秦潔芳1, 2 陳海剛1, 2 蔡文貴1 楊 濤1, 2 賈曉平1
(1中國(guó)水產(chǎn)研究院南海水產(chǎn)研究所廣東省漁業(yè)生態(tài)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/農(nóng)業(yè)部南海漁業(yè)資源環(huán)境重點(diǎn)野外科學(xué)觀(guān)測(cè)實(shí)驗(yàn)站廣州510300;2上海海洋大學(xué)海洋科學(xué)學(xué)院,上海201306)
摘 要：實(shí)驗(yàn)室條件下,研究了不同濃度鄰苯二甲酸二丁酯(DBP)長(zhǎng)期脅迫(15 d)對(duì)翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜抗氧化酶(超氧化物歧化酶SOD、過(guò)氧化氫酶CAT)及脂質(zhì)過(guò)氧化(LPO)水平(以MDA含量表示)的影響,以及受脅迫翡翠貽貝在清潔海水中恢復(fù)階段上述生化指標(biāo)的變化特征.結(jié)果表明:脅迫階段, 0·5和2·5 mg·L-1DBP下翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)SOD活性表現(xiàn)為先抑制后逐漸恢復(fù), 12·5和62·5 mg·L-1下則持續(xù)受到顯著抑制;不同濃度組CAT活性均明顯被抑制.LPO水平明顯升高.外套膜中, 2. 5mg·L-1下SOD活性受到持續(xù)誘導(dǎo),其他濃度組則先被抑制,后隨曝露時(shí)間延長(zhǎng)逐漸被誘導(dǎo);各濃度組CAT的變化波動(dòng)較大,沒(méi)有明顯規(guī)律而LPO水平明顯升高.凈化恢復(fù)階段, 12·5和62·5 mg·L-1DBP脅迫下的內(nèi)臟團(tuán)SOD和CAT活性恢復(fù)較慢,其LPO水平隨時(shí)間延長(zhǎng)逐漸恢復(fù)至對(duì)照組水平;外套膜中SOD活性呈持續(xù)升高趨勢(shì),CAT活性和LPO水平則隨時(shí)間延長(zhǎng)恢復(fù)到對(duì)照組水平.
關(guān)鍵詞：鄰苯二甲酸二丁酯 翡翠貽貝 超氧化物歧化酶 過(guò)氧化氫酶 丙二醛 脂質(zhì)過(guò)氧化
文章編號(hào)：1001-9332(2011)07-1878-07 中圖分類(lèi)號(hào)：X52,X592 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A
2006年,全球增塑劑消費(fèi)量約665×104,t其中鄰苯二甲酸酯類(lèi)化合物(phthalate ester, PAEs)占所使用增塑劑的88%,我國(guó)是世界最大的增塑劑消費(fèi)國(guó)之一,PAEs作為增塑劑在我國(guó)使用量巨大[1].鄰苯二甲酸二丁酯(di-n-butyl phthalate, DBP)是一種重要的PAEs化合物,是增塑劑中產(chǎn)量和用量最大的一類(lèi),同時(shí)也可用作油漆、膠粘劑、人造纖維、印刷油墨、安全玻璃、染料、殺蟲(chóng)劑、化妝品的溶劑和織物潤(rùn)滑劑等.有研究認(rèn)為, DBP能抑制胚胎睪丸間質(zhì)細(xì)胞類(lèi)固醇生成、導(dǎo)致雄性生殖系統(tǒng)畸變,同時(shí)作為一種內(nèi)分泌干擾激素, DBP也具有明顯的遺傳毒性[2].DBP被美國(guó)國(guó)家環(huán)保局列為優(yōu)先控制的有毒污染物之一,在我國(guó)也被列入水體優(yōu)先控制污染物名單.當(dāng)前的加工工藝過(guò)程中,DBP沒(méi)有與高分子碳鏈結(jié)合而極易釋放到環(huán)境中,對(duì)環(huán)境安全造成危害.目前,國(guó)外水體底泥中的DBP檢出量為0·06 ~2·08mg·kg-1 [3],Huang等[4]對(duì)臺(tái)灣17條河流底泥中的PAEs進(jìn)行調(diào)查發(fā)現(xiàn), DBP含量在豐水期為0·05~0·22 mg·kg-1,枯水期為0·05 ~1·3mg·kg-1;在黃河干流小浪底和孟津橋水體中DBP的檢出濃度為21·0和4·28μg·L-1 [5],長(zhǎng)江武漢段豐水期和枯水期分別為0·16和24μg·L-1 [6].
