丁文君，丁君，孟凌峰

(大連海洋大學(xué) 農(nóng)業(yè)部北方海水增養(yǎng)殖重點實驗室，遼寧 大連 116023)

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Cu(Ⅱ)對海膽免疫相關(guān)酶活性的影響及其在殼中蓄積量的研究

丁文君，丁君，孟凌峰

(大連海洋大學(xué) 農(nóng)業(yè)部北方海水增養(yǎng)殖重點實驗室，遼寧 大連 116023)

摘要:為研究環(huán)境中Cu(Ⅱ)對經(jīng)濟棘皮動物的生理影響，以5月齡和15月齡中間球海膽Strongylocentrotus intermdius為試驗材料，根據(jù)國家海水水質(zhì)標準(GB3097—1997)中對Cu(Ⅱ)濃度的限定值設(shè)置試驗濃度，測定中間球海膽的24 h半致死濃度(24 h LC50)、體腔液中免疫相關(guān)酶活性、丙二醛(MDA)含量和殼中Cu(Ⅱ)蓄積量。結(jié)果表明：隨著Cu(Ⅱ)濃度的升高海膽死亡率明顯增加，Cu(Ⅱ)對中間球海膽的24 h LC50為0.247 mg/L；0.012 mg/L濃度組Cu(Ⅱ)對海膽體腔液中超氧化物歧化酶(SOD)活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)，其他濃度組Cu(Ⅱ)對SOD活性均表現(xiàn)為抑制效應(yīng)，隨著Cu(Ⅱ)濃度的升高SOD活性呈先升高再下降的趨勢；Cu(Ⅱ)對各濃度組內(nèi)CAT活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)，30 d時各濃度組CAT活性均降到最低且顯著低于對照組(P<0.05)；隨著Cu(Ⅱ)濃度的升高海膽體腔液中過氧化物酶(POD)活性表現(xiàn)為升高趨勢，30 d時各濃度組POD活性均達到最高且顯著高于對照組(P<0.05)；0.012 mg/L濃度組Cu(Ⅱ)對海膽體腔液中溶菌酶(LZM)活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)，其他濃度組內(nèi)Cu(Ⅱ) 對LZM活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)效應(yīng)；各濃度組內(nèi)Cu(Ⅱ)對海膽體腔液中丙二醛(MDA)含量均表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)；中間球海膽殼對Cu(Ⅱ)的蓄積量隨著處理時間的延長逐漸升高。本研究結(jié)果可為環(huán)境中Cu(Ⅱ)對海膽的生理影響研究及利用海洋生物方法檢測海洋中Cu(Ⅱ)污染的情況提供參考。

關(guān)鍵詞:海膽；Cu(Ⅱ)；免疫相關(guān)酶；半致死濃度；丙二醛；蓄積量

Cu(Ⅱ)是海洋重金屬污染的重要成分之一。近年來，Cu(Ⅱ)隨著工業(yè)廢水的排放大量流入海洋，導(dǎo)致局部海域Cu(Ⅱ)濃度超標，Cu(Ⅱ)嚴重影響海洋生物的生長，對海洋經(jīng)濟動物的生存影響顯著[1-3]。國內(nèi)外研究表明：Cu(Ⅱ)能夠破壞扇貝機體的免疫系統(tǒng)，使扇貝幼苗抗病力下降、種質(zhì)退化[2]；Cu(Ⅱ)慢性脅迫對仿刺參幼參的生長和生存產(chǎn)生嚴重影響[4]；高濃度Cu(Ⅱ)影響對蝦的血細胞數(shù)量、酚氧化酶活性等，使對蝦更易受弧菌感染[5]；過量的Cu(Ⅱ)在鱘魚體內(nèi)富集，對機體蛋白質(zhì)和酶產(chǎn)生毒害作用，甚至導(dǎo)致其死亡[6]。

