胡振新，肖李霞，陶 冶，朱天君，馮春雷

（1.啟東市漁業(yè)技術(shù)推廣站，江蘇啟東 226200；2.中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院東海水產(chǎn)研究所，上海 200090）

重金屬是表征環(huán)境質(zhì)量的重要指標(biāo)，與環(huán)境健康狀況息息相關(guān)［1-2］。水環(huán)境中重金屬來源于自然和人為兩個(gè)途徑，在轉(zhuǎn)移過程中可分散到水體、沉積物和生物體中［3］。重金屬通過吸附、離子交換、絡(luò)合、沉淀及生物吸收等過程，在海洋沉積物和生物中富集，進(jìn)而在食物鏈中積累并傳遞［4］。文蛤（Meretrix meretrix）是一種肉味鮮美、營(yíng)養(yǎng)價(jià)值高、廣泛分布于我國(guó)沿海的重要經(jīng)濟(jì)貝類。貝類屬于濾食性生物，大部分養(yǎng)殖貝類主要生活在海洋污染多發(fā)區(qū)的海灣潮間帶或近岸淺海地區(qū)，受海域環(huán)境的影響，它們?cè)跒V水的同時(shí)，會(huì)將水體中包括重金屬等污染物質(zhì)富集于體內(nèi)，從而導(dǎo)致貝類體內(nèi)污染物質(zhì)含量過高［5］。與一般海域相比，貝類養(yǎng)殖海域因?yàn)樯婕笆称焚|(zhì)量安全、與人類的健康息息相關(guān)而受到更多關(guān)注。中國(guó)是世界上貝類養(yǎng)殖產(chǎn)量最高的國(guó)家［6］，養(yǎng)殖規(guī)模巨大，因此評(píng)估養(yǎng)殖環(huán)境中重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)是重要的科學(xué)問題。近年來國(guó)內(nèi)外學(xué)者采用多種方法對(duì)水體和沉積物重金屬進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，包括風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法（RAC）［7］、潛在生態(tài)危害指數(shù)法（RI）［8］、地累積指數(shù)法（Igeo）［9］、概率生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法（probabilistic ecological risk assessment，PERA）［10］和沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)法（sediment quality guideline，SQG）［11］等。由于不同的方法關(guān)注角度和判別標(biāo)準(zhǔn)有所不同，存在各自的優(yōu)缺點(diǎn)，因此，只采用一種方法無法全面對(duì)重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)，可以綜合利用多種評(píng)價(jià)方法，以便能夠更加全面、準(zhǔn)確、科學(xué)的作出評(píng)估［12］。

江蘇省啟東市位于長(zhǎng)江入?？冢０毒€漫長(zhǎng)，灘涂資源豐富，是我國(guó)著名的文蛤養(yǎng)殖基地，近年來，隨著養(yǎng)殖規(guī)模的擴(kuò)大，沿岸各種來源污水的排放，灘涂養(yǎng)殖的貝類偶發(fā)大面積死亡現(xiàn)象，摸清灘涂貝類養(yǎng)殖區(qū)的污染現(xiàn)狀及水平，對(duì)針對(duì)性的修復(fù)治理策略的提出至關(guān)重要。本研究對(duì)啟東文蛤養(yǎng)殖區(qū)水體和沉積物中重金屬Cu、Zn、Pb、Cd的含量和分布特征進(jìn)行了系統(tǒng)分析和總結(jié)，使用概率生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法和沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)法分別評(píng)價(jià)了啟東市文蛤養(yǎng)殖海域水體、表層沉積物中4種重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和潛在生物毒性，闡明了啟東文蛤養(yǎng)殖區(qū)重金屬對(duì)貝類養(yǎng)殖造成的風(fēng)險(xiǎn)程度，同時(shí)辨識(shí)具有潛在風(fēng)險(xiǎn)的重金屬，旨在為貝類養(yǎng)殖區(qū)重金屬的風(fēng)險(xiǎn)管理和評(píng)價(jià)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與分析