國(guó)內(nèi)外對(duì)DBP毒性研究從20世紀(jì)70年代開(kāi)始不斷受到重視,目前DBP對(duì)水生動(dòng)植物的毒性作用均有報(bào)道,主要涉及DBP對(duì)藻類(lèi)、浮游生物和魚(yú)類(lèi)的繁殖、發(fā)育的影響以及DBP的富集和降解.研究表明,DBP對(duì)藻類(lèi)生長(zhǎng)具有抑制作用并呈現(xiàn)明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系[7],且藻類(lèi)對(duì)DBP存在明顯的富集作用但生物降解作用并不明顯[8].一定濃度的DBP可縮短多刺裸腹溞(Moina macrocopa)的世代時(shí)間、提高種群內(nèi)稟增長(zhǎng)率[9],大型溞生長(zhǎng)繁殖在低濃度DBP下受刺激而高濃度下被抑制[10]. Patyna和Cooper[11]認(rèn)為,低濃度的DBP持續(xù)曝露將使日本鳉(Oryzias latipes)子代繁殖力明顯下降. DBP對(duì)魚(yú)的生理生化指標(biāo)也存在明顯影響.
海洋雙殼貝類(lèi)分布廣,對(duì)有機(jī)污染脅迫反應(yīng)明顯并有極強(qiáng)的蓄積能力,其組織污染物濃度能夠反映環(huán)境污染狀況,因此常被用于監(jiān)測(cè)海洋環(huán)境污染[12].目前貝類(lèi)作為試驗(yàn)生物進(jìn)行生態(tài)毒理學(xué)研究主要集中在兩方面: 1)利用貝類(lèi)對(duì)污染物的高富集能力監(jiān)測(cè)化合物的污染水平和在生物體內(nèi)的蓄積過(guò)程, 2)利用其生化指標(biāo)的敏感性來(lái)研究污染物對(duì)水生生物的毒性效應(yīng).翡翠貽貝(Perna viridis)是生態(tài)毒理學(xué)研究中的常用貝類(lèi),其對(duì)PAHs的蓄積量在短期生長(zhǎng)個(gè)體中最大,且外套膜高于內(nèi)臟團(tuán)[13].李曉東等[14]研究表明,翡翠貽貝在三丁基錫脅迫下GST酶發(fā)生顯著變化且組織差異明顯.目前國(guó)內(nèi)外尚未見(jiàn)有關(guān)DBP對(duì)海洋貝類(lèi)毒性效應(yīng)的研究.本文研究了DBP對(duì)翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜生化指標(biāo)的影響,探討了DBP對(duì)翡翠貽貝的毒性效應(yīng),為海洋貝類(lèi)養(yǎng)殖的環(huán)境毒理學(xué)研究和海洋環(huán)境PAEs污染監(jiān)測(cè)提供理論基礎(chǔ).
1 材料與方法
1·1 儀器和試劑
供試儀器UV-7504單光束紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)購(gòu)自江蘇省常州市諾基儀器有限公司,DBP購(gòu)自廣州化學(xué)試劑廠(chǎng),純度大于99%.以分析純級(jí)丙酮助溶制備25 g·L-1儲(chǔ)備液.試驗(yàn)容器為玻璃鋼材質(zhì)育苗桶,體積500 L.蛋白質(zhì)和酶活性測(cè)試試劑盒,購(gòu)于南京建成生物工程研究所.
