紅樹蜆體內氧化逆境標志物對SCCPs暴露的響應

邢永澤,農 瑩,陸宇哲,楊明柳,閻 冰*

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紅樹蜆體內氧化逆境標志物對SCCPs暴露的響應

邢永澤1,2,3,農 瑩4,陸宇哲4,楊明柳1,閻 冰1*

(1.廣西科學院廣西紅樹林研究中心,廣西紅樹林保護與利用重點實驗室,廣西北海536007；2.海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室,山東青島 266100；3.中國海洋大學環(huán)境科學與工程學院,山東青島 266100；4.廣西大學動物科學技術學院,廣西南寧 530005)

實驗室條件下,觀測不同劑量-時間短鏈氯化石蠟(SCCPs)暴露下紅樹蜆()血液及鰓組織的4種氧化逆境標志物(SOD、CAT、GST酶活性及MDA含量)的響應特征.結果表明:在低濃度(0.5,1mg/L)和中濃度(5mg/L)脅迫組,血液和鰓組織SOD、GST酶基本表現為隨脅迫時間延長,酶活性逐漸上升的趨勢;高濃度(10,20mg/L)脅迫組SOD、GST酶在脅迫初期表現出很高的活性,之后逐漸下降.CAT酶在脅迫初期(1d)就表現出最高的酶活性,之后酶活性逐漸降低并最終受到抑制.低濃度脅迫組MDA含量呈現上升-下降-上升的趨勢;中等濃度及以上脅迫組,MDA含量持續(xù)升高.抗氧化系統在低于5mg/L的SCCPs脅迫組能夠有效發(fā)揮作用,而高于此濃度的脅迫組,抗氧化系統經過初期的應急反應后,隨脅迫時間延長逐漸被破壞.本文還探討了利用紅樹蜆作為指示生物的可行性.

紅樹蜆；短鏈氯化石蠟；氧化逆境標志物

短鏈氯化石蠟(short-chain chlorinated paraffins,SCCPs)是氯化石蠟家族中碳鏈長度為10~13個碳原子,含氯質量分數通常為30%~75%的一類復雜化合物[1].相對于中鏈氯化石蠟(碳鏈長度為14~17)和長鏈氯化石蠟(碳鏈長度為18~30),短鏈氯化石蠟因其更易從各類產品中釋放入環(huán)境、更高的生物累積特性和更高的毒性而受到廣泛關注[2].雖然中國沒有直接生產SCCPs,但中國是氯化石蠟(CPs)生產第一大國,截至2015年,國內CPs總產能達160萬t[3],氯化石蠟產品中不同程度的含有SCCPs成分.CPs在工業(yè)上用作阻燃劑、增塑劑、金屬加工油和皮革處理劑等,其生產、存儲、運輸、使用以及廢物的丟棄、燃燒和產品的填埋過程中造成SCCPs持續(xù)向環(huán)境中釋放.因此,2012年工信部、科技部、財政部制定了《工業(yè)清潔生產推行“十二五”規(guī)劃》(工信部聯規(guī)[2012]29號),決定開展有毒有害原料(產品)替代,其中包括嚴格控制氯化石蠟生產原料中的短鏈氯化石蠟含量[4].

SCCPs所具有的POPs特性,使其廣泛存在于不同環(huán)境介質中如水體[5]、土壤[6-7]、沉積物[8-9]、大氣[10-11]及生物體[12].現有研究表明沉積物是SCCPs 重要的“匯”.在北美五大湖地區(qū)[13]、西班牙[14]、挪威[15]、捷克[16]以及日本[17]的河流沉積物中均發(fā)現不同濃度的SCCPs. Chen等在中國珠江三角洲河水底泥中測得SCCPs含量為320~6600ng/g(干重)[18],陳晨等[19]報道遼河口海域沉積物中SCCPs的濃度為64.9~1683.4ng/g (干重),并呈現離岸越遠濃度越低的趨勢,Zeng等[20]發(fā)現中國東海表層沉積物中的SCCPs濃度也呈現相似趨勢,暗示河流排放是海洋中SCCPs的主要來源.目前國外水體中SCCPs—般在ng/L級別,國內某些地區(qū)已達到μg/L級別.Zeng等[21]測得北京高碑店湖SCCPs總濃度范圍為172~176ng/L,污水處理廠進水口SCCPs濃度為4200~4700ng/L.海水中SCCPs濃度報道較少,于國龍[22]對遼寧普蘭店灣的海水進行調查,測得SCCPs濃度為493.87~1490ng/L;Ma等[23]研究遼東灣海域海水中SCCPs的濃度在4.1~ 13.1ng/L,并認為海水中SCCPs的污染濃度與人類生產活動正相關.目前的毒理研究表明,SCCPs暴露對嚙齒動物甲狀腺、肝臟、腎臟具有毒性作用[24-25].劉麗華等[2]發(fā)現SCCPs在模式生物斑馬魚的早期發(fā)育階段可引起一系列非致死效應和致死效應.Madeley 等[26]通過SCCPs對虹鱒魚的毒性研究,認為SCCPs對水生生物的毒性可能需要很長一段時間才能表現出來.另有研究顯示,大型蚤()、糠蝦()等水生無脊椎動物對 SCCPs相對比較敏感[27-28],但SCCPs對海洋雙殼貝類的毒性作用及基于此的氧化逆境標志物的響應仍未見相關報道.

