王曉輝,楊常亮,鄭王媛淇,王潔,張璟,黃中情
1. 云南大學(xué)建筑與規(guī)劃學(xué)院,昆明 650091 2. 云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院,昆明 650091 3. 云南大學(xué)國際河流與生態(tài)安全研究院,昆明 650091
砷(As)是一種典型的毒害性類金屬元素,是人體非必需元素,毒性強(qiáng),且具有蓄積性,對(duì)人的中毒劑量為0.0052~0.01 g,致死量為0.2~0.06 g,一直是毒害類元素研究的重要對(duì)象[1]。As多以各種化合物的形式廣泛存在于自然界中,具有低劑量高毒性、價(jià)態(tài)多變和難降解等特征。As及其化合物是具有危害性的重要環(huán)境污染物,危害生態(tài)環(huán)境,嚴(yán)重威脅著人體健康[2]。它已被世界衛(wèi)生組織(WHO)、國際癌癥研究會(huì)(IARC)和美國疾病控制中心等國際權(quán)威機(jī)構(gòu)確認(rèn)為A類致癌物[3]。
由于人類活動(dòng),使得大量的As釋放到水環(huán)境中,導(dǎo)致沉積物、水和底棲無脊椎動(dòng)物中的As濃度很高。目前,世界各地均有河流湖泊受到As的污染,例如,法國Presa河從1880年至1945年因礦石開采而受到As的廣泛污染,每年含As廢棄物排放量高達(dá)4 000 t。由于采礦廢棄物排放到淡水系統(tǒng)中,導(dǎo)致水、沉積物和底棲無脊椎動(dòng)物中的As濃度分別高達(dá)3 010、9 450和1 928 μg·g-1[4-6],此As濃度是流動(dòng)水域中所檢測(cè)到的最高濃度[7]。Foley等[8]報(bào)道了美國Chautauqua湖中As濃度為22.4~114.8 μg·L-1,超過了美國公共衛(wèi)生服務(wù)部(US PHS)發(fā)布的標(biāo)準(zhǔn)(10 μg·L-1)。近幾十年來,隨著我國湖泊流域人口增長與經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展,工業(yè)化和城市化活動(dòng)排放進(jìn)入湖泊的各類污染物質(zhì)劇增,我國河流湖泊的As污染呈現(xiàn)出集中、多發(fā)的趨勢(shì)。湖泊水環(huán)境污染不斷加劇,大部分河流湖泊中溶解態(tài)As的濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了世界淡水中溶解態(tài)As的平均背景濃度(1.0×10-4mg·L-1)[9-10]。在中國臺(tái)灣,由于采礦和疏浚沉積物造成地下水污染,其中As的濃度高達(dá)0.5 mg·L-1[11];在中國廣州的珠江,因長期密集的工業(yè)和城市活動(dòng),其沉積物中總As濃度范圍為16.7~33.4 mg·kg-1[12]。As污染已成為全球關(guān)切的重大環(huán)境與健康問題之一,對(duì)As污染所導(dǎo)致的環(huán)境與健康問題已有大量的研究報(bào)道[1,13]。
人們很早就認(rèn)識(shí)到As是一種普遍存在于食品、水、土壤和空氣中的化學(xué)物質(zhì)[14]。在水環(huán)境中,As可以以多種氧化態(tài)和化學(xué)形態(tài)存在[15],不同的氧化態(tài)和化學(xué)形態(tài)會(huì)影響其生物利用度和生理毒性效應(yīng)[16]。As在自然界中存在4種氧化態(tài)(+5,+3,0,-3),而水環(huán)境中最常見的無機(jī)As形態(tài)是砷酸鹽(As(Ⅴ))和亞砷酸鹽(As(Ⅲ))[17]。有機(jī)體中As的毒性決定于As的濃度和形態(tài)[18-19],無機(jī)As具有極強(qiáng)的毒性[20],而有機(jī)As,像砷甜菜堿(AsB)、砷膽堿(AsC)和部分砷糖(AsS)則被認(rèn)為是低毒性的[21-22]。長期的As暴露研究表明,As可通過飲水或沿著食物鏈進(jìn)入人體,導(dǎo)致皮膚、肺、肝、腎和膀胱等器官的病變,乃至誘發(fā)癌癥[17,23],因此,了解As在食物鏈中積累和轉(zhuǎn)化的機(jī)制對(duì)于評(píng)估As污染(特別是食物中)至關(guān)重要。通常認(rèn)為,在食物網(wǎng)中隨著生物體營養(yǎng)等級(jí)的升高,生物體內(nèi)重金屬As的累積量會(huì)逐漸升高,從而產(chǎn)生生物放大作用[24]。金屬的生物累積性是相關(guān)水體污染狀況的標(biāo)志,并且是研究高等水生生物體(尤其是魚類)中金屬的生物學(xué)作用的一個(gè)有用工具[25]。在這種情況下,底棲動(dòng)物作為水生系統(tǒng)的關(guān)鍵組成部分和高營養(yǎng)級(jí)生物體的食物,在天然食物網(wǎng)生態(tài)系統(tǒng)中具有重要作用。
