随着经济的快速发展，尤其是工业的迅猛发展，污染物尤其是重金属排放入水体的问题日益突出。当前，我国许多河流和湖泊中底泥已受到不同程度的重金属污染，尤其是镉污染。杨卓等^[1]通过累计指数法对华北地区的天然湖白洋淀湖区底泥中重金属进行评价，表明白洋淀底泥中重金属镉含量较高，污染程度极强；刘振坤等^[2]通过分析洪泽湖底泥重金属含量，发现洪泽湖底泥中镉污染严重，并呈上升趋势。镉在底泥中很难被生物降解，但是大多数的水体动物都能通过吸收、吸附和摄食等途径，从周边的水体和底泥中蓄积镉元素，这不仅能造成水体动物的积累性中毒，而且还可以通过食物链在其他动物体内蓄积，甚至进入人的体内，这将严重影响生态平衡以及人体健康。因此，对于水体镉污染的监测和综合治理迫在眉睫。

目前，国内外关于水体污染监测的主要手段是生物监测和被动采样监测。被动采样监测具有“仿生”特点，但其监测对象和接受相的材料范围较窄。对水体的生物监测常以水生动物的软组织为对象，如贝类的软组织，但其软组织易受自身生理活动影响和干扰，对采集、运输和贮存条件的要求较高，同时对于污染物的主动摄取较大的差异性和不确定性等，而水生动物硬组织既有与软组织类似的对污染物的较强富集能力，同时又可克服软组织的缺点，如硬组织广泛存在、易于采集、运输和贮存。

本文选取中国圆田螺（Cipangopaludina chinensis,mudsnail）为研究对象，通过急性毒性试验和慢性生长发育试验揭示其对镉污染的生物指示作用。同时通过实验室模拟并结合对天津主要景观河道中国圆田螺的现场采样调查分析，探讨中国圆田螺软、硬组织蓄积重金属镉的规律性,旨在为水体镉污染的常规生物监测、综合防治和生态风险评价提供必要的参考依据。 1 实验材料与方法 1.1 材料

中国圆田螺：购自水产批发市场，实验前将中国圆田螺洗刷干净，清除附着物，自然光照和室温下在实验室中装有砂滤和曝气装置的水池内驯养两周，暂养期间不投饵。 氯化镉（CdCl₂·2H₂O），Sigma-Aldrich公司产品，纯度≥99.9%。 1.2 方法 1.2.1 急性毒性暴露实验

取9个塑料桶，分别向桶中加入含有Cd²⁺终浓度为0、0.75、1.5、2.5、5.0、7.5、10.0、15.0、20.0 mg·L^-1的CdCl₂·2H₂O溶液10 L，每个桶中加入20只存活良好的体长2 mm左右的成年中国圆田螺，充分曝气，每天相同时间观察各个桶中中国圆田螺的存活状况，记录6 d田螺的死亡数。田螺的外套膜萎缩,角质薄片脱落,多次刺激无反应即视为死亡。实验结束后随机从每个桶中分别取9只存活的中国圆田螺和100 mL溶液，测定其Cd²⁺含量。 1.2.2 蓄积暴露实验

配置5 mg·L^-1的Cd²⁺溶液100 L于塑料水箱中，充分曝气。在水箱中放入300只存活良好的体长2 mm左右的成年中国圆田螺，实验暴露20 d。每隔2 d从水箱中取出10 mL的水和9只中国圆田螺用于测定其Cd²⁺含量，同时更换1/3的溶液。 1.2.3 微宇宙中田螺生长发育毒性实验

取3个40 cm×20 cm×30 cm玻璃缸，分别加入恒重7 kg泥土（经检测不含有Cd²⁺），分别加入一定的CdCl₂·2H₂O溶液，使其Cd²⁺终浓度分别为0、0.15、1.5 mg·kg^-1（干重）。迅速在每个缸中加入适量曝气水，使液面刚刚没过土面，分别用玻璃棒搅拌，使泥土和溶液充分混合，于实验室阳台静置2周后，每个缸中加曝气水20 L，再静置2周，使底泥、孔隙水、上覆水三者达到充分平衡。加入存活良好的体长2 mm左右的成年中国圆田螺100只、2～3 cm锦鲤3条、大型蚤20个、小球藻100 mL（1.2 g干重·L^-1）。实验期间不换水、不投食，隔天往缸中补充因蒸发损失的水分。每15 d随机取6只中国圆田螺观察并记录体长。 1.2.4 现场采样

在天津市中心城区景观河道一级河道和二级河道中选择八里台桥、晋宁道桥、大丰桥、北安桥、光华桥和丁家桥共6个采样点。分别采集底泥样品和中国圆田螺样品，于4 ℃冰箱保存。 1.2.5 样品分析