海膽是海洋底棲環(huán)境中比較常見的經(jīng)濟棘皮動物，是早期胚胎發(fā)育的模式生物，具有個體相對小、適應(yīng)性廣、生命力強、在實驗室控制條件下容易飼養(yǎng)、繁殖周期短、能分批產(chǎn)卵或連續(xù)產(chǎn)卵等特點[7-10]。國內(nèi)外已有研究表明，可采用海膽胚胎或幼體來檢測重金屬的毒性以及監(jiān)測海洋環(huán)境的污染狀況[11-13]。國內(nèi)關(guān)于Cu(Ⅱ)對海膽成體毒性方面的研究尚不多見。本研究中，以5月齡、15月齡中間球海膽Strongylocentrotusintermdius為試驗材料，進行了Cu(Ⅱ)對海膽半致死濃度、體腔液中免疫相關(guān)酶活性、丙二醛(MDA)含量和殼中Cu(Ⅱ)蓄積量的研究，以期為環(huán)境中Cu(Ⅱ)對海膽的生理影響及采用生物方法來檢測海洋中Cu(Ⅱ)污染狀況提供參考。

1材料與方法

1.1材料

試驗用中間球海膽為農(nóng)業(yè)部北方海水增養(yǎng)殖重點實驗室培育的5月齡殼徑為(0.5±0.1)mm和15月齡殼徑為(27.5±7.0)mm的健康中間球海膽, 在實驗室內(nèi)暫養(yǎng)一周，暫養(yǎng)期間不投餌。養(yǎng)殖用海水為沙濾海水。試驗前將CuSO4·5H2O配制成濃度為1 mg/mL和0.1 mg/mL的貯備液待用。

1.2方法

1.2.124 h 半致死濃度 (24 h LC50)的測定根據(jù)預(yù)試驗所得Cu(Ⅱ)質(zhì)量濃度范圍(96 h全部存活的質(zhì)量濃度上限、24 h全部死亡的質(zhì)量濃度下限)，在室溫條件下，采用靜水停食法[14]，設(shè)置0.30、0.21、0.12、0.03 mg/L 4個Cu(Ⅱ)濃度組，以實驗室沙濾海水為對照(Cu(Ⅱ)濃度為0.001 3 mg/L)，每組設(shè)3個重復(fù)，在10 L塑料桶中進行試驗，每桶放20枚5月齡中間球海膽。測定中間球海膽的24 h LC50。每隔12 h收集死亡個體，計算死亡率，試驗時間為48 h。

1.2.2免疫酶活性及MDA含量的測定試驗設(shè)置0.005、0.010、0.050、0.012 mg/L[4]4個Cu(Ⅱ)濃度，以實驗室沙濾海水為對照，每組設(shè)3個重復(fù)。在10 L塑料桶中進行試驗，每桶放20枚15月齡中間球海膽。每天更換相同Cu(Ⅱ)濃度的海水，每隔10 d取樣1次，試驗時間為30 d。

每次從每組隨機取5枚海膽，抽取體腔液，將體腔液在4 ℃下以6000 r/min離心15 min，取上清于超低溫冰箱(-80 ℃)中保存?zhèn)溆肹15-17]。利用Epoch酶標儀(美國Biotek公司生產(chǎn))測定體腔液中超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)、溶菌酶(LZM)、過氧化物酶(POD)活性和MDA含量(酶活測定試劑盒均購自南京建成生物工程研究所)。

1.2.315月齡中間球海膽殼中Cu(Ⅱ)蓄積量的測定將0.050 mg/LCu(Ⅱ)濃度組中間球海膽的殼用超純水沖洗干凈，放入烘箱中烘干，磨碎，于國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心測定海膽殼中Cu(Ⅱ)蓄積量。

1.3數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)用SPSS 19.0軟件進行單因素方差分析和多重比較，顯著性水平設(shè)為0.05。

2結(jié)果與分析

2.1中間球海膽的24 h LC50

不同時段Cu(Ⅱ)對中間球海膽的累計死亡率如表1所示。在24、36 h時，隨著Cu(Ⅱ)濃度的升高，海膽死亡率明顯增加，通過直線內(nèi)插法得到海膽24 h Cu(Ⅱ)濃度與海膽累計死亡率的線性回歸方程為Y=0.5553X+1.4885(R2=0.9033)，換算得到海膽24 h LC50為0.247 mg/L。

