納米TiO2對菲律賓蛤仔消化腺中Cd的蓄積與生化響應的影響?

張 博， 潘進芬??， 張雪嬌， 張婷婉， 王竹梅

(1. 中國海洋大學環境科學與工程學院，山東 青島 266100； 2. 中國海洋大學海洋環境與生態教育部重點實驗室，山東 青島 266100)

納米二氧化鈦(n-TiO2)是在個人消費品(防曬霜、牙膏等)和工業生產(顏料、紙、油墨添加劑、塑料等)中應用最廣泛的一種納米材料。在n-TiO2大量使用過程中，其不可避免地被釋放到城市和工業廢水中，并最終進入河流、湖泊、海洋等水環境中。Mueller 和 Nowack[1]利用n-TiO2全球生產量、n-TiO2在各類產品中的分配比例，納米顆粒從產品中的釋放比例及其在各環境要素中的流量系數等參數，估算出瑞士地表水中n-TiO2的預測環境濃度(PECs)約為0.7～16 μg·L-1。Tiede等[2]預測地表水(飲用水凈化廠進水)中n-TiO2的PECs為164 μg·L-1。

進入水相和沉積物中的n-TiO2可能會與重金屬等相互作用，從而引起重金屬在水生生物體內積累量或毒性效應的改變[3]。已有學者研究了n-TiO2與重金屬(尤其是Cd)的聯合暴露對淡水和海洋生物的影響[4-6]。n-TiO2能夠降低Cd在萊茵衣藻(Chlamydomonasreinhardtii)中的積累和毒性效應[5]；但能夠增強大型溞(Daphniamagna)[4]、斑馬魚(Brachydaniorerio)[7]對Cd的吸收積累。Balbi等[6]則發現，在聯合暴露條件下，n-TiO2不會影響到Cd在地中海貽貝(Mytilusgalloprovincialis)中的生物積累程度，也未增加Cd對貽貝免疫和消化腺功能及胚胎發育的不良影響。可見n-TiO2對Cd生物積累和生物毒性的影響可能存在種間特異性，并且因介質種類(如淡水和海水)以及納米材料在介質中的性質和形態而變。 因此，需要進行更多的研究以確定n-TiO2入海后對重金屬的生物蓄積性與毒性效應的影響。

生物體在環境脅迫等逆境條件下能夠產生大量活性氧物質(ROS)，攻擊細胞內的DNA、蛋白質等生物大分子，引起生物膜發生脂質過氧化反應(MDA則是脂質過氧化的主要產物)，而生物體可以通過改變抗氧化酶(超氧化物歧化酶SOD、過氧化氫酶CAT和谷胱甘肽S-轉移酶GST等)或非酶類抗氧化的水平，以清除ROS，維持細胞內的正常氧化還原環境。而金屬離子能夠誘導雙殼類動物金屬硫蛋白(MT)的合成，從而表現出一定的金屬毒性[6]。

海洋中的雙殼類動物能夠通過大量過濾海水而捕獲微粒物質和懸浮性污染物，因而常被作為模式生物用于評估納米顆粒(NPs)對水生生物影響以及NPs與其他污染物之間的交互作用[6, 8]。菲律賓蛤仔 (Ruditapesphilippinarum)是中國沿海分布較為廣泛的底棲雙殼類動物，從潮間帶到水深10 m左右的水域均有棲息[9]。本研究擬以菲律賓蛤仔為試驗物種，將其單獨和聯合暴露到n-TiO2和Cd，評估n-TiO2與Cd單獨暴露條件下海洋雙殼類對Cd蓄積性及生物響應的影響。需要指出的是，前人多采用高濃度(mg·L-1)[3-4]對n-TiO2或Cd進行水生毒性研究，這些濃度遠高于目前水環境中兩種污染物的預測濃度或實測濃度。為此，本研究將n-TiO2或Cd的試驗濃度設置為100 μg·L-1，同時將暴露時間延長至2周，以便在接近實際污染水平的單獨和聯合暴露條件下研究Cd在海洋雙殼類中的蓄積量及其亞致死毒性(包括SOD、CAT、GST的活性以及MDA、MT含量)變化。

1 材料與方法

1.1 材料

納米二氧化鈦(n-TiO2，純度>99.7%，銳鈦礦型，粒徑<25 nm)購于Sigma-Aldrich。氯化鎘(CdCl2·2.5H2O，分析純)、硝酸(HNO3，ρ=1.42 g·mL-1，超純)和H2O2(30%，優級純)購于國藥集團化學試劑有限公司。

人工海水(ASW)：將一定量的海水晶(購于濰坊市海佳海水晶廠)溶于超純水配制而成，使用前經0.45 μm的微孔濾膜過濾。

硝酸溶液：1體積的硝酸和99體積的水混合得到。

n-TiO2溶液：將n-TiO2加入到0.45 μm過濾后的ASW中，冰水浴超聲15 min，得到n-TiO2儲備液(10 mg·L-1)，隨后立即稀釋到暴露濃度100 μg·L-1。

