六氯苯暴露導致梨形環棱螺脂質過氧化及DNA損傷研究

朱 祎，李家園，黃 俊，張清順，周宇江，侯建軍*

?

六氯苯暴露導致梨形環棱螺脂質過氧化及DNA損傷研究

朱 祎1,2，李家園1,2，黃 俊1,2，張清順1，周宇江1，侯建軍1,2*

(1 污染物分析與資源化技術湖北省重點實驗室，湖北 黃石 435002；2 湖北師范學院 生命科學學院，湖北 黃石 435002)

采用暴露實驗方法，研究了不同濃度HCB（分別為0.0、2 .0、4.0、8.0、16.0 mg/L）在不同暴露時間(0-14d)下對梨形環棱螺肝臟和鰓中MDA、ROS含量以及DNA單鏈斷裂程度的影響。結果表明：HCB對梨形環棱螺肝臟和鰓中MDA、ROS含量和DNA斷裂均有明顯影響。肝臟和鰓的MDA含量在HCB暴露過程中波動升高，直到在第4天或第7天達到峰值，然后MDA含量持續下降，到第14天 時，除了16.0mg/L劑量組與對照組無顯著差異外，其他劑量組MDA仍處于顯著被誘導狀態。ROS水平隨暴露時間和劑量增加而表現出升高的趨勢，并且高劑量組較中低劑量組更早達到峰值，隨著暴露時間的進一步延長，各劑量組ROS含量均有一定程度的下降，但在實驗結束時仍然顯著高于對照組。各劑量組DNA在HCB暴露起始時，出現一定程度的單鏈斷裂現象，即F值迅速降低，隨后F值有所上升，在第4天時F值達到最高點，顯示DNA有一定程度的修復效應。接著F值呈現出持續下降的趨勢，并且高劑量組的DNA單鏈斷裂明顯，表現出時間-劑量效應。結果提示，上述生物標志物在六氯苯對梨形環棱螺進行毒性暴露過程中的變化較為敏感，可以作為指示六氯苯對梨形環棱螺毒理效應的生物標志物。

六氯苯；梨形環棱螺；丙二醛；活性氧自由基；DNA單鏈斷裂

0 前言

隨著現代工業的迅猛發展，大量有機污染物源源不斷地進入水體環境，使得水域環境污染日益嚴重。六氯苯(HCB)是一類典型的持久性有機污染物(persistent organic pollutants，POPs)，它具有高脂溶性、高致毒性、殘留持久性、長距離遷移性和生物蓄積性等特點[1]，能在環境中持久殘留，不易生物降解；能通過食物鏈的富集作用對生物造成嚴重影響；也能夠經過長距離遷移到達遠離污染源的地區，對接觸該物質的生物造成損害[2]。梨形環棱螺屬于中腹足目(Mesogastropoda)，田螺科(Cipangopaludina)，環棱螺屬()，它在我國分布廣，數量多，易培養，繁殖快，是富營養型湖泊的優勢腹足類種群[3]，也是大型底棲生物的重要組成部分。研究表明眾多環境污染物主要通過作用于線粒體而發揮其毒理效應[4,5]。HCB在體內代謝時，可通過氧化還原循環途徑產生多種中間代謝產物，并伴隨產生大量的活性氧自由基(如O2-，·OH，H2O2)[6]。HCB暴露還可通過誘導線粒體電子傳遞過程中電子漏的增加而增加活性氧的含量[7]。活性氧自由基若不及時被清除，就會誘發生物體內DNA 斷裂、脂質過氧化等損傷[6]。因而，這些生物標志物的活性變化間接地反映了環境中氧化應激的存在，可作為環境污染脅迫的指標[8]。Peters等[9]認為將抗氧化酶活性單獨作為污染引起氧化脅迫的生物標志物，其特異性和靈敏性不足，還應當測定前氧化物（Pro-oxidant）損傷（脂質過氧化、DNA斷裂）。所以本研究選用梨形環棱螺作為實驗材料，通過暴露實驗方法研究不同濃度HCB對梨形環棱螺肝臟和鰓組織脂質過氧化指標(MDA、ROS)、肝臟和鰓組織中DNA單鏈斷裂水平等毒理效應，初步探討HCB對梨形環棱螺的的脂質過氧化、遺傳損傷機理，為水環境POPs污染的早期診斷及生態風險評價提供科學的依據。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗動物梨形環棱螺（Heude) 采集于湖北省黃石市磁湖，在實驗室進行培養、繁殖。養殖池溫度保持在 20-25℃，pH值控制在7.5左右。每天交替投喂新鮮的植物葉子和配合飼料。