表1不同Cu(Ⅱ)濃度下中間球海膽的累計死亡率

Tab.1Cumulative mortality of sea urchinStrongylocentrotusintermediusat variousCu(Ⅱ) concentrations

Cu(Ⅱ)濃度/(mg·L-1)累計死亡率cumulativemortality/%12h24h36h48h0.30092.111001000.21023.6886.841000.1200000.030000對照0000

2.2不同Cu(Ⅱ)濃度下中間球海膽免疫相關(guān)酶活性及MDA含量

2.2.1SOD活性從表2可見：隨著Cu(Ⅱ)處理時間的持續(xù)，0.005、0.010、0.012 mg/L濃度組SOD活性呈下降趨勢，0.050 mg/L濃度組SOD活性呈上升趨勢，相同濃度組內(nèi)均無顯著性差異(P>0.05)；試驗過程中，與對照組相比，Cu(Ⅱ)對0.012 mg/L濃度組SOD活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)，對0.005、0.010、0.050 mg/L濃度組SOD活性表現(xiàn)為抑制效應(yīng)。同一時間下，隨著Cu(Ⅱ)濃度的升高，SOD活性均呈先升高再下降的趨勢；第10天時，0.012 mg/L濃度組SOD活性最高，為(4.65±0.25)U/mL，顯著高于其他濃度組(P<0.05)；第20天時，0.050 mg/L濃度組SOD活性最低，為(2.39±0.37)U/mL，但與其他濃度組無顯著性差異(P>0.05)。

2.2.2CAT活性從表2可見：隨著Cu(Ⅱ)處理時間的持續(xù)，0.005、0.010、0.012 mg/L濃度組CAT活性呈下降趨勢，各濃度組內(nèi)均有顯著性差異(P<0.05)；0.050 mg/L濃度組內(nèi)CAT活力活性呈先下降后上升的趨勢，濃度組內(nèi)無顯著性差異(P>0.05)；試驗過程中，與對照組相比，Cu(Ⅱ)對各濃度組CAT活性均表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)。同一時間下，隨著Cu(Ⅱ)濃度升高，CAT活性在第10、20 天時呈先升高后下降的趨勢；第10天時，0.012 mg/L濃度組CAT活性最高，各濃度組間無顯著性差異(P>0.05)；第30 天時，各濃度組CAT活性均低于對照組。

2.2.3POD活性從表2 可見：隨著Cu(Ⅱ)處理時間的持續(xù)，各濃度組內(nèi)POD活性均表現(xiàn)為升高的趨勢；試驗過程中，與對照組相比，Cu(Ⅱ)對0.050 mg/L濃度組POD活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)效應(yīng)，對0.010、0.012 mg/L濃度組POD活性表現(xiàn)為抑制—誘導(dǎo)效應(yīng)，對0.005 mg/L濃度組POD活性表現(xiàn)為抑制效應(yīng)。同一時間下，隨著Cu(Ⅱ)濃度的升高,POD活性呈緩慢升高的趨勢；第10天時，0.005 mg/L濃度組POD活性為(1.88±0.40) U/mL，顯著低于除0.010 mg/L組外的其他組(P<0.05)；第30天時，各濃度組POD活性均達到最高，均與對照有顯著性差異(P<0.05)。

2.2.4LZM活性從表2 可見：隨著Cu(Ⅱ)處理時間的持續(xù)，0.005、0.010、0.012 mg/L濃度組內(nèi)呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，各濃度組內(nèi)有顯著性差異(P<0.05)；0.050 mg/L濃度組則呈現(xiàn)下降的變化趨勢，濃度組內(nèi)有顯著性差異(P<0.05)；試驗過程中，與對照組相比，Cu(Ⅱ) 對0.010、0.005 mg/L濃度組LZM活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)效應(yīng)，對0.012 mg/L濃度組LZM活性表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)，對0.050 mg/L濃度組LZM活性表現(xiàn)為抑制效應(yīng)。同一時間下，隨著Cu(Ⅱ)濃度的升高，LZM活性均呈先升高后下降的趨勢；第10天時，0.010、0.012 mg/L濃度組LZM活性分別顯著高于對照組(P<0.05)；第20天時，0.010、0.012 mg/L濃度組LZM活性達到最高，顯著高于其他組(P<0.05)。

