胶州湾沉积物重金属生物可利用性及生态风险评价❋

刘群群， 孟范平， 林怡辰

(中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室，山东 青岛 266100)

重金属因具有高毒性、不可降解性和生物蓄积性等特点而被视为海洋环境中一类非常重要的污染物[1-2]。海湾处于陆海交界的敏感地带，容易受到船舶、河流排污和港口发展等人为活动的污染影响[3-4]。重金属进入海洋环境后，在水中悬浮颗粒物的吸附作用下，主要表现为从水相向固相的迁移转化，进而在沉积物中不断累积，对底栖生物健康和生态系统构成威胁[5]。因此，沉积物中重金属的含量常被用于评价人为活动对海湾等近岸海域的污染影响程度[6-7]。但是，重金属总量并不能真实表征沉积物的毒理学和环境危害，因为只有那些能被生物利用的重金属才具有潜在生物毒性[8-9]。近30 a的研究表明，沉积物中重金属的生物可利用性主要与其自身赋存形态 (即重金属与沉积物中各种组分或地球化学相的结合方式与状态) 及所作用的目标生物有关[10-11]。欧共体标准物质局 (Bureau Communautaire de Référence，BCR) 针对重金属形态分析提出的三级四步连续提取法 (BCR法)[12]将重金属赋存形态分为4种：弱酸溶解态 (包括可交换态和碳酸盐结合态，F1)、可还原态 (即铁锰氧化物结合态，F2)、可氧化态 (即有机物及硫化物结合态，F3) 和残渣态 (F4)。由于各种形态的重金属在固相载体中的位置及其与载体的结合力不同，当外部环境因素 (pH、温度和氧化还原电位等) 发生变化时，这些重金属溶解释放到上覆水中的能力存在差异，因而具有不同的潜在生物毒性 (或生态风险)[13]。双壳类动物是海洋生态系统中一类重要的底栖生物，且多为滤食性动物 (或悬浮食性动物)，同时也是海洋食物网中的重要环节；在各种自然活动 (风浪、潮流和潮汐等)、人为干扰活动 (清淤、挖掘采沙、船舶运输和拖网捕鱼等) 的影响下，表层沉积物颗粒易发生再悬浮而被双壳类摄入体内，从而进入到肠胃消化系统内[14]。双壳类肠胃消化液的生理学pH值呈弱酸性[15-16]，可能会促进进入消化道的颗粒物中各种形态重金属的释放，从而增加其生物毒性。为评价沉积物重金属对海洋底栖双壳类的生物有效性，明确重金属在这种弱酸环境下的溶解释放特征十分必要。目前，国内、外学者已先后建立了10余种评价沉积物重金属生态风险的方法[17]。富集因子法 (EF)[18]、地积累指数法 (Igeo)[19]等主要是根据单一重金属的总量与其背景值 (或标准值) 的比值进行评价，但未能提供有关重金属毒性的信息[20]。另一类评价方法是将沉积物的重金属总量与其生物毒性效应相结合，其中，以平均沉积物质量基准法 (SQG-Q)、潜在生态风险指数法 (PERI) 的应用较为广泛[21-22]。葡萄牙学者Caeiro等[17]以专家知识和判断为基础，依据评价方法的性能 (包括可比较性、代表性、可信性、简便性、敏感性以及可接受的不确定性水平的程度) 对众多评价指数进行评分，结果表明SQG-Q的得分最高。需要指出的是，上述方法均以重金属总量作为计算的依据，如果摄入生物体内的沉积物中重金属不能完全释放，那么由此得到的生态风险评价结果将会与沉积物重金属的实际生态危害存在较大差异。

胶州湾位于山东半岛东南部、隶属黄海，是一个半封闭型浅水海湾，沿岸有多条季节性河流 (大沽河、李村河、墨水河等) 注入该海湾。近年来，随着环胶州湾地区经济的高速发展，包括重金属在内的众多污染物通过工农业废水、生活污水等经由河流或排污口直接排入胶州湾，对胶州湾海洋生态系统和海水养殖业造成严重威胁[23]。已有很多学者对胶州湾沉积物中重金属的时空分布、来源和生态风险评价进行了研究[24-29]，但是该海湾沉积物重金属对双壳类动物的生物有效性研究尚未见报道。本研究在Lin等[29]对胶州湾沉积物重金属研究的基础上，利用乙酸溶液模拟双壳类肠胃消化液的弱酸性条件，对沉积物中的重金属进行提取，分析各种重金属的生物可利用性和释放特征，并以改进的平均沉积物质量基准法 (SQG-Q) 对沉积物中重金属的生态风险进行评价，以期为胶州湾海洋环境中重金属的污染控制提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况及采样站位布设

