高 翔, 丁光輝, 錢怡婷, 姜玲玲, 熊德琪

?

消油劑處理120#燃料油對海水青鳉()胚胎抗氧化酶活性影響的研究

高 翔, 丁光輝, 錢怡婷, 姜玲玲, 熊德琪

(大連海事大學環(huán)境科學與工程學院, 遼寧大連 116026)

以海水青鳉()胚胎為研究對象, 比較了120#燃料油分散液(water-accommodated fractions, WAFs)與乳化液(biologically enhanced water-accommodated fractions, BE-WAFs)的急性毒性效應, 并研究了不同濃度(40、100、250 mg/L)下WAFs、BE-WAFs對胚胎內超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)、谷胱甘肽硫轉移酶(GST)活性的影響。結果表明: 在受到石油烴的氧化脅迫后, 海水青鳉胚胎內3種抗氧化酶活性變化明顯。隨著石油烴濃度的升高和暴露時間的延長, 3種酶表現出程度不同的誘導效應和抑制效應。其中受石油烴污染影響最為明顯的為SOD酶; 而GST酶則對消油劑單獨暴露表現較為敏感。實驗證明, 海水青鳉體內SOD酶活性對石油烴污染反應最為敏感, 適合作為監(jiān)測石油烴污染程度的生物標志物。

海水青鳉(); 石油烴; 消油劑; 抗氧化酶; 120#燃料油

近年來, 隨著海上石油開采和運輸業(yè)的發(fā)展, 各類溢油事故頻發(fā), 石油烴的大量輸入使海洋生物和海洋生態(tài)系統都受到了前所未有的威脅[1-2]。石油烴能夠通過食物鏈在生物體內富集, 進入人體后會對健康造成持續(xù)的負面影響, 危害極大[3-4]。為了在短時間內將溢油事故的影響降到最低, 海事部門將噴灑消油劑作為處理海上溢油事故的常用應急措施, 以加速油滴分散[5]。本研究選取的120#船用燃料油為國內常用的船用燃油, 屢次出現在中國近海的溢油事故當中[6-7]。其在波浪作用下形成的分散液以及與消油劑共同作用形成的乳化液也成為了中國海上溢油的污染源之一。

目前大多數國內外研究表明, 溢油經過消油劑處理后, 水中溶解或分散態(tài)的油濃度更高, 從而增加了對生物的暴露毒性[8-10]。也有一些學者認為溢油分散劑會使石油的生物毒性降低, 如黃逸君等[11]通過對中國近海常見的10種浮游撓足類生物的72 hLC50的研究, 得到對海洋撓足類的毒性大小順序為WAF> DWAF>消油劑; Hemmer等[12]研究發(fā)現, 路易斯安那原油在加入溢油分散劑Corexit 9500A后, 對糠蝦的急性毒性有所降低; Long和Holdway[13]研究得到Bass原油WAF及使用Corexit 9527消油劑后的DWAF對章魚魚卵孵化的48h半抑制濃度分別為0.39×10–6和1.83×10–6; Gulec[14]在對Corexit 9527 的研究中發(fā)現, 在原油水溶性成分中添加消油劑后, 對生物的半致死濃度大為降低。

抗氧化酶活性的變化可為污染物脅迫下機體的氧化應激反應提供敏感信息。超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)和谷胱甘肽硫轉移酶(GST)三種酶作為水生生物抗氧化酶系統的重要組成部分, 對污染物脅迫十分敏感。因此, 常被作為分子生物標志物廣泛用于環(huán)境污染的早期預警[9, 15-16]。而目前國內外學者對海水中石油烴的毒性效應的研究主要集中在浮游植物和成年魚貝類[17-23], 對生物胚胎涉及較少。而胚胎處于生物生長發(fā)育的初期, 對污染物的響應更加敏感。鑒于此研究現狀, 本研究以國內常用的船用120#燃料油作為受試油品, 選擇海洋模式生物——海水青鳉()胚胎作為受試生物, 從生物抗氧化酶入手研究消油劑處理溢油對海洋生物所造成的毒性效應。旨在探討其生理指標作為生物標志物的可行性, 為開展海洋環(huán)境的生物監(jiān)測提供基礎實驗數據, 并為消油劑的優(yōu)化管理使用以及其海洋生態(tài)安全性評估提供依據。

1 實驗材料和方法

1.1 受試生物

本實驗選擇海水青鳉胚胎作為受試生物。實驗所用海水青鳉均已于實驗室培養(yǎng)數代, 性狀穩(wěn)定。實驗中海水青鳉胚胎均在正常受精后2~3 h內收集。為保證其活性正常, 胚胎取得后首先靜水培養(yǎng)48 h, 觀察并選擇活性正常的個體用于實驗。

