全 文 ：不同营养状态下方斑东风螺的镉生物积累及毒性*
薛摇 明1,2 摇 柯才焕2**
( 1广东海洋大学水产学院, 广东湛江 524025; 2厦门大学海洋与环境学院, 福建厦门 361005)
摘摇 要摇 采用室内模拟方式,研究了方斑东风螺在饥饿及摄食饵料分别为贻贝和沙蚕 3 种情
况下暴露于水体镉(Cd2+, 50 滋g·L-1)10 周后的存活、生长、螺体 Cd 蓄积及有关毒性效应参
数的变化.结果表明:长期饥饿与同时水体 Cd 暴露降低了方斑东风螺的成活率,且螺体糖原
被最大程度动用,摄食有助于螺体抵抗 Cd 毒性;方斑东风螺肝胰脏 DNA 受损伤后在摄食状
态下随时间延长均有不同程度的自我修复能力,但长期禁食使螺的 DNA 完整性降低且不能
恢复;饥饿引起方斑东风螺体组织萎缩,并导致 Cd蓄积与金属硫蛋白(MT)含量升高,摄食螺
因体质量增加的稀释作用而具有较低的 Cd 蓄积与 MT 含量;摄食贻贝的方斑东风螺较摄食
沙蚕有更快的生长率和更低的 Cd浓度.表明饥饿加剧了 Cd 对方斑东风螺的毒性;不同饵料
对方斑东风螺的生长有显著影响,并间接影响螺体 Cd蓄积、MT诱导和糖原消耗.应用方斑东
风螺等海洋腹足类作为环境监测指示种时应考虑栖息地食物丰度和饵料类型等的影响.方斑
东风螺高密度工厂化养殖中应注意合理投饵并定期监测海水 Cd浓度.
关键词摇 方斑东风螺摇 镉暴露摇 生物积累摇 金属硫蛋白摇 DNA完整性
文章编号摇 1001-9332(2012)07-1965-08摇 中图分类号摇 X171. 5摇 文献标识码摇 A
Cadmium bioaccumulation and its toxicity in Babylonia areolata under different nutritional
status. XUE Ming1,2, KE Cai鄄huan2 ( 1College of Fisheries, Guangdong Ocean University, Zhan鄄
jiang 524025, Guangdong, China; 2College of Oceanography and Environmental Science, Xiamen
University, Xiamen 361005, Fujian, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(7): 1965-1972.
Abstract: An indoor exposure experiment with juvenile Babylonia areolata was conducted to study
its survival, growth, cadmium (Cd) accumulation, metallothionein (MT) induction, and glycogen
content as well as the DNA integrity of hepatopancreas tissue. The juveniles were starved or fed with
mussel (Perna viridis) or clamworm (Perinereis aibuhitensis), and exposed to 50 滋g·L-1 of Cd2+
for 10 weeks. Prolonged starvation and simultaneous exposure to Cd reduced the survival rate of
B. areolata, and its glycogen was mobilized in great extent. Feeding with P. viridis or P. aibuhit鄄
ensis helped the B. areolata to combat Cd toxicity and lessen mortality. After exposed to Cd, the
damage of the DNA integrity of hepatopancreas tissue for the B. areolata fed with P. viridis or
P. aibuhitensis could be recovered with time, but not for the starved B. areolata. Prolonged starva鄄
tion caused tissue atrophy and led to Cd accumulation and MT increase, while feeding with P. viri鄄
dis or P. aibuhitensis increased the B. areolata mass and lowered the Cd accumulation and MT
level because of the tissue dilution effect. The B. areolata fed with P. viridis had better growth and
lower Cd content than that fed with P. aibuhitensis. This study indicated that starvation intensified
the toxicity of Cd to B. areolata, while prey type had significant effects on the growth rate of the B.
areolata and indirectly affected its Cd accumulation, MT induction, and glycogen consumption. It
was suggested that when using gastropods such as B. areolata as the indicator species to monitor
marine environmental pollution, it would be necessary to consider the effects of habitat ecological
data including food richness and prey type. Moreover, in the high鄄density cultivation of B. areolata
in factory, rational feeding and periodic measurement of Cd concentration in seawater should be
made.
Key words: Babylonia areolata; cadmium exposure; bioaccumulation; metallothionein; DNA
integrity.
*教育部创新团队发展计划项目(IRT0941)、现代农业产业技术体系建设专项(nycytx鄄47)和广东海洋大学校自然科学基金项目资助.