迄今為止,關(guān)于在As(Ⅲ)或As(Ⅴ)暴露后的生物累積已在許多物種中有過研究報(bào)道,包括真菌[26]、細(xì)菌[27]、海藻[28]、多毛類[29]和海洋魚類[30]。但是,水生系統(tǒng)中As的研究主要集中在海洋生態(tài)系統(tǒng),而淡水生態(tài)系統(tǒng)中的As污染研究,尤其是淡水底棲生物對(duì)As的累積方面的研究報(bào)道還很少[7]。搖蚊幼蟲廣泛分布于湖泊和河流的沉積物中,并且能耐受高濃度痕量元素的污染,因此常用于評(píng)估痕量元素的生物可利用度,多項(xiàng)研究表明,搖蚊幼蟲在旨在保護(hù)底棲生物群落和以其為食的高營養(yǎng)級(jí)捕食性動(dòng)物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中具有重要的作用[31-32]。本研究的目的是監(jiān)測(cè)淡水底棲無脊椎動(dòng)物搖蚊幼蟲(chironomid larvae)對(duì)As的生物累積,了解水相攝入途徑中As的生物可利用度。探究淡水底棲動(dòng)物對(duì)As的累積以評(píng)估潛在的危害及自然風(fēng)險(xiǎn),為保護(hù)區(qū)域環(huán)境與人類健康提供科學(xué)依據(jù)。
搖蚊幼蟲于2018年1月購自天津市一家鮮活搖蚊幼蟲批發(fā)公司。為了盡量減少樣品尺寸對(duì)As暴露實(shí)驗(yàn)的影響,挑選大小基本一致的個(gè)體(體長1.5 cm)。在運(yùn)送到實(shí)驗(yàn)室后,用去離子水對(duì)搖蚊幼蟲進(jìn)行反復(fù)徹底的漂洗以除去污泥雜質(zhì)等表面附著物以及死蟲,然后放入已曝氣過的自來水中暫養(yǎng)(13 ℃,pH 7.5),以便達(dá)到凈化和馴化的目的。在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)期間,光暗循環(huán)周期為12 h∶12 h,2 d換水一次。在暴露實(shí)驗(yàn)開始之前,在此條件下適應(yīng)培養(yǎng)一周左右。
將搖蚊幼蟲隨機(jī)均勻分開,放入盛有3 L已曝氣過的自來水的容積為5 L的聚乙烯塑料燒杯中培養(yǎng)。實(shí)驗(yàn)共設(shè)置8個(gè)不同的暴露組和1個(gè)空白對(duì)照組。暴露組的質(zhì)量濃度梯度分別為50、100、500和1 000 μg·L-1的As(Ⅲ)和As(Ⅴ),空白對(duì)照組使用已曝氣過的脫氯自來水,不添加無機(jī)As。各個(gè)暴露組的含As水溶液通過加入適當(dāng)體積的1 000 mg·L-1的標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液(NaAsO2或Na2HAsO47H2O)來配制。每實(shí)驗(yàn)組各放入25 g經(jīng)馴養(yǎng)凈化后的搖蚊幼蟲,保持室溫和自然光照,在靜態(tài)淡水條件下進(jìn)行為期18 d的暴露培養(yǎng)。暴露期間定期取水樣檢測(cè)水中As濃度,每天及時(shí)移除死蟲。實(shí)驗(yàn)過程中分別在第0、3、6、9、12、15和18天取樣,每組實(shí)驗(yàn)每次采集3個(gè)平行樣本。首先,將所取水樣放于5 mL聚乙烯離心管中并立即放入-20 ℃的冰箱中保存;其次,將收集的存活的紅蟲短暫浸入去離子水中,然后用紙巾將多余的水分吸干,用萬分之一天平稱量記錄其濕重,之后將搖蚊幼蟲進(jìn)行冷凍干燥(用萬分之一天平稱量記錄其干重)以及均質(zhì)化(研磨),最后儲(chǔ)存在小型聚乙烯袋中,以便進(jìn)一步用于總As濃度的分析。
在搖蚊幼蟲的不同暴露組和空白對(duì)照組中,其平均濕重和干重都沒有明顯的差異,所以這些參數(shù)對(duì)數(shù)據(jù)的影響可以忽略。As(Ⅴ)暴露組中搖蚊幼蟲的平均濕重為(1.00±0.06) g,范圍在0.81~1.19 g之間;平均干重為(0.13±0.03) g,范圍在0.08~0.25 g之間。As(Ⅲ)暴露組中搖蚊幼蟲的平均濕重為(0.97±0.08) g,范圍在0.76~1.17 g之間;平均干重為(0.14±0.02) g,范圍在0.10~0.20 g之間??瞻讓?duì)照組中搖蚊幼蟲的平均濕重為(1.01±0.10) g,范圍在0.91~1.31 g;平均干重為(0.14±0.02) g,范圍在0.10~0.20 g之間。
1.3.1 水樣總As濃度測(cè)定
將冰凍的水樣從冰箱取出,解凍后用于總As濃度分析。無機(jī)As濃度參照中華人民共和國水利行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)《水質(zhì) 砷的測(cè)定 原子熒光光度法》(SL.327.1—2005)[33]測(cè)定:準(zhǔn)確移取適量水樣(視濃度而定,精確至0.1 mL)置于50 mL容量瓶中,依次加入體積分?jǐn)?shù)為50%的鹽酸(32%,優(yōu)級(jí)純,上海阿拉丁試劑公司)水溶液10.0 mL、硫脲+抗壞血酸(50 g·L-1,分析純,上海阿拉丁試劑公司)混合溶液5.0 mL,用純水定容后搖勻,放置30 min后待測(cè)。同時(shí)按同樣的方法制備空白樣品。采用高效液相色譜-紫外-氫化物發(fā)生-原子熒光光譜儀(HPLC-UV-HG-AFS)(LC-AFS 9600,北京海光儀器有限公司)測(cè)定水樣中總As濃度(μg·L-1)。
1.3.2 生物樣品總As濃度測(cè)定
