全 文 ：土壤外源金霉素污染对蚯蚓生长发育的
生态毒性效应*
纪占华1,2 摇 安摇 婧1**摇 肖明月3 摇 魏树和1 摇 台培东1 摇 律摇 泽4
( 1中国科学院沈阳应用生态研究所污染生态与环境工程重点实验室, 沈阳 110016; 2中国科学院大学资源与环境学院, 北京
100049; 3辽宁石油化工大学化学化工与环境学部, 辽宁抚顺 113001; 4东北大学资源与土木工程学院, 沈阳 110004)
摘摇 要摇 采用赤子爱胜蚓作为受试生物,研究了土壤金霉素污染对蚯蚓生长发育的慢性毒性
效应.结果表明: 暴露 7 d时,1、10、100 mg·kg-1金霉素对蚯蚓体质量均无显著影响,暴露 21
d后,10、100 mg·kg-1金霉素对蚯蚓体质量产生显著抑制作用;1、10、100 mg·kg-1金霉素均
诱导了蚯蚓体内可溶性蛋白含量的增加,且暴露浓度越高,诱导效应越强;1、10、100 mg·kg-1
金霉素胁迫下蚯蚓体内的超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化物酶(POD)和过氧化氢酶(CAT)均
有不同程度的上升;暴露 28 d后,蚯蚓的基因表达也产生了明显变化. 表明金霉素污染对蚯
蚓的生长发育具有慢性生态毒性效应,蚯蚓体质量、可溶性蛋白、抗氧化防御酶和基因表达等
指标可以作为评价金霉素毒性的生物标志物.
关键词摇 金霉素摇 蚯蚓摇 土壤污染摇 抗氧化酶摇 生态毒性效应
文章编号摇 1001-9332(2014)10-3011-06摇 中图分类号摇 X171. 5摇 文献标识码摇 A
Ecotoxicological effects of chlorotetracycline on earthworm in soil. JI Zhan鄄hua1,2, AN Jing1,
XIAO Ming鄄yue3, WEI Shu鄄he1, TAI Pei鄄dong1, LU Ze4 ( 1 Key Laboratory of Pollution Ecology
and Environmental Engineering, Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shen鄄
yang 110016, China; 2College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sci鄄
ences, Beijing 100049, China; 3College of Chemistry, Chemical Engineering and Environmental En鄄
gineering, Liaoning Shihua University, Fushun 113001, Liaoning, China; 4School of Resources and
Civil Engineering, Northeastern University, Shenyang 110004, China ) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,
2014, 25(10): 3011-3016.
Abstract: Eisenia foetida was selected to investigate the ecotoxicological effects of chlorotetracycline
on the earthworm in soil. The results showed that 1, 10 and 100 mg·kg-1 chlorotetracycline had no
significant effects on earthworm爷s body mass after a 7鄄d exposure, but it was significantly inhibited
by 10, 100 mg·kg-1 chlorotetracycline after 21 days. The soluble protein content of earthworm was
induced by 1, 10 and 100 mg·kg-1 chlorotetracycline, and showed a positive response as the con鄄
centration increased. Also,the earthworm treated by 1, 10 and 100 mg·kg-1 chlorotetracycline in鄄
duced the increases of SOD,POD and CAT activities to different degrees. The gene expression in
earthworm changed significantly after a 28鄄d exposure. It is suggested that chlorotetracycline had a
chronic ecotoxicological effect on earthworm, and the body mass, soluble protein, antioxidant en鄄
zyme and gene expression could be used as the biomarkers to estimate chlorotetracycline toxicity.
Key words: chlorotetracycline; earthworm; soil pollution; antioxidant enzyme; ecotoxicological
effect.
* 国家自然科学基金项目 ( 40930739, 41001340, 21277150,
31370523)、国家环境保护公益性行业科研专项(201209030)和辽宁
环境科研教育 123 工程项目(CEPF2012鄄123鄄2鄄1)资助.
**通讯作者. E鄄mail: anjing@ iae. ac. cn
2014鄄02鄄26 收稿,2014鄄07鄄17 接受.
