微囊藻毒素在滇池鱼体内的积累水平及分布特征
RESIDUE LEVELS AND DISTRIBUTION FEATURES OF MICROCYSTINS IN FISH SAMPLES FROM LAKE DIANCHI
-
摘要: 为了解富营养化水体中鱼体内微囊藻毒素(MC)的积累水平及其分布特征,2003年4月和9月份两次在滇池试验区采集了鲢、鳙和草鱼等鱼种,用ELISA方法对鱼体中肝、肾、空肠、胆、肌肉等不同组织中MC的含量进行了检测。结果表明,MC在所有样品中均能检测到,且主要分布在鱼体的肝肾脏和消化道等器官,而肌肉和非消化道器官中毒素含量相对较低。不同鱼种不同组织对MC的富集程度也明显不同,鲢鳙中肝脏和肾脏这两个主要的靶器官对MC的蓄积能力就远高于草鱼。同时,不同季节MC在鱼体内的积累水平也明显不同,4月份鱼样中MC的含量普遍低于9月份鱼样中MC的含量。最后按照WHO生活饮用水安全标准的建议进行推算,所有鱼肉中的MC均没有超过其推荐的人体每日可允许摄入量(≤0.04μg/kg人体重),初步推断鱼肉中MC暂时还未危及到人体健康,但仍具有潜在的风险性。Abstract: The occurrence of heavy water blooms of cyanobacteria (blue-green algae, BGA) in surface water is receiving increasing attention world wide as a potential health concern. This is a serious water quality problem because many of the cyanobacterial species or strains are able to produce potent toxins. The most frequently reported cyanobacterial toxins are cyclic heptapeptide hepatotoxins, microcystins, isolated from several species of the freshwater genera Microcystis, Planktothrix (Oscillatoria), Anabaena and Nostoc. They are potent and specific inhibitors of the serine threonine family of protein phosphatases, especially PP1 and PP2A. In order to minimize public exposure to MCs, the World Health Organization (WHO) has set a provisional guideline value of 1 μg/L for MC-LR in drinking water and established the tolerable daily intake (TDI) for consumption of cyanobacteria products contends MCs (0.04 μg/kg/day). Aquatic animals could bioaccumulate microcystins(cyanobacteria hepatotoxins) and so, beyond water, the ingestion of contaminated food represents a human health risk. In order to evaluate the potential risk of their ingestion, this study was mainly investigated the residue levels and distribution features of microcystins in fish from eutrophicated Lake Dianchi, a hypertropic lake in Yunnan Province containing toxic cyanobacteria blooms all the year round. Samples of silver carp (Hypophthalmichthys molitrix), bighead carp (Aristichthys nobilis) and grass carp (Ctenopharyngodon idellus) were collected in the biomanipulation test area in Lake Dianchi respectively in April and September, 2003. Microcystins in different tissues were all analyzed by enzyme-linked immunosorbent assay (ELISA) and the concentration was expressed as microcstin-LR equivalent. The results showed that microcystins presented in all samples, mainly distributing in liver, kidney and digestive tracts, and little in the muscle and the non-digestive tract organs. Different residue levels of microcystins were obviously in different fishes. Concentrations of microcystins in liver and kidney, the target organs of silver carp as well as bighead carp were significantly higher than that in grass carp. On the other hand, the residue levels of microcystins were also changeable along with seasons. Concentrations of microcystins in fish samples in April were lower than that in September. Finally, the safety assessment of the microcystin in fish muscle was also evaluated. According to the standard recommended by WHO, we calculated that the concentration of microcystins in fish muscle of all samples were not above the limit for human consumption. Then, we simply concluded that microcystins in fish muscle had not yet endangered to the human health only existed in the potential health risks.