1.2 儀器試劑

1.2.1 實驗儀器

主要實驗儀器設備包括：紫外可見分光光度計（美國Thermo公司）；高速冷凍離心機(美國Sigma公司)；DIAX900微量勻漿機(德國Heidolph公司)等；凝膠成像分析系統(SYDR/2033)；常規垂直與水平凝膠電泳儀；核酸蛋白測定儀(EPPENDORF AG)；熒光分光光度計（Shimadzu RF-5301PC）等。

1.2.2 實驗試劑

六氯苯(HCB)、蔗糖（Amresco）、Janus Green B (1%) (Fluka)、蛋白酶K、RNA酶、Hoechst dye 33258 (二苯丙咪唑)、二氯熒光素二乙酸酯(DCFH-DA)、二甲基亞砜(DMSO)、標準DNA（上述藥品均購自Sigma公司)，其余包括EDTA、Tris、β-巰基乙醇，戊二醛。

1.3 實驗方法

1.3.1 HCB在體毒物毒性暴露實驗

在急性毒性實驗的基礎上，以二甲基亞砜(DMSO)作溶劑，確定和配制用于動物在體暴露實驗用的不同濃度的母液，DMSO在暴露實驗溶液中的最終體積分數為0.01%。實驗分組設置如下：對照組(CK，不含HCB，與其他組含等量DMSO)，HCB暴露組分別為2.0、4.0、8.0、16.0 mg/L 4個濃度組，以下簡稱2.0、4.0、8.0、16.0 mg/L劑量組。挑選比較活躍、體重在1.5 g 左右的動物進行實驗。

實驗在38cm×28cm×15cm 的水箱內進行。溫度為24±1℃，自然光照，各梯度分別放入1.4—1.6 g健康、活動性強的梨形環棱螺 60只，將實驗螺進行不同HCB濃度、不同時間的毒性暴露實驗，每個濃度梯度分別設置3個平行的水族箱。實驗期間的管理與飼養繁殖期間一致，隔天換水一次，每次換水一半，換水時分別加入含有與HCB毒性暴露實驗中濃度一致的曝氣自來水。實驗開始后分別于1d、2d、4d、7d、10d 和14d 取樣，在每個濃度梯度的水族箱中各隨機選取6只實驗用螺，用紗布擦干螺的體表，置冰盤內進行解剖，分離其肝臟和鰓，用濾紙吸干，置于2.0 mL離心管內，液氮速凍后于－80℃冰箱中保存備測。

1.3.2 各類生物標志物的測定方法

（1）酶樣的制備

取肝、鰓組織約0. 1～0. 2 g，以1: 20 (質量濃度)的比例加入預冷的0.01 mol/L pH7.2磷酸鹽緩沖液，冰水浴中低速勻漿，4℃下離心 (10000 g，10 min)，取上清液，即為組織酶提取液。

（2）MDA的測定

MDA的測定采用試劑盒(南京建成生物工程研究所，A003-1)，上述蛋白質含量均采用考馬斯亮藍試劑盒測定（南京建成生物工程研究所第一分所，A045-2）。

（3）ROS的測定

參照Curtin等的方法稍加改進[10]。反應體系為：1.95 mL線粒體液，加0.05 mL( 1 m mol·L-1) DCFH-DA，混勻，于37 ℃溫浴30 min，用熒光分光光度計(Ex＝485nm，Em＝538nm，狹縫＝1.5 nm)測其熒光強度( FI)值，單位以FI·mg-1蛋白表示。

