全 文 ：第 26卷　第 1期 台 湾 海 峡 Vo.l 26, 　No. 1
　2007年 2月 JOURNAL OF OCEANOGRAPHY IN TA IWAN STRA IT Feb. , 2007
收稿日期:2006-03-14
基金项目:国家自然科学基金资助项目(40276041);厦门大学海洋系第三届海洋学生科研创新资助项目
作者简介:张语克(1984～ ),男 ,本科生.
5种重金属对白脊藤壶无节幼体的急性毒性研究
张语克 ,冯丹青 ,刘万民 ,柯才焕 ,李少菁
(厦门大学海洋系 、近海海洋环境科学国家重点实验室 、亚热带海洋研究所 , 福建 厦门　361005)
摘要:本文研究了铜 、锌 、镉 、汞 4种重金属无机离子及 1种有机形态的锡对白脊藤壶
(Balanus albicostatu s)第二期无节幼体的急性毒性效应 , 报告了各重金属在作用时
间为 2、4、8、16和 24h时的最高无毒浓度 、最低有毒浓度 、半致死浓度及各有毒浓度
产生毒性作用所需的最短作用时间. 结果表明所研究的不同化学形态的重金属对白
脊藤壶幼体均具较高的毒性 , 其毒性随重金属浓度及作用时间的增大而呈逐渐上升
的趋势.有机形态的锡对白脊藤壶第二期无节幼体的毒性要高于其它 4种重金属无
机离子的毒性 , 4种重金属无机离子对白脊藤壶第二期无节幼体的毒性大小顺序
为:汞 >铜 >镉 >锌. 揭示了白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性实验具灵敏度高 、
指标明确 、方法简便 、取材方便 、实验周期短 、具重要的生态意义等优点 , 可应用于海
洋中若干种重金属的污染监测.
关键词:海洋环境化学;白脊藤壶;无节幼体;急性毒性;重金属
中图分类号:X171　　　 　　文献标识码:A　　　　　 　文章编号:1000-8160(2007)01-0133-08
近年来 ,海洋环境遭到严重的重金属污染 ,形势严峻. 一方面 ,铜 、锌 、汞 、锡等重金属作为
防污剂应用于海洋防污涂料中 ,以防除海洋污损生物的附着 ,但这些重金属会持续向海洋环境
释放. 另一方面 ,随着工业的发展 , 铜 、锌 、镉等重金属作为工业大量使用的原料 ,工厂的排污
废水又将一定量的重金属排入海洋. 这些都导致了严重的海洋重金属污染问题. 重金属有无机
和有机这两种化学形态.在海洋重金属污染中 ,许多重金属种类如铜 、锌 、镉 、汞主要以无机离
子的形式存在 ,而另外一些重金属种类的污染形式则主要是有机化合物 ,其中最为典型的为有
机锡化合物.这些不同化学形态的重金属对许多海洋生物均具很强的毒性 ,残毒时间长 ,危害
海洋生态环境 ,并易在生物体内累积 ,通过食物链影响人体健康.因此 ,海洋重金属污染的监测
与防治显得十分重要.其中 ,对海水的理化分析是监测海洋重金属污染的一个重要手段.但仅
是理化分析 ,难以反映出重金属对生物体和海洋生态系统的危害程度 [ 1] .所以 ,人们又采用以
海洋生物为研究对象的生态毒理学实验来监测海水中的重金属污染状况 ,直接判断重金属污
染对海洋生物的实际毒性及对海洋生态系统的潜在影响.经大量研究 ,已建立了一些可用于监
测海洋重金属污染状况的生态毒理学实验 [ 2 ～ 6] .目前 ,探索建立新的生态毒理学实验的研究工
作在继续进行 ,以求更灵敏 、简便 、快速地监测海洋环境中的重金属污染.
此外 ,评价重金属对水生生物的急性毒性大小的指标通常是 24h(或 48、72、96h)的半致
死浓度 (LC50 ). 计算 LC50的常用方法主要有图解法 、概率单位回归法和史丕曼-卡伯法
(Spearman-karberMethod),其中史丕曼-卡伯法已有商业化软件可运用 ,可快速 、准确地求出
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LC50值 ,在国外的科研 [ 7, 8]及环境监测领域 [ 9]被广泛应用.国内关于重金属对海洋生物的急性
毒性作用的研究报道很多 ,但绝大部分都仅是以传统的图解法或概率单位回归法求得 LC 50.