**通讯作者. E鄄mail: chke@ xmu. edu. cn
2011鄄08鄄25 收稿,2012鄄04鄄13 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 7 月摇 第 23 卷摇 第 7 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Jul. 2012,23(7): 1965-1972
摇 摇 随着工业化与城市化的快速发展,我国沿岸海
域越来越多地处于各种重金属与有机物污染状态,
其中重金属镉( cadmium, Cd)因对生物体危害严
重,且具有能蓄积、难降解、可沿食物链传递等特性
而引起人们广泛重视[1-3] .近年来一些报道认为,软
体动物双壳类、腹足类及环节动物多毛类对 Cd 等
重金属具有较高的同化率和耐受性,且由于其移动
性小、分布广泛,适合作为海洋环境污染生物监测指
示种[4-6] .尤其腹足类动物常处于底栖食物链顶端,
对重金属同化或累积能力较强. 如 Kang 等[7]报道
韩国昂山湾短玉黍螺(Littorina brevicula)体 Cd 含量
达 0郾 48 ~ 27郾 11 滋g·g-1 DM, 且与海水中 Cd 浓度
呈正相关关系;Liang 等[8]调查发现,从渤海湾站点
采集的脉红螺(Rapana venosa)体内 Cd 浓度最高达
30郾 6 滋g·g-1 FM;据 Hamed 和 Emara[9]调查报道,
红海苏伊士湾滨螺(Patella caerulea)体 Cd 含量达
3郾 74 滋g·g-1 DM. Wang和 Ke[4]运用放射性元素示
踪方法的结果表明,波部东风螺(Babylonia formosae
habei)和小塔织纹螺(Nassarius teretiusculus)对 Cd
的同化率分别为 87% ~99%和 84% ~ 94% .腹足类
重金属的排出速率比其他双壳类、鱼类、桡足类低得
多[10] .目前,有关营养状态对动物体质量金属吸收
与同化影响的研究较少,仅 Leung和 Furness[11]报道
了营养状态、不同 Cd 暴露方式均影响蚵岩螺(Nu鄄
cella lapillus)的存活、生长及毒性效应;Gagnon 和
Fisher[12]研究发现,紫贻贝(Mytilus edulis)对重金属
的同化效率与食物的丰度呈负相关关系. Scott鄄
Fordsmand和 Depledge[13]发现,食物营养状态不影
响岸蟹(Carcinus maenas)甲壳中 Ca、蛋白质和几丁
质的含量, 但饥饿与同时水体 Cu 暴露 ( 0郾 5
mg·L-1)时蟹中肠腺组织 Cu、Ca 浓度显著上升,而
甲壳中 Cu、Ca 浓度显著下降;Depledge[14]报道了饥
饿影响岸蟹体组织对金属 Cu、Fe 的吸收与分布,这
可能是不同营养状态导致相应的生理功能改变所
致.营养状态是影响动物体对重金属蓄积及毒性效
应的重要因子,而自然生境中饵料种类和丰富度因
地域、时间而异.
方斑东风螺(Babylonia areolata)主要栖息于潮
下带,为浅海腐肉食性腹足类软体动物,自然状态下
以底栖环境中的蠕虫类、双壳类、蔓足类及动物腐肉
为食,偏向杂食性,且常经历周期性的食物匮乏,具
有典型的无脊椎动物耐饥饿特性[15];同时该螺又是
人们喜食的海鲜食物,近几年已形成规模化养殖产
业.本试验选择两种不同饵料,并与禁食状态对比,
研究 3 种不同营养状态下亚慢性水体 Cd 暴露对方
斑东风螺的生物积累与毒性效应,以期为探索利用
该螺作为海洋底栖环境监测指示种的相关研究提供
资料,也可为其健康养殖与科学管理提供依据. 同
时,初步了解水体 Cd 暴露对方斑东风螺肝胰脏
DNA的损伤程度,以助于研究 Cd的遗传毒性.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试材料摇
方斑东风螺购自广东湛江东海岛养殖场,取同
池同批孵化幼体培育而成,个体起始平均壳长
(2郾 75依0郾 29) cm,平均湿质量(5郾 62依0郾 73) g.两种
饵料分别为翡翠贻贝(Perna viridis)和双齿围沙蚕
(Perinereis aibuhitensis),以下简称贻贝和沙蚕,均购
自湛江水产品批发市场,贻贝、沙蚕的 Cd含量经检测
分别为(0郾 17依0郾 02)和(0郾 26依0郾 05) 滋g·g-1 DM,暂
养期对方斑东风螺用两种饵料按螺体湿质量约 6%
交替投喂 2 周,每天 16:00 投喂一次,以 1 h 内吃完
为宜,然后收集残饵,以逐渐产生适应性,试验前 2 d
停止投喂.
