孟范平,高 鷹,趙順順,付海防,肖 靜

(中國海洋大學海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室,山東青島266100)

海洋雙殼類動物是一類分布廣泛、主要營固著、附著、埋棲和匍匐生活的濾食性生物,對重金屬有很強的富集作用,自1980年代以來,在全球貽貝監(jiān)測計劃[1]、美國貽貝監(jiān)測計劃[2]、中國貽貝監(jiān)測計劃中均被作為指示生物應用于海水重金屬污染監(jiān)測。由于重金屬在微量或痕量水平上即能產(chǎn)生毒性作用,而現(xiàn)有的化學分析技術(shù)靈敏度尚不足以檢出其存在,因此單獨測定雙殼類體內(nèi)重金屬的蓄積量并不能客觀指示重金屬的生物效應;相反,環(huán)境中微量或痕量水平的污染物卻能引起生物細胞出現(xiàn)可被檢測的生理性改變,這些細胞被稱為細胞生物標志物(cell biomarkers),而介入該生理性變化的分子則被稱為分子生物標志物(molecular biomarkers,MBM s)[3]。MBM s可以通過分子水平上的變化,直接反映外來污染物與細胞靶分子的相互作用及其后果,具有較高的靈敏性和特異性,因而適于環(huán)境污染的早期預警[4]。

近20年來,國內(nèi)外學者在海水重金屬對雙殼類動物MBM s的影響方面進行了大量研究,目的是篩選敏感、特異、容易測定的MBM s以滿足海水重金屬靈敏監(jiān)測的需要。鰓、消化腺(或內(nèi)臟)是雙殼類動物積累重金屬的重要器官,因此常被選為研究MBM s對重金屬響應特征的組織材料。室內(nèi)暴露培養(yǎng)期間,為保證雙殼類動物生長所需的適宜環(huán)境條件,供試海水溫度一般在17～25℃之間;p H值一般在7.8～8.6;鹽度多在30～35。根據(jù)國內(nèi)外在室內(nèi)受控條件以及現(xiàn)場調(diào)查分析的研究結(jié)果,本文對雙殼類中金屬硫蛋白(MTs)、熱激蛋白(HSP70)、抗氧化防御系統(tǒng)等MBM s對海水重金屬的響應特征進行了綜述,并結(jié)合我國在該領(lǐng)域研究中存在的問題提出了今后應重點研究的方向。

1 金屬硫蛋白(metallothioneins,MTs)

1.1 雙殼類MTs的結(jié)構(gòu)與功能

MTs是生物體內(nèi)普遍存在的一類低分子量(6000～7000D)、富含半胱氨酸(Cys),約占MTs總氨基酸數(shù)量的30%)、熱穩(wěn)定性高、可被金屬誘導的非酶蛋白。MTs通過Cys上的巰基(-SH)與金屬離子結(jié)合,使其具有雙重功能[5]:①與必需的金屬(Cu2+、Zn2+等)結(jié)合,在生物體內(nèi)合成金屬酶,可以調(diào)節(jié)這些金屬離子在細胞內(nèi)濃度,維持生物細胞內(nèi)反應進程的動態(tài)平衡;②與非必需的有毒重金屬(Pb2+、Cd2+等)結(jié)合,減少細胞與這些重金屬離子的非特異性結(jié)合,從而避免有害重金屬對生物體的毒害。雙殼類動物體內(nèi)通常含有多種類型的MTs異構(gòu)體,包括MT-10、MT-20等,其結(jié)構(gòu)、性質(zhì)和生理功能有所不同。有學者提出[6-7],MT-20是1種誘導蛋白,主要由Cd2+誘導表達,對非必需金屬元素具有解毒功能;而MT-10則是生物體內(nèi)普遍存在的1種基礎(chǔ)蛋白,包括Cd2+在內(nèi)的多種金屬離子均可誘導其產(chǎn)生,主要參與生物體內(nèi)必需金屬元素的調(diào)節(jié)。

