膠州灣沉積物重金屬生物可利用性及生態風險評價?

劉群群， 孟范平， 林怡辰

(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)

重金屬因具有高毒性、不可降解性和生物蓄積性等特點而被視為海洋環境中一類非常重要的污染物[1-2]。海灣處于陸海交界的敏感地帶，容易受到船舶、河流排污和港口發展等人為活動的污染影響[3-4]。重金屬進入海洋環境后，在水中懸浮顆粒物的吸附作用下，主要表現為從水相向固相的遷移轉化，進而在沉積物中不斷累積，對底棲生物健康和生態系統構成威脅[5]。因此，沉積物中重金屬的含量常被用于評價人為活動對海灣等近岸海域的污染影響程度[6-7]。但是，重金屬總量并不能真實表征沉積物的毒理學和環境危害，因為只有那些能被生物利用的重金屬才具有潛在生物毒性[8-9]。近30 a的研究表明，沉積物中重金屬的生物可利用性主要與其自身賦存形態 (即重金屬與沉積物中各種組分或地球化學相的結合方式與狀態) 及所作用的目標生物有關[10-11]。歐共體標準物質局 (Bureau Communautaire de Référence，BCR) 針對重金屬形態分析提出的三級四步連續提取法 (BCR法)[12]將重金屬賦存形態分為4種：弱酸溶解態 (包括可交換態和碳酸鹽結合態，F1)、可還原態 (即鐵錳氧化物結合態，F2)、可氧化態 (即有機物及硫化物結合態，F3) 和殘渣態 (F4)。由于各種形態的重金屬在固相載體中的位置及其與載體的結合力不同，當外部環境因素 (pH、溫度和氧化還原電位等) 發生變化時，這些重金屬溶解釋放到上覆水中的能力存在差異，因而具有不同的潛在生物毒性 (或生態風險)[13]。雙殼類動物是海洋生態系統中一類重要的底棲生物，且多為濾食性動物 (或懸浮食性動物)，同時也是海洋食物網中的重要環節；在各種自然活動 (風浪、潮流和潮汐等)、人為干擾活動 (清淤、挖掘采沙、船舶運輸和拖網捕魚等) 的影響下，表層沉積物顆粒易發生再懸浮而被雙殼類攝入體內，從而進入到腸胃消化系統內[14]。雙殼類腸胃消化液的生理學pH值呈弱酸性[15-16]，可能會促進進入消化道的顆粒物中各種形態重金屬的釋放，從而增加其生物毒性。為評價沉積物重金屬對海洋底棲雙殼類的生物有效性，明確重金屬在這種弱酸環境下的溶解釋放特征十分必要。目前，國內、外學者已先后建立了10余種評價沉積物重金屬生態風險的方法[17]。富集因子法 (EF)[18]、地積累指數法 (Igeo)[19]等主要是根據單一重金屬的總量與其背景值 (或標準值) 的比值進行評價，但未能提供有關重金屬毒性的信息[20]。另一類評價方法是將沉積物的重金屬總量與其生物毒性效應相結合，其中，以平均沉積物質量基準法 (SQG-Q)、潛在生態風險指數法 (PERI) 的應用較為廣泛[21-22]。葡萄牙學者Caeiro等[17]以專家知識和判斷為基礎，依據評價方法的性能 (包括可比較性、代表性、可信性、簡便性、敏感性以及可接受的不確定性水平的程度) 對眾多評價指數進行評分，結果表明SQG-Q的得分最高。需要指出的是，上述方法均以重金屬總量作為計算的依據，如果攝入生物體內的沉積物中重金屬不能完全釋放，那么由此得到的生態風險評價結果將會與沉積物重金屬的實際生態危害存在較大差異。