1郾 2摇 试验方法
参考渔业水质标准[16],设定水体 Cd2+浓度为
50 滋g·L-1,以分析纯氯化镉(CdC12·2郾 5H2O)配
制母液,浓度为 0郾 3 g·L-1,试验共分 6 组(表 1).
每组将 40 只方斑东风螺置于塑料水族箱(0郾 58 m伊
0郾 45 m伊0郾 35 m)中,3 次重复,所用海水经沉淀和砂
滤后再用活性碳处理,体积约 60 L,温度 26郾 3 ~
29郾 7 益,盐度 28郾 5 ~ 32郾 3,pH 7郾 9 ~ 8郾 2. 试验持续
10 周,除 S与 S+Cd组不投喂外,M和 M+Cd组投喂
贻贝,C 和 C+Cd 组投喂沙蚕,管理与暂养期相同.
每天采用相同 Cd 浓度的海水换水约 1 / 3,连续充
氧,静水养殖,发现死亡个体及时取出并记录.
表 1摇 供试方斑东风螺的营养状态与暴露 Cd浓度
Table 1 摇 Nutritional state and aqueous Cd concentrations
applied for test Babylonia areolata (mean依SD)
处理
Treatment
营养状态
Nutritional status
Cd浓度
Cd concentration
(滋g·L-1)
S 饥饿 Starved 0郾 26依0郾 09
S+Cd 饥饿与 Cd暴露
Starved and Cd exposed
51郾 21依4郾 28
M 摄食贻贝 Fed mussel 0郾 29依0郾 10
M+Cd 摄食贻贝与 Cd暴露
Fed mussel and Cd exposed
50郾 72依5郾 02
C 摄食沙蚕 Fed clamworm 0郾 27依0郾 05
C+Cd 摄食沙蚕与 Cd暴露
Fed clamworm and Cd exposed
50郾 91依6郾 73
6691 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
摇 摇 试验起始时取方斑东风螺 30 只供各项参数的
测定;分别于第 1、4、7、10 周结束时,每箱随机取螺
6 只,共 18 只,用双蒸水冲洗后滤纸吸干,立即破壳
分离出软体部与肝胰脏组织称量后装于聚乙烯样品
袋内,液氮速冻后-80 益保存备用;试验结束时对所
有方斑东风螺测量壳长、称湿质量,分离出软体部,
并将每只螺的壳部分置于 80 益烘干后称量.
1郾 3摇 测定方法
1郾 3郾 1 生长参数摇 特定生长率(specific growth rate,
SGR)和状态指数(condition index, CI)按下式计算:
SGR(% ·d-1 ) = [( lnW2 - lnW1 ) / ( t2 - t1 )] 伊
100% ;
CI=[软体部湿质量 / (软体部湿质量+壳干质
量)]伊100% ;
式中,W1和 W2分别为时间 t1与 t2(d)时供试方斑东
风螺湿质量的平均值(g).
1郾 3郾 2 Cd浓度测定摇 软组织:方斑东风螺或贝样品
解冻后剪碎并研磨搅匀,然后置 80 益烘干至恒量.
Cd的测定采用湿法消化法,称取样品干质量后于三
角瓶中按 1 颐 10(w / v)加入 HNO3 颐 HClO4(4 颐 1)混
合液后,加盖室温静置 12 h,之后再加相同体积的混
合酸,置于可控温的电热板上,在通风橱中温度升至
80 益,加热 2 h,然后升温至 110 益,保持微沸状态,
待棕色气体冒尽,溶液澄清透明,继续加热至 HClO4
白烟冒尽后,消煮至近干,冷却后用少量超纯水淋洗
三角瓶内壁若干次,洗液一并移入 50 mL容量瓶,并
定容至标线;同时制备样品空白与扇贝成分分析标
准物质 ( GBW 10024,购自国家标准物质研究中
心),适当稀释后用岛津 AA6800 型原子吸收光谱仪
测定.石墨炉法工作条件:波长 228郾 8 nm;光谱带宽
0郾 5 nm;灯电流 8郾 0 mA;原子化程序:干燥 100 益
20 s,灰化 600 益 20 s,原子化 1850 益 3 s;基体改进
剂:1% 磷酸二氢铵. 水样 Cd 浓度测定参照文献
[17]进行.