分別于2017年5月、2018年5月和2019年5月分3次在江蘇省啟東文蛤養(yǎng)殖海域開展海水和沉積物采樣調(diào)查，設(shè)置10個(gè)監(jiān)測(cè)站位，水深均小于10 m（圖1）。利用有機(jī)玻璃采水器采集表層海水，用蚌式采泥器采集表層0～10 cm沉積物樣品。所有未經(jīng)酸化的水樣，采用經(jīng)0.5 mol·L-1的鹽酸12 h浸泡處理后純水沖洗至中性的0.45μm纖維濾膜過濾后，采用原子吸收分光光度法檢測(cè)水樣中Cu、Zn、Pb、Cd 4種重金屬的含量［13］。實(shí)驗(yàn)所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，所有玻璃器皿使用前均用濃度為5%的硝酸浸泡24 h，用去離子水沖洗干凈后烘干備用。分析測(cè)試中用標(biāo)準(zhǔn)海水加入4種重金屬標(biāo)準(zhǔn)溶液做加標(biāo)回收，質(zhì)控回收率在85%以上，按照質(zhì)控要求做10%的平行雙樣。經(jīng)檢驗(yàn)，待測(cè)元素相對(duì)誤差（RE）均＜20%，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差（RSD）均＜15%。沉積物樣品置于通風(fēng)處自然晾干，干后沉積物樣品置于干燥皿中。去除雜物和粗顆粒后，用瑪瑙研缽將其研碎并全部通過160目篩，充分混勻后取樣以供測(cè)定。樣品用原子吸收分光光度儀測(cè)定［13］。分析過程以國(guó)家土壤一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GSS1-CSS8）為質(zhì)控標(biāo)樣，測(cè)試相對(duì)誤差＜5% 。

圖1 采樣站位圖Fig.1 Sampling station map

1.2 數(shù)據(jù)處理與評(píng)價(jià)方法

1.2.1 水體毒性數(shù)據(jù)分析

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估（ecological risk assessment，ERA）是可以定量研究污染物生態(tài)危害的重要手段，概率生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法是目前表征環(huán)境中污染物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的主要方法。概率法是利用物種敏感度分布（species sensitivity distribution，SSD）表征不同暴露濃度條件下受到毒性作用危害的物種比例，建立危害物種的毒性物質(zhì)濃度與受影響物種的比例之間的定量關(guān)系［14］。

本研究采集重金屬對(duì)水生生物的毒理數(shù)據(jù)進(jìn)行SSD的擬合。所需的數(shù)據(jù)主要來自美國(guó)EPA ECTOX 數(shù)據(jù)庫（http：／／www.epa.gov／ecotox／）和中國(guó)知網(wǎng)（http：／／www.cnki.net／），根據(jù)調(diào)查海域水生生物的文獻(xiàn)資料，篩選出本研究海域出現(xiàn)過的物種作為受試物種，急性毒性實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)主要選24～96 h的半致死濃度（LC50）和半效應(yīng)濃度（EC50）。在篩選數(shù)據(jù)過程中，如果一個(gè)物種有多個(gè)符合要求的數(shù)據(jù)，取其幾何均值來代表該物種的生物毒性數(shù)據(jù)［14］，構(gòu)建SSD時(shí)至少需要4個(gè)毒性數(shù)據(jù)［15］。采用分析軟件Origin 9.0，選取最佳數(shù)學(xué)模型評(píng)價(jià)水體中重金屬的風(fēng)險(xiǎn)程度。本研究分別篩選了包括藻類、脊椎動(dòng)物（包含魚類）和無脊椎動(dòng)物（甲殼類、軟體動(dòng)物）各類物種，分別獲得了Cu（38個(gè)）、Zn（26個(gè)）、Pb（28個(gè)）和Cd（37個(gè)）對(duì)應(yīng)的毒性數(shù)據(jù)。為了整體分析研究海域不同重金屬對(duì)水生生物的影響，全部物種不細(xì)分。重金屬毒理數(shù)據(jù)及對(duì)應(yīng)的物種見表1。

表1 不同水生生物重金屬毒性數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)Tab.1 Toxicity data of heavy metals on aquatic organisms

