四溴聯(lián)苯醚慢性脅迫對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)及抗氧化酶活力的影響

張賽賽，孫德啟，姜欣彤，董安然，王偉

四溴聯(lián)苯醚慢性脅迫對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)及抗氧化酶活力的影響

張賽賽1、2，孫德啟1，姜欣彤1，董安然1，王偉1

(1.大連海洋大學(xué)農(nóng)業(yè)部北方海水增養(yǎng)殖重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，遼寧大連116023；2.大連市水產(chǎn)技術(shù)推廣總站，遼寧大連116023)

為研究四溴聯(lián)苯醚 (BDE－47)慢性脅迫對(duì)大瀧六線魚(yú)Hexagrammos otakii的生物毒性效應(yīng)，通過(guò)設(shè)置不同濃度的BDE－47探究了其對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)及抗氧化酶活力的影響，試驗(yàn)設(shè)置空白對(duì)照組和DMSO對(duì)照組以及5 ng/L(A組)、50 ng/L(B組)、500 ng/L(C組)、5 μg/L(D組)、50 μg/L(E組)5個(gè)BDE－47濃度組。結(jié)果表明:在本試驗(yàn)條件下，各組大瀧六線魚(yú)的存活率均為100%；BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)存在劑量－效應(yīng)關(guān)系，隨著B(niǎo)DE－47濃度的增大，大瀧六線魚(yú)體長(zhǎng)和體質(zhì)量增長(zhǎng)受到的影響也增大，尤其是BDE－47濃度在50 ng/L以上時(shí)，魚(yú)體質(zhì)量出現(xiàn)負(fù)增長(zhǎng)；BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)肝臟和肌肉中的超氧化物歧化酶 (SOD)和過(guò)氧化氫酶 (CAT)活力有顯著影響，隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)，各濃度組肝臟SOD、CAT活力均呈先升高后降低的波動(dòng)變化趨勢(shì)；隨著養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)，高濃度組肌肉CAT活力呈先升高后降低的變化趨勢(shì)，低濃度組肌肉CAT活力及各濃度組肌肉SOD活力均無(wú)明顯變化趨勢(shì)。研究表明，各濃度的BDE－47不同程度地抑制大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)，其中體質(zhì)量較體長(zhǎng)對(duì)BDE－47的響應(yīng)更敏感；在肝臟組織中，SOD和CAT活力對(duì)于污染物的脅迫反應(yīng)比在肌肉組織中更敏感。

四溴聯(lián)苯醚；大瀧六線魚(yú)；生長(zhǎng)；超氧化物歧化酶

多溴聯(lián)苯醚 (Polybrominated diphenyl ethers，PBDEs)是一類溴代二苯醚類化合物，包含209種同系物，其阻燃效率高、穩(wěn)定性好，是一種溴系阻燃劑，在電子、電器、化工等領(lǐng)域中應(yīng)用廣泛[1]。PBDEs作為一種持久性有機(jī)污染物，揮發(fā)性及親脂性極強(qiáng)，既可隨空氣和水進(jìn)行遷移，也可隨食物鏈生物富集和放大[2]。1981年，在瑞典的鮻魚(yú)、鰻鱺和海鱒中PBDEs首次被檢出，此后在多種環(huán)境介質(zhì)、人體和生物材料中均發(fā)現(xiàn)PBDEs的存在，且其含量呈現(xiàn)逐年遞增的趨勢(shì)[3－4]。PBDEs作為一種普遍存在的持久性環(huán)境有機(jī)污染物，有關(guān)其對(duì)環(huán)境影響的研究已成為學(xué)界的一大熱點(diǎn)。據(jù)相關(guān)資料記載，PBDEs對(duì)生物體肝、腎、神經(jīng)系統(tǒng)、生殖系統(tǒng)、甲狀腺均有顯著影響[5－8]。四溴聯(lián)苯醚(Tetrabromodiphenyl ether，BDE－47)是多溴聯(lián)苯醚中分布最廣、生物材料中含量最高、毒性最強(qiáng)的同系物之一[9－10]。目前，對(duì)其毒性的相關(guān)研究主要集中在環(huán)境分布、污染特征、環(huán)境行為和人體暴露等方面[2，11－12]，而對(duì)環(huán)境中多溴聯(lián)苯醚脅迫魚(yú)類方面的研究資料甚少。

大瀧六線魚(yú)Hexagrammos otakii，俗稱黃魚(yú)，隸屬于鲉形目 Scorpaeniformes、六線魚(yú)科Hexagrammidae、六線魚(yú)屬Hexagrammos，屬于冷溫巖礁性魚(yú)類，生活在近海底層，主要分布于中國(guó)的黃海和渤海沿岸，日本、韓國(guó)和朝鮮等國(guó)的近海亦有分布，是中國(guó)遼寧和山東省近海的常見(jiàn)魚(yú)類。該魚(yú)肉質(zhì)細(xì)嫩、味美、營(yíng)養(yǎng)豐富，被譽(yù)為 “北方石斑”。目前，對(duì)于該魚(yú)的研究報(bào)道多集中在遺傳多樣性和繁殖生物學(xué)方面[13－15]，而有關(guān)多溴聯(lián)苯醚等持久性有機(jī)污染物對(duì)大瀧六線魚(yú)影響的研究尚未見(jiàn)報(bào)道。本研究中，采用毒性試驗(yàn)方法，探討了BDE－47慢性脅迫對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)及抗氧化酶活力的影響，以期為多溴聯(lián)苯醚的毒性機(jī)理和近海環(huán)境污染評(píng)價(jià)提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

