA，>99.9%，美國Sigma)，硫代巴比妥酸(TBA，分析純)，還原型谷胱甘肽試劑盒(南京建成生物工程研究所)，小鼠8-OH-dG、TNF-α 和IL-8β酶聯(lián)免疫試劑盒(美國eBioscience)，其他化學(xué)試劑均為國產(chǎn)分析純。

1.1.2 實(shí)驗(yàn)動物

選用湖北省疾病預(yù)防控制中心實(shí)驗(yàn)動物中心提供的SPF級雌性昆明小鼠(6周齡，合格證號：42000600003915)，標(biāo)準(zhǔn)環(huán)境(12 h:12 h光照-黑暗循環(huán)，50%～70% 濕度，溫度為20～25 ℃)飼養(yǎng)1周后取材實(shí)驗(yàn)。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 PM2.5的采集

本研究先對100余戶家庭中10～12歲的兒童進(jìn)行問卷調(diào)查，滿足以下條件：兒童居住時間> 3年，且兒童患有1種或1種以上的過敏性癥狀(如過敏性鼻炎、哮喘)，篩選出5戶家庭作為PM2.5采樣點(diǎn)。用AirChek XR5000 PM2.5采樣器采集，所設(shè)置的吸氣流量為1.5 L·min-1，2016年10月至12月期間每日白天無間斷采樣8 h，采樣當(dāng)時監(jiān)測的室內(nèi)PM2.5濃度為200～500 μg·m-3，相對濕度范圍為55%～70%，室內(nèi)溫度變化范圍為17～22 ℃。采集樣品在QMA 石英膜(直徑46.2 mm)上。

1.2.2 PM2.5懸液制備

QMA石英膜經(jīng)干燥處理后，將濾膜剪成1～2 cm2的小塊，用三蒸水超聲振蕩20 min，去除濾膜。濾液混勻，再經(jīng)真空離心濃縮儀處理，稱重后，用PBS配成所需濃度，混勻并滅菌，4 ℃保存。實(shí)驗(yàn)時超聲震蕩15 min混勻使用。

1.2.3 巨噬細(xì)胞的分離和培養(yǎng)

雌性SPF級KM小鼠實(shí)驗(yàn)前3 d，腹腔注射1 mL 6%可溶性淀粉(可刺激小鼠腹腔產(chǎn)生更多的巨噬細(xì)胞)后，按李海濤等[17]的操作步驟獲得巨噬細(xì)胞，經(jīng)HE染色鑒定為巨噬細(xì)胞，同時用0.4%臺盼藍(lán)(Trypan blue，實(shí)驗(yàn)室常用活體染色劑)染色巨噬細(xì)胞5 min，分別3次計數(shù)視野內(nèi)100個細(xì)胞中出現(xiàn)藍(lán)色細(xì)胞的比例，取平均值，巨噬細(xì)胞的存活率=1-(4+5+5)/(100×3)=95.3 %。經(jīng)鑒定后分離出的細(xì)胞先鋪板于6孔板2 h后，洗去未貼壁細(xì)胞，待細(xì)胞計數(shù)后調(diào)整細(xì)胞密度為l×l09個·L-1，移入96孔板中，每孔180 μL，混勻后置于培養(yǎng)箱中待染毒。

1.2.4 PM2.5暴露濃度的選擇與分組

PM2.5與巨噬細(xì)胞共培養(yǎng)24 h。PM2.5濃度參考先前的研究[18]選擇為0(對照)，10 μg·mL-1(低劑量)，200 μg·mL-1(高劑量)；50 mg·mL-1的VE作為非酶抗氧化劑。實(shí)驗(yàn)分組如下：(A) 對照組(control, saline)，(B)患過敏癥狀兒童的室內(nèi)(indoor allergic)10 μg·mL-1PM2.5，(C) 患過敏癥狀兒童的室內(nèi)(indoor allergic)200 μg·mL-1PM2.5；(D) VE(50 mg·mL-1)；(E)VE(50 mg·mL-1)+患過敏癥狀兒童的室內(nèi)(indoor allergic)200 μg·mL-1PM2.5。