摇 摇 抗生素因具有促进生长和防止动物疾病的双重 功效而被广泛应用于农牧业生产. 但是,由于对经
济利益的过分追求和对抗生素的盲目依赖,近年来
抗生素的使用量不断增加甚至以不合理的高剂量和
高频率使用. 据统计,全球每年抗生素使用量在
1. 0伊105 ~ 2. 0伊105 t,其中 50%以上用于畜牧业和
应 用 生 态 学 报摇 2014 年 10 月摇 第 25 卷摇 第 10 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Oct. 2014, 25(10): 3011-3016
水产养殖业[1] .中国是世界抗生素生产和出口第一
大国,仅 2009 年就生产抗生素 14. 7 伊 104 t,其中
2郾 47伊104 t用于出口. 在众多抗生素中,金霉素(又
名氯四环素)是国内外畜禽养殖场使用最为广泛的
一种四环素类抗生素. 2004 年金霉素的世界总产量
高达 5伊104 t,其中绝大部分为饲料级[2] . 饲料中的
金霉素并不能被畜禽直接分解,多数以代谢物的形
式排出体外,并以堆肥的形式进入土壤环境中.外源
金霉素在土壤环境中具有一定的类持久性[3-4],对
土壤生物产生了慢性毒性效应[5-6] .
有关土壤金霉素污染生态毒理效应的研究并不
多,且多集中于土壤微生物和土壤作物两方面.如葛
成军等[7]研究了金霉素对白菜种子发芽与根伸长
抑制的毒性效应;魏瑞成等[8]研究了金霉素及其代
谢物胁迫对小白菜生长及抗氧化酶活性的影响;
Zielezny等[9]研究了金霉素对土壤微生物群落结构
及呼吸强度的毒性效应. 金霉素对土壤动物的毒性
效应研究较少.
蚯蚓是有代表性的土壤动物之一,它以摄食和
接触的方式不断暴露于土壤污染物中,因其生理代
谢及生命活动能在一定程度上反映污染物的综合毒
性效应,而被作为监测和评价土壤污染的代表性指
示生物[10-11] . 如刁晓平等[12]采用人工土壤法和滤
纸法研究了不同浓度的阿维菌素、安普霉素和磺胺
二甲嘧啶对蚯蚓的影响;董璐玺等[13]研究了金霉素
等暴露 24 h 后对蚯蚓体腔细胞 DNA 的损伤情况.
本研究以蚯蚓为受试生物,对金霉素胁迫下蚯蚓体
质量、可溶性蛋白、抗氧化防御酶以及基因表达进行
研究,旨在探寻可作为金霉素污染的生物标记物,并
为土壤金霉素污染的早期预警及生态风险评估提供
参考.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 试验材料
供试土壤采自中国科学院沈阳生态实验站表层
土壤 0 ~20 cm,土壤类型为草甸棕壤,pH值为 6郾 76,
有机质 2. 22 g·kg-1,全氮 1. 05 g·kg-1,有效磷 5郾 06
mg·kg-1,速效钾92. 15 mg·kg-1 .土壤自然风干后过
4 mm筛备用.赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)购自沈阳市
于洪区蚯蚓养殖场.选择 2 ~ 3 月龄、体质量约 300 ~
400 mg、带有环状的健康蚯蚓作为供试对象.
盐酸金霉素为分析纯,纯度>98. 5% ,购自南京
奥多福尼生物科技有限公司;Trizal 试剂、反转录试
剂盒、随机引物均购自上海生工有限公司.试验所用
其他试剂均为分析纯级.
1郾 2摇 仪器设备
WFZ800鄄D3B型紫外 /可见分光光度计(VARI鄄
AN);Centrifuge 5804 R 超速冷冻离心机 ( eppen鄄
dorf);PCR扩增仪(Biometra);凝胶电泳仪(蓝盾).
1郾 3摇 研究方法
1郾 3郾 1 土壤处理与蚯蚓培养摇 取备用供试土壤与一
定量的金霉素充分混匀后装入蚯蚓培养盒中,每盒
800 g.试验共设计 4 个浓度处理,分别为 0、1、10 和
100 mg·kg-1, 其中 0 mg·kg-1作为空白对照.调节
最大持水量至约 40% ,平衡 72 h 后放入蚯蚓,每盒
15 条,培养盒用纱布封盖,保证透气性并且防止蚯
蚓逃跑. (25依1) 益恒温培养室避光培养 28 d,分别
于培养 7、14、21 及 28 d时取样,测定其生理指标及
酶活性,并测定暴露 28 d后蚯蚓基因表达的变化情
况.每个浓度设置 3 个平行,每个平行 3 个重复.