試驗(yàn)用大瀧六線魚(yú)購(gòu)自大連市旅順開(kāi)發(fā)區(qū)某養(yǎng)殖場(chǎng)，暫養(yǎng)于大連海洋大學(xué)農(nóng)業(yè)部北方海水增養(yǎng)殖重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室。暫養(yǎng)用海水為沉淀和沙濾后的自然海水，水溫為 (21±1)℃，鹽度為32，pH為 (7.9±0.1)。

試驗(yàn)試劑主要有:四溴聯(lián)苯醚 (CAS:5436－43－1，BDE－47)購(gòu)自百靈威試劑公司；二甲基亞砜 (DMSO)購(gòu)自上海生工生物工程有限公司；SOD試劑盒和CAT試劑盒均購(gòu)自南京建成生物有限公司；其他試劑均購(gòu)自沈聯(lián)試劑公司。所有化學(xué)試劑均為分析純。

1.2 方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 試驗(yàn)魚(yú)暫養(yǎng)7 d后，選取健康的大瀧六線魚(yú)用于試驗(yàn)。暫養(yǎng)期間，試驗(yàn)魚(yú)不投喂任何餌料，每天換水1次。試驗(yàn)魚(yú)馴養(yǎng)時(shí)間為10 d，馴養(yǎng)期間，將選取的健康試驗(yàn)魚(yú)分別放入120 L聚乙烯水槽 (70 cm×40 cm×32 cm)中，每天投喂新鮮野雜魚(yú)1次，換水1次。

試驗(yàn)魚(yú)經(jīng)馴化后開(kāi)始正式試驗(yàn)。共設(shè)置空白對(duì)照組和DMSO對(duì)照組以及5 ng/L(A組)、50 ng/L(B 組)、 500 ng/L(C 組)、 5 μg/L(D 組)、 50 μg/L(E組)5個(gè)BDE－47濃度組。每組設(shè)3個(gè)重復(fù)，每個(gè)重復(fù)放20尾魚(yú)。其中空白對(duì)照組不添加任何試劑，DMSO對(duì)照組只添加二甲基亞砜 (DMSO)，濃度為25 μg/L。在試驗(yàn)開(kāi)始前，測(cè)定每組大瀧六線魚(yú)的初始體長(zhǎng)和體質(zhì)量，試驗(yàn)期間每周測(cè)定一次試驗(yàn)魚(yú)體長(zhǎng)、體質(zhì)量、肝臟和肌肉中的CAT和SOD活力，養(yǎng)殖試驗(yàn)共進(jìn)行42 d。

1.2.2 粗酶液的制備 將樣品魚(yú)于冰盤(pán)上解剖，取其肝臟并除去其表面附著的結(jié)締組織，用4℃預(yù)冷的去離子水沖洗干凈，再用濾紙吸去表面水分，稱取適量樣品，按質(zhì)量 (mg) ∶體積 (mL)比為1∶9加入4℃預(yù)冷的生理鹽水，用玻璃勻漿器于冰浴中研磨勻漿。粗酶液于4℃下以4000 r/min離心10 min，取上清液備用。

1.2.3 酶活力的測(cè)定 總SOD活力和CAT活力的測(cè)定均按照試劑盒提供的測(cè)量方法進(jìn)行。用南京建成生物有限公司的蛋白質(zhì)試劑盒 (考馬斯亮蘭法)測(cè)定組織勻漿中的蛋白質(zhì)含量。

1.2.4 生長(zhǎng)指標(biāo)的計(jì)算 試驗(yàn)魚(yú)存活率 (%)、增重率 (%)和特定生長(zhǎng)率 (%/d)計(jì)算公式如下:

其中:W0、Wt分別為試驗(yàn)初始和終末時(shí)試驗(yàn)魚(yú)平均體質(zhì)量 (g)；t為養(yǎng)殖試驗(yàn)時(shí)間 (d)；N0、Nt分別為試驗(yàn)初始和結(jié)束時(shí)試驗(yàn)魚(yú)數(shù)量 (尾)。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 19.0軟件對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行雙因素方差分析，對(duì)不同濃度不同時(shí)間的數(shù)據(jù)再進(jìn)行單因素方差分析和Duncan多重比較，顯著性水平設(shè)為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濃度BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)的影響

從表1可見(jiàn)，隨著養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)，空白對(duì)照組和DMSO對(duì)照組大瀧六線魚(yú)體長(zhǎng)均呈快速增長(zhǎng)的趨勢(shì)，A、B、C低濃度組體長(zhǎng)呈現(xiàn)緩慢增長(zhǎng)趨勢(shì)，增長(zhǎng)率較低，而D和E高濃度組體長(zhǎng)呈平緩無(wú)增長(zhǎng)的趨勢(shì)。

從表1和表2可見(jiàn):空白對(duì)照組、DMSO對(duì)照組和A組大瀧六線魚(yú)體質(zhì)量均隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)呈快速增長(zhǎng)的趨勢(shì)，增重率分別為26.33%、9.97%、8.81%，特定生長(zhǎng)率分別 3.89、1.58、1.41%/d；而B(niǎo)、C、D、E組體質(zhì)量均呈負(fù)增長(zhǎng)，增重率分別為－10.52%、－0.58%、－38.66%、－23.41%，特定生長(zhǎng)率分別為－1.85、－0.10、－4.48、－4.45%/d；各組大瀧六線魚(yú)的存活率均為100%。

2.2 不同濃度BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)肝臟SOD活力的影響

從圖1可見(jiàn):空白對(duì)照組和DMSO對(duì)照組大瀧六線魚(yú)肝臟SOD活力隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)無(wú)顯著性變化 (P＞0.05)；各BDE－47濃度組隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)魚(yú)肝臟SOD活力均呈現(xiàn)先升高后降低再升高的趨勢(shì) (p＜0.05)，其中A、B、C組SOD活力均在第六周時(shí)出現(xiàn)最高值，D組和E組在第二周時(shí)出現(xiàn)最高值。