紅樹林作為受海陸雙重影響的重要生態(tài)系統,廣泛分布于華南沿海,同時也是POPs污染物重要的“匯”.紅樹蜆()作為一種廣布于紅樹林區(qū)的濾食性雙殼貝類,是河口紅樹林生境中沉積物-水界面微環(huán)境的代表物種.因此,本課題組采用紅樹蜆作為受試生物,通過研究血液及鰓組織4種氧化逆境標志物的活性或含量,分析不同劑量-時間SCCPs暴露下紅樹蜆的氧化應激與損傷,探索SCCPs對紅樹林生態(tài)系統雙殼貝類毒性效應及作用機制.

1 材料與方法

1.1 試驗貝的采集與馴養(yǎng)

試驗用紅樹蜆采集于廣西北海市廉州灣草頭村紅樹林區(qū)(21°33′28"N,109°9′22"E),經形態(tài)判別后挑選出大小相近的個體用于試驗,經測定供試紅樹蜆個體鮮重(32.61±2.56)g/個,殼長(48.3± 4.2)mm,殼寬(24.56±3.8)mm,殼高(44.8±3.5)mm.在塑料筐中馴養(yǎng)5d,馴養(yǎng)密度為每升水2個貝,微充氣,每天換水后投喂扁藻.試驗用水為自來水與沙濾海水混合后經充分曝氣的半自然海水,鹽度為15±1,水質符合漁業(yè)水質標準(GB11607—1989).

1.2 脅迫處理

SCCPs(CAS85535-84-8)購自北京湯普森生物科技有限公司,氯含量(42±2)%.參照文獻[29]及預試驗結果,SCCPs對紅樹蜆最低影響濃度較高,二甲基亞砜(DMSO)對紅樹蜆無明顯影響.因此試驗設置SCCPs濃度為0.5,1,5,10, 20mg/L共5個脅迫組,1個水對照組和1個DMSO溶劑對照組(500mg/L).每組設2個平行樣,每個平行樣試驗開始時共計32個貝,養(yǎng)殖密度為每升水2個貝,每天取樣后完全換水并投喂扁藻.按照每個貝0.5L水計,維持SCCPs、DMSO濃度.24h不間斷微充氣.在脅迫試驗的第0d、1d、3d、5d、7d和15d,以及解除脅迫的第3d(R3d)和第15d(R15d)分別取樣,每組每次隨機取8個貝,單獨檢測每個貝的各項氧化逆境標志物指標.恢復期間每天換水后只投喂扁藻.試驗期間,鹽度15±1,溫度26~28℃,自然光照.

1.3 氧化逆境標志物的提取與檢測

1.3.1 血樣品制備 用1mL一次性注射器抽取紅樹蜆閉殼肌血液,注入對應編號離心管中,4°C,3000,離心5min,取上清液于深孔板中,用于測試抗氧化酶系指標和MDA含量.

1.3.2 鰓組織樣品制備 取出鰓組織,用蒸餾水快速沖洗3次,吸干水分,稱量0.3g,放入對應編號凍存管中,立即放入-80℃超低溫冰箱保存待用.鰓組織冰浴下高速勻漿60s.0℃,16700,離心20min,取上清液,用于相關指標的測試.

1.3.3 標志物的檢測 SOD活性測定采用羥胺發(fā)色法測定[30],CAT活性采用苯酚顯色法測定[31],GST活性采用CDNB比色法測定[32],MDA采用改進的硫代巴比妥酸比色法測定[33],蛋白含量采用BCA法測定[34].

1.4 數據分析

試驗數據采用SPSS19軟件統計分析.采用單因素方差分析進行顯著性檢驗,<0.05認為存在顯著性差異,<0.01認為存在極顯著差異.采用“標記字母法”顯示顯著性檢驗結果.