藤壶属节肢动物门 ,甲壳纲 ,蔓足目 ,是一类非常重要的海洋污损生物. 藤壶成体营固着生
活 ,幼体营浮游生活 ,在海洋中寻找合适的栖息地 ,因此对外界环境十分敏感 ,可作为海洋重金
属污染监测的良好材料.本文以我国潮间带岩岸广泛分布的白脊藤壶 (Ba lanus a lbicosta tus)
为检测生物 ,选取 5种在海洋重金属污染中常见的重金属种类即铜 、锌 、镉 、汞 、锡为研究对象 ,
依据它们在天然海区重金属污染中各自主要的化学形态 ,研究了铜 、锌 、镉 、汞这 4种无机离子
和氯化三丁基锡这种有机锡化合物对白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性.另外 ,本文参考国
外近几年的相关文献资料 [ 7 ～ 10] ,以史丕曼-卡伯法求出各重金属对白脊藤壶第二期无节幼体在
各作用时间段的 LC50 ,并以单因素方差分析进行实验数据间的差异显著性检验 ,进一步以
Dunne tts检验求得各作用时间段的最高无毒浓度及最低有毒浓度.其中最高无毒浓度和最低
有毒浓度这两个值结合起来可作为除 LC 50值外评价重金属对生物毒性大小的另一指标 ,可通
过 SPSS数据分析软件快速求得 ,揭示重金属呈现出毒性作用的临界浓度. 本文还探讨了将白
脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性实验应用于海洋重金属污染监测的可行性 ,可为评价重金
属对海洋生物的影响 、海洋防治重金属污染的执法管理以及海洋防污提供参考依据.
1　材料与方法
1. 1　白脊藤壶第二期无节幼体的获得
白脊藤壶成体采自厦门海区 ,阴干 12h后放入新鲜沙滤海水中 , 1h后即可获得大量白脊
藤壶一期和第二期无节幼体.用筛绢网收集无节幼体 ,转移到水温 25℃、盐度 30的膜滤海水
(经孔径为 0.22μm的滤膜过滤)中培养.培养 3 h后 ,一期无节幼体蜕壳变态为第二期无节幼
体.此时白脊藤壶幼体均处于无节幼体二期.收集趋光性好的幼体 ,供实验用.
1. 2　重金属溶液的配制
药品 CuSO 4 5H2O、ZnSO4 7H 2O、CdC l2 2 1
2
H2O 、HgC l2均为分析纯试剂 ,氯化三丁基
锡 C12H27C lSn的纯度为 98%,浓度以重金属含量计算.首先以去离子水配制重金属母液 , Cu、
Zn、Cd和 Hg的母液浓度均为 1 000mg /dm3 , Sn的母液浓度为 1mg /dm3 ,实验时再以 MBL人工
海水按需稀释.用 MBL人工海水配制重金属溶液 ,是为避免天然海水中重金属本底浓度的影
响. M BL人工海水的配方如表 1所示 [ 11] ,所用化合物均为分析纯 ,以去离子水配制.
表 1　MBL人工海水的化合物成分及各自由离子的浓度
Tab. 1　Concentrations o f com pounds and free ions in MBL artific ia l seawa ter
组　分 浓度 /mmo l dm - 3 组　分 浓度 /mm ol dm - 3
A. 化合物 B.离子
　N aC l 423. 0 　Na+ 425. 2
　KC l 9. 00 　K + 9. 00
　C aC l2 9. 27 　C a2+ 9. 27
　MgC l2 22. 94 　Mg2+ 48. 44
　M gSO 4 25. 50 　C l- 496. 4
　N aHCO 3 2. 15 　SO 4 2 - 25. 50
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　1期 张语克等:5种重金属对白脊藤壶无节幼体的急性毒性研究
1. 3　急性毒性实验
实验容器为直径 6cm的聚苯乙烯培养皿 ,实验水体 10cm 3.根据预实验结果设置各重金属
的浓度梯度 (表 2),设人工海水为对照组.各实验组均设 3个平行杯 ,每杯白脊藤壶第二期无
节幼体数为 30 ～ 50只. 分别在投入第二期无节幼体 2、4、8、16和 24h后在体视显微镜下观察
幼体的存活情况.实验期间不投饵 ,不充气.幼体的死亡判断标准是:幼体停止游动 ,附肢停止
振动 ,以银针轻碰之无反应.