采用濕法消解制備搖蚊幼蟲樣品,其無機(jī)As濃度參照《食品中總砷及無機(jī)砷的測(cè)定》(GB5009.11—2003)[34]中無機(jī)As氫化物原子熒光光度法測(cè)定:準(zhǔn)確稱量部分均勻樣品粉末(0.05 g),置于50 mL錐形瓶中,依次加入硝酸(65%,優(yōu)級(jí)純,上海阿拉丁試劑公司)20 mL,硫酸(98%,優(yōu)級(jí)純,上海阿拉丁試劑公司)1.25 mL,高氯酸(72%,優(yōu)級(jí)純,上海阿拉丁試劑公司)4 mL,放置過夜,次日置于電熱板(XMTD-9000,天津工業(yè)實(shí)驗(yàn)室儀器有限公司)上加熱消解。若消解液處理至1 mL左右時(shí)仍有未分解物質(zhì)或色澤變深,取下放冷,補(bǔ)加硝酸5~10 mL,再消解至2 mL左右,如此反復(fù)2~3次,注意避免炭化,繼續(xù)加熱至消解完全后,再持續(xù)蒸發(fā)至高氯酸的白煙散盡,硫酸的白煙開始冒出。取下放冷,之后加去離子水25 mL,再蒸發(fā)至冒硫酸白煙,冷卻,用去離子水將內(nèi)溶物轉(zhuǎn)入25 mL比色管中。最后加入硫脲+抗壞血酸(100 g·L-1,分析純,上海阿拉丁試劑公司)混合溶液2 mL,補(bǔ)加去離子水至刻度,混勻,放置30 min,待測(cè),使用相同的操作程序處理空白樣品。采用HPLC-UV-HG-AFS(LC-AFS 9600,北京海光儀器有限公司)測(cè)定搖蚊幼蟲組織樣品中的As濃度(μg·g-1干重)。
總As標(biāo)準(zhǔn)溶液是將總As標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液(中國國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)研究中心)連續(xù)稀釋制備的。本次實(shí)驗(yàn)水樣總As以及生物樣品總As濃度的測(cè)定均采用HPLC-UV-HG-AFS(LC-AFS 9600,北京海光儀器有限公司)。先測(cè)量樣品空白,之后按順序測(cè)定各樣品濃度。依次測(cè)定試劑空白、標(biāo)準(zhǔn)系列溶液總As濃度,相同條件下,測(cè)定樣品溶液總As濃度。通過分析加標(biāo)回收率,證實(shí)了所采用消化方法的準(zhǔn)確性。水樣總As濃度加標(biāo)回收率在109.4%~119.6%之間,搖蚊幼蟲樣品總As濃度加標(biāo)回收率在99.1%~118.6%之間。
使用SPSS 24.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)學(xué)分析。通過單因素方差分析(ANOVA)來檢測(cè)不同實(shí)驗(yàn)組中的相關(guān)水平差異,然后進(jìn)行最小顯著差異(LSD)檢驗(yàn)。概率水平P<0.05被認(rèn)為具有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義。采用OriginPro 2016作圖。
搖蚊幼蟲暴露于無機(jī)As 18 d后,不同濃度梯度的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)暴露組中水體總As濃度及其變化情況如表1所示??瞻讓?duì)照組中水體總As濃度范圍在0.753~0.824 μg·L-1之間。在As(Ⅲ)暴露實(shí)驗(yàn)中,除50 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組中水體As濃度隨時(shí)間變化無明顯差異(P>0.05)外,其他As(Ⅲ)暴露組(100、500和1 000 μg·L-1)中水體As濃度均在15 d后相較于初始暴露濃度有了顯著增加(P<0.05)。在整個(gè)暴露實(shí)驗(yàn)期間,As(Ⅲ)暴露組中水體As濃度誤差范圍保持在2.70%~13.90%之間。而在As(Ⅴ)暴露實(shí)驗(yàn)中,100 μg·L-1和500 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組中水體As濃度隨時(shí)間變化不顯著(P>0.05),僅50 μg·L-1和1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組中水體As濃度分別在18 d和15 d后與初始暴露濃度相比有了顯著差異(P<0.05)。在整個(gè)暴露實(shí)驗(yàn)周期中,As(Ⅴ)暴露組中水體As濃度誤差范圍為2.65%~18.12%。這表明,在短時(shí)間內(nèi),水體中As濃度隨時(shí)間變化不顯著,As暴露濃度無明顯變化差異。
搖蚊幼蟲暴露于無機(jī)As水溶液中18 d后,在不同濃度梯度的As(Ⅲ)或As(Ⅴ)暴露組中,其生物體組織中As的累積隨時(shí)間變化情況如圖1和圖2所示。在對(duì)照組中,搖蚊幼蟲中As濃度較低,且隨時(shí)間沒有顯著性變化,總As濃度范圍為1.16~1.22 μg·g-1(干重),這些數(shù)值處于淡水湖泊生物體中常見的As濃度范圍的下限。
表1 不同濃度無機(jī)As暴露實(shí)驗(yàn)水溶液中總As濃度Table 1 Total arsenic concentration in water under exposure treatments of inorganic As with different concentrations
圖1 暴露于不同濃度As(Ⅲ)水溶液18 d后搖蚊幼蟲中總As濃度變化注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n=3)。Fig. 1 Changes of total arsenic concentrations in chironomid larvae after waterborne As(Ⅲ) exposure for 18 dNote: Data are expressed as means±SD (n=3).