1.2 主要儀器與試劑

主要儀器: 勻漿儀(美國PRO200型)、酶標儀(MDC-SpectraMax M5型)、恒溫磁力攪拌器(GL- 3250A型)、光照培養(yǎng)箱(MGC-400B型)、萬分之一電子分析天平(FA1004型)、基因研究型純水儀(FJY2002-UVF-P型)、數控超聲清洗器(KQ5200DE型)、高速冷凍離心機(Legend Micro 17R)、水浴槽(DK-8D)。

主要試劑: SOD檢測試劑盒(南京建成生物工程研究所); CAT檢測試劑盒(南京建成生物工程研究所); GST檢測試劑盒(南京建成生物工程研究所); 考馬斯亮藍蛋白測定試劑盒(南京建成生物工程研究所); 紅外測油專用四氯化碳(天津光復精細化工研究所)。

1.3 受試溶液的制備

1.3.1 實驗所用油品及消油劑

本研究選擇120#船用燃料油(RMD15)作為實驗油品, 來源于中國船舶燃料有限責任公司。所選消油劑為北京威業(yè)源生物科技有限公司生產的微普緊急泄露處理液, 符合國家標準要求[24], 是交通部海事局認可的合格消油劑產品。實驗所用消油劑由大連市海事局提供。

1.3.2 實驗海水

實驗海水取自大連市星海灣, 經沉淀過濾后用于實驗。鹽度31.35, 電導率47.3 ms/cm, pH 8.13。

1.3.3 120#燃料油分散液(WAFs)及乳化液(BE-WAFs)的制備

120#燃料油分散液(簡稱WAFs)的制備: 將120#燃料油與過濾海水按質量體積比25 g/L混合, 置于下口瓶中封口避光, 磁力攪拌器低速攪拌18 h, 控制渦度為25%~30%(即漩渦高度為總體系高度的25%~30%)。靜置6 h后, 分離下層水相即為WAFs母液。將母液置于4℃環(huán)境中避光保存, 實驗前稀釋至所需濃度。

120#燃料油乳化液(簡稱為BE-WAFs)的制備: 將120#燃料油與過濾海水按質量體積比25 g/L混合, 并向體系中加入質量為油品質量20%的消油劑, 攪拌靜置后, 分離下層水相即為BE-WAFs母液。置于4℃環(huán)境中避光保存, 實驗前稀釋至所需濃度。

1.3.4 WAFs及BE-WAFs中總石油烴(total petroleum hydrocarbon, 簡稱TPH)的測定

本實驗參照HJ 637-2012所介紹的紅外分光光度法測定母液中的總石油烴濃度[25]: 1)用CCl4萃取水體中的石油烴; 2)將萃取液通過活化的硅酸鎂進行吸附脫除動植物油類; 3)將所得萃取液轉移至比色皿, 置于紅外測油儀中, 以CCl4作參比溶液, 于2930、2960、3030 cm–1處測量其吸光度2930、2960、3030, 計算石油烴濃度。計算公式為:

式中,為溶劑中石油烴濃度;、、、為校正系數;0、V分別為萃取溶劑體積和樣品體積;萃取液稀釋倍數。

1.4 暴露實驗

按照預實驗結果將120#燃料油WAFs、BE-WAFs設置為3個濃度水平: 每個濃度組共計投放海水青鳉胚胎約2.0 g, 并分為3個平行組進行暴露。胚胎置于6孔板中, 在28℃±1℃, 光暗比為14 h︰10 h條件下,采用半靜態(tài)法進行培養(yǎng), 每24 h更換一半受試液。暴露時長為96 h, 之后為恢復期。分別于暴露24、48、96 h和恢復24、96 h后進行取樣和測定分析。

1.5 酶含量的測定

將提取的海水青鳉胚胎用預冷的生理鹽水清洗, 除去雜質。用濾紙吸干水分并稱重約0.1 g, 置于1.5 mL離心管中, 并加入9倍質量的0.86%生理鹽水進行稀釋。然后用勻漿儀將其沖搗為10%胚胎勻漿, 并在4℃環(huán)境下, 以3000 r/min(約為644 g)的速度離心10 min, 取上清液, 置于4℃環(huán)境中保存。

SOD、CAT、GST酶活性及蛋白質含量(考馬斯亮藍法)的測定均按照試劑盒方法進行操作。測定組織中酶活性時, 所采用單位為: U·mgprot–1, 表示每毫克蛋白質中的活力單位。

1.6 數據處理

1.6.1 數據統計分析

數據以平均值±標準差(Means±SD)表示, 并采用SPSS 17.0數據分析軟件對數據進行單因素方差分析:≤0.05時認為差異顯著;≤0.01時認為差異極顯著。