2 結果

2.1 紅樹蜆血液氧化逆境標志物對SCCPs的響應

空白對照組和DMSO組在脅迫及恢復階段酶活性及MDA含量無顯著差異(>0.05).

在脅迫階段,0.5,1,5mg/L組,隨著暴露時間延長,SOD酶活性整體呈現逐漸升高的趨勢,但5mg/L組第15d時SOD酶活性開始下降(圖1);去脅迫后SOD酶活性逐漸下降,其中0.5mg/L組酶活性能夠恢復到對照組水平(>0.05),1,5mg/L組R15d時酶活性仍然高于對照組(<0.05). 10,20mg/L組,SOD酶活性初期(1d)即受到顯著誘導(<0.01),之后隨著暴露時間延長,酶活逐漸降低,15d時酶活性已低于對照組水平(<0.05);去脅迫后(R3d)酶活性仍持續(xù)下降,R15d時酶活性逐漸恢復到對照組水平(>0.05)

圖1 不同SCCPs濃度下紅樹蜆血液SOD活性變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

對于CAT酶活性,暴露初期(1d)各脅迫組酶活性即受到顯著誘導(<0.01),低濃度組受誘導程度高于高濃度組(圖2). 0.5,1mg/L組酶活性在第3d達到最大值,隨后酶活性呈單調遞減趨勢. 5mg/L及以上組酶活性在第1d達到最大值后隨暴露時間延長呈逐漸降低的趨勢,并最終低于對照組水平(<0.05).去脅迫后,0.5mg/L組酶活性逐漸接近對照組水平(<0.05);1,5,10mg/L脅迫組表現為上升-下降趨勢;20mg/L脅迫組酶活性呈恢復性上升趨勢.

圖2 不同SCCPs濃度下紅樹蜆血液CAT活性變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

GST酶活性在不同的劑量-時間區(qū)間表現出不同的響應特點(圖3). 0.5mg/L組暴露初期酶活性略有下降(>0.05),從第3d起,酶活性逐漸升高;1mg/L組隨暴露時間延長,酶活性逐漸升高.去脅迫后,上述2脅迫組酶活性逐漸下降,但未能恢復到對照組水平(<0.05). 5mg/L及以上組,暴露初期酶活性即顯著升高,并隨暴露時間延長,酶活性呈現上升-下降的趨勢,最終低于對照組水平(<0.05);去脅迫后,各組酶活性均有所恢復,其中5mg/L組GST酶活性可以恢復到對照組水平(>0.05).

圖3 不同SCCPs濃度下紅樹蜆血液GST活性變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

圖4 不同SCCPs濃度下紅樹蜆血液MDA含量變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

各脅迫組MDA含量如圖4所示,0.5,1mg/L組呈現上升-下降-上升的趨勢;去脅迫后,MDA含量逐漸下降,但未能恢復到對照組水平(< 0.05).5mg/L及以上脅迫組隨暴露時間延長MDA含量逐漸升高;去脅迫后,R3d時MDA含量仍略有提高,R15d時MDA含量雖呈下降趨勢,但仍顯著高于對照組水平(<0.05).

2.2 紅樹蜆鰓組織氧化逆境標志物對SCCPs的響應

空白對照組和DMSO組在脅迫及恢復階段酶活性及MDA含量無顯著差異(> 0.05).

圖5 不同SCCPs濃度下紅樹蜆鰓組織SOD活性變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

SOD酶活性在不同劑量-時間區(qū)間表現出不同的規(guī)律(圖5).0.5,1mg/L組暴露初期SOD酶活性未有顯著變化(>0.05),從第3d起,劑量-時間關系較為單調,呈現隨時間變化逐漸上升的趨勢.5mg/L組隨暴露時間延長,SOD酶活性持續(xù)升高,7d達到最大值,隨后酶活性開始下降. 10,20mg/L組酶活性暴露初期即達到最大值,隨后酶活性逐漸降低,15d時已低于對照組水平(<0.01).去脅迫后,5mg/L以下脅迫組SOD酶活性逐漸降低到對照組水平(>0.05); 10, 20mg/L組酶活性R3d時繼續(xù)下降,R15d時酶活性有所恢復,但未恢復到對照組水平(>0.05).

對于CAT酶,脅迫初期(1d)各組酶活性就達到最大值(圖6).隨暴露時間延長,酶活性呈明顯的線性下降關系,其中10,20mg/L組在第15d時已顯著低于對照組水平(<0.05).去脅迫后,各組酶活性均有所恢復,其中5mg/L以下組能夠恢復到對照組水平(>0.05). 10mg/L組,CAT酶活性R3d時仍顯著上升,R15d時酶活雖有所下降,但仍高于對照組水平(<0.05). 20mg/L組在脅迫結束后CAT酶活性雖有所恢復,但R15d時仍低于對照組水平(<0.05).