（4）DNA完整性測定

按照堿解旋程序分析DNA的單鏈斷裂情況[11]，堿解旋后的DNA樣品中加入3 mL0. 2 mol.L-1磷酸鉀緩沖液(pH=6.9)，30μL Hoechst dye 33258 (二苯丙咪唑，0.1 g·L-1)，混勻后置于暗處反應15 min 后，用熒光分光光度計在Ex: 360 nm，Em: 450nm 處測定吸光值。DNA完整性通常以F值表示，F值的計算公式如下[12]：

F =（XauDNA- XssDNA)/(dsDNA - XssDNA)

上式中，X為熒光值，dsDNA 為雙鏈DNA，ssDNA為單鏈DNA，auDNA為堿解旋后的DNA。

1.3.3 數據處理方法

試驗結果采用平均數±標準誤（x ±s.）表示，全部試驗數據均采用SPSS 15. 0統計軟件包進行統計分析。各組間的顯著性檢驗采用單因素方差分析，對照組與各劑量組的兩兩比較采用LSD法，抗氧化指標間的相關分析采用Pearson相關分析，<0.05表示差異顯著，<0.01表示差異極顯著。繪圖軟件采用Sigmaplot13.0作圖。

2 結果與分析

2.1 不同濃度HCB對梨形環棱螺肝臟和鰓MDA含量的影響

圖1A顯示，各HCB劑量組其肝臟組織中MDA含量在暴露前2d內經歷了小幅度波動，表現為先上升后下降；到第2d時，各劑量組又降至對照組附近（>0.05）；然后各組MDA的含量被再度誘導，顯著升高直至達到各自峰值，并且其最高值與各劑量呈負相關。此時，與對照組相比，MDA含量上升了180%－230%（<0.01）；隨后各組MDA含量受到抑制持續下降，至第14d時，中低劑量組的MDA含量比對照組高出100%－170%，但仍都處于極顯著誘導狀態（<0.01），而16.0 mg/L劑量組肝組織的MDA含量僅略高于對照組（>0.05）。

在圖1B中，在HCB暴露的前2d，各劑量組鰓組織中MDA含量均被誘導升高；之后除16.0 mg/L劑量組的MDA含量存在些許波動，其余各劑量組MDA含量均保持上升趨勢，直至達到各自的峰值。從圖中可以看出，2.0 mg/L劑量組達到峰值的時間最晚，但峰值最高，其上升率約達到對照組的240%；其中16.0 mg/L劑量組的峰值最低，僅比對照組高出120%，但各劑量組MDA含量均處于顯著誘導狀態（<0.01）。然后各劑量組MDA含量從峰值開始下降，至第14d時中低劑量組的MDA含量約為對照組的128%－152%，仍顯著高于對照組（<0.05）；16.0 mg/L劑量組MDA含量也處于誘導狀態，但僅略高于照組（>0.05）。

2.2 不同濃度HCB對梨形環棱螺肝臟和鰓組織線粒體中ROS含量的影響

在整個實驗過程中各劑量組的肝臟線粒體中ROS含量呈現出先上升后下降的趨勢,在HCB暴露的前階段，ROS含量呈劑量依賴性升高。HCB暴露的第1d，2.0 mg/L劑量組ROS含量僅上升了15%，4.0mg/L劑量組ROS含量上升了28%（<0.05），8.0與16.0 mg/L劑量組已與對照組存在極顯著差異(<0.01)。之后，各劑量組ROS含量持續上升直至達到各自的峰值，此時各劑量組ROS含量均與對照組有顯著或極顯著差異，并且16.0 mg/L劑量組ROS含量已達到對照組的179%。隨著暴露時間的進一步延長，各劑量組的ROS含量都表現出一定程度的波動，總體上均呈下降趨勢，到第14d時各劑量組仍然與對照組有顯著或極顯著的差異，并且其ROS含量與各劑量呈正相關(表1)。

表 1 HCB對梨形環棱螺肝臟中ROS含量的影響 (FI.mg-1)