膠州灣位于山東半島東南部、隸屬黃海，是一個半封閉型淺水海灣，沿岸有多條季節性河流 (大沽河、李村河、墨水河等) 注入該海灣。近年來，隨著環膠州灣地區經濟的高速發展，包括重金屬在內的眾多污染物通過工農業廢水、生活污水等經由河流或排污口直接排入膠州灣，對膠州灣海洋生態系統和海水養殖業造成嚴重威脅[23]。已有很多學者對膠州灣沉積物中重金屬的時空分布、來源和生態風險評價進行了研究[24-29]，但是該海灣沉積物重金屬對雙殼類動物的生物有效性研究尚未見報道。本研究在Lin等[29]對膠州灣沉積物重金屬研究的基礎上，利用乙酸溶液模擬雙殼類腸胃消化液的弱酸性條件，對沉積物中的重金屬進行提取，分析各種重金屬的生物可利用性和釋放特征，并以改進的平均沉積物質量基準法 (SQG-Q) 對沉積物中重金屬的生態風險進行評價，以期為膠州灣海洋環境中重金屬的污染控制提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況及采樣站位布設

膠州灣沿岸主要以淤泥質海岸、基巖海岸為主；沉積物種類較多，且沉積環境大多呈還原性或強還原性；膠州灣潮流表現為往復流及駐波特征，潮汐屬正規半日潮，潮汐類型比較穩定，有效波高整體小于0.5 m[30]。膠州灣是我國北方的一個重要經濟海灣，擁有豐富的灘涂和淺海資源，區內分布著鹽工業、養殖業等眾多產業[31]。以往監測資料表明，膠州灣表層沉積物中重金屬平均含量普遍高于其它海灣 (渤海灣、萊州灣和同安灣)[28]。

2015年4月，本研究根據膠州灣的地理特征，在膠州灣內布設8個站位進行沉積物采樣 (見圖1、表1)。其中，6個站位位于受地表徑流及人為活動影響較為強烈的河口區域 (S1～S5，S7)；S6、S8站位分別位于灣中心和灣口，受沿岸人為活動的影響相對較小。

圖1 采樣站位分布示意圖

站位編號①采樣地點②經度③ /°E緯度④/°NS1海泊河口36°06′47.1″120°19′01.7″S2李村河口36°09′40.5″120°20′48.4″S3墨水河/白沙河口36°14′25.9″120°18′48.2″S4洪江河口36°14′35.2″120°17′52.3″S5大沽河河口36°07′41.4″120°10′21.7″S6灣中心36°07′34.8″120°15′38.8″S7南辛安河口36°00′00.9″120°11′25.4″S8灣口36°02′37.5″120°17′12.1″

Note:①Number of Stations；②Sampling position；③Longitude;④Latitude

1.2 沉積物樣品采集

每個站位上利用抓斗式采泥器采集3份適量表層沉積物樣品 (0～5 cm)，剔除礫石、貝殼等動植物殘骸后，用木鏟攪拌均勻，并裝入預先經硝酸溶液 (1+3) 浸泡過的聚乙烯袋中，加冰保存后盡快運送至實驗室進行樣品預處理。

1.3 沉積物樣品預處理

根據《海洋監測規范》 (GB 17378.5-2007)[32]，將聚乙烯袋中的沉積物樣品自然風干后，按照四分法進行收集，經研磨后過160目尼龍篩，保存待用。

1.4 弱酸條件下沉積物中重金屬的浸提

根據文獻報道，pH值是影響沉積物中重金屬釋放的最主要因素[33-34]。大多數雙殼類動物腸胃消化液的pH在4～6之間，呈弱酸性[15-16]；De los Ríos等[35]研究顯示，酸性條件的增強有助于沉積物中重金屬的釋放；Boucaud等[36]在研究模擬雙殼類動物腸胃消化液對其攝入食物的影響時，將模擬消化液的最低pH值設為4.0；Amiard等[37]在評價法國西海岸沉積物中重金屬的生物可利用性時，采用pH為4.0的乙酸溶液模擬雙殼類動物腸胃消化液。因此，為探究雙殼類動物對于沉積物中重金屬的最大利用度，本研究采用pH為4.0的乙酸溶液作為提取劑對沉積物中重金屬進行浸提。基本浸提步驟如下：在1 L pH為4的乙酸溶液中加入經預處理的沉積物樣品12.5 g，在室溫下 (24～27 ℃) 以恒定轉速輕微攪拌12 h；3 000 r·min-1離心10 min后，傾出上清液，保留沉積物用于后續分析。

