郭远明，刘 琴，顾 捷，尤炬炬，刘士忠，孙秀梅

（浙江省海洋水产研究所，农业部重点渔场渔业资源科学观测实验站，

浙江省海洋渔业资源可持续利用技术研究重点实验室，浙江 舟山 316100）

0 引言

目前，海洋环境中的重金属污染问题非常严重。贝类作为移动性较小的水生生物，对重金属等污染物具有较强的生物富集能力，因此研究者经常以它作为指示生物监测环境污染，如文献［1—10］中的研究者提出贻贝Mytilusedulis可以作为重金属污染的指标种。通过海洋贝类对水体中重金属富集能力的研究，可以较好地掌握其对环境中重金属的吸附和释放过程以及对重金属的富集规律，为建立完善的贝类对重金属吸附和释放的数学模型，科学评价海域环境功能及合理划分海域类型提供科学依据。

Pb作为水污染中较为重要的污染指标之一，目前国内外的相关专家已经对海洋贝类富集Pb的问题开展了较多的研究，如蔡立哲 等［8］作了菲律宾蛤Ru－ditapesphilippinarum在高含量锌铅水体中对金属积累的研究，王晓丽 等［1］、张少娜 等［3］、李学鹏 等［5］和陈海刚 等［6］则开展了多种海洋贝类对Pb等重金属的富集动力学研究，文献［11—12］的研究者对一些双壳类、螺类等贝类富集海水及沉积物中重金属机制和能力作了研究。但是这些研究都是通过数学模型来研究贝类对重金属的富集能力的［1－8，10－12］，本文通过泥蚶Tegillarcagranosa、菲律宾蛤Ruditapesphilippinarum、缢蛏Sinonovaculaconstricatcanarck和单齿螺Monodontalabio在添加Pb2＋的海水生活后，体内Pb残留量变化来探讨贝类对Pb的富集机制和富集规律。

1 材料与方法

1.1 富集试验

1.1.1 试验材料

试验用的海水取自浙江省海水增养殖基地——浙江省舟山市普陀区西闪岛附近海域，其盐度约为28.5～29.0、pH 值约为8.1～8.3，Pb质量浓度为0.001mg／L。试验中Pb含量调节使用国家标准物质研究中心生产的有效期内的标准溶液。试验生物泥蚶、菲律宾蛤、缢蛏和单齿螺全部取自浙江省舟山市普陀区东河菜场，其中：泥蚶壳长平均为2.9cm（S2＝0.16），体质量平均为5.9g，（S2＝0.75）；菲律宾蛤壳长平均为3.4cm（S2＝0.04），体质量平均为7.0g（S2＝0.31）；单齿螺壳长平均为2.4cm（S2＝0.10），体质量平均为4.7g（S2＝0.26）；缢蛏壳长平均为9.9cm（S2＝1.90），体质量平均为15.0g（S2＝7.3）。

1.1.2 试验方法

泥蚶、菲律宾蛤、单齿螺和缢蛏的富集试验分开进行。每种贝类实验均设6组，在尺寸为80cm×50cm×50cm的有机玻璃缸内加入100L海水，每个玻璃缸中放入80只（粒）贝类暂养，在暂养过程中每24h换水1次，24h保持充氧。暂养7d后，取出死亡和行动异常的贝类，加入一定量的Pb标准溶液，使各实验组增加的Pb质量浓度分别为0.0，0.002 5，0.005，0.010，0.025和0.050mg／L，采用半静水法进行富集试验。整个试验过程中每12h换水1次，每2d换水时投喂1次小球藻，24h保持充氧，控制室温为22～26℃，实测试验期间水温为24.1～25.7℃。每天换水时及时将行为异常或者死亡的贝类捞出。

根据试验设置的时间，每次随机取5只（粒）生长正常的贝类，检测贝类肌肉组织中的Pb残留量。

1.2 贝类体内Pb残留量检测

1.2.1 测试仪器

测试仪器为美国Varian AA 240DUO原子吸收光谱仪（石墨炉系统）和德国Milestone Ethos T微波消解仪。

1.2.2 测试方法

将贝类去壳后，取肌肉组织捣碎，称取0.25g左右的湿样于消解罐中，加入6mL的HNO3和2mL的H2O2，加盖放置过夜，再放入微波消解外罐中，旋紧密封盖，放入微波消解仪中消解，消解结束后冷却至室温，开盖，将消解罐置于赶酸装置上，170℃时将酸赶至近干，取下冷却，加水稀释消化液，转移至25mL的容量瓶中，定容，上机检测。

微波消解条件：设定功率900W，10min升温到140℃；8min 140℃升温至220℃；220℃恒温20min；15min降温至40℃左右。

原子吸收光谱仪条件：铅灯波长283.3nm，灯电流9.0mA，狭缝0.5nm，Zeeman效应扣背景，峰高计算模式，自动配制进样。氩气出口压力为0.2～0.4MPa，冷却水压力为40kg／cm2。