* 處理組和對照組間差異顯著(<0.05) ; **差異極顯著(<0.01). 以下相同。

如表2，HCB對鰓線粒體中ROS含量影響趨勢與肝臟中極為相似，但誘導程度更加顯著。除了2.0 mg/L劑量組在暴露的第1d僅上升了20.4%（>0.05），其它各劑量組在實驗開始時ROS含量就顯著上升。隨后各劑量組ROS含量呈劑量依賴性上升直至達到各自的峰值，此時各劑量組ROS含量為對照組的167%~195%（<0.01）。達到峰值后，各劑量組的ROS含量均開始一定程度的下降；在第10d-14d，ROS含量基本維持相對穩定，其下降幅度不超過2%；到第14d時，各劑量組的ROS的上升率為對照組的55%~89%，極顯著高于對照組（<0.01）。

對于生產危險化學品的特種化工過程，安全性應放在首位。完全依賴人員經驗的傳統式安全防護技術，在工藝介質危險性大、工藝過程日趨復雜的形勢下，已不能很好地滿足特種化工過程的安全管控需要。隨著國內外安全科學與工程技術的研究、發展和應用的日益成熟，按照安全工程技術原理和方法對危險的特種化工過程進行安全管控，已逐步成為國內外化工安全領域的通行做法[1-5]。

表2 HCB對梨形環棱螺鰓中ROS含量的影響 (FI.mg-1)

2.3 HCB對梨形環棱螺肝臟和鰓中DNA單鏈斷裂的影響

表3顯示，在HCB暴露的第1 d各劑量組梨形環棱螺肝臟中DNA單鏈均呈現出一定程度的斷裂（(表現為F值均低于對照組），其斷裂程度呈劑量依賴性關系，其中高劑量組（16.0 mg/L）F值下降了43.4% (< 0.05)，其余各組DNA單鏈斷裂并不明顯。隨后F值均有一定程度的上升，提示斷裂的DNA有一定程度的修復。其中，低劑量組(2.0、4.0 mg/L)F值上升的幅度不超過8%，而高劑量組(8.0、16.0 mg/L組)F值上升的幅度在40%左右。隨著HCB暴露時間的進一步的延長，F值保持下降趨勢，直至第14 d。此時，高劑量組F值僅為對照組的42.5%~53.5% (< 0.05)，表明DNA單鏈斷裂顯著；而低劑量組與對照組相比僅下降了26%~41%（> 0.05）。

HCB脅迫對梨形環棱螺鰓DNA單鏈的影響趨勢與其在肝臟中較為一致但程度相對較小。在HCB暴露的第1d，各劑量組DNA單鏈均呈現一定程度的斷裂且其斷裂程度同樣呈劑量依賴性關系(表現為F值均低于對照組，且依次降低，見表4)，其中8.0、16.0mg/L劑量組與對照組相比下降了37%~41% (<0.05)。其余各組均與對照組無顯著差異。隨后，高劑量組(8.0、16.0mg/L)較低劑量組(2、4 mg/L)的F值有更大幅度的回升，回升后的F值與對照組均無顯著差異。隨著HCB暴露時間進一步延長，各劑量組F值持續降低，顯示DNA單鏈斷裂程度繼續加重。此間，除了8.0mg/L劑量組在第14d，16.0mg/L劑量組在第7、10、14d和對照組相比有顯著差異外，其余各組在此階段與對照組均無顯著性差異。至暴露到14d時，低劑量組(2, 4mg/L)的F值僅下降25%~27%(>0.05)，而高劑量組(8，16mg/L)F值則下降48%~63%(<0.05)。

表3 HCB對梨形環棱螺肝組織中DNA損傷的影響

* 處理組和對照組間差異顯著(<0.05) . 以下相同。

表4 HCB對梨形環棱螺鰓組織中DNA損傷的影響

3 討論

3.1 不同濃度HCB對梨形環棱螺肝臟和鰓組織的脂質過氧化效應

采用HCB暴露時，生物體內可產生大量活性氧自由基，當產生的活性氧自由基不能被及時清除時，常可能通過攻擊膜不飽和脂肪酸而引起脂質過氧化，分解生成MDA等物質，從而使生物大分子之間發生交聯，聚合而發生功能異常[13]。MDA是脂質過氧化反應的終產物，其含量可反映脂質過氧化程度[14]。本試驗中，肝臟MDA含量在HCB暴露1~2d 時，其含量下降，可能是由于在短時間內HCB脅迫誘導了抗氧化防御系統，活性氧被及時清除，機體免受氧化損傷。鰓中MDA自染毒開始以及肝中MDA染毒2d后，MDA含量顯著持續上升直至各劑量組達到峰值，表明HCB已引起機體發生脂質過氧化產生氧化損傷，這是由于HCB持續脅迫，活性氧生成量超出抗氧化系統的清除能力，抗氧化防御系統正常功能發生紊亂，自由基不能被及時清除，大量積累，從而產生生物氧化脅迫作用，引發脂質過氧化，導致MDA含量升高。