1郾 3郾 3 金属硫蛋白(MT)浓度测定 摇 MT 测定采用
镉 /血红蛋白饱和法,参照 Eston和 Toal[18]并略加改
进.样品解冻后用双蒸水洗去粘液,滤纸吸干后按
1 颐 4(w / v)加入预冷匀浆缓冲液 (20 mmol· L-1
Tris鄄HCl,pH=8;0郾 15 mol·L-1 NaCl;10 m mol·L-1
茁鄄巯基乙醇),剪碎后用组织匀浆机冰浴匀浆,匀浆
后于 12000伊g 4 益离心 15 min,分离出上清液.取上
清液 0郾 5 mL加入 0郾 5 mL 1 mg·mL-1的 Cd溶液,充
分混合后室温下孵育 10 min,加入 0郾 2 mL 2%
(w / v)牛血红蛋白混合,冰浴 5 min后放入沸水浴中
加热 2 min,冷却后于 10000伊g 4 益离心 10 min;重
复加牛血红蛋白以后的步骤 2 次.取上清液加 70%
硝酸消化、定容,用石墨炉原子吸收光谱法测定 Cd
含量.
MT分子量以 6500 Da 计,因 1 mol MT 可结合
7 mol Cd (原 子 量 为 112郾 4 ), 所 以 MT 浓 度
(滋g·g-1 FM)计算公式为: MT = ( 6500VCCd S ) /
(7伊112郾 4GN). 式中: CCd 为定容液中 Cd 浓度
(滋g·mL-1);S为定容体积(mL);G 为方斑东风螺
体软组织湿质量(g);V为匀浆离心后的上清液体积
(mL);N为匀浆离心后的取样体积(mL).
1郾 3郾 4 DNA 单链断裂测定摇 采用 Shugart[19]碱解旋
法.以鲑鱼精 DNA 为标准,荧光试剂 Hoechst33258
与双链 DNA 结合,形成稳定荧光产物;如与单链
DNA结合,其荧光强度降低.利用此性质,可以定量
样品碱解旋 DNA、双链及单链 DNA. DNA 完整性计
算公式为:
F =(XauDNA-XssDNA) / (XdsDNA- XssDNA)
式中:F为碱解旋后存留双链的比例,即双链 DNA
的完整性;XauDNA为样品碱解旋的荧光值;XssDNA为样
品单链荧光值;XdsDNA为样品双链荧光值.
1郾 3郾 5 糖原含量测定 摇 参照 De Coen 和 Janssen[20]
微量分析法稍加修改. 方斑东风螺软组织解冻后用
滤纸吸干,然后于冰浴中剪碎,并以 1 颐 4(w / v)加入
预冷 Tris 缓冲液(1郾 15% KCl,0郾 01 mol·L-1 Tris鄄
HCl,pH 7郾 4),组织匀浆后取 1 mL 匀浆物与 1 mL
5%三氯乙酸 ( TCA) 混合孵育 10 min,然后在
5000伊g离心 15 min,分离上清液,沉淀用 1 mL 5%
TCA重新悬浮静置 10 min,5000伊g 离心 15 min;混
合两次上清液后取 50 滋L 与 100 滋L 蒽酮显色液
(2 mg·mL-1浓 H2SO4)混匀,室温孵育 30 min 后,
以葡萄糖为标准,492 nm测吸光度.
1郾 4摇 数据分析
对百分率进行反正弦平方根转换,在进行正态
性检验后,数据总体差异性用单因素方差分析
(ANOVA),当差异显著时,用 Duncan多重比较分析
组间差异显著性.统计分析用 SPSS 13郾 0 软件进行,
显著性水平设为 琢=0郾 05.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 方斑东风螺的存活与生长
试验期间每天投喂前观察方斑东风螺的活动情
况,发现第 1 ~ 4 周,各暴露组方斑东风螺活动与非
暴露组相似,能够爬壁;第 5 周后,S与 S+Cd组方斑
76917 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 薛摇 明等: 不同营养状态下方斑东风螺的镉生物积累及毒性摇 摇 摇 摇 摇
表 2摇 饵料基本营养成分 (以湿质量计)
Table 2摇 Proximate composition of the two diets ( in wet mass, mean依SD)
种类
Species
蛋白质
Protein
(% )
脂肪
Fat
(% )
总糖
Glycogen
(% )
灰分
Ash
(% )
水分
Water
(% )
能值
Energy
(kJ·g-1)
翡翠贻贝 Perna viridis 17郾 2依2郾 5 3郾 1依0郾 6 3郾 7依0郾 3 2郾 9依0郾 4 72郾 4依4郾 7 6郾 1依0郾 7
双齿围沙蚕 Perinereis aibuhitensis 14郾 0依1郾 3 4郾 2依0郾 8 2郾 6依0郾 6 3郾 5依0郾 4 75郾 3依3郾 9 5郾 5依0郾 4
东风螺潜伏沙中,几乎无活动,暴露组方斑东风螺粘
液分泌量有所增加;第 6 周时,S+Cd 组开始出现死
亡个体;C+Cd、M+Cd 组分别于第 8、9 周出现死亡
现象;试验结束时,S+Cd,C+Cd 和 M+Cd 组累计死
亡率依次为 16郾 7% 、9郾 2% 、7郾 5% ,而 3 非暴露组均
无死亡个体出现.表 2 为两种饵料贻贝与沙蚕的基
本营养成分分析,以湿质量计,贻贝的蛋白质、糖原
含量较沙蚕高,而脂肪、灰分及水分含量则低于沙
蚕,根据热量转换系数将 3 大能源物质含量换算成
每克湿质量能量含量,则贻贝的能值高于沙蚕,且两
种饵料的营养价值差异较大.