-
Keywords:
- Lake Dianchi /
- Fish /
- Microcystin /
- Residue levels /
- Distribution features
-
随着工业的快速发展, 各种重金属及其类似物废水直接或间接地排入江河湖海之中, 对水环境造成了不可恢复的污染[1－3]。铜是水体中主要的重金属污染物之一, 也是维持生命正常发育和新陈代谢所必需的重要微量元素。以鱼类为主的水生生物对铜有一定的富集和积累能力, 然而过量的积累将扰乱水生动物的正常生命活动, 造成其急、慢性中毒甚至死亡[4, 5]。生物絮团技术(BFT)是近年来发展起来的一种环境友好型养殖模式, 它的基本原理主要是循环利用剩余的营养物质, 以产生微生物生物量, 这些微生物生物量既可以用来就地喂养养殖的鱼类, 也可以作为动物饲料的一种成分进行收获和加工[6－8]。同时, BFT不仅可以作为微生物的载体, 还能通过调节养殖池中微生物的组成, 利用微生物之间的相互作用, 转化对系统中生物有很高毒性的氨氮和亚硝酸盐, 来实现控制水质的目的[9, 10]。目前, 关于重金属铜对水体污染的研究较少, 主要体现在介绍铜对水生生物的危害上, 如: 组织积累、氧化应激、炎症反应及免疫抑制等[11－13]; 关于生物絮团的研究, 主要集中在: BFT对水生生物(鱼、虾等)营养与免疫的研究[7, 9]、对养殖水体水质的研究[8]、对肠道菌群的研究[14]及关于生物絮团C/N的研究[15－17]。而关于不同C/N生物絮团对急性铜暴露洛氏鱥的免疫、抗氧化酶活性及炎症反应的影响则鲜有研究。
本实验甄选病害少, 抗逆性强, 味道鲜美, 无肌间刺, 营养价值高, 深受广大养殖人员与消费者喜爱的我国土著杂食性小型名贵淡水经济鱼类——洛氏鱥(Rhynchocypris lagowskii Dybowski) [2, 18, 19], 探讨不同C/N行成的生物絮团对急性铜暴露洛氏鱥免疫抑制、炎症反应与氧化应激的保护作用。
1. 材料与方法
1.1 实验设计
洛氏鱥购于九台区泉源鱼苗养殖场, 饲养于吉林农业大学水产研究室玻璃水族箱中, 暂养2周使其适应环境, 期间投喂商品日粮(通威饲料有限公司, 粗蛋白36%、粗脂肪8.0%、粗纤维4.0%和粗灰分6.4%)使其适应基础料。根据我们课题组之前发表[2, 18－20]培养生物絮团与调节C/N的方法, 选择无水葡萄糖粉(99.97%)为外加碳源, 按照C/N不同设置4个实验组: 对照组(C/N 10.8﹕1)、Ⅱ组(C/N 15﹕1)、Ⅲ组(C/N 20﹕1)和Ⅳ组(C/N 25﹕1)。
1.2 饲养管理
在实验开始前, 停食24h, 选取480尾规格一致, 体质健壮的洛氏鱥幼鱼(10±0.15) g, 随机分入12个玻璃缸中(100 L水), 每缸40尾, 期间水温控制(18±2)℃, 按2%—3%投饵率日投喂2次(9:00和18:00), 每日19:00向鱼缸中添加葡萄糖粉。24h不间断曝气充氧, 每周测量溶解氧、pH、氨氮、亚硝酸盐和总磷等, 确保各项水质指标均符合洛氏鱥的生长条件。在8周饲养实验结束后, 进行96 h的急性攻毒胁迫实验, 根据前期研究, 铜暴露洛氏鱥的半致死浓度为1.03 mg/L[2], 向各实验组添加调配好浓度的无水硫酸铜(CuSO4)。攻毒期间的实验条件与饲养实验条件一致, 但是并未投喂。
1.3 样品收集及测定方法
水质指标与水体中铜浓度 实验期间使用多参数水质测试仪YSI556测定水质指标; 絮团体积采用 Imhoff 锥形管法测定; 总体悬浮物使用TOYO定量滤纸抽滤发测定; 在铜暴露实验结束前后, 分别从每个鱼缸中取5 mL养殖水体与10 mL浓硝酸(65%HNO3)混合, 经消化作用72h后, 4℃离心10min(12000×g), 最后, 取上清液用AA-6300原子吸收光谱仪测定铜的浓度。
生长性能 在饲养实验结束后, 停食24h, 每桶随机选取洛氏鱥10尾, 测其体长和体质量, 用于各项指标的测。特定生长率、增重率、存活率和饲料转化率的测试方法参考Long等[8]和Yu等[18－20]。
免疫、抗氧化与炎症反应指标 在胁迫实验结束后, 从每缸随机取洛氏鱥10尾, 经MS-222(200 mg/L)麻醉后用2.0 mL肝素钠注射器尾静脉采血, 血样 4℃离心10min(5000 r/min)收集血清, –20℃保存待测。