2.2.5MDA含量從表2 可見：隨著Cu(Ⅱ)處理時間的持續(xù)，各濃度組內(nèi)MDA含量均表現(xiàn)為先降低后升高的趨勢，各濃度組內(nèi)有顯著性差異(P<0.05)；各濃度組內(nèi)Cu(Ⅱ)對MDA含量均表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)。第10天時，0.010 mg/L濃度組MDA含量最高，為(22.98±1.06) nmol/mL，顯著高于其他組(P<0.05)；第20天時，各濃度組MDA含量降到最低且顯著低于對照組(P<0.05)。

2.3中間球海膽殼中Cu(Ⅱ)的蓄積量

當水環(huán)境中Cu(Ⅱ)濃度為0.050 mg/L時，各處理組中間球海膽殼中Cu(Ⅱ)的蓄積均表現(xiàn)出隨處理時間的持續(xù)而逐漸升高的趨勢，對照組與處理組在第10、20、30 天時海膽殼中Cu(Ⅱ)的蓄積量分別為0.5×10-3、0.7×10-3、0.8×10-3、1.7×10-3μg/g。處理時間與中間球海膽殼中Cu(Ⅱ)蓄積量呈線性相關(guān)，Cu(Ⅱ)蓄積量與時間的線性方程為y=0.5x+0.0667(R2=0.89)。各取樣點中間球海膽殼中Cu(Ⅱ)的蓄積量均明顯高于對照組。

表2Cu(Ⅱ) 對中間球海膽體腔液中免疫相關(guān)酶活性、丙二醛含量的影響

Tab.2Effects of Cu(Ⅱ) on activities of immune-related enzymes and the content of MDA in coelomic fluid of sea urchinStrongylocentrotusintermedius

Cu(Ⅱ)濃度/(mg·L-1)SOD/(U·mL-1)10d20d30dCAT/(U·mL-1)10d20d30d對照3.75±0.14YZ3.79±0.21X3.61±0.14X127.82±0.13X103.43±0.25X121.95±0.21Y0.0053.23±0.15Y3.06±0.51X2.53±0.03X152.21±0.05Xb106.44±27.01Xa53.89±16.16Xc0.0103.41±0.14Y3.16±0.30X2.60±0.16X207.09±19.48Xb118.33±14.07Xa67.41±5.25XYa0.0124.65±0.25Z4.06±0.50X3.41±0.12X210.36±15.28Xb128.27±21.5Xa61.99±9.05XYa0.0501.77±0.33X2.39±0.37X3.09±0.59X143.18±19.98Xa61.43±8.65Xa89.88±12.86XYaCu(Ⅱ)濃度/(mg·L-1)POD/(U·mL-1)10d20d30dLZM/(U·mL-1)10d20d30d對照4.00±0.12Y4.00±0.15Y4.33±0.11X323.83±0.03X314.39±0.03X329.88±0.05XY0.0051.88±0.40Xa2.22±0.57Xa2.82±0.32Ya327.38±2.21Xa338.08±20.03Xb333.79±8.52XYb0.0102.05±0.26Xa2.36±0.60XYa5.33±0.130Zb449.32±7.99YZab527.13±23.88Zb359.02±44.70XYa0.0123.12±0.47Ya3.49±0.79Ya6.92±0.33Wb445.05±16.13Yb534.09±21.45Zc293.13±37.37Xa0.0504.18±0.37Ya4.40±0.69Yb8.33±0.04Ub16.63±1.73Wb7.01±1.17Wa8.70±2.36WaCu(Ⅱ)濃度/(mg·L-1)MDA/(nmol·mL-1)10d20d30d對照12.58±0.00X10.83±0.55Y12.32±2.92Y0.00512.90±0.05Xb4.87±0.05Xa5.10±0.59Xa0.01022.97±1.05Zb6.48±0.77Xa9.24±2.20XYa0.01213.15±0.98Xb6.50±1.62Xa8.25±1.90XYab0.05016.63±1.73Yb7.01±1.17Xa8.70±2.36XYa