圖6 不同SCCPs濃度下紅樹蜆鰓組織CAT活性變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

圖7 不同SCCPs濃度下紅樹蜆鰓組織GST活性變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

各組GST酶活性如圖7所示,0.5,1mg/L組暴露初期GST酶活性未有顯著變化(>0.05),從第3d起呈現明顯的線性上升趨勢. 5mg/L組隨時間延長,GST酶活性持續(xù)上升,7d達到最大值,15d時酶活性則有所下降. 10,20mg/L組酶活性暴露初期即達到最大值,第5d酶活性大幅度降低,脅迫后期酶活性略微上升.去脅迫后,各組恢復情況規(guī)律性不明顯,其中0.5,20mg/L組GST酶活性呈現逐漸降低的趨勢,中間濃度組GST酶活性均呈現先下降后上升的趨勢.

各脅迫組MDA含量如圖8所示,其中0.5, 1mg/L組MDA含量呈現升高-降低-升高的趨勢,暴露初期(1d)MDA含量上升,隨后MDA含量有所降低,第5d后繼續(xù)升高. 5mg/L及以上脅迫組,MDA含量基本呈現單調上升的趨勢.去脅迫后,0.5mg/L組MDA含量逐漸下降;其余脅迫組MDA含量在R3d時仍繼續(xù)升高,R15d時MDA含量雖有所降低,但仍高于對照組水平(<0.05).

圖8 不同SCCPs濃度下紅樹蜆鰓組織MDA含量變化

同一天測定的數據上標的不同字母表示在0.05的水平上差異顯著(=8)

3 討論

3.1 紅樹蜆抗氧化防御系統對SCCPs的響應

紅樹蜆作為雙殼貝類,缺乏特異性免疫防御機制,其在受異物侵害時主要以血細胞為基礎釋放出抗毒性物質來清除逆境脅迫和殺滅病原微生物,而逆境脅迫主要為活性氧自由基[35]. SCCPs作為一種持久性有機污染物,被紅樹蜆吸收后會首先導致機體自由基生成量顯著增加,誘導抗氧化酶的合成,使機體產生解毒反應.SOD和CAT是最先參與到這一過程的酶,是抗氧化防御系統的第一道防線.SOD將超氧陰離子(O2-)分解為H2O2和O2,CAT繼續(xù)分解H2O2成H2O和O2,從而降低體內H2O2的濃度.而GST主要存在于細胞液中,是抗氧化防御系統第二道防線的代表.它不僅參與自由基的清除,也可清除脂質過氧化物,此外它也可防止外源性化學物質與生物大分子之間共價結合,起到解毒作用[36].本試驗低濃度(0.5,1mg/L)脅迫組血液的SOD酶在脅迫初期(1d)先于鰓組織表現出活性.GST酶活性有一定滯后性,脅迫初期(1d)血液及鰓組織中GST酶活性均無明顯變化,第3d時血液及鰓組織GST酶活性逐漸升高.低濃度(0.5,1mg/L)和中濃度(5mg/L)脅迫組血液和鰓組織的SOD、GST酶基本表現出隨脅迫時間延長,酶活性逐漸上升的趨勢;高濃度(10,20mg/L)脅迫組SOD、GST酶在開始表現出很高的活性之后逐漸下降.紅樹蜆體內SOD、GST酶活性在試驗階段表現出相似的變化趨勢,這與17-雌二醇對雙齒圍沙蠶幼蟲脅迫結果類似[37].低濃度(0.5,1mg/L)脅迫組血液CAT酶在脅迫初期(1d)酶活性顯著上升,并在第3d達到最大值,鰓組織的CAT酶則從脅迫初期就表現出最高的酶活性,之后酶活性逐漸降低,并最終受到抑制.斑馬魚CAT酶對苯醚甲環(huán)唑脅迫也表現出相似的結果[38].試驗中發(fā)現高濃度的SCCPs對CAT的誘導效果有限,反而低濃度脅迫誘導效果更明顯.當紅樹蜆SOD、GST酶活性較低時,CAT酶會表現出一定的活性,以維持產生的氧自由基和抗氧化防御系統之間的平衡.何斌源等通過觀察Cd對紅樹蜆脅迫也得到相似結果[39].有研究認為SOD催化O2-的歧化反應不是CAT底物H2O2的唯一來源, H2O2也可能來自氨基酸或細胞色素P450氧化酶的激活[40],這也許是CAT初期活性較高的原因.試驗中發(fā)現在低、中濃度(￡5mg/L),血液相對鰓組織抗氧化酶活性更加敏感,響應時間更短;高濃度兩者則表現相近.這可能是因為血細胞同時兼容免疫-內分泌反應[41],所以中低濃度下反應較快.高濃度下,血液、鰓組織除免疫反應外,貝類神經系統也發(fā)揮重要作用,指導分泌應激激素使貝類免疫反應逐漸增強;陳慕雁[42]發(fā)現貝類應激激素具有明顯的劑量依賴性.試驗中,5mg/L是一個明顯的分水嶺,低于此濃度的SCCPs脅迫組更多表現為緩慢誘導作用,此時抗氧化系統能夠有效發(fā)揮作用.而高于此濃度的脅迫組,抗氧化系統經過初期的應急反應后,隨脅迫時間延長逐漸被破壞.