表 2　4种重金属离子与有机锡的浓度梯度
Tab. 2　Concen tra tions of 4 heavy m e ta l ions and org anic Sn
重金属 浓度 /m g dm - 3
Cu2+ 0 、 0. 1、 0. 2、 0. 5、0. 8、1
Zn2+ 0、1、2、5、8、 10
Cd2+ 0、0. 1、0. 2、 0. 5、 0. 8、 1. 0、2、5、8、 10
H g2+ 0、0. 01、0. 02、 0. 05、 0. 08、0. 1
Sn (有机形态) 0、 0. 001、0. 002、 0. 005、 0. 01、 0. 02、0. 05、 0. 1
1. 4　实验数据的处理
应用 O rig in 7.0进行实验数据统计处理和作图. 并参考 Zar(1984)的方法 [ 10] ,先采用单因
素方差分析进行实验数据间的差异显著性检验 ,若实验数据间有显著性差异 (P≤0.05),则进
行 Dunne tts检验求得最高无效浓度 (NOEC , no observed e ffec t concentration)和最低有效浓度
(LOEC , lowest observed effect concentration). 在本文中 ,最高无效浓度亦即最高无毒浓度 ,是指
幼体死亡率与对照组无显著性差异的最高浓度 ,最低有效浓度亦即最低有毒浓度 ,是指幼体死
亡率与对照组呈显著性差异的最低浓度. 此外 ,采用史丕曼-卡伯法求出这 5种重金属对白脊
藤壶第二期无节幼体的半致死浓度(LC50).
2　结果
铜 、锌 、镉 、汞 4种重金属无机离子及有机形态的锡对白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒
性效应如图 1 ～ 5所示 (其中*代表与对照组有显著性差异 , P <0.05;**代表与对照组有非
常显著性差异 , P <0.01). 每种重金属在每个时间段的 NOEC、LOEC及 LC50值均列于表 3. 从
图 1 ～ 5可看出 ,铜 、锌 、镉 、汞这 4种重金属无机离子及有机形态的锡对白脊藤壶第二期无节
幼体均具显著的毒性作用 ,且其毒性随作用浓度及作用时间的增加均呈逐渐上升的趋势. 并通
过比较各作用时间段的 NOEC、LOEC或 LC 50值 (表 3),可知较之其它 4种重金属无机离子 ,有
机形态的锡对白脊藤壶第二期无节幼体的毒性最高 ,而这 4种重金属无机离子对白脊藤壶第
二期无节幼体的毒性大小顺序则为:汞 >铜 >镉 >锌.
另一方面 ,如图 1所示 , 0.2、0.5、0.8和 1.0mg /dm 3的铜离子浓度均对幼体具毒性作用 ,
分别在作用时间达 16、16、 8和 8 h时开始表现出对幼体的毒性;同理 , 2.0、 5.0、 8.0和
10mg /dm
3的锌离子对幼体均具毒性 ,开始表现出毒性的作用时间分别为 16、8、4和 4 h(图
2);0.5、0.8、1.0、2.0、5.0、8.0和 10.0mg /dm 3的镉离子对幼体具毒性 ,开始表现出毒性的所
需作用时间分别为 16、16、16、8、4、4和 2 h(图 3);0.02、0.05、0.08和 0.1mg /dm3的汞离子均
对幼体具毒性 ,开始表现出毒性作用的时间分别为 8、4、2和 2h(图 4);有机形态的锡在
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0.005、0.01、0.02、0.05和 0.1mg /dm3的浓度下均对幼体具毒性 ,开始表现出毒性的所需作用
时间分别为 16、8、4、2和 2h(图 5).可见 ,特定浓度的重金属对幼体的毒性效应需达到一定的
作用时间后才能表现出来 ,且浓度越高 ,开始表现出毒性的所需作用时间越短.另一方面 ,特定
浓度的重金属对幼体的毒性效应随作用时间的延长呈现出两种趋势.一种是毒性快速增大型 ,
如 0.02mg /dm3的有机锡实验组在 2 h时其幼体死亡率为 5.45%,仅过 2h后即作用时间为 4 h
时 ,幼体死亡率就增加至 92.25%.另一种趋势为毒性相对较缓慢地增大 ,如 0.05mg /dm3的汞
离子实验组的幼体死亡率在 2 h时为 5.24%,在 4 h时为 28.16%, 8h时增加至 65.20%,到
16h时才达 100%.