基改剂：1%磷酸。

石墨炉条件见表1。

表1 石墨炉升温程序Tab.1 The heating program of graphite oven

1.3 数据处理与分析方法

贝类肌肉组织中Pb含量以湿重计。对实验数据进行统计分析，所有数据均3次重复测定，采用平均值表示。贝类体内Pb残留量与水体中Pb质量浓度进行线性回归分析，计算其k、R2值。把贝类肌肉组织中的Pb含量与养殖水体中的Pb质量浓度作比较，以表示贝类对Pb的富集倍数。

2 结果与讨论

2.1 贝类体内Pb残留量与时间的关系

泥蚶体内Pb残留量在不同Pb质量浓度的水体中随时间的变化曲线如图1所示。

图1 泥蚶体内Pb残留量随时间的变化曲线Fig.1 Change curve of Pb residue in Tegillarca granosa body along with time

菲律宾蛤体内Pb残留量在不同Pb质量浓度的水体中随时间的变化曲线如图2所示。菲律宾蛤在水体Pb质量浓度为0.051mg／L的试验组中于20d后出现少量死亡。

单齿螺体内Pb残留量在不同Pb质量浓度的水体中随时间的变化曲线如图3所示。

缢蛏体内Pb残留量在不同Pb质量浓度的水体中随时间的变化曲线如图4所示。缢蛏在水体Pb质量浓度为0.003 5～0.051mg／L的各试验组中于10d后陆续出现少量死亡，其中在水体Pb质量浓度为0.051 mg／L的试验组中死亡最多，30d时累计死亡23只。

图4 缢蛏体内Pb残留量随时间的变化曲线Fig.4 Change curve of Pb residue in Sinonovacula constricat canarck body along with time

从不同贝类在不同Pb质量浓度水体中体内Pb残留量随时间的变化曲线可以看出，在水体Pb质量浓度低于0.051mg／L的所有试验组中，1d时4种贝类体内Pb残留量升高，在3d左右时又明显降低，在5～10d后又继续升高，在20～25d后的增加量低于5～10d的增加量。在水体Pb质量浓度为0.006 mg／L的试验组中，泥蚶1d时体内Pb残留量为0.28mg／kg（富集倍数46.7），3d时为0.24mg／kg（富集倍数40）；菲律宾蛤1d时体内Pb残留量为0.14mg／kg（富集倍数23.3），3d时为0.08mg／kg（富集倍数13.3）；单齿螺1d时体内Pb残留量为0.38mg／kg（富集倍数63.3），3d时为0.16mg／kg（富集倍数26.7）；缢蛏1d时体内Pb残留量为0.14 mg／kg（富集倍数23.3），3d时为0.10mg／kg（富集倍数16.7）。在天然Pb质量浓度（0.001mg／L）的水体中，除了菲律宾蛤对Pb仍然有较明显的富集（30d时菲律宾蛤体内Pb残留量达到1.5mg／kg）外，其它3种贝类对Pb没有明显的富集。水体中Pb质量浓度达到0.003 5mg／L时，泥蚶对Pb富集明显。水体中Pb质量浓度达到0.006 0mg／L时，菲律宾蛤对Pb富集明显。水体中Pb质量浓度达到0.011 0mg／L时，缢蛏和单齿螺对Pb富集明显。在水体Pb质量浓度为0.051mg／L的试验组中，除了泥蚶外，其它贝类没有见到3d时体内Pb残留量比1d时低的现象，不过从1～3d时体内Pb残留量增加量远远小于0～1d时，也小于3～5d的增加量（单齿螺在1～3d时和3～5d时体内Pb残留量增加量接近）。贝类在重金属含量较高的水体中体内Pb残留量不断增加的现象，与其它研究结果相似，不过在3d左右时体内Pb含量 明显下降的现象未见报道［1－8，10－12］。笔者在贝类对海水中Cu的富集能力的研究中发现，贝类体内Cu含量总体上随富集时间的增加而增加，但在3～5d时，贝类体内Cu含量也出现明显降低的现象［13］。

2.2 贝类体内Pb残留量与水体中Pb质量浓度的关系

在实验初始阶段，贝类体内Pb残留量与水体中Pb质量浓度关系不大，但随着时间推移，贝类体内Pb残留量与水体中Pb质量浓度呈现出了一定的正相关关系。图5～8为10，20和30d时4种贝类体内Pb质量浓度的关系图。贝类体内对Pb的富集规律整体上与其他研究人员所探讨的双箱模型一致［1－6］。