多重比較結(jié)果表明:各濃度組肝臟SOD活力在第一周時(shí)與空白對(duì)照組相比無(wú)顯著性差異 (P＞0.05)；第二周時(shí)，A、D和E組SOD活力均顯著高于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的1.18、1.75、2.26倍，B組顯著低于對(duì)照組 (p＜0.05)；第三周時(shí)，各BDE－47濃度組SOD活力均顯著高于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，A、B、C、D、E組分別為空白對(duì)照組的 1.33、1.48、1.42、1.61、1.76倍，可見(jiàn)各濃度組 BDE－47對(duì)肝臟SOD活力同時(shí)出現(xiàn)誘導(dǎo)效應(yīng)，且濃度越高誘導(dǎo)作用越明顯；第四周時(shí)，A、D和E組SOD活力顯著高于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的1.12、1.10、1.22倍，可見(jiàn)各濃度組 BDE－47誘導(dǎo)作用已明顯下降，有些濃度組SOD活力已恢復(fù)到空白對(duì)照組水平；第五周時(shí)，B和C組SOD活力顯著低于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，降幅分別為16.23%、27.64%，D和E組顯著高于空白對(duì)照組(p＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的1.24、1.32倍；

第六周時(shí)，A、B、C、D組均顯著高于空白對(duì)照組(p＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的 1.90、1.61、1.33、1.30倍 (p＜0.05)。 結(jié)果表明，BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)肝臟SOD活力的影響呈現(xiàn)出明顯的誘導(dǎo)效應(yīng)。

表1 各組試驗(yàn)魚(yú)生長(zhǎng)指標(biāo)的變化Tab.1 Changes in growth indices of the fish in each experimental group

表2 四溴聯(lián)苯醚對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)效應(yīng)的影響Tab.2 Effect of tetrabromodiphenyl ether(BDE－47)on growth in fat greenling Hexagrammos otakii

圖1 不同四溴聯(lián)苯醚濃度組大瀧六線魚(yú)肝臟SOD活力隨脅迫時(shí)間的變化Fig.1 Changes in hepatic SOD activity in fat greenling Hexagrammos otakii exposed to various concentrations of BDE－47 with exposure period

2.3 不同濃度BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)肝臟CAT活力的影響

從圖2可見(jiàn):空白對(duì)照組和DMSO對(duì)照組大瀧六線魚(yú)肝臟CAT活力隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)無(wú)顯著性變化 (P＞0.05)；各濃度組隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)均呈現(xiàn)先升高后降低的波動(dòng)變化趨勢(shì) (p＜0.05)，其中各濃度組CAT活力的最高值均出現(xiàn)在第三周。

圖2 不同四溴聯(lián)苯醚濃度組大瀧六線魚(yú)肝臟CAT活力隨脅迫時(shí)間的變化Fig.2 Changes in the hepatic CAT activity in fat greenling Hexagrammos otakii exposed to various concentrations of BDE－47 with exposure period

多重比較結(jié)果表明:各濃度組試驗(yàn)魚(yú)肝臟CAT活力在第一周時(shí)與空白對(duì)照組相比無(wú)顯著性差異 (P＞0.05)；第二周時(shí)，A和D組CAT活力均顯著低于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，B和C組顯著高于空白對(duì)照組 (p＜0.05)；第三周時(shí)，各濃度組魚(yú)的CAT活力均顯著高于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的 1.74、1.76、1.71、1.74、2.11倍，可見(jiàn)各濃度組的BDE－47對(duì)魚(yú)肝臟CAT活力同時(shí)出現(xiàn)顯著的誘導(dǎo)效應(yīng)，其中E組的誘導(dǎo)作用最明顯；第四周時(shí)，各濃度組魚(yú)的CAT活力均顯著低于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的 62.88%、55.79%、52.41%、89.98%、85.26%；第五周時(shí)，A、C、D、E組魚(yú)的CAT活力均顯著高于空白對(duì)照組 (p＜0.05)，B組顯著低于空白對(duì)照組 (p＜0.05)；第六周時(shí)，僅A組魚(yú)的CAT活力顯著高于空白對(duì)照組，其他各濃度組均顯著低于空白對(duì)照組 (p＜0.05)。

2.4 不同濃度BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)肌肉SOD活力的影響

從圖3可見(jiàn):空白對(duì)照組和DMSO對(duì)照組大瀧六線魚(yú)肌肉SOD活力隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)無(wú)顯著性變化 (P＞0.05)；各濃度組魚(yú) (除B組外)肌肉SOD活力均呈現(xiàn)先降低后升高的波動(dòng)變化趨勢(shì)(p＜0.05)，B組呈現(xiàn)先升高后降低的波動(dòng)變化趨勢(shì)，其中A組魚(yú)肌肉SOD活力最高值出現(xiàn)在第四周，B組最高值出現(xiàn)在第五周，C、D、E組最高值均出現(xiàn)在第六周。

圖3 不同四溴聯(lián)苯醚濃度組大瀧六線魚(yú)肌肉SOD活力隨脅迫時(shí)間的變化Fig.3 Changes in the muscular SOD activity in fat greenling Hexagrammos otakii exposed to various concentrations of BDE－47 with exposure period