Cd溶液：將1 g CdCl2加至超純水中，配成CdCl2儲備液(10 mg·L-1)，隨后立即稀釋到暴露濃度100 μg·L-1。

菲律賓蛤仔(R.philippinarum)購于青島市紅島區海鮮市場，選取反應靈敏、大小相近的個體(殼長(3.42±0.12) cm，殼寬(2.3±0.14) cm，殼高(1.46±0.09) cm)，采用ASW馴養7 d，馴養期間每24 h 更換1次ASW，并持續曝氣。

1.2 主要儀器

T18型高速組織勻漿機(德國IKA公司)；UV2550型紫外-可見光分光光度計(日本島津公司)；KQ3200B型超聲波清洗器(江蘇省昆山市超聲儀器有限公司)；MIKRO 200R型高速冷凍離心機(德國Hettich公司)；MARS-Xpress型微波消解儀(美國CEM公司)；RT-6000型酶標儀(深圳雷杜公司)；ICAP-6300型電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-AES，美國Thermo公司)。

1.3 暴露培養方法

將經過馴養的菲律賓蛤仔隨機分組后放入各玻璃缸(30 cm×22 cm×18 cm)中，每個玻璃缸加入7 L的ASW后放入35只蛤仔。共分為4組進行暴露實驗(污染物濃度設置見表1)，每24 h換水一次，實驗期間不投喂餌料，且沒有蛤仔死亡。暴露期間測定各水質參數為水溫(18.9±0.6) ℃、鹽度(33±0.1)、DO(8.29±0.2) mg·L-1和pH=7.6±0.05。在暴露的0、3、7和14 d，分別從每個玻璃缸中取5只，立即冰上解剖并分離消化腺，轉移到液氮中速凍后于-80 ℃保存待測。

表1 不同處理組中n-TiO2與Cd的濃度Table 1 Concentrations of n-TiO2 and Cd in different treatments

Note：①Cotrol goup；②n-TiO2treatmen group；③Cd treatmen group；④n-TiO2+ Cd treatmen group；⑤n-TiO2concentration；⑥Cd concentration

1.4 生物化學分析

稱取適量解凍后的消化腺組織，按質量體積比1∶9加入Tris-HCl(pH=7.4, 0.01 mol·L-1)緩沖溶液[10]，用高速組織勻漿機勻漿后離心(3 000 r·min-1, 4 ℃)15 min得到上清液，用于測定SOD、CAT、GST、MDA和MT的活性或含量以及蛋白質濃度。上述生物化學指標均使用南京建成生物工程研究所生產的試劑盒進行測定。

MRAA+LDA：診斷過程中，能夠快速從三血管序列切面發現異常的右位主動脈弓；經弓降部冠狀切面顯示主動脈弓位于氣管右側，順序發出L-InA、RCCA、RSA，可見DA位于氣管左側；且AO發出的左側分支不與降主動脈相連。

SOD測定：通過黃嘌呤及黃嘌呤氧化酶反應系統產生超氧陰離子自由基后者氧化羥胺形成亞硝酸鹽，在顯色劑的作用下呈現紫紅色，用可見光分光光度計測其吸光度。當被測樣品中含SOD時，則對超氧陰離子自由基有專一性的抑制作用，使測定管的吸光度值低于對照管的吸光度值，由此可計算被測樣品中的SOD活力(U·mg prot-1)。

CAT測定：CAT分解H2O2的反應可通過加入鉬酸銨而迅速中止，剩余的H2O2與鉬酸銨作用產生淡黃色的絡合物，根據其在405 nm處的吸光度變化可計算得到CAT活力(U·mg prot-1)。

GST測定：GST具有催化還原型谷胱甘肽(GSH)與1-氯-2,4-二硝基苯(CDNB)結合的能力，在一定的反應時間內，其活性高低與反應前后底物濃度的變化呈線性關系。根據GSH濃度的降低幅度可計算GST活力(U·mg prot-1)。

MDA測定：過氧化脂質降解產物中的MDA可與硫代巴比妥酸(TBA)縮合，形成紅色產物，在532 nm處有最大吸收峰，由此可計算MDA的含量(nmol·mg prot-1)。

MT測定：向預先包被了軟體動物MT單克隆抗體的酶標孔中加入上清液，溫育；然后加入生物素標記的抗MT抗體，再與鏈霉親和素-HRP結合，形成免疫復合物，再次溫育后，用PBS洗滌，去除未結合的酶，然后加入底物H2O2和TMB，在酸的作用下轉化成最終的黃色。在450 nm處的吸光度與樣品中MT的濃度呈正相關，由此可計算MT含量(ng·mL-1)。

