呂晏鋒，趙曉祥，王俊鋒

(東華大學(xué) a.環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院; b.國家環(huán)境保護(hù)紡織污染防治工程技術(shù)中心，上海 201620)

多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一類含有兩個(gè)或更多苯環(huán)連接的一類化合物，泄露在環(huán)境中可以通過食物鏈進(jìn)入動物和人類體內(nèi)，并在體內(nèi)富集，直接對動物和人體造成危害。 多環(huán)芳烴主要來源于人類對能源的利用，石油類物質(zhì)或者木柴的不完全燃燒可以產(chǎn)生多環(huán)芳烴。文獻(xiàn)[1]研究發(fā)現(xiàn)，用燃燒木材的方法干燥玉米谷物，在干燥后的玉米中檢測到了多環(huán)芳烴。 多環(huán)芳烴主要通過廢水排放、大氣沉降、 地表徑流及原油泄露等多種途徑進(jìn)入水體，對水生生物造成不利影響，并通過飲水、皮膚接觸及水產(chǎn)品食用等途徑危害人體健康[2]。已有報(bào)道指出，在長江口水體中長時(shí)間檢測到了低相對分子質(zhì)量多環(huán)芳烴[3]。 文獻(xiàn)[4]研究表明，在2014年采集的蝦中檢測到芴、菲、熒蒽等多環(huán)芳烴。 菲(phenanthrene，PHE，C14H10)是一種由3個(gè)苯環(huán)鏈接的低環(huán)類多環(huán)芳烴，化學(xué)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，具有灣區(qū)和K區(qū)。文獻(xiàn)[5]研究表明菲的致癌性與K區(qū)有很大關(guān)聯(lián)。這是因?yàn)榉葡鄬Ψ肿淤|(zhì)量小，所以較其他多環(huán)芳烴更容易被生物富集，產(chǎn)生毒性作用[6]。 已有的研究表明，菲在個(gè)體水平上不僅對水生物具有急性致死效應(yīng)[7-8]，并且還影響水生物個(gè)體發(fā)育[9]、生殖[10-11]以及行為[12-13]，在細(xì)胞、組織和器官水平上引起生物體組織病理學(xué)的變化[10]。 此外，在生化酶水平上，菲暴露將引起生物體脂質(zhì)過氧化損傷[14]和相關(guān)抗氧化酶活力變化等氧化應(yīng)激[15-16]。 國內(nèi)對水體多環(huán)芳烴的研究較晚，目前不少學(xué)者對河流、湖泊等水體的來源和分布規(guī)律進(jìn)行了研究[6，17-18]，但是對多環(huán)芳烴的生物毒性影響研究較少。此外，國家最新的地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 38380—2002)、海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB 30970—1997)、地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB /T 14848—93)、農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB 50840—92)以及漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB 116070—89)中還未給出多環(huán)芳烴的限值要求。

超氧化物歧化酶(superoxide dismutase，SOD)和谷胱甘肽(glutathione，GSH)是生物體抗氧化防御系統(tǒng)的重要組成部分。鯉魚(cyprinus carpio)，屬鯉形目(cypriniformes)、鯉科(cyprinidae)，是中國傳統(tǒng)的淡水經(jīng)濟(jì)魚類[19]。 本文通過研究菲脅迫對鯉魚急性毒性試驗(yàn)以及鯉魚組織中的SOD和GSH變化，得出菲對鯉魚的安全濃度和對鯉魚抗氧化防御系統(tǒng)的影響機(jī)理，以期為多環(huán)芳烴類物質(zhì)的環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)制定和污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 主要儀器及試劑

紫外可見分光光度計(jì)，MAPADA公司; Hydrolab水質(zhì)分析儀，HACH公司; 高速冷凍離心機(jī)，上海天美; 電子天平，島津生物科技公司; 漩渦混勻器; 恒溫水浴鍋，金壇市金城國勝實(shí)驗(yàn)儀器廠。

菲(95%)，北京百靈威科技有限公司; 總超氧化物氣化酶(T-SOD)、谷胱甘肽(GSH)測定試劑盒，南京建成生物工程研究所; 牛血清蛋白(BSA)、考馬斯亮藍(lán)，上海生工生物; 其他常用試劑純度均為分析純，購于國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司; 試驗(yàn)用水為超純水。