1.6.2 誘導率及抑制率計算方法

誘導率=(i–)/×100% 抑制率=(–s)/×100%

式中,i為受誘導后酶的活性;s為受抑制后酶的活性;為對照組酶的活性。

2 實驗結果與分析

2.1 WAFs與BE-WAFs各濃度組TPH含量

按照實驗設計將WAFs、BE-WAFs設置為3個濃度水平: 40、100、250 mg/L。采用逐級稀釋的方式分別將WAFs、BE-WAFs母液(油水質量體積比: 25 g/L)稀釋至所設置的濃度水平, 并對各組TPH含量進行測定。各濃度組TPH含量如下表所示。

表1 WAFs及BE-WAFs各濃度水平TPH含量

2.2 WAFs與BE-WAFs對海水青鳉胚胎SOD酶活性的影響

不同濃度的WAFs對海水青鳉胚胎的SOD酶活性的影響結果如圖1-A所示。由圖可知: 整個實驗周期中海水對照組的SOD酶活性基本不變。WAFs中的40、100 mg/L濃度組在暴露24 h后SOD活性即開始增大, 并同時在96 h達到最大值, 且100 mg/L濃度組SOD活性在暴露階段始終較其他兩組更高, 其峰值為海水空白組的194.85 %, 停止暴露24 h后, 100、40 mg/L/濃度組的SOD活性均恢復到正常水平; 對250 mg/L濃度組而言, 酶活性變化幅度明顯小于其他兩組, 在暴露48 h之后, 酶活性達到最大值, 并在96 h時有所下降, 經過恢復期恢復到正常水平。由實驗結果可知: 3組濃度組SOD酶活性隨時間的變化基本上都遵循先升高后降低的規(guī)律, 時間-效應變化比較明顯。其中, 250 mg/L濃度組的峰值出現時間較其他濃度組更早。在恢復階段, 3組SOD活性均恢復到空白組水平。

注: 圖中數據為平均值±標準誤差(=9), SOD活力單位為U·mgprot-1; “*”表示對該組數據和相應對照組數據進行單因素方差分析結果表明差異顯著(≤0.05), “**”表明差異極顯著(≤0.01); 圖中字母表示各時間點之間的組間差異顯著性, 下同。

Note: Error bar: mean ± SD (= 9); unit of SOD: U·mgprot?1; “*”: significant differences between this treatment group and its control group in one-way analysis of variance (≤0.05); “**”: extremely significant differences between this treatment group and its control group in one-way analysisof variance (≤0.01); letters in the figure indicate difference between the treatment groups with different durations of exposure.

BE-WAFs對海水青鳉胚胎SOD酶活性的影響結果如圖1-B所示。在整個實驗過程中, 海水空白組與消油劑空白組SOD酶活性水平基本一致。在暴露階段, 40、100 mg/L濃度組SOD酶活性變化趨勢基本一致, 在暴露24 h至96 h酶活性呈現線性上升, 并于96 h達到峰值, 分別為海水空白組的189.2 %和201.03%,在結束暴露后迅速回落; BE-WAFs中250 mg/L濃度組SOD酶活性在暴露24 ～96 h階段酶活性呈現降低趨勢, 經過恢復期后逐漸恢復到正常水平。由實驗結果可知: 在暴露階段, 40、100 mg/L濃度組的SOD酶活性受到誘導, 且上升幅度與暴露時間呈線性關系, 組間差異較大, 時間-效應比較明顯; 250 mg/L濃度組的SOD酶活性則在暴露階段一直呈現下降趨勢。經過恢復期, 各濃度組SOD酶活性與空白組基本一致。

通過WAFs與BE-WAFs中SOD酶活性的比較, 可以看到: 消油劑空白組中SOD酶活性波動并不明顯, 且活性大小與空白組基本一致; WAFs與BE-WAFs的40、100 mg/L濃度組SOD酶活性變化規(guī)律相似, 且BE-WAFs中SOD酶活性較WAFs偏高; 而BE-WAFs的250 mg/L濃度組SOD酶活性相對于WAFs卻明顯偏低。

2.3 WAFs與BE-WAFs對海水青鳉胚胎CAT酶活性的影響

不同濃度的WAFs對海水青鳉胚胎的CAT酶活性的影響結果如圖2-A所示。由圖可知: 整個實驗周期中海水對照組的CAT酶活性基本不變。在暴露24 h后, 各濃度組的CAT酶活性基本呈現線性上升的趨勢, 并在96 h時達到峰值, 誘導率分別為33.38%、48.02%、22.44%; 在停止暴露24 h后酶活性下降到空白組水平, 之后略有上升并趨于一致。由實驗結果可知: 在WAFs3個濃度組中, 海水青鳉胚胎的CAT酶活性均出現先升高后降低的趨勢, 尤其以40、100 mg/L濃度組的時間-效應關系更加明顯。當恢復96 h后完成恢復實驗時, 3組濃度的CAT酶活性基本趨于一致。