多重比較結(jié)果表明:各濃度組肌肉SOD活力在第一周時(shí)與空白對(duì)照組無(wú)顯著性差異 (P＞0.05)；第二周時(shí)，A、C和D組肌肉SOD活力均顯著低于空白對(duì)照組 (P＜0.05)，而B(niǎo)組顯著高于空白對(duì)照組 (P＜0.05)，為空白對(duì)照組的1.49倍；第三周時(shí)，A、B組魚(yú)肌肉SOD活力均顯著低于空白對(duì)照組 (P＜0.05)，C組和E組顯著高于空白對(duì)照組 (P＜0.05)；第四周時(shí)，A、C、D組魚(yú)肌肉SOD活力顯著高于空白對(duì)照組 (P＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的1.12、1.10、1.22倍，而B(niǎo)、E組SOD活力均顯著低于空白對(duì)照組 (P＜0.05)；第五周時(shí)，B組魚(yú)肌肉SOD活力顯著高于空白對(duì)照組(P＜0.05)，D組顯著低于空白對(duì)照組 (P＜0.05)，其他濃度組與對(duì)照組無(wú)顯著性差異 (P＞0.05)；第六周時(shí)，各濃度組魚(yú)肌肉SOD活力 (除B組外)均顯著高于空白對(duì)照組 (P＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的1.45、1.38、1.26、2.67倍，誘導(dǎo)作用明顯。

2.5 不同濃度BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)肌肉CAT活力的影響

圖4 不同四溴聯(lián)苯醚濃度組大瀧六線魚(yú)肌肉CAT活力隨脅迫時(shí)間的變化Fig.4 Changes in the muscular CAT activity in fat Hexagrammos otakii greenling exposed to various concentrations of BDE－47 with exposure period

從圖4可見(jiàn):空白對(duì)照組、DMSO對(duì)照組和A組大瀧六線魚(yú)肌肉CAT活力隨脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)呈現(xiàn)很平緩的變化，分析結(jié)果無(wú)顯著性差異 (P＞0.05)；C、D和E組均呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)，B組呈現(xiàn)先升高后降低再升高的趨勢(shì)，其中C、D和E組魚(yú)肌肉CAT活力均在第二周時(shí)出現(xiàn)最高值，之后隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，CAT活力降低。

多重比較結(jié)果表明:第一周時(shí)，E組肌肉CAT活力顯著低于空白對(duì)照組 (P＜0.05)；第二周時(shí)，C、D、E組魚(yú)肌肉CAT活力均顯著高于空白對(duì)照組 (P＜0.05)，分別為空白對(duì)照組的1.75、1.29、1.44倍；第三周時(shí)，C、D、E組與空白對(duì)照組無(wú)顯著性差異 (P＞0.05)；第四周時(shí)，C、D、E組與空白對(duì)照組有顯著性差異 (P＜0.05)，CAT活力分別下降了53.84%、41.93%、47.92%；第五周時(shí)，C、D、E組與空白對(duì)照組有顯著性差異 (P＜0.05)，CAT活力分別下降了57.75%、82.45%、39.69%；第六周時(shí)，C、D、E組與空白對(duì)照組有顯著性差異 (P＜0.05)，CAT活力分別下降了70.15%、65.90%、84.47%。結(jié)果表明，BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)肌肉CAT活力的影響在最初階段呈現(xiàn)誘導(dǎo)效應(yīng)，但隨著脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)，CAT活力降低，在脅迫四周后，CAT活力開(kāi)始顯著低于空白對(duì)照組，在第六周時(shí)CAT活力出現(xiàn)最低值。

3 討論

3.1 BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)的影響

BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)有明顯的抑制作用，隨BDE－47濃度的增大，抑制效果明顯增強(qiáng)，但本試驗(yàn)濃度條件下，各濃度間無(wú)顯著性差異。空白對(duì)照組和DMSO對(duì)照組大瀧六線魚(yú)體長(zhǎng)均隨養(yǎng)殖時(shí)間的延長(zhǎng)呈快速增長(zhǎng)的趨勢(shì)，但在BDE－47慢性脅迫下，A、B、C低濃度組體長(zhǎng)隨時(shí)間的延長(zhǎng)緩慢增長(zhǎng)，而D和E高濃度組體長(zhǎng)基本無(wú)增長(zhǎng)。Zhao等[16]研究表明，BDE－47引起日本青鳉Oryzias latipes仔魚(yú)骨骼畸形，這可能是仔魚(yú)解毒系統(tǒng)和免疫系統(tǒng)功能不完善的原因。本試驗(yàn)結(jié)果表明，BDE－47脅迫對(duì)大瀧六線魚(yú)幼魚(yú)體長(zhǎng)的影響不顯著。

BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)體質(zhì)量的影響有明顯影響?？瞻讓?duì)照組、DMSO對(duì)照組和低濃度A組大瀧六線魚(yú)體質(zhì)量隨著時(shí)間的延長(zhǎng)呈現(xiàn)不同程度的增長(zhǎng)，但是A組的增重率明顯低于兩個(gè)對(duì)照組，其中空白對(duì)照組的特定生長(zhǎng)率最高，其他濃度組試驗(yàn)魚(yú)體質(zhì)量隨時(shí)間的延長(zhǎng)總體出現(xiàn)負(fù)增長(zhǎng)。B組在前三周試驗(yàn)魚(yú)體質(zhì)量隨著時(shí)間的延長(zhǎng)不斷增加，到第四周時(shí)魚(yú)體質(zhì)量突然下降，原因可能是多溴聯(lián)苯醚在體內(nèi)的累計(jì)作用引起了魚(yú)體毒性效應(yīng)。有研究表明，多溴聯(lián)苯醚通過(guò)擾亂魚(yú)類甲狀腺的分泌從而影響魚(yú)類的生長(zhǎng)[17]，Song等[18]對(duì)菲律賓蛤仔Rudi-tapes philippinarum的研究驗(yàn)證了上述的假設(shè)。B組在第五周和第六周時(shí)魚(yú)體質(zhì)量有所回升，但是仍舊低于第一周時(shí)的體質(zhì)量，原因可能是魚(yú)體自身解毒系統(tǒng)的防御作用使得部分多溴聯(lián)苯醚已代謝出去，但是仍無(wú)法完全代謝，導(dǎo)致試驗(yàn)魚(yú)食欲仍舊不高，出現(xiàn)短時(shí)間的體質(zhì)量增長(zhǎng)現(xiàn)象。C組在前四周時(shí)魚(yú)體質(zhì)量隨著時(shí)間的延長(zhǎng)呈下降趨勢(shì)，在后兩周時(shí)有所回升。而D組和E組魚(yú)體質(zhì)量隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，出現(xiàn)負(fù)增長(zhǎng)。