1郾 3郾 2 生理生化指标的测定 摇 蚯蚓经过蒸馏水清
洗、清肠、称体质量后,移入 10 mL 匀浆缓冲液(pH
7. 8,0. 1 mmol·L-1EDTA,0. 05 mol·L-1PBS),用玻
璃组织研磨器在冰水浴中研磨破碎,单层纱布过滤,
将过滤液移至 15 mL 离心管中,低温(4 益)超速
(10000 r·min-1)离心 20 min.取上清液测定相关指
标.溶解性蛋白(SP,mg·g-1FM)采用考马斯亮蓝法
测定[14];超氧化物歧化酶活性(SOD,U·g-1FM)采
用氮蓝四唑法测定[15];过氧化物酶活性 ( POD,
U·g-1 FM·min-1)采用愈创木酚法测定[16];过氧
化氢酶活性(CAT,U·g-1 FM)采用过氧化氢法测
定[17-18] .
1郾 3郾 3 DDRT鄄PCR 的测定 摇 培养 28 d 后,采用
mRNA差异显示技术[19](DDRT鄄PCR),利用引物对
蚯蚓体内提取的 mRNA 反转录合成 cDNA,进行随
机引物和反转录引物 PCR 扩增,通过对同一类
cDNA的选择性扩增 PCR产物进行凝胶电泳分析不
同浓度下蚯蚓的基因差异特征[20] . EF鄄1a 扩增程序
为:94 益预变性 5 min,然后 94 益 30 s,58 益 40 s,
72 益 40 s,30 个循环,最后 72 益延伸 10 min;PCR
扩增程序为:94 益预变性 5 min,94 益 30 s,42 益 1
min,72 益 1 min,45 个循环,最后 72 益 延伸 10
min.随机引物如表 1 所示.
1郾 4摇 数据处理
采用 Microsoft Excel 2007 软件对数据进行处
理,并采用 SPSS 18. 0(Duncan 法)对数据进行差异
显著性检验(琢=0. 05).
2103 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 25 卷
表 1摇 利用 RT鄄PCR对 RNA表达完整分析的 26 条随机引物序列
Table 1摇 List of 26 primers used for a complete analysis of expressed RNA by RT鄄PCR
编号
No.
序列
Sequence(5爷 to 3爷)
编号
No.
序列
Sequence(5爷 to 3爷)
编号
No.
序列
Sequence(5爷 to 3爷)
1 TACAACGAGG
2 TGGATTGGTC
3 CTTTCTACCC
4 TTTTGGCTCC
5 GGAACCAATC
6 AAACTCCGTC
7 TCGATACAGG
8 TGGTAAAGGG
9 TCGGTCATAG
10 GGTACTAAGG
11 TACCTAAGCG
12 CTGCTTGATG
13 GTTTTCGCAG
14 GATCAAGTCC
15 CATGCCAGTAC
16 GATCACGTAC
17 GATCTGACAC
18 GATCTCAGAC
19 GATCATAGCC
20 GATCAATCGC
21 GATCTAACCG
22 GATCGCATTG
23 GATCTGACTG
24 GATCATGGTC
25 GATCATAGCG
26 GATCTAAGGC
2摇 结果与分析
2郾 1摇 土壤金霉素污染对蚯蚓体质量的影响
从表 2 可以看出,在暴露的前 14 d,各处理组蚯
蚓体质量并未受到金霉素胁迫的显著影响,且相同
时间内各处理浓度间无显著性差异. 随着暴露时间
的延长和金霉素暴露浓度的增加,蚯蚓的体质量逐
渐被抑制,不同时间及不同浓度下,蚯蚓体质量差异
均显著.与对照相比,暴露 21 d 时,100 mg·kg-1金
霉素对蚯蚓体质量的抑制率为 12. 7% ,暴露 28 d
时,10、100 mg·kg-1金霉素处理对蚯蚓体质量的抑
制率分别为 9. 1% 、22. 6% . 在整个暴露周期内,
1 mg·kg-1金霉素对蚯蚓的体质量无显著影响.