不同濃度的BE-WAFs對海水青鳉胚胎的CAT酶活性的影響結果如圖2-B所示。在實驗過程中, 消油劑空白組CAT酶活性水平基本與海水空白組保持一致。在暴露階段, 40、100 mg/L濃度組中CAT的酶活性均隨著暴露時間的延長而升高, 上升幅度十分明顯且與其余組別差異較大, 其峰值分別達到了海水空白組的158.07%和168.49%, 停止暴露后酶活性水平開始回落并最終恢復到正常水平; 250 mg/L濃度組CAT酶活性暴露后上升幅度較小, 在48 h即達到峰值, 其誘導率為14.46 %, 并在暴露96 h出現酶活抑制現象; 在恢復階段逐漸回升并與空白組趨于一致。由實驗結果可知: 40、100 mg/L濃度組的CAT酶活性隨時間的變化基本上遵循先升高后回落的規(guī)律, 時間-效應比較明顯; 250 mg/L濃度組在暴露初期呈現上升趨勢, 峰值出現時間早于其他濃度組, 并在暴露后期出現酶活抑制現象。當完成恢復實驗時, 3組的CAT酶活性已趨于一致, 并與海水空白組相持平。

通過對比WAFs與BE-WAFs中CAT酶活性水平, 可以知道: 在暴露初期, BE-WAFs濃度組中, 40、100 mg/L濃度組的海水青鳉胚胎的CAT酶活性均高于WAF中的對應濃度組, 并隨著暴露時間的延長, 差異逐漸明顯; 暴露階段消油劑的添加使得250 mg/L濃度組CAT酶活性在暴露后期出現下降趨勢, 這可能由于其中的石油烴含量過高且作用時間過長從而導致胚胎產生中毒反應。

2.4 WAFs與BE-WAFs對海水青鳉胚胎GST酶活性的影響

不同濃度的WAFs對海水青鳉胚胎的GST酶活性的影響結果如圖3-A所示。由圖可知: 實驗中海水空白組的GST酶活性基本不變。在暴露24 h后, 各濃度組GST酶活性變化不大, 直到48 h后才出現較為明顯的升高, 并同時在暴露96 h時達到峰值。在暴露階段, 100 mg/L濃度組酶活性始終較40、250 mg/L濃度組更高。停止暴露24 h后, 各濃度組的GST活性明顯下降, 且略低于海水空白組水平, 恢復期后各濃度組酶活性恢復正常水平。由實驗結果可知: WAFs各濃度組中GST酶活性隨著暴露時間的延長, 呈現先增高后降低的趨勢, 時間-效應關系較明顯, 其中尤以100 mg/L濃度組最為顯著; 當恢復96 h完成恢復實驗時, 實驗組GST酶活性已恢復到空白組水平。

BE-WAFs對海水青鳉胚胎的GST酶活性的影響結果分析如圖3-B所示。在實驗過程中, 空白組GST酶活性基本保持不變, 而消油劑空白組在暴露期出現升高趨勢, 96 h時誘導率達到17.92 %。暴露階段BE-WAFs的40、100 mg/L濃度組呈現相同的趨勢, 其GST活性均較空白組偏高并隨著時間的延長愈加顯著, 其中以100 mg/L濃度組誘導率更高, 96 h時已達到44.4 %; 而250 mg/L濃度組則出現先誘導后抑制的現象。在結束暴露后, 3個濃度組的酶活性均恢復到正常水平。由實驗結果可知; BE-WAFs中40、100 mg/L濃度組海水青鳉胚胎中GST酶活性隨著實驗時間的延長, 均呈現先增高后降低的趨勢, 時間-效應關系明顯; 250 mg/L濃度組則出現先升后降的規(guī)律, 但是酶活性波動幅度有限。當完成恢復實驗時, 各組GST酶活性趨于正常。

將WAFs與BE-WAFs中GST酶活性水平進行對比, 可以發(fā)現: 在暴露初期相較于WAFs, BE-WAFs的40、100 mg/L濃度組GST酶活性受誘導更加顯著, 并隨著時間的延長, 差別愈加明顯; BE-WAFs中250 mg/L濃度組GST在暴露前期受到誘導, 活性明顯高于WAFs組, 而后于暴露96 h時受到抑制, 低于空白組水平, 這可能與高濃度石油烴長時間暴露, 毒性影響超出生物耐受閾值有關。