3.2 BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)抗氧化酶系統(tǒng)的影響

由于持久性有機(jī)污染物具有蓄積性，故研究污染物對(duì)魚(yú)體免疫器官中抗氧化酶活力的影響必須要考慮污染物濃度和作用時(shí)間兩個(gè)因素?？寡趸傅幕盍^容易受到外界環(huán)境中污染物的脅迫而發(fā)生變化。Chipman等[19]報(bào)道，把歐洲黃蓋鰈Limanda limanda暴露于多環(huán)芳烴和多氯聯(lián)苯環(huán)境下，其抗氧化酶的活力可被顯著誘導(dǎo)。Roberts等[20]研究發(fā)現(xiàn)，污染河流中1齡野生波紋絨須石首魚(yú)Micropogonias undulatus肝臟等器官的SOD活力高于未被污染水域的同齡魚(yú)。Burgeot等[21]對(duì)被污染海域內(nèi)羊魚(yú)Mullus barbatus肝臟CAT活力的研究發(fā)現(xiàn)，其肝臟CAT活力顯著高于未被污染海區(qū)的羊魚(yú)。綜上所述，當(dāng)生物體受到環(huán)境污染物脅迫時(shí)，生物體的抗氧化酶活力會(huì)發(fā)生被誘導(dǎo)的現(xiàn)象。

據(jù)相關(guān)資料報(bào)道，多溴聯(lián)苯醚能誘導(dǎo)生物體產(chǎn)生活力氧 (Reactive oxygen species，ROS)[22]。SOD和CAT是生物體抗氧化防御系統(tǒng)中兩種非常重要和關(guān)鍵的酶類，可以清除氧化還原反應(yīng)所產(chǎn)生的活力氧自由基，使細(xì)胞內(nèi)的ROS總量保持相對(duì)的平衡，進(jìn)而減緩或阻止污染物對(duì)細(xì)胞的氧化損傷。但若產(chǎn)生的ROS過(guò)多，超過(guò)了生物體的防御能力，細(xì)胞清除ROS能力不足，就可能引起細(xì)胞受到氧化損傷[23]。近年來(lái)，在生態(tài)毒理學(xué)領(lǐng)域中，抗氧化酶常用來(lái)反映生物體受環(huán)境等因素脅迫影響的指標(biāo)，其活力或含量受外界環(huán)境影響而發(fā)生規(guī)律性變化，這就能夠間接地反映環(huán)境中相關(guān)污染物的存在情況，因此，常用來(lái)作為環(huán)境污染物的監(jiān)測(cè)指標(biāo)[24－25]。

3.2.1 BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)SOD酶活力的影響

本研究結(jié)果表現(xiàn)出了典型的 Hormesis現(xiàn)象，Hormesis現(xiàn)象是指化學(xué)物質(zhì)對(duì)生物體在高劑量時(shí)表現(xiàn)負(fù)面影響，但在低劑量時(shí)卻表現(xiàn)為有益作用的現(xiàn)象[26]，如生活在低濃度克百威環(huán)境中的輪蟲(chóng)繁殖能力較正常環(huán)境中高[27]等。Hormesis是生物在各種逆境脅迫下，提高種群成活率的一種應(yīng)激適應(yīng)性，是生物在長(zhǎng)期進(jìn)化過(guò)程中經(jīng)過(guò)不斷的自然選擇后不斷加強(qiáng)的結(jié)果。生物通過(guò)自身的修復(fù)作用，在機(jī)體受到外界低程度毒性影響時(shí)保持機(jī)體的穩(wěn)定狀態(tài)。許多研究資料表明，當(dāng)生物受到有毒物質(zhì)或逆境脅迫時(shí)，在最初階段SOD活力被顯著誘導(dǎo)[28]，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，誘導(dǎo)作用逐漸下降，呈現(xiàn)顯著地抑制作用[29]。周科等[30]在不同水平BDE－47污染沉積物對(duì)銅銹環(huán)棱螺肝胰臟SOD活力的影響研究中發(fā)現(xiàn)，SOD活力受到低水平劑量誘導(dǎo)和長(zhǎng)時(shí)間或高劑量抑制；唐學(xué)璽等[31]的研究則發(fā)現(xiàn)，低濃度蒽能引起肝臟組織SOD活力暫時(shí)升高，但隨著濃度的升高，SOD活力被顯著抑制。