1.2 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)用鯉魚購自上海方松街道龍軒水族館，體長8～10 cm，體重9～11 g，健康活潑，采用連續(xù)曝氣24 h以上的自來水，并檢測記錄水溫、pH值及溶解氧等常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)，確保試驗(yàn)水質(zhì)符合漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。 將試驗(yàn)用鯉魚置于玻璃缸內(nèi)自然條件下馴養(yǎng)兩星期，水溫為(22±2) ℃，pH為6.8～7.3，溶解氧大于8 mg/L，并在暴露期間持續(xù)曝氣，保持光照12 h/d，每日投喂飼料兩次，并及時(shí)清理排泄物，保證馴養(yǎng)期間死亡率低于1%，試驗(yàn)開始前4 d確保不出現(xiàn)鯉魚死亡。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 急性毒性試驗(yàn)

在預(yù)試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，利用概率單位法在水環(huán)境中設(shè)置菲的等間距對數(shù)質(zhì)量濃度5.01，6.31，7.94，10.00，12.59，15.85，19.95和25.12 mg/L，8個(gè)濃度組(配制菲母液，丙酮做助溶劑，助溶劑最終含量小于0.3%)，每缸10尾，對鯉魚進(jìn)行96 h急性毒性試驗(yàn)，試驗(yàn)期間不喂食，采用半靜態(tài)暴露方法，每天換水一次。按時(shí)觀察魚的中毒癥狀并及時(shí)將死魚撈出。鑒定死魚方法：將其置于清水中30 s后，用玻璃棒觸其尾部，若無任何肉眼可見的反應(yīng)(如嘴張開閉合、鰓扇動、尾部擺動)則認(rèn)定其死亡。記錄數(shù)據(jù)，計(jì)算死亡率，得到半致死濃度和安全濃度。

1.3.2 亞急性毒性試驗(yàn)

在急性毒性試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，設(shè)置0.175，0.350，0.700，1.400，2.800和5.600 mg/L(96-LC50的1/61，1/32，1/16，1/8，1/4和1/2濃度)6個(gè)菲的質(zhì)量濃度，并設(shè)置空白對照組，進(jìn)行亞急性毒性試驗(yàn)。 每個(gè)濃度組和對照組在暴露后的第1、3、5、7、9 d后分別取樣，并取重復(fù)樣兩次。將取得的鯉魚用生理鹽水清洗，用濾紙將表面拭干，解剖。 整個(gè)試驗(yàn)過程在冰面上進(jìn)行。取其鰓、肝臟和脊背上肌肉，在4 ℃的生理鹽水中漂洗，用濾紙拭干，準(zhǔn)確稱取組織質(zhì)量，剪碎，放入玻璃勻漿器中按魚組織質(zhì)量(g)∶生理鹽水(mL)為1∶9的比例加入預(yù)冷的生理鹽水，冰浴勻漿，得到質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%的勻漿組織。 將制備好的勻漿液在離心機(jī)(轉(zhuǎn)速為5 000 r/min)中4 ℃條件下離心15 min，取上清液測定蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度及T-SOD和GSH活力。

1.3.3 指標(biāo)測定方法

蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度測定采用Bradford方法，以BSA為標(biāo)準(zhǔn)蛋白，配置質(zhì)量濃度為0、20、40、60、80、100 mg/L的BSA溶液，取樣1 mL于試管中，加入配置好的考馬斯亮藍(lán)G-250染色液(將100 mg G-250溶于50 mL體積分?jǐn)?shù)為95% 的乙醇中，加入100 mL體積分?jǐn)?shù)為85%磷酸，超純水定容至1 L，過濾)5 mL混勻，靜置2 min，在595 nm波長下測定吸光度并繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線，樣品類同。SOD活力采用黃嘌呤氧化酶法(羥胺法)測定，按照試劑盒要求操作，最后于550 nm波長下比色，記錄吸光度。GSH活力測定采用二硫代二硝基苯甲酸與巰基化合物反應(yīng)生成黃色化合物比色測定，配置0、20、40、60、80、100 μmol/L濃度的GSH標(biāo)準(zhǔn)樣品，按照試劑盒要求進(jìn)行測定，于420 nm波長下測定吸光度并繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線，樣品類同。計(jì)算式為

q=lgc

式中：q為對數(shù)濃度；c為菲質(zhì)量濃度。

死亡率與概率單位換算以及置信區(qū)間計(jì)算參考急性毒性試驗(yàn)標(biāo)準(zhǔn)(GB 15193.30—94)查表; 蛋白質(zhì)濃度和GSH活力測定根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)曲線計(jì)算; T-SOD活力按照說明書要求計(jì)算。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)結(jié)果表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(SD)，