1·2 試驗(yàn)動(dòng)物和曝露條件
試驗(yàn)用翡翠貽貝購(gòu)于海南陵水新村港市場(chǎng),體質(zhì)量15·58±3·39 g,暫養(yǎng)7 d后選取健康的個(gè)體進(jìn)行試驗(yàn).根據(jù)預(yù)試驗(yàn)結(jié)果將DBP濃度設(shè)為0·5、2·5、12·5和62·5 mg·L-1以及溶劑對(duì)照組(丙酮<0·001% ),試驗(yàn)用水量100 L,每組放入55只翡翠貽貝.試驗(yàn)水溫20·5℃±1·9℃,鹽度36·0±0·3,pH 8·0,晝夜連續(xù)充氣.每2 d全部更換試驗(yàn)用水以保持穩(wěn)定的試驗(yàn)濃度,每天定時(shí)投喂適量小球藻一次.
1·3 取樣和測(cè)定方法
分別于曝露后的0·5(12 h)、1、2、4、8、15 d及移入干凈海水進(jìn)行恢復(fù)2、5、10 d取樣,每組隨機(jī)取5只翡翠貽貝,取出內(nèi)臟團(tuán)和外套膜,用0·9%預(yù)冷生理鹽水淋洗、濾紙吸附后用預(yù)冷的Tris-HC1緩沖液(0·01 mol·L-1Tris, 0·25 mol·L-1蔗糖,0·1 mmol·L-1EDTA, pH 7·5)勻漿,組織質(zhì)量(g) /緩沖液體積(mL)為1/9, 4500 r·min-1離心10 min后,立即取上清液進(jìn)行蛋白質(zhì)含量和酶活力測(cè)定,LPO水平以MDA含量衡量.蛋白質(zhì)和酶活性測(cè)定按照南京建成生物工程研究所蛋白質(zhì)試劑盒、SOD試劑盒和MDA試劑盒使用說(shuō)明操作.
1·4 數(shù)據(jù)分析
基于SPSS 13·0采用one-wayANOVA進(jìn)行單因素方差分析,顯著水平設(shè)置在α=0·05.抑制率的計(jì)算公式為:抑制率=(1-DBP濃度組/對(duì)照組)×100%.
2 結(jié) 果
2·1 DBP脅迫對(duì)翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜SOD活性的影響
2·1·1內(nèi)臟團(tuán)SOD活性 與對(duì)照組相比, DBP0·5 mg·L-1濃度組在脅迫前4 d SOD活性受到顯著抑制(P<0·05), 8 d開(kāi)始恢復(fù)到對(duì)照組水平直到脅迫結(jié)束; 2·5 mg·L-1濃度組在脅迫前4 d都受到極顯著抑制(P<0·01),但8 d時(shí)恢復(fù)到對(duì)照組水平, 15 d時(shí)極顯著升高(P< 0·01 ); 12·5和62·5 mg·L-1DBP脅迫下SOD活性一直受到極顯著抑制(P<0·01,圖1a).在DBP脅迫過(guò)程中, 0·5、2·5、12·5和62·5 mg·L-1濃度組SOD活性在2 d時(shí)受到的抑制作用最強(qiáng)烈,抑制率分別為26·0%、44·2%、46·5%和35·1%.表明低濃度DBP致翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)SOD活性先抑制后升高,而高濃度DBP則持續(xù)抑制其SOD活性.
DBP脅迫解除并在清潔水體中凈化2 d后,各濃度組翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)SOD活性均恢復(fù)至對(duì)照組水平;但隨著凈化時(shí)間延長(zhǎng),第5天時(shí)內(nèi)臟團(tuán)SOD活性被顯著誘導(dǎo)并明顯升高;而SOD活性在凈化的第10天顯著降低,并且受到的抑制作用與DBP脅迫濃度呈明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系,其中62·5mg·L-1濃度組的抑制率為44·6%.
