張再旺, 李甲亮, 隋濤, 程明明, 孫凱峰

1.濱州學(xué)院資源環(huán)境系, 濱洲 256603 2.環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所, 廣州510655

中國紅樹林濕地有機(jī)污染物研究進(jìn)展

張再旺1, 李甲亮1, 隋濤1, 程明明1, 孫凱峰2,*

1.濱州學(xué)院資源環(huán)境系, 濱洲 256603 2.環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所, 廣州510655

隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展, 分布于熱帶、亞熱帶沿海潮間帶的紅樹林遭受到各類污染物的威脅。各種陸源有機(jī)污染物嚴(yán)重威脅著紅樹林濕地的水體、沉積物及生物體。匯總我國紅樹林生態(tài)系統(tǒng)水、沉積物及生物體內(nèi)多環(huán)芳烴、多氯聯(lián)苯、有機(jī)氯農(nóng)藥、抗生素、溴代阻燃劑等機(jī)污染物的研究結(jié)果, 進(jìn)而評價我國紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的有機(jī)污染現(xiàn)狀及生態(tài)風(fēng)險。總體來看, 已有多種污染物在紅樹林水體、沉積物及生物體中檢出, 有機(jī)污染物含量處于較低水平。紅樹林水體中有農(nóng)藥及抗生素檢出; 沉積物中多環(huán)芳烴、多氯聯(lián)苯含量在珠江口地區(qū)最高, 二者在沉積物中的潛在生態(tài)風(fēng)險較低; DDT在紅樹林沉積物中的生態(tài)風(fēng)險屬于較低水平, 但部分紅樹林區(qū)DDT含量存在超過ERM的現(xiàn)象, 應(yīng)引起重視;多溴聯(lián)苯醚等“新型”有機(jī)污染物在珠江口紅樹林沉積物中普遍檢出。多種有機(jī)污染物在紅樹林植物及林內(nèi)生物體種存在生物富集效應(yīng)。紅樹林是多種有機(jī)污染物的重要蓄積地。

紅樹林; 有機(jī)污染物; 生態(tài)風(fēng)險; 生物累積

1 前言

紅樹林是熱帶、亞熱帶地區(qū)沿海灘涂上的一種特殊類型的濕地生態(tài)系統(tǒng), 有著很高的生產(chǎn)力和生物多樣性[1-3]。20世紀(jì)50年代我國約有紅樹林5萬公頃, 但隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展, 各種人為活動造成紅樹林面積銳減, 最新研究報道我國紅樹林的面積為 2.46萬公頃[4]。當(dāng)前我國紅樹林有真紅樹植物26種, 半紅樹植物12種, 主要分布在廣東、廣西、海南、福建、臺灣、浙江六省及香港和澳門特別行政區(qū)[4]。

近年來, 隨著工業(yè)化、城市化進(jìn)程的不斷推進(jìn),大量陸源污染物被排放到河口、海灣等區(qū)域。污染物的大量累積給紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的健康帶來嚴(yán)重的威脅, 干擾了其生態(tài)功能的穩(wěn)定, 并對棲息于此的生物體產(chǎn)生潛在的危害。紅樹林特殊的生境特征與生物群落組成使其成為多種環(huán)境污染物吸收和累積的“匯”[5-6]。多種毒性強(qiáng)、具有持久性及生物富集性的污染物如重金屬及多環(huán)芳烴、有機(jī)氯農(nóng)藥等已在紅樹林環(huán)境介質(zhì)如水、沉積物及生物介質(zhì)中普遍檢出。已有研究對我國紅樹林濕地中重金屬、多環(huán)芳烴等污染物的地球化學(xué)循環(huán)研究進(jìn)行了綜述[7-9]。隨著研究區(qū)域的不斷增加、所關(guān)注污染物種類的不斷豐富, 對紅樹林濕地污染研究的不斷深入, 關(guān)于重金屬、多環(huán)芳烴外其它有機(jī)污染物的報道越來越多,尤其是以多溴聯(lián)苯醚等為代表的新增持久性有機(jī)污染物的研究已成為熱點(diǎn)領(lǐng)域, 目前也鮮有該方面研究成果的匯總、梳理。本文收集有關(guān)我國紅樹林生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)污染物的文獻(xiàn), 對我國紅樹林生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)污染物研究概況進(jìn)行綜述, 以闡明有機(jī)污染物在紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境介質(zhì)(水、沉積物)與生物體中的污染現(xiàn)狀及生態(tài)風(fēng)險, 為紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的保護(hù)提供科學(xué)依據(jù)。

