基于多元评估方法的启东文蛤养殖区重金属风险评价

胡振新，肖李霞，陶 冶，朱天君，冯春雷

（1.启东市渔业技术推广站，江苏启东 226200；2.中国水产科学研究院东海水产研究所，上海 200090）

重金属是表征环境质量的重要指标，与环境健康状况息息相关［1-2］。水环境中重金属来源于自然和人为两个途径，在转移过程中可分散到水体、沉积物和生物体中［3］。重金属通过吸附、离子交换、络合、沉淀及生物吸收等过程，在海洋沉积物和生物中富集，进而在食物链中积累并传递［4］。文蛤（Meretrix meretrix）是一种肉味鲜美、营养价值高、广泛分布于我国沿海的重要经济贝类。贝类属于滤食性生物，大部分养殖贝类主要生活在海洋污染多发区的海湾潮间带或近岸浅海地区，受海域环境的影响，它们在滤水的同时，会将水体中包括重金属等污染物质富集于体内，从而导致贝类体内污染物质含量过高［5］。与一般海域相比，贝类养殖海域因为涉及食品质量安全、与人类的健康息息相关而受到更多关注。中国是世界上贝类养殖产量最高的国家［6］，养殖规模巨大，因此评估养殖环境中重金属的生态风险是重要的科学问题。近年来国内外学者采用多种方法对水体和沉积物重金属进行风险评估，包括风险评价编码法（RAC）［7］、潜在生态危害指数法（RI）［8］、地累积指数法（Igeo）［9］、概率生态风险评估法（probabilistic ecological risk assessment，PERA）［10］和沉积物重金属质量基准法（sediment quality guideline，SQG）［11］等。由于不同的方法关注角度和判别标准有所不同，存在各自的优缺点，因此，只采用一种方法无法全面对重金属进行评价，可以综合利用多种评价方法，以便能够更加全面、准确、科学的作出评估［12］。

江苏省启东市位于长江入海口，海岸线漫长，滩涂资源丰富，是我国著名的文蛤养殖基地，近年来，随着养殖规模的扩大，沿岸各种来源污水的排放，滩涂养殖的贝类偶发大面积死亡现象，摸清滩涂贝类养殖区的污染现状及水平，对针对性的修复治理策略的提出至关重要。本研究对启东文蛤养殖区水体和沉积物中重金属Cu、Zn、Pb、Cd的含量和分布特征进行了系统分析和总结，使用概率生态风险评估法和沉积物重金属质量基准法分别评价了启东市文蛤养殖海域水体、表层沉积物中4种重金属的生态风险和潜在生物毒性，阐明了启东文蛤养殖区重金属对贝类养殖造成的风险程度，同时辨识具有潜在风险的重金属，旨在为贝类养殖区重金属的风险管理和评价提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集与分析

分别于2017年5月、2018年5月和2019年5月分3次在江苏省启东文蛤养殖海域开展海水和沉积物采样调查，设置10个监测站位，水深均小于10 m（图1）。利用有机玻璃采水器采集表层海水，用蚌式采泥器采集表层0～10 cm沉积物样品。所有未经酸化的水样，采用经0.5 mol·L-1的盐酸12 h浸泡处理后纯水冲洗至中性的0.45μm纤维滤膜过滤后，采用原子吸收分光光度法检测水样中Cu、Zn、Pb、Cd 4种重金属的含量［13］。实验所用试剂均为优级纯，所有玻璃器皿使用前均用浓度为5%的硝酸浸泡24 h，用去离子水冲洗干净后烘干备用。分析测试中用标准海水加入4种重金属标准溶液做加标回收，质控回收率在85%以上，按照质控要求做10%的平行双样。经检验，待测元素相对误差（RE）均＜20%，相对标准偏差（RSD）均＜15%。沉积物样品置于通风处自然晾干，干后沉积物样品置于干燥皿中。去除杂物和粗颗粒后，用玛瑙研钵将其研碎并全部通过160目筛，充分混匀后取样以供测定。样品用原子吸收分光光度仪测定［13］。分析过程以国家土壤一级标准物质（GSS1-CSS8）为质控标样，测试相对误差＜5% 。

