謝 嘉, 滕 佳, 劉永亮, 楊頂瓏, 曹瑞文, 陳麗竹, 王 清, 李 斐, 吉成龍, 吳惠豐, 叢 明, 趙建民

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Cd2+和Pb2+單一與復合污染對脊尾白蝦的急性毒性效應研究

謝 嘉1, 2, 3, 滕 佳1, 3, 劉永亮1, 2, 楊頂瓏1, 3, 曹瑞文1, 3, 陳麗竹1, 3, 王 清1, 李 斐1, 吉成龍1, 吳惠豐1, 叢 明1, 趙建民1, 2

(1. 中國科學院煙臺海岸帶研究所, 海岸帶環(huán)境過程與生態(tài)修復重點實驗室, 山東煙臺264003; 2. 中國科學院煙臺海岸帶研究所牟平海岸帶環(huán)境綜合試驗站, 山東煙臺264003; 3. 中國科學院大學, 北京 100049)

近年來, 中國近岸重金屬污染問題日趨嚴重。作者通過研究重金屬Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦()的單一及復合急性毒性效應, 為其養(yǎng)殖水質(zhì)管理提供科學依據(jù)。本研究采用半靜態(tài)急性毒性測定方法, 開展了不同濃度Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦96 h內(nèi)的急性毒性試驗。研究結果表明: 在單一污染物暴露下, Cd2+對脊尾白蝦24、48、72、96 h的半數(shù)致死質(zhì)量濃度(LC50)分別為138.699、33.110、9.719、3.650 mg/L, Pb2+對脊尾白蝦48、72、96 h的LC50分別為254.541、62.750、29.074 mg/L; Cd2+、Pb2+對脊尾白蝦96 h的安全質(zhì)量濃度分別為0.365和2.907 mg/L; 在等濃度配比(1︰1)暴露下, Cd2+和Pb2+復合污染對目標生物在48、72、96 h暴露期間的毒性相加指數(shù)(additive index, AI)分別為0.155、0.068、0.258。綜上所述, Cd2+對脊尾白蝦的毒性較Pb2+更強, Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦的復合污染均表現(xiàn)出較明顯的協(xié)同作用。

Cd2+; Pb2+; 急性毒性; 復合毒性; 脊尾白蝦()

近年來, 隨著工業(yè)廢水和生活污水的排放, 中國近海環(huán)境的污染狀況日趨加重, 對海洋生物的生存和海洋生態(tài)環(huán)境安全構成了嚴重威脅。重金屬污染因其具有持續(xù)時間長、難以降解且易通過食物鏈積累放大等特點, 受到了廣泛關注[1]。鎘和鉛是海洋環(huán)境中普遍存在的重金屬污染物, 已被列入中國重金屬污染綜合防治的重點整治對象。過量的重金屬進入生物體, 通常會對機體產(chǎn)生毒害作用, 進而引發(fā)疾病甚至導致死亡, 同時還能夠被機體所富集, 并通過食物鏈的生物放大作用威脅人類健康[2]。在海洋環(huán)境中, 污染通常以復合污染的形式出現(xiàn); 重金屬污染物對海洋生物不僅具有單一毒性, 而且往往存在交互作用, 易產(chǎn)生聯(lián)合毒性[3]。

脊尾白蝦()又稱白蝦, 是中國沿海的重要經(jīng)濟蝦類。由于其耐溫耐鹽范圍廣、活力強且易于培養(yǎng), 近年來已成為中國海水養(yǎng)殖的重要品種之一[4]。目前, 關于重金屬對蝦類的毒性效應研究已有較多報道。國內(nèi)外學者先后開展了重金屬對凡納濱對蝦()[5-6]、日本沼蝦()[7-9]、脊尾白蝦()[10-11]、克氏原螯蝦()[12]、羅氏沼蝦()[13]、斑節(jié)對蝦()[14]和黑褐新糠蝦()[15]等蝦類的急性毒性研究。近年來, 關于復合污染對蝦類的急性毒性研究也有所報道。王志錚等[16]研究了Hg2+、Zn2+、Cr6+對凡納濱對蝦幼體的單一急性毒性和聯(lián)合毒性, 呂耀平等[17]開展了Cr6+、Mn7+和Hg2+對日本沼蝦的單一急性毒性和聯(lián)合毒性研究。針對脊尾白蝦幼蝦,張彩明等[18]比較了Cr6+、Mn7+和Zn2+的單一毒性和聯(lián)合毒性作用。作者以脊尾白蝦為實驗對象, 研究了Cd2+和Pb2+單一及復合污染的急性毒性效應, 并探索了其安全濃度, 以期為養(yǎng)殖環(huán)境的水質(zhì)管理、漁業(yè)水質(zhì)標準修訂以及相關漁業(yè)污染評估等提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