本試驗(yàn)結(jié)果與上述研究結(jié)果趨勢(shì)一致，即試驗(yàn)初期SOD活力呈現(xiàn)出一種典型的 “毒物興奮效應(yīng)”，但不同BDE－47濃度對(duì)其的誘導(dǎo)效果不同，濃度越高，誘導(dǎo)作用越明顯。由此推測(cè)，機(jī)體受到短時(shí)間的輕度逆境脅迫時(shí)，機(jī)體內(nèi)抗氧化防御系統(tǒng)對(duì)于外界脅迫有一種應(yīng)激反應(yīng)，降低了活力氧的濃度，從而導(dǎo)致SOD活力升高[32]；在肝臟和肌肉組織中，各濃度組均出現(xiàn)SOD活力先升高后又急劇下降的現(xiàn)象，可見(jiàn)受到長(zhǎng)時(shí)間重度逆境脅迫時(shí)，組織中SOD代謝外源性化合物的能力已經(jīng)飽和，使SOD代謝能力降低。另一個(gè)重要原因則是此時(shí)生物體內(nèi)已經(jīng)積聚了過(guò)多的活力氧自由基，大量的活力氧可能已經(jīng)誘導(dǎo)生物體出現(xiàn)病癥或已經(jīng)中毒。但本試驗(yàn)中各組織中SOD活力在降低后又逐漸恢復(fù)再到升高的趨勢(shì)，可能是因?yàn)轸~(yú)體自身的適應(yīng)性和耐受性在此時(shí)發(fā)揮了一定的作用，通過(guò)調(diào)整自身狀態(tài)抵御外界的侵襲，因此，可能會(huì)出現(xiàn)短暫的SOD活力回升階段。

3.2.2 BDE－47對(duì)大瀧六線魚(yú)CAT酶活力的影響

CAT是一種廣泛存在于生物體內(nèi)的具有強(qiáng)大催化功能的抗氧化酶，它能有效清除SOD歧化產(chǎn)生的 H2O2，生成 H2O和，避免造成磷脂功能障礙、生物膜損傷、DNA斷裂等，能夠阻止機(jī)體受到進(jìn)一步損傷，是重要的活力氧自由基清除劑，在生物體抵御外界負(fù)面影響方面起著重要的作用，可以阻止細(xì)胞膜或其他生物組織受到氧化損傷。生物體內(nèi)抗氧化物酶的活力是很重要的生化生理指標(biāo)，CAT是過(guò)氧化物酶的標(biāo)志酶，因此，CAT活力也經(jīng)常被用作監(jiān)測(cè)環(huán)境污染物的生物標(biāo)志物[33]。

研究表明，生物體內(nèi)尚不存在直接清除·OH的物質(zhì)，而活力較高的·OH危害作用卻是極大的。CAT可以直接清除氧化還原反應(yīng)產(chǎn)生的和。正常情況下，生物體代謝產(chǎn)生的活力氧自由基可以被機(jī)體的抗氧化防御系統(tǒng)清除掉。但是當(dāng)機(jī)體受到嚴(yán)重的污染物脅迫時(shí)，機(jī)體內(nèi)會(huì)發(fā)生氧化還原反應(yīng)，反應(yīng)產(chǎn)物包括大量的活力氧自由基，此時(shí)會(huì)引起機(jī)體內(nèi)抗氧化酶活力和劑量的改變等。如果產(chǎn)生的活力氧超過(guò)了機(jī)體的清除防御能力，就會(huì)引起酶活下降、機(jī)體中毒等反應(yīng)?？讖?qiáng)等[35]研究重金屬對(duì)孔雀魚(yú)肝臟酶活力的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，CAT活力在最初時(shí)期呈現(xiàn)被顯著誘導(dǎo)的效應(yīng)，在后期其活力則明顯下降。吳偉等[36]研究不同濃度的BDE－209對(duì)鯽肝臟離體組織的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，CAT活力隨著濃度的增加而下降，并且二者呈顯著的線性相關(guān)的關(guān)系。瞿建宏等[37]研究發(fā)現(xiàn)，低濃度苯酚對(duì)羅非魚(yú)體內(nèi)CAT具有一定的誘導(dǎo)作用，而高濃度苯酚則有一定的抑制作用，甚至可以使CAT失活。本試驗(yàn)結(jié)果顯示，在低濃度、短時(shí)間情況下，CAT活力被顯著誘導(dǎo)，但隨著時(shí)間的延長(zhǎng)或藥物濃度的增大，CAT活力被抑制。推測(cè)可能是在長(zhǎng)時(shí)間或藥物濃度較大的脅迫條件下，魚(yú)組織或細(xì)胞功能受損導(dǎo)致抗氧化系統(tǒng)功能減弱，CAT活力明顯減小。本試驗(yàn)結(jié)果與上述研究結(jié)果基本一致。

本試驗(yàn)結(jié)果表明，不同濃度的BDE－47在不同時(shí)間對(duì)大瀧六線魚(yú)肝臟和肌肉組織中抗氧化酶活力的影響均有不同變化階段，脅迫初期，抗氧化酶活力被顯著誘導(dǎo)，酶活升高，隨著脅迫時(shí)間延長(zhǎng)，酶活下降，有些生物體會(huì)因?yàn)樽陨淼姆烙种谱饔茫霈F(xiàn)短暫的酶活回升階段。從劑量效應(yīng)看，在脅迫初期，隨著B(niǎo)DE－47濃度的升高，酶活力所表現(xiàn)的誘導(dǎo)效應(yīng)明顯。在正常情況下，機(jī)體內(nèi)的各種酶促反應(yīng)及抗氧化酶對(duì)活力氧自由基的清除存在著一個(gè)動(dòng)態(tài)的平衡，機(jī)體內(nèi)的活力氧自由基被維持在一個(gè)較低水平而不致于引起細(xì)胞毒素反應(yīng)。但在BDE－47的脅迫下，機(jī)體組織中會(huì)生成大量的自由基，從而誘導(dǎo)抗氧化酶的合成，酶活力增強(qiáng)，因此，在試驗(yàn)初期，酶活力會(huì)有所提高。脅迫中期，各試驗(yàn)組酶活力會(huì)出現(xiàn)不同的變化，這可能是魚(yú)體在初期BDE－47的脅迫下，出現(xiàn)了一個(gè)自身迅速調(diào)節(jié)的適應(yīng)期，使酶活力出現(xiàn)不同程度的調(diào)整或回落。脅迫末期，大部分濃度組酶活力與空白對(duì)照組相比有顯著性差異。

本研究表明，研究持久性有機(jī)污染物對(duì)海洋魚(yú)類的影響時(shí)，在考慮污染物本身毒性特征外，還應(yīng)同時(shí)考慮污染物濃度和脅迫時(shí)間這兩種因素，而要明確污染物對(duì)魚(yú)類機(jī)體抗氧化酶影響的劑量－時(shí)間－效應(yīng)的關(guān)系，還需進(jìn)一步試驗(yàn)研究才能確定。

[1] Costa L G，Giordano G.Polybrominated diphenyl ethers[M]//Wexler P.Encyclopedia of Toxicology.3rd ed.Amsterdam:Elsevier，2014:1032－1034.