2.5 120#燃料油WAFs、CE-WAFs暴露下酶活性變化規(guī)律比較

為了直觀地對比不同濃度下120#燃料油WAFs、CE-WAFs暴露對SOD、CAT、GST3種酶活性影響, 將暴露期間胚胎內各種酶活性變化情況列于表中, 由表2可見:

(1) 當海水青鳉胚胎暴露于WAFs后, 體內SOD、CAT、GST酶活性發(fā)生明顯變化: 暴露初期, 3種抗氧化酶活性受到石油烴誘導而明顯上升。這主要是由于海水青鳉胚胎在受到較低濃度石油烴產生的氧化脅迫后, 體內活性氧含量增加, 使機體處于氧化應激狀態(tài), 從而產生適應性誘導反應[26]。這是生物體應對外源污染物引起氧化壓力的一種自我保護調節(jié)機制[27]。在對鱸魚()、鯔魚()、華貴櫛孔扇貝、翡翠貽貝()、菲律賓蛤仔()和毛蚶()的研究中曾經得出相似的結論[28-33]。

(2) 在BE-WAFs的暴露試驗中, 水體中石油烴含量上升使得誘導效應更加顯著(表現為峰值升高、峰值出現時間提前)。暴露前期3種酶活性呈現上升趨勢, 且誘導率隨石油烴濃度升高而增大。隨著暴露時間延長, 在BE-WAFs中250 mg/L濃度組3種抗氧化酶的活性均出現了不同程度的下降。這是由于當石油烴持續(xù)作用產生的氧化脅迫超出了機體適應性反應的抵御能力時, 會使生物體產生中毒反應, 進而抑制抗氧化酶的合成, 導致酶活性降低。呂福榮等[34]研究消油劑處理0#柴油對馬糞海膽()的毒性效應, 趙元鳳、沈盎綠等[35-36]分別研究石油烴污染對毛蚶()和斑馬魚()抗氧化酶活性的影響, Cheung等[37]研究苯并[a]芘暴露對翡翠貽貝()的抗氧化系統的影響, Richardson等[38]研究多環(huán)芳烴暴露下的貽貝()體內抗氧化酶的變化, 都得到了相似的結論。

表2 WAFs、BE-WAFs對酶活性影響的比較

(3)在實驗過程中, 3種酶表現出的誘導或抑制程度均不相同。其中以對SOD酶的誘導最為明顯, 其次為CAT酶, 而對GST酶的誘導則出現一定的滯后性, 誘導程度也最小; 從抑制率來看, 在加入消油劑后, 250 mg/L濃度組的3種酶均出現酶活抑制現象, 其中以SOD酶活性出現抑制的時間最早, 抑制率最大, GST酶次之, CAT酶受到的抑制最小。由此可見: 3種抗氧化酶中SOD酶對石油烴暴露最為敏感, 也最適合作為監(jiān)測石油烴污染的指標。王曉艷、蔣鳳華等[39-40]的研究結果也分別驗證了這一結論。

(4) 在消油劑單獨暴露的實驗中發(fā)現: GST相較于SOD、CAT表現出更大的敏感性, 在暴露階段持續(xù)受到誘導, 活性呈現線性上升趨勢; 而在對SOD、CAT的消油劑單獨暴露實驗中, 沒有出現這一現象。這可能是由于消油劑空白組中含有的石油烴降解微生物導致的。研究表明: 谷胱甘肽轉移酶(GST)在PAHs降解菌中起著重要的作用, Lloyd等人[41-42]已經將GST酶作為分子探針用于鑒別PAHs降解菌的存在。

3 結論

本文研究了120#號燃料油WAFs、BE-WAFs對海水青鳉胚胎中SOD、CAT、GST3種抗氧化酶活性的影響, 得到如下結論:

(1) 機體中的抗氧化酶既可以在石油烴暴露下產生適應性誘導使活性上升, 也可以受毒性抑制導致活性下降; 石油烴濃度越高, 產生的誘導或抑制效應越強。

(2) BE-WAFs中抗氧化酶活性的誘導或抑制效應均高于對應濃度的WAFs。說明消油劑的添加使得石油烴污染對海水青鳉胚胎的氧化脅迫進一步增強。

(3) 石油烴暴露后, 3種抗氧化酶活性變化的劑量-效應和時間-效應關系顯著。尤其以SOD表現最為敏感, 適合作為監(jiān)測石油烴污染的生物標志物。

(4) GST酶在消油劑單獨暴露中出現一定程度的活性變化, 表現較為敏感。表明GST酶對于該生物型消油劑的污染監(jiān)測具有一定價值。

[1] Ko Jae-Young, Day John W. A review of ecological impacts of oil and gas development on coastal ecosystems in the Mississippi Delta[J]. Ocean & Coastal Management, 2004, 47(11-12): 597-623.