摇 摇 从图 1 可见,经 10 周暴露处理后,各试验组方
斑东风螺的湿质量特定生长率(SGR)差异显著(P<
0郾 05).饥饿个体体质量下降而摄食个体体质量增
加,如 S 及 S +Cd 组螺体质量出现下降,S +Cd 组
SGR为-0郾 21% ,低于 S 组( -0郾 10% ). M 及 M+Cd
组方斑东风螺的 SGR(分别为 0郾 73% 、0郾 79% )显著
高于 C 及 C+Cd 组(分别为 0郾 45% 、0郾 49% ) (P <
0郾 05).在摄食同种饵料时,处理组螺的 SGR均略高
于相应的非暴露组,但两者间无显著差异 ( P >
0郾 05).
摇 摇 不同处理方斑东风螺在试验结束时其状态指数
(CI)的变化如图 2 所示,CI 在 S 与 S+Cd[分别为
(37郾 51依3郾 56)、(35郾 49依2郾 87)]、M 与 M+Cd[分别
为(50郾 74依3郾 23) 、(52郾 08依4郾 16) ] 、C与C+Cd[分
图 1摇 不同处理方斑东风螺的湿质量特定生长率
Fig. 1摇 Specific growth rates of total wet mass for Babylonia are鄄
olata in different treatments (mean依SD).
别为(47郾 53依3郾 67)、(43郾 16依3郾 01)]两两之间均无
显著性差异(P>0郾 05). 方斑东风螺摄食贻贝情况
下,经 Cd暴露后 CI 略高,但摄食沙蚕时则相反;C
组 CI 虽低于 M 和 M+Cd 组,但无显著性差异(P>
0郾 05),而 C+Cd组 CI 显著低于 M 和 M+Cd 组(P<
0郾 05).摄食组不论 Cd暴露与否,其 CI 均显著高于
S和 S+Cd组(P<0郾 05).
2郾 2摇 方斑东风螺软体部 Cd的积累与 MT诱导
试验 10周后,S 组方斑东风螺软体部蓄积的 Cd
浓度[(2郾 68依0郾 37) 滋g·g-1DM]较 M组[(1郾 37依0郾 11)
滋g·g-1DM]和C组[ (1郾 06依0郾 14)滋g·g-1DM]略
图 2摇 不同处理方斑东风螺的状态指数、软体部 Cd 蓄积浓
度、软体部金属硫蛋白含量
Fig. 2 摇 Condition indices, Cd concentration in soft body and
metallothionein concentration in soft body for Babylonia areolata
in different treatments (mean依SD).
不同字母表示差异显著 (P<0郾 05)Different small letters indicated sig鄄
nificant differences at 0郾 05 level郾 下同 The same below郾
8691 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
高,但三者间无显著差异(P>0郾 05);S+Cd 组的 Cd
浓度[(35郾 40依6郾 26) 滋g·g-1DM]显著高于 M+Cd
[(24郾 47依4郾 87) 滋g·g-1DM]和 C+Cd 组[(27郾 16依
3郾 93) 滋g·g-1DM] (P<0郾 05);各处理组均显著高
于其相应的非暴露组(P<0郾 05). M+Cd 组方斑东风
螺软体部 Cd浓度低于 C+Cd组,但两者无显著差异
(P>0郾 05)(图 2).
3 个非暴露组间方斑东风螺的 MT 含量无显著
差异 ( P > 0郾 05 ),尽管 C 组 MT 含量 [( 61郾 37 依
10郾 42) 滋g·g-1 FM]稍高于 M 组[(49郾 81依11郾 29)
滋g·g-1FM]和 S 组[(39郾 02依7郾 45) 滋g·g-1 FM].
当处于 Cd暴露条件下,各处理组 MT含量均显著高
于其非暴露组(P<0郾 05),其中,C+Cd组方斑东风螺
的 MT含量最高[(218郾 64依43郾 21) 滋g·g-1FM],且
显著高于 M+Cd 组[(162郾 10依49郾 56) 滋g·g-1FM]
和 S+Cd 组 [(175郾 95 依 33郾 18) 滋g·g-1 FM] (P <
0郾 05),但后两者间无显著差异(P>0郾 05)(图 2).