[2] 齊彭德，陸光華，梁艷，等.多溴聯(lián)苯醚的生物效應(yīng)研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2011，34(11):11－17.

[3] Hites R A.Polybrominated diphenyl ethers in the environment and in people:a meta－analysis of concentrations[J].Environmental Science ＆ Technology，2004，38(4):945－956.

[4] 姚文君，薛文平，國(guó)文，等.環(huán)渤海近岸海域表層沉積物及底棲生物中PBDEs的賦存特征及富集行為[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2016，11(2):413－420.

[5] Usenko C Y，Robinson E M，Usenko S，et al.PBDE developmental effects on embryonic zebrafish[J].Environmental Toxicology and Chemistry，2011，30(8):1865－1872.

[6] Ivar do Sul J A，Costa M F.The present and future of microplastic pollution in the marine environment[J].Environmental Pollution，2014，185:352－364.

[7] 何旭穎，王冰，張賽賽，等.十溴聯(lián)苯醚對(duì)太平洋鱈精子超微結(jié)構(gòu)的影響[J].大連海洋大學(xué)學(xué)報(bào)，2014，29(2):141－146.

[8] Wang Wei，Hao Jia，Zhang Saisai，et al.Effect of polybrominated diphenyl ether exposure on Gadus macrocephalus Tilesius[J].Chemical Speciation ＆ Bioavailability，2015，27(4):183－190.

[9] 張子峰，單群，莊娟，等.2，2′，4，4′－四溴聯(lián)苯醚的環(huán)境毒理學(xué)研究進(jìn)展[J].江蘇師范大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版，2015，33(2):65－70，94.

[10] 王春蕾，劉路，馬騰，等.胡敏酸、富里酸對(duì)土壤－地下水系統(tǒng)中BDE－47遷移的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2016，11(2):501－508.

[11] 曹瑩，朱巖，張亞輝，等.基于我國(guó)物種毒性數(shù)據(jù)的多溴聯(lián)苯醚預(yù)測(cè)無(wú)效應(yīng)濃度分析[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2016，11(2):609－619.

[12] 李振偉，劉暢，李春娜，等.BDE－47對(duì) Neuro－2a細(xì)胞毒性效應(yīng)及作用機(jī)制[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2016，11(3):145－150.

[13] 李瑩，王偉，孟凡平，等.利用線粒體DNA控制區(qū)部分序列分析不同地理群體大瀧六線魚(yú)遺傳多樣性[J].海洋科學(xué)，2012，36(8):40－46.

[14] 孫詩(shī)萌，安百勝，蔡明城，等.大瀧六線魚(yú)不同群體的形態(tài)差異分析[J].水產(chǎn)學(xué)雜志，2015，28(4):6－11.

[15] 于亞群，田濤，陳勇，等.獐子島深水人工魚(yú)礁區(qū)大瀧六線魚(yú)生長(zhǎng)特性研究[J].大連海洋大學(xué)學(xué)報(bào)，2016，31(2):205－210.

[16] Zhao Yanbin，Luo Kai，F(xiàn)an Zhanlan，et al.Modulation of benzo[a]pyrene－induced toxic effects in Japanese medaka(Oryzias latipes)by 2，2′，4，4′－tetrabromodiphenyl ether[J].Environmental Science ＆ Technology，2013，47(22):13068－13076.

[17] Noyes P D，Stapleton H M.PBDE flame retardants:toxicokinetics and thyroid hormone endocrine disruption in fish[J].Endocrine Disruptors，2014，2(1):e29430.

[18] Song Ying，Miao Jingjing，Pan Luqing，et al.Exposure to 2，2′，4，4′－tetrabromodiphenyl ether(BDE－47)alters thyroid hormone levels and thyroid hormone－regulated gene transcription in Manila clam Ruditapes philippinarum[J].Chemosphere，2016，152:10－16.

[19] Chipman J K，Marsh J W，Livingstone D R，et al.Genetic toxicity in dab Limanda limanda from the North Sea[J].Marine Ecology Progress Series，1992，91(1－3):121－126.

[20] Roberts Jr M H，Sved D W，F(xiàn)elton S P.Temporal changes in AHH and SOD activities in feral spot from the Elizabeth River，a polluted sub－estuary[J].Marine Environmental Research，1987，23(2):89－101.

[21] Burgeot T，Bocquéné G，Porte C，et al.Bioindicators of pollutant exposure in the northwestern Mediterranean Sea[J].Marine Ecology Progress Series，1996，131:125－141.

[22] 張喆，馬勝偉，王賀威，等.十溴聯(lián)苯醚(BDE－209)對(duì)菲律賓蛤仔外套膜抗氧化酶活力的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志，2013，32(1):122－128.

[23] Zhang Jing，Wang You，Sun Kaiming，et al.A study of oxidative stress induced by two polybrominated diphenyl ethers in the rotifer Brachionus plicatilis[J].Marine Pollution Bulletin，2016，113(1－2):408－413.