AKP、ACP(对硝基苯磷酸盐法)、LSZ(比浊法)、NOS(硝酸还原酶法)、C3、C4、IgM(免疫比浊法); CAT(可见光测定法)、ASA(比色法)、SOD(黄嘌呤氧化酶法)、T-AOC(ABTS速测法)、GSH-PX(二硫代二硝基苯甲酸法)、GR(紫外分光光度法)和MDA(TBA法); TNF-α、IL-1β、IL-2和IL-6采用双抗体夹心ELISA 法, 具体参照Yu等[2, 19, 20]。以上试剂盒均购买于南京建成生物工程研究所。
1.4 统计分析
结果以平均数±标准差表示。采用SPSS(20.0)软件对数据进行单因素方差分析(ANOVA), 以确定显著性差异, 再用Tukey’s多极差检验比较均值(P<0.05), 确定差异有统计学意义。
2. 结果
2.1 不同C/N生物絮团对养殖水体水质的影响
如表 1所示, 各组水温、胁迫后CuSO4浓度无显著差异(P>0.05); Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ组pH、溶解氧、氨氮和亚硝酸盐显著低于对照组(P<0.05), 且各组之间差异不显著(P>0.05); Ⅲ和Ⅳ组总磷与透明度显著低于对照组(P<0.05), 其互相之间差异不显著(P>0.05)。相反的是: Ⅲ和Ⅳ组絮团体积与总体悬浮物显著高于对照组(P<0.05), 而Ⅲ和Ⅳ组之间无显著差异(P>0.05)。
表 1 不同C/N生物絮团对养殖水体水质的影响Table 1. Effects of different C/N ratios formed bioflocs on aquaculture water quality指标Index 对照组 Ⅱ组 Ⅲ组 Ⅳ组 水温Water temperature (℃) 18.54 ± 2.03 18.67±1.54 19.06±1.32 18.97±2.12 pH 7.52±0.36b 7.25±0.31a 7.21±0.29a 7.20±0.27a 溶解氧Dissolved oxygen (mg/L) 6.02±0.14b 5.49±0.11a 5.48±0.07a 5.41±0.09a 氨氮Ammonia nitrogen (mg/L) 0.43±0.05b 0.15±0.04a 0.12±0.06a 0.14±0.07a 亚硝酸盐Nitrite (mg/L) 0.13±0.03b 0.03±0.01a 0.01±0.01a 0.01±0.01a 总磷Total phosphorus (mg/L) 0.65±0.17b 0.61±0.18b 0.55±0.17a 0.58±0.2a 透明度Transparency (cm) 19.54±3.08c 14.77±2.56b 12.96±2.82a 10.47±2.19a 絮团体积Bioflocs volume (ml/L) 28.88±3.11a 33.18±2.96a 55.69±5.61b 68.73±5.19b 总体悬浮物Total suspended matter (mg/L) 324.98±17.93a 378±23.46a 580.6±40.26b 642.72±37.25b 添加CuSO4浓度Add concentration (mg/L) 1.030 1.030 1.030 1.030 实测CuSO4浓度Real concentration (mg/L) 1.010±0.020 1.007±0.031 1.020±0.020 1.013±0.021 胁迫后CuSO4浓度After stress concentration (mg/L) 1.009±0.014 0.997±0.152 0.980±0.026 0.987±0.152 注: 实验数据表示为“平均值±标准差”(n=3), 同行数据肩标有不同小写字母者表示差异显著(P<0.05), 相同小写字母或无字母表示差异不显著(P>0.05); 下表同Note: Values were expressed as “mean ± standard deviation” (n=3), and different lowercase letters were significant different (P<0.05). The same lowercase letter or no letter indicates not significant (P>0.05); the same applies below 2.2 不同C/N生物絮团对洛氏鱥生长性能的影响