1.2.5 指標(biāo)測定

(1)ROS測定：2’,7’-二氯熒光素二乙酸(DCF)被廣泛用于檢測活性氧的生成，用以評估整個氧化應(yīng)激的潛在毒性[19]。DCFH-DA能穿透細(xì)胞膜并被細(xì)胞內(nèi)的水解酯酶分解產(chǎn)生非熒光的DCFH。ROS含量通過監(jiān)測這種熒光變化來衡量，具體方法參考文獻(xiàn)[20]。最終的反應(yīng)混合物置于黑暗環(huán)境下5 min，然后選擇激發(fā)波長485 nm和發(fā)射波長520 nm，用FLx800熒光酶標(biāo)儀檢測。

(2)GSH測定：谷胱甘肽可以在黑暗中與二硫代二硝基苯甲酸(DTNB)反應(yīng)形成黃色化合物，GSH試劑盒可用來檢測這種顏色變化。然后用酶標(biāo)儀檢測412 nm 波長下吸光值，根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)曲線，計算GSH含量(μmol·mL-1)= OD412/0.0023,R2=0.997。

(3)MDA測定：MDA可與TBA反應(yīng)形成穩(wěn)定的發(fā)色團(tuán)，實(shí)驗(yàn)方法簡言之，2 mL 0.6% TBA溶解液(10% TCA助溶)與0.5 mL細(xì)胞懸液混合，沸水浴15 min，會有粉紅色混合物沉淀生成。隨后快速冷卻，10 000 g離心5 min，收集的上清液，用酶標(biāo)儀檢測450、532、600 nm 波長下吸光值，MDA 含量(μmol·mL-1)=6.45×(OD532-OD600)-0.56×OD450。

(4)DNA損傷分析：暴露后的細(xì)胞上清液中所含的8-OH-dG含量使用ELISA試劑盒測定，試劑盒敏感度為0.5 ng·mL-1。

(5)TNF-α和IL-8β的檢測：本實(shí)驗(yàn)中巨噬細(xì)胞上清液中TNF-α 和IL-8β的含量通過ELISA試劑盒檢測，TNF-α、IL-8β試劑盒靈敏度都為8.0 pg·mL-1。

1.2.6 統(tǒng)計學(xué)分析

數(shù)據(jù)采用平均值(mean)±標(biāo)準(zhǔn)差(SEM)。組間的差異分析通過單向方差分析(ANOVA)結(jié)合t檢驗(yàn)(Tukey test)確定，P< 0.05、P< 0.01為差異顯著。統(tǒng)計圖表使用GraphPad Prism 5.0軟件繪圖。

2 結(jié)果(Results)

2.1 PM2.5影響小鼠腹腔巨噬細(xì)胞的形態(tài)

圖1顯示PM2.5暴露24 h后小鼠腹腔巨噬細(xì)胞的形態(tài)變化，對照組的巨噬細(xì)胞呈圓型或橢圓(圖1A)，有偽足狀突起，而PM2.5暴露組的巨噬細(xì)胞偽足狀突起消失或并不明顯(圖1B、1C)；且隨著PM2.5濃度的增大，核質(zhì)比明顯增大(圖1B、1C)。從圖1E可以看出，與200 μg·mL-1PM2.5組比較，VE (50 mg·mL-1) + 200 μg·mL-1PM2.5組雖有一定程度的皺縮，但巨噬細(xì)胞的數(shù)量明顯較多。

圖1 PM2.5暴露24 h后巨噬細(xì)胞的形態(tài)圖(Giemsa染色，×20)注：(A)對照組(control, saline)，(B)患過敏癥狀兒童的室內(nèi)(indoor allergic)10 μg·mL-1 PM2.5，(C)患過敏癥狀兒童的室內(nèi)(indoor allergic)200 μg·mL-1 PM2.5；(D)VE(50 mg·mL-1)；(E)VE(50 mg·mL-1)+患過敏癥狀兒童的室內(nèi)(indoor allergic)200 μg·mL-1 PM2.5。Fig. 1 Morphology of macrophages after exposure to PM2.5 for 24 h (stained with Giemsa, ×20 magnification)Note: (A) Control (saline); (B) allergic 10 μg·mL-1 PM2.5; (C) allergic 200 μg·mL-1 PM2.5; (D) VE (50 mg·mL-1); (E) VE (50 mg·mL-1) + allergic 200 μg·mL-1 PM2.5.