2·1·2外套膜SOD活性 在DBP脅迫前2 d,與對(duì)照組相比, 0·5、12·5和62·5 mg·L-1濃度組主要表現(xiàn)為受到抑制,而2·5 mg·L-1濃度組則受到顯著誘導(dǎo)(P<0·01); 4 d和8 d時(shí)各濃度組在對(duì)照組水平波動(dòng);脅迫15 d各濃度組SOD與對(duì)照相比極顯著升高(P<0·01,圖1b).可以看出, 0·5、12·5和62·5 mg·L-1濃度組的SOD活性在DBP脅迫下表現(xiàn)為先受抑制降低,而后逐漸升高; 2·5 mg·L-1濃度組則一直高于對(duì)照;整個(gè)DBP脅迫過(guò)程中劑量-效應(yīng)關(guān)系并不明顯.
DBP污染解除并在清潔水體中凈化2 d后翡翠貽貝外套膜SOD誘導(dǎo)率顯著降低,并基本恢復(fù)到對(duì)照水平,但5 d、10 d的SOD活性又顯著升高.說(shuō)明蓄積在外套膜上的DBP使其SOD活性仍受到影響.
2·2 DBP脅迫對(duì)翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜CAT活性的影響
2·2·1內(nèi)臟團(tuán)CAT活性 如圖2a所示,DBP脅迫開(kāi)始0·5 d后翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)CAT活性表現(xiàn)為受抑制降低;脅迫1 d后, 0·5、2·5、12·5 mg·L-1濃度組CAT活性比對(duì)照組極顯著升高(P< 0·01 ),62·5 mg·L-1濃度組與對(duì)照組無(wú)顯著差異; 2 d時(shí)恢復(fù)到對(duì)照組水平,其后CAT活性被抑制,到15 d各濃度組CAT活性除2·5 mg·L-1濃度組外都顯著低于對(duì)照組(P<0·05).翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)CAT活性在DBP脅迫15 d過(guò)程中表現(xiàn)為抑制-誘導(dǎo)-抑制,表明DBP對(duì)翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)CAT活性的誘導(dǎo)具有滯后性.DBP對(duì)翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)CAT的影響具有較明顯的時(shí)間-效應(yīng)關(guān)系,長(zhǎng)期的DBP脅迫將抑制CAT活性.
DBP脅迫解除并于清潔水體中凈化2 d后, 2·5和12·5 mg·L-1濃度組CAT活性升高, 5 d后0·5和2·5 mg·L-1濃度組CAT活性升高, 10 d后0·5和2·5 mg·L-1濃度組恢復(fù)到對(duì)照水平, 12·5和62·5 mg·L-1濃度組則極顯著低于對(duì)照(P<0·01).表明低濃度的DBP脅迫后翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)CAT活性在置于清潔水體一段時(shí)間后能恢復(fù)正常;而高濃度DBP脅迫下即使在DBP污染解除較長(zhǎng)時(shí)間后翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)CAT活性也難于恢復(fù).
2·2·2DBP外套膜CAT活性 與對(duì)照相比,DBP脅迫0·5 d后2·5、12·5和62·5 mg·L-1濃度組翡翠貽貝外套膜CAT活性均表現(xiàn)為受抑制降低; 1 d后2·5和12·5 mg·L-1濃度組CAT活性極顯著升高(P<0·01),其他無(wú)顯著變化(P>0·05); 2 d后各濃度組CAT活性再次表現(xiàn)為受抑制;其后在DBP持續(xù)脅迫下外套膜CAT活性升高, 15 d后0·5和2·5 mg·L-1濃度組極顯著高于對(duì)照組(P<0·01),其他濃度組無(wú)顯著變化(P>0·05,圖2b).表明DBP脅迫對(duì)翡翠貽貝外套膜CAT活性在脅迫前期波動(dòng)較明顯,誘導(dǎo)具有一定的滯后性,而后期逐漸平穩(wěn),但都表現(xiàn)出顯著的誘導(dǎo)或抑制.
DBP污染解除并于清潔水體中凈化后,翡翠貽貝外套膜CAT活性均恢復(fù)到對(duì)照組水平(P>0·05).表明當(dāng)DBP污染解除后翡翠貽貝外套膜CAT活性能夠恢復(fù)到正常水平.