1.5 浸提前、后沉積物重金屬總量和各形態含量的測定

將1.4節經浸提的沉積物樣品按照1.3節的方法進行自然風干、研磨和過篩。然后按照《海洋監測規范》(GB 17378.5-2007)[32]的規定對重金屬總量進行測定，Cu、Pb、Zn、Cr和Cd采用火焰原子吸收分光光度法；Hg和As采用原子熒光法。同時對未經浸提的沉積物樣品中重金屬總量進行測定，得到提取前沉積物中各種重金屬的總量。

隨后，采用改進的“BCR三步法”[12]，分別對浸提前、后的沉積物中重金屬各化學形態進行提取。步驟如下：稱取0.500 0 g沉積物樣品于100 mL離心管中，按照表2依次加入相應的試劑進行提取或消解，對于每種形態的提取液 (或消解液)，采用上述方法測定其中的重金屬濃度，進而計算得到沉積物中每種形態的重金屬含量。

浸提后的沉積物中不同形態重金屬 (或總量) 的釋放率 (η) 計算公式為：

(1)

式中:MFi(1)、MFi(2)分別為浸提前、后的沉積物中重金屬i的某種形態 (或總量) 的含量 (mg·kg-1)。

分析質量控制：樣品分析過程中，同步測定“近海海洋沉積物成份分析標準物質 (GBW 07314，國家海洋局第二海洋研究所)”對重金屬分析進行質量控制。結果表明，每種重金屬總量的測定值均在沉積物標準物質允許的誤差范圍之內，重金屬不同化學形態分析的誤差 (即4種形態的含量總和與其總含量比值) 均在15%以內，表明此次分析結果具有良好的準確性。

表2 改進的BCR法提取沉積物重金屬的步驟

1.6 沉積物中重金屬生態風險評價

平均沉積物質量基準系數法 (SQG-Q) 是一種基于毒理學閾值對沉積物重金屬生態毒性風險進行評價的方法，其綜合考慮了各種污染要素且采用最新修訂的基準值，具有較高的可信性和可接受的不確定性水平[17,22]。其計算公式為：

(2)

(3)

式中：PEL-Q為可能效應濃度系數；ci為重金屬i的實測濃度；PELi為重金屬i的可能效應濃度。其中，PEL來源于Long等[38]提出的可能效應濃度/臨界效應濃度 (PEL/TEL) 基準 (見表3)；當沉積物中重金屬濃度低于TEL時，不利生物毒性效應很少發生；當重金屬濃度高于PEL時，不利生物毒性效應可能頻繁發生；當重金屬濃度處于二者之間時，不利生物毒性效應會偶爾發生。依據計算得到的SQG-Q系數，可對研究區域沉積物重金屬的生態風險水平進行分級[39]：若SQG-Q≤0.1，表明該區域具有最低的潛在不利生物毒性效應；若0.1

表3 沉積物中PEL/TEL重金屬基準值

1.7 數據處理與統計

各站位沉積物中重金屬的總量及各形態含量均平行測定3次，結果以平均值±標準差表示。本研究數據統計處理軟件采用MS-Excel?2007，圖片的制作采用軟件Suffer 11和Origin 8.6。

2 結果與討論

2.1 重金屬浸提后的釋放量與浸提前各形態含量的比較

將沉積物置于pH=4.0的乙酸溶液 (模擬雙殼類腸胃消化液弱酸性條件) 中進行浸提，計算得到8個站位的各重金屬釋放量 (見表4)，而這部分釋放出的重金屬才是雙殼類動物能實際吸收利用的，即重金屬生物可利用性的具體表現。可以看出，膠州灣沉積物中各重金屬的釋放量 (mg·kg-1) 由高到低依次為：Zn (39.21)>Cu (20.88)>Cr (18.32)>Pb (10.69)>As (1.00)>Cd (0.125)>Hg (0.021)；Cu、Hg和Zn的釋放量在各個站位上分布不均勻，存在較大差異。從不同站位來看，Zn、Cu和Cd釋放量的最高值和Pb、Cr和As釋放量的次高值均分布在S7站位，因而S7站位重金屬對生物造成的毒性最大；而Hg釋放量的最高值、次高值分別出現在S2、S3站位。