如表 2所示, Ⅲ和Ⅳ组末体质量、特定生长率和增重率显著高于对照组, 而饲料转化率显著高低于对照组(P<0.05), 且Ⅲ和Ⅳ组之间差异不显著(P>0.05); Ⅱ和Ⅲ组的存活率显著高于对照组与Ⅳ组(P<0.05)。
表 2 不同C/N生物絮团对洛氏鱥生长性能的影响Table 2. Effects of different C/N ratios formed bioflocs on growth performance of R. lagowskii指标Index 对照组 Ⅱ组 Ⅲ组 Ⅳ组 初始体质量Initial body weight (g) 10.05±
0.0910.11±
0.1010.04±
0.1210.10±
0.15末体质量Final body weight (g) 29.71±
2.07a33.12±
2.85ab39.58±
3.72b40.17±
2.44b饲料转化率Feed conversion ratio 1.88±
0.11c1.74±
0.17c1.25±
0.12a1.36±
0.09b特定生长率Specific growth rate (%) 1.94±
0.08a2.12±
0.35ab2.46±
0.22bc2.47±
0.29c增重率Weight gain rate (%) 195.62±
20.37a227.59±
24.16ab294.22±
30.11b297.72±
32.66b存活率Survival rate (%) 90.00±
2.50a97.50±
2.50b99.17±
1.44b90.00±
2.50a2.3 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥免疫酶活力的影响
由图 1可知, 生物絮团对铜暴露洛氏鱥免疫抑制具有一定的缓解作用, 其中: Ⅲ组各项免疫酶活力均显著高于对照组(P<0.05), Ⅳ组的ACP和补体C3, Ⅱ组的ACP、补体C4与IgM含量也显著高于对照组(P<0.05)。LSZ与AKP活力在Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ组之间差异不显著(P>0.05); NOS活力在Ⅱ和Ⅳ组和对照组之间差异不显著(P>0.05)。
![]()
图 1 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥血清免疫酶的影响字母不同表示同一时间各实验组之间存在显著性差异(P<0.05); 下同Figure 1. Effects of different C/N ratios formed bioflocs on serum immune enzymes of R. lagowskii in waterborne copper exposureValues with the same letters are not significantly different at the same time (P<0.05); the same applies below2.4 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥炎症因子的影响
由图 2可见, 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥的炎症反应具有不同的缓解效果, 其中Ⅲ组和Ⅳ组TNF-α与IL-1β含量显著低于对照组, 且这两组之间差异不显著(P>0.05); IL-6含量在各实验组(Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ组)中均显著低于对照组(P<0.05), 且Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ组之间无显著差异(P>0.05); 关于IL-2的含量, Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ组均显著高于对照组(P<0.05), 其中Ⅲ组含量最高, Ⅱ和Ⅳ组之间无显著差异(P>0.05)。
![]()