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表 3　白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性实验中 4种重金属离子与有机锡的 NOEC、LOEC及 LC50值
Tab. 3　Va lues o fNOEC, LOEC and LC50 o f 4 heavy m eta l ions and o rganic Sn
in acu te toxic ity te st w ith stage Ⅱ naup lii o fBa lanus a lbicostatus
重金属 参数 作用时间 /h
2 4 8 16 24
LC
50 >1 >1 >1 0. 26 0. 19
Cu2+ /m g dm - 3 NOEC >1 >1 0. 5 0. 1 0. 1
LOEC >1 >1 0. 8 0. 2 0. 2
LC 50 >10 8. 14 3. 94 2. 98 2. 51
Zn2+ /m g dm - 3 NOEC >10 5 2 1 1
LOEC >10 8 5 2 2
LC 50 >10 8. 07 3. 75 0. 57 0. 46
C d2+ /m g dm - 3 NOEC 8 2 1 0. 2 0. 2
LOEC 10 5 2 0. 5 0. 5
LC 50 0. 089 0. 056 0. 035 0. 018 0. 015
H g2+ /m g dm - 3 NOEC 0. 05 0. 02 0. 01 0. 01 0. 01
LOEC 0. 08 0. 05 0. 02 0. 02 0. 02
LC 50 0. 031 06 0. 015 05 0. 007 61 0. 006 23 0. 004 24
Sn(有机形态) /m g dm - 3 NOEC 0. 02 0. 01 0. 005 0. 002 0. 002
LOEC 0. 05 0. 02 0. 01 0. 005 0. 005
3　讨论
在本实验中 ,作者不仅检测出各重金属在 24h内对白脊藤壶第二期无节幼体产生毒性作
用的有毒浓度范围 ,还观察了各有毒浓度产生毒性作用所需的最短作用时间 ,并表明浓度越
高 ,所需最短作用时间越少.至于一定浓度下的重金属对幼体的毒性效应随作用时间的延长呈
现出毒性快速增大和毒性相对缓慢增大这两种趋势 ,这与重金属的种类 、浓度大小 、化学形态
及其作用机理有关.
从本实验结果可见 ,白脊藤壶第二期无节幼体对不同化学形态的重金属的敏感性存在明
显的差异 ,有机形态的锡对白脊藤壶第二期无节幼体的毒性要高于其它 4种重金属无机离子
的毒性.锡以有机形态作用于幼体 ,更易被幼体组织吸收.锡的高毒性可能与此有关. 有机锡作
为普遍使用的海洋防污剂 ,是迄今为止由于人为因素而导致大量进入海洋环境的最毒的化学
物质之一[ 12] . 本实验也证明白脊藤壶第二期无节幼体对有机形态的锡非常敏感 ,其 24 h LC50
仅为0.004 24mg /dm3 ,这是关于有机锡对藤壶无节幼体急性毒性效应的首次报道.此外 ,在所
研究的 4种重金属无机离子中 ,其对白脊藤壶第二期无节幼体的毒性大小顺序则为:汞 >铜 >
镉 >锌.从表 4可见 ,铜 [ 13]对纹藤壶 (Ba lanus amphi trite)第二期无节幼体的毒性要比镉 [ 14]
高 ,这与本实验结果一致. 而在东方小藤壶 (Chthama lus chal lengeri)中 ,虽然与在白脊藤壶中
一样 ,铜和镉对第二期无节幼体的毒性均高于锌 ,但不同的是 ,镉对东方小藤壶第二期无节幼
体的毒性要大于铜 [ 15] . 另一方面 , 白脊藤壶第二期无节幼体对铜的敏感性低于致密藤壶
(Balanus improvisus) [ 13] ,却高于东方小藤壶及纹藤壶 ,对镉的敏感性介于两者之间 ,对锌的
敏感性则低于东方小藤壶.可见 ,藤壶幼体对重金属的敏感性存在明显的种类差异.