1.2 雙殼類MTs對海水重金屬的響應特征

1970年代末,就有學者提出水生生物MTs可作為重金屬暴露和毒性效應早期預警的生物標志物[8]。目前較為認可的金屬離子誘導MTs的機理是金屬效應因子(metal responsive element-binding transcription factors,MRTFs)機制,即:生物體內(nèi)的金屬響應單元——金屬轉(zhuǎn)錄因子(MTF-1)受到金屬離子激活,發(fā)生變構(gòu),進入細胞核,可對效應基因進行調(diào)控,促發(fā)MT基因表達[9]。

有關(guān)重金屬誘導雙殼類MTs的大量研究結(jié)果(見表1)顯示:雙殼類MTs誘導水平與重金屬濃度之間存在相關(guān)性,可以反映海水重金屬污染水平;當重金屬濃度較低時,雙殼類MTs含量隨著暴露時間延長而增加;重金屬濃度較高時,MTs含量僅在較短時間內(nèi)上升,而后呈下降趨勢[10]。Yong等[11]將太平洋牡蠣(Crassostrea gigas)在含Cd2+(0.01～0.1 m g/L)海水中暴露11d后發(fā)現(xiàn),消化腺、鰓的MT m RNA表達量隨劑量增加而上升,高濃度Cd2+暴露后,消化腺和鰓MT m RNA表達量分別比對照組增加128倍和139倍。此外,Amiard[12]等研究發(fā)現(xiàn),重金屬V能誘導貽貝(My tilus sp.)MTs產(chǎn)生,且MTs的合成水平與總V、可溶態(tài)V含量之間均存在顯著正相關(guān)關(guān)系,可作為海洋V污染的有效生物標志物。

重金屬對雙殼類MTs的誘導程度因器官或組織而異(見表1)。同鰓、外套膜等組織相比,消化腺MTs更容易被誘導,其含量隨著重金屬濃度升高而顯著增加,而鰓和外套膜的MTs含量變化不顯著甚至出現(xiàn)降低趨勢。這可能與組織結(jié)構(gòu)、功能不同有關(guān):鰓和外套膜是生物體接觸和吸收毒物的器官,但不是主要的累積部位;消化腺是機體的解毒器官,容易蓄積重金屬而誘導更多的MTs合成[13]。因此,通常認為消化腺較適于作為監(jiān)測重金屬的MTs來源。然而,有些學者對太平洋牡蠣[17-18]、文蛤(Ruditapes decussates)[19]等研究發(fā)現(xiàn),消化腺MTs含量大于鰓,但消化腺MTs本底值較高,其相對增量小于鰓,因而認為鰓更適于作為MTs監(jiān)測重金屬的組織材料。

表1 暴露于重金屬的海洋雙殼類MTs響應特征Table 1 Response of MTs in several bivalves exposed to heavy metals in seawater

污染海域現(xiàn)場測定的重金屬對雙殼類MTs的誘導水平與室內(nèi)急性暴露實驗的結(jié)果有顯著差異。室內(nèi)暴露實驗中,雖然生物體內(nèi)重金屬蓄積量有顯著增加,但對MTs的誘導量卻不及污染海域[21-22]。法國生態(tài)毒理研究中心的Geffard[20]等比較了這兩種暴露方式下金屬離子(Cd2+、Cu2+、Zn2+)對貽貝(M.edulis)MTs的誘導量:在室內(nèi)急性暴露實驗條件下,以鰓為例,Cd2+含量比對照組增加242倍,而MTs的誘導量僅增加3倍;相反,在重金屬污染海域,貽貝對3種金屬離子的蓄積量均較低,卻能顯著誘導MTs的合成,例如,消化腺Cd2+累積量僅增加1倍,而MTs的誘導量卻增加0.4倍。Geffard等[17-18,20-23]進一步研究提出,室內(nèi)重金屬暴露對紫貽貝(M.galloprovincialis)鰓MTs的誘導最強,而污染海域則以消化腺MTs的誘導量最高;太平洋牡蠣MTs誘導的組織差異性與紫貽貝正好相反。Fernandez等[23]對西班牙地中海沿岸16個站位的紫貽貝測定結(jié)果表明,鰓中的MTs含量與任何重金屬不相關(guān),可能是因為鰓對重金屬的積累能力遠小于消化腺,不足以誘導和積累明顯的MTs。因此,以MTs作為海水重金屬的生物標志物時,不僅要選用適宜的雙殼類種類和組織部位,還應充分考慮現(xiàn)場暴露與室內(nèi)暴露對MTs誘導的差異性。