圖2 PM2.5對小鼠巨噬細(xì)胞ROS的影響 (n = 5)注：與對照組比較，**P < 0.01；與混合組(PM2.5+ VE)比較，# # P< 0.01。Fig. 2 ROS level of macrophages induced by different concentrations of PM2.5 after 24 h (n=5)Note: **P< 0.01, compared with control; # # P< 0.01, VE (50 mg·mL-1) + 200 μg·mL-1 PM2.5 group compared with 200 μg·mL-1 PM2.5 group.

圖3 PM2.5對小鼠巨噬細(xì)胞GSH的影響(n = 5)注：與對照組相比，**P< 0.01。Fig. 3 GSH level of macrophages induced by different concentrations of PM2.5 after 24 h (n=5)Note: ** P< 0.01, compared with control.

2.2 PM2.5誘導(dǎo)ROS生成和GSH衰減

ROS是氧化應(yīng)激最重要的生物標(biāo)志物，而GSH是氧化應(yīng)激過程中的清除劑，可以清除活性氧分子(如·OH等)，防止氧化，但自身也會隨之被消耗。細(xì)胞內(nèi)PM2.5誘導(dǎo)ROS生成的結(jié)果如圖2所示，ROS水平在PM2.5暴露24 h后增加非常顯著(P< 0.01)。與200 μg·mL-1PM2.5組比較，VE (50 mg·mL-1) + allergic 200 μg·mL-1PM2.5組ROS含量下降，差異有統(tǒng)計學(xué)意義(P< 0.01)。從圖3可以看出，與對照組比較，200 μg·mL-1PM2.5組GSH含量明顯降低，差異有統(tǒng)計學(xué)意義(P< 0.01)；與200 μg·mL-1PM2.5組比較，VE (50 mg·mL-1) + 200 μg·mL-1PM2.5組GSH含量升高。

2.3 PM2.5誘導(dǎo)脂質(zhì)過氧化

ROS過量誘導(dǎo)的另一個主要結(jié)果是會導(dǎo)致脂質(zhì)過氧化反應(yīng)，而脂質(zhì)過氧化會進(jìn)一步損傷細(xì)胞。MDA是脂質(zhì)過氧化的終產(chǎn)物，因而MDA濃度的變化可以指示脂質(zhì)過氧化的損傷程度。從圖4可以看出，10 μg·mL-1和200 μg·mL-1PM2.5組的MDA水平增加顯著(P< 0.01)。與200 μg·mL-1PM2.5組比較，VE (50 mg·mL-1) + 200 μg·mL-1PM2.5組MDA含量下降，差異有統(tǒng)計學(xué)意義(P< 0.01)。

2.4 PM2.5誘導(dǎo)DNA損傷

8-OH-dG作為DNA氧化損傷的敏感指標(biāo)，可用來反映PM2.5誘導(dǎo)DNA損傷的程度。如圖5所示，與對照組比較，200 μg·mL-1PM2.5組的8-OH-dG水平增加，差異有統(tǒng)計學(xué)意義(P< 0.05)。

2.5 PM2.5誘導(dǎo)炎癥因子釋放

TNF-α和IL-8β，是2種非常重要的炎癥因子，通過檢測它們含量的變化可以間接評估PM2.5對巨噬細(xì)胞炎癥反應(yīng)的影響。TNF-α的結(jié)果如圖6所示，與對照組比較，200 μg·mL-1PM2.5組的有顯著差異(P< 0.01)，與200 μg·mL-1PM2.5組比較，VE (50 mg·mL-1) + 200 μg·mL-1PM2.5組TNF-α水平有降低的趨勢。IL-8β的結(jié)果如圖7所示，該結(jié)果顯示的趨勢與TNF-α的相同，即與對照組相比，200 μg·mL-1PM2.5組的發(fā)生了顯著變化(P< 0.05)。

圖4 PM2.5對巨噬細(xì)胞MDA的影響(n = 5)注：與對照組比較，**P< 0.01；與混合組(PM2.5+ VE)比較，# # P< 0.01。Fig. 4 MDA level of macrophages induced by different concentrations of PM2.5 after 24 h (n=5)Note: **P< 0.01, compared with control; # #P< 0.01, VE (50 mg·mL-1) + 200 μg·mL-1 PM2.5 group compared with 200 μg·mL-1 PM2.5 group.

