薛明，柯才煥

1．廣東海洋大學(xué)水產(chǎn)學(xué)院，湛江524025

2．廈門大學(xué)海洋與地球?qū)W院，廈門361005

鎘(cadmium，Cd)作為一種生物體非必需重金屬，痕量鎘就有可能對生物體產(chǎn)生毒害效應(yīng)，大部分動物可同時從水體與食物2個途徑吸收Cd［1-2］，所以水相或食物相均有可能是動物體Cd蓄積的主要來源，這取決于物種種類、金屬種類及餌料類型［3］。水生動物體常通過鰓組織過濾大量海水，通過這種途徑溶解態(tài)重金屬得以在其體內(nèi)濃縮;另一方面，動物體也可以通過攝食積累顆粒態(tài)重金屬，即通過營養(yǎng)傳遞在生物體內(nèi)蓄積［4-6］，如 Pierron 等［7］報道野外或室內(nèi)模擬狀態(tài)下營養(yǎng)傳遞均是Cd在歐洲鰻鱺(Anguilla anguilla)體內(nèi)積累的重要途徑。過去幾十年中，多數(shù)學(xué)者均是研究水環(huán)境中重金屬對生物體的毒性效應(yīng)［3-4］，然而越來越多的證據(jù)表明，食物相暴露不僅在重金屬積累方面有重要貢獻，同時在毒性方面也不容忽視［6］。如有研究發(fā)現(xiàn)，虹鱒(Oncorhynchusmykiss)在暴露于食物相Cd后生長速度下降［8］。但關(guān)于水相與食物相2種Cd暴露途徑對不同動物體組織蓄積能力及毒性效應(yīng)的比較研究還較為少見，而這對水質(zhì)標準的重新評估有重要意義［3］。

較多研究表明，腹足類動物的金屬累積能力很強，是水體或沉積物污染重要的指示生物［9］，如Kang等［10］報道韓國昂山灣短玉黍螺(Littorina brevicula)體 Cd濃度達0．48～27．11 μg·g-1(以生物體干質(zhì)量計)，且與海水中Cd濃度成正相關(guān)，因此可作為該海區(qū)Cd污染的指示物種;Daka等［11］的暴露實驗表明，泥螺(Tympanotonus fuscatus)可以很好地指示Cd污染。方斑東風(fēng)螺(Babylonia areolata)分布廣，活動范圍小，生命周期長，易采集，因此適合探索其作為重金屬污染的指示種的可行性。同時該螺又是正興起的優(yōu)良養(yǎng)殖種類，但近年來養(yǎng)成時大規(guī)模死亡時有發(fā)生，具體原因尚未探明，但海水污染包括重金屬毒性影響螺體正常生理活動無疑是重要誘因之一。因此本實驗擬在相同水體Cd濃度下，通過水體直接暴露與餌料預(yù)暴露后再攝食2種途徑，研究水相與食物相Cd暴露對螺組織Cd積累、MT誘導(dǎo)、肝胰臟脂質(zhì)過氧化水平、螺內(nèi)臟團中Cd的亞細胞水平分布及凈化后螺組織中Cd排出的影響，以期闡明螺體Cd蓄積的主要途徑與毒性效應(yīng)，為該螺的健康養(yǎng)殖與安全食用提供理論指導(dǎo)，并可豐富海產(chǎn)腹足類的金屬毒理學(xué)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法(M aterials and methods)

1．1 實驗材料

僧帽牡蠣(Saccostrea cucullata)，殼長6～7 cm，購自湛江市水產(chǎn)品批發(fā)市場，以下簡稱牡蠣，洗凈殼表附著生物后暫養(yǎng)于室內(nèi)。方斑東風(fēng)螺購自廣東湛江東海島養(yǎng)殖場，選取同池同批孵化幼體培育而成的個體，先在水簇箱中馴化2周，每天下午4∶00投喂1次新鮮牡蠣餌料，馴化攝食以1 h內(nèi)吃完為宜，將剩余餌料移走，臨實驗前2 d停止投喂。

1．2 主要儀器與試劑

日本島津AA6800原子吸收分光光度計，美國OptimaL-100XP超速離心機，瑞士Polytron-PT-2100組織勻漿機，德國Centrifuge5810R高速冷凍離心機，美國Cary50紫外可見分光光度計。Cd元素標準物(1 000 mg·L-1)和扇貝成分分析標準物質(zhì)(GBW10024)購自國家標準物質(zhì)研究中心;氯化鎘，純度99．9%，購自百靈威科技有限公司;福林-酚試劑、牛血紅蛋白、牛血清白蛋白和PMSF(苯甲基磺酰氟)購自生工生物工程(上海)股份有限公司;質(zhì)量分數(shù)為10%的磷酸二氫銨購自美國PerkinElmer儀器有限公司。