2 有機(jī)污染物在水中的分布

紅樹林處于潮間帶環(huán)境, 其水文特征的不穩(wěn)定性也導(dǎo)致目前對紅樹林水體中有機(jī)污染物的研究比較有限。從已有的研究可發(fā)現(xiàn), 紅樹林周邊區(qū)域農(nóng)業(yè)、水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)中農(nóng)藥、抗生素的使用已對該區(qū)域的水環(huán)境質(zhì)量造成一定影響。福建九龍江口浮宮紅樹林區(qū)水體中有機(jī)氯農(nóng)藥(organochlorine pesticide,OCPs)的總濃度變化范圍為 0.1382—1.1880 μg·L–1,其中, 六六六(hexachlorocyclohexane, HCH)的濃度范圍為 0.11—0.33 μg·L–1, 滴滴涕(dichlorodiphenyltrichloroethane, DDT) 的濃度范圍為0.21—0.67 μg·L–1;污染物濃度呈現(xiàn)出一定的季節(jié)性變化, 其中 γ-HCH峰值出現(xiàn)的時間與農(nóng)業(yè)活動時間相一致[10]。周如瓊等[11]在廣西北海大冠沙紅樹林區(qū)殘留水中共檢出12種農(nóng)藥, 總濃度范圍介于27至43 ng·L-1之間, 且甲氰菊酯和仲丁威是主要污染物。湛江高橋紅樹林水樣15種抗生素(磺胺類、氟喹諾酮類、四環(huán)素類、氯霉素類)濃度范圍為 0.15-198 ng·L-1, 紅樹林成為水產(chǎn)養(yǎng)殖中普遍使用抗生素的重要?dú)w宿[12]。

3 有機(jī)污染物在沉積物中的分布

沉積物是紅樹林生態(tài)系統(tǒng)中有機(jī)污染物最重要的歸宿, 絕大多數(shù)的研究圍繞有機(jī)污染物在表層沉積物中的含量及分布特征等展開。有機(jī)污染物的種類包括:多環(huán)芳烴(polyaromatic hydrocarbon, PAHs)、多氯聯(lián)苯(polychlorinated biphenyl, PCBs)和OCPs等傳統(tǒng)污染物, 以及近年來以多溴聯(lián)苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)等為代表的“新型”有機(jī)污染物。珠江口及九龍江口的紅樹林生態(tài)系統(tǒng)是近十年來研究關(guān)注的熱點(diǎn)區(qū)域, 也是目前有機(jī)污染物污染程度較高的地區(qū)。有機(jī)污染物種類和理化性質(zhì)的差別, 也是其在紅樹林生態(tài)系統(tǒng)沉積物中賦存形態(tài)各異的重要原因。