图1 采样站位图Fig.1 Sampling station map

1.2 数据处理与评价方法

1.2.1 水体毒性数据分析

生态风险评估（ecological risk assessment，ERA）是可以定量研究污染物生态危害的重要手段，概率生态风险评估法是目前表征环境中污染物生态风险的主要方法。概率法是利用物种敏感度分布（species sensitivity distribution，SSD）表征不同暴露浓度条件下受到毒性作用危害的物种比例，建立危害物种的毒性物质浓度与受影响物种的比例之间的定量关系［14］。

本研究采集重金属对水生生物的毒理数据进行SSD的拟合。所需的数据主要来自美国EPA ECTOX 数据库（http：／／www.epa.gov／ecotox／）和中国知网（http：／／www.cnki.net／），根据调查海域水生生物的文献资料，筛选出本研究海域出现过的物种作为受试物种，急性毒性实验数据主要选24～96 h的半致死浓度（LC50）和半效应浓度（EC50）。在筛选数据过程中，如果一个物种有多个符合要求的数据，取其几何均值来代表该物种的生物毒性数据［14］，构建SSD时至少需要4个毒性数据［15］。采用分析软件Origin 9.0，选取最佳数学模型评价水体中重金属的风险程度。本研究分别筛选了包括藻类、脊椎动物（包含鱼类）和无脊椎动物（甲壳类、软体动物）各类物种，分别获得了Cu（38个）、Zn（26个）、Pb（28个）和Cd（37个）对应的毒性数据。为了整体分析研究海域不同重金属对水生生物的影响，全部物种不细分。重金属毒理数据及对应的物种见表1。

表1 不同水生生物重金属毒性数据统计Tab.1 Toxicity data of heavy metals on aquatic organisms

1.2.2 水体生态风险评价

1.2.2.1 数据分析

本研究基于重金属对水生生物的毒性效应以及重金属在水体中的分布服从正态分布的原理，用统计学的方法定量其环境生态风险［16］。首先对水体中重金属Cu、Zn、Pb、Cd的浓度以及相对应的重金属生物毒性数据进行正态分布检验，检验方法采用Shapiro-Wilk法进行。然后按照重金属毒性浓度值大小对受试物种的生物毒性数据进行排序，计算每个物种的累计概率［17-18］。将该累积概率与经对数转化后的毒性浓度值拟合构建物种敏感度分布SSD曲线，分别得到累积概率为10%对应的急性毒性数据（SSD10）、累积概率为90%对应的暴露浓度（EXD90），受到风险的水体比例（PAF）。10%对应的急性毒性数据表示对10%的水生生物可以产生毒性作用的毒性阈值，可代表保护90%的水生生物的毒性阈值；90%对应的暴露浓度可作为生态风险评价中暴露浓度参考值，受到风险的水体比例表示超过10%水生生物受到重金属毒性危害时的潜在风险水体比例［11］。本研究使用Origin 9.0对暴露数据和毒性数据进行曲线拟合。

1.2.2.2 风险表征

通过累积概率法，将经对数化处理的暴露浓度和经对数化处理的毒性浓度建立线性关系，利用统计图直接分析重金属对水生生物的影响程度，采用安全阈值（MOS10）表征暴露浓度和毒性数据的累积概率曲线重叠程度的大小［11］。MOS10越小，表明曲线重合程度越高，潜在风险越大。一般以MOS10为1作为界定风险程度，MOS10＞1，表明风险较小，若MOS10＜1，表明具有潜在风险［19］。计算方法为：