1．3 實驗方法

預(yù)暴露牡蠣的獲得:在水族箱(0．58 m×0．45 m×0．35m)內(nèi)將僧帽牡蠣暴露于含Cd2+(100μg·L-1)的水體中，期間不投喂，連續(xù)充氧，自然光照。每隔2 d換1/3含相同Cd濃度的海水，并隨機取3只牡蠣測其軟體部Cd濃度，第14天達到平衡時結(jié)束，除取3只牡蠣供Cd濃度測定外，其余保存于-20℃作為餌料。

實驗設(shè)水體Cd暴露(水相組)、餌料Cd暴露(食物相組)2個處理組，1個對照組，每組3個平行，每個平行1個水族箱，盛70 L自然砂濾海水，箱底鋪約5 cm厚的細沙。然后每箱放入活力好、規(guī)格相近的螺60只，海水溫度(27．1±0．5)℃，鹽度31．3，pH 值 7．9，溶氧 ＞6．5 mg·L-1。

水相組是將螺放入Cd2+濃度為100μg·L-1的水體，投喂牡蠣;食物相組是將螺放入清潔水體，投喂Cd預(yù)暴露的牡蠣。每天下午4:00按約6%螺質(zhì)量投喂1次，1 h后將殘餌移走并稱量質(zhì)量。30 d暴露結(jié)束后分別將水相組換成清潔砂濾海水、食物相組餌料換成天然牡蠣，進入15 d凈化期。實驗起始隨機取螺30只供各項指標測定，然后分別于暴露第10、20、30天以及凈化第8、15天從各組各箱中隨機取9只，對照組同時取樣。將螺用雙蒸水沖洗，濾紙吸干，冰上解剖仔細分離出螺體鰓、胃腸道(胃與直腸)、肝胰臟、足肌4種組織，因胃腸道與鰓組織樣品量較少，所以Cd與MT含量測定是每箱3只螺取胃腸道混合作為1個樣品，每箱9只螺取鰓混合作為1個樣品;肝胰臟與足肌MT含量、肝胰臟MDA水平及螺內(nèi)臟團中Cd的亞細胞分布測定均是每次每箱單只螺取樣，裝于聚乙烯樣品袋內(nèi)，液氮速凍后-80℃保存?zhèn)溆谩?/p>

1．4 樣品測定

1．4．1 Cd 濃度測定

采用濕法消化法，螺組織樣品置80℃烘干至恒重，于三角燒瓶中按100 g·L-1加入 V(HNO3)∶V(HClO4)=4∶1混合液后，加蓋室溫靜置12 h，之后再加相同體積的混合酸，放置可控溫的電熱板上，在通風(fēng)櫥中溫度升至80℃，加熱2 h，然后升溫至110℃，保持微沸狀態(tài)，待棕色氣體冒盡，溶液澄清透明，繼續(xù)加熱至HClO4白煙冒盡后，消煮至近干，冷卻后用少量超純水淋洗三角瓶內(nèi)壁若干次，淋洗液一并移入50 mL容量瓶，并定容至標線;同時制備樣品空白與扇貝成分分析標準物質(zhì)GBW10024，適當稀釋后用島津AA6800型原子吸收光譜儀測定，石墨爐法工作條件:波長228．8 nm;光譜帶寬0．5 nm;燈電流 8．0 mA;原子化程序:干燥 100℃、20 s，灰化600℃、20 s，原子化 1 850℃、3 s;基體改進劑:1% 磷酸二氫銨(質(zhì)量分數(shù))。水樣Cd濃度測定參照國標GB17378．4 進行。