2 熱激蛋白70(HSP70)

2.1 HSP70的結(jié)構(gòu)與功能

熱激蛋白(HSPs)是生物體內(nèi)一組由熱逆境激活HSPs基因而高效表達的常見蛋白質(zhì)[24]。這些蛋白質(zhì)在進化上高度保守,按其分子量可分為HSP27、HSP60、HSP70、HSP90和HSP100等種類。HSP70是熱激蛋白家族中最保守的一員,分子量約70kD,分子結(jié)構(gòu)主要由1個N端高度保守的44kD A TP酶功能域(A TP binding domain)和1個28kD的C端區(qū)域組成[25],其中,N-末端的A TP酶功能域可用于結(jié)合A TP。在正常細胞內(nèi)HSP70的水平較低,而在應激狀態(tài)下升高較為明顯。高溫處理可以在短時間內(nèi)誘導HSP70合成,有利于修復、阻止細胞蛋白的逆境傷害和減少蛋白凝結(jié)。例如,在A TP存在條件下,HSP70可以使變性的RNA聚合酶重新獲得活性,使熱失活的熒光素酶活性恢復80%。

2.2 雙殼類HSP70對海水重金屬的響應特征

與MTs相似,生物體中的HSP70合成也會受到重金屬誘導,誘導機制也非常相近[26]:進入生物體的重金屬離子激活熱激轉(zhuǎn)錄因子(HSF),HSF釋放到細胞質(zhì)中,形成三聚體,遷移到細胞核內(nèi),與位于HSP70基因啟動子區(qū)域的熱激單元(HSE)結(jié)合,激活HSP70基因的表達和轉(zhuǎn)錄過程。這種誘導效應在重金屬的濃度接近于環(huán)境背景值甚至更低水平時即能發(fā)生,使HSP70具備了作為環(huán)境重金屬污染預警指標的潛力[27-29]。研究表明,海水中的重金屬在較短時間內(nèi)即能誘導雙殼類動物HSP70大量表達,但暴露時間過長,生物體HSP70含量呈現(xiàn)下降趨勢。克羅地亞里耶卡大學的Micovic等[30]研究發(fā)現(xiàn),將紫貽貝在Cd2+濃度為100～500μg/L的18℃海水中暴露24 h,消化腺中HSP70含量顯著增加,且與Cd2+濃度成線性關(guān)系(r=0.987 5)。意大利博洛尼亞大學Franzellitti等[31]的研究中,在溫度16℃、鹽度34的海水中,紫貽貝暴露于150μg/L(0.75μmol/L)的Hg2+,初期消化腺中HSP70的合成受到顯著誘導,并在暴露24 h時達到最大值,而后HSP70含量逐漸下降。

重金屬的種類及其化學形態(tài)可能影響其對海洋雙殼類動物HSP70的誘導。例如,Franzellitti等[32]發(fā)現(xiàn),紫貽貝在Cr6+濃度為1、10 ng/L的海水(溫度16℃、鹽度34)中暴露培養(yǎng)1周,消化腺中HSP70含量顯著低于對照組。在同樣溫度和鹽度的海水中[31],0.75μM的CH3Hg+并未像Hg2+那樣誘導HSP70合成,而是明顯抑制了紫貽貝消化腺中HSP70的表達。由此認為,雙殼類動物對于不同種類和形態(tài)的污染物可產(chǎn)生不同的細胞保護性響應。