脊尾白蝦購自當?shù)睾．a(chǎn)品市場, 選擇規(guī)格大小相近的個體(體長4.14 cm±0.36 cm, 體質(zhì)量0.50 g± 0.08 g), 置于實驗室暫養(yǎng)7 d。實驗用海水經(jīng)300目篩絹過濾處理, 鹽度為31.0±1, pH為7.8, 溫度為13.0~15.0℃。暫養(yǎng)期間連續(xù)充氣, 每24 h換水1次, 并投喂對蝦飼料, 至實驗前24 h停止喂食。

CdCl2和Pb(NO3)2均為分析純試劑, 購自國藥化學試劑公司, 分別用去離子水配成1.0 g/L的儲備液。

1.2 實驗設計

1.2.1 單一急性毒性實驗

采用急性毒性實驗法[19], 測定單一污染物的急性毒性, 實驗周期為96 h。根據(jù)預實驗(96 h后全活和全致死濃度)確定了5個暴露濃度, 分別為4.0、8.0、16.0、32.0和64.0 mg/L Cd2+以及10.0、20.0、40.0、80.0和160.0 mg/L Pb2+。實驗過程中, 各處理組設置3個重復(= 3), 以自然海水作為對照組。暴露實驗在塑料水槽(100 cm×50 cm×25 cm)中進行, 每個水槽隨機放入規(guī)格大小基本一致, 附肢完整、活力強的脊尾白蝦20尾; 暴露過程連續(xù)充氣, 日換水量100%。實驗期間連續(xù)觀察脊尾白蝦的活動狀況, 及時取出死亡個體, 并記錄24、48、72、96 h的死亡數(shù), 計算各暴露時間下的LC50。重金屬安全質(zhì)量濃度(mg/L)的判定按照下式計算: 96 h安全濃度= 0.1×96 h LC50。

1.2.2 復合急性毒性實驗

根據(jù)單一急性毒性實驗結果, 在相同實驗條件下, 按照Cd2+和Pb2+濃度1︰1的混合比例, 設置5個不同的濃度進行復合毒性實驗。記錄各實驗組脊尾白蝦在24、48、72、96 h的死亡數(shù), 計算各暴露時間下的混合LC50。

采用水生毒理聯(lián)合效應Marking相加指數(shù)法[20], 進行聯(lián)合毒性的評價。按下列公式計算出生物毒性值:=m/1+m/1; 式中:為生物毒性相加作用之和;1、1分別代表一種毒性物質(zhì)單一毒性的LC50;m、m為混合毒性的LC50。根據(jù)值求得相加指數(shù)(additive index, AI); 當≤1時,＝(1/)–1; 當> 1時,=(–1)+1。以值評價混合毒物的聯(lián)合毒性效應,=0為毒性相加作用;<0為拮抗作用;>0為協(xié)同作用。

1.3 數(shù)據(jù)處理和分析

實驗數(shù)據(jù)采用SPSS 16.0軟件進行分析, 得出Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦急性毒性效應的概率單位與濃度對數(shù)的回歸方程以及其24、48、72、96 h的LC50和95%置信區(qū)間。利用單因素方差分析(One-Way AVONA)和Duncan檢測法對組間數(shù)據(jù)進行差異性分析, 當<0.05時認為差異性顯著, 并用回歸分析法作相關性檢驗。

2 實驗結果與分析

2.1 脊尾白蝦的中毒癥狀

染毒前期, 白蝦開始局促不安, 快速游動; 隨暴露時間的延長, 白蝦體側翻、游動緩慢, 最后伏于水槽的底部, 隨著中毒程度的加深而逐漸死亡, 體色由半透明色變白, 最后變?yōu)榧t色。各水槽的死亡數(shù)均隨暴露時間的延長而增加, 表明脊尾白蝦受污染物的毒害作用逐漸加深。