1．4．2 MT 濃度測定

MT測定采用鎘/血紅蛋白飽和法，參照David和Brain［12］并略加改進。樣品解凍后用雙蒸水洗去粘液，濾紙吸干后按250 g·L-1加入預(yù)冷勻漿緩沖液(20mmol·L-1Tris-HCl，pH=8;0．15mol·L-1NaCl;10 mmol·L-1β-巰基乙醇)，剪碎后用組織勻漿機冰浴勻漿，勻漿后于12 000×g、4℃離心15 min，分離出上清液。取上清液0．5 mL加入0．5 mL 1 mg·mL-1的Cd溶液，充分混合后室溫下孵育10 min，加入0．2 mL 20 g·L-1牛血紅蛋白混合，冰浴5 min后放入沸水浴中加熱2 min，冷卻后于10 000×g、4℃離心10 min;重復(fù)加牛血紅蛋白以后的步驟2次。取上清液加體積分數(shù)為70%硝酸消化、定容，用石墨爐原子吸收光譜法測定Cd濃度。

MT分子量以6 500 Da計，因1 mol的MT可結(jié)合7 mol的Cd(原子量為112．4)，所以MT濃度(μg·g-1濕質(zhì)量)計算如下:

MT濃度(μg·g-1)=(CCd×S ×6500×V)/(G×7×112．4×N)

式中，CCd為定容液中 Cd的濃度(μg·mL-1)，S為定容體積(mL)，G為螺體軟組織濕質(zhì)量(g)，V為勻漿離心后的上清液體積(mL)，N為勻漿離心后的取樣體積(mL)。

1．4．3 Cd 的亞細胞分布測定

參照Wallace等的方法［13］，先分離出螺內(nèi)臟團的5個亞細胞組分:富含金屬顆粒(metal rich granule，MRG)、細胞碎片(cellular debris)、細胞器(organelles)、熱敏感蛋白(heat sensitive protein，HSP)、類金屬硫蛋白(metallothionein like protein，MTLP)，測定各組分含Cd量，再計算各組分Cd含量占總體Cd含量的百分比。具體如下:將解凍后的樣品按250 g·L-1加入預(yù)冷勻漿液(20 mmol·L-1Tris-HCl，2 μmol·L-1PMSF，pH 8．0)，剪碎后用組織勻漿機冰浴勻漿5 min。然后4℃、1 500×g離心15 min。沉淀P1含有細胞碎片和組織碎片，上清液S1含有細胞器和可溶性組分。沉淀 P1用4 mL 1 mol·L-1NaOH重懸，60℃處理10 min，5 000×g離心獲得2個組分，分別是沉淀P2(MRG)和上清液S2。上清液S1經(jīng)4℃、100 000×g超速離心1 h，獲得沉淀P3和上清液S3(胞質(zhì)溶膠)。然后，上清液S3經(jīng)80℃熱處理10 min，冰浴1 h，在4℃、64 000×g高速離心10min，獲得沉淀P4(HSP)和上清液S4(MTLP)。操作中除了熱處理和離心外，樣品須始終處于冰浴中。各分離組分于80℃烘干、稱量質(zhì)量，測定Cd濃度，方法同上 1．4．1。

1．4．4 MDA 含量測定

MDA(malondialdehyde，丙二醛)含量測定采用TBA(thibabituric acid)法，每實驗組測定3只螺的肝胰臟組織，解凍后按100 g·L-1加入預(yù)冷勻漿緩沖液(0．154 mol·L-1KCl，0．01 mol·L-1Tris-HCl，pH 7．4)，玻璃勻漿器冰浴中勻漿，勻漿液在4℃、10 000×g離心20 min，所得上清液根據(jù)需要稀釋2～10倍，采用試劑盒測定(購自南京建成生物工程研究所)，單位為nmol·mg-1。蛋白質(zhì)含量用福林-酚法測定，以牛血清白蛋白為標準。

1．5 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)均以平均值±標準差(Mean±SD)形式給出;對百分率進行反正弦平方根轉(zhuǎn)換，在進行正態(tài)性檢驗后，數(shù)據(jù)總體差異性用單因素方差分析(ANOVA)，當差異顯著時，用Duncan＇s多重比較分析組間差異顯著性;用t-檢驗分析對照組與處理組間差異;統(tǒng)計分析用SPSS13．0 軟件進行，顯著水平為 P ＜0．05。

2 結(jié)果(Results)

2．1 水體與餌料中的Cd對螺生長參數(shù)的影響

水相組 Cd 濃度實測為(96．53 ±17．41)μg·L-1，對照組與食物相組的水體Cd濃度均很低，分別為(0．21 ±0．08)和(0．25 ±0．05)μg·L-1;對照組與水相組餌料牡蠣體內(nèi)的 Cd濃度為(0．92±0．07)μg·g-1，而食物相組的牡蠣體內(nèi)Cd濃度為(34．56±4．29)μg·g-1。如表1所示，各組螺在暴露與凈化實驗結(jié)束時的平均殼長、濕質(zhì)量及攝食率間均無顯著差異(P＞0．05)，其中食物相組的攝食率略高，說明螺對Cd污染的牡蠣餌料沒有回避反應(yīng)。