图 2 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥血清炎症因子的影响Figure 2. Effects of different C/N ratios formed bioflocs on serum inflammation factors of R. lagowskii in waterborne copper exposure2.5 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥抗氧化酶的影响
由图 3可见, 生物絮团对铜暴露洛氏鱥氧化应激具有一定的缓解作用, 其中: Ⅲ和Ⅳ组SOD、GR和GSH-PX活性均显著高于对照组(P<0.05), 然而它们之间无显著差异(P>0.05)。与对照组相比, Ⅱ组的T-AOC和ASA含量差异不显著(P>0.05), 但是Ⅲ和Ⅳ组显著升高, 且Ⅲ组显著高于Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ组(P<0.05); 各实验组(Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ组)中的CAT活性均显著高于对照组(P<0.05), 其中Ⅲ组呈最大值, Ⅱ组与Ⅳ组无显著差异(P>0.05); MDA含量随着碳氮比的升高, 呈下降趋势, 当C/N 15(Ⅲ组)时达到最低值, 之后略有回升。与对照组相比, Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ组均显著下降(P<0.05), 但是Ⅱ和Ⅳ组差异不显著, Ⅲ和Ⅳ组也无显著差异(P>0.05)。
![]()
图 3 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥血清抗氧化酶的影响Figure 3. Effects of different C/N ratios formed bioflocs on serum antioxidant enzymes of R. lagowskii in waterborne copper exposure3. 讨论
3.1 不同C/N生物絮团对洛氏鱥生长及养殖水体水质的影响
大量研究表明, 生物絮团可促进养殖动物的生长, 净化养殖水体, 当C/N适当时, 鱼类表现出最佳的生长趋势[6, 8, 16, 17]。本实验结果显示, 随着C/N的升高, 洛氏鱥的增重率和特定生长率呈上升趋势, 说明在本实验条件下, 高碳氮比形成的生物絮团有效地促进了洛氏鱥的生长; Ⅲ组饲料转化率显著低于对照组, 表明C/N20:1时形成的絮凝物可作为洛氏鱥的天然饵料, 并且可以连续在原位获得额外的蛋白质、脂肪、矿物质和维生素, 以加快生长进度, 与Wang等[17]所得结果基本吻合。Ⅳ组虽然在末体重、增重率与特定生长率上都出现最高值, 但在存活率上却与对照组不相上下, 究其原因可能是C/N过高, 导致异养菌大量增殖, 总体悬浮物含量过饱和, 堵塞鱼鳃, 不利于鱼类呼吸。
Avnimelech[21]研究表明, 当水体C/N为15.75以上时, BFT能显著净化水质污染问题。从本文结果来看: 随着C/N的升高, 溶解氧、pH、氨氮、亚硝酸盐、总磷、透明度及胁迫后CuSO4浓度均呈下降趋势。溶解氧下降是由于微生物繁殖生长消耗大量氧气[16]; pH下降可能是洛氏鱥和微生物生长, 呼吸放出的CO2增多, 导致废物累积和酸败[22]; Hari等[23]指出额外添加碳源可有效降低水体里的氨氮、亚硝酸盐与总磷的浓度, 原因可能是生物絮团对含氮污染物的快速异养转化[16], 与本文结果相似; 透明度持续下降是因为饲料的不断投入与异样菌大量繁殖[19]; 攻毒后CuSO4浓度下降, 可能是絮团对水体中铜的吸附、沉降等作用引起的[2]。
3.2 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥免疫抑制的缓解作用