2.2 單一急性毒性實驗

如表1所示, 在暴露最初24 h內(nèi), Cd2+質(zhì)量濃度低于32.0 mg/L的處理組中脊尾白蝦活力尚好, 未出現(xiàn)死亡個體, 而高質(zhì)量濃度暴露組(64.0 mg/L)死亡率達到15%。暴露24 h后, 脊尾白蝦開始出現(xiàn)較明顯的中毒癥狀, 且死亡率伴隨暴露濃度的增加和暴露時間的延長迅速升高, 呈現(xiàn)明顯的劑量-效應關系。暴露48 h后, 32.0 mg/L Cd2+處理組的死亡率達到55%, 而在暴露72 h后, 高質(zhì)量濃度暴露組(64.0 mg/L)的死亡率達到100%。

在Pb2+處理組中, 脊尾白蝦的死亡率隨暴露質(zhì)量濃度的增加和暴露時間的延長逐漸升高; 其中, 10.0、20.0、40.0 mg/L處理組在72 h內(nèi)的死亡率均低于50%。在暴露72 h后, 質(zhì)量濃度升至80.0、160.0 mg/L時, Pb2+暴露組的死亡率均超過60%(表2)。

經(jīng)概率單位法計算得出, 在不同暴露時間點, Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦的單一毒性死亡率與暴露劑量具有較好的相關性。LC50值隨暴露時間的增加而逐漸減小, 且Cd2+在48、96 h 的LC50值均低于Pb2+的LC50值, 表明Cd2+對脊尾白蝦的毒性較Pb2+更強(表3)。同時, 對Cd2+和Pb2+的安全質(zhì)量濃度進行計算, 發(fā)現(xiàn)Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦的安全質(zhì)量濃度分別為0.365 mg/L和2.907 mg/L。

表1 不同濃度Cd2+暴露下脊尾白蝦96 h內(nèi)的累積死亡率

注: 表中同一列數(shù)據(jù)右上角相同字母表示差異不顯著(> 0.05); 不同表示差異顯著(< 0.05)(表2、表4同)

表2 不同濃度Pb2+ 暴露下脊尾白蝦96 h內(nèi)的累積死亡率

表3 Cd2+、Pb2+對脊尾白蝦的單一毒性實驗結果

注: “?” 表示未測出數(shù)據(jù)

2.3 復合急性毒性實驗

在單一暴露實驗基礎上, Cd2+、Pb2+按照等濃度比1︰1進行復合毒性實驗。脊尾白蝦96 h內(nèi)的累積死亡率如表4所示, 可見脊尾白蝦的死亡率隨暴露濃度的增大和暴露時間的延長逐漸升高, 存在明顯的劑量/時間-效應關系。在復合暴露下, Cd2+對脊尾白蝦48、72、96 h的LC50分別為21.638、6.563、2.208 mg/L, Pb2+的LC50分別為54.094、16.408、5.521 mg/L,可見兩種重金屬暴露的LC50均低于單一暴露。此外, 在Cd2+和Pb2+復合暴露下, 48、72、96 h的毒性相加指數(shù)AI分別為0.155、0.068、0.258 (表5),復合毒性效應均表現(xiàn)為協(xié)同作用。

3 討論

本研究比較了Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦的單一急性毒性效應, 結果發(fā)現(xiàn)隨Cd2+和Pb2+質(zhì)量濃度的增大和暴露時間的延長, 毒性效應會相應地增強, 其對脊尾白蝦的毒性影響存在明顯的劑量/時間-效應關系。在同等實驗條件下, Cd2+對脊尾白蝦的毒性較Pb2+更強, 該結果與在其他水生生物中的報道類似[21-24]。此外, Cd2+和Pb2+對脊尾白蝦的安全質(zhì)量濃度分別為0.365 mg/L和2.907 mg/L, 均高于中國海水養(yǎng)殖用水水質(zhì)標準[25](NY 5052-2001)所規(guī)定的指標(Cd2+≤0.005 mg/L, Pb2+≤0.05 mg/L), 表明脊尾白蝦對Cd2+和Pb2＋具有較強的耐受性。