2．2 螺各組織對Cd的蓄積

螺鰓、胃腸道、肝胰臟及足肌的Cd濃度變化如圖1所示?？梢姳┞镀陂g，第10天時水相組螺鰓中Cd 濃度(1．83 μg·g-1)即顯著高于對照組(0．62 μg·g-1)(P＜0．05)，其后迅速升高，第30天時為對照組的12．45倍;而食物相組Cd蓄積緩慢，但第30天時也顯著升高(P＜ 0．05)，為對照組的2．51倍(圖1A)。食物相組螺胃腸道中Cd濃度(10．45μg·g-1)在第10天時極顯著高于對照組(1．26μg·g-1)(P＜0．05)，但后期則逐漸下降，但第30天時仍顯著高于對照組(P＜ 0．05)，為對照組的7．05倍;水相組螺胃腸道中Cd積累較慢，第20天時也顯著高于對照組(P＜0．05)，第30天時上升為對照組的4．81倍(圖1B)。2個處理組螺的肝胰臟中Cd濃度在暴露期間均呈逐漸上升趨勢，第30天時分別達到7．65和9．37 μg·g-1，為對照組的 6．65 和 8．14 倍(圖1C)。而2個處理組螺的足肌Cd濃度在實驗中與對照組間始終差異不顯著(P＞0．05)(圖1D)。進入凈化期，除第8天時水相組螺的肝胰臟Cd濃度較暴露結(jié)束時高約4．71%外，其他均呈下降趨勢;第15天時除食物相組螺鰓中Cd濃度與對照組差異不明顯外(P＞0．05)，其余仍顯著高于對照組(P＜0．05)。

表1 Cd對方斑東風(fēng)螺的殼長、體質(zhì)量及攝食率的影響Table 1 Effect of Cd on shell length，total wetmass and feeding rates of B．a(chǎn)reolata

圖1 實驗期間方斑東風(fēng)螺鰓(A)、胃腸道(B)、肝胰臟(C)和足肌(D)中Cd濃度變化Fig．1 Changes of Cd concentrations in gills(A)，gastrointestinal tract(B)，hepatopancreas(C)and footmuscle(D)of B．a(chǎn)reolata during experiment period

2．3 螺各組織MT的誘導(dǎo)量

表2所示為實驗中螺的各組織MT含量變化?？梢?0 d水相暴露后，鰓中MT濃度較對照組顯著上升，第20天時進一步升高，第30天時有所回落但仍顯著高于對照組(P＜0．05);食物相組螺鰓中MT濃度僅在第20天時顯著高于對照組(P＜0．05)，暴露

表2 實驗期間方斑東風(fēng)螺鰓、胃腸道、肝胰臟和足肌中MT濃度Table 2 MT concentrations in tissues of gill，gastrointestinal tract，hepatopancreas and footmuscle of B．a(chǎn)reolata during experiment period(μg·g-1)

后期及凈化期內(nèi)均與對照組間無明顯差異(P＞0．05)。螺胃腸道中MT濃度在2個處理組中盡管有波動，但與對照組間差異不顯著(P＞0．05)。而暴露期內(nèi)螺肝胰臟中MT濃度均持續(xù)上升，第20天時即顯著高于對照組(P＜0．05);2種途徑相比，水相組螺的MT含量始終高于相應(yīng)的食物相組;進入凈化期，各組織MT含量均迅速下降至對照組水平(P＞0．05)。

因足肌中Cd蓄積與MT誘導(dǎo)量變化不明顯，故以胃腸道、鰓、肝胰臟組織中Cd濃度為自變量x、MT濃度為因變量y，綜合分析各組織中Cd含量與MT誘導(dǎo)量之間的相關(guān)性，發(fā)現(xiàn)在胃腸道、鰓中兩者間無明顯相關(guān)性，而肝胰臟中兩者間呈顯著的線性正相關(guān):y=13．266x+56．221，r2=0．4733，P ＜ 0．05。