另外，我們在實驗中發現，2.0 mg/L劑量組雖較晚達到峰值，但其峰值要高于其他劑量組，推測低濃度HCB長期誘導亦可產生較大損傷。達到峰值后，各劑量組MDA含量持續下降，可能是抗氧化防御系統中多種成分參與了自由基的清除及GSH等與脂質過氧化的產物MDA直接結合。本實驗結果顯示，HCB暴露對螺線粒體產生了氧化脅迫，而螺體存在有效的機制來減輕氧化損傷程度。隨著自由基的不斷生成，生物體發生氧化應激來適應逆境脅迫，這種平衡的改變會導致脂質過氧化產物MDA的累積，而MDA本身又會加劇細胞的損傷，抑制抗氧化系統的活性[15]，所以本實驗中，低劑量組MDA含量最終仍顯著高于對照組。16.0 mg/L劑量組MDA含量與對照組非常接近，可能是因為體內某些抗氧化指標的活性因代償性應激反應而不斷升高，繼而抗氧化能力逐漸提高，脂質過氧化過程受到抑制，導致其產物MDA含量減少。

3.2 不同濃度HCB導致梨形環棱螺氧化脅迫機理

ROS是細胞代謝不可避免的產物。近年來研究表明，ROS主要產生于線粒體的氧化呼吸過程中[16]。本實驗中，采用HCB暴露后，ROS含量持續上升，并且高劑量組（8.0、16.0 mg/L）較中低劑量組（2.0、4.0 mg/L）更早達到峰值，表明ROS含量同時受到HCB暴露時間和暴露濃度的影響，表現出時間－劑量效應特征。根據我們實驗的結果和前文討論，結合Sashwati等的報道[17]，我們推測，六氯苯暴露可誘導梨形環棱螺肝臟和鰓線粒體中抗氧化酶活性顯著增加，而線粒體中單加氧酶活性被顯著抑制，因此HCB暴露可能導致線粒體電子傳遞過程中的電子泄露增加，漏出呼吸鏈的電子未能用于ATP 合成，而是參加了超氧自由基的產生和代謝，即引起氧單電子還原而產生超氧陰離子自由基[7]，所以導致ROS等自由基大量產生。另外，HCB在螺體內代謝時可進行氧化還原循環，同樣也伴隨著活性氧自由基大量產生[6]。HCB導致ROS大量生成的同時，會引起機體的氧化應激，誘導SOD等抗氧化酶活性增強，ROS被大量清除，導致其含量迅速降至正常水平或略低于正常值。但隨著暴露時間進一步延長，進入體內的HCB增多，誘導產生過量活性氧，而消除活性氧的抗氧化酶系統的協調性遭到破壞，進而引起活性氧大量積累。此現象與實驗后期“ROS含量雖有一定程度的下降，但與對照組有顯著或極顯著差異”這一結果相吻合。另外，過多的電子泄漏會導致氧自由基代謝失衡，并產生較多的活性氧，進而引起線粒體突變、損傷[18]，氧化磷酸化系統受損會影響與呼吸鏈有關的酶的活性，導致經電子漏生成的O2-會顯著增多，使線粒體ROS過量產生，此時抗氧化酶的活性并沒有太大改變[19]，過量ROS不能被完全清除而最終明顯高于對照組，最終導致機體遭受嚴重的過氧化脅迫。