圖5 PM2.5對巨噬細(xì)胞8-OH-dG的影響 (n=5)注：與對照組相比，* P< 0.05。Fig. 5 8-OH-dG level of macrophages induced by different concentrations of PM2.5 after 24 h (n = 5)Note: *P< 0.05, compared with control.

圖6 PM2.5對巨噬細(xì)胞TNF-α的影響(n = 5)注：與對照組相比， ** P< 0.01。Fig. 6 TNF-α level of macrophages induced by different concentrations of PM2.5 after 24 h (n = 5)Note: ** P< 0.01, compared with control.

圖7 PM2.5對巨噬細(xì)胞IL-8β的影響 (n = 5)注：與對照組相比，*P< 0.05。Fig. 7 IL-8β level of macrophages induced by different concentrations of PM2.5 after 24 h (n = 5)Note:* P< 0.05, compared with control.

3 討論(Discussion)

近些年國外的權(quán)威研究調(diào)查表明[21]，主要空氣污染物包括PM2.5與兒童過敏性疾病之間存在著一定的聯(lián)系：過敏性癥狀與PM2.5的暴露程度有關(guān)[22]。Rojasbracho等[23]的研究表明，室內(nèi)PM2.5濃度與個人行為顯著相關(guān)，更高的污染風(fēng)險可能對個體健康產(chǎn)生較為嚴(yán)重的影響。根據(jù)本實(shí)驗(yàn)結(jié)果，暴露于更高水平的室內(nèi)PM2.5有可能會增加細(xì)胞損傷的風(fēng)險。細(xì)胞形態(tài)學(xué)結(jié)果顯示，小鼠腹腔巨噬細(xì)胞的數(shù)量會隨著PM2.5暴露濃度的增加而降低，其多偽足狀突起的形態(tài)特征逐漸消失。PM2.5暴露劑量由10 μg·mL-1增加到200 μg·mL-1，反映氧化應(yīng)激和炎癥反應(yīng)的指標(biāo)也均表現(xiàn)出一定的劑量依賴關(guān)系，隨著ROS含量的累積，還原性GSH的含量相應(yīng)地?fù)p耗，脂質(zhì)過氧化產(chǎn)物MDA含量增加，8-OH-dG水平增加，IL-8、TNF-α的表達(dá)量增加。

研究表明，通過氧化應(yīng)激介導(dǎo)的炎癥反應(yīng)可能是PM2.5潛在毒性的致病機(jī)制之一[11]。有研究指出，PM2.5自身含有大量的半醌類自由基，且這些自由基通過激活ROS聚集對DNA造成損傷[24]。ROS可以由細(xì)胞接觸PM2.5后直接通過氧化還原生成，也可以間接通過細(xì)胞與PM2.5交互作用生成[11]。細(xì)胞受到外來異物PM2.5刺激后，伴隨ROS的積累，細(xì)胞會出現(xiàn)不同程度的損傷，機(jī)體隨之會作出即時的反應(yīng)，激活免疫細(xì)胞(如巨噬細(xì)胞)釋放出大量的促炎癥細(xì)胞因子，如IL-8、TNF-α[25]。這些細(xì)胞因子的及時分泌對機(jī)體免受PM2.5傷害是有利的，然而，長期的炎癥反應(yīng)則相當(dāng)不利，如：低濃度TNF-α對機(jī)體的自我平衡功能(如組織修復(fù)、啟動凋亡)是重要的，而其整體水平隨炎癥的增強(qiáng)而增強(qiáng)，TNF-α的過剩則可能會導(dǎo)致嚴(yán)重的組織損傷[26]。許多呼吸道疾病(哮喘、慢性阻塞性肺病)可以追溯到炎癥相關(guān)細(xì)胞因子高水平的活化[27]，氧化應(yīng)激過程通過協(xié)同作用能有效激活促炎癥因子(如IL-8、TNF-α等)的表達(dá)，涉及的信號通路主要有激活氧化還原致敏因子的蛋白激酶(MAPK)途徑和核轉(zhuǎn)錄因子(nuclear factor-κB，NF-κB)途徑[28]。如：在呼吸系統(tǒng)疾病(如慢性呼吸疾病和哮喘)中，PM2.5能通過核轉(zhuǎn)錄因子依賴(NF-κB-dependent)途徑、核轉(zhuǎn)錄因子抑制(IκB-independent)途徑促進(jìn)IL-8的釋放[11]。