2．4 螺肝胰臟中MDA水平

表3所示為實驗中螺的肝胰臟MDA水平?？梢姳┞对缙谑澄锵嘟M螺肝胰臟中MDA含量與對照組無顯著差別(P＞0．05)，第30天時較對照組顯著上升(P＜0．05);而水相組螺的肝胰臟MDA含量第10天即顯著高于對照組(P＜0．05)，且隨著暴露時間而上升。凈化期內(nèi)，食物相組第8天時MDA水平即回落至對照組狀態(tài)，而水相組仍顯著高于對照組(P＜0．05)，但第15天時與對照組間也無顯著差異(P＞0．05)。

表3 實驗期間方斑東風(fēng)螺肝胰臟MDA含量Table 3 MDA concentrations in hepatopancreas of B．a(chǎn)reolata during experiment period(nmol·mg-1)

圖2 水相與食物相2種途徑Cd暴露30 d后再凈化15 d過程中方斑東風(fēng)螺內(nèi)臟團中Cd的亞細胞分布變化Fig．2 Changes of subcellular Cd distribution in visceralmass of B．a(chǎn)reolata during 15 d depuration period after 30 d exposure to aqueous and dietary Cd

從圖2可見，MRG與細胞碎片亞細胞組分是螺內(nèi)臟團Cd的主要儲存庫，因此Cd傾向結(jié)合在不可溶性組分中。實驗中對照組螺各組分Cd的百分比保持穩(wěn)定狀態(tài)，相比對照組，水相暴露30 d后螺內(nèi)臟團的細胞器、HSP和MTLP組分中Cd的百分比均有所上升，尤其HSP組分中Cd的百分比明顯上升;而細胞碎片中比例相應(yīng)下降，由對照組的21．9%減少至15．7%，同時MRG中Cd的百分含量也略有增加;食物相暴露后除MRG中Cd的百分比略有減少外，其余各組分的變化趨勢與水相組相似，但幅度較小，尤其是HSP中的百分比較對照組無明顯變化，但 MTLP中 Cd的百分比(20．1%)較水相組(18．4%)提高。凈化后，2種暴露途徑螺內(nèi)臟團的細胞器與MTLP中Cd的百分比均有所下降，而MRG與細胞碎片中Cd的百分比略有上升;但HSP中Cd的百分比在水相組凈化后下降，但食物相組略有增加。

3 討論(Discussion)

3．1 螺各組織特異性Cd積累

本研究表明，Cd在螺各組織產(chǎn)生了特異性積累，如第10天食物相組螺胃腸道Cd濃度即顯著增加，但隨后呈下降趨勢，因此這種蓄積是短暫的;水相組螺胃腸道中Cd濃度也緩慢增加，說明螺為了維持滲透自穩(wěn)態(tài)而攝入海水也能在胃腸道中蓄積一定量的Cd。鰓是Cd進入水生動物體的主要位點與臨時貯存部位，但通過鰓分泌也是動物排出體內(nèi)Cd的重要途徑［3］，因此最終鰓中Cd濃度取決于Cd吸收、分泌和轉(zhuǎn)移等這些過程相互作用的結(jié)果，實驗中水相組螺鰓中Cd濃度迅速上升，這可歸因于鰓與水體直接接觸，通過頂細胞膜快速吸收溶解態(tài)Cd;食物相暴露后期(30 d)螺鰓中Cd濃度也顯著高于對照組，因食物中Cd泄漏至水體的量可忽略不計，推測可能是其他組織Cd通過基側(cè)細胞膜逐漸轉(zhuǎn)運至鰓，通過鰓分泌而暫時在鰓中儲存的原因。螺肝胰臟中Cd的積累早期較慢，但隨暴露時間延長逐漸增加，第30天時2種途徑中均高于其他組織，表明胃腸道、鰓等組織吸收的Cd通過再分配轉(zhuǎn)移至肝胰臟［10］，因此肝胰臟是螺貯存Cd的主要器官。而Koyama等［14］也報道萊氏擬烏賊(Sepioteuthis lessoniana)在Cd 濃度為0．2mg·L-1水體中單獨暴露14 d，或經(jīng)過15 d的水體與餌料同時暴露后，其肝臟中Cd濃度與比例均最高。