1.5 消化腺中Cd含量測定

準確稱取冷凍干燥后的消化腺樣品(100±0.1) mg，加入9 mL硝酸，待反應平穩后，再加入3 mL過氧化氫，然后放入微波消解儀中。消解過程分兩步：120 ℃，升溫時間8 min，保持5 min(1 600 W)；180 ℃，升溫時間8 min，保持25 min(1 600 W)。冷卻后，將樣品轉入聚四氟乙烯容器中，置于電熱板上120 ℃趕酸至近干。最后將樣品全量轉移到25 mL比色管中，冷卻至室溫后加入硝酸溶液(1體積硝酸∶99體積水)定容混勻。用ICP-AES分析，每個樣品設3個平行，根據測定結果計算Cd含量(ng·g-1·dw)。

1.6 數據統計分析

每個生化指標或Cd含量的測定結果均以3次重復測定的(平均值±標準差)表示；采用單因素方差分析(ANOVA)進行處理組和對照組的差異顯著性檢驗，統計顯著性水平為p< 0.05。通過XLStat2010?進行統計分析，OriginLab OriginPro 9.2作圖。

2 結果

2.1 不同處理組中蛤仔消化腺中Cd的含量比較

(不同字母表示相同暴露時間下不同處理組之間存在顯著差異(p < 0.05)。 Different letters represent significant differences among treatment groups at the same exposure time (p < 0.05).)

2.2 n-TiO2和Cd單獨與聯合暴露下蛤仔抗氧化酶活性的變化

由圖2可見，無論是Cd、n-TiO2單獨暴露，還是兩者共同存在的情況下，蛤仔消化腺的SOD活性總是與同期的對照組差異不顯著(p> 0.05)。消化腺的CAT活性僅在Cd暴露3 d后受到顯著誘導(p< 0.05)，為對照組的1.3倍。GST活性的誘導出現在Cd暴露7、14 d后，均為對照組的1.6倍；而單獨的n-TiO2處理及其與Cd聯合暴露均不能引起GST活性的顯著變化(與同期對照組相比)。

2.3 n-TiO2和Cd單獨與聯合暴露下的蛤仔MDA含量變化

3個處理組中消化腺MDA含量的顯著變化均出現在暴露中后期(見圖3)。n-TiO2單獨暴露7 d后，消化腺MDA含量顯著上升，但隨著暴露時間延長，MDA含量增幅降低，至暴露結束時與對照組無顯著差異。Cd處理組中，MDA含量的顯著增加出現在暴露結束時。當2種污染物同時存在時，MDA含量在暴露7 d后顯著高于對照組，其后逐漸降低到與對照組差異不顯著的水平。

(不同字母表示相同暴露時間下不同處理組之間存在顯著差異(p < 0.05)。 Different letters represent significant differences among treatment groups at the same exposure time (p < 0.05). )

2.4 n-TiO2和Cd單獨與聯合暴露下的蛤仔MT含量變化

根據圖4，3個處理組中，只有Cd能夠顯著誘導消化腺MT的合成，隨暴露時間延長，這種誘導效應持續增大，暴露3、7、14 d后的MT含量分別達到同期對照組的6.5、9.7和50.1倍。同樣濃度的n-TiO2不能誘導MT合成。Cd與n-TiO2共存時也不會引起MT含量顯著變化。

(不同字母表示相同暴露時間下不同處理組之間存在顯著差異(p < 0.05)。 Different letters represent significant differences among treatment groups at the same exposure time (p < 0.05). )

(不同字母表示相同暴露時間下不同處理組之間存在顯著差異(p < 0.05)。 Different letters represent significant differences among treatment groups at the same exposure time (p < 0.05). )

3 討論

鎘(Cd)是水生生態系統中分布廣泛的一種重金屬，美國國家環保局(USEPA)和歐洲水框架指令(WFD)均將該金屬列為優先控制污染物[11-12]。根據近年來的文獻報道，中國某些海域表層海水中的Cd已達到較高污染水平，例如，南中國海的Cd濃度范圍為47.0～324.2 μg·L-1，平均257.3 μg·L-1[13]。在這種污染形勢下，作為納米材料的n-TiO2入海后，究竟會增加還是減輕Cd在海洋生物體內的積累與毒害值得關注。雙殼類動物因其分布廣泛、營固著生活以及對重金屬的高富集性、低轉化能力和較高耐受性而常被用作海洋環境污染的指示生物。其中，菲律賓蛤仔(R.philippinarum)是研究重金屬吸收積累及生物學效應的常用物種，通過急性毒性試驗得到的Cd對菲律賓蛤仔(R.philippinarum)的96 h LC50在2.843 ～ 4.740 mg·L-1之間[14, 15]。