雖然室內(nèi)受控條件下的研究大多認為雙殼類動物的HSP70對海水中微量重金屬能夠迅速響應(誘導或抑制),但是,現(xiàn)場條件下將其作為生物標志物的研究卻少得多。由于生物細胞內(nèi)的HSP70對于低溫、高溫以及p H、鹽度、溶解氧的變化也會產(chǎn)生響應,使得HSP70對海水重金屬的指示效果受到較多干擾。其中,溫度變化對暴露于重金屬的雙殼類HSP70響應的影響受到較多關(guān)注。適宜溫度(紫貽貝18℃[32]、美洲牡蠣(Crassostrea virginica)12℃[33])的海水不會影響到重金屬對雙殼類HSP70的誘導效果。當環(huán)境溫度比生物適宜生長溫度提高或降低5～10℃以上時,則可明顯誘導雙殼類HSP70的合成[34-35]。相對而言,低溫下HSP70的誘導更適于作為重金屬暴露的生物標志物。因此,利用雙殼類HSP70作為海水重金屬的生物標志物時,應盡可能保持各監(jiān)測站位的溫度一致。

3 抗氧化防御系統(tǒng)(Antioxidant defense system)

抗氧化防御系統(tǒng)是生物體內(nèi)重要的活性氧清除系統(tǒng)。當暴露于可產(chǎn)生氧化還原循環(huán)的污染物(重金屬等)時,機體內(nèi)將產(chǎn)生超氧陰離子(O-2·)、羥基(·OH)、單線態(tài)氧(1O2)和過氧化氫(H2O2)等活性氧。在重金屬暴露初期或濃度較低時,生物體內(nèi)的抗氧化防御系統(tǒng)受到激活,能有效清除活性氧,防止其造成的氧化損傷,但是,當體內(nèi)污染物含量隨暴露時間延長而積累到一定程度時,活性氧產(chǎn)生速度超出抗氧化防御系統(tǒng)的清除能力,就會對機體造成氧化脅迫,引起脂質(zhì)過氧化、DNA鏈斷裂、堿基核糖基氧化、酶蛋白膠聯(lián)以至細胞死亡或癌變[36]。在有關(guān)海水重金屬對雙殼類動物抗氧化防御系統(tǒng)影響的研究中,涉及較多的抗氧化劑包括:超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CA T)、谷胱甘肽(GSH)、谷胱甘肽過氧化酶(GPx)、谷胱甘肽轉(zhuǎn)硫酶(GST)、谷胱甘肽還原酶(GR)等。

3.1 SOD和CA T對海水重金屬的響應特征

SOD主要存在于細胞質(zhì)內(nèi)以及線粒體內(nèi)外膜之間,是機體內(nèi)O-2·的天然消除劑,能催化O-2·發(fā)生歧化反應生成H2O2和O2[37]。大多數(shù)有關(guān)海水重金屬對雙殼類SOD活性影響的研究(見表2)發(fā)現(xiàn),低濃度或短時間的重金屬暴露均能誘導雙殼類SOD的活性,但是隨著暴露時間延長或者濃度增加,這種誘導幅度逐漸變小,甚至出現(xiàn)抑制[38-44,48],呈現(xiàn)“拋物線型”的劑量-效應關(guān)系[38]。例如,近江牡蠣(Crassostrea ribularis)分別在含高、中、低濃度的Cd2+(0.1、0.5、1.5 m g/L)、Cu2+(0.1、0.5、1.5 mg/L)、Pb2+(0.2、1.0、3.0 mg/L)、Zn2+(0.2、1.0、3.0 mg/L)的海水中暴露6 d,無論是消化腺還是鰓,SOD活性均表現(xiàn)為“低揚高抑”變化趨勢[39,41]。有學者認為[38-39],低濃度污染物對SOD活性的誘導作用可認為是生物體對污染的應激反應,以增強機體消除活性氧自由基的能力;高濃度污染物對SOD活性的抑制作用則意味著污染逆境對生物體的作用已超過機體的適應能力,其所導致的酶活性降低是中毒反應的前兆。個別研究則發(fā)現(xiàn),重金屬暴露后期,經(jīng)歷“低揚高抑”的SOD會再被激活[45]。過低濃度的重金屬時一般不會引起SOD活性明顯變化。例如,將櫛孔扇貝(Ch lam ys farreri)分別在Hg2+、Cu2+濃度為0.05μg/L和3μg/L的海水中培養(yǎng)96 h,消化腺的SOD活性與對照組無顯著差異[49]。利用0.2 mg/L的Zn2+培養(yǎng)近江牡蠣6 d,未觀察到消化腺SOD活性的明顯變化。