3个田螺为一个样本，进行壳肉分离，肉组织只取腹足部分（剔去消化系统）。壳和肉组织都经去离子水洗净，放入烘箱中烘至恒重后研碎。底泥样品分别取湿重约0.1 kg烘至恒重，每组样品取3个平行。分别称取0.2 g干重样品，转入微波消解罐（Milestone ETHOS ONE）中，加入2 mL的HNO₃和6 mL的HCl进行消解。过滤消解完成后的溶液，定容至10 mL。用ICP-OES（Perkin-Elmer）测定每组样品中Cd²⁺的浓度，其中Cd²⁺的检出限为0.002 mg·L^-1，加标回收率为94%~105%。 1.2.6 统计分析

采用SPSS 13.0 软件，每个试验组设3个平行样，由线性拟合法（Linear Fit）分析半致死浓度和半效应浓度；组内进行student-t检验，并用标准误差SD表示；组间用one way-AVONA检验，P＜0.05表示有显著差异。 2 结果与分析 2.1 急性毒性试验

如图 1所示，5 d最低观察无效应浓度（LOAEL）为0.75 mg·L^-1。中国圆田螺的个体死亡百分率随着暴露时间的增加而增大，并且每天的个体死亡百分率都与Cd²⁺暴露浓度正相关（表 1）。高浓度组田螺的中毒反应较明显，如20 mg·L^-1 浓度组暴露1 d后死亡率达40%；低浓度组中毒反应较缓慢，要经过较长时间才会出现死亡，如0.75 mg·L^-1 浓度组暴露3 d后死亡率为10%。有的个体呈半麻醉的“假死”状态，久不活动，适应环境后又缓慢恢复活动。如表 1所示，通过剂量-效应回归曲线计算分析可得，1～5 d的半致死浓度（LC₅₀）分别为27.96、20.83、20.26、8.75 和6.15 mg·L^-1。

表 1 Cd²⁺对中国圆田螺急性毒性剂量-效应关系 Table 1 Dose-response effects of Cd²⁺ acute toxicity to Cipangopaludina Chinensis

表选项

图 1 Cd2+对中国圆田螺急性毒性效应 Figure 1 Acute toxicity of Cd2+ to Cipangopaludina Chinensis

图选项

如图 2所示，在该微宇宙系统中各生物种群都生存良好，田螺个体生长发育很快。但是与空白对照相比，低浓度Cd²⁺暴露组（0.15 mg·kg^-1）田螺在第30 d以后表现出刺激生长效应（P＜0.01），而高浓度Cd²⁺暴露组（1.5 mg·kg^-1）田螺在第15 d以后即表现出抑制生长效应（P＜0.01）。

图 2 Cd2+对中国圆田螺生长发育的影响 Figure 2 Effect of Cd2+ on growth and development of Cipangopaludina Chinensis

图选项

如图 3所示，在实验浓度范围内，中国圆田螺的腹足部对Cd²⁺的蓄积量与暴露浓度呈正相关关系（P＜0.001）。壳中Cd²⁺的蓄积量在低剂量暴露时虽略低于腹足部中的含量，但仍在同一个数量级，并且对较小范围内的浓度变化不太敏感，维持一定的稳定状态。

图 3 中国圆田螺Cd2+蓄积量与暴露浓度的关系 Figure 3 Accumulation of Cd in Cipangopaludina Chinensis as influenced by exposure concentrations

图选项

空白对照组中国圆田螺腹足部和壳中均未测出Cd²⁺。如图 4所示，1.5 mg·kg^-1暴露组中田螺壳和腹足部的蓄积量都高于0.15 mg·kg^-1暴露组，证明田螺对Cd²⁺的蓄积量也随着底泥暴露浓度的增加而上升，这与水体直接暴露的作用规律相同。壳中Cd²⁺的蓄积量虽显著低于腹足部，但仍在同一个数量级。

图 4 中国圆田螺Cd2+蓄积量与暴露时间的关系 Figure 4 Accumulation of Cd in Cipangopaludina Chinensis as influenced by exposure time

图选项

从吸收曲线变化趋势来看，在0.15 mg·kg^-1暴露组，壳和腹足部都表现为在前11 d快速蓄积并达到峰值，而后随着时间延长蓄积量逐渐下降最后达到平衡。在1.5 mg·kg^-1暴露组，腹足部的蓄积量在第8 d即达到峰值，而后直到暴露结束的第38 d体内含量逐渐下降；壳的蓄积量在第11 d达到峰值，而后随着时间延长蓄积量逐渐下降最后达到平衡。从这个指标来看，田螺壳对Cd²⁺的蓄积更为稳定。 2.4 实际环境样品测定