2郾 3摇 方斑东风螺肝胰脏 DNA完整性变化
图 3 为试验第 1、4、7、10 周时各组方斑东风螺
肝胰脏 DNA 的损伤程度(以 F 值表示). 在摄食无
Cd暴露条件下,方斑东风螺的 F 值较稳定,始终无
显著变化(P>0郾 05);S组方斑东风螺的 F 值在 4 周
前也无明显变化 (P > 0郾 05),但在第 4 周 (0郾 71 依
0郾 04)至第 7 周(0郾 61依0郾 06)显著下降(P<0郾 05),
随后保持在相对稳定状态. Cd暴露条件下,S+Cd 组
方斑东风螺的 F值在第 1 周时(0郾 60依0郾 05)较 S 组
(0郾 74依0郾 08)显著降低(P<0郾 05),随后一直呈下降
趋势,至试验结束时 F 值最低,达 0郾 44;M+Cd 组在
第 1 周时虽有所下降,但与 M 组间差异不显著(P>
0郾 05),于第 4 周达最低值(0郾 60 依0郾 04)后逐渐回
升,第 10 周时(0郾 69依0郾 04)尽管低于 M 组(0郾 74依
0郾 05),但差异不显著(P>0郾 05);C+Cd 组自试验开
始至第 7 周时(0郾 55依0郾 02)始终呈下降趋势,且显
著低于 C组(0郾 74依0郾 03)(P<0郾 05),此后处于较稳
定状态(0郾 55 ~ 0郾 58).
摇 摇 第 1周方斑东风螺糖原含量 S组[(19郾 62依1郾 46)
mg·g-1 FM]和 S+Cd组[(18郾 38依1郾 78)mg·g-1 FM]
较起始状态[(24郾 62依2郾 73) mg·g-1 FM]显著降低
(P<0郾 05),并随时间延长被进一步动用,S 组下降幅
度较 S+Cd组小,甚至在第 7周后略有回升,至试验结
束时两者相对起始状态降幅分别为 34郾 2% 和
50郾 4%;M+Cd 和 C+Cd 组方斑东风螺的糖原含量
[(19郾 72依1郾 87)和(19郾 81依2郾 43)mg·g-1 FM]均在第
4周时较起始状态显著减少,同时也显著低于相应
图 3摇 不同处理方斑东风螺肝胰脏 DNA 完整性及其软体部
糖原含量的变化
Fig. 3摇 Changes of DNA integrities in hepatopancreas and total
glycogen contents in soft body of Babylonia areolata in different
treatments (mean依SD).
的非暴露组 [( 25郾 59 依 1郾 91 ) 和 ( 24郾 51 依 1郾 57 )
mg·g-1FM](P<0郾 05),第 4 ~ 10 周期间缓慢降低.
C组方斑东风螺糖原含量在试验过程中较稳定,M
组方斑东风螺的糖原含量虽逐渐上升,但变化未达
到显著水平(P>0郾 05)(图 3).
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 方斑东风螺存活与生长参数的变化
本试验发现,无 Cd 暴露条件下方斑东风螺没
有死亡个体出现,但在饥饿与 Cd 暴露状态下,则出
现 16郾 7%的累计死亡率,说明饥饿与 Cd 暴露同时
作用可引起协同效应,降低了方斑东风螺的适应性
和存活能力. M+Cd 和 C+Cd 组方斑东风螺分别出
现 7郾 5%和 9郾 2%的累计死亡率,且均较 S +Cd 组
低,说明能量摄入有助于方斑东风螺抵御 Cd 毒性.
这与 Leung 和 Furness[11]对蚵岩螺禁食后处于 Cd
暴露下的结论相似,尽管蚵岩螺在非暴露组中也有
少量个体死亡.饥饿状态下,动物体一方面动用自身
贮能物质以维持基本代谢,另一方面又尽可能减少
能耗以维持更长时间的存活,但又不得不支出额外
的能量以应付污染物如 Cd 引起的毒性作用[1],所
以一些方斑东风螺个体伴随着能量的枯竭,不仅不
96917 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 薛摇 明等: 不同营养状态下方斑东风螺的镉生物积累及毒性摇 摇 摇 摇 摇
能保护机体本身免受 Cd 毒性损害,甚至无法维持
基本生理功能,从而导致死亡.
本试验发现,不同处理方斑东风螺的 SGR 在
-0郾 2% ~0郾 8%变化,取决于摄食与否及食物类型.
M+Cd组的 SGR、CI均显著高于 C+Cd 组,说明相对
Cd毒性,方斑东风螺的生长受饵料类型影响更大.