3.1 多環(huán)芳烴

從表1可以看出, 我國紅樹林沉積物中PAHs的濃度范圍介于50至11098 ng·g-1之間。從空間分布上看, 16種EPA優(yōu)先控制的PAHs濃度(ng·g-1)在不同地區(qū)的大小順序?yàn)?香港(56-11098) ＞廣東(40-5168) ＞福建(171-1074) ＞海南(31-63) ＞廣西(24)[13-32]。濃度水平較高、污染較嚴(yán)重的地區(qū)主要是香港、深圳和九龍江口。因此, 可以推斷PAHs的污染水平與當(dāng)?shù)氐墓I(yè)化發(fā)展水平有關(guān), 珠江口(香港、深圳、廣州)及九龍江口(廈門、漳州)地區(qū)工業(yè)化程度高、人口密集、海上航運(yùn)等活動繁忙, 工業(yè)生產(chǎn)及生活所排放的污染物多, 故而紅樹林沉積物中PAHs的含量高。反之,廣西及海南以及廣東的汕頭、湛江等地發(fā)展相對落后、工業(yè)化程度低、人口密度較小, 該區(qū)域內(nèi)紅樹林沉積物中 PAHs的污染水平顯著低于發(fā)達(dá)地區(qū)。另外, PAHs濃度在局部小空間內(nèi)也存在顯著的差別。以香港為例, 米埔、馬灣及蠔涌是PAHs的重污染重區(qū)域[13-22]。從PAHs的組成上看, 各地區(qū)間也存在顯著的差別, 如九龍江口及深水灣, 紅樹林沉積物中以高分子量(四到六環(huán))PAHs為主[17,22,24,32], 而香港則是低分子量(二、三環(huán))PAHs的比重最高[12],汕頭則以三到五環(huán)PAHs的含量最高[25]。

表1 我國紅樹林沉積物中PAHs的含量水平 (ng·g-1 dw)Tab.1 Concentrations of PAHs in mangrove sediments of China

有機(jī)污染物在香港米埔沉積物中的垂直分布表明, 高濃度的PAHs出現(xiàn)在表層(0—8 cm)[14]。而香港馬灣沉積物中 PAHs濃度以底層(對應(yīng)時間約為1959—1979年)最高, 且隨時間推移其含量呈降低趨勢[18], 上述變化趨勢在 Li等[22]的研究結(jié)果也得到證實(shí)。PAHs在表層沉積物中的高生物降解效率及非生物因素導(dǎo)致的損失是表層沉積物中 PAHs濃度降低的主要原因。同時, 香港諸多工業(yè)企業(yè)的搬遷減緩了該區(qū)域 PAHs的輸入也降低了表層沉積物中PAHs的累積。廣州南沙紅樹林沉積物中PAHs的垂直分布表明, PAHs濃度自20世紀(jì)90年代起基本保持穩(wěn)定, 但其來源則由煤的燃燒向油氣產(chǎn)品燃燒的轉(zhuǎn)變[23]。

根據(jù) Long等[33]提出的效應(yīng)范圍低值(effect range-low, ERL)、效應(yīng)范圍中值(effect range-median,ERL)及 MacDonald等[34]提出的閾值效應(yīng)濃度(threshold effect concentration, TEC)和可能效應(yīng)濃度(probable effect concentration, PEC)等評價標(biāo)準(zhǔn), 我國紅樹林沉積物中 PAHs的含量存在高于 ERL或TEC的現(xiàn)象, 但遠(yuǎn)低于ERM和PEC的閾值。即PAHs對林內(nèi)生物體造成危害的可能性很小, 屬于低生態(tài)風(fēng)險等級。

紅樹林 PAHs的來源受區(qū)域工業(yè)發(fā)展情況、生活排污、港口運(yùn)輸、石油輸入等多重因素的影響。香港紅樹林沉積物中 PAHs的源解析表明, 不同采樣區(qū)域污染物的來源存在以石油源為主, 或以熱解源為主, 以及二者兼具的情況。九龍江口紅樹林濕地沉積物中 PAHs主要來源于化石燃料和油品的不完全燃燒, 且石油來源的輸入貢獻(xiàn)率低[30], 廈門紅樹林沉積物中 PAHs的來源則既包含石油源又包含熱解源[29]。深圳灣紅樹林濕地沉積物樣品中的PAHs以4-5環(huán)的PAHs比重為大, 污染物含量與Pb濃度呈正比例關(guān)系, 說明其主要來源可能是化石燃料的燃燒, 尤其是含Pb汽油尾氣的排放[24]。

汕頭紅樹林濕地表層沉積物中 PAHs與環(huán)境因子關(guān)系的研究表明有機(jī)碳、黑碳和粒度等對 PAHs在不同站位的分布具有顯著影響, 且黑炭是該區(qū)域沉積物中PAHs分布的首要因素[28,35]。PAHs含量的垂直分布與黑碳和粉砂均呈顯著的線性相關(guān), 但與有機(jī)碳無顯著的相關(guān)性[36]。