本文采用SPSS 22.0統(tǒng)計(jì)軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析(one-way ANOVA)，用Duncan’s法對均值進(jìn)行多重比較，其中，a<0.01表示差異極其顯著(**)，a<0.05表示差異顯著(*)。 采用概率單位-濃度對數(shù)法計(jì)算菲對鯉魚半致死質(zhì)量濃度。

2 結(jié)果與分析

2.1 急性毒性

在整個(gè)急性毒性測試過程中，觀察不同濃度菲脅迫下鯉魚的行為。 鯉魚在高濃度菲條件下暴露1 h后出現(xiàn)了較強(qiáng)的中毒癥狀，身體失去平衡，側(cè)臥浮在水面、鰓煽動頻率增快，4 h后出現(xiàn)死亡。在菲適中濃度下暴露4 h后鯉魚出現(xiàn)麻痹癥狀，游動能力減弱，身體傾斜，輕敲缸壁并沒有表現(xiàn)出與對照組相同的應(yīng)激性，但輕觸魚尾還能做出應(yīng)激反應(yīng)，暴露24 h后出現(xiàn)魚死亡。低濃度組的鯉中毒現(xiàn)象較中和高濃度組晚，但掙扎時(shí)間較長，顏色變淺，魚鱗脫落，側(cè)翻并沉入缸底，呈典型麻痹狀態(tài)，24 h 后逐漸死亡，96 h 后存活的鯉全部沉在缸底，呼吸微弱。

菲對鯉半致死濃度測定結(jié)果見表1所示。 從表1中可以看出，隨著菲濃度的升高，鯉魚的死亡率也升高，兩者呈明顯的劑量毒性效應(yīng)，24 h死亡率的概率單位(Y)與對數(shù)濃度(X)成線性關(guān)系，回歸方程為Y=3.970 2X+0.227 5(r2=0.938 8); 96 h的回歸方程為Y=0.479 8X+0.30(r2=0.922 9)。 經(jīng)計(jì)算測得鯉魚24 h半致死濃度為15.926 mg/L(概率單位為5時(shí)對應(yīng)的劑量濃度)，95%置信區(qū)間為14.675～17.282 mg/L，96 h半致死濃度為11.198 mg/L，95%置信區(qū)間為9.950～12.604 mg/L，依據(jù)魚類急性毒性試驗(yàn)毒性分級標(biāo)準(zhǔn)[20]可知，菲對鯉魚屬于高毒性物質(zhì)。計(jì)算菲對鯉魚的安全濃度(SC)=96 h半致死濃度×0.1=1.120 mg/L。

表1 菲對鯉魚24和96 h后的半致死質(zhì)量濃度Table 1 LC50 of cyprinus carp after exposure to phenanthrene for 24 h and 96 h

2.2 菲對鯉魚鰓、肝臟、肌肉中SOD活力的影響

鯉魚鰓、肝臟和肌肉在不同菲暴露濃度和時(shí)間下T-SOD活力如圖1所示。鯉魚不同組織中T-SOD和GSH活力存在差異，肝臟的T-SOD和GSH活力高于鰓和肌肉，差異極其顯著(a<0.01)，而鰓的T-SOD活力略高于肌肉，差異不顯著(a>0.05)。