圖2 暴露于不同濃度As(Ⅴ)水溶液18 d后搖蚊幼蟲中總As濃度變化注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n=3)。Fig. 2 Changes of total arsenic concentrations in chironomid larvae after waterborne As(Ⅴ) exposure for 18 dNote: Data are expressed as means±SD (n=3).
與空白對(duì)照組相比,不同濃度的As(Ⅲ)暴露組中搖蚊幼蟲體內(nèi)As濃度隨時(shí)間呈總體上升趨勢(shì)。50 μg·L-1和100 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組中總As濃度在前12 d內(nèi)變化均趨于平緩且差異不大,總As濃度范圍分別為1.23~1.40 μg·g-1(干重)和1.11~1.34 μg·g-1(干重),而在12~18 d的暴露周期內(nèi),50 μg·L-1和100 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組中總As濃度有小幅度上升趨勢(shì),變化較為明顯,且在第18天時(shí),搖蚊幼蟲體內(nèi)As的累積量達(dá)到最大值,分別為(2.01±0.20) μg·g-1(干重)和(2.60±0.50) μg·g-1(干重)。500 μg·L-1和1 000 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組中總As濃度在前12 d內(nèi)同樣呈平緩趨勢(shì),但搖蚊幼蟲體內(nèi)As的累積量略有增加,總As濃度范圍分別為1.36~1.86 μg·g-1(干重)和1.76~2.45 μg·g-1(干重),而在12~18 d的暴露周期內(nèi),總As濃度同樣呈大幅度上升趨勢(shì),且在第18天時(shí),搖蚊幼蟲體內(nèi)As的累積量達(dá)到最大值,分別為(4.10±0.17) μg·g-1(干重)和(7.14±0.48) μg·g-1(干重)(圖1)??梢?,在不同濃度梯度的As(Ⅲ)暴露組中,隨著時(shí)間的改變,搖蚊幼蟲體內(nèi)As的累積量均有較大變化,表明As的累積與暴露時(shí)間有關(guān)。可能在高濃度As(Ⅲ)的脅迫下,進(jìn)入搖蚊幼蟲體內(nèi)的無機(jī)As遠(yuǎn)大于代謝排出的無機(jī)As,造成無機(jī)As在搖蚊幼蟲體內(nèi)的快速積累,如果無機(jī)As在搖蚊幼蟲體內(nèi)蓄積的濃度達(dá)到一定值,會(huì)對(duì)搖蚊幼蟲產(chǎn)生毒害作用,影響到搖蚊幼蟲的代謝活動(dòng)和攝食活動(dòng)等,最終導(dǎo)致其死亡。本實(shí)驗(yàn)中沒有發(fā)現(xiàn)搖蚊幼蟲大量異常死亡,說明所采用的As(Ⅲ)濃度還不足以使搖蚊幼蟲致死。
與As(Ⅲ)暴露組不同,As(Ⅴ)暴露組中搖蚊幼蟲體內(nèi)As濃度隨時(shí)間變化是總體上呈先上升、后下降、最后趨于平緩或持續(xù)上升趨勢(shì)。在前12 d的暴露周期內(nèi),50、100、500和1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度均是有小幅度上升,之后呈下降趨勢(shì),總As濃度范圍分別為1.33~1.73 μg·g-1(干重)、1.46~2.07 μg·g-1(干重)、1.46~2.34 μg·g-1(干重)和1.61~2.98 μg·g-1(干重),除50 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度在第9天達(dá)到最大值(1.73±0.24) μg·g-1(干重)之外,100、500和1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度均在第6天達(dá)到最大值,分別為(2.07±0.10) μg·g-1(干重)、(2.35±0.16) μg·g-1(干重)和(2.98±0.93) μg·g-1(干重)(圖2),這表明搖蚊幼蟲對(duì)As的累積能力隨著暴露條件變化而變化,高代謝期和As的排泄期與As在其組織中的累積是相互交替進(jìn)行的。搖蚊幼蟲組織直接與淡水中的As(Ⅴ)接觸時(shí),可能存在一定的解毒機(jī)制。當(dāng)組織內(nèi)As的累積量達(dá)到一定值后,其代謝速率可能大于吸收速率。而在12~18 d的暴露周期內(nèi),As(Ⅴ)暴露組總As濃度上升至最大值后均趨于平緩,其搖蚊幼蟲中體內(nèi)As累積量的最大值分別為(1.86±0.08) μg·g-1(干重)、(1.89±0.28) μg·g-1(干重)和(2.07±0.03) μg·g-1(干重)(圖2),與前12 d內(nèi)對(duì)應(yīng)的As(Ⅴ)暴露組中搖蚊幼蟲體內(nèi)總As濃度的最大值非常接近,表明搖蚊幼蟲對(duì)As的累積趨于穩(wěn)定。1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度呈持續(xù)上升趨勢(shì),這與1 000 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組的情況相似,且在第18天時(shí),搖蚊幼蟲體內(nèi)As累積量達(dá)到(2.85±0.76) μg·g-1(干重)(圖2)。