表2 暴露于海水重金屬后雙殼類SOD和CA T的響應Table 2 Responses of SOD and CA T in several bivalves exposed to heavy metals in seawater

CA T是一類末端氧化酶,主要功能是將體內(nèi)的H2O2分解成O2和H2O,減輕H2O2對細胞的氧化損傷。與SOD不同,較低濃度的重金屬誘導雙殼類CA T活性的情況十分少見,只有趙元鳳等報道0.01 mg/L的Cd2+培養(yǎng)毛蚶(Scapharca ubcrenata)6 d后,肌肉中CA T活性比對照增加49%[39]。部分研究發(fā)現(xiàn),隨著海水重金屬濃度的增加或暴露時間延長,雙殼類CA T活性受到較大抑制[39,42-44,46,49]。例如,將毛蚶在含Cd2+海水中培養(yǎng)6 d,當Cd2+濃度依次為0.1、0.5、1.0 m g/L時,肌肉CA T活性受到明顯抑制[37]。也有部分學者的研究表明,重金屬不能引起CA T活性的明顯變化:櫛孔扇貝分別在Hg2+、Cu2+濃度為0.05和3μg/L的海水中培養(yǎng)96 h,消化腺CA T活性基本沒有變化[49];翡翠貽貝(P.viridis)在含Hg2+0.045 mg/L的海水中暴露10 d,消化腺CA T活性與對照無差異,直至15 d才觀察到活性顯著升高[16]。這可能是因為重金屬濃度過低或者受試動物CAT的敏感性不高。雖然許多學者認為CAT是1種對氧化逆境敏感性優(yōu)于SOD的生物標志物[50],但是綜合表2的文獻結(jié)論,雙殼類動物CAT對重金屬的敏感性不及SOD。

2種抗氧化酶對重金屬的響應程度因重金屬的種類、雙殼類動物組織器官的不同而存在明顯差異。江天久等[40-41]將近江牡蠣分別在含有低濃度重金屬的海水中暴露6 d,以鰓SOD、消化腺SOD的誘導倍數(shù)作為敏感性評價指標,4種重金屬對2種組織中SOD的誘導能力由大到小的順序為:Cd2+>Cu2+>Pb2+>Zn2+,表明近江牡蠣SOD對Cd2+最為敏感。

3.2 GSH及其相關(guān)酶類對海水重金屬的響應特征

谷胱甘肽是由谷氨酸、半胱氨酸和甘氨酸構(gòu)成的三肽,分為氧化型(GSSG)和還原型(GSH)2種。GSH是通過捕獲氧自由基防止細胞膜發(fā)生類脂過氧化的最重要抗氧化劑之一[46]。其功能是作為GPx和GST的底物,以清除機體內(nèi)的活性氧自由基(·OH、H2O2和1O2等)和脂質(zhì)過氧化物。其中,GPx通過催化GSH與H2O2或有機過氧化物(ROOH+2GSH→ROH+H2O+GSSG)反應,有效阻止自由基引起的氧化損傷;GST是位于細胞漿中防御外源性化合物的解毒酶,能催化GSH分子通過-SH、-N H2、-COOH以及肽鍵與重金屬離子結(jié)合,自身被氧化為GSSG[46],表現(xiàn)為生物體內(nèi)GSH含量以及GSH/GSSG比值降低。為了維持細胞正常代謝功能所需的適宜GSH/GSSG比例,細胞中的GR利用NADPH作為電子供體,催化GSSG的二硫鍵還原,重新生成GSH,以保持細胞的氧化還原特征。