本研究顯示，較高劑量(≥200 μg·mL-1)PM2.5暴露后的小鼠巨噬細(xì)胞出現(xiàn)氧化損傷，并伴有炎癥反應(yīng)；VE在該應(yīng)激過程中起著一定的保護(hù)作用。雖然實(shí)驗(yàn)小鼠與人體存在差異，但結(jié)果仍有一定參考價值；由于PM2.5的復(fù)雜性，其造成損傷的機(jī)制有待進(jìn)一步研究。

通訊作者簡介：晏彪(1988-)，男，碩士，助教，主要從事環(huán)境醫(yī)學(xué)和環(huán)境毒理學(xué)方面的研究。

共同通訊作者簡介：吳喆(1983-)，女，碩士，講師，主要研究方向?yàn)榛A(chǔ)醫(yī)學(xué)。

參考文獻(xiàn)(References)：

[1] Wang B Q, Liu J F, Liu B W, et al. Personal exposure to PM2.5associated with heavy metals in four travel modes of Tianjin during the summer season [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(7): 6667-6678

[2] Franklin M, Zeka A, Schwartz J. Association between PM2.5and all-cause and specific-cause mortality in 27 US communities [J]. Journal of Exposure Science and Environmental Epidemiology, 2007, 17(3): 279-287

[3] Loftus C, Yost M, Sampson P, et al. Regional PM2.5and asthma morbidity in an agricultural community: A panel study [J]. Environmental Research, 2015, 136: 505-512

[4] Zhang J, Hu W, Wei F, et al. Children’s respiratory morbidity prevalence in relation to air pollution in four Chinese cities [J]. Environmental Health Perspectives, 2002, 110(9): 961-967

[5] Chen F, Lin Z, Chen R, et al. The effects of PM2.5on asthmatic and allergic diseases or symptoms in preschool children of six Chinese cities, based on China, Children, Homes and Health (CCHH) project [J]. Environmental Pollution, 2018, 232: 329-337

[6] Lee J Y, Lee S, Bae G. A review of the association between air pollutant exposure and allergic diseases in children [J]. Atmospheric Pollution Research, 2014, 5(4): 616-629

[7] Meng Z, Zhang Q. Damage effects of dust storm PM2.5on DNA in alveolar macrophages and lung cells of rats [J]. Food and Chemical Toxicology, 2007, 45(8): 1368-1374

[8] Hiraiwa K, van Eeden S F. Contribution of lung macrophages to the inflammatory responses induced by exposure to air pollutants [J]. Mediators of Inflammation, 2013, 2013: 619523-619533

[9] 趙厚銀, 邵龍義, 時宗波. 室內(nèi)空氣PM2.5研究現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢[J]. 環(huán)境與健康雜志, 2003, 20(5): 310-312

Zhao H Y, Shao L Y, Shi Z B. Research status and prospect of indoor air PM2.5[J]. Journal of Environmental Health, 2003, 20(5): 310-312 (in Chinese)

[10] Bu C M, Wang L P, Huang L Q, et al. Evaluation of health effects of fine particulate PM2.5: A review [J]. Advanced Materials Research, 2013, 790: 441-444

[11] Ristovski Z D, Miljevic B, Surawski N C, et al. Respiratory health effects of diesel particulate matter [J]. Respirology, 2012, 17(2): 201-212

[12] Deng X, Zhang F, Rui W, et al. PM2.5-induced oxidative stress triggers autophagy in human lung epithelial A549 cells [J]. Toxicology in Vitro, 2013, 27(6): 1762-1770

[13] S?rensen M, Schins R P F, Hertel O, et al. Transition metals in personal samples of PM2.5and oxidative stress in human volunteers [J]. Cancer Epidemiology Biomarkers and Prevention, 2005, 14(5): 1340-1343

[14] 黃虹, 李順誠, 曹軍驥, 等. 利用人體肺部PM濃度模型定量評估廣州市夏、冬季抽樣人群PM2.5的暴露[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2006, 1(4): 375-378

Huang H, Li S C, Cao J J, et al. PM2.5exposure assessment of investigation-involved persons in Guangzhou City by using human lung particulate concentration model [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2006, 1(4): 375-378 (in Chinese)

[15] Taylor J, Shrubsole C, Davies M, et al. The modifying effect of the building envelope on population exposure to PM2.5from outdoor sources [J]. Indoor Air, 2014, 24: 639-651