注：同行中標有不同小寫字母者表示相同濃度組內(nèi)不同時間組間有顯著性差異(P<0.05)，同列中標有不同大寫字母者表示相同時間下不同濃度組間有顯著性差異(P<0.05)，標有相同字母表示組間無顯著性差異(P>0.05)

Note:The means with different letters within the same line are significant differences at the 0.05 probability level in different time at the same concentration, the means with different capital letters within the same column are significant differences at the 0.05 probability level in same time at the different concentration, and the means with the same letters within the same column are not significant differences

3討論

3.1Cu(Ⅱ)對中間球海膽24 h LC50的影響

本研究中，Cu(Ⅱ)對中間球海膽的24 h LC50為0.247 mg/L。張宜奎等[18]研究表明，Cu(Ⅱ)對文蛤的24 h LC50為1.66 mg/L。劉天紅等[19]研究表明，Cu(Ⅱ)對櫛孔扇貝的24 h LC50為0.32 mg/L。推測中間球海膽對Cu(Ⅱ)敏感度較高。

3.2Cu(Ⅱ)對中間球海膽免疫相關(guān)酶活性及MDA含量的影響

LZM能夠水解細菌的破壞和消除侵入體內(nèi)的異物，從而起到防御作用[23]。本試驗中，隨著Cu(Ⅱ)處理時間的延長，0.005、0.010、0.012 mg/L濃度組LZM活性表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，0.050 mg/L濃度組表現(xiàn)為下降的趨勢，與趙婷[24]對克氏原螯蝦的研究結(jié)果類似。推測可能是由于Cu(Ⅱ)在海膽體內(nèi)積累導(dǎo)致LZM活性降低。

POD是抗氧化防御系統(tǒng)中的關(guān)鍵酶，能夠清除生物體內(nèi)的自由基。本試驗中，隨著Cu(Ⅱ)處理時間的延長及Cu(Ⅱ)濃度的升高，POD活性均表現(xiàn)為升高的趨勢，與宋志慧等[25]對斑馬魚的研究結(jié)果類似。推測海膽體腔液中免疫酶的作用也有一定的次序，隨著Cu(Ⅱ)濃度升高機體內(nèi)SOD、CAT和LZM活性降低后，POD活性升高，以保護機體免受損傷。

MDA是脂質(zhì)過氧化作用的最終產(chǎn)物，其含量的高低可以反映出機體的過氧化程度[26]。本試驗中，隨著Cu(Ⅱ)處理時間的延長，各濃度組MDA含量均表現(xiàn)為誘導(dǎo)—抑制效應(yīng)，且各濃度組MDA含量均表現(xiàn)為先降低后升高的趨勢，與Geret等[27]對文蛤的研究結(jié)果類似。分析認為，在試驗初期海膽體內(nèi)抗氧化系統(tǒng)發(fā)揮作用，有效地清除了體內(nèi)多余的活性氧自由基，進而減少了對生物體的氧化損傷。隨著處理時間的延長，Cu(Ⅱ)在生物體內(nèi)逐漸積累，使得生物體脂質(zhì)過氧化物增加，MDA含量也必然隨之增加。

3.3Cu(Ⅱ)在中間球海膽殼中蓄積量的分析

程波等[28]對凡納濱對蝦的研究表明，Cu(Ⅱ)可能向甲殼中轉(zhuǎn)移，通過蛻皮排出體外。趙元鳳等[29]研究表明，Cu(Ⅱ)在牙鲆體內(nèi)的蓄積隨著處理時間的延長而增加。李君豐等[4]研究表明，幼參隨暴露時間的延長，Cu(Ⅱ)在體內(nèi)的蓄積量持續(xù)增加。本研究中，海膽殼中Cu(Ⅱ)的蓄積量與以上研究結(jié)果一致。本研究結(jié)果可為利用海膽殼中Cu(Ⅱ)蓄積量檢測海水中Cu(Ⅱ)的污染狀況提供參考。

參考文獻：

[1]江天久,牛濤.重金屬 Cu2+、Pb2+和Zn2+脅迫對近江牡蠣(Crassostrearivularis)SOD活性影響研究[J].生態(tài)環(huán)境,2006,15(2)：289-294.