[2] 田立杰, 張瑞安.海洋油污染對海洋生態(tài)環(huán)境的影響[J]. 海洋湖沼通報, 1999, 23(2): 15-19. Tian Lijie, Zhang Ruian. The effect of offshore oil pollution marine ecological environment[J]. Transactions of Oceanology and Limnology, 1999, 23(2): 15-19.

[3] Lee Jeongae, Kim Min-hwa, Ha Mina, et al. Urinary metabolic profiling of volatile organic compounds in acute exposed volunteers after an oil spill in Republic of Korea[J]. Biomedical Chromatography, 2010, 24(5): 562-568.

[4] Pérez-Cadahía B, Lafuente A, Cabaleiro T, et al. Initial study on the effects of Prestige oil on human health[J]. Environment International, 2007, 33(2): 176-185.

[5] 溥文虹, 周李鑫, 楊帆, 等. 海上溢油防治技術研究進展[J]. 海洋科學, 2005, 29(6): 73-76. Pu Wenhong, Zhou Lixin, Yang Fan, et al. Progress in oil spill recovery technology[J]. Marine Sciences, 2005, 29(6): 73-76.

[6] 尹曉楠.基于三維熒光光譜和小波分析的油品種類識別技術研究[D]. 青島: 中國海洋大學, 2012. Yin Xiaonan. Studies on the identification of oil types base on 3D fluorescence spectroscopy and wavelet analysis[D]. Qingdao: Ocean University of China, 2012.

[7] 吳運吾.我國船用燃料油市場分析[J]. 當代石油石化, 2011(10): 36-41. Wu Yunwu.The analysis of China’s marine fuel oil market[J]. Petroleum & Petrochemical Today, 2011(10): 36-41.

[8] Adeyemo O K, Kroll K J, Denslow N D. Developmental abnormalities and differential expression of genes induced in oil and dispersant exposedembryos[J]. Aquatic toxicology, 2015, 168: 60-71.

[9] Hannam M L, Bamber S D, Galloway T S, et al. Effects of the model PAH phenanthrene on immune function and oxidative stress in the haemolymph of the temperate[J]. Chemosphere, 2010, 78(7): 779-784.

[10] Nahrgang J, Camus L, Gonzalez P, et al. PAH biomarker responses in polar cod () exposed to benzo(a)pyrene[J]. Aquatic Toxicology, 2009, 94(4): 309-319.

[11] 黃逸君, 陳全震, 曾江寧, 等.原油和消油劑對海洋橈足類的急毒性效應[J]. 應用與環(huán)境生物學報, 2010, 16(4): 566-571. Hang Yijun, Chen Quanzhen, Zeng Jingning, et al. Acute toxicity of crude oil and dispersant to marine copepods[J]. Chinese Journal of Applied & Environmental Biology, 2010, 16(4): 566-571.

[12] Hemmer M J, Barron M G, Richard M, et al. Comparative toxicity of eight oil dispersants, Louisiana sweet crude oil (LSC), and chemically dispersed LSC to two aquatic test species[J]. Environmental Toxicology and Chemistry. 2011, 30(10): 2244-2252.

[13] Long S M, Holdway D A. Acute toxicity of crude and dispersed oil to(Hoyle, 1885) hatchlings[J]. Water Research, 2002, 36(11): 2769- 2776.

[14] Gulec I, Leonard B, Holdway D A. Oil and dispersed oil toxicity to amphipods and snails [J]. Spill Science & Technology Bulletin, 1997, 4(1): 1-6.

[15] Luqing P, Jiayun R, Jing L. Effects of benzo (k) fluoranthene exposure on the biomarkers of scallop[J]. Comparative Biochemistry and Physiology, Part C: Toxicology& Pharmacology, 2005, 141(3): 248-256.

[16] Oliveira M, Pacheco M, Santos M A. Organ specific antioxidant responses in golden grey mullet () following a short-term exposure to phenanthrene[J]. Science of the Total Environment, 2008, 396(1): 70-78.

[17] 袁萍, 呂振波, 周革非. 石油烴脅迫下3種微藻的生長動力學研究[J]. 海洋科學, 2014, 38(10): 46-51. Yuan Ping, Lü Zhenbo, Zhou Gefei. Growth kinetics of 3 species of microalgae treated with petroleum hydrocarbon[J]. Marine Sciences, 2014, 38(10): 46-51.