[16] Geller M D, Chang M C, Sioutas C, et al. Indoor/outdoor relationship and chemical composition of fine and coarse particles in the southern California deserts [J]. Atmospheric Environment, 2002, 36: 1099-1110

[17] 李海濤, 肖丹, 屈學(xué)民, 等. 小鼠腹腔巨噬細(xì)胞的分離與培養(yǎng)[J]. 現(xiàn)代生物醫(yī)學(xué)進(jìn)展, 2008, 8(4): 638-639

Li X T, Xiao D, Qu X M, et al. Separation and cultivation of mouse peritoneal macrophages [J]. Progress in Modern Biomedicine, 2008, 8(4): 638-639 (in Chinese)

[18] Sun Q, Hong X, Wold L E. Cardiovascular effects of ambient particulate air pollution exposure [J]. Circulation, 2010, 121(25): 2755-2765

[19] Deng X, Rui W, Zhang F, et al. PM2.5induces Nrf2-mediated defense mechanisms against oxidative stress by activating PIK3/AKT signaling pathway in human lung alveolar epithelial A549 cells [J]. Cell Biology and Toxicology, 2013, 29(3): 143-157

[20] Crow J P. Dichlorodihydrofluorescein and dihydrorhodamine 123 are sensitive indicators of peroxynitriteinvitro: Implications for intracellular measurement of reactive nitrogen and oxygen species [J]. Nitric Oxide, 1997, 1(2): 145-157

[21] Atkinson R W, Anderson H R, Sunyer J, et al. Acute effects of particulate air pollution on respiratory admissions: Results from APHEA 2 project. Air Pollution and Health: A European Approach [J]. American Journal of Respiratory and Critical Care Medicine, 2001, 164(10): 1860-1866

[22] Lee J Y, Lee S, Bae G. A review of the association between air pollutant exposure and allergic diseases in children [J]. Atmospheric Pollution Research, 2014, 5(4): 616-629

[23] Rojasbracho L, Suh H H, Koutrakis P. Relationships among personal, indoor, and outdoor fine and coarse particle concentrations for individuals with COPD [J]. Journal of Exposure Analysis and Environmental Epidemiology, 2000, 10(3): 294-306

[24] Dellinger B, Pryor W A, Cueto R, et al. Role of free radicals in the toxicity of airborne fine particulate matter [J]. Chemical Research in Toxicology, 2001, 14(10): 1371-1377

[25] 史云潔, 王沛, 馬姍婕, 等. 大氣細(xì)顆粒物對實(shí)驗(yàn)動物氧化應(yīng)激及炎癥反應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 中國公共衛(wèi)生, 2017, 33(1): 35-38

Shi J Y, Wang P, Ma S J, et al. Research progress in atmospheric fine particles (PM2.5) induced oxidative stress and inflammatory reaction in experimental animals [J]. Chinese Journal of Public Health, 2017, 33(1): 35-38 (in Chinese)

[26] Sharma S, Bose M. Role of cytokines in immune response to pulmonary tuberculosis [J]. Asian Pacific Journal of Allergy and Immunology, 2001, 19(3): 213-219

[27] Dagher Z, Gar?on G, Billet S, et al. Role of nuclear factor-kappa B activation in the adverse effects induced by air pollution particulate matter (PM2.5) in human epithelial lung cells (L132) in culture [J]. Journal of Applied Toxicology, 2007, 27(3): 284-290

[28] Cindrovadavies T, Spasicboskovic O, Jauniaux E, et al. Nuclear factor-kappa B, p38, and stress-activated protein kinase mitogen-activated protein kinase signaling pathways regulate proinflammatory cytokines and apoptosis in human placental explants in response to oxidative stress: Effects of antioxidant vitamins [J]. American Journal of Pathology, 2007, 170(5): 1511-1520

[29] M?ller P, Jacobsen N R, Folkmann J K, et al. Role of oxidative damage in toxicity of particulates [J]. Free Radical Research, 2010, 44(1): 1-46

[30] Haddad J J, Land S C. Redox/ROS regulation of lipopolysaccharide-induced mitogen-activated protein kinase (MAPK) activation and MAPK-mediated TNF-α biosynthesis [J]. British Journal of Pharmacology, 2002, 135(2): 520-536