Cheung等[21]认为,疣荔枝螺(Thais clavigera)以牡
蛎为饵料时的 CI显著高于以单齿螺为饵料,并归因
于饵料能量和营养成分的差异. Leung 和 Furness[22]
认为,当蚵岩螺在 Cd 浓度为 500 滋g·L-1水体中暴
露 20 d后,其 CI从 30 显著降至 25,说明 Cd毒性明
显影响该螺软体部的生长. 本研究中各 Cd 暴露组
方斑东风螺的 CI与其非暴露组间均无显著差异,表
明 CI指示方斑东风螺受 Cd 胁迫时的敏感性较低;
M+Cd组和 C+Cd组方斑东风螺的 SGR均高于其非
暴露组,说明方斑东风螺受到 Cd 的毒性影响时,少
量个体因适应性差而死亡,但大部分能够存活下来,
且一旦产生适应后,在较好的营养条件下,其生长速
度更快.这与蚵岩螺在 400 滋g·L-1Cd 暴露 80 d 后
存活下来的个体较非暴露组生长更好[11],以及
Staempfli 等[23]报道经杀虫剂急性暴露后存活下来
的节肢类 Folsomia candida 表现出更高的适应能力
相似,如体质量、能源物质贮存和繁殖率均较非暴露
组更高. 因此,Leung 和 Furness[11]提出“适合度假
设冶来解释蚵岩螺 Cd 暴露后存活下来个体生长更
快,即不同处理组内蚵岩螺个体对 Cd 的敏感性和
耐受性差异较大,如果 Cd 暴露是一种选择压,只有
那些解除 Cd 毒性并维持正常功能的个体能够存活
下来,即生存者必须在基因型或表型方面有更高的
适合度,说明逆境中存活下来的个体在本质上具备
更好的适合度,而且由于适合度差的个体被淘汰后,
幸存者就面临更少的空间和食物竞争,从而摄食更
多,生长更快. Depledge[14]也曾强调在生态毒理试验
中选择代表种群时应考虑个体间差异的重要性.
3郾 2摇 方斑东风螺软体部 Cd 蓄积和 MT 诱导量的
变化
各处理组方斑东风螺软体部的 Cd 含量较相应
非暴露组显著提高,饥饿个体暴露后的 Cd 浓度是
摄食个体的 1郾 98 ~ 2郾 37 倍,且 S+Cd、M+Cd、C+Cd
组的生物富集系数(bioconcentration factor, BCF)分
别为(1308郾 0 依 231郾 3)、 (889郾 4 依 177郾 0)、 (983郾 2 依
142郾 2) L·kg-1,这是因饥饿方斑东风螺的组织萎
缩及摄食方斑东风螺的组织稀释作用导致,而这在
一些腹足类[11]和双壳类[12]动物中均有相似报道,
所以饵料类型不仅直接影响方斑东风螺的生长速
度,而且间接引起方斑东风螺体积累的 Cd 浓度差
异;由于 M+Cd组方斑东风螺有更快的生长及更高
的组织稀释作用,所以其体 Cd蓄积浓度较 C+Cd 组
更低;Wang等[24]也认为,不同性质的食物影响紫贻
贝(Dreissena edulis)对重金属的同化率,相差达 5 ~
10 倍.所以在有毒重金属生物监测时为了增加可比
性,除应考虑生物种类外,不同生态类型海域的非生
物因子如饵料类型、食物丰度等也应加以考虑.
本研究水体 Cd 暴露后均诱导方斑东风螺体
MT合成增加,且各处理与非暴露组间差异显著,说
明 Cd与 MT的结合是方斑东风螺解毒的主要方式,
Dallinger和 Berger[25]也报道陆生螺(Helix pomatia)
体内 Cd主要与胞液 MT 结合形成 Cd鄄MT 复合物以
降低 Cd 的毒性. Marie 等[26]发现,将斑马纹贻贝
(Dreissena polymorpha)从清洁水域移置到污染海区
2郾 5 个月过程中,贝体内 Cd 蓄积随环境中 Cd 浓度
升高而上升,且 MT含量也随污染程度而增加,呈正
相关关系.与体 Cd 蓄积相似,MT 含量表现出组织
稀释作用,即M+Cd组方斑东风螺生长速度较 C+Cd
组快,但前者的 MT 浓度反而较低. Mouneyrac 等[27]
也报道了樱蛤(Macoma balthica)不同体质量个体间
MT / MTLP浓度呈显著差异,说明营养状态显著影响
其生长,从而间接影响蛤软体部 MT 含量. S+Cd 组
因较长期禁食导致组织萎缩,其 MT含量相对较高.