將浸提后各站位各重金屬的釋放量與經BCR連續提取法[12]得到的重金屬不同形態的含量進行比較，如表4所示。可以發現，各重金屬釋放量在大多數站位上均接近或高于浸提前相應重金屬的F1態 (被認為是最易被生物利用的重金屬形態[13]) 含量。由此推測，在模擬的雙殼類腸胃消化液的弱酸性條件下，沉積物中重金屬的釋放與沉積物中F1態重金屬含量的關系最為密切。但是，某些站位的重金屬釋放量 (如S5、S8站位的Cu，S7站位的Cr) 卻與其F1態含量存在較大差異，表明沉積物中其它3種形態的重金屬在弱酸性條件下也會發生釋放。同時，各重金屬在所有站位上的釋放量均明顯低于沉積物中重金屬的生物可利用態 (F1+F2+F3) 含量，因而，F1、F2和F3形態的重金屬并不能完全釋放。

2.2 沉積物中重金屬在弱酸性條件下的釋放行為

2.2.1 浸提后重金屬各形態釋放特征 為進一步探討在模擬雙殼類動物腸胃消化液作用下沉積物中重金屬的釋放特征，對經浸提后沉積物中重金屬各形態含量進行測定，根據式 (1) 計算得到浸提后重金屬各形態的釋放率 (見表5)。研究區域7種重金屬各形態的釋放率最高的為F1態 (88.21%)；F2、F3形態的釋放率次之，且二者之間相差并不大，分別為15.95%和16.39%；特別地，F4態重金屬也存在釋放現象，但其釋放率最低，僅為1.36%。弱酸溶解態重金屬主要包括可交換態和碳酸鹽結合態，其中，可交換態重金屬在中性條件下就可輕易地釋放到水體中；而碳酸鹽結合態對pH最敏感，其在弱酸性條件下也容易得到較大的釋放[40]。然而，在弱酸環境浸提下F1態重金屬的釋放率并未達到100%，可能是因為浸提時間較短且提取劑pH較高 (與BCR方法相比)。可還原態重金屬主要包括與Fe-Mn氧化物結合在一起的或本身就成為氫氧化物沉淀的那部分重金屬，可氧化態重金屬主要是由沉積物中的重金屬與有機物質 (如硫化物) 通過絡合作用等形式結合在一起而形成的，而這兩種形態的重金屬只有在沉積環境的氧化還原條件發生劇烈變化時，才有可能得到較大程度的釋放[41]；因而，本研究的提取條件遠不能使這兩種形態的重金屬得到較大的釋放。沉積物中F4態重金屬的釋放率普遍極低，其原因是殘渣態重金屬被束縛于礦物晶格中，在這種弱酸性條件下非常不易釋放[42]。值得一提的是，雖然各種重金屬的F1、F2和F3形態的釋放率在各站位之間差別不大，但是其具體釋放量卻在站位之間呈現出較大差異，這主要是由于各重金屬在不同站位上的同一形態含量存在較大差別。

2.2.2 浸提后沉積物中重金屬的穩定度 利用沉積物中各重金屬在弱酸條件作用下的釋放量與總量計算得到各重金屬的總釋放率，通過各重金屬的總釋放率對重金屬的穩定度進行探究；重金屬總釋放率越高，則其穩定度越低。由圖2可見，7種重金屬的總釋放率 (%) 由高及低依次為：Cd (64.06)>Cu (34.65)>Zn (28.66)>Pb (19.09)>Cr (18.13)>As (7.86)>Hg (7.39)。其中，Cd的總釋放率明顯高于其余6種重金屬，在S7站位甚至高達80%以上，這主要是因為研究區域內Cd的優勢態均為F1態 (占總含量44.23%～85.85%)，在這種弱酸性條件下Cd很容易得到釋放；而Hg、As的優勢態均為F4態，分別占總含量的49.19%～95.95%和71.03%～82.40%，所以其穩定度就較高，不易得到釋放。Cu、Cr、Cd和Zn的總釋放率在不同站位間呈現出較大差異，總體上，S1、S2、S3和S7站位沉積物中這些重金屬的釋放率均明顯高于其余站位，且以S7站位的釋放率最高，表明該站位上4種重金屬的穩定度最差。Pb和As的總釋放率在各個站位間的差異較小，主要是因為兩者的F1態含量在研究區域內分布較為均勻；就Hg而言，其在S5和S8站位上有較高的釋放率，穩定度較差。