式中，SSD10为10%的水生生物受到影响时的污染物浓度；EXD90为污染物在水体中的累积浓度为90%时对应的暴露浓度。

1.2.3 沉积物重金属污染潜在生物毒性

沉积物质量基准是基于生物效应数据库（biological effects database for sediments，BEDS）推导出的［20-21］，选用确定临界效应浓度（threshold effect level，TEL）和必然效应浓度（probable effect level，PEL）作为两个评价指标。当污染物中某种重金属的浓度低于TEL时，意味着潜在生物毒性效应几乎不会发生，污染物浓度高于PEL时，则潜在生物毒性效应发生频率较高；如介于二者之间，潜在生物毒性效应会偶尔发生。PEDERSEN等［22］在沉积物质量基准的基础上进一步发展出了毒性单位评价法（toxic unit，TU），毒性单位定义为毒性物质化学浓度与其对应的PEL值之比，并用毒性之和（∑TUs）来表征重金属的综合潜在急性毒性，∑TUs＜4时可以视为无毒性，∑TUs＞6时表明具有急性毒性。

2 结果与分析

2.1 表层海水中重金属的含量

由于海洋环境复杂，海上单次调查数据存在一定概率上的误差，不能非常准确的反映调查区域水体重金属的真实风险水平，因此，为了提高风险评价结果的准确度，本研究使用的水体重金属风险评价数据为2017—2019年3年每年5月调查的平均值。从平面分布看，靠近近岸的1号和2号站水体中Cu、Zn、Pb、Cd 3年平均浓度值相对较高。Cu、Zn、Pb、Cd 3年平均浓度由高至低依次为：Cu（3.60μg·L-1）、Zn（0.20μg·L-1）、Pb（0.18μg·L-1）、Cd（0.06μg·L-1）（表2）。

表2 文蛤养殖区水体重金属含量Tab.2 Concentration distribution characteristics of water heavy metals in Meretrix meretrix culture area

2.2 海水重金属生态风险评价

本研究收集和整理了4种重金属的水生生物急性毒性数据组，表1中给出了对应的物种、毒性浓度以及经对数转化后的数据。通过检验，这些毒性数据取对数后符合正态分布模型，经线性拟合后，获得水体暴露浓度和重金属毒性数据的回归方程，得到累积概率为90%的暴露浓度、累积概率为10%的毒性数据和安全阈值（表3）。从表3可知，累积概率为90%对应Cu、Zn、Pb、Cd的暴露浓度分别为4.77、2.33、1.91、1.75μg·L-1；累积概率为10%对应Cu、Zn、Pb、Cd的急性毒性数据分别为4.81、2.51、3.13、3.52μg·L-1；由此计算得到4种重金属的MOS10均大于1，说明4种重金属对水生生物的短期生态风险较小。10%水生生物受到4种重金属（Cu、Zn、Pb、Cd）毒性危害时的潜在风险水体比例分别为50.05%、25.38%、24.01%、19.09%，表明Cd发生不利影响的概率最低，生态风险最小，而Cu发生不利影响的概率最高，生态风险最大，反映了水生生物对不同重金属浓度的敏感性差异。由此可见，文蛤养殖区水体环境中4种重金属的生态风险从大到小依次为Cu＞Zn＞Pb＞Cd。

表3 重金属的毒性数据及暴露浓度拟合曲线参数和安全阈值MOS10Tab.3 Fitting curve parameters of exposure concentrations，MOS10 and toxicity data of heavy metals

2.3 表层沉积物中重金属的含量及分布

与水体重金属风险评价一样，为了提高评价结果的精度，本研究使用的沉积物重金属评价数据为2017—2019年3年每年5月调查的平均值。文蛤养殖区表层沉积物中重金属含量如表4所示，各重金属的平均含量分别为：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 文蛤养殖区沉积物中重金属含量Tab.4 Concentrations of heavy metals in surface sediments