3.2 多氯聯(lián)苯

PCBs在香港、廣東、廣西、海南、福建等地紅樹林沉積物中均有檢出, 其含量范圍介于＜0.1—46.62(ng·g-1dw)之間[13,25,37-38](圖 1)?？傮w來看, 我國紅樹林濕地沉積物中多氯聯(lián)苯的污染處于輕微水平,多數(shù)樣品中該類污染物的濃度低于 ERL, 但某些采樣區(qū)域或采樣點(diǎn)存在 PCBs含量較高的現(xiàn)象。值得關(guān)注的是, 珠江口(香港、深圳、珠海)的PCBs含量較高, 污染比較嚴(yán)重, 存在一定的生態(tài)風(fēng)險。

圖1 我國紅樹林沉積物中PCBs的含量水平Fig.1 Concentrations of PCBs in sediments from mangroves of China

香港米埔紅樹林沉積中 PCBs的總濃度范圍為12.1—18.1 ng·g-1, 濃度水平與香港其他紅樹林沉積物中的濃度相近[13]。也有研究報道香港多個地區(qū)紅樹林沉積物中 PCBs的濃度介于＜ 0.1—25.1 ng·g-1,且存在明顯的空間差異[37]。上述紅樹林沉積物中PCBs的含量水平低于或接近于其臨近區(qū)域海洋沉積物中該污染物的濃度[13,37]。廣東紅樹林沉積物中PCBs的濃度為 3—47 ng·g-1, 與光灘沉積物中PCBs的濃度及組成上都存在較明顯的差異。另外,無論是天然的還是人工種植的次生紅樹林, 本地種林區(qū)內(nèi)沉積物所受PCBs的污染較輕, 而外來種無瓣海桑(Sonneratia apetala)紅樹林中PCBs的污染更重[38]。

3.3 農(nóng)藥與抗生素

我國紅樹林臨近區(qū)域產(chǎn)業(yè)多為農(nóng)業(yè)或水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè), 農(nóng)藥與抗生素的使用導(dǎo)致的殘留不可避免進(jìn)入到紅樹林生態(tài)系統(tǒng)中。農(nóng)藥, 如DDT等持久性有機(jī)污染物, 在紅樹林沉積物中的存留時間長, 其生態(tài)風(fēng)險仍不可忽視。DDT等有機(jī)氯農(nóng)藥在我國紅樹林沉積物中普遍檢出, 其含量水平較低, 但少數(shù)區(qū)域DDT的殘留仍需關(guān)注。Zheng等[13]發(fā)現(xiàn)香港紅樹林沉積物中DDT在上世紀(jì)禁用后并沒有出現(xiàn)明顯的降低。北部灣灘涂紅樹林沉積物 DDT的垂直分布情況則表明 DDT出現(xiàn)了濃度增加的趨勢(0.2—41.0 ng·g-1)[6]。Tang等[27]對廣東湛江紅樹林表層沉積物中有機(jī)氯農(nóng)藥含量研究表明, DDTs與HCHs的平均濃度分別為28 和 0.07 ng·g-1, 但部分采樣點(diǎn)DDT含量較高(112 ng·g-1)。海南東寨港紅樹林表層沉積物中OCPs的濃度范圍為 0.31—7.36 ng·g-1, DDTs、HCHs及污染物總量在空間分布上呈現(xiàn)出外灣＞內(nèi)灣的規(guī)律。HCHs的殘留以δ-HCH和γ-HCH為主, 且γ-HCH類農(nóng)藥有新的輸入, DDTs的主要組分為 p,p'-DDT和p,p'-DDD[38]。 北海大冠沙沉積物中雖有10種農(nóng)藥(0.01—6.92 g·kg-1)被檢出而抗生素沒有檢出, 仲丁威、甲氰菊酯和醚菌酯是主要污染物[11]。Li等[12]對高橋紅樹林沉積物中抗生素殘留的研究發(fā)現(xiàn), 抗生素的濃度范圍為 0.08—849 mg·kg-1, 且抗生素濃度水平在不同紅樹植物群落種存在顯著差異。桐花樹(Aegiceras corniculatum)群落中磺胺甲基嘧啶、磺胺二甲嘧啶、諾氟沙星、恩諾沙星、氧四環(huán)素等濃度明顯高于白骨壤(Avicennia marina), 這與某些紅樹植物對抗生素的生物降解有關(guān)。參考DDT的ERL與 ERM 值(分別為 1.58 和 46.1 ng·g-1)[33], 以及MacDonald[34]等提出的DDT的TEC和PEC值(分別為5.28和572 ng·g-1), 中國紅樹林沉積物中DDT的含量存在高于 ERL與 TEC的現(xiàn)象, 但總體均低于ERM和PEC, 因此, DDT在紅樹林沉積物中的生態(tài)風(fēng)險屬于較低水平, 湛江紅樹林部分區(qū)域的DDT污染應(yīng)引起重視。