MDA是脂質過氧化的產物,對細胞膜有很強的破壞作用,其含量可反映機體內自由基產生量及對機體的影響程度. Bebianno 等提出高含量MDA是抗氧化防御機能喪失的結果[43].本試驗MDA含量在血液和鰓組織中變化趨勢相似.低濃度(0.5,1mg/L)脅迫時MDA含量與抗氧化酶活性呈負相關,在脅迫初期(1d)MDA含量升高,之后隨著SOD、GST酶活性升高,MDA含量有所下降;隨著脅迫時間延長及CAT酶活性下降,MDA含量再次小幅上升;去脅迫后,MDA含量即逐漸下降,推測是因為抗氧化系統為清除機體內的活性氧提供了有效保障.中等濃度(5mg/L)及以上脅迫組,MDA含量持續(xù)升高,R3d時MDA含量仍在升高,這顯然是由于抗氧化系統遭到了破壞,導致機體內活性氧更迅速累積,從而加劇膜脂過氧化作用.

3.2 利用紅樹蜆作為指示生物的思考

紅樹林廣泛接受徑流、潮汐帶來的污染物,已成為人類各種污染物的“匯”.紅樹蜆作為一種廣泛分布于紅樹林區(qū)的雙殼貝類,其濾食作用使其對沉積物-水界面微環(huán)境有較強的擾動作用,并促進了污染物吸收[44].一定濃度的污染物不僅不會造成其死亡,反而利于對生理生化指標的觀察[39].研究表明紅樹蜆對Pb、Cu、Cd、Zn等重金屬具有較強的主動富集能力,同時具有一定的耐受性[45].莫祖英[46]通過對PCBs脅迫下紅樹蜆轉錄組研究,發(fā)現其肌肉線粒體內與氧化磷酸化相關基因對PCBs敏感.王瑁等研究認為紅樹蜆主要取食沉積物表層凋落的紅樹植物碎屑,其中樹皮和葉片的食物貢獻率均為26%~50%[47].另有研究發(fā)現紅樹林濕地中殘留落葉對PAHs具有較強的吸附作用,含量甚至高于其所在濕地的沉積物[48],對于活體紅樹植物,污染物則主要富集在樹根或樹干部位[49].上述結果暗示紅樹蜆可能是紅樹林內重金屬、POPs等污染物進入食物鏈傳遞的重要節(jié)點.雖然紅樹蜆具有分布廣泛、個體大小適中、全部處于野生狀態(tài)且易于采集、抗病及適應能力強、劑量-效應關系明顯等優(yōu)點,但目前利用紅樹蜆作為指示生物也存在一些問題.

首先紅樹蜆在紅樹林區(qū)隨高程變化呈階梯分布,周浩郎等發(fā)現紅樹蜆多見于高潮帶而鮮見于低潮帶,其分布狀況受沉積物緊實度和鹽度制約[50].其次野外調查發(fā)現紅樹蜆()與歪紅樹蜆()在同一區(qū)域生長和分布,且形態(tài)極為相似,這對鑒別經驗提出較高要求,此外鑒別過程中發(fā)現某些個體外形處于紅樹蜆與歪紅樹蜆中間形態(tài),是否存在雜交現象目前還不清楚.最后,在自然環(huán)境中,生物體對污染壓力的響應會受到季節(jié)、溫度、營養(yǎng)條件等客觀因素及繁殖期、疾病等主觀因素影響,相對于文蛤、貽貝等廣泛運用的指示生物,紅樹蜆生長發(fā)育、生理生化、不同層次標志物對海洋典型污染物響應等研究仍待完善.