2·3 DBP脅迫對(duì)翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜LPO水平的影響
2·3·1內(nèi)臟團(tuán)LPO水平 如圖3a所示,DBP脅迫下各濃度組翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)中的MDA含量均有不同程度的增加,但波動(dòng)較大,規(guī)律性不明顯.與對(duì)照相比, 0·5 d后0·5 mg·L-1濃度組MDA含量極顯著升高(P<0·01),其他濃度組無(wú)顯著變化或低于對(duì)照; 1 d后0·5、2·5和12·5 mg·L-1濃度組MDA含量顯著升高(P<0·05), 62·5 mg·L-1濃度組無(wú)顯著變化; 2 d后各濃度組MDA含量都低于對(duì)照, 4 d后又顯著升高(P<0·05); 8 d后僅12·5和62·5 mg·L-1濃度組MDA含量顯著高于對(duì)照;脅迫15 d時(shí)各處理組MDA含量除0·5 mg·L-1濃度組外都顯著高于對(duì)照(P<0·01).可見(jiàn)DBP脅迫下翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)LPO水平明顯升高,過(guò)氧化損傷明顯,但波動(dòng)性大,時(shí)間-效應(yīng)和劑量-效應(yīng)都不明顯.
DBP脅迫解除并于清潔水體中凈化后,翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)MDA含量下降,試驗(yàn)結(jié)束時(shí)恢復(fù)到或低于對(duì)照水平.表明DBP脅迫解除后翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)LPO水平可恢復(fù)到正常.
2·3·2外套膜LPO水平 如圖3b所示, DBP脅迫0·5 d下翡翠貽貝外套膜MDA含量沒(méi)有明顯變化;DBP脅迫1 d后與對(duì)照相比,僅12·5 mg·L-1濃度組MDA含量極顯著升高(P<0·01),其他濃度組保持不變;DBP脅迫2 d、4 d后0·5和2·5 mg·L-1濃度組MDA含量顯著高于對(duì)照(P<0·05),其他濃度組低于對(duì)照或無(wú)顯著變化; DBP脅迫8 d后0·5、12·5和62·5 mg·L-1濃度組MDA含量均極顯著高于對(duì)照(P<0·01); 15 d后, 2·5和12·5 mg·L-1濃度組MDA含量仍顯著高于對(duì)照(P<0·05).表明DBP脅迫中期顯著提高了翡翠貽貝外套膜的LPO水平,氧化損傷嚴(yán)重;但脅迫后期LPO水平降低,氧化損傷程度減輕.
DBP污染解除并于清潔水體中凈化2 d,與對(duì)照相比, 2·5、12·5和62·5 mg·L-1濃度組MDA含量仍極顯著升高, 5 d、10 d各濃度組MDA含量即恢復(fù)到對(duì)照水平.表明翡翠貽貝外套膜LPO水平在DBP污染解解除后可恢復(fù)到正常,DBP對(duì)外套膜造成的氧化損傷消除.