[18] 劉鳳嬌, 李順興, 鄭鳳, 等. 近海污染物對海洋浮游植物生長及生化組成影響的比較研究[J]. 海洋科學, 2014, 38(5): 66-71. Liu Fengjiao, Li Shunxing, Zheng Feng, et al. Comparison of the effects of coastal pollutants on the growth and biochemical composition of marine phytoplankton[J]. Marine Sciences, 2014, 38(5): 66-71.

[19] Martínez-Gómez C, Fernández B, Valdés J, et al. Evaluation of three-year monitoring with biomarkers in fish following the Prestige oil spill (N Spain)[J]. Chemosphere, 2009, 74(5): 613-620.

[20] Thomas R E, Lindeberg M, Harris P M, et al. Induction of DNA strand breaks in the mussel () and clam () following chronic field exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons from the Exxon Valdez spill[J]. Marine Pollution Bulletin, 2007, 54(6): 726-732.

[21] Frantzen M, Regoli F, Ambrose W G, et al. Biological effects of mechanically and chemically dispersed oil on the Icelandic scallop ()[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 127: 95-107.

[22] Martinovi? R, Kolarevi? S, Kra?un-Kolarevi? M, et al. Genotoxic potential and heart rate disorders in the Mediterranean musselexposed to Superdispersant-25 and dispersed diesel oil[J]. Marine Environmental Research, 2015, 108: 83-90.

[23] Tissier F, Dussauze M, Lefloch N, et al. Effect of dispersed crude oil on cardiac function in seabass[J]. Chemosphere, 2015, 134: 192-198.

[24] 國家質量技術監(jiān)督局. GB 18188.1-2000—溢油分散劑技術條件[S]. 北京: 中國標準出版社, 2000. The State Bureau of Quality and Technical Supervision. GB 18188.1-2000—Oil Spill Dispersant technical condition[S]. Beijing: Standards Press of China, 2000.

[25] 國家環(huán)境保護部. HJ637-2012—水質石油類和動植物油類的測定紅外分光光度法[S]. 北京: 中國環(huán)境科學出版社, 2012. The Ministry of Environmental Protection. HJ637- 2012—The measure of water quality, petroleum, animal and vegetable oil Infrared spectrophotometry[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2012.

[26] Livingstone D R, Garcia M P, Michel X, et al. Oxyradical production as a pollution-mediated mechanism of toxicity in the common mussel,L., and other molluscs[J]. Functional Ecology, 1990, 4(3): 415-424.

[27] Matthieu D, Morgane D, Stephane L F, et al. Innate immunity and antioxidant systems in different tissues of seabass () exposed to crude oil dispersed mechanically or chemically with Corexit 9500[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015, 120(6): 270-278.

[28] Milinkovitch T, Imbert N, Sanchez W, et al. Toxicological effects of crude oil and oil dispersant: Biomarkers in the heart of the juvenile golden grey mullet ()[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 88(2): 1-8.

[29] 許貽斌, 鄭惠東, 陳宇, 等. 石油烴分散液對華貴櫛孔扇貝()的急性毒性影響[J]. 福建水產, 2014, 36(6): 446-452.Xu Yibin, Zheng Huidong, Chen Yufeng, et al. Acute toxic effects of petroleum hydrocarbon water-accommodated fractions on[J]. Journal of Fujian Fisheries, 2014, 36(6): 446-452.

[30] 楊濤, 陳海剛, 蔡文貴, 等.翡翠貽貝內臟團抗氧化酶活性及脂質過氧化物含量對苯并(b)熒蒽脅迫的生物響應研究[J]. 生態(tài)毒理學報, 2011, 6(5): 539-545.Yang Tao, Chen Haigang, Cai Wengui, et al. Response of antioxidant enzymes activities and lipid peroxidation levels invisceral mass of green-lipped mussel () to Benzo[b] fluoranthenestress[J]. Asian Journal of Ecotoxicolog, 2011, 6(5): 539-545.

[32] 陳建華, 閻斌倫, 高煥, 等. Cd2+、Cu2+及石油烴對毛蚶谷胱甘肽S-轉移酶活性的影響[J]. 水產科學, 2012, 31(3): 137-142. Chen Jianhua, YanBinlun, Gao Huan, et al. Influences of Cadmium, Copper and Petroleum Hydrocarbons on Activity of Glutathione S-transferase in Marine Clam ()[J].Fisheries Science, 2012, 31(3): 137-142.

[33] 呂福榮, 熊德琪. 消油劑對馬糞海膽污染效應的影響[J]. 海洋環(huán)境科學, 2010, 29(3): 328-331. Lü Furong, Xiong Deqi.Effect of dispersant and No. 0 diesel oil pollution on sea urchin ()[J]. Marine Environmental Science, 2010, 29(3): 328-331.