从图5～8中可以看出，贝类体内Pb残留量基本上是随着水体中Pb质量浓度的增高而增高的，但是，除了泥蚶和缢蛏在20d和30d时体内Pb的残留情况外，在水体低Pb质量浓度（≤0.026 0mg／L）时，贝类体内Pb残留量增加的比率明显小于高Pb含量时增加的比率。分析其原因，可能是因为当水体中Pb质量浓度较低时，比原生存环境稍高含量的Pb使贝类在生理上产生抑制作用，使贝类未能较好地按照双箱模型对Pb进行吸附和释放，而当水体中Pb质量Pb残留量与水体中浓度进一步增加时，贝类在生理上对Pb产生的抑制作用影响可以忽略不计，能较好地按照双箱模型对Pb进行吸附和释放。泥蚶和缢蛏在20，30d时体内Pb残留量与水体中Pb质量浓度的关系在整个试验Pb含量范围内比较一致，表明随着时间的推移，泥蚶和缢蛏在生理上对Pb产生的抑制作用相对于双箱模型对Pb进行吸附和释放作用可以忽略不计。

2.3 贝类体内Pb残留量、水体中Pb质量浓度及其与富集时间的关系

贝类长期生活在某一Pb质量浓度变化不大的环境中，对Pb的吸附和解析处于一个动态平衡过程。将贝类放入Pb质量浓度较高的水体中后，由于理化作用，对Pb的吸附速率明显大于对Pb的解析速率，导致贝类体内Pb残留量升高。但是，随着贝类体内Pb含量的升高，贝类在生理上对Pb产生抑制作用，导致对Pb的吸附速率减慢或者对Pb的解析速度加快，使贝类体内Pb残留量降低。不过，随着时间的推移，贝类又逐渐适应新的环境和自身体内较高含量的Pb的存在，对Pb的吸附速率和解析速率均恢复正常，并且对Pb的吸附速率大于对Pb的解析速率，使贝类体内Pb含量升高，经过一段时间后，贝类体内Pb含量与环境中Pb质量浓度又建立一个新的动态平衡，贝类体内Pb残留量保持某一恒定数值，如图1～4所示。

贝类对Pb的这种富集变化可能与软体动物的解毒机制有关。金属硫蛋白可调节金属在贝内体内的代谢与平衡［9］。进入贝类体内细胞的Pb离子较高时，金属硫蛋白生理学积累会达到饱和，与硫蛋白结合的Pb最后会通过胞吐作用被排出体外，这时会导致贝类体内的Pb积累降低。不过随着时间的推移，Pb离子的超量能激发新的金属硫蛋白的表达，大部分金属就会以无毒形式结合于新合成的金属硫蛋白中，贝类体内Pb离子将会达到更高的富集，并趋于平衡。

表2 贝类体内Pb残留量与水体中Pb质量浓度的相关性分析Tab.2 The relativity of Pb residue in seashell with Pb concentration in water

2.4 不同贝类对Pb富集能力的比较

贝类体内Pb残留量与水体中Pb质量浓度的相关性分析的k值在一定程度上反映了贝类对Pb的富集能力。从表2中可以看出，不同贝类斜率k值相差较大，在10d时，菲律宾蛤的k值最大，单齿螺的最小。随着时间的增加，同一贝类的k值不断增加，但是增加的幅度逐渐变小。单齿螺的k值始终是4种贝类中最小的。双壳类对Pb的富集效应明显大于单壳类。从贝类对海水中Cu的富集能力的研究中发现，单壳类对Cu的富集效应明显大于双壳类［13］。不同贝类对重金属的富集能力是不同的，这与贝类的生活习性相关。本文选用的双壳贝类为滤食性，以水体中悬浮物为食（主要包括悬浮颗粒、有机碎屑和浮游植物）；单壳类为舔食性，主要以表层沉积物为食，表层沉积物主要是由水体中沉降的悬浮颗粒和有机碎屑组成。悬浮物质中的Pb含量高于表层沉积物中的Pb含量［14］，这可能是由于水体中悬浮物对Pb的富集作用较大，导致双壳类对Pb的富集能力大于单壳类。

3 结论

泥蚶、菲律宾蛤、单齿螺和缢蛏在添加了Pb的海水中均表现出了对Pb有一定的富集效应，双壳类对Pb的富集效应明显大于单壳类。泥蚶和缢蛏在Pb质量浓度达到0.003 5mg／L的水体中对Pb的富集作用明显，菲律宾蛤在Pb质量浓度达到0.006mg／L的水体中对Pb的富集作用明显，单齿螺在Pb质量浓度达到0.011mg／L的水体中对Pb的富集作用明显。总体上，水体中Pb质量浓度越高，贝类体内富集的Pb含量也越高，两者之间具有一定的正相关。贝类在添加了Pb的水体中时间越长，体内富集的重金属含量越高。但在水体Pb质量浓度低于0.051mg／L的所有试验组中，在3d时间左右，贝类体内重金属含量出现低值，这可能是金属硫蛋白参与调解，贝类体内Pb离子代谢与平衡导致此低值的出现。

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