3·討 論
3·1 DBP脅迫下翡翠貽貝體內(nèi)生化指標(biāo)的響應(yīng)抗氧化酶在防御機(jī)體氧化損傷中具有重要作用,其中SOD能將氧自由基轉(zhuǎn)化成H2O2,CAT能進(jìn)一步將H2O2轉(zhuǎn)化成水,消除污染物造成的自由基離子損傷.有研究認(rèn)為,DBP對(duì)生物SOD和CAT活性均有抑制作用[15].本研究中長(zhǎng)期DBP脅迫下翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)SOD和CAT活性都受到了顯著抑制; 2·5 mg·L-1濃度組外套膜SOD活性一直受到抑制,而其他濃度組在DBP脅迫早期受到抑制、后期被誘導(dǎo),其CAT活性變化波動(dòng)較大,但誘導(dǎo)和抑制變化都很明顯.可以看出翡翠貽貝抗氧化酶防御系統(tǒng)對(duì)DBP脅迫產(chǎn)生抗氧化壓力做出了應(yīng)激反應(yīng),且反應(yīng)明顯,但不同的抗氧化酶變化存在差異.蔡立哲等[16]研究PAHs對(duì)菲律賓蛤仔(Ruditapesphilippi-narum)抗氧化酶活性的影響時(shí)發(fā)現(xiàn), PAHs對(duì)SOD和CAT活性的影響均表現(xiàn)為先誘導(dǎo)后抑制.翡翠貽貝體內(nèi)SOD和CAT活性的變化符合生物免疫機(jī)能的作用規(guī)律:首先由于DBP脅迫初期翡翠貽貝抗氧化應(yīng)激作用的延遲, SOD和CAT活性尚未被誘導(dǎo)使酶蛋白被破壞或消耗從而導(dǎo)致抗氧化酶活性降低;之后隨著DBP脅迫時(shí)間的延長(zhǎng),生物體產(chǎn)生的氧自由基逐漸超出了其自我代償能力導(dǎo)致相關(guān)酶活性下降.本研究中SOD和CAT活性的變化沒(méi)有明顯的同步性,這可能與兩種酶的受影響模式不同有關(guān).SOD歧化O2-·產(chǎn)生的H2O2并不是完全由CAT還原,GPx也可將其還原,且此途徑也不是H2O2的唯一來(lái)源,氨基酸或細(xì)胞色素P450氧化酶激活也可產(chǎn)生H2O2[17].
MDA是脂質(zhì)過(guò)氧化的主要產(chǎn)物之一,其含量的高低可指示生物膜膜脂過(guò)氧化的程度,目前已較多地應(yīng)用于水生生態(tài)毒理學(xué)研究.谷巍等[18]發(fā)現(xiàn),重金屬作用下魚(yú)草(Cabomba caroliniana)活性氧和MDA含量上升,其抗氧化酶系統(tǒng)活性紊亂, LPO水平上升;紀(jì)靚靚等[19]發(fā)現(xiàn)污染物促進(jìn)了自由基的產(chǎn)生,使抗氧化酶活性改變,MDA極顯著升高.本研究中翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜中MDA含量在DBP脅迫下波動(dòng)雖然較大,但與對(duì)照組相比仍均有明顯升高,至DBP脅迫結(jié)束其LPO水平仍表現(xiàn)為升高.陳海剛等[20]研究中,氯化三丁基錫脅迫下黑鯛(Sparusmacrocephlus)鰓SOD活性受抑制而肝臟的受促進(jìn),但兩組織的MDA含量起初升高到試驗(yàn)結(jié)束時(shí)降低,與本研究結(jié)果存在一定差異.無(wú)論SOD和CAT活性是受到顯著抑制還是促進(jìn),翡翠貽貝組織的LPO水平仍升高,表明DBP脅迫使翡翠貽貝體內(nèi)氧自由基迅速增加,抗氧化防御體系僅能清除出部分自由基從而緩解其對(duì)貽貝造成的部分損傷,余下未能及時(shí)清除的自由基對(duì)細(xì)胞產(chǎn)生了不可逆轉(zhuǎn)的損害,導(dǎo)致機(jī)體LPO水平升高.