[34] 趙元鳳, 呂景才, 李丹彤, 等. 海洋污染對毛蚶超氧化物歧化酶影響的研究[J]. 海洋學報, 2003, 25(3): 77-81. Zhao Yuanfeng, Lü Jingcai, Li Dantong, et al. Effects of marine pollution on the activity of superoxide dismutase in[J]. Actaoceanologica Sinica, 2003, 25(3): 77-81.

[35] 沈盎綠, 沈新強. 柴油對斑馬魚超氧化物歧化酶和過氧化氫酶的影響[J]. 海洋漁業(yè), 2005, 27(4): 314-318. Shen Anglü, Shen Xinqiang. Effects of diesel fuel on the superoxide dismutase and catalase of zebra fish[J]. Marine Fisheries, 2005, 27(4): 314-318.

[36] 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,[J]. Environmental Pollution, 2004, 128(3): 393-403.

[37] Richardson B J, Mak E, Luca-Abbott S B D, et al. Antioxidant responses to polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in green-lipped mussels (): Do mussels “integrate” biomarker responses?[J]. Marine Pollution Bulletin, 2008, 57 (s 6-12): 503-514.

[38] 王曉艷, 馮麗娟, 蔣鳳華, 等. 原油水溶性成分對櫛孔扇貝抗氧化酶活性和丙二醛含量的影響[J]. 中國海洋大學學報, 2013, 43(7): 45-50. Wang Xiaoyan, Feng Lijuan, Jiang Fenghua, et al. Effects of Water-Soluble Fraction of Crude Oil on the Activity of Antioxidant Enzyme and Malondialdehyde Content of[J]. Periodical of Ocean University of China, 2013, 43(7): 45-50.

[39] 蔣鳳華, 高偉, 趙美麗, 等. 原油污染對櫛孔扇貝抗氧化酶活性的影響[J]. 海洋科學, 2012, 36(7): 28-33. Jiang Fenghua, Gao Wei, Zhao Meili, et al. Effect of crude oil on the activity of antioxidant enzyme of scallop[J]. Marine Sciences, 2012, 36(7): 28-33.

[40] Lloyd J G, Pck L. Glutathione S-transferase-encoding gene as a potential probe for environmental bacterial isolates capable of degrading polycyclic aromatic hydrocarbons[J]. Applied & Environmental Microbiology, 1997, 63 (8): 3286-3290.

[41] Lloyd J G, Laurie A D, Hunter D W F, et al. Analysis of catabolic genes for naphthalene and phenanthrene degradation in contaminated New Zealand soils[J]. Fems Microbiology Ecology, 1999, 29(1): 69-79.

Effects of dispersant and #120 fuel oil exposure on antioxidant enzyme activity ofembryos

GAO Xiang, DING Guang-hui, QIAN Yi-ting, JIANG Ling-ling, XIONG De-qi

(Dalian Maritime University, Dalian 116026, China)

In this paper, we consider the acute toxicities of #120 fuel oil water-accommodated fractions (WAFs) and biologically enhanced water-accommodated fractions (BE-WAFs) onembryos. Specifically, in our study, we investigated the effects of WAFs and CE-WAFs with different concentrations on the activities of superoxide dismutase (SOD), catalase (CAT), and glutathione S-transferase (GST). The results show that the activities of SOD, CAT, and GST vary significantly after experiencing oxidative stress from petroleum hydrocarbons. With increasing the TPH concentration and duration of exposure, the activities of SOD, CAT, and GST showed various degrees of inductive and inhibitory effects. Of the three enzymes, the activity of SOD varied most significantly when exposed to petroleum hydrocarbons. GST also showed sensitivity when exposed to a dispersant alone. These study results indicate that the SOD inhas the highest sensitivity to pollution from petroleum hydrocarbons and is suitable for use as a biomarker for monitoring marine oil pollution.

; petroleum hydrocarbons; dispersant; antioxidant enzyme; #120fuel oil

(本文編輯: 康亦兼)

[National Natural Science Foundation of China, No.41276105/ D0608; Application Basic Research Project of Ministry of Transport, No.2013329225250; Fundamental Research Funds for the central Universities, No.3132015081]

Dec. 24, 2015

X55

A

1000-3096(2016)08-0018-09

10.11759/hykx20151224001

2015-12-24;

2016-03-28

國家自然科學基金項目(41276105/D0608); 交通運輸部應用基礎研究項目(2013329225250); 中央高?；究蒲袠I(yè)務費(3132015081)

高翔(1988-), 男, 山東濰坊人, 主要從事環(huán)境毒理學方面研究, 電話: 18640968956, E-mail: neo880205@163.com; 熊德琪, 通信作者,博士, 教授, 電話: 0411-84729615, E-mail: xiongdq@dlmu.edu.cn