2郾 2摇 土壤金霉素污染对蚯蚓体内可溶性蛋白的影响
从表 3 可以看出,暴露 7 d 时,金霉素胁迫诱导
了蚯蚓体内的可溶性蛋白含量增加,且浓度越大,诱
导作用越显著.暴露 14 d 时,金霉素胁迫对蚯蚓体
内的可溶性蛋白由诱导转为抑制,且随着金霉素浓
度增加,抑制作用明显,组间差异显著,与对照相比,
100 mg·kg-1金霉素对蚯蚓体内可溶性蛋白含量的
抑制率为 11. 7% .暴露 21 d 时,各处理组金霉素又
呈现出了对蚯蚓体内可溶性蛋白含量的诱导效应,
其中 100 mg·kg-1金霉素对蚯蚓体内可溶性蛋白含
量的诱导效应最强. 暴露 28 d 时, 1、 10 和 100
mg·kg-1金霉素胁迫下蚯蚓体内的可溶性蛋白含量
分别增加了 3. 3% 、13. 2%和 25. 5% ,各浓度处理组
之间差异显著. 整个暴露期内,10 和 100 mg·kg-1
金霉素胁迫下蚯蚓体内可溶性蛋白含量持续增加.
2郾 3摇 土壤金霉素污染对蚯蚓体内抗氧化酶的影响
由表4可以看出,暴露7 d时,100 mg·kg-1金
表 2摇 金霉素对蚯蚓体质量的影响
Table 2摇 Effects of chlortetracycline on the body mass of earthworm (mean依SD, n=3, g)
金霉素浓度
CTC concentration
(mg·kg-1)
0 d 7 d 14 d 21 d 28 d
0 0. 313依0. 013aA 0. 286依0. 051aA 0. 238依0. 018aB 0. 205依0. 009aBC 0. 186依0. 009bC
1 0. 296依0. 007aA 0. 284依0. 026aA 0. 255依0. 010aB 0. 210依0. 008aC 0. 199依0. 001aC
10 0. 309依0. 011aA 0. 278依0. 005aB 0. 258依0. 023aB 0. 212依0. 006aC 0. 169依0. 004cD
100 0. 311依0. 005aA 0. 276依0. 021aB 0. 256依0. 005aC 0. 179依0. 003bD 0. 144依0. 002dE
同行不同大写字母、同列不同小写字母均表示差异显著(P<0. 05) Different capital letters in the same row and different small letters in the same
column all meant significant difference at 0. 05 level. 下同 The same below.
表 3摇 土壤金霉素污染对蚯蚓体内可溶性蛋白的影响
Table 3摇 Effects of chlortetracycline on the content of soluble protein of earthworm (mean依SD, n=3, mg·g-1)
金霉素浓度
CTC concentration
(mg·kg-1)
7 d 14 d 21 d 28 d
0 22. 29依0. 62cC 34. 27依0. 30aA 32. 71依0. 61cB 34. 59依0. 86cA
1 25. 14依0. 24bC 33. 06依1. 13abB 36. 16依0. 44bA 35. 71依0. 96bcA
10 26. 97依0. 75aD 32. 53依0. 58bC 35. 75依0. 57bB 39. 17依1. 78bA
100 28. 28依1. 18aC 30. 26依0. 24cC 39. 52依0. 60aB 43. 42依2. 97aA
310310 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 纪占华等: 土壤外源金霉素污染对蚯蚓生长发育的生态毒性效应摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 4摇 土壤金霉素污染对蚯蚓体内 SOD、POD和 CAT活性的影响
Table 4摇 Effect of chlortetracycline on the SOD, POD and CAT activity of earthworm (mean依SD, n=3)
项目
Item
金霉素浓度
CTC concentration
(mg·kg-1)
7 d 14 d 21 d 28 d