免疫指标是监测环境危害对鱼类健康潜在影响的重要参数, 作为抵御病原微生物的第一道防线, 非特异性免疫与先天免疫系统在保护鱼类健康方面起着至关重要的作用[2, 24－26]。LSZ作为非特异性免疫系统的重要组成部分, 能水解病原菌中的黏多糖, 分解细菌细胞壁上肽聚糖中N-乙酰胞壁酸和N-乙酰氨基葡萄糖之间的β-(1, 4)糖苷键, 在清除侵袭性病原体和细菌方面发挥着至关重要的作用[27], AKP和ACP是参与动物免疫的一种重要水解酶, 在免疫应答过程中能增强血细胞识别异物, 改变病原体表面结构[19, 20]。NOS能帮助巨噬细胞对抗免疫系统中的病原体[2]。在本实验中, 第Ⅲ组中的LSZ、AKP、ACP和NOS活力显著高于对照组, 表明当养殖水体中C/N为20﹕1时, 能显著缓解铜暴露洛氏鱥的免疫抑制, 增强其对环境胁迫的抗性。而当C/N为15﹕1与25﹕1时, LSZ、AKP和NOS活力与对照组无显著差异, 这可能是由于低C/N絮团或过高C/N絮团对铜暴露洛氏鱥的免疫酶影响不大。Liu等[28]研究生物絮团增强罗非鱼拥挤胁迫耐受能力, 结果显示C/N20﹕1组显著提高了LSZ和AKP活力, 与本实验结果大致吻合。补体C3和C4是参与体液免疫的大分子, 可以通过溶解免疫球蛋白复合物杀死病毒和细菌, 促进炎症反应[29]。IgM是衡量鱼类体液免疫功能的重要指标[30]。在本实验中, 在不同C/N生物絮团对洛氏鱥补体C3、C4和IgM的影响略有不同, 但总体趋势皆为先升高后趋于平缓。与对照组相比, 第Ⅲ组中的补体C3、C4和IgM水平显著升高。以上结果可能是由于, 鱼类摄食或生存于不同C/N形成的生物絮团环境中, 而一定范围之内, 高C/N生物絮团内含有多种微生物、益生菌和生物活性物质, 可以提高鱼类免疫酶活性, 并通过次生代谢产物使宿主受益[31, 32]。同时, 它们的细胞成分或代谢物(类胡萝卜素等)可以作为免疫刺激剂, 改善先天免疫系统并提供对宿主的保护[2, 9]。此外, 高C/N生物絮团还能通过促进鱼类生长, 诱导其消化道微生物区系的变化, 获得提高免疫力和抵御环境应激的能力[20]。
3.3 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥炎症反应的缓解作用
鱼类的免疫功能与炎症密切相关, 炎症是由细胞因子介导和启动的, 已有实验表明重金属铜可诱导头肾免疫相关基因转录和细胞应激反应的改变[33]。细胞因子是一组多肽类细胞调节物质, 包括白细胞介素、肿瘤坏死因子和细胞刺激因子等, 主要由外周免疫细胞合成。众所周知, IL-1β和TNF-α是2种强大的促炎因子, 可通过调节其他细胞因子的表达来诱导炎症反应[34]。IL-2可促进T淋巴细胞增殖和分化, 诱导和增强致死性T细胞、单核细胞和巨噬细胞的活性; IL-6和IL-1共同促进T细胞增殖并参与炎症和发热[35]。在本研究中, 当C/N≥20﹕1时, BFT显著降低了铜暴露洛氏鱥血清的IL-1β、IL-6和TNF-α水平, 升高了IL-2水平。这表明高C/N生物絮团能有效缓解洛氏鱥铜暴露所引起的炎症反应, 与Yu等[18]利用BFT缓解氨胁迫引起的洛氏鱥炎症反应结果相似。究其结果可能是由于高碳氮比BFT系统中能形成大量有益菌群, 有益菌群通过产生有机酸、细菌素或争夺营养物质抑制有害菌的繁殖, 还可抑制有害菌产生内毒素和致癌物质, 降低炎症因子水平, 从而实现免疫调节作用[2, 9]。同时, BFT中的益生菌(芽孢杆菌、乳酸菌和丁酸梭菌等)能进入鱼类肠道, 通过代谢物或表面抗原刺激鱼类免疫体系, 与有害菌竞争营养和附着位点, 保护鱼类免受病原菌侵染, 进而增强鱼类非特异性免疫力[36, 37]。此外, BFT系统中水生微生物的微生态平衡可以有效控制氨氮和亚硝酸盐, 降低条件性病原微生物致病的几率 [38]。
3.4 不同C/N生物絮团对铜暴露洛氏鱥抗氧化应激的缓解作用
生物体具有复杂而又精密的抗氧化防御系统, 在一定范围内, 可以及时有效地清除重金属积累产生的活性氧(ROS), 减少脂质变化引起的细胞损伤, 保护细胞免受氧化应激的伤害[1－3, 26]。众所周知, 内源性抗氧化酶, 包括SOD、CAT、T-AOC、GSH-PX、GR和ASA是抵御氧化应激的第一道防线[2, 19, 20, 39]。Xu等[40]研究表明, 絮团组在血浆与肝胰脏中出现相对较高的SOD与T-AOC活性, 而GSH-PX活性与对照组差异不显著。Chen等[15]研究结果显示: 高C/N下生物絮团能显著提高仿刺参体液SOD、CAT和GSH-PX活力。Yu等[20]研究表明, 当C/N=20﹕1时, 生物絮团能有效提高黄金鲫肝胰脏、肠道与肾脏中SOD、CAT、GSH-PX与T-AOC活性, 降低MDA水平。且在我们实验组的前期发现中, C/N 20﹕1形成的生物絮团对洛氏鱥各个组织(鳃、脑、肾、脾、肝和肠)的抗氧化酶活性均有不同程度的提高[19]。