污染物濃度不同對(duì)機(jī)體的損害也不盡相同,往往表現(xiàn)出一定的劑量-效應(yīng)關(guān)系.目前對(duì)石油類(lèi)的研究中,水生生物體內(nèi)酶活性都呈現(xiàn)不同程度的劑量-效應(yīng)關(guān)系[21].但也有研究認(rèn)為,不同濃度的有機(jī)污染物對(duì)機(jī)體酶活性影響不顯著,李佳華等[22]研究認(rèn)為,苦草(Vallisneria spiralis)中MDA和可溶性糖含量以及葉片中葉綠素含量與DBP濃度之間相關(guān)關(guān)系不顯著.本研究中DBP脅迫下翡翠貽貝的SOD和CAT活性沒(méi)有表現(xiàn)出明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系,但從總體來(lái)看外套膜SOD活性在時(shí)間上表現(xiàn)為先抑制后激活(除外套膜2·5 mg·L-1濃度組),內(nèi)臟團(tuán)CAT活性先由于生物的延遲效應(yīng)受抑制,而后被激活再被抑制,表現(xiàn)出一定的時(shí)間-效應(yīng)關(guān)系;2·5 mg·L-1濃度組的抗氧化酶活性與其他濃度組間表現(xiàn)出明顯差異,可能與污染物低劑量脅迫誘導(dǎo)生物體產(chǎn)生的相關(guān)應(yīng)激反應(yīng)有關(guān). Stebbing[23]認(rèn)為,機(jī)體在毒物低濃度下會(huì)出現(xiàn)這種現(xiàn)象,并把這一現(xiàn)象稱(chēng)為“毒物興奮效應(yīng)”. Pan等[24]試驗(yàn)過(guò)程中發(fā)現(xiàn),低濃度PAHs脅迫下櫛孔扇貝(Chlamys farreri)血淋巴SOD活性持續(xù)上升,高濃度脅迫下SOD活性表現(xiàn)為先升后降. DBP脅迫下翡翠貽貝外套膜CAT活性和MDA含量隨曝露時(shí)間的變化呈無(wú)規(guī)律的波動(dòng)變化,具體表現(xiàn)為“抑制-誘導(dǎo)”效應(yīng)、“升高-降低”的反復(fù),王雋媛[25]對(duì)斑馬魚(yú)(Danio rerio)受萘脅迫的研究中也發(fā)現(xiàn)其內(nèi)臟團(tuán)抗氧化系統(tǒng)酶出現(xiàn)了如此反復(fù)的情況.綜上,翡翠貽貝抗氧化系統(tǒng)的變化可以從三方面解釋: 1)DBP重度和(或)長(zhǎng)期脅迫產(chǎn)生的氧化壓力超出了翡翠貽貝個(gè)體的調(diào)節(jié)能力,使抗氧化酶活性降低,抗氧化物減少, LPO水平升高; 2)抗氧化酶防御體系中存在過(guò)多的氧化劑,包括抗氧化酶體系中產(chǎn)生的氧化劑,則其體系內(nèi)的酶活性將受到抑制,如SOD活性會(huì)受到過(guò)氧化氫的抑制,過(guò)氧化氫酶也會(huì)受到過(guò)多的超氧根離子的抑制[26]; 3)抗氧化酶可受到來(lái)自環(huán)境條件、試驗(yàn)生物、污染物性質(zhì)等方面的影響,其變化可能呈現(xiàn)不同的規(guī)律.
3·2 DBP污染解除后翡翠貽貝體內(nèi)生化指標(biāo)的響應(yīng)
機(jī)體對(duì)污染物脅迫而產(chǎn)生的應(yīng)激效應(yīng)一般會(huì)隨著脅迫的解除而停止.黃周英等[27]研究認(rèn)為,三丁基錫(TBT)脅迫下文蛤(Meretrixmeretrix)消化腺SOD活性和MDA含量都明顯升高, CAT活性在初期受到誘導(dǎo)而后無(wú)影響,在清水中恢復(fù)20 d后各指標(biāo)恢復(fù)到對(duì)照組水平.在苯并[a]芘脅迫下褐菖鲉(Sebastiscusmarmoratus)抗氧化酶被顯著誘導(dǎo),隨著脅迫時(shí)間延長(zhǎng)DNA損傷加重,但脅迫50 d結(jié)束后進(jìn)行20 d的恢復(fù)其抗氧化酶和DNA損傷都得到了恢復(fù)[28].