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表 4　铜 、镉 、锌对不同种藤壶第二期无节幼体的毒性比较
Tab. 4　Comparison of toxic ity of Cu, Cd and Zn to stage Ⅱ nauplii in d iffe rent ba rnac le species
藤壶种类 24hLC 50 /m g dm
- 3
铜 镉 锌
白脊藤壶 0. 19 0. 46 2. 51
东方小藤壶 [ 15] 0. 71 0. 14 1. 71
纹藤壶 [ 13 , 14] 0. 25 1. 60 -
致密藤壶 [ 13] 0. 165 - -
本文通过实验证明 ,白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性实验适于作为监测海洋若干种
重金属污染的生态毒理学实验 ,理由如下:第一 、白脊藤壶大量分布在潮间带岩岸 ,且其第二期
无节幼体在实验室内仅以海水刺激成体释放幼体后 3h内即可大量获得 ,无需投饵 ,因此取材
方便;第二 ,白脊藤壶是一种典型的海洋污损生物种类 ,并在沿岸生态系统中占有重要地位 ,以
此为监测生物具有重要的生态意义;第三 ,曝养于含重金属海水中的动物幼体的生存率易于测
定 ,是反应重金属毒性的良好指标;第四 ,白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性实验操作简单 ,
无需贵重器材 ,方便易行;第五 ,白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性实验可快速检验出海水
中重金属的大致浓度范围 ,如浓度≥0.08mg /dm3的汞离子在 2h内便开始表现出对白脊藤壶
第二期无节幼体的毒性作用.第六 ,白脊藤壶第二期无节幼体对重金属具有较高的敏感性 ,如
Cu、Zn、Cd、Hg对白脊藤壶第二期无节幼体 24h LC50分别仅为 0.19、2.51、0.46、0.015mg /dm 3 ,
远远低于这 4种重金属对斑节对虾仔虾的 24h LC50 (分别为 7.978、 8.904、 4.365和
0.329 6mg /dm3)[ 16] .综上所述 ,白脊藤壶第二期无节幼体的急性毒性实验可灵敏 、简便 、快速
地监测海洋环境中的若干种重金属的污染.
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Acute tox ic effects of five heavymetals on naup lii
ofBa lanus a lb icostatus
ZHANG Yu-ke, FENG Dan-qing, LIU Wan-m in, KE Cai-huan, LI Shao-jing
(Department o f Oceanog raphy /S ta teKey Labo ra tory o fM arine Env ironm ental Science /
Institute of Subtrop ica l Oceanog raphy, X iam en University, X iam en 361005, China)
Abstract:The acute tox ic e ffec ts of free ions o f Cu, Zn, Cd, Hg and Sn in o rgan ic form on stage Ⅱ
naup lii of the barnacleBa lanus albicostatus P ilsbry w ere investigated. No obse rved effect concentra-
tion (NOEC ), Lowest obse rved e ffec t concentra tion (LOEC) and med ian le thal concen tration
(LC 50) of each heavy meta l to B. a lbicosta tu nauplii a t each exposure time we re determ ined. The
shortest time o f exposu re unde r each toxic concen tration of heavyme tals to exhibit tox ic e ffec tw as al-
so de te rm ined. Resu lts showed that these 5 heavy meta ls all exhibited high toxicity toB. a lbicostatus
naup lii and the tox icity increased w ith the concentration and exposure time. Fu rthermo re, Sn in or-
ganic form w as of h ighe r tox icity to stage Ⅱ naup lii of B. a lbicostatus than 4 heavy meta l ions. On
the o ther hand, the o rde r of the toxicity of these 4 heavy me tal ions to stage Ⅱ nauplii ofB. a lbico-
status was:Hg>Cu>Cd>Zn. The resu lts o f this paper strong ly suggested that the acu te toxicity
testw ith naup liiⅡ o fB. albicostatus can be used to eco tox ico log ica l assessment ofm arine po llution
of heavy meta ls. The test is o f high sensitivity, definitive endpo int, simple m anipula tion, easily ob-
tainab lema terials, short dura tion and eco log ica l relevance.
Key words:marine env ironmen tal chem istry ;Balanus albicostatus Pilsb ry;naup lius;acute tox icity;
heavy me tal
(责任编辑:林秀清)
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