表4 Cd2+、Pb2+復合暴露下脊尾白蝦96 h內(nèi)的累積死亡率

表5 Cd2+、Pb2+對脊尾白蝦的復合毒性結果

將本研究獲得的Cd2+、Pb2+對脊尾白蝦的LC50與其他蝦類進行比較(表6), 發(fā)現(xiàn)不同蝦類對Cd2+、Pb2+的耐受性存在較大差異。其中, 針對海水蝦類, 姚慶禎等[6]報道了Cd2+凡納濱對蝦幼蝦48 h的LC50為1.930 mg/L; 臧維玲等[14]發(fā)現(xiàn)Cd2+對斑節(jié)對蝦96 h的LC50為0.286 mg/L; 李建軍等[15]研究表明Cd2+和Pb2+對黑褐新糠蝦96 h的LC50分別為0.161和1.917 mg/L。針對淡水蝦類, 董學興等[12]報道了Cd2+對克氏原螯蝦幼蝦48 h的LC50為1.371 mg/L;戴習林等[13]研究表明Cd2+對羅氏沼蝦幼蝦96 h的LC50為0.020 mg/L; 張亞娟等[7]和黃勇等[9]分別報道了Cd2+和Pb2+對日本沼蝦96 h的LC50分別為0.019和122 mg/L。本研究表明, 除了Pb2+對日本沼蝦的LC50(122 mg/L)高于脊尾白蝦外, 脊尾白蝦對Cd2+和Pb2+的敏感性均低于其他種類的成體蝦。這種差別除與受試生物的種類、規(guī)格、生長條件及生物個體的健康狀況有關外, 也可能與pH、硬度、無機和有機配位體、固體懸浮物等水質(zhì)因素有關, 即重金屬對生物的毒性隨水、懸浮物、可沉積顆粒等介質(zhì)不同而有所差異[9, 26]。此外, 重金屬污染物的毒性常隨溫度升高而增強。本研究中采用的水溫較低, 可能是導致重金屬毒性較低的原因。

表6 Cd2+和Pb2+對幾種蝦類LC50(mg/L)的比較

注: “?” 表示無相關數(shù)據(jù)

近年來, 國內(nèi)外學者對Cd2+和Pb2+對多種生物的聯(lián)合毒性開展了大量工作, 多數(shù)認為兩者共存表現(xiàn)為協(xié)同作用[27-30], 這與本研究得出的結論基本一致。在生物體內(nèi), 重金屬的復合毒性主要通過干擾其正常的生理、生化過程而發(fā)揮作用, 也可影響細胞膜的結構和功能, 從而改變其通透性及轉(zhuǎn)運能力[21]。在本研究中, 兩種重金屬離子Cd2+、Pb2+的復合作用對脊尾白蝦在不同時間點(48、72和96 h)均表現(xiàn)出明顯的協(xié)同作用。究其原因, 一方面, 可能是Cd2+和Pb2+共同作用誘導機體活性氧自由基的產(chǎn)生, 對細胞造成氧化損傷, 并使細胞膜通透性增加, 導致重金屬離子更易進入胞內(nèi), 因而毒性增強[18]; 另一方面, Cd2+和Pb2+會誘導機體金屬硫蛋白(metallothionein, MT) 的合成, 當重金屬離子與MT的螯合速率超過MT的合成速率時, 重金屬對生物的致毒能力將顯著增強[31]。此外, 當生物體在對重金屬進行富集時, 可能會出現(xiàn)重金屬之間相互促進的作用。Ginneken等[27]研究發(fā)現(xiàn), 當Cd2+和Pb2+共同作用于櫛水虱()時, 機體對重金屬的吸收速率顯著升高, 且兩種重金屬能相互促進吸收, 呈現(xiàn)明顯的協(xié)同作用。類似的協(xié)同效應在Cd2+和Pb2+對虹鱒魚()的急性暴露研究中也有報道[28]。Komjarova等[29]采用同位素技術, 發(fā)現(xiàn)Cd2+暴露濃度升高可導致大型蚤()對Pb2+的富集速率顯著升高。然而, 重金屬的復合作用較為復雜, 化學性質(zhì)相近的重金屬元素能夠以相似的方式和途徑作用于生物體, 從而競爭細胞表面的結合位點以及相關的代謝系統(tǒng), 這必然會影響重金屬對生物體的毒性效應。此外, 聯(lián)合毒性效應還與污染物的組成、測試生物以及環(huán)境因素密切相關[32]。有關Cd2+、Pb2+對脊尾白蝦的復合毒性作用途徑和機理尚需進一步研究與探討。