非暴露组间,C组方斑东风螺的 MT 浓度最高,其次
为 M组,S组最低,这可能是因 MT的合成需要氨基
酸(尤其半胱氨酸)、酶、能量等,这些可直接或间接
从食物中获得,而饥饿个体只能动用自身有限的贮
存物质来合成 MT,这无疑是限制 MT合成的关键因
素;相反,摄食动物体内可进行有效的合成代谢,为
合成 MT提供了足够原料.
3郾 3摇 Cd对方斑东风螺的遗传毒性
DNA完整性作为一种遗传毒性指标已引起广
泛关注. 如 Emmanouil 等[28] 发现,紫贻贝鳃细胞
DNA断裂水平随水体 Cd 浓度的增加而显著上升.
Pisanelli等[29]根据对亚得里亚海 3 年的季节调查发
现,贻贝 Dreissena galloprovincialis 的 DNA 双链断裂
水平与体内重金属 Cd、Cu、Hg 含量呈显著正相关.
本研究中 S 组及各处理组方斑东风螺的肝胰脏
DNA均有不同程度的损伤,尤其暴露早期各处理组
方斑东风螺的 DNA损伤程度较非暴露组显著增强,
表明 Cd 对方斑东风螺是基因毒性物质,但随着时
间延长,摄食处理组方斑东风螺的 DNA损伤均有一
0791 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
定程度的修复,其中 M+Cd 组方斑东风螺第 4 周达
最低值后有所回升,第 10 周时尽管低于 M 组但已
无显著差异;C+Cd 组方斑东风螺于第 7 周前呈下
降趋势,但随后也略有回升,说明 DNA 损伤是一种
可逆的遗传毒性,也表明方斑东风螺有着较强的自
我修复能力. Sarkar 等[30]调查印度西海岸果阿 Cd
等重金属与多环芳烃对粗肋结螺(Cronia contracta)
基因毒性时发现,污染越严重的海区,螺体内 DNA
完整性越低,并且将螺从清洁海区移到污染海区
25 d后,其完整性仅为 0郾 39,而其土著螺的完整性为
0郾 58.说明螺体 DNA 在短期处理后易受到损伤,但
长期处于胁迫状态下,机体可发挥自我修复能力.
各暴露组方斑东风螺均有死亡个体出现,但
DNA完整性最低状态先于方斑东风螺死亡个体出
现,因此 Cd 对方斑东风螺的毒性与导致方斑东风
螺少量个体死亡之间可能存在一定的相关性. 而郁
昂等[31]发现,僧帽牡蛎(Saccostrea cucullata)的 DNA
完整性与脂质过氧化存在很好的相关性,认为 0#柴
油水溶性成分造成牡蛎 DNA 断链的最基本机制之
一应当是过量自由基的攻击. 本研究中方斑东风螺
肝胰脏 DNA完整性下降可能也与 Cd暴露产生大量
自由基有关,但因方斑东风螺 DNA有较强的自我修
复能力,所以利用其监测海区基因毒性污染物效应
时尚须谨慎.
3郾 4摇 方斑东风螺软体部糖原含量的变化
糖原是大多数动物体可迅速动用的以葡萄糖形
式贮存的能量.本研究中,方斑东风螺在亚慢性水体
Cd暴露过程中糖原被持续动用,尤其 S 和 S+Cd 组
方斑东风螺的糖原含量大幅下降. Leung 等[1]也报
道蚵岩螺在 Cd 急性毒性水体暴露后糖原含量显著
降低;De Wolf等[32]认为,将玉黍螺(Littorina brevic鄄
ula)从清洁海域移置到污染海区生长 2 个月后,螺
体糖原和蛋白质含量均显著下降,脂肪含量未受影
响,说明螺在胁迫状态下动用糖原和蛋白质供能;
Ansaldo 等[33]报道双脐螺 (Biomphalaria alexandri鄄
na)在 0郾 1 与 0郾 05 mg·L-1的水体 Cd、Pb、As 处理
96 d后生殖腺中糖原含量均显著下降,说明螺的糖
原含量是对胁迫环境较敏感的指标. 本试验中两摄
食处理组方斑东风螺的糖原含量仍然降低,说明其
组织中糖原也被大量分解以葡萄糖形式利用以对抗
Cd的毒性耗能,所以糖原含量可作为方斑东风螺毒
性胁迫状态的合适生物标志物.
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作者简介摇 薛摇 明,女,1975 年生,博士,讲师. 主要从事海
洋底栖生物养殖与生态毒理学研究, 发表论文 20 余篇.
E鄄mail: ahxm@ yahoo. com. cn
责任编辑摇 肖摇 红
2791 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