從圖1(a)可以看出，鯉魚鰓組織中，與空白對照相比，T-SOD活力總體被誘導(dǎo)。菲質(zhì)量濃度為0.700 mg/L暴露下魚鰓中的T-SOD活力在第3 d達(dá)到峰值，其余暴露濃度組在在第7 d達(dá)到峰值;5.600 mg/L濃度組T-SOD活力在第7 d達(dá)到峰值后，第9 d維持在這個(gè)活力而其余濃度組開始活力誘導(dǎo)下降，0.700 mg/L 濃度組在第9 d T-SOD活力與對照組差異不顯著(a>0.05)。從圖1(b)中可以看出，鯉魚肝臟的T-SOD活力總體趨勢表現(xiàn)出低濃度誘導(dǎo)，高濃度抑制-誘導(dǎo)效應(yīng)。0.175 mg/L濃度組暴露1 d后肝臟T-SOD被誘導(dǎo)差異極顯著(a<0.01)，活力持續(xù)誘導(dǎo)，到第7 d誘導(dǎo)下降并與對照組無顯著差異(a>0.05)。肝臟在0.350、0.700和1.400濃度組在暴露5 d后T-SOD活力被誘導(dǎo)達(dá)到峰值且差異極其顯著(a<0.01)。而在2.800和5.600 mg/L濃度暴露下，肝臟SOD在暴露第1 d先被抑制，而后再被誘導(dǎo)，到第5 d達(dá)到峰值后下降。由圖1(c)可知，肌肉組織總T-SOD酶活力受到影響較肝臟和鰓晚，高濃度組暴露第3 d肌肉組織的酶活才出現(xiàn)誘導(dǎo)現(xiàn)象且差異極其顯著(a<0.01); 5.600 mg/L濃度暴露下，肌肉組織T-SOD活力在第5 d誘導(dǎo)達(dá)到峰值。而在其他濃度組的暴露下，活力持續(xù)被誘導(dǎo)并且隨暴露時(shí)間延長和濃度增加呈遞增趨勢。

圖1 不同濃度菲脅迫對鯉魚各組織中T-SOD活力影響Fig.1 Effects of T-SOD activity in different tissue of carp under different concentrations of phenanthrene

2.3 菲對鯉魚鰓、肝臟、肌肉中GSH活性的影響

鯉魚鰓、肝臟和肌肉在不同菲暴露濃度和時(shí)間下GSH活力如圖2所示。從圖2可以看出，與對照組相比，鯉魚肝臟中GSH活力最高，鰓其次，肌肉最低，差異極顯著(a<0.01)?？傮w上，菲暴露對鯉魚各組織器官GSH影響結(jié)果與SOD相似。

從圖2(a)可以看出：鰓組織的GSH在0.175 mg/L 濃度暴露5 d后誘導(dǎo)達(dá)到峰值，差異極顯著(a<0.01)，然后維持在這個(gè)水平; 暴露在其余濃度組1 d后的鯉魚鰓組織GSH被誘導(dǎo)，差異極顯著(a<0.01)，隨時(shí)間推移而持續(xù)被誘導(dǎo)，在第7 d達(dá)到峰值，第9 d保持活力誘導(dǎo)。從圖2(b)可以看出，菲暴露對鯉魚肝臟GSH總體呈低濃度誘導(dǎo)和高濃度抑制-誘導(dǎo)，且低濃度誘導(dǎo)的程度較鰓和肌肉高。鯉魚暴露在0.175、0.3500和0.700 mg/L的菲濃度下，其肝組織GSH被誘導(dǎo)，在第3 d達(dá)到峰值且差異極顯著(a<0.01)，GSH在一個(gè)比較高的水平下波動。 1.400、2.800、5.600 mg/L濃度暴露下肝臟GSH在第1 d 并沒有被誘導(dǎo)，并且1.400和5.600 mg/L濃度下肝臟GSH活力被抑制且差異極其顯著(a<0.01)，而后隨時(shí)間推移開始被誘導(dǎo)，隨時(shí)間推移達(dá)到峰值后誘導(dǎo)下降。 從圖2(c)中可以看出：在0.175 mg/L濃度菲暴露的鯉魚第1 d肌肉GSH活力被誘導(dǎo)且差異極顯著(a<0.01)，活力誘導(dǎo)持續(xù)到第7 d而后下降; 0.350 mg/L 濃度組鯉魚肌肉組織從第3 d開始表現(xiàn)出誘導(dǎo)效應(yīng)并且誘導(dǎo)達(dá)到峰值，差異極顯著(a<0.01)，而后隨時(shí)間推移誘導(dǎo)下降，到第9 d與對照組差異不顯著(a>0.05);在0.700 mg/L濃度暴露下，肌肉組織的GSH活力在第7 d開始被誘導(dǎo)且差異極其顯著(a<0.01)，第9 d誘導(dǎo)增強(qiáng)，可能維持在一個(gè)新的平衡。