胶州湾沿岸主要以淤泥质海岸、基岩海岸为主；沉积物种类较多，且沉积环境大多呈还原性或强还原性；胶州湾潮流表现为往复流及驻波特征，潮汐属正规半日潮，潮汐类型比较稳定，有效波高整体小于0.5 m[30]。胶州湾是我国北方的一个重要经济海湾，拥有丰富的滩涂和浅海资源，区内分布着盐工业、养殖业等众多产业[31]。以往监测资料表明，胶州湾表层沉积物中重金属平均含量普遍高于其它海湾 (渤海湾、莱州湾和同安湾)[28]。

2015年4月，本研究根据胶州湾的地理特征，在胶州湾内布设8个站位进行沉积物采样 (见图1、表1)。其中，6个站位位于受地表径流及人为活动影响较为强烈的河口区域 (S1～S5，S7)；S6、S8站位分别位于湾中心和湾口，受沿岸人为活动的影响相对较小。

图1 采样站位分布示意图

站位编号①采样地点②经度③ /°E纬度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湾中心36°07′34.8″120°15′38.8″S7南辛安河口36°00′00.9″120°11′25.4″S8湾口36°02′37.5″120°17′12.1″

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

1.2 沉积物样品采集

每个站位上利用抓斗式采泥器采集3份适量表层沉积物样品 (0～5 cm)，剔除砾石、贝壳等动植物残骸后，用木铲搅拌均匀，并装入预先经硝酸溶液 (1+3) 浸泡过的聚乙烯袋中，加冰保存后尽快运送至实验室进行样品预处理。

1.3 沉积物样品预处理

根据《海洋监测规范》 (GB 17378.5-2007)[32]，将聚乙烯袋中的沉积物样品自然风干后，按照四分法进行收集，经研磨后过160目尼龙筛，保存待用。

1.4 弱酸条件下沉积物中重金属的浸提

根据文献报道，pH值是影响沉积物中重金属释放的最主要因素[33-34]。大多数双壳类动物肠胃消化液的pH在4～6之间，呈弱酸性[15-16]；De los Ríos等[35]研究显示，酸性条件的增强有助于沉积物中重金属的释放；Boucaud等[36]在研究模拟双壳类动物肠胃消化液对其摄入食物的影响时，将模拟消化液的最低pH值设为4.0；Amiard等[37]在评价法国西海岸沉积物中重金属的生物可利用性时，采用pH为4.0的乙酸溶液模拟双壳类动物肠胃消化液。因此，为探究双壳类动物对于沉积物中重金属的最大利用度，本研究采用pH为4.0的乙酸溶液作为提取剂对沉积物中重金属进行浸提。基本浸提步骤如下：在1 L pH为4的乙酸溶液中加入经预处理的沉积物样品12.5 g，在室温下 (24～27 ℃) 以恒定转速轻微搅拌12 h；3 000 r·min-1离心10 min后，倾出上清液，保留沉积物用于后续分析。

1.5 浸提前、后沉积物重金属总量和各形态含量的测定

将1.4节经浸提的沉积物样品按照1.3节的方法进行自然风干、研磨和过筛。然后按照《海洋监测规范》(GB 17378.5-2007)[32]的规定对重金属总量进行测定，Cu、Pb、Zn、Cr和Cd采用火焰原子吸收分光光度法；Hg和As采用原子荧光法。同时对未经浸提的沉积物样品中重金属总量进行测定，得到提取前沉积物中各种重金属的总量。

随后，采用改进的“BCR三步法”[12]，分别对浸提前、后的沉积物中重金属各化学形态进行提取。步骤如下：称取0.500 0 g沉积物样品于100 mL离心管中，按照表2依次加入相应的试剂进行提取或消解，对于每种形态的提取液 (或消解液)，采用上述方法测定其中的重金属浓度，进而计算得到沉积物中每种形态的重金属含量。

浸提后的沉积物中不同形态重金属 (或总量) 的释放率 (η) 计算公式为：

(1)

式中:MFi(1)、MFi(2)分别为浸提前、后的沉积物中重金属i的某种形态 (或总量) 的含量 (mg·kg-1)。

分析质量控制：样品分析过程中，同步测定“近海海洋沉积物成份分析标准物质 (GBW 07314，国家海洋局第二海洋研究所)”对重金属分析进行质量控制。结果表明，每种重金属总量的测定值均在沉积物标准物质允许的误差范围之内，重金属不同化学形态分析的误差 (即4种形态的含量总和与其总含量比值) 均在15%以内，表明此次分析结果具有良好的准确性。

表2 改进的BCR法提取沉积物重金属的步骤

1.6 沉积物中重金属生态风险评价

平均沉积物质量基准系数法 (SQG-Q) 是一种基于毒理学阈值对沉积物重金属生态毒性风险进行评价的方法，其综合考虑了各种污染要素且采用最新修订的基准值，具有较高的可信性和可接受的不确定性水平[17,22]。其计算公式为：