如圖3和圖4所示,在搖蚊幼蟲暴露于無機(jī)As不同時(shí)間后,其體內(nèi)As的累積隨著暴露濃度的升高均有增加,并且As(Ⅴ)暴露組總As濃度明顯低于As(Ⅲ)暴露組。對(duì)As(Ⅲ)暴露組而言,除在500 μg·L-1As(Ⅲ)暴露3 d的搖蚊幼蟲體內(nèi)總As濃度沒有顯著增加外,500 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組(6、9、12、15和18 d)和1 000 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組(3、6、9、12、15和18 d)
圖3 不同濃度As(Ⅲ)暴露條件下?lián)u蚊幼蟲中總As濃度注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n=3);不同字母表示不同處理組間的差異顯著,P<0.05。Fig. 3 Total arsenic concentrations in chironomid larvae exposed to different concentrations of As(Ⅲ)Note: Data are expressed as means±SD (n=3); different letters represent significant difference between treatments (P<0.05).
總As濃度與對(duì)照組相比均顯著升高(P<0.05),然而,50 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組(3、6、9、12和15 d)和100 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組(3、6和9 d)的搖蚊幼蟲體內(nèi)總As濃度與對(duì)照組相比均沒有顯著性差異,并且50 μg·L-1和100 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組總As濃度非常接近(圖3)。另外,除12 d時(shí)所有As(Ⅴ)暴露組總As濃度與對(duì)照組沒有顯著差異外,3、6、9、15和18 d時(shí),1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度與對(duì)照組相比均顯著升高(P<0.05),3、6、9和15 d時(shí),500 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組的搖蚊幼蟲總As濃度與對(duì)照組相比均顯著升高(P<0.05),9 d和15 d時(shí),50 μg·L-1和100 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組搖蚊幼蟲體內(nèi)總As濃度與對(duì)照組相比有了顯著增加(P<0.05),同樣的,50 μg·L-1和100 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度非常接近(圖4)。由此可見,較高的As暴露濃度(500 μg·L-1和1 000 μg·L-1As(Ⅲ)、500 μg·L-1和1 000 μg·L-1As(Ⅴ))可能會(huì)影響搖蚊幼蟲對(duì)As(Ⅲ)和As(Ⅴ)生物累積的模式,在低濃度無機(jī)As暴露條件下,搖蚊幼蟲對(duì)As的生物利用度較低。值得注意的是,在無機(jī)As暴露18 d后,As(Ⅲ)暴露組總As濃度與對(duì)照組相比均有顯著增加(P<0.05)(圖3),而對(duì)于As(Ⅴ)暴露組,僅僅1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度與對(duì)照組相比顯著增加(P<0.05)(圖4),在1 000 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組的搖蚊幼蟲體內(nèi)As的累積量高于1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組,這表明,在高濃度的無機(jī)As暴露條件下,對(duì)于搖蚊幼蟲來說,As(Ⅲ)可能比As(Ⅴ)更具生物可利用性。
圖4 不同濃度As(Ⅴ)暴露條件下?lián)u蚊幼蟲中總As濃度注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n=3);不同字母表示不同處理組間的差異顯著,P<0.05。Fig. 4 Total arsenic concentrations in chironomid larvae exposed to different concentrations of As(Ⅴ)Note: Data are expressed as means±SD (n=3); different letters represent significant difference between treatments (P<0.05).