4 結論

4.1 在低濃度(0.5,1mg/L)和中濃度(5mg/L)脅迫組,血液和鰓組織SOD、GST酶基本表現為隨脅迫時間延長,酶活性逐漸上升的趨勢;高濃度(10,20mg/L)脅迫組SOD、GST酶在脅迫初期表現出很高的活性,之后逐漸下降.CAT酶在脅迫初期表現出最高的酶活性,之后酶活性逐漸降低并最終受到抑制.

4.2 低、中濃度SCCPs(￡5mg/L)脅迫下,血液的抗氧化酶活性相對于鰓組織更加敏感,響應時間更短;高濃度脅迫下兩者表現相近.

4.3 MDA含量在血液和鰓組織中變化趨勢相似,并與抗氧化酶活性呈負相關.MDA含量變化趨勢表明抗氧化系統在低于5mg/L的SCCPs脅迫組能夠有效發(fā)揮作用,而高于此濃度的脅迫組,抗氧化系統經過初期的應急反應后,隨脅迫時間延長逐漸被破壞.

[1] Guo Z Y, Zhu H Y, Liang X G. Entransy: a physical quantity describing heat transfer ability [J]. International Journal of Heat and Mass Transfer, 2007,50(13): 2545-2556.

[2] 劉麗華,馬萬里,劉麗艷,等.短鏈氯化石蠟C10(50.2%Cl)對斑馬魚胚胎的發(fā)育毒性 [J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報, 2016,4(8):127- 140.

[3] 石 萱.氯化石蠟如何破困局 [N]. 中國化工報, 2015-4-2(3).

[4] 沈 亮,羅 平,張宇峰.我國短鏈氯化石蠟產業(yè)現狀及環(huán)境行為研究 [J]. 現代化工, 2016,36(3):1-6.

[5] Coelhan M. Levels of chlorinated paraffins in water [J]. Clean-Soil Air Water, 2010,38(5/6):452-456.

[6] Nicholls C R, Allchin C R, Law R J. Levels of short and medium chain length polychlorinated n-alkanes in environmental samples from selected industrial areas in England and Wales [J]. Environmental Pollution, 2001,114(4):415-430.

[7] Zeng L X, Wang T, Han W Y, et al. Spatial and vertical distribution of short chain chlorinated paraffins in soils from wastewater irrigated farmlands [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(6):2100-2106.

[8] Iozza S, Müller C E, Schmid P, et al. Historical profiles of chlorinated paraffins and polychlorinated biphenyls in a dated sediment core from Lake Thun (Switzerland) [J]. Environmental Science & Technology, 2008,42(4):1045-1050.

[9] Tomy G T, Stern G A, Lockhart W L, et al. Occurrence of C10- C13 polychlorinated n-alkanes in Canadian midlatitude and arctic lake sediments [J]. Environmental Science & Technology, 1999, 33(17):2858-2863.

[10] Barber J L, Sweetman A J, Thomas G O, et al. Spatial and temporal variability in air concentrations of short chain (C10-C13) and medium-chain (C14-C17) chlorinated n-alkanes measured in the UK atmosphere [J]. Environmental Science & Technology, 2005,39(12):4407-4415.

[11] Peters A J, Tomy G T, Jones K C, et al. Occurrence of C10-C13 polychlorinated n-alkanes in the atmosphere of the United Kingdom [J]. Atmospheric Environment, 2000,34(34):3085- 3090.

[12] Tomy G T, Muir D C G, Stern G A, et al. Levels of C10-C13 polychloro-n-alkanes in marine mammals from the Arctic and the St. Lawrence River estuary [J]. Environmental Science & Technology, 2000,34(9):1615-1619.

[13] Marvin C H, Painter S, Tomy G T, et al. Spatial and temporal trends in short-chain chlorinated paraffins in Lake Ontario sediments [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37(20): 4561-4568.

[14] Castells P, Parera J, Santos F J, et al. Occurrence of polychlorinated naphthalenes, polychlorinated biphenyls and short-chain chlorinated paraffins in marine sediments from Barcelona (Spain) [J]. Chemosphere, 2008,70(9):1552-1562.

[15] Borgen A R, Schlabach M, Mariussen E. Screening of chlorinated paraffins in Norway [J]. Organohalogen Compounds, 2003,60: 331-334.

[16] Pribylova P, Klanova J, Holoubek I. Screening of short-and medium-chain chlorinated paraffins in selected riverine sediments and sludge from the Czech Republic [J]. Environmental pollution, 2006,144(1):248-254.

[17] Iino F, Takasuga T, Senthilkumar K, et al. Risk assessment of short-chain chlorinated paraffins in Japan based on the first market basket study and species sensitivity distributions [J]. Environmental Science & Technology, 2005,39(1):859-866.