除螺鰓中Cd濃度在水相暴露高于食物相外，其他3個組織均是從食物攝入高于水體，但鰓組織所占螺整體的比重極小，而胃腸道、肝胰臟與足肌所占螺體比重達80%以上，可見食物Cd的攝取對方斑東風(fēng)螺的重要性，原因可能是Cd在餌料牡蠣中以有機結(jié)合態(tài)存在，螺攝入后易經(jīng)消化系統(tǒng)吸收，而水體中Cd主以無機水合態(tài)離子存在，與除螺鰓外其他表皮細胞接觸后不易被吸收進入血淋巴;Wang和Ke［15］用放射性同位素示蹤技術(shù)也得出攝食是波部東風(fēng)螺(Babylonia formosae)與小塔織紋螺(Nassarius teretiusculus)蓄積Cd的主要途徑;但Blackmore［16］報道疣荔枝螺(Thais clavigera)對污染餌料藤壺或貽貝的攝食量高于同種的無污染餌料，但56 d后個體間Cd濃度無顯著性差異，從而攝食不是該螺蓄積Cd的主要途徑;可見不同腹足類吸收與同化Cd的途徑存在差異。

3．2 螺組織中MT的表達

本研究中螺不同組織MT誘導(dǎo)表達量不同，可能與其不同組織中MT執(zhí)行不同的生理功能也有關(guān)，如 Dallinger等［17］報道陸生蝸牛(Helix pomatia)中腸腺MT幾乎只含Cd，Zn和Cu含量甚微，外套膜MT卻主要結(jié)合Cu，表明中腸腺MT基本功能是Cd解毒，而外套膜MT則主要參與血藍蛋白生物合成中的Cu調(diào)節(jié)作用。而螺肝胰臟中隨著Cd的蓄積，MT濃度也逐漸增加，與較多動物相似，與該類蛋白結(jié)合是螺解除毒性的重要途徑［2］。但2種途徑相比，食物相組的螺肝胰臟MT表達量低于水相途徑，但Cd的蓄積更高，內(nèi)臟團亞細胞組分MTLP中Cd的百分比也更高;Dang和Wang［18］也報道花身魚在水相與食物相Cd暴露處理后，亞細胞分布分析發(fā)現(xiàn)其肝臟中MT結(jié)合11% ～41%的Cd，而MTLP結(jié)合超過57%的Cd;本研究中螺對食物相Cd暴露的響應(yīng)可能與花身魚相似，即除MT外，還有其他類金屬硫蛋白擔負著Cd的螯合。另外，MT除了參與細胞內(nèi)Cd的螯合解毒外，在機體抗氧化方面也有重要的作用，如在哺乳動物中，MT能夠清除因Cd暴露脅迫而產(chǎn)生的自由基，以修復(fù)細胞損傷［19］;實驗中水相暴露時螺肝胰臟中MT濃度較高，可能也與其中更強的氧化脅迫反應(yīng)有關(guān)。

3．3 2種暴露途徑對螺毒性差異

實驗中未觀察到螺的死亡現(xiàn)象，2個處理組螺的終末殼長、體質(zhì)量間均無明顯差異，可見不同暴露方式對螺的存活與生長未造成顯著影響。但一些生化水平指標比監(jiān)測重金屬壓力的常規(guī)指標具有更高敏感性，如脂質(zhì)過氧化(LPO)終產(chǎn)物丙二醛(MDA)常被用以監(jiān)測Cd對生物體的氧化脅迫狀態(tài)［20］。本研究水相組螺的肝胰臟MDA含量第10天即較對照組顯著上升，且始終高于同期的食物相組MDA水平，因此水相Cd暴露對螺肝胰臟造成的氧化損傷高于食物相。Company等［20］也報道深海熱液噴口的貽貝(Bathymofiolus azoricus)當暴露于0．9 μmol·L-1水體Cd時，鰓組織出現(xiàn)顯著的脂質(zhì)過氧化，但當暴露于食物相90μg·g-1的Cd時，則無脂質(zhì)過氧化作用產(chǎn)生，這表明相對水體Cd來說，食物相Cd毒性較低。因此，水相組較高的毒性可能是溶解態(tài)Cd經(jīng)螺鰓及表皮吸收后直接進入螺血淋巴，不先經(jīng)肝胰臟生物轉(zhuǎn)化，故毒性較明顯;且Cd被轉(zhuǎn)運至各器官組織后，部分被固定下來，不能全部到達肝胰臟;而經(jīng)螺胃腸道吸收的Cd可迅速通過門靜脈進入肝胰臟，先經(jīng)不同程度化后才進入血淋巴，這種作用機制可能與高等動物相似［19］。