1.2.2 水體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

1.2.2.1 數(shù)據(jù)分析

本研究基于重金屬對(duì)水生生物的毒性效應(yīng)以及重金屬在水體中的分布服從正態(tài)分布的原理，用統(tǒng)計(jì)學(xué)的方法定量其環(huán)境生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)［16］。首先對(duì)水體中重金屬Cu、Zn、Pb、Cd的濃度以及相對(duì)應(yīng)的重金屬生物毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)，檢驗(yàn)方法采用Shapiro-Wilk法進(jìn)行。然后按照重金屬毒性濃度值大小對(duì)受試物種的生物毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行排序，計(jì)算每個(gè)物種的累計(jì)概率［17-18］。將該累積概率與經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化后的毒性濃度值擬合構(gòu)建物種敏感度分布SSD曲線，分別得到累積概率為10%對(duì)應(yīng)的急性毒性數(shù)據(jù)（SSD10）、累積概率為90%對(duì)應(yīng)的暴露濃度（EXD90），受到風(fēng)險(xiǎn)的水體比例（PAF）。10%對(duì)應(yīng)的急性毒性數(shù)據(jù)表示對(duì)10%的水生生物可以產(chǎn)生毒性作用的毒性閾值，可代表保護(hù)90%的水生生物的毒性閾值；90%對(duì)應(yīng)的暴露濃度可作為生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中暴露濃度參考值，受到風(fēng)險(xiǎn)的水體比例表示超過10%水生生物受到重金屬毒性危害時(shí)的潛在風(fēng)險(xiǎn)水體比例［11］。本研究使用Origin 9.0對(duì)暴露數(shù)據(jù)和毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行曲線擬合。

1.2.2.2 風(fēng)險(xiǎn)表征

通過累積概率法，將經(jīng)對(duì)數(shù)化處理的暴露濃度和經(jīng)對(duì)數(shù)化處理的毒性濃度建立線性關(guān)系，利用統(tǒng)計(jì)圖直接分析重金屬對(duì)水生生物的影響程度，采用安全閾值（MOS10）表征暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)的累積概率曲線重疊程度的大小［11］。MOS10越小，表明曲線重合程度越高，潛在風(fēng)險(xiǎn)越大。一般以MOS10為1作為界定風(fēng)險(xiǎn)程度，MOS10＞1，表明風(fēng)險(xiǎn)較小，若MOS10＜1，表明具有潛在風(fēng)險(xiǎn)［19］。計(jì)算方法為：

式中，SSD10為10%的水生生物受到影響時(shí)的污染物濃度；EXD90為污染物在水體中的累積濃度為90%時(shí)對(duì)應(yīng)的暴露濃度。

1.2.3 沉積物重金屬污染潛在生物毒性

沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)是基于生物效應(yīng)數(shù)據(jù)庫（biological effects database for sediments，BEDS）推導(dǎo)出的［20-21］，選用確定臨界效應(yīng)濃度（threshold effect level，TEL）和必然效應(yīng)濃度（probable effect level，PEL）作為兩個(gè)評(píng)價(jià)指標(biāo)。當(dāng)污染物中某種重金屬的濃度低于TEL時(shí)，意味著潛在生物毒性效應(yīng)幾乎不會(huì)發(fā)生，污染物濃度高于PEL時(shí)，則潛在生物毒性效應(yīng)發(fā)生頻率較高；如介于二者之間，潛在生物毒性效應(yīng)會(huì)偶爾發(fā)生。PEDERSEN等［22］在沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)的基礎(chǔ)上進(jìn)一步發(fā)展出了毒性單位評(píng)價(jià)法（toxic unit，TU），毒性單位定義為毒性物質(zhì)化學(xué)濃度與其對(duì)應(yīng)的PEL值之比，并用毒性之和（∑TUs）來表征重金屬的綜合潛在急性毒性，∑TUs＜4時(shí)可以視為無毒性，∑TUs＞6時(shí)表明具有急性毒性。

2 結(jié)果與分析

2.1 表層海水中重金屬的含量

由于海洋環(huán)境復(fù)雜，海上單次調(diào)查數(shù)據(jù)存在一定概率上的誤差，不能非常準(zhǔn)確的反映調(diào)查區(qū)域水體重金屬的真實(shí)風(fēng)險(xiǎn)水平，因此，為了提高風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果的準(zhǔn)確度，本研究使用的水體重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)數(shù)據(jù)為2017—2019年3年每年5月調(diào)查的平均值。從平面分布看，靠近近岸的1號(hào)和2號(hào)站水體中Cu、Zn、Pb、Cd 3年平均濃度值相對(duì)較高。Cu、Zn、Pb、Cd 3年平均濃度由高至低依次為：Cu（3.60μg·L-1）、Zn（0.20μg·L-1）、Pb（0.18μg·L-1）、Cd（0.06μg·L-1）（表2）。