雙殼類動物的GSH及其相關(guān)酶類能夠?qū)Ｋ亟饘佼a(chǎn)生一定程度的響應(見表3),其中,GPx是較為敏感的抗氧化指標,Cu2+[42-44,49]、Pb2+[49]、Hg2+[49]的暴露一般會抑制雙殼類鰓和消化腺中GPx活性。Zn是生物生長的1種必需微量元素,低濃度Zn2+(10 μmol/L,約為96 h LC50的1/10)暴露48 h,能夠明顯增加棕色貽貝(Perna perna)鰓的GPx活性,但是當Zn2+濃度增加到30μmol/L、100μmol/L時,同樣時間的暴露不再能夠誘導GPx活性,表明高濃度Zn2+在機體內(nèi)產(chǎn)生了較多的自由基,無法進行有效防御[51]。雙殼類外套膜的GPx對金屬離子較不敏感:合浦珠母貝(Pinctada fucata)經(jīng)過0.03 mg/L的Cu2+暴露72 h[45],消化腺和鰓中GPx活性顯著低于對照組,而外套膜GPx活性則無明顯變化。

重金屬的暴露大多會造成雙殼類動物GSH含量降低和GSSG增加[46-47,52],這種變化比GST、CA T等抗氧化酶的響應迅速。例如,當棕色貽貝分別暴露于含Cd2+(0.2 mg/L)和Cu2+(0.04 mg/L)的海水時,GSH含量在12和24 h已顯著低于對照,而CA T活性在暴露120 h后才顯著上升[52]。Dafre等[47]的研究同樣發(fā)現(xiàn),經(jīng)過1 mg/L的Pb2+暴露48 h,棕色貽貝消化腺的GSH含量降低、GSSG含量增加,而GST、CA T活性與對照組則沒有顯著差異。GSH雖能對重金屬快速響應,但是細胞自身趨于保持還原態(tài)GSH水平恒定的機制,使得暴露后期雙殼類動物GSH含量有所恢復甚至明顯增加[16,51-52],掩蓋了暴露初期GSH對重金屬的響應,降低了其對重金屬的敏感性,限制了其在重金屬生物監(jiān)測的應用。

GR將GSSG再生為GSH,有利于保持細胞內(nèi)的-SH水平,因此,逆境條件下GR的誘導十分重要。然而,從室內(nèi)雙殼類動物的重金屬暴露研究看,只有Verlecar等[16]發(fā)現(xiàn)翡翠貽貝在0.045 m g/L Hg2+暴露5和15 d后,消化腺GR活性明顯增加,相應地,GSH含量在暴露期間保持不變甚至上升。較多的研究發(fā)現(xiàn),海水重金屬(Cu2+、Zn2+等)能夠抑制紫貽貝消化腺[46]和棕色貽貝鰓[51]的GR活性。隨著重金屬暴露后GR活性的下降,GSH含量也不總是表現(xiàn)為同步降低,甚至會有明顯上升。這可能是因為重金屬通過誘導速控酶谷胺酸半胱氨酸連接酶(Glutamate cysteine ligase,GLC)促進了GSH合成[51]。

GST雖然也能催化GSH與重金屬污染物之間的反應,但是,許多室內(nèi)研究表明,棕色貽貝[47,51]、紫貽貝[46]、櫛孔扇貝[49]等雙殼類動物消化腺和鰓中的GST對重金屬的短期暴露(48 h)和長期暴露(1～3周)沒有產(chǎn)生任何明顯響應。只有極個別研究發(fā)現(xiàn)[16],0.045 mg/L的Hg2+能夠誘導翡翠貽貝消化腺的GST活性,且需在暴露10 d后才能檢測到。