SOD活性 0 433. 03依11. 00aBC 453. 96依9. 43cB 392. 02依43. 77cC 577. 01依29. 46cA
SOD activity 1 424. 44依14. 84aB 466. 40依6. 91cB 454. 10依17. 72bB 666. 48依49. 11bA
(U·g-1 FM) 10 381. 05依14. 64bD 494. 42依4. 09bB 457. 61依6. 13bC 719. 07依22. 73bA
100 345. 89依18. 11cC 540. 20依15. 24aB 555. 86依31. 78aB 895. 24依4. 41aA
POD活性 0 17. 11依0. 62cC 27. 96依0. 09cA 26. 54依0. 67cB 26. 20依0. 05cB
POD activity 1 17. 81依1. 19cC 30. 87依0. 78bA 25. 84依0. 64cB 30. 47依2. 63bA
(U·g-1 FM·min-1) 10 21. 21依0. 52bB 33. 06依0. 97aA 30. 59依3. 06bA 31. 79依2. 41bA
100 22. 93依0. 97aC 33. 62依1. 29aB 39. 15依1. 57aA 36. 54依1. 92aA
CAT活性 0 43. 09依0. 64bD 53. 27依2. 50cB 48. 25依1. 45cC 66. 82依1. 53cA
CAT activity 1 42. 99依3. 24bC 65. 54依3. 40bA 53. 77依3. 58bB 67. 01依2. 10cA
(U·g-1 FM) 10 46. 67依0. 56bC 66. 56依1. 80bB 63. 60依0. 83bB 90. 62依2. 78bA
100 57. 93依2. 12aC 72. 07依2. 40aB 74. 80依2. 84aB 108. 22依10. 20aA
霉素胁迫已经开始对蚯蚓体内的抗氧化酶系产生一
定影响,其中,SOD 被抑制,抑制率为 20. 1% ,POD
及 CAT被诱导,诱导率分别为 34%及 34. 4% .暴露
14 d时,各处理组蚯蚓体内 SOD呈现出随着金霉素
浓度增加而上升的趋势,各组间差异显著;POD 及
CAT 酶仍然呈现出被诱导趋势, 且 1 和 100
mg·kg-1处理组差异显著. 暴露 21 d 以后,各处理
组蚯蚓体内 SOD 含量均为增加,其中 1 和 10
mg·kg-1 处 理 组 之 间 差 异 不 显 著, 而 与 100
mg·kg-1处理组差异显著,且金霉素对 SOD 的诱导
作用随处理时间的延长逐渐增强, 其中 100
mg·kg-1金霉素在暴露 21 及 28 d时对 SOD的诱导
率分别为 41. 8%和 55郾 2% .暴露 21 d 以后,各处理
组金霉素对蚯蚓体内 POD 与 CAT 仍然表现为促进
作用,其中 100 mg·kg-1金霉素明显促进了蚯蚓体
内 POD与 CAT含量的增加,在暴露21 d时分别上升
了 47郾 5% 及 47. 0%,在暴露 28 d 时分别上升了
39郾 5%及 62郾 0% .在整个暴露周期内,随着金霉素浓
度的增加和暴露时间的延长,蚯蚓体内 POD与 CAT
均受到了不同程度的诱导,且两者变化趋势相似.
2郾 4摇 土壤金霉素污染对蚯蚓基因表达的影响
利用 PAGE分析获得了金霉素胁迫下的蚯蚓基
因表达有差异性的条带,第 8、12、16、18 和 20 对随
机引物反转录后 cDNA 的扩增凝胶电泳图片清晰
(图 1),不同引物下的特征条带差异明显,与 CK 相
比较,1、10 和 100 mg·kg-1金霉素胁迫下蚯蚓的第
12、16、20 对引物的亮度变化明显,部分条带差异显
著. 1 mg·kg-1金霉素处理下,第 8 对引物图谱亮度
与 CK 差异明显,多数特征条带消失,但 10、100
mg·kg-1金霉素处理下出现了新的特征条带.
1 mg·kg-1金霉素处理下,第 18 对引物图谱也出现
了部分基因特征条带消失现象,而 10、100 mg·kg-1
金霉素处理出现了新的特征条带.表明 1 mg·kg-1
金霉素的胁迫使蚯蚓第 8、18 条引物对应 DNA分子
图 1摇 土壤金霉素污染对蚯蚓体基因表达的影响
Fig. 1摇 Effect of chlortetracycline on the gene expression of earthworm.