對膠州灣沉積物中重金屬在弱酸性條件下 (pH=4) 進行提取后的結果表明，沉積物中重金屬的釋放行為較為復雜，其與沉積物中重金屬的賦存形態分布比例及各形態的重金屬含量具有非常重要的關系。各站位各種重金屬的釋放并不是重金屬總量或單一形態重金屬的完全釋放，而是多種形態的重金屬以一定比例結合在一起的釋放，且每種形態重金屬的釋放情況也并不一樣，其中以F1態釋放量最大。因而，在對沉積物中重金屬的生態風險進行評價時，準確地評估重金屬的生物可利用性是至關重要的；而僅測定某種重金屬的總量或是一種 (或幾種) 形態重金屬的含量后，便利用生態風險評價方法對其進行簡單的評價是不科學的，這樣會人為地放大或減小生態風險評價的水平，難以為海洋環境和海洋漁業的管理提供準確的參考依據。

表5 沉積物中不同形態重金屬的釋放率

圖2 浸提后沉積物中重金屬的總釋放率

2.3 基于SQG-Q法的生態風險評價

沉積物中重金屬的生態風險主要與重金屬的生物可利用性和生物毒性有關[43-44]。2.2節的研究已證明，在模擬的雙殼類腸胃消化液弱酸性條件下，膠州灣沉積物中的重金屬并不會完全釋放。這意味著基于重金屬總量的生態風險評價結果將會高估重金屬的實際危害程度。因此，本研究在采用SQG-Q法進行膠州灣沉積物重金屬的生態風險評價時，以弱酸性條件下重金屬的可釋放量 (即雙殼類動物可利用的那部分重金屬) 代替實測濃度ci進行計算。根據式 (2)、式 (3) 計算的沉積物重金屬的PEL-Q和SQG-Q值列于表6。可見，研究區域各站位沉積物中重金屬的潛在不利生物毒性效應由高到低依次為：S7>S3>S2>S1>(S5、S8)>S4>S6，其中，只有S7、S3站位的SQG-Q值大于0.1，具有中等程度的潛在不利生物毒性效應；其余站位均小于0.1，具有最低的潛在不利生物毒性效應。將弱酸性條件下每種重金屬的釋放量 (見表4) 與沉積物重金屬質量基準值 (見表3) 進行比較發現，僅S3、S7站位的Cu介于TEL和PEL之間，表明這兩個站位會偶爾造成不利生物毒性效應；而其余站位重金屬的釋放量均低于TEL值，表明不利生物毒性效應很少發生。基于SQG-Q的評價結果表明，膠州灣沉積物中重金屬的生物毒性效應普遍較弱，生態風險較低。

表6 膠州灣沉積物中重金屬的PEL-Q和SQG-Q值

Note:①Average value

3 結論

(1) 在模擬的雙殼類動物腸胃弱酸性條件作用下，膠州灣沉積物中各重金屬的釋放量由高到低依次為：Zn (39.21)>Cu (20.88)>Cr (18.32)>Pb (10.69)>As (1.00)>Cd (0.125)>Hg (0.021)；Cu、Hg和Zn在各個站位的釋放量呈現出較大差異；除Hg外，其余重金屬釋放量的最高值、次高值在S7站位均有所分布。

(2) 經浸提后，沉積物中重金屬各形態的釋放率由高到低依次為：F1 (88.21%)>F3 (16.39%)>F2(15.95%)>F4 (1.36%)，重金屬的釋放主要與F1態含量有關；7種重金屬的總釋放率由高及低依次為：Cd (64.06%)>Cu (34.65%)>Zn (28.66%)>Pb (19.09%)>Cr (18.13%)>As (7.86%)>Hg (7.39%)；Cu、Cr、Cd和Zn在S7站位釋放率最高，As和Pb的釋放率在各個站位間的差異不大，Hg在S5和S8站位上釋放率較大。

(3) 基于SQG-Q法的生態風險評價結果表明，研究區域內沉積物重金屬生物毒性效應較弱，只有S7和S3站位具有中等程度的潛在不利生物毒性效性，其余站位的潛在不利生物毒性效應均處于最低水平。