如圖5所示,暴露于As(Ⅲ)不同時(shí)間后,搖蚊幼蟲中總As濃度與暴露濃度之間呈現(xiàn)顯著的線性相關(guān)關(guān)系(P<0.05),其總As濃度隨暴露濃度升高逐漸增加。如圖6所示,在As(Ⅴ)暴露實(shí)驗(yàn)中,除暴露12 d的As(Ⅴ)暴露組搖蚊幼蟲中總As濃度與暴露濃度之間沒有顯著相關(guān)性,其他As(Ⅴ)暴露組(3、6、9、15和18 d)總As濃度與暴露濃度之間均呈顯著的正相關(guān)(P<0.05)。且隨著暴露濃度升高,As(Ⅴ)暴露組搖蚊幼蟲中總As濃度增加趨勢(shì)相對(duì)As(Ⅲ)暴露組更為平緩,又一次表明搖蚊幼蟲對(duì)As(Ⅲ)的生物利用度高于As(Ⅴ)。
圖5 不同濃度As(Ⅲ)暴露條件下?lián)u蚊幼蟲中總As濃度與As(Ⅲ)暴露濃度相關(guān)性分析注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n=3)。Fig. 5 Correlation analysis of total As concentrations in chironomid larvae and different As(Ⅲ) exposure concentrationsNote: Data are expressed as means±SD (n=3).
圖6 不同濃度As(Ⅴ)暴露條件下?lián)u蚊幼蟲中總As濃度與As(Ⅴ)暴露濃度相關(guān)性分析注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n=3)。Fig. 6 Correlation analysis of total As concentrations in chironomid larvae and different As(Ⅴ) exposure concentrationsNote: Data are expressed as means±SD (n=3).
美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)提出了一套估算各種污染物的生物累積因子(BAF)的方法和指南,以反映魚類、貝類等水生生物通過各種來源(食物、沉積物等)對(duì)污染物的吸收情況,且不僅限于水中來源[32]。BAF是指特定營養(yǎng)水平下的水生生物體和水中某種化學(xué)物質(zhì)的濃度之比,其中生物體及其食物都暴露于該營養(yǎng)水平下[35-36]。As的BAF可以按公式(1)進(jìn)行計(jì)算。
(1)
式中:ct為生物體組織中總As濃度(mg·kg-1干重),cw為水體中As濃度(mg·L-1)。
在目前的研究中,我們計(jì)算了在無機(jī)As暴露18 d后搖蚊幼蟲對(duì)As的生物累積因子(BAF18 d),結(jié)果如圖7所示,在As(Ⅲ)和As(Ⅴ)暴露組中,搖蚊幼蟲對(duì)As的BAF18 d隨無機(jī)As暴露濃度的升高呈下降趨勢(shì),其值從高到低依次為BAF(50 μg·L-1)>BAF(100 μg·L-1)>BAF(500 μg·L-1)>BAF(1 000 μg·L-1),且在不同的無機(jī)As暴露條件下,As(Ⅲ)暴露組搖蚊幼蟲中BAF均高于As(Ⅴ)暴露組,表明搖蚊幼蟲對(duì)As的生物累積能力隨無機(jī)As暴露濃度的升高而降低,且搖蚊幼蟲對(duì)As(Ⅲ)的累積能力高于As(Ⅴ)。在50、100、500和1 000 μg·L-1As(Ⅲ)暴露組中,搖蚊幼蟲對(duì)As的BAF18 d分別為37.44±4.42、23.90±4.70、7.73±0.50和6.36±0.48,在50 μg·L-1暴露濃度條件下BAF18 d達(dá)到最大值,且在500 μg·L-1和1 000 μg·L-1較高As濃度暴露條件下,搖蚊幼蟲對(duì)As的BAF18 d值非常接近。另外,在50、100、500和1 000 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組中,搖蚊幼蟲對(duì)As的BAF18 d分別為29.04±3.24、14.90±0.62、3.33±0.46和2.27±0.66,同樣也可以發(fā)現(xiàn)搖蚊幼蟲在較高的As暴露濃度條件下BAF18 d值較為接近,但低于As(Ⅲ)暴露組。