3.3 HCB導致梨形環棱螺遺傳損傷機理

DNA單鏈斷裂是一種重要的DNA損傷。本實驗采用堿解旋法檢測了暴露于HCB后梨形環棱螺肝臟和鰓組織中DNA的單鏈斷裂程度。由于HCB進入螺體內后，在代謝過程中可形成多種中間代謝物，這些中間代謝產物多為活性極高的親電化合物，可與DNA分子反應形成DNA加合物，從而誘導多種類型的遺傳損傷如DNA單鏈的斷裂[20]；另外，HCB暴露導致活性氧積累，同樣可以也可引起DNA單鏈斷裂。本實驗在暴露的第1d內，就在各劑量組檢測到了DNA單鏈斷裂現象。由于體內存在有GST等解毒酶，可通過催化GSH與親電中間代謝物結合，減少DNA加合物形成的可能性，因此斷裂的DNA會出現一定程度的修復，從而減輕了DNA的損傷程度[21]。當HCB暴露時間延長，ROS進一步增加，SOD等抗氧化酶活性降低，氧自由基積累，過量積累的ROS不能被及時清除，將導致螺體鰓和肝臟組織的氧化損傷和自由基介導的過氧化作用加劇，氧化損傷產物增加又會進一步削弱抗氧化酶系修復損傷的緩沖能力[22]；產生的過量活性氧可以直接攻擊DNA，引起細胞的氧化性損傷[23]。本實驗中的F值持續下降，直至第14d；隨著暴露時間延長，高劑量組（8.0、16.0mg/L）較中、低劑量組（2.0、4.0 mg/L）F值的下降幅度更大，提示DNA單鏈同時受到暴露時間和暴露濃度的影響。

[1] 楊嘉謨, 王赟,蘇青青.有機氯農藥在長江武漢段的殘留狀況調查[J].武漢化工學院學報,2004,26(4):38-41.

[3] 王銀東, 熊邦喜, 楊學芬. 武漢市南湖大型底棲動物的群落結構[J]. 湖泊科學, 2005, 17(4): 327-333.

[4] Stephan K. Mitochondria important target for drug toxicity[J]. Journal of Hepatology, 2001, 34: 334-336.

[5] 魯雙慶, 劉少軍, 劉紅玉, 等.Cu2+對黃鱔肝臟和性腺組織及其線粒體中(Na+-K+)-ATPase活性的影響[J]. 農業環境保護, 2002, 21(6): 508-511.

[6] Winston G W. Oxidants and antioxidants in aquatic animals[J]. Comparative Biochemistry Physiology, 1991,100(112)：173-176.

[7] Halliwill B, Guutteridge J.W.C. Free radicals in biology and medicine(2nd ed)[M]. Oxford: Clarendon Press, 1989.17-31.

[8] 戴雅奇, 由文輝. 蘇洲河銅銹環棱螺生物標志物的研究[J]. 華東師范大學學報，2005, (3): 105-108.

[9] Peters LD, Porte CJ, Albaiges,. 7-ethoxyresorufin-O-deethylase(EROD)and antioxidant enzyme activities in larvae of sardine(Sardina pilchardus)from the North coast of Spain[J]. Mar. Pollut. Bull, 1994, 28(5): 299-304.

[10] Curtin JF, Donovan M, Cotter TG. Regulation and measurement of oxidative stress in apoptosis[J]. J Immunol Methods, 2002, 265(1-2): 49-72.

[11] 李康, 周忠良, 王明山, 等. 苯并(a)芘對鯽魚(Carassiusnatus )肝臟抗氧化酶的影響[J]. 應用與環境生物學報, 2003, 10(1): 88-91.

[12] Shugart LR. Quantitation of chemically induced damage to DNA of aquatic organisms by alkaline unwinding assay[J]. Aquatic Toxicol, 1988, 13(1): 43-52.

[13] 劉曉玲, 周忠良, 陳立僑. 鎘對中華絨鰲蟹(Eriocheir sinensis)抗氧化酶活性的影響[J]. 農業環境科學學報, 2005, 24(1): 26-30.

[14] 楊艷旭, 牛僑, 牛丕業, 等. 鋁對大鼠腦組織脂質過氧化作用的影響及其性別差異[J]. 中華勞動衛生職業病雜志, 2006, 24(5): 281-283.

[15] LIU Hui, WANG Xiaorong, WANG Weimu. Effects of long-term exposure of low level zinc and Zn- EDTA complex on zinc accumulation and antioxidant defense system in liver of Carassiusau-ratus[J]. Environm ental Science, 2005, 26(1): 173-176.