在本实验中, 与对照组相比, 除MDA外, 铜暴露洛氏鱥血清抗氧化酶(Ⅲ和Ⅳ组)均显著提高, 相反的是, MDA含量显著降低。这表明在C/N≥20﹕1情况下, BFT可以有效提高抗氧化酶活性, 降低脂质变化引起的超氧化物损伤, 缓解洛氏鱥经铜暴露而引起的一系列氧化应激反应。这个发现可能是由于高C/N形成的生物絮团降低了洛氏鱥的脂质过氧化水平, 诱导洛氏鱥具有更强的抗氧自由基能力, 提高了其对抗环境胁迫的能力及成活率[2, 16, 25]。此外, BFT中含有大量的天然微生物和生物活性生长因子, 包括胡萝卜素、叶绿素、植物甾醇、多酚、多糖、牛磺酸和维生素, 也能增强鱼类的应激反应和抗氧化功能[19, 20, 22]。
4. 结论
综上, 在不同C/N水平下形成的生物絮团对铜暴露洛氏鱥的免疫抑制、炎症反应与氧化应激有不同的影响。当C/N=20﹕1时, 生物絮团能显著提高铜暴露洛氏鱥免疫酶(AKP、ACP、LSZ、NOS、C3、C4和IgM)活力和抗氧化酶(CAT、ASA、T-AOC、SOD、GSH-PX和GR)活力, 降低MDA含量, 稳定炎症因子(IL-1β、TNF-α、IL-2和IL-6), 从而有利于洛氏鱥缓解铜暴露引起的应激反应。
-
[1] Chorus I, Bartram J (Eds.), Toxic Cyanobacteria in Water: aguide to their public health consequences, monitoring andmanagement (London, E & FN Spon). 1999.
[2] Freitas de Magalhaes, V Moraes Soares R, Azevedo S M F O.Microcystin contamination in fish from the Jacarepagua Lagoon(Rio de Janeiro, Brazil): ecological implication andhuman health risk [J]. Toxicon, 2001, 39(7): 1077—1085.
[3] Magalhaes V F, Marinho M M, Domingos P, et al. Microcystins(cyanobacteria hepatotoxins) bioaccumulation in fishand crustaceans from Sepetiba Bay (Brasil R J) [J]. Toxicon,2003, 42(3): 289—295.
[4] Xie L, Xie P, Guo L, et al. Organ distribution and bioaccumulationof microcystins in freshwater fish at differenttrophic levels from the eutrophic Lake Chaohu, China [J].Environmental Toxicology, 2005, 20(3): 293—300.
[5] Mohamed Z A, Carmichael W W, Hussein A A. Estimation ofmicrocystins in the freshwater fish Oreochromis niloticus inan Egyptian fish farm containing a Microcystis bloom [J].Environmental Toxicology, 2003, 18(2): 137—141.
[6] Jones G J, Poplawski W. Understanding and management ofcyanobacterial blooms in sub-tropical reservoirs of Queensland,Australia [J]. Water Science and Technology, 1998,37(2): 161—168.
[7] Datta S, Jana B B. Control of bloom in a tropical lake: Grazingefficiency of some herbivorous fishes [J]. Journal of FishBiology, 1998, 53(1): 12—24.