[2]李華,李磊.銅離子對櫛孔扇貝幼貝幾種免疫因子的影響[J].生命科學(xué)儀器,2009,10：29-32.

[3]王維娜,王安利,孫儒泳.水環(huán)境中的銅鋅鐵鈷離子對日本沼蝦消化酶和堿性磷酸酶的影響[J].動物學(xué)報,2001,47：72-77.

[4]李君豐,張從堯,王華,等.仿刺參幼參對Cu2+的蓄積及Cu2+慢性脅迫對其生長的影響[J].海洋環(huán)境科學(xué),2011,30(5)：609-613.

[5]Yeh S T,Liu C H,Chen J C.Effect of copper sulfate on the immune response and susceptibility toVibrioalginolyticusin the white shrimpLitopenaneusvannamei[J].Fish and Shellfish Immunology,2004,17：437-446.

[6]宋波瀾,張華.Cu離子濃度對雜交鱘幼魚行為、血液指標和抗氧化酶的影響[J].大連海洋大學(xué)學(xué)報,2014,29(3)：241-245.

[7]李嬌,王姮,丁君,等.8種常見農(nóng)藥對海膽胚胎各發(fā)育時期的急性毒性[J].生態(tài)毒理學(xué)報,2010,5(2)：255-261.

[8]孫雪峰,丁君,張輝,等.12種常見農(nóng)藥對海膽胚胎發(fā)育的毒性影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報,2009,4(1)：147-151.

[9]Semenova M N,Kiselyov A,Semenov V V.Sea urchin embryo as a model organism for the rapid functional screening of tubulin modulators[J].Bio Techniques,2006,40(6)：765-774.

[10]Manzo S,Buono S,Cremisini C.Toxic effects of irgarol and diuron on sea urchinParacentrotuslividusearly development,fertilization,and offspring quanlity[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2006,51:61-68.

[11]Hamdoum A M,Griffin F J,Cherr G N.Tolerance to biodegraded crude in marine invertebrate embryos and larvae is associated with expression of a multixenobiotic resistance transporter[J].Aquatic Toxicology,2002,61(1/2)：127-140.

[12]Kobayashi N,Okamura H.Effect of heavy metals on sea urchin embryo development：part 2.interactive toxic effects of heavy metals in synthetic mine effluents[J].Chemosphere,2005,61(8)：1198-1203.

[13]Coteur G,Gosselin P,Wantier P,et al.Echinoderms as bioindicators,bioassays,and impact assessment tools of sediment-associated metals and PCBs in the North Sea[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2003,45：190-202.

[14]周永欣,章宗涉.水生生物毒性試驗方法[M].北京：農(nóng)業(yè)出版社,1989:75-156.

[15]劉偉,常亞青,丁君.溫度緩降和驟降對刺參“水院1號”和大連養(yǎng)殖群體非特異性免疫影響的初步研究[J].水產(chǎn)學(xué)報,2013,37(9)：1342-1348.

[16]賁月,郝振林,丁君,等.高溫對蝦夷扇貝體腔液免疫酶活力的影響[J].水產(chǎn)學(xué)報,2013,37(6)：858-863.

[17]于慶云,王悠,徐彥,等.鎘和鉛對菲律賓蛤仔脂質(zhì)過氧化和抗氧化酶活性的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報,2013,8(4)：504-512.

[18]張宜奎,宋秀凱,劉愛英,等.重金屬Cd2+、Cu2+對文蛤的急性毒性[J].海洋湖沼通報,2011(3):51-56.

[19]劉天紅,孫福新,王穎,等.硫酸銅對櫛孔扇貝急性毒性脅迫研究[J].水產(chǎn)科學(xué),2011,30(6)：317-320.