[16] 雷義, 金文達. 活性氧與線粒體損傷[J]. 南華大學學報, 2006, 34(5): 648-657.

[17] Sashwati R, Pirjo L S, Sirpa H. Responses of biotransformation and antioxidant enzymes in lemna minor and oncorhynchus mykiss exposed simultaneously to hexachl or obenzene[J]. Chemosphere, 1995, 30(8): 1489-1498.

[18] 鄭紅英, 徐建興. 線粒體的熱機效率原理及其在運動疲勞中的應用[J]. 生物物理學報, 1999, 15(4): 648-654.

[19] Beatty S, Koh H, Phil M. The role of oxidative stress in the pathogenesis of age-related macular degeneration[J]. Sury Oph-thalmol, 2000, 45(2): 115-134.

[20] Phillips D. Fifty years of benzo[a]pyrene[J]. Nature, 1983, 303: 468-472.

[21] 王重剛, 陳奕欣, 鄭微云, 等. 苯并(a)芘和芘的混合物暴露對梭魚脾臟抗氧化防御系統的影響[J]. 海洋學報, 2003, 25(2): 136-139.

[22] Estabrook RW. Oxidative and phosphorylation methods in enzymology[M]. New York: Academic Press, 1967. 45-51.

[23] Bergamini CM, GambettiS, DondiA, et al. Oxygen, reactive oxygen species and tissue damage[J]. Curr Pharm Des, 2004, 10(14): 1611-26．

Exposure to Hexachlorobenzene in Bellamya purificata Inducing Lipid Peroxidation and DNA Damage

ZHU Yi1,2, LI Jia-yuan1,2, HUANG Jun1,2, ZHANG Qing-shun1, ZHOU Yu-jiang2, HOU Jian-jun1,2

(1 Hubei Key Laboratory of Pollutant Analysis & Reuse Technology, Huangshi Hubei 435002, China; 2 College of Life Science, Hubei Normal University, Huangshi Hubei 435002, China)

An exposure experiment was conducted to study the effects of HCB at different concentrations (0, 2.0, 4.0, 8.0, 16.0 mg / L) on levels of MDA and ROS as well as the extent of DNA single-strand breaks in liver and gills of Bellamya purificata at different exposure time (0-14d) in vivo. The results showed that HCB had significant influence on them.The concentrations of MDA increased fluctuatly during exposure of HCB until they reached peak value on 4th day or 7th day, and then they decreased on 14th day. There was significant difference between HCB exposure and the control group except 16.0 mg/L HCB group. The concentration of ROS tended to be enhanced with the exposure time and dosage increasing, ROS of high dosage group reached its peak earlier than that of low dosage. The content of ROS decreased in a certain extent with the exposure time further increasing, and they were still significantly higher than that of control group on 14th day. DNA single-strand breaking of each HCB group occurred in a way at the beginning of exposure，that was the F value decreased quickly, and then increased slightly till it reached an upper value on 4th day, which indicated that there were some recovering of the breaking DNA. Subsequently, F value of all HCB groups keeped decreasing, and more breaking appeared in high-dose-HCB groups. There was a time-dosage effect between the HCB exposure and DNA single-strand breaking. All these results suggested that biomarkers in this study were sensitive during HCB exposuring, which could be used as biomarkers of evaluating toxicological effects of HCB on B. purificata.

Hexachlorobenzene; Bellamya Purificata; Malonyldialdehyde; Reactive Oxygen Species; DNA Single-Strand Breaks

X17

A

2095－414X(2013)03－0088－07

湖北省教育廳2010年度重點項目（No.D20102505），湖北師范學院2008年度人才項目(No.2008F14)，污染物分析與資源化技術湖北省重點實驗室開放課題(No.KY2013G11)，中國水產科學研究院淡水生態與健康養殖重點開放實驗室項目(No.2007FEA0205），中國水產科學研究院內陸漁業生態環境和資源重點開放實驗室項目（No. YM2007－03）.

侯建軍（1966-），男，教授，博士，研究方向：水域生態學及分子生態毒理學.