如图 5所示，天津中心城区景观水体底泥中Cd²⁺的含量为0.44～2.35 mg·kg^-1 干重，均高于天津市土壤Cd²⁺背景值0.09 mg·kg^-1 干重^[3]。实验室微宇宙模拟试验中Cd²⁺最高暴露浓度为1.5 mg·kg^-1，也在这个浓度范围之内。6个采样点都表现为田螺腹足部Cd²⁺富集量略高于壳，这与实验室微宇宙模拟试验的作用规律是一致的。但是，田螺Cd²⁺富集量与采样点的基底浓度无关，这可能是由于各采样点底泥中Cd²⁺含量差别太小，也可能是田螺长期累积产生的效果。

图 5天津市中心城区景观河道底泥和田螺中Cd2+含量测定 Figure 5 Cadmium concentrations in sludge and snails in major landscape rivers of central Tianjin City

图选项

田螺的个体成活率是底泥重金属毒性大小的直接表现^[4]。本实验发现中国圆田螺的个体死亡百分率随着Cd²⁺暴露浓度的增大而增大，并且5 d的LC₅₀为7.64 mg·L^-1。急性毒性致死指标要求的暴露浓度较高，一般在实际环境中很难达到，而且灵敏度也不是很高。如Gust等^[5]利用新西兰泥螺对污水处理厂出水排放的水质进行原位生物监测，发现污水暴露对田螺成体的成活率没有影响，但是可以降低田螺的生殖率。另外，田螺的壳长增长率可以作为指示沉积物重金属污染慢性胁迫的有效生物标志^[6]。马陶武等^[6]和Celabrese等^[7]研究发现，在低剂量Cd²⁺长期胁迫后，螺的生长速率显著升高，表现为明显的毒物兴奋效应；而高剂量Cd²⁺则会抑制壳长的增长^[6]，并且增长率的下降与氧化胁迫导致的过多能量支出相关，而与摄食情况无关^[6,8]。本实验也得到了类似的结论，即低浓度Cd²⁺暴露组（0.15 mg·kg^-1）刺激田螺生长，高浓度Cd²⁺暴露组（1.5 mg·kg^-1）抑制田螺生长。

田螺能够积累那些常规方法检测不出的底泥或水中污染物^[9]，在重金属^[10]、内分泌干扰物^[11]等诸多环境污染物的监测方面发挥着重要作用。褚武英^[12]比较了9种淡水动物对五种重金属的富集作用，发现就肌肉而言中国圆田螺富集能力最强。目前的研究都以成年田螺软组织积累的重金属浓度来反映底泥重金属生物可给性的大小^[13,14]，但是田螺的软组织对于污染物的主动摄取具有较大的差异性和不确定性^[15,16]。本研究发现田螺的硬组织——壳与田螺软组织同样能够蓄积镉，并且相比软组织来说更为稳定。从图 3看出，在较低浓度水平下，壳与腹足都可反映水质变化，高浓度时壳不适宜做监测器，而实际环境中镉的污染浓度都是在较低水平的。从图 4可见，富集达到稳态后，壳浓度变化小于腹足浓度变化，可以说在难以判断真实暴露时间的情况下，用壳浓度评价比用腹足浓度评价具有一定优势。Puente等^[17]比较了紫贻贝软/硬组织中重金属的浓度与其所在海域沉积物中重金属浓度的相关关系，发现Ni和Pb在贝壳珍珠层中的浓度与其环境浓度具有很好的相关性，并提出“贝壳珍珠层比软组织更适于作为重金属的生物监测器”。MacFarlane等^[18]也发现Pb在贝壳层中的浓度与其环境浓度具有很好的相关性，但是贝类软组织则并不具备反映这一变化的能力。这可能与二者对外源污染物的蓄积途径差异有关。田螺软组织主动摄取和体内代谢、转化、蓄积外源污染物，因此蓄积量变化较大；而壳的蓄积主要是通过环境中直接吸附/沉积等体外途径完成，当达到吸附平衡以后，蓄积量变化不大，并且在田螺生长过程中，田螺壳体不断生物矿化，很可能将外源污染物“锁定”在矿物结构中，蓄积量更为稳定。该推测尚有待于进一步研究证实。

另外，相比于其他生物硬组织，田螺壳在淡水环境中广泛存在，易于获取，并对部分污染物具有较强的富集能力，同时田螺的壳长增长率也可以作为指示沉积物重金属污染慢性胁迫的有效生物标志。因此，中国圆田螺壳可以作为淡水环境重金属污染生物监测的有效补充。 4 结论

（1）镉的暴露时间和暴露浓度显著影响了中国圆田螺的个体成活率和壳长增长率，田螺尤其田螺壳可以作为淡水环境中指示沉积物重金属污染胁迫的有效生物标志物。

（2）中国圆田螺的壳可以作为淡水环境重金属污染生物监测的有效补充。