(2)

(3)

式中：PEL-Q为可能效应浓度系数；ci为重金属i的实测浓度；PELi为重金属i的可能效应浓度。其中，PEL来源于Long等[38]提出的可能效应浓度/临界效应浓度 (PEL/TEL) 基准 (见表3)；当沉积物中重金属浓度低于TEL时，不利生物毒性效应很少发生；当重金属浓度高于PEL时，不利生物毒性效应可能频繁发生；当重金属浓度处于二者之间时，不利生物毒性效应会偶尔发生。依据计算得到的SQG-Q系数，可对研究区域沉积物重金属的生态风险水平进行分级[39]：若SQG-Q≤0.1，表明该区域具有最低的潜在不利生物毒性效应；若0.1

表3 沉积物中PEL/TEL重金属基准值

1.7 数据处理与统计

各站位沉积物中重金属的总量及各形态含量均平行测定3次，结果以平均值±标准差表示。本研究数据统计处理软件采用MS-Excel®2007，图片的制作采用软件Suffer 11和Origin 8.6。

2 结果与讨论

2.1 重金属浸提后的释放量与浸提前各形态含量的比较

将沉积物置于pH=4.0的乙酸溶液 (模拟双壳类肠胃消化液弱酸性条件) 中进行浸提，计算得到8个站位的各重金属释放量 (见表4)，而这部分释放出的重金属才是双壳类动物能实际吸收利用的，即重金属生物可利用性的具体表现。可以看出，胶州湾沉积物中各重金属的释放量 (mg·kg-1) 由高到低依次为：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的释放量在各个站位上分布不均匀，存在较大差异。从不同站位来看，Zn、Cu和Cd释放量的最高值和Pb、Cr和As释放量的次高值均分布在S7站位，因而S7站位重金属对生物造成的毒性最大；而Hg释放量的最高值、次高值分别出现在S2、S3站位。

将浸提后各站位各重金属的释放量与经BCR连续提取法[12]得到的重金属不同形态的含量进行比较，如表4所示。可以发现，各重金属释放量在大多数站位上均接近或高于浸提前相应重金属的F1态 (被认为是最易被生物利用的重金属形态[13]) 含量。由此推测，在模拟的双壳类肠胃消化液的弱酸性条件下，沉积物中重金属的释放与沉积物中F1态重金属含量的关系最为密切。但是，某些站位的重金属释放量 (如S5、S8站位的Cu，S7站位的Cr) 却与其F1态含量存在较大差异，表明沉积物中其它3种形态的重金属在弱酸性条件下也会发生释放。同时，各重金属在所有站位上的释放量均明显低于沉积物中重金属的生物可利用态 (F1+F2+F3) 含量，因而，F1、F2和F3形态的重金属并不能完全释放。

2.2 沉积物中重金属在弱酸性条件下的释放行为

2.2.1 浸提后重金属各形态释放特征 为进一步探讨在模拟双壳类动物肠胃消化液作用下沉积物中重金属的释放特征，对经浸提后沉积物中重金属各形态含量进行测定，根据式 (1) 计算得到浸提后重金属各形态的释放率 (见表5)。研究区域7种重金属各形态的释放率最高的为F1态 (88.21%)；F2、F3形态的释放率次之，且二者之间相差并不大，分别为15.95%和16.39%；特别地，F4态重金属也存在释放现象，但其释放率最低，仅为1.36%。弱酸溶解态重金属主要包括可交换态和碳酸盐结合态，其中，可交换态重金属在中性条件下就可轻易地释放到水体中；而碳酸盐结合态对pH最敏感，其在弱酸性条件下也容易得到较大的释放[40]。然而，在弱酸环境浸提下F1态重金属的释放率并未达到100%，可能是因为浸提时间较短且提取剂pH较高 (与BCR方法相比)。可还原态重金属主要包括与Fe-Mn氧化物结合在一起的或本身就成为氢氧化物沉淀的那部分重金属，可氧化态重金属主要是由沉积物中的重金属与有机物质 (如硫化物) 通过络合作用等形式结合在一起而形成的，而这两种形态的重金属只有在沉积环境的氧化还原条件发生剧烈变化时，才有可能得到较大程度的释放[41]；因而，本研究的提取条件远不能使这两种形态的重金属得到较大的释放。沉积物中F4态重金属的释放率普遍极低，其原因是残渣态重金属被束缚于矿物晶格中，在这种弱酸性条件下非常不易释放[42]。值得一提的是，虽然各种重金属的F1、F2和F3形态的释放率在各站位之间差别不大，但是其具体释放量却在站位之间呈现出较大差异，这主要是由于各重金属在不同站位上的同一形态含量存在较大差别。