表2 文蛤養(yǎng)殖區(qū)水體重金屬含量Tab.2 Concentration distribution characteristics of water heavy metals in Meretrix meretrix culture area

2.2 海水重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

本研究收集和整理了4種重金屬的水生生物急性毒性數(shù)據(jù)組，表1中給出了對(duì)應(yīng)的物種、毒性濃度以及經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化后的數(shù)據(jù)。通過檢驗(yàn)，這些毒性數(shù)據(jù)取對(duì)數(shù)后符合正態(tài)分布模型，經(jīng)線性擬合后，獲得水體暴露濃度和重金屬毒性數(shù)據(jù)的回歸方程，得到累積概率為90%的暴露濃度、累積概率為10%的毒性數(shù)據(jù)和安全閾值（表3）。從表3可知，累積概率為90%對(duì)應(yīng)Cu、Zn、Pb、Cd的暴露濃度分別為4.77、2.33、1.91、1.75μg·L-1；累積概率為10%對(duì)應(yīng)Cu、Zn、Pb、Cd的急性毒性數(shù)據(jù)分別為4.81、2.51、3.13、3.52μg·L-1；由此計(jì)算得到4種重金屬的MOS10均大于1，說明4種重金屬對(duì)水生生物的短期生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較小。10%水生生物受到4種重金屬（Cu、Zn、Pb、Cd）毒性危害時(shí)的潛在風(fēng)險(xiǎn)水體比例分別為50.05%、25.38%、24.01%、19.09%，表明Cd發(fā)生不利影響的概率最低，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)最小，而Cu發(fā)生不利影響的概率最高，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)最大，反映了水生生物對(duì)不同重金屬濃度的敏感性差異。由此可見，文蛤養(yǎng)殖區(qū)水體環(huán)境中4種重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)從大到小依次為Cu＞Zn＞Pb＞Cd。

表3 重金屬的毒性數(shù)據(jù)及暴露濃度擬合曲線參數(shù)和安全閾值MOS10Tab.3 Fitting curve parameters of exposure concentrations，MOS10 and toxicity data of heavy metals

2.3 表層沉積物中重金屬的含量及分布

與水體重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)一樣，為了提高評(píng)價(jià)結(jié)果的精度，本研究使用的沉積物重金屬評(píng)價(jià)數(shù)據(jù)為2017—2019年3年每年5月調(diào)查的平均值。文蛤養(yǎng)殖區(qū)表層沉積物中重金屬含量如表4所示，各重金屬的平均含量分別為：Cu 24.20 mg·kg-1、Zn 479.05 mg·kg-1、Pb 36.06 mg·kg-1、Cd 0.34 mg·kg-1。

表4 文蛤養(yǎng)殖區(qū)沉積物中重金屬含量Tab.4 Concentrations of heavy metals in surface sediments

2.4 表層沉積物中重金屬污染的潛在生物毒性風(fēng)險(xiǎn)

文蛤養(yǎng)殖區(qū)表層沉積物中3年各站位重金屬含量與沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)中TEL、PEL的比較結(jié)果如表5所示，其中Cd在各站位的含量均低于TEL，表明各站Cd無潛在生物毒性效應(yīng)；33.33%站位的Cu、46.70%站位的Pb無潛在生物毒性效應(yīng)；66.67%站位的Cu含量、50%站位的Zn含量、53.30%站位的Pb含量在TEL～PEL之間，偶爾有潛在生物毒性效應(yīng)；4種重金屬中僅有Zn的含量高于PEL，發(fā)生幾率為50%，表明在沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)下，Zn潛在金屬生物毒性效應(yīng)發(fā)生幾率較高。

表5 不同重金屬潛在毒性效應(yīng)的發(fā)生幾率Tab.5 Probability of potential biological toxicity of heavy metals