3.4 其他有機(jī)污染物

我國紅樹林沉積物中總石油烴(petroleum hydrocarbon, TPH)的含量范圍為 32—1112 mg·kg-1, 其最高濃度值位于珠江口[13,25,39]。珠江口的TPHs主要來源是汽車尾氣的排放, 尤其是不完全燃燒時的排放。原油泄漏導(dǎo)致香港紅樹林沉積物中TPH的變化,根際沉積物中濃度超過1000 mg·kg-1[36]。

溴代阻燃劑如PBDEs也已在珠江口紅樹林區(qū)沉積物中檢測到, PBDEs的主要同系物為BDE209。隨著PBDEs的限制使用, 其替代品如DBDPE等的含量在紅樹林沉積物中也顯示出升高的趨勢。在中國香港紅樹林沉積物中含量情況表明, BDE209和ΣPBDEs(不包括 BDE209)的濃度分別為 1.53—75.9 ng·g-1和 0.57—14.4 ng·g-1, 除 BDE209 外, BDE153和BDE183是主要的同系物。沉積物的垂直分布研究表明, 各層均有PBDEs同系物被檢出, PBDEs總量均是表層高于底層, 主要同系物 BDE209的含量由底及表呈上升趨勢, 因此, 可以推斷近些年來Deca-BDE商業(yè)品的使用在逐年遞增[40]。Zhang等[41]報道了珠江口紅樹林沉積物中多種溴代阻燃劑的含量水平, 其中PBDEs、十溴二苯乙烷(decabrominated dipheny ethane, DBDPE)和 1.2-雙(2,4,6-三溴苯氧基)乙烷(BTBPE)含量范圍分別為 1.2—206 ng·g-1、0.36—34.87 ng·g-1和 nd—0.8 ng·g-1。溴代阻燃劑濃度在不同采樣區(qū)域的垂直分布存在顯著差異, 而DBDPE的含量水平則均顯示出逐年增加的趨勢。Wu[42]等對珠海淇澳島紅樹林沉積物中溴代阻燃劑的調(diào)查發(fā)現(xiàn)PBDEs、BTBPE、DBDPE的含量范圍分別為 30.1—36.5 ng·g-1、0.114—0.124 ng·g-1和 14.6—25.2 ng·g-1,其中BDE209是PBDE的主要同系物, 含量范圍為28.4—34.6 ng·g-1; PBDE的含量與氧化還原電勢、TOC及粉粒呈正相關(guān)關(guān)系。

德克隆(dechlorane plus, DP)在紅樹林沉積物中的空間與垂直分布特征表明, 珠江口紅樹林中 DP的濃度范圍為 0.013—1.50 ng·g-1, 深圳的濃度顯著高于珠海與廣州, 另外, anti-DP可能存在光/生物降解現(xiàn)象。DP的垂直分布表明其濃度由底層到表層呈顯著增加的趨勢[43]。