2.4 表层沉积物中重金属污染的潜在生物毒性风险

文蛤养殖区表层沉积物中3年各站位重金属含量与沉积物质量基准中TEL、PEL的比较结果如表5所示，其中Cd在各站位的含量均低于TEL，表明各站Cd无潜在生物毒性效应；33.33%站位的Cu、46.70%站位的Pb无潜在生物毒性效应；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之间，偶尔有潜在生物毒性效应；4种重金属中仅有Zn的含量高于PEL，发生几率为50%，表明在沉积物质量基准下，Zn潜在金属生物毒性效应发生几率较高。

表5 不同重金属潜在毒性效应的发生几率Tab.5 Probability of potential biological toxicity of heavy metals

沉积物样品中污染物含量高于TEL时，长期暴露会产生毒性效应，含量高于PEL时，会产生急性毒性效应。图2是养殖区10个监测站位表层沉积物中重金属的TU和∑TUs值，由图2可知，1号和2号站具有明显的急性毒性（∑TUs＞6），且∑TUs值主要由Zn贡献，与上述Zn对生物的毒性效应发生几率较高的结果一致，其余站位∑TUs值则均小于4，基本不会对水生生物产生急性毒性效应。

图2 表层沉积物中重金属潜在生物毒性Fig.2 Potential biological toxicity of heavy metals in surface sediments

3 讨论

在复杂的海洋环境中，生物、化学和物理等作用会深刻影响重金属的输运和迁移［23］。本研究表明，启东文蛤养殖海域水体中4种重金属含量较低。由于该海域周边未设有较大的工况企业，结合该海区较低的重金属含量，说明研究区域水体未受明显的重金属污染。通过生态风险评价也可以看出，水体中4种重金属对水生生物短期潜在生态风险较小。但整体上来看，近岸站位（1、2、3号）水体重金属含量相对较高（表2），造成这种分布的原因主要是因为南通的海安与通州两地电镀、钢丝绳和纺织染整企业较多［24］，近岸接纳了来自沿岸的工业生产排放、生活污水及农业用水或船舶排放等来源的重金属污染物。离岸较远的海域，陆源污染物进入海洋后，伴随水体流动及较强的水体交换能力，陆域污染物发生了迁移和扩散，再加上水体的自净作用，使得重金属浓度较低［25］。

与水体中重金属的分布类似，调查海域沉积物中4种重金属的3年均值呈现近岸高于远岸的趋势，仅有近岸的1号和2号站具有明显的急性毒性。与中国如东、胶州湾、宁波、厦门等贝类养殖区表层沉积物重金属含量［26］相比较，启东文蛤养殖区表层沉积物重金属含量略微偏高，这可能与不同海域沉积物粒径及水动力条件等海洋环境条件有关，特别是沉积物中有机物的含量，吸附在有机物上的重金属可以稳定的固定在沉积物中，大量养殖生物排泄等行为会大大增加海域有机物的含量，沉积物中重金属的富集率会因为溶解性有机物的增加而升高［27］。由于重金属的持久性、高富集性和易于迁移性，重金属易在生物体内积累并被放大，因此，即使是低浓度的重金属也会对包括人类在内的生物构成潜在威胁［28］。4种重金属显示出的不同潜在生物毒性效应，与各自重金属含量大小及重金属的临界效应浓度（TEL）有一定的关系。从表4和表5可以看出，Cd含量明显低于TEL，Cu和Zn的含量要明显高于TEL，Pb的含量与TEL相差不大。另外，不同重金属的潜在生物毒性还受沉积物的粒度、沉积物中有机质含量、pH、氧化还原电位等诸多因素影响［29-30］。

重金属对水生生物的毒性还受到重金属形态的影响，水环境的pH值、盐度等会直接影响水体重金属的形态，改变重金属的毒性［30-31］。今后的研究应充分考虑这些环境因素的影响，特别是关注各类生物在生态环境中的功能及作用，以进一步评估重金属对水生生物的风险效应。