M: 标记物 Marker; CK: 对照 Control; 玉: 100 mg·kg-1; 域: 10 mg·kg-1; 芋: 1 mg·kg-1 .
4103 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 25 卷
部分基因的表达能力消失,而 10、100 mg·kg-1金霉
素胁迫使蚯蚓部分基因出现了新的表达.
3摇 讨摇 摇 论
本文采用室内模拟的自然土壤法较真实地反映
了环境中金霉素对蚯蚓的生态毒性效应. 金霉素通
过蚯蚓皮肤吸收和吞食等过程进入蚯蚓体内,从而
对蚯蚓体质量、抗氧化酶系及基因表达均产生了不
同程度的影响.
处理初期,试验浓度金霉素并未引起蚯蚓体质
量的明显变化,说明该浓度范围内金霉素对蚯蚓的
生长发育没有显著的急性毒性效应. 但随着暴露时
间的延长,10、100 mg·kg-1金霉素开始对蚯蚓的体
质量产生了抑制作用. 其原因可能是蚯蚓受到污染
物胁迫后,通过减少进食量,降低新陈代谢速率来避
免污染物危害[21],随着污染物胁迫时间延长及浓度
增高,其正常的生长发育过程受到抑制[22] . Mosleh
等[23]研究发现,在有机物、重金属以及寒旱等胁迫
下,动植物体内可溶性蛋白的合成能力会发生一定
变化,这是动植物生长发育对外界胁迫的直接指示,
但污染物种类以及受试生物基因型不同,其可溶性
蛋白质的合成情况会有所差异.研究表明,试验周期
内 1、10 和 100 mg·kg-1金霉素胁迫提高了蚯蚓体
内可溶性蛋白质的合成能力,这可能是蚯蚓对金霉
素胁迫的一种应激响应,也可能通过合成更多的蛋
白质来降低金霉素对机体正常功能的毒害作用[24] .
在正常生理条件下,生物体内活性氧的产生与
其抗氧化防御系统之间具有动态平衡机制. 当生物
体受到污染胁迫时,其体内的活性氧增加,如果抗氧
化防御系统不能及时消除过剩的活性氧,则会引起
生物体的氧化应激反应. SOD、POD 和 CAT 是生物
体抗氧化防御系统中典型的抗氧化酶. SOD 是生物
体内重要的氧自由基消除剂,能抑制高活性的·OH
等自由基形成,终止自由基连锁反应,保护生物体免
受氧化损伤[25] . 本研究蚯蚓体内 SOD 在金霉素的
胁迫下呈现出先抑制后促进的趋势,且金霉素浓度
越大,对 SOD 的诱导效应越显著. 这可能是在金霉
素胁迫下蚯蚓为了维持自身抗氧化系统的平衡,激
活了更多的 SOD来清除过量的自由基. POD和 CAT
是清除 H2O2的重要酶类,本研究金霉素胁迫下 POD
和 CAT均有不同程度的上升,以维持蚯蚓体内抗氧
化防御系统的平衡[26-27] .
在环境因素胁迫下动植物体内的基因会发生一
系列的表达差异[28] .本文利用 mRNA差异显示技术
(DDRT鄄PCR)在转录水平上研究了金霉素胁迫下蚯
蚓基因表达的差异性.从条带分析结果上看,金霉素
对蚯蚓基因表达产生了较大影响,随着金霉素浓度
的增加,某些基因表达被减弱甚至消失,而某些基因
的表达出现或增强. 这一方面可能在于金霉素胁迫
下蚯蚓的生理生化指标变化有关;另一方面可能在
于金霉素的加入改变了土壤原有微生物群落结构,
破坏了蚯蚓与土壤微生物之间的某种共生平衡,使
蚯蚓从土壤中获得某些营养物质或微量元素受阻,
而使其机体内的基因表达产生适应性差异.
参考文献
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作者简介摇 纪占华,男,1991 年生,硕士研究生.主要从事污
染生态学研究. E鄄mail: jizhua0917@ 126. com
责任编辑摇 肖摇 红
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