[20]Song L S,Ji Y B,Cai Z H,et al.The immunochemical variation of mitten hand crabEriocheirsinensisafter the increment of temperature[J].Oceanologia Et Limnologia Sinica,2004,35(1)：74-77.

[21]孟曉林.鎘、銅分別脅迫蝦夷扇貝的毒性作用機制研究[D].北京：中國科學(xué)院大學(xué),2013.

[22]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(xué)報,2011,31(11)：3044-3053.

[23]劉云孔,偉麗,姜國良,等.2種免疫多糖對刺參組織主要免疫酶活性的影響[J].中國水產(chǎn)科學(xué),2008,15(5)：787-793.

[24]趙婷.克氏原螯蝦(Procambarusclarkii)對銅脅迫的免疫響應(yīng)研究[D].太原：山西大學(xué)，2011.

[25]宋志慧,王慶偉.Cu2+、Cd2+、Cr2+脅迫對斑馬魚抗氧化酶活性的影響[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2011,39(8)：4739-4741.

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

[27]Geret F,Serafim A,Barreira L,et al.Response of antioxidant system to copper in the gills of the clamRuditapesdecussates[J].Marine Environmental Research,2002,54(3/5)：413-417.

[28]程波,劉鷹,楊紅生,等.Cu2+在凡納濱對蝦組織中的積累及其對蛻皮率、死亡率的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2008,27(5)：2091-2095.

[29]趙元鳳,呂景才,宋曉陽,等.銅在牙鲆Paralichthysoilvaceus組織蓄積、分配及排放的研究[J].海洋與湖沼,2005,36(2):139-145.

Bioaccumulation and effect of Cu(Ⅱ) on serum immune-related

enzyme activities in sea urchinStrongylocentrotusintermedius

DING Wen-jun, DING Jun, MENG Ling-feng

(Key Laboratory of Mariculture & Stock Enhancement in North China’s Sea, Ministry of Agriculture, Dalian Ocean University, Dalian 116023, China)

Abstract：The activities of immune-related enzymes, content of malonaldehyde (MDA) in coelomic fluid and accumulation of Cu(Ⅱ)in shell were determined in sea urchin Strongylocentrotus intermedius exposed to the various Cu(Ⅱ) concentrations designed by marine water quality standard to focus on physiological effects of Cu(Ⅱ) on echinoderms. The results showed that the mortality in the sea urchin was significantly increased with the elevated concentration of Cu(Ⅱ), with 24 h LC50of 0.247 mg/L. The superoxide dismutase (SOD) was induced in the sea urchin in 0.012 mg/L group, but inhibited in other groups in which the SOD activity was increased firstly and then decreased. In all treatment groups, the activity of catalase(CAT) was induced once but inhibited, the minimum on 30 d and, significantly lower than that in the control group (P<0.05). The activity of peroxidase(POD) was found to be increased with the rise of the concentrations of Cu(Ⅱ), the maximum on 30 d, and significantly higher than that in the control group (P<0.05). In 0.012 mg/L group, lysozyme (LZM) was induced first but inhibited, and the activity of LZM was induced in other treatment groups. In all treatment groups, the content of MDA was induced once but inhibited. The accumulation of copper ions was found to be increased with copper ion exposure elapse. The findings provided a new sight on the physiological effects of Cu(Ⅱ)and on monitoring of Cu(Ⅱ)levels in marine with bio-detection.

Key words：Strongylocentrotus intermedius; copper ion; immune-related enzyme; median lethal concentration; malondaldehyde; bioaccumulation

通信作者：丁君(1973—)，女，博士，研究員。E-mail:dingjun1119@dlou.edu.cn

作者簡介：丁文君(1989—)，女，碩士研究生。E-mail:mengnvsuibian@163.com

基金項目：遼寧省農(nóng)業(yè)攻關(guān)計劃(2007203004)；遼寧省海洋與漁業(yè)廳科研計劃項目(200916)

收稿日期：2014-07-01

中圖分類號：S917.4

文獻標志碼：A

文章編號：2095-1388(2015)02-0165-05

DOI：10.3969/J.ISSN.2095-1388.2015.02.010