4 有機(jī)污染物在紅樹林生物體中的殘留及生物累積

紅樹植物與林內(nèi)生物, 如底棲生物和魚體內(nèi)均有著一定程度的有機(jī)污染物富集。各類有機(jī)污染物含量存在著較為明顯的種間與組織差異。鹵族有機(jī)污染物在珠江口紅樹林生物體內(nèi)表現(xiàn)出生物放大效應(yīng)。

林鵬和黃建斌[10]報道的九龍江口紅樹林區(qū)水產(chǎn)品中 OCPs的濃度范圍為 25—1610 ng·g-1,表現(xiàn)出了較高的 OCPs生物累積現(xiàn)象, 生物富集因子大小介于68至4352之間且具有明顯的組織差異性。紅樹植物也存在較高的OCPs富集并表現(xiàn)出顯著的組織差異性, 秋茄(Kandelia candel)胚軸內(nèi) OCPs的含量(3313—4083 ng·g-1)最高, 莖內(nèi)OCPs含量(49-97 ng·g-1)最低; 紅樹植物的生物去除和富集能夠降低水域 OCPs的含量。廣西北海大冠沙紅樹林區(qū)內(nèi)底棲動物體內(nèi)共有四種抗生素和三種農(nóng)藥被檢出, 不同生境區(qū)域的生物體內(nèi)污染物種類數(shù)量與濃度存在顯著差別: 如林灘內(nèi)僅在石磺(Onchidium verruculatum)體內(nèi)檢出農(nóng)藥與抗生素,p,p’-DDT、聯(lián)苯菊酯及環(huán)丙沙星的平均濃度為分別為 5.73 ng·g-1、1 ng·g-1和 1.2 ng·g-1; 而潮溝中的長腕和尚蟹(Mictyris longicarpus)體內(nèi)甲氰菊酯、環(huán)丙沙星的平均濃度是0.93 ng·g-1和0.98 ng·g-1, 曲畸心蛤(Anomalocordia flexuosa)體內(nèi)含量最高的甲氰菊酯、環(huán)丙沙星的平均濃度分別為 1.36 ng·g-1和 0.68 ng·g-1[11]。

Li等發(fā)現(xiàn)深圳不同紅樹林濕地中紅樹植物對PAHs的富集效應(yīng)存在顯著的組織差異, PAHs在葉中的生物富集因子高于 1.5, 葉中 PAHs的含量(1389—7925 ng·g-1)顯著高于根中的濃度(440—6882 ng·g-1)[26]。Liang 等[20]對米埔濕地魚體內(nèi)的PAHs研究表明, 羅非魚(Sarotherodon mossambicus)體內(nèi)PAHs的含量介于184—854 ng·g-1, BSAF值均低于 1.7, 且 BSAF隨著污染物Kow的升高而下降。九龍江口六種底棲動物體內(nèi)PAHs的研究證實(shí),灘涂魚體內(nèi)PAHs的濃度在8月和11月分別為34—49 ng·g-1和 37—51 ng·g-1, 季節(jié)差異不顯著。PAHs的濃度水平在種間的差異由高到低表現(xiàn)為:紫游 螺 (Neritina violacea)＞ 黑 口 濱 螺 (Littoraria melanostoma)＞可口革囊星蟲(Phascolosoma esculenta)＞彈涂魚(Periophthalmus cantonensis) ＞查加擬蟹守螺(Cerithidea djadjariensis) ＞ 孔鰕虎魚(Trypauchen vagina)[44]。灘涂紅樹林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)水產(chǎn)品中多環(huán)芳烴含量水平的研究表明, 牡蠣(Concha ostreae)體內(nèi)的PAHs含量最高, 其濃度范圍為 90 到 98.5 ng·g-1之間, 鯔魚(Mugil cephalu)體內(nèi)PAHs含量為26至35 ng·g-1之間; 羅非魚(Tilapia mossambica)體內(nèi)含量最低; 3環(huán)的PAHs是主要組成成分, 占 PAHs總量的的 42%—83%; 脂肪含量是影響不同種類水產(chǎn)品間 PAHs濃度水平的因素;上述水產(chǎn)品的PAHs濃度均在安全食用范圍內(nèi)[45]。深圳紅樹林隔貽貝(Septifer bilocularis)內(nèi)氯化二丁基錫(dibutyltin chloride, DBT)、氯化一丁基錫(monobutyltin chloride, MBT)、氯化三苯基錫(triphenyltin chloride, TPT)的含量分別為 2.7、6.3和 127 (ng·g-1ww); 紋藤壺(Balanus amphitrite)體內(nèi)檢出的TPT濃度為105 (ng·g-1ww), 其中TBT的污染較為嚴(yán)重, 其含量高于引起軟體動物性畸變的含量, 人為活動尤其是港口航運(yùn)業(yè)造成的有機(jī)錫污染對紅樹林生態(tài)系統(tǒng)具有潛在的威脅[46]。汕頭紅樹林濕地蟹類體內(nèi)未分離復(fù)雜化合物含量范圍為 10.5—27.4 ng·g-1, 螺類體內(nèi)為 17.2—41.4ng·g-1, 蟹類體內(nèi)石油烴具有明顯的高等植物蠟源特征而螺類兼具石油源與生源烴的特征, 且蟹類對正構(gòu)烷烴降解和代謝速率明顯高于螺類[47]。珠江口紅樹林濕地中生物體內(nèi)鹵族有機(jī)污染物的生物富集研究表明, 該區(qū)域生物體內(nèi) PCBs, DDT, PBDEs, DP和DBDPE的濃度分別為 32.1—466, 153—3819, 3.88—59.8, 0.18—6.88, nd(未檢出) —30.6和 nd—2.65 ng·g-1脂重; DDT是主要的污染物, 其次為PCBs和PBDEs, 海鰻(Muraenesox cinereus)相較于其他物種富集更多的污染物。上述污染物都表現(xiàn)出了明顯的生物放大效應(yīng), 其中PCBs, DDTs, PBDEs和DP的營養(yǎng)級放大因子分別為2.76, 2.61, 2.20和2.31[48]。