亞細胞分布研究是基于重金屬對生物體的毒性由蓄積于體內(nèi)金屬含量及在亞細胞水平分布決定的［21］，即進入生物體內(nèi)的重金屬在亞細胞水平上與5個組分結(jié)合，其中MRG、細胞碎片、細胞器是細胞不可溶組分，HSP、MTLP是細胞可溶組分;同時細胞器與HSP又是金屬敏感組分，MTLP與MRG是金屬解毒組分，而細胞器、HSP與MTLP是能夠沿著食物鏈傳遞給攝食者組分，因此Cd的亞細胞分布研究有助于深入理解其在生物體細胞積累的具體位置與毒性［13］。從Cd在螺內(nèi)臟團亞細胞組分中的分布來看，水相暴露30 d后，金屬敏感組分細胞器與HSP中Cd的結(jié)合百分比均有所上升，兩者之和由對照組的19．4%增加至23．1%;而食物相組只有細胞器中Cd的百分比小輻上升(0．4%)，可見水相組與金屬敏感組分結(jié)合比例較食物相組高，而金屬脫毒組分MTLP中Cd的百分比則是水相組(18．4%)低于食物相組(20．1%)，因此水相組螺肝胰臟細胞受損傷程度相對更大。

凈化后，2種途徑螺內(nèi)臟團不可溶組分中Cd的百分比較暴露結(jié)束時均提高，水相組、食物相組分別由76．4%、75．3% 升至 80．8%、78．9%，表明 Cd 可能從其生物活性位點轉(zhuǎn)移到生物脫毒位點，因此螺對殘留于體內(nèi)Cd的解毒形式主要是與MRG、細胞碎片組分螯合蓄積于體內(nèi)，這與 Pan和 Wang［22］報道華貴櫛孔扇貝(Chlamys nobilis)對2種暴露途徑吸收的Cd在體內(nèi)去毒方式相似。而Choi等［23］報道南極帽貝(Laternula elliptica)在水體Cd 50μg·L-1暴露14 d后鰓中蓄積的Cd主要與細胞不可溶組分結(jié)合，而消化腺細胞中可溶胞液與不可溶顆粒結(jié)合的Cd相當，因此兩組織采取的Cd解毒策略不同，導(dǎo)致不同物種及同一物種不同組織在亞細胞水平去毒機制上的差異。

3．4 凈化期螺各組織Cd排出率差異

本實驗中螺經(jīng)15 d凈化后，各組織Cd排出率不同，水相暴露后高低順序為:鰓(78．43%)、胃腸道(19．41%)、足肌(16．67%)、肝胰臟(2．35%)，食物相則為:鰓(47．66%)、足肌(40．00%)、胃腸道(34．21%)、肝胰臟(15．37%);可看出螺組織在 Cd暴露時吸收越快，凈化時排出率也更高，如暴露結(jié)束時水相組螺鰓中Cd濃度是食物相組的5．74倍，凈化后水相組螺鰓的排出率(78．43%)遠高于食物相組(47．66%);其余3組織中蓄積的Cd濃度均是食物相組較高，相應(yīng)的凈化時排出率也更高;同時也說明食物相Cd在螺凈化時易排出體外，而水相Cd則更容易蓄積在螺體內(nèi)，且水相組螺除鰓外各組織的排出率低于相關(guān)報道，如王凡等［24］報道染毒18 d櫛孔扇貝(C．farreri)放入清潔海水中，11 d凈化后，其鰓、肌肉和內(nèi)臟團中Cd的排出率分別為65．41%、66．18%和38．11%;尤其是水相暴露后進入凈化期第8天時，螺的肝胰臟中Cd濃度不但沒有降低，反而較暴露結(jié)束時上升4．71%，這說明短期凈化過程中，其他組織的Cd通過再分配進入肝胰臟，這與Koyama等［14］報道的烏賊在水體Cd濃度為0．2mg·L-1中暴露14 d后移入清潔海水中凈化時，肝臟中Cd濃度在凈化第4天時反而較暴露結(jié)束時高相似。這種較低的排出率可歸因于Cd誘導(dǎo)螺體產(chǎn)生了大量的Cd-MT復(fù)合物，使Cd被貯存在螺體內(nèi)，從而增加了營養(yǎng)傳遞時Cd的生物可利用性，因此，Cd在腹足類體內(nèi)的高度蓄積必須引起人們的重視，尤其是在螺類等海鮮食物深受人們喜愛的沿海地區(qū)［25］。

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