環(huán)境條件(溫度、鹽度、溶解氧、p H)和生物因子(動物年齡、個體大小或發(fā)育階段、饑餓、病害等)的變化,都可能影響到生物體對重金屬的敏感性[53]。在污染海域現(xiàn)場,這些因子的變化同樣也會影響到雙殼類動物抗氧化防御系統(tǒng)對重金屬的響應程度,并與室內(nèi)受控條件下的研究結(jié)果存在一定差異。西班牙Colexio大學的Vidal-Linan等[54]對西班牙加利西亞沿海5個站位(其中3個位于重金屬污染嚴重的河口內(nèi),2個位于遠離污染的河口外部)的紫貽貝進行采樣分析發(fā)現(xiàn),貽貝組織中的GST活性與Cu(p<0.01,r2=0.76)、Zn(p<0.05,r2=0.40)含量顯著相關(guān),然而,GPx、CAT與貽貝中重金屬含量的相關(guān)性不顯著。另外一項研究對西班牙地中海沿岸16個站位紫貽貝鰓組織的生物標志物和重金屬含量進行測定,Pearson統(tǒng)計分析表明[23],GPx、GR和GST相互間表現(xiàn)為正相關(guān)性,且均與Hg、Pb、Cd含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,GR還與Zn含量顯著正相關(guān),而SOD、CAT活性與Hg含量呈現(xiàn)顯著的負相關(guān)關(guān)系;同時還發(fā)現(xiàn),As含量與各標志物之間均不存在顯著相關(guān)性,原因可能是貽貝等海洋動物主要吸收積累非毒性的有機態(tài)砷(特別是砷甜菜堿)而非生物毒性大的無機態(tài)砷[23],因而不能造成氧化逆境或過氧化損傷。西班牙科多巴大學的Rodriguez-Ortega等[55]對西班牙南部沿海地區(qū)7個站位的(Chamaelea gallina)軟組織中生物標志物水平和9種重金屬含量進行測定,并利用多元回歸法辨析與重金屬相關(guān)和無關(guān)的標志物種類。很多重金屬(Cr、Pb、Zn等)對生物標志物表現(xiàn)出抑制效應,即呈顯著負相關(guān)關(guān)系,包括:As與GST、GSH和GPx,Cr與CAT,Zn與GSH,Pb與CAT、GSH;呈現(xiàn)顯著正相關(guān)的僅有Cr與GST、GR,Zn與GR;而SOD則與任何重金屬之間無顯著相關(guān)性。

表3 暴露于海水重金屬后雙殼類GSH、GPx、GR、GST的響應Table 3 Responses of GSH,GPx,GR and GST in several bivalves exposed to heavy metals in seawater

4 展望

國內(nèi)外已有的研究表明,MTs是重金屬的特異性MBM s,而HSP70以及SOD、CA T、GSH等均屬于非特異性MBM s。室內(nèi)暴露實驗和海域現(xiàn)場調(diào)查的結(jié)果證實,雙殼類動物中的這些MBM s對海水中mg/L甚至μg/L數(shù)量級的重金屬能夠產(chǎn)生顯著響應,并存在一定的相關(guān)性,因而使其應用于海水重金屬微污染的靈敏監(jiān)測成為可能。歐洲國際海洋勘察委員會(ICES)[56]已將這些MBM s作為海洋生態(tài)健康評價中指示重金屬污染的指標。國外研究機構(gòu)(如美國國家海洋和氣象局NOAA[2]、ICES[56]等)近十年來致力于利用雙殼類生物標志物評價海洋環(huán)境生態(tài)風險技術(shù)研究,主要進行多種暴露途徑、多種化合物綜合影響的野外現(xiàn)場試驗,通過將清潔區(qū)雙殼類生物以籠養(yǎng)方式移植到污染海域,實現(xiàn)“原位”指示污染狀況,并通過建立適宜的雙殼類生物標志物體系和計算生物標志物響應指數(shù)(BRI),實現(xiàn)海洋生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的等級劃分和綜合評價。