圖2 不同濃度菲脅迫對鯉魚各組織中GSH活力影響Fig.2 Effect of GSH activity in different tissue of carp under different concentrations of phenanthrene

3 討 論

菲能夠在魚體內(nèi)被富集，并誘導(dǎo)抗氧化酶的激活，而SOD、GSH這類抗氧化酶被用作多環(huán)芳烴對魚類污染脅迫的生物指標(biāo)[21]。 水環(huán)境中的污染物暴露可能影響魚類肝臟抗氧化防御系統(tǒng)，且氧化防御系統(tǒng)中應(yīng)激酶活性的改變與暴露劑量及暴露時(shí)間有關(guān)[22]。 文獻(xiàn)[23]研究指出，不同類型氧化劑的產(chǎn)生和消除是衡量活性氧(reactive oxygen species，ROS)的標(biāo)準(zhǔn)，活性氧的增加能擾亂細(xì)胞的代謝和破壞細(xì)胞的成分。 污染物進(jìn)入生物體后，能夠直接或間接誘導(dǎo)產(chǎn)生活性氧，主要包括超氧陰離子和過氧化氫等。

菲對鯉魚暴露后，其肝臟的應(yīng)激性高于鰓和肌肉，說明菲對鯉魚肝毒性比較明顯。這是因?yàn)椴煌M織的生理功能不同，鰓具有呼吸功能，肌肉提供能量，而肝臟負(fù)責(zé)解毒，也是主要的靶器官。 在鯉魚不同組織中出現(xiàn)低濃度誘導(dǎo)和高濃度抑制，這可能是因?yàn)榈蜐舛榷疚飳ι矬w產(chǎn)生興奮效應(yīng)[24-25]，而高濃度在暴露初期抑制酶活力的表達(dá)，這與文獻(xiàn)[26]利用十溴二苯乙烷(DBDPE)對草魚影響類似。 有些組織并沒有出現(xiàn)高濃度抑制-誘導(dǎo)現(xiàn)象，可能是因?yàn)榇烁邼舛炔]有達(dá)到該組織的最大耐受限度，僅僅是組織興奮產(chǎn)生誘導(dǎo)現(xiàn)象。 文獻(xiàn)[12]在試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，幼年期的金頭海鯛在低濃度菲的暴露4 d后，其肝臟中的SOD等抗氧化防御酶被顯著誘導(dǎo)，生物活性下降。

從菲對鯉魚的急性毒性可以看出，菲對鯉魚有明顯的劑量-毒性效應(yīng)。 魚在嚴(yán)重中毒時(shí)，其肝細(xì)胞的細(xì)胞核固縮、細(xì)胞破裂和溶解，細(xì)胞功能發(fā)生衰退，最終導(dǎo)致組織壞死[27]。 在急性毒性試驗(yàn)中鯉魚在水環(huán)境中失去平衡，活動能力減弱等各種應(yīng)激性，這些現(xiàn)象與文獻(xiàn)[28]使用菲脅迫對紅鰭笛鯛急性毒性試驗(yàn)魚類癥狀類似。