本研究中,清潔海水凈化期間翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)SOD和CAT活性在12·5和62·5 mg·L-1濃度組中仍受到顯著抑制(P<0·05),但LPO水平恢復(fù)到或低于對(duì)照;外套膜中的SOD活性表現(xiàn)出上升趨勢(shì),CAT活性和LPO水平則恢復(fù)到對(duì)照水平,表明DBP脅迫對(duì)翡翠貽貝產(chǎn)生的損傷在污染解除后能夠恢復(fù),但由于不同酶的性質(zhì)不同,其所需的恢復(fù)時(shí)間也不一樣;外套膜與污染物長(zhǎng)時(shí)間直接接觸,脅迫解除后其SOD迅速恢復(fù).本試驗(yàn)SOD活性恢復(fù)并持續(xù)升高的原因可能由于SOD較敏感,生物體解除曝露后可呈現(xiàn)一定范圍的“過(guò)度應(yīng)激”反應(yīng),但其機(jī)理有待進(jìn)一步深入探討.此外,污染解除后,低劑量DBP比高劑量DBP的翡翠貽貝恢復(fù)得更快,說(shuō)明雖然受DBP脅迫15 d后各濃度組翡翠貽貝LPO水平較對(duì)照組沒(méi)有顯著升高,但從它們的恢復(fù)情況來(lái)看,低劑量DBP對(duì)翡翠貽貝的脅迫程度低于高劑量DBP.綜上,DBP脅迫對(duì)翡翠貽貝造成的氧化損傷是可以恢復(fù)的,在實(shí)際的污染治理中可以通過(guò)控制水體中PAEs含量來(lái)降低其對(duì)水生生物的危害,但長(zhǎng)期的PAEs對(duì)水生生物造成的可遺傳的毒性破壞則可能是不可逆的,這就需要從根本上解決PAEs污染問(wèn)題.
3·3 翡翠貽貝不同組織對(duì)DBP脅迫響應(yīng)的差異性
不同的組織由于其生理功能上的差異導(dǎo)致其解毒能力也會(huì)不同,因此各種酶在不同組織間的活性存在很大差異.內(nèi)臟團(tuán)是貽貝消化道和其他內(nèi)臟器官的總稱(chēng),而外套膜上的粘液細(xì)胞作為貝類(lèi)免疫的第一道防線(xiàn)在防護(hù)免疫過(guò)程中作用十分重要,但貽貝對(duì)有毒物質(zhì)的排出主要通過(guò)血細(xì)胞滲出和分泌貝殼進(jìn)行;另外貽貝為濾食性動(dòng)物,而水體中的污染物僅有大小適中的能夠進(jìn)入其體內(nèi),那些顆粒較大的則沉淀在外套膜上,導(dǎo)致外套膜上的污染物蓄積較其他組織多[13].陳榮等[29]認(rèn)為,牡蠣(Ostrea cucul-lata)消化腺的SOD和CAT活性遠(yuǎn)高于鰓,且活性隨著石油烴含量的增加而增強(qiáng).李文英等[30]認(rèn)為,DBP脅迫下斑馬魚(yú)(Brachydanio rerio)不同組織中SOD活性變化的差異也很明顯,內(nèi)臟團(tuán)中SOD活性為先抑制后激活總體為抑制,鰓絲中為先激活后抑制總體也為抑制.本研究中,翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)CAT活性顯著高于外套膜,外套膜SOD活性顯著高于內(nèi)臟團(tuán),兩種組織的LPO水平變化近似.表明翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜中的抗氧化酶由于組織生理功能的差異而不同,同時(shí)對(duì)DBP脅迫反應(yīng)的靈敏性也不同.
總之,抗氧化體系的變化反應(yīng)了DBP對(duì)翡翠貽貝的毒性作用: SOD和CAT活性被明顯誘導(dǎo)(或抑制),MDA含量在DBP脅迫下明顯升高.值得注意的是,抗氧化酶活性的變化是一個(gè)動(dòng)態(tài)過(guò)程,其變化受到多因素制約,這些因素可以是污染物種類(lèi)和濃度,也可以是試驗(yàn)生物、環(huán)境條件等;MDA含量也可能因時(shí)間累積而升高;翡翠貽貝內(nèi)臟團(tuán)和外套膜中的SOD和CAT活性大小和變化規(guī)律差異顯著.因此,在考慮利用生理生化指標(biāo)監(jiān)測(cè)環(huán)境中的PAE時(shí)需要考慮多方面的條件和因素,篩選出最合理、最具指示性的生物和指標(biāo).
參考文獻(xiàn)：略