[8] Liu J K, Xie P. Unraveling the enigma of the disappearanceof water bloom from the east lake (Lake Donghu) of Wuhan[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 1999,8(3): 312—319 [刘建康, 谢平. 揭开武汉东湖蓝藻水华消失之谜. 长江流域资源与环境, 1999, 8(3): 312—319].
[9] Liu J K, Xie P. Direct control of microcystis bloom throughthe use of Planktivorous Carp-closure Experiments and LakeFishery Practice [J]. Ecologic Science, 2003, 22(3): 193—198 [刘建康, 谢平. 用鲢鳙直接控制微囊藻水华的围隔试验和湖泊实践. 生态科学, 2003, 22(3): 193—198].
[10] Lei L M, Gan N Q, Zhang X M, et al. Comparison of ICELISA, Indirect cELISA, and Direct ELISA methods for determinationof microcystins [J]. High Technology Letters,2004, 14(7): 89—92 [雷腊梅, 甘南琴, 张小明, 等. 三种检测微囊藻毒素的Elisa 方法比较研究. 高技术通讯, 2004,14(7): 89—92].
[11] Wang Z H, Lin S J, Han B P, et al. Distribution of microcystinsin typical water supply reservoirs and lakes inGuangdong Province [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2007,31(3): 307—311 [王朝晖, 林少君, 韩博平, 等. 广东省典型大中型供水水库和湖泊微囊藻毒素分布. 水生生物学报, 2007, 31(3): 307—311].
[12] Ueno Y, Nagata S, Tsutsumi T, et al. Detection of microcystins,a blue-green algal hepatotoxin, in drinking watersampled in Haimen and Fusui, endemic areas of primaryliver cancer in China, by highly sensitive immunoassay [J].Carcinogenesis, 1996, 17(6): 1317—1321.
[13] Sui H X, Yan W X, Xu H B. Toxicity of microcystin and itsbioaccumulation effect [J]. Journal of Hygiene Research,2002, 31(3): 214—216 [隋海霞, 严卫星, 徐海滨. 微囊藻毒素的毒性以及水生生物的富集作用. 卫生研究, 2002,31(3): 214—216].
[14] Ding W X. Cyanobacteria cause mitochondria membrancepotential alterations and reactive oxygen species formation inprimary cultured rat hepatocytes Environ [J]. Health Prespect,1998, 106: 409.
[15] Brooks W P, Codd G A. Distribution of Microcystis aeruginosapeptide toxin and interactions with hepatic microsomesin mice [J]. Pharmacol Toxicol, 1987, 60(3): 187—191.
[16] Chen J, Xie P. Tissue distributions and seasonal dynamics ofthe hepatotoxic microcystins-LR and-RR in two freshwatershrimps, Palaemon modestus and Macrobrachium nipponensis,from a large shallow, eutrophic lake of the subtropicalChina [J]. Toxicon, 2005, 45(5): 615—625.
[17] de Maagd P G J, Hendriks A J, Seinen W, et al.pH-Dependent hydrophobicity of the cyanobacteria toxinmicrocystin-LR [J]. Water Research, 1999, 33(3): 677—680.
[18] Ibelings B W, Bruning K, de Jonge J, et al. Distribution ofMicrocystins in a Lake Foodweb: No Evidence for Biomagnification[J]. Microbial Ecology, 2005, 49(4): 487—500.
[19] Xu H B, Sun M, Sui H X, et al. Microcystin contaminationof fish on Poyang Lake in Jiangxi Province [J]. Journal ofHygiene Research, 2003, 32(3): 192—194 [徐海滨, 孙明,隋海霞, 等. 江西鄱阳湖微囊藻毒素污染及其在鱼体内的动态研究. 卫生研究, 2003, 32(3): 192—194].
-
期刊类型引用(0)
其他类型引用(1)
下载:
计量
- 文章访问数: 909
- HTML全文浏览量: 2
- PDF下载量: 697
- 被引次数: 1