SOD能夠催化超氧陰離子自由基O2-歧化反應(yīng)轉(zhuǎn)化為H2O2，而H2O2再被過氧化氫酶和氧化物酶轉(zhuǎn)化為水(H2O)，從而達(dá)到清除細(xì)胞內(nèi)氧自由基，保護(hù)細(xì)胞的目的[29]。 從圖1可以看出，菲暴露隨時(shí)間推移，鰓和肌肉的SOD活力保持誘導(dǎo)，而肝臟的SOD酶先抑制或誘導(dǎo)不明顯，再隨時(shí)間推移則明顯被誘導(dǎo)，而后誘導(dǎo)活力又隨時(shí)間推移而降低。這可能因?yàn)榈蜐舛认?，鯉魚鰓和肌肉組織內(nèi)的超氧自由基等活性物質(zhì)及時(shí)被清除，并且沒有打破該組織內(nèi)的平衡，而隨暴露濃度增加，高濃度菲刺激產(chǎn)生的超氧自由基進(jìn)一步增多，進(jìn)而刺激組織SOD酶活力繼續(xù)上升，而菲在鯉魚組織中的代謝產(chǎn)物對肝細(xì)胞SOD酶的活力產(chǎn)生抑制影響，而后隨時(shí)推移產(chǎn)生積累刺激肝組織產(chǎn)生大量的SOD，接著SOD酶催化產(chǎn)生的H2O2沒有被及時(shí)分解，集中在肝臟導(dǎo)致該組織的進(jìn)一步細(xì)胞損傷進(jìn)而酶活力下降。 文獻(xiàn)[30]在用環(huán)丙沙星脅迫錦鯉氧化損傷研究中發(fā)現(xiàn)，高濃度暴露錦鯉肝臟的SOD和GSH呈現(xiàn)誘導(dǎo)-抑制效應(yīng)，這說明錦鯉的肝臟組織受到影響。 文獻(xiàn)[3]在用菲暴露黃顙魚發(fā)現(xiàn)，較低濃度菲脅迫下，SOD活力被誘導(dǎo)，而較高濃度先抑制后誘導(dǎo)。文獻(xiàn)[31]研究發(fā)現(xiàn)，羅非魚暴露在苯并芘后，SOD表現(xiàn)出在暴露初期被迅速抑制，然后被誘導(dǎo)，再被抑制的反應(yīng)模式。 文獻(xiàn)[32]研究菲和芘對蚯蚓的抗氧化酶系的影響，發(fā)現(xiàn)蚯蚓體內(nèi)的SOD活力被不同程度誘導(dǎo)。

GSH在自由基、抗氧化劑與營養(yǎng)素代謝的協(xié)調(diào)性相互關(guān)系中起到極其重要的作用[33]。 文獻(xiàn)[34]研究發(fā)現(xiàn)，GSH是基體抵御氧化損傷的第一道防線在機(jī)體防護(hù)氧化損傷中起著重要的作用。從圖2(b)中看到，菲暴露對鯉魚肝臟也出現(xiàn)了低濃度抑制和高濃度誘導(dǎo)現(xiàn)象，而暴露第9 d的GSH活力較第7 d有下降趨勢。這說明菲暴露對肝臟GSH活力產(chǎn)生了與SOD類似的效應(yīng)，也說明GSH 的活力與SOD活力有一定的關(guān)聯(lián)。 文獻(xiàn)[35]在利用六溴環(huán)十二烷(HBCD)單一暴露大鼠時(shí)發(fā)現(xiàn)，其肝臟GSH較對照組提高，而將HBCD和多溴聯(lián)苯醚(DE-71)聯(lián)合作用時(shí)發(fā)現(xiàn)，低濃度時(shí)GSH提高而高濃度時(shí)則降低，降低的原因可能是破壞了其防御系統(tǒng)。 文獻(xiàn)[36]研究苯并[a]芘對大彈涂魚3 d后肝臟和卵巢GSH隨污染物暴露濃度增加而增加，可能是污染物誘導(dǎo)自由基的生成，產(chǎn)生氧化脅迫，GSH 發(fā)揮作用清除自由基，使其含量降低，而隨著污染物濃度升高，組織產(chǎn)生防御反應(yīng)刺激生成GSH。

4 結(jié) 論

(1) 菲暴露對鯉魚24 h半致死濃度為15.926 mg/L，96 h半致死濃度為11.198 mg/L，安全濃度為1.120 mg/L。

(2) 菲暴露對鯉魚鰓和肌肉中SOD表現(xiàn)出誘導(dǎo)效應(yīng)，肝臟組織中表現(xiàn)出低濃度誘導(dǎo)，高濃度抑制-誘導(dǎo)效應(yīng); GSH響應(yīng)趨勢與SOD相似。

(3) 菲對鯉魚各組織中SOD和GSH 影響效果顯著性順序依次為肝臟>鰓>肌肉。

參 考 文 獻(xiàn)

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