[24] Cheung C C C，Siu W H L，Richardson B J，et al.Antioxidant responses to benzo[a]pyrene and Aroclor 1254 exposure in the green－lipped mussel，Perna viridis[J].Environmental Pollution，2004，128(3):393－403.

[25] Pascual P，Pedrajas J R，Toribio F，et al.Effect of food deprivation on oxidative stress biomarkers in fish(Sparus aurata)[J].Chemico－Biological Interactions，2003，145(2):191－199.

[26] Ng C Y P，Cheng S H，Yu K N.Hormetic effect induced by depleted uranium in zebrafish embryos[J].Aquatic Toxicology，2016，175:184－191.

[27] Moreira R A，da Silva Mansano A，Rocha O.The toxicity of carbofuran to the freshwater rotifer，Philodina roseola[J].Ecotoxicology，2015，24(3):604－615.

[28] 張鼎元，曹瀟，郭春陽(yáng)，等.乙酸銅對(duì)銀鯧幼魚(yú)急性毒性及抗氧化酶活力的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2016，11(4):280－286.

[29] 王輔明，朱祥偉，馬永鵬，等.低濃度五氯酚暴露對(duì)稀有鮈鯽體內(nèi)SOD活力、GSH和HSP70含量的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2009，4(3):415－421.

[30] 周科，馬陶武，朱程，等.2，2′，4，4′－四溴聯(lián)苯醚(BDE－47)污染沉積物對(duì)銅銹環(huán)棱螺肝胰臟的SOD、CAT和EROD活力的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，30(8):1666－1673.

[31] 唐學(xué)璽，張培玉.蒽對(duì)黑鲪超氧化物歧化酶活力的影響[J].水產(chǎn)學(xué)報(bào)，2000，24(3):217－220.

[32] Ji K，Choi K，Giesy J P，et al.Genotoxicity of several polybrominated diphenyl ethers(PBDEs)and hydroxylated PBDEs，and their mechanisms of toxicity[J].Environmental Science＆Technology，2011，45(11):5003－5008.

[33] 柯德森，史椰燈，王正詢.環(huán)境因素對(duì)龍須菜過(guò)氧化物酶活力的影響[J].廣州大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版，2007，6(4):26－29.

[34] 張雨鳴.四溴聯(lián)苯醚(BDE－47)對(duì)海洋魚(yú)類毒性和抗氧化酶活力的影響[D].青島:中國(guó)海洋大學(xué)，2014:7－8.

[35] 孔強(qiáng)，趙巖，付榮恕.3種重金屬聯(lián)合對(duì)孔雀魚(yú)肝臟抗氧化酶系統(tǒng)的影響[J].供水技術(shù)，2010，4(6):10－13.

[36] 吳偉，聶鳳琴，瞿建宏.多溴聯(lián)苯醚對(duì)鯽魚(yú)離體肝臟組織中CAT和 GSH－Px的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2009，18(2):408－413.

[37] 瞿建宏，陳家長(zhǎng)，胡庚東，等.苯酚脅迫下羅非魚(yú)組織中過(guò)氧化氫酶與谷胱甘肽－S－轉(zhuǎn)移酶的動(dòng)態(tài)變化[J].生態(tài)環(huán)境，2006，15(4):687－692.

Effects of chronic tetrabromodiphenyl ether stress on growth and antioxidant enzyme activity in fat greenling Hexagrammos otakii

ZHANG Sai－sai1，2， SUN De－qi1， JIANG Xin－tong1， DONG An－ran1， WANG Wei1
(1.Key Laboratory of Mariculture＆ Stock Enhancement in North China's Sea，Ministry of Agriculture， Dalian Ocean University，Dalian 116023，China；2.Fisheries Technical Extension Station of Dalian， Dalian 116023， China)

The growth and activities of related antioxidant enzymes were determined in fat greenling Hexagrammos otakii in plastic tanks of each 70 cm×40 cm×32 cm exposed to tetrabromodiphenyl ether(BDE－47)at concentration of 0 ng/L(blank control group)， 5 ng/L(Group A)， 50 ng/L(Group B)， 500 ng/L(Group C)， 5 μg/L(Group D)and 50 μg/L(Group E)and to dimethyl sulfoxide(DMSO)at a dose of 25 μg/L(DMSO control group)at water temperature of(21±1)℃ for 42 days to investigate the biological toxic effects of BDE－47 on fat greenling.The results showed that there was a dose－dependent relationship between growth of fat greenling and BDE－47 concentration， degrowth in body weight in fat greenling in groups D(－38.66%)and E(－23.41%)， even 100%of survival.Significant inductive effects have been observed in the activities of superoxide dismutase(SOD)and catalase(CAT)in liver of fat greenling(p＜0.05)， the activities of SOD and CAT showing increase first and then decrease in each treatment group.The SOD activities in muscle tissue were shown to be elevated first and then declined in Group C，Group D and Group E，without significant difference in CAT activity in Group B.The findings indicate that high concentration of BDE－47 results in inhibition of growth of fat greenling， specially body weight and activities of SOD and CAT in liver.

tetrabromodiphenyl ether(BDE－47)； Hexagrammos otakii； growth； superoxide dismutase(SOD)

X171.5

A

10.16535/j.cnki.dlhyxb.2017.06.011

2095－1388(2017)06－0700－08

2017－03－29

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目 (41101481)；遼寧省百千萬(wàn)人才支持計(jì)劃項(xiàng)目 (2014921067)

張賽賽 (1989—)，男，工程師。E－mail:finfish＠yeah.net

王偉 (1978—)，男，博士，教授。E－mail:wangwei＠dlou.edu.cn