在前12 d的暴露周期內(nèi),As(Ⅴ)暴露組中搖蚊幼蟲體內(nèi)總As濃度均有小幅度上升,之后呈下降趨勢(shì),搖蚊幼蟲組織直接與淡水中的As(Ⅴ)接觸時(shí),可能存在一定的解毒機(jī)制。當(dāng)組織內(nèi)As的累積量達(dá)到一定值后,其代謝速率可能大于吸收速率。Mogren等[37]研究發(fā)現(xiàn),溪流搖蚊幼蟲(Chironomusriparius)能夠承受相對(duì)高濃度As的長期暴露。諸多研究表明,水生軟體動(dòng)物通常有多種從細(xì)胞中排除有毒化合物的策略,包括:(1)對(duì)金屬的吸收速率和排泄速率具有平衡調(diào)節(jié)機(jī)制;(2)金屬與金屬硫蛋白進(jìn)行細(xì)胞內(nèi)螯合作用,再進(jìn)一步通過溶酶體內(nèi)膜系統(tǒng)將其消除;(3)金屬與谷胱甘肽絡(luò)合,并隔離到液泡中[38];(4)將As(Ⅴ)還原為As(Ⅲ),然后甲基化為毒性較低的有機(jī)形態(tài)進(jìn)而通過排泄釋放[39]。此外,有研究表明,蛻皮也作為無脊椎動(dòng)物一種解毒重金屬化合物的手段[40]。Mogren等[41]將溪流搖蚊幼蟲(Chironomusriparius)暴露于1 000 mg·L-1As(Ⅴ)中研究其在不同的生活階段個(gè)體中As的濃度及其形態(tài)分布情況,發(fā)現(xiàn)溪流搖蚊在蛹期和成年期時(shí)As濃度顯著降低,表明在幼蟲期到蛹期這一階段一部分As被排出體外,同樣地,在先前的一項(xiàng)研究中,Mogren等[37]發(fā)現(xiàn)溪流搖蚊在四齡期和成年期之間能夠排出72%的總As。而在12~18 d的暴露周期內(nèi),50、100和500 μg·L-1As(Ⅴ)暴露組總As濃度上升至最大值后均趨于平緩,與前12 d內(nèi)對(duì)應(yīng)的As(Ⅴ)暴露組中搖蚊幼蟲體內(nèi)總As濃度的最大值非常接近,表明搖蚊幼蟲對(duì)As的累積趨于穩(wěn)定。有研究報(bào)道,大多數(shù)海洋動(dòng)物,包括海藻、腹足動(dòng)物、蝦和其他無脊椎動(dòng)物,從海水中累積As的能力有限[28,42-43]。另外,Ciardullo等[44]研究發(fā)現(xiàn),虹鱒魚各個(gè)組織(鰓、腎臟、肝臟、肌肉和皮膚)中As的生物累積均在14個(gè)月時(shí)達(dá)到峰值,之后在其他生長年齡階段顯著降低,同樣表明As的生物累積能力低。Zhang等[30]研究發(fā)現(xiàn),與對(duì)照組相比,細(xì)鱗鯻(Teraponjarbua)幼魚在100 μg·L-1As(Ⅲ)和As(Ⅴ)中暴露10 d后魚肉中As的累積亦較少。同樣地,菲律賓蛤仔在100 μg·L-1As(Ⅴ)中暴露14 d后鰓組織中總As累積與對(duì)照組相比沒有顯著差異,且肝胰腺和鰓組織中總As濃度增加趨勢(shì)緩慢[45]。以上研究表明無機(jī)As的低生物利用度。
圖7 不同濃度無機(jī)As暴露條件下?lián)u蚊幼蟲生物累積因子注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差(n=3)。Fig. 7 The bioaccumulation factors of chironomid larvae exposed to different concentrations of inorganic AsNote: Data are expressed as means±SD (n=3).