5 結(jié)論與展望

作為陸地向海洋過渡的特殊生態(tài)系統(tǒng), 紅樹林已成為多種污染物的重要蓄積地。當(dāng)前我國學(xué)者已開展了對紅樹林濕地環(huán)境與生物介質(zhì)中 PAHs、PCBs、石油烴、農(nóng)藥、抗生素、溴代阻燃劑等的研究。紅樹林環(huán)境及生物介質(zhì)中均有各類有機(jī)污染物的檢出, 表明紅樹林已受到周邊地區(qū)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等人為活動的明顯影響?？傮w來看, 我國紅樹林濕地各類介質(zhì)所受的有機(jī)物污染較輕, 生態(tài)風(fēng)險較低。珠江口、九龍江口等發(fā)達(dá)地區(qū)為PAHs、PCBs等污染嚴(yán)重的區(qū)域, 紅樹林植物、底棲生物及魚類體內(nèi)有著一定量的有機(jī)污染物的富集。

調(diào)查對象的選取上, 目前的研究仍集中于PAHs, PCBs及DDT等傳統(tǒng)污染物上, 而近年來新型的持久性有機(jī)污染物, 如 Penta-, Octa-BDE和HBCD等的研究工作亟待開展。我國紅樹林分布廣泛, 不同地區(qū)的社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展情況、產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)等存在差異, 故珠江口、九龍江口以外地區(qū)紅樹林濕地的有機(jī)污染也應(yīng)給予足夠的重視。此外, 當(dāng)前的研究所關(guān)注的環(huán)境介質(zhì)多為沉積物, 關(guān)于大氣、水體以及生物富集方面的工作開展更少, 相應(yīng)的紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的建群種及優(yōu)勢種紅樹植物也應(yīng)給予足夠的重視。

對于沉積物的研究, 可利用同位素定年技術(shù),分析沉積柱中污染物在垂直方向上的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理,更好地去研究污染物的時間歸趨。有機(jī)污染物的生態(tài)風(fēng)險評價上, 當(dāng)前仍缺乏適應(yīng)紅樹林濕地的相關(guān)標(biāo)準(zhǔn), 不同研究在采樣過程、污染物選取、分析過程、數(shù)據(jù)處理上都存在較大的差別, 使得結(jié)果在比對上存在難度。