[18] Chen M Y, LUO X J, Zhang X L, et al. Chlorinated paraffins in sediments from the pearl River Delta. South China: spatial and temporal distributions and implication for processes [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(23):9936-9943.

[19] 陳 晨,馬新東,國 文,等.遼河口海域短鏈氯化石蠟污染特征及生物富集 [J]. 科學通報, 2014,59(7):578-585.

[20] Zeng L X, Zhao Z S, Li H J, et al. Distribution of short chain chlorinated paraffins in marine sediments of the East China Sea: Influencing factors, transport and implications [J]. Environmental Science Technology, 2012,46(18):9898-9906.

[21] Zeng L X, Wang T, Wang P, et al. Distribution and trophic transfer of short-chain chlorinated paraffins in an aquatic ecosystem receiving effluents from a sewage treatment plant [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(13):5529-5535.

[22] 于國龍.海洋環(huán)境中短鏈氯化石蠟的分析方法及應用研究 [D]. 大連:大連海事大學, 2012.

[23] Ma X D, Zhang H, Wang Z, et al. Bioacumulation and trophic transfer of short chain chlorinated paraffins in a marine food web from the Liaodog Bay, north China [J]. Environmental Science & Technology, 2014,48(10):5964-5971.

[24] Nilsen O G, Toftgard R, Glaumann H, et al. Effects of chlorinated paraffins on rat liver microsomal activites and morphology [J]. Archives of Toxicology, 1981,49(1):1-13.

[25] 李 勛,劉鈺晨,陳敏杰.短鏈氯化石蠟急性暴露對SD雄性大鼠的組織病理學影響 [J]. 江漢大學學報, 2013,(41):5:20-25.

[26] Madeley J R, Maddock, B G. Toxicity of a chlorinated paraffin to rainbow trout over 60days. Chlorinated paraffin: 52% chlorination of intermediate chain length n-paraffins [R]. Brixham: Imperial Chemical Industries Ltd, Brixham Laboratory, 1983c.

[27] Thompson R S, Madeley J R. The acute and chronic toxicity of a chlorinated paraffin to Daphnia magna [R]. Devon: Imperial Chemical Industries PLC, 1983.

[28] Thompson R S, Madeley J R. The acute and chronic toxicity of a chlorinated paraffin to the mysid shrimp () [R]. Devon: Imperial Chemical Industries PLC, 1983.

[29] Brown D, Thompson R S. Phthalates and the aquatic environment: PartⅡThe bioconcentration and depuration of di-2-ethyl-hexyl phthalate (dehp) and di-isodecyl phthalate (didp) in mussel (mytilus-edulis) [J]. Chemosphere, 1982,11(4):427-435.

[30] 任立英,陳小剛,張 慧,等.羥胺發(fā)色法測定超氧化物歧化酶 [J]. 臨床檢驗雜志, 1993,11(4):185-186.

[31] 劉硯韜,王振偉,張伶俐.過氧化氫酶活性測定的新方法 [J]. 華西藥學雜志, 2013,28(4):403-405.

[32] 龐戰(zhàn)軍.自由基醫(yī)學研究方法[M]. 北京:人民衛(wèi)生出版社, 2000:147-202.

[33] 黃 虹.血清脂質過氧化代謝產物丙二醛測定方法的改進 [J]. 鎮(zhèn)江醫(yī)學院學報, 1999,9(3):457-458.

[34] Smith P K, Krohn R I, Hermanson G T, et al. Measurement of protein using bichinchoninic acid [J]. Analytical Biochemistry, 1985,150(1):76-85.

[35] 鞏秀玉.壬基酚對波紋巴非蛤和菲律賓蛤仔的毒性效應[D]. 上海:上海海洋大學, 2012.

[36] 李 瑩.三種典型有機污染物對鯽魚抗氧化防御系統影響的研究[D]. 南京:南京大學, 2013.

[37] 董學興,呂林蘭,呂 富等.17β-雌二醇對雙齒圍沙蠶幼蟲SOD、CAT和GST活性的影響[J]. 南方水產科學, 2014,10(6):83-87.

[38] 穆希巖,黃 瑛,沈公銘,等.苯醚甲環(huán)唑對斑馬魚抗氧化酶的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(4):1242-1249.

[39] 賴廷和,何斌源,范航清等.重金屬Cd脅迫對紅樹蜆的抗氧化酶、消化酶活性和MDA含量的影響[J]. 生態(tài)學報, 2011, 31(11):3044-3053.