相對而言,國內(nèi)起步相對較晚,尚處于實驗室受控條件下單一暴露途徑的基礎(chǔ)研究階段,在重金屬的MBM s種類上,主要集中在雙殼類的抗氧化防御系統(tǒng)和MTs,而有關(guān)雙殼類HSP70對海水重金屬暴露的響應研究較少;在宏觀上,尚未很好地同野外實際狀況相結(jié)合;在微觀上,未能深入研究污染物的致毒機理。為了將雙殼類動物的MBM s更快更好地應用于我國海域重金屬污染監(jiān)測和評價,還需要在以下幾方面進行廣泛而深入的研究。

(1)MBM s種類的選擇。在海洋重金屬的生物監(jiān)測中,特異性MBM s和非特異性MBM s各有其重要作用,均應受到重視。大多數(shù)MBM s是非特異性的,一般比較容易測定,也能夠?qū)Υ嬖谟诃h(huán)境中的復雜混合物產(chǎn)生響應,并提供指示環(huán)境擾動而不是因果關(guān)系的信息,以滿足污染現(xiàn)狀概況評價的需要;MTs則適于重金屬存在的情況。在某一海域的污染監(jiān)測中,可首先采用經(jīng)濟、快速的非特異性MBM s,確定受人為活動干擾大的位點,而后進一步采用成本高、費時的MTs確定是否受到重金屬的污染。

(2)MBM s分析方法的規(guī)范化。每種MBM s可能有多種測定方法,為保證海洋重金屬生物監(jiān)測的經(jīng)濟、快速,應選擇操作簡便、容易測定、不需要復雜儀器設(shè)備的分析方法。對于選定的MBM s,應進行質(zhì)量保證和質(zhì)量控制(QA/QC),以確保測定結(jié)果的重現(xiàn)性和同一樣品在不同實驗室的可重復性,包括:不同實驗室所使用的生物標志物的內(nèi)部校正;標準的操作方法(SOPs)的建立等。

(3)MBM s供體的標準化。雙殼類MBM s對重金屬暴露的響應受到生物種類、性別、發(fā)育階段、組織器官種類等生物學因子的影響。應以國內(nèi)各海域分布廣泛的雙殼類動物作為研究材料,在室內(nèi)受控條件下,系統(tǒng)研究雙殼類的種類、性別、發(fā)育階段、組織器官種類對重金屬暴露后MBM s響應的影響,通過分析比較,確定作為提取MBM s的雙殼類應具備的生物特征,在區(qū)域或國家范圍內(nèi),規(guī)范統(tǒng)一由此保證生物標志物供體的標準化。

(4)非生物因子對MBM s響應的干擾。調(diào)查海域的環(huán)境因子(p H、溫度、鹽度、溶解氧等)不象室內(nèi)實驗那樣可以恒定控制,其波動將影響雙殼類動物生長及其對重金屬的吸收積累,進而干擾MBM s對重金屬的響應程度[53],降低MBM s指示海水重金屬污染水平的準確性。為此,應通過室內(nèi)系統(tǒng)研究,辨析這些因子的不同水平對MBM s響應的影響方向和大小,在此基礎(chǔ)上,確定干擾較大的環(huán)境因子,以便對現(xiàn)場應用MBM s進行監(jiān)測時的采樣季節(jié)和站位選擇提供指導,使不同站位的采樣條件盡可能一致,降低非生物因子對MBM s指示重金屬污染程度的影響。

(5)深入研究海水背景下重金屬與雙殼類MBM s之間的作用機理,有助于合理解析重金屬脅迫后各種MBM s的變化規(guī)律,以便客觀地評價重金屬的海洋生態(tài)風險性。

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