有機(jī)金屬化合物, 諸如有機(jī)錫等在深圳濕地存在很高的生態(tài)風(fēng)險, 故該類污染物需要迫切開展系統(tǒng)和深入的研究, 尤其是生物體的累積和食物鏈傳遞對人體健康的影響。可多學(xué)科交叉研究典型有機(jī)污染物在紅樹林生態(tài)系統(tǒng)中的環(huán)境行為,如可應(yīng)用分子生物學(xué)、細(xì)胞生物學(xué)、生理學(xué)及生態(tài)學(xué)等學(xué)科知識從分子水平到生態(tài)系統(tǒng)尺度探究典型有機(jī)污染物在環(huán)境介質(zhì)、紅樹植物及海洋生物中的遷移、轉(zhuǎn)化和富集的動態(tài); 探究典型有機(jī)污染物對紅樹植物、海洋生物、根際微生物的基因表達(dá)、細(xì)胞結(jié)構(gòu)與功能變化的影響; 研究污染物對生態(tài)系統(tǒng)基因多樣性的干擾效應(yīng); 紅樹植物對不同有機(jī)污染物的抗逆機(jī)理等。通過實(shí)驗(yàn)室與野外研究的有機(jī)結(jié)合, 采用更為先進(jìn)的研究技術(shù)探索利用紅樹林植物修復(fù)不同有機(jī)污染物的機(jī)理、過程及實(shí)際應(yīng)用的可行性。

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Organic contamination in mangrove ecosystems of China

ZHANG Zaiwang1, LI Jialiang1, SUI Tao1, CHENG Mingming1, SUN Kaifeng2,*
1.Department of Resources and Environment,Binzhou University,Binzhou, 256603,China2.South China Institute of Environmental Sciences,Ministry of Environmental Protection,Guangzhou510535,China

Accompanying with the rapid economic growth, mangroves along the coast of tropical and sub-tropical regions are facing greater pollution pressures.Organic pollutants discharged from land-based sources have threatened the water,sediments and organisms in these wetlands.Data on the levels of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), polychlorinated biphenyls (PCBs), dichlorodiphenyltrichloroethane (DDT), organochlorine pesticide (OCPs) and other pollutants in water,sediments and organisms from mangroves of China have been summarized to evaluate the current pollution status of mangrove ecosystem in China.Overall, varieties of organic pollutants have been widely detected in water, sediments and organisms from mangroves of China and concentrations of these pollutants are in low levels.OCPs and pesticides are measured in water from the mangroves.Higher concentrations of PAHs and PCBs are found in sediments from mangroves of the Pearl River Estuary and these pollutants tend to pose little risk to the biota.DDT concentrations in sediments of Zhanjiang mangrove deserve great attention.Newly emerging organic pollutants like polybrominated diphenyl ethers(PBDEs) and decabrominated dipheny ethane (DBDPE) are also detected in mangrove sediments of the Pearl River Estuary.Varieties of organic pollutants are found in mangrove plants, zoobenthos and fish.Mangrove wetlands are important reservoir of organic pollutants.

mangrove; organic contaminants; ecological risk; bioaccumulation

10.14108/j.cnki.1008-8873.2017.05.030

X55

A

1008-8873(2017)05-232-09

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2016-11-02;

2016-12-26

國家自然科學(xué)基金項目(21307140,41476099); 中央級公益性科研院所基本科研項目(PM-zx703-201602-043, PM-zx097-201602-045); 濱州學(xué)院“博士學(xué)位人員及具有碩士學(xué)位的高級職稱人員科研啟動費(fèi)”項目(2016Y33)

張再旺(1985—), 男, 山東濱州人, 博士, 從事環(huán)境生態(tài)方面的研究, E-mail: zzwangbzu@163.com

*通信作者:孫凱峰, 男, 博士, 副研究員, 主要從事海洋環(huán)境污染與藻類生理生態(tài)學(xué)研究, E-mail: sunkaifeng@scies.org