沉積物樣品中污染物含量高于TEL時(shí)，長(zhǎng)期暴露會(huì)產(chǎn)生毒性效應(yīng)，含量高于PEL時(shí)，會(huì)產(chǎn)生急性毒性效應(yīng)。圖2是養(yǎng)殖區(qū)10個(gè)監(jiān)測(cè)站位表層沉積物中重金屬的TU和∑TUs值，由圖2可知，1號(hào)和2號(hào)站具有明顯的急性毒性（∑TUs＞6），且∑TUs值主要由Zn貢獻(xiàn)，與上述Zn對(duì)生物的毒性效應(yīng)發(fā)生幾率較高的結(jié)果一致，其余站位∑TUs值則均小于4，基本不會(huì)對(duì)水生生物產(chǎn)生急性毒性效應(yīng)。

圖2 表層沉積物中重金屬潛在生物毒性Fig.2 Potential biological toxicity of heavy metals in surface sediments

3 討論

在復(fù)雜的海洋環(huán)境中，生物、化學(xué)和物理等作用會(huì)深刻影響重金屬的輸運(yùn)和遷移［23］。本研究表明，啟東文蛤養(yǎng)殖海域水體中4種重金屬含量較低。由于該海域周邊未設(shè)有較大的工況企業(yè)，結(jié)合該海區(qū)較低的重金屬含量，說明研究區(qū)域水體未受明顯的重金屬污染。通過生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)也可以看出，水體中4種重金屬對(duì)水生生物短期潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較小。但整體上來看，近岸站位（1、2、3號(hào)）水體重金屬含量相對(duì)較高（表2），造成這種分布的原因主要是因?yàn)槟贤ǖ暮０才c通州兩地電鍍、鋼絲繩和紡織染整企業(yè)較多［24］，近岸接納了來自沿岸的工業(yè)生產(chǎn)排放、生活污水及農(nóng)業(yè)用水或船舶排放等來源的重金屬污染物。離岸較遠(yuǎn)的海域，陸源污染物進(jìn)入海洋后，伴隨水體流動(dòng)及較強(qiáng)的水體交換能力，陸域污染物發(fā)生了遷移和擴(kuò)散，再加上水體的自凈作用，使得重金屬濃度較低［25］。

與水體中重金屬的分布類似，調(diào)查海域沉積物中4種重金屬的3年均值呈現(xiàn)近岸高于遠(yuǎn)岸的趨勢(shì)，僅有近岸的1號(hào)和2號(hào)站具有明顯的急性毒性。與中國(guó)如東、膠州灣、寧波、廈門等貝類養(yǎng)殖區(qū)表層沉積物重金屬含量［26］相比較，啟東文蛤養(yǎng)殖區(qū)表層沉積物重金屬含量略微偏高，這可能與不同海域沉積物粒徑及水動(dòng)力條件等海洋環(huán)境條件有關(guān)，特別是沉積物中有機(jī)物的含量，吸附在有機(jī)物上的重金屬可以穩(wěn)定的固定在沉積物中，大量養(yǎng)殖生物排泄等行為會(huì)大大增加海域有機(jī)物的含量，沉積物中重金屬的富集率會(huì)因?yàn)槿芙庑杂袡C(jī)物的增加而升高［27］。由于重金屬的持久性、高富集性和易于遷移性，重金屬易在生物體內(nèi)積累并被放大，因此，即使是低濃度的重金屬也會(huì)對(duì)包括人類在內(nèi)的生物構(gòu)成潛在威脅［28］。4種重金屬顯示出的不同潛在生物毒性效應(yīng)，與各自重金屬含量大小及重金屬的臨界效應(yīng)濃度（TEL）有一定的關(guān)系。從表4和表5可以看出，Cd含量明顯低于TEL，Cu和Zn的含量要明顯高于TEL，Pb的含量與TEL相差不大。另外，不同重金屬的潛在生物毒性還受沉積物的粒度、沉積物中有機(jī)質(zhì)含量、pH、氧化還原電位等諸多因素影響［29-30］。

重金屬對(duì)水生生物的毒性還受到重金屬形態(tài)的影響，水環(huán)境的pH值、鹽度等會(huì)直接影響水體重金屬的形態(tài)，改變重金屬的毒性［30-31］。今后的研究應(yīng)充分考慮這些環(huán)境因素的影響，特別是關(guān)注各類生物在生態(tài)環(huán)境中的功能及作用，以進(jìn)一步評(píng)估重金屬對(duì)水生生物的風(fēng)險(xiǎn)效應(yīng)。