本研究所設置的Cd暴露濃度(100 μg·L-1)大約相當于上述96 h LC50的1/30～1/50。暴露于該濃度Cd的蛤仔未見死亡，但是消化腺中Cd的積累十分明顯(見圖1)，并引起一定的亞致死毒性，表現為GST和MT持續受到誘導和暴露后期MDA含量的上升(見圖2～4)。GST是II相代謝酶，能夠催化GSH的-SH 與親電子化合物或I相代謝產物結合，生成低毒或無毒的水溶性化合物而排出體外[16]。之前的研究已發現[17]，Cd、Zn、Pb、Hg、Cu等重金屬均能誘導櫛孔扇貝(Chlamysfarreri)消化腺GST的活性。MTs是一類普遍存在于生物體內的低分子量、富含半胱氨酸(約30%)的蛋白質，其通過半胱氨酸的-SH與金屬離子結合而起到解毒作用。很多研究表明，重金屬可在轉錄水平上誘導雙殼類MTs合成，根據MTs含量的變化可反映海洋環境重金屬污染水平[18-19]?？梢?，Cd脅迫下的GST活性上升和MT含量增加是生物體的一種主動防御機制，其作用是控制細胞內溶解態Cd的數量，進而阻止其對其它酶(包括抗氧化酶)活性中心的破壞，以保持機體的抗氧化防御能力。本研究中，暴露于Cd的蛤仔消化腺中SOD、CAT活性并未發生變化或只有短暫增加(見圖2)支持上述推斷。Ji等[20]的研究同樣發現，經亞致死濃度(20和200 μg·L-1)Cd暴露48 h后，菲律賓蛤仔消化腺SOD活性均與對照組差異不顯著(p>0.05)。SOD、CAT是生物細胞內兩種重要的抗氧化酶(前者的主要作用是清除機體產生的超氧陰離子自由基(O2·-)，生成H2O2；后者則催化 H2O2水解以減輕其對細胞的氧化損傷)[21]。SOD活性保持穩定，表明在暴露于該濃度Cd的機體內沒有O2·-的積累。作為脂質過氧化的最終產物，MDA常作為生物體遭受逆境脅迫的重要指標。本研究中，消化腺的MDA含量只在暴露后期出現上升，可能是因為，隨著Cd不斷攝入，GST所催化的底物(GSH)因不斷消耗而逐漸減少[22]，無法充分結合Cd；同時，MT的誘導量已達到穩定水平，無法螯合更多的Cd，由此造成新攝入的Cd較多以溶解態存在，抑制抗氧化酶的活性，由此造成ROS積累而引起細胞的氧化損傷[23- 24]。

與Cd處理組相比，n-TiO2和Cd的聯合暴露會顯著降低蛤仔消化腺中Cd的積累量(見圖1)。由此認為，海水中n-TiO2和Cd之間會產生拮抗作用，進而造成蛤仔對Cd(毒性較低)和Ti(毒性較低)的攝入量降低。與此相應的是，本研究觀察到，n-TiO2和Cd的聯合暴露不能引起蛤仔消化腺的抗氧化酶活性和MT含量的顯著變化，只是造成表征氧化損傷程度的MDA含量在暴露中期的短暫增加(但在暴露結束時已回落到對照水平)。這種變化與n-TiO2單獨暴露下的生化響應非常相似，表明n-TiO2與Cd共存下的蛤仔亞致死毒性減輕主要是由于前者抑制后者的生物積累所致。前人的研究同樣發現，n-TiO2能夠抑制Cd在萊茵衣藻(C.reinhardtii)[5]中的蓄積。這種影響與n-TiO2對Cd的強吸附能力有很大關系： pH在4～7 范圍內，吸附率可達 97%以上[29]；當pH>7時，吸附率大于99%[30]。由此推斷，在本研究所用介質ASW(pH=7.6±0.05)中，部分Cd被吸附于n-TiO2表面，并隨著后者的凝聚、沉降而轉移到介質底層，進而阻止雙殼類對Cd的攝入。

4 結論

(1)在Cd濃度100 μg·L-1的ASW中暴露培養14 d，蛤仔消化腺中的Cd積累量持續增加，但是，同樣濃度的n-TiO2與Cd共存時，暴露結束時Cd積累量降低近一半。

(2)相同濃度條件下，Cd對蛤仔的亞致死毒性高于n-TiO2，表現為GST和MT的顯著誘導以及暴露后期MDA含量顯著上升；而n-TiO2單獨暴露只是造成MDA含量在暴露中期顯著增加。

(3)Cd和n-TiO2聯合暴露對蛤仔的亞致死毒性與n-TiO2單獨暴露的結果相似，表明n-TiO2能夠通過抑制Cd的生物積累而減輕后者對蛤仔的毒性。這種影響與n-TiO2對Cd的吸附作用有關。