2.2.2 浸提后沉积物中重金属的稳定度 利用沉积物中各重金属在弱酸条件作用下的释放量与总量计算得到各重金属的总释放率，通过各重金属的总释放率对重金属的稳定度进行探究；重金属总释放率越高，则其稳定度越低。由图2可见，7种重金属的总释放率 (%) 由高及低依次为：Cd (64.06)>Cu (34.65)>Zn (28.66)>Pb (19.09)>Cr (18.13)>As (7.86)>Hg (7.39)。其中，Cd的总释放率明显高于其余6种重金属，在S7站位甚至高达80%以上，这主要是因为研究区域内Cd的优势态均为F1态 (占总含量44.23%～85.85%)，在这种弱酸性条件下Cd很容易得到释放；而Hg、As的优势态均为F4态，分别占总含量的49.19%～95.95%和71.03%～82.40%，所以其稳定度就较高，不易得到释放。Cu、Cr、Cd和Zn的总释放率在不同站位间呈现出较大差异，总体上，S1、S2、S3和S7站位沉积物中这些重金属的释放率均明显高于其余站位，且以S7站位的释放率最高，表明该站位上4种重金属的稳定度最差。Pb和As的总释放率在各个站位间的差异较小，主要是因为两者的F1态含量在研究区域内分布较为均匀；就Hg而言，其在S5和S8站位上有较高的释放率，稳定度较差。

对胶州湾沉积物中重金属在弱酸性条件下 (pH=4) 进行提取后的结果表明，沉积物中重金属的释放行为较为复杂，其与沉积物中重金属的赋存形态分布比例及各形态的重金属含量具有非常重要的关系。各站位各种重金属的释放并不是重金属总量或单一形态重金属的完全释放，而是多种形态的重金属以一定比例结合在一起的释放，且每种形态重金属的释放情况也并不一样，其中以F1态释放量最大。因而，在对沉积物中重金属的生态风险进行评价时，准确地评估重金属的生物可利用性是至关重要的；而仅测定某种重金属的总量或是一种 (或几种) 形态重金属的含量后，便利用生态风险评价方法对其进行简单的评价是不科学的，这样会人为地放大或减小生态风险评价的水平，难以为海洋环境和海洋渔业的管理提供准确的参考依据。

表5 沉积物中不同形态重金属的释放率

图2 浸提后沉积物中重金属的总释放率

2.3 基于SQG-Q法的生态风险评价

沉积物中重金属的生态风险主要与重金属的生物可利用性和生物毒性有关[43-44]。2.2节的研究已证明，在模拟的双壳类肠胃消化液弱酸性条件下，胶州湾沉积物中的重金属并不会完全释放。这意味着基于重金属总量的生态风险评价结果将会高估重金属的实际危害程度。因此，本研究在采用SQG-Q法进行胶州湾沉积物重金属的生态风险评价时，以弱酸性条件下重金属的可释放量 (即双壳类动物可利用的那部分重金属) 代替实测浓度ci进行计算。根据式 (2)、式 (3) 计算的沉积物重金属的PEL-Q和SQG-Q值列于表6。可见，研究区域各站位沉积物中重金属的潜在不利生物毒性效应由高到低依次为：S7>S3>S2>S1>(S5、S8)>S4>S6，其中，只有S7、S3站位的SQG-Q值大于0.1，具有中等程度的潜在不利生物毒性效应；其余站位均小于0.1，具有最低的潜在不利生物毒性效应。将弱酸性条件下每种重金属的释放量 (见表4) 与沉积物重金属质量基准值 (见表3) 进行比较发现，仅S3、S7站位的Cu介于TEL和PEL之间，表明这两个站位会偶尔造成不利生物毒性效应；而其余站位重金属的释放量均低于TEL值，表明不利生物毒性效应很少发生。基于SQG-Q的评价结果表明，胶州湾沉积物中重金属的生物毒性效应普遍较弱，生态风险较低。

表6 胶州湾沉积物中重金属的PEL-Q和SQG-Q值

Note:①Average value

3 结论

(1) 在模拟的双壳类动物肠胃弱酸性条件作用下，胶州湾沉积物中各重金属的释放量由高到低依次为：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在各个站位的释放量呈现出较大差异；除Hg外，其余重金属释放量的最高值、次高值在S7站位均有所分布。

(2) 经浸提后，沉积物中重金属各形态的释放率由高到低依次为：F1 (88.21%)>F3 (16.39%)>F2(15.95%)>F4 (1.36%)，重金属的释放主要与F1态含量有关；7种重金属的总释放率由高及低依次为：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站位释放率最高，As和Pb的释放率在各个站位间的差异不大，Hg在S5和S8站位上释放率较大。

(3) 基于SQG-Q法的生态风险评价结果表明，研究区域内沉积物重金属生物毒性效应较弱，只有S7和S3站位具有中等程度的潜在不利生物毒性效性，其余站位的潜在不利生物毒性效应均处于最低水平。