[40] Peters L D, Porte C, Albaiges J, et al. 7-Ethoxyresorufin O-deethylase (EROD) and antioxidant enzyme activities in larvae of Sardine () from the north coast of Spain [J]. Marine Pollution Bulletion, 1994,28(5):299-304.

[41] Ottaviani E, Franceschi C. The invertebrate phagocytic immunocyte: clues to a common evolution of immune and neuroendocrine systems [J]. Immunology Today, 1997,18(4): 169-174.

[42] 陳慕雁.應激激素體外誘導對櫛孔扇貝血細胞活性的影響[D]. 青島:中國海洋大學, 2007.

[43] Bebianno M J, Serafim A, Camus L, et al. Antioxidant systems and lipid peroxidation infrom Mid- Atlantic Ridge hydrothermal vent fields [J]. Aquatic Toxicology, 2005,75(4):354–373.

[44] 江小桃.大亞灣養(yǎng)殖水域底棲生物生態(tài)修復技術的研究[D].廣州:中國科學院南海海洋研究所, 2011.

[45] 何斌源,戴培建,范航清.廣西英羅港紅樹林沼澤沉積物和大型底棲動物中重金屬含量的研究 [J]. 海洋環(huán)境科學, 1996,15(1): 35-41.

[46] 莫祖英.多氯聯苯(PCBs)脅迫下紅樹蜆轉錄組的初步研究 [D]. 桂林:廣西師范大學, 2015.

[47] 王 瑁,高雪芹,丁弈朋,等.海南清瀾港不同棲息位置紅樹林軟體動物的食物來源 [J]. 濕地科學, 2015,13(2):171-174.

[48] 陸志強.多環(huán)芳烴對秋茄幼苗的生理生態(tài)效應及其在九龍江口紅樹林濕地的含量與分布[D]. 廈門:廈門大學, 2002.

[49] 張 軍.典型紅樹林濕地中多環(huán)芳烴的含量、來源和遷移研究[D]. 廈門:廈門大學, 2006.

[50] 周浩郎,張俊杰,邢永澤,等.廣西紅樹蜆的分布特征及影響因素分析[J]. 廣西科學, 2014,21(2):147-152.

Response characteristics of oxidative stress biomarkers ofto exposure of SCCPs.

XING Yong-ze1,2,3, NONG Ying4, LU Yu-zhe4, YANG Ming-liu1, YAN Bing1*

(1.Guangxi Key Laboratory of Mangrove Conservation and Utilization, Guangxi Mangrove Research Center, Guangxi Academy of Sciences, Beihai 536007, China；2.Key Laboratory of Marine Environment and Ecology, Ministry of Education, Qingdao 266100, China；3.College of Environmental Science and Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China；4.College of Animal Science and Technology, Guangxi University, Nanning 530005, China)., 2017,37(10)：3962~3971

This study aimed to investigate the response characteristics of 4 oxidative stress biomarkers, the activities of superoxide dismutase (SOD), catalase (CAT), glutathione-S-transferase (GST) and the level of malondialdehyde (MDA) in blood and gill tissue of theunder the condition of exposure to short-chain chlorinated paraffins (SCCPs) at different concentrations or with different exposure times.The results showed that SOD and GST activities in the blood and gill tissue increased along with the increase of exposure time under low stress (0.5mg/L, 1mg/L) or medium stress (5mg/L) of SCCPs. However, under high stress (10mg/L, 20mg/L), the activities of SOD and GST were high at the beginning of SCCPs exposure and then decreased gradually. CAT exhibited the highest activity at the initial stage (1d) of SCCPs exposure, and then its activity decreased gradually and finally was completely inhibited. In low stress group, the level of MDA appeared an up-down-up trend, however, in medium and high stress groups, the level of MDA increased continuously with the increase of exposure time. Taken together, the antioxidant system of thecould efficiently response to SCCPs when the concentration of SCCPs was lower than 5mg/L. However, when the concentration of SCCPs was higher than 5mg/L, after an initial emergency response, the antioxidant system was destroyed with the extending of exposure time. In addition, this study also explored the feasibility of usingas a bio-indicator for environment monitoring.

；short-chain chlorinated paraffins；oxidative stress biomarkers

X171

A

1000-6923(2017)10-3962-10

邢永澤(1983-),男,河北張家口人,助理研究員,中國海洋大學博士研究生,主要從事海洋生態(tài)毒理學研究.發(fā)表論文20篇.

2017-03-20

廣西自然科學基金項目(2016GXNSFBA380033);廣西科學院基本科研業(yè)務費資助(15YJ22HSL11)

*責任作者, 研究員, gxybing@outlook.com