在本研究中,暴露于較高濃度條件下的As(Ⅴ)(500 μg·L-1)的搖蚊幼蟲中總As濃度沒有顯著升高,這再次表明軟體動(dòng)物對(duì)As(Ⅴ)的生物利用度低。相比之下,在As(Ⅲ)暴露條件下的搖蚊幼蟲中As的累積量比在As(Ⅴ)暴露條件下更高,表明當(dāng)暴露于較高濃度的無機(jī)As時(shí),與As(Ⅴ)相比,As(Ⅲ)對(duì)上皮細(xì)胞更具滲透性或更容易被搖蚊幼蟲代謝。其他研究人員也發(fā)現(xiàn)了類似的研究結(jié)果,Zhang等[46]研究發(fā)現(xiàn),僧帽牡蠣(Saccostreacucullata)在1 mg·L-1As(Ⅴ)中暴露30 d后,組織中總As濃度與空白對(duì)照組相比沒有顯著增加,在1 mg·L-1As(Ⅲ)中暴露的僧帽牡蠣中總As累積要高于1 mg·L-1As(Ⅴ)暴露組,且在1 mg·L-1As(Ⅲ)暴露下組織中總As濃度與5 mg·L-1As(Ⅴ)暴露組的相當(dāng)。Gailer等[47]研究報(bào)道,藍(lán)貽貝(Mytilusedulis)在100 μg·L-1As(Ⅲ)和As(Ⅴ)暴露10 d后,其組織中總As濃度分別為5.1~6.4 mg·kg-1和3.3~4.8 mg·kg-1(濕重),與對(duì)照組中藍(lán)貽貝組織總As濃度(4.2~5.1 mg·kg-1(濕重))相比沒有顯著差異,表明As(Ⅲ)和As(Ⅴ)這2種無機(jī)As形態(tài)的生物利用度都非常低,并且As(Ⅲ)在這種軟體動(dòng)物中的生物利用度略高于As(Ⅴ)。Suhendrayatna等[48]發(fā)現(xiàn),在As(Ⅲ)中暴露的淡水魚類日本青鳉(Oryziaslatipes)中總As累積比在As(Ⅴ)暴露組中高4~10倍,另有研究表明,在As(Ⅲ)中暴露的羅非魚(Tilapiamossambica)組織中總As濃度高于As(Ⅴ)暴露組[49],這些結(jié)果表明,As(Ⅲ)可能比As(Ⅴ)更容易通過消化道黏膜或更容易被代謝。然而,也有學(xué)者研究了蛤蜊(Gafrariumtumidum)和雙齒圍沙蠶(Nereissuccinea)對(duì)As的生物可利用性,結(jié)果發(fā)現(xiàn)2種無脊椎動(dòng)物對(duì)As(Ⅲ)的吸收效率低,As(Ⅲ)更容易被迅速消除[50-51]。
已有研究表明,菲律賓蛤仔[45]和僧帽牡蠣[46]組織中總As的累積隨水體中As暴露濃度的升高成比例增加,這與之前在淡水魚類日本青鳉[48]和羅非魚[49]中的研究結(jié)果類似。Usese等[52]研究發(fā)現(xiàn),尼日利亞拉各斯舄湖4種底棲性魚類(Chrysichthysnigrodigitatus、Mugilcephalus、Lizafalcipinis和Bathygobioussoporator)的肌肉組織和淡水螺(Tymponotoniusfuscatus)各組織中的As濃度均與水體中As濃度呈顯著正相關(guān)(P<0.05)。另外,Wang等[53]研究了淡水藻類銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)在不同濃度的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)(0、5、10、20、50和100 μmol·L-1)中暴露15 d后對(duì)As的累積情況,發(fā)現(xiàn)在As(Ⅲ)中暴露的藻細(xì)胞內(nèi)總As濃度顯著高于As(Ⅴ)暴露后的濃度,且銅綠微囊藻累積的總As濃度與添加到生長培養(yǎng)基中的As濃度成正比。在海洋多毛類動(dòng)物雜色沙蠶(Nereisdiversicolor)和環(huán)節(jié)動(dòng)物沙蠶(Nereisvirens)這2種沙蠶的實(shí)驗(yàn)中也發(fā)現(xiàn)了從海水中攝入的As濃度隨著砷酸鹽濃度的增加而上升[29]。而Zhang等[54]對(duì)從中國大亞灣海域12個(gè)地點(diǎn)采集的19種野生海洋生物進(jìn)行了總As和As形態(tài)分析,并測(cè)定了海水和沉積物中的As濃度,發(fā)現(xiàn)底棲魚類李氏(Callionymusrichardsonii)和蝦類寬突赤蝦(Metapenaeopsispalmensis)體內(nèi)As濃度與沉積物中As濃度呈顯著正相關(guān),而中上層魚類二長棘鯛(Parargyropsedita)中的As濃度與沉積物中的As濃度呈顯著負(fù)相關(guān)。這表明,海洋生物體中的As濃度并不取決于暴露水體中的As濃度,但與沉積物中的As濃度高度相關(guān)。而這些不同海洋生物體中As濃度的差異可能是由于有機(jī)體的選擇性食物來源不同所造成的。
綜上所述,本研究考察了淡水底棲動(dòng)物搖蚊幼蟲經(jīng)不同濃度As(Ⅲ)或As(Ⅴ)水相暴露后,其對(duì)As的吸收和累積情況。在不同濃度梯度的無機(jī)As暴露實(shí)驗(yàn)中,溶液中As濃度隨時(shí)間變化不顯著;搖蚊幼蟲對(duì)As的累積量與暴露時(shí)間長短有關(guān),對(duì)As(Ⅲ)的累積較As(V)顯著;搖蚊幼蟲對(duì)無機(jī)As的生物利用度較低,在高濃度的無機(jī)As暴露條件下,As(Ⅲ)比As(Ⅴ)更具生物可利用性;暴露于As(Ⅲ)或As(Ⅴ)溶液中的搖蚊幼蟲,其體內(nèi)總As濃度隨無機(jī)As暴露濃度的升高逐漸增加,但生物累積能力隨無機(jī)As暴露濃度的升高反而降低。