4 結論

Cd2+單一暴露對脊尾白蝦24、48、72、96 h的半致死質(zhì)量濃度(LC50)分別為138.699、33.110、9.719、3.650 mg/L, 其安全質(zhì)量濃度為0.365 mg/L; Pb2+暴露對脊尾白蝦48、72、96 h的LC50分別為254.541、62.750、29.074 mg/L, 其安全質(zhì)量濃度為2.907 mg/L。在同等實驗條件下, Cd2+對脊尾白蝦的毒性大于Pb2+。其中, Cd2+、Pb2+的安全質(zhì)量濃度均高于中國海水養(yǎng)殖用水水質(zhì)標準(NY 5052-2001)。此外, 在等濃度單位配比1︰1的條件下, 進行了Cd2+、Pb2+的復合毒性實驗, 計算出48、72、96 h 的AI值分別為0.155、0.068、0.258, 表明復合毒性效應在各個暴露時間點均表現(xiàn)為協(xié)同作用。

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Single and joint acute toxic effects of cadmium and lead on

XIE Jia1, 2, 3, TENG Jia1, 3, LIU Yong-liang1, 2, YANG Ding-long1, 3, CAO Rui-wen1, 3, CHEN Li-zhu1, 3, WANG Qing1, LI Fei1, JI Cheng-long1, WU Hui-feng1, CONG Ming1, ZHAO Jian-min1, 2

(1. Key Laboratory of Coastal Environmental Processes and Ecological Remediation, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264003, China; 2. Muping Coastal Environment Research Station, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264003, China; 3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

The presence of heavy metals in the coastal environment has been of great concern due to their non-biodegradable nature. This study aims to investigate single and joint acute toxic effects ofCd2+and Pb2+onand provides the basis for the water quality management of aquaculture. The effects of different concentrations of Cd2+and Pb2+onwithin 96 h were investigated by using the semistatic acute toxicity test. The results showed the following: (1) The 24, 48, 72 and 96 h median lethal concentrations (LC50) of Cd2+onwere 138.699, 33.110, 9.719 and 3.650 mg/L, respectively, and the 48, 72 and 96 h LC50of Pb2+were 254.541, 62.750 and 29.074 mg/L, respectively. The 96 h safety concentrations () of Cd2+and Pb2+onwere predicted to be 0.365 mg/L and 2.907 mg/L, respectively; (2) At a concentration ratio of 1︰1, the additive index values for Cd2+and Pb2+were 0.155, 0.068, and 0.258 during the experiment time of 48, 72 and 96 h, respectively. These results indicated that Cd2+presented higher toxicity toward the shrimps than Pb2+. Joint toxic effects of Cd2+and Pb2+demonstrated synergistic effects during the experimental period.

Cd2+; Pb2+; acute toxicity; joint toxicity;

(本文編輯: 譚雪靜)

[Key Research Program of the Chinese Academy of Sciences, No. KZZD-EW-14; Open Fund of Key Laboratory of Marine Ecology and Envir onmental Science, Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, No. KLMEES201301]

Oct. 11, 2016

S949

A

1000-3096(2017)05-0027-07

10.11759//hykx20161011004

2016-10-11;

2016-12-21

中國科學院重點部署項目(KZZD-EW-14); 中國科學院海洋生態(tài)與環(huán)境科學重點實驗室開放基金(KLMEES201301)

謝嘉(1989-), 女, 江西井岡山人, 博士研究生, 主要從事海洋生態(tài)毒理學研究, 電話: 0535-2109189, E-mail: jxie@yic.ac.cn; 趙建民, 通信作者, 研究員, 電話: 0535-2109170, E-mail: jmzhao@ yic.ac.cn