喬永亮, 徐少春, 周 毅, 賈小平

黃渤海典型鰻草海草床重金屬生態(tài)風(fēng)險評估

喬永亮1, 2, 3, 4, 5, 徐少春2, 3, 4, 5, 6, 7, 周 毅2, 3, 4, 5, 6, 7, 賈小平1

(1. 青島科技大學(xué) 環(huán)境與安全工程學(xué)院, 山東 青島 266042; 2. 中國科學(xué)院海洋研究所 中國科學(xué)院海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點實驗室, 山東 青島 266071; 3. 青島海洋科學(xué)與技術(shù)試點國家實驗室 海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)功能實驗室, 山東 青島 266237; 4. 中國科學(xué)院海洋大科學(xué)研究中心, 山東 青島 266071; 5. 中國科學(xué)院海洋牧場工程實驗室, 山東 青島 266071; 6. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049; 7. 山東省實驗海洋生物學(xué)實驗室, 山東 青島 266071)

為全面了解我國黃渤海鰻草(L.)床重金屬污染水平, 本研究以大連林陽北海、葫蘆島興城、唐山樂亭-曹妃甸和青島灣四處鰻草床為研究對象。于夏季采集鰻草、海水和沉積物樣品并分析其重金屬(Cu、Zn、Pb和Cd)含量。以此分析海草的重金屬富集特征, 并對比評估不同鰻草床重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險。結(jié)果表明, 夏季四處鰻草床海水重金屬含量由高到低依次為: Zn>Cu>Pb>Cd, 均低于國家一級水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn); 對沉積物來說, 重金屬含量由高到低依次為: Zn>Pb>Cu>Cd, 均低于國家一級沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。鰻草對重金屬的富集因重金屬種類和海草積累部位而異, 其地上組織對Cu、Zn、Cd的富集能力高于地下組織。研究區(qū)域海水中Cu、Zn、Pb和Cd潛在風(fēng)險等級均處于低風(fēng)險水平。而對沉積物而言, 葫蘆島興城鰻草床Cd的潛在風(fēng)險等級處于較高風(fēng)險水平(i值為156.9)。唐山樂亭-曹妃甸和青島灣鰻草床的地質(zhì)累積指數(shù)(geo)由大到小依次為: Cd>Pb>Zn>Cu。綜合所有元素的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(R), 葫蘆島興城鰻草床的潛在生態(tài)風(fēng)險值最高。

鰻草; 海草床; 黃渤海; 重金屬; 生態(tài)風(fēng)險評估

海草是世界上唯一的海洋沉水被子植物[1]。海草床作為三大典型近海海洋生態(tài)系統(tǒng)之一, 具有重要生態(tài)功能, 可為各種海洋生物提供棲息地和育幼場所, 是儒艮、綠海龜?shù)壬锏闹匾澄飦碓? 能夠改善水質(zhì)、減緩水流、防風(fēng)固堤[2]; 能夠調(diào)節(jié)氣候, 是海洋生態(tài)系統(tǒng)中重要的碳匯[3]。由于全球工業(yè)化進(jìn)程加快, 越來越多的重金屬污染物被排放到海洋中, 海草床健康面臨嚴(yán)重威脅。自1990年以來, 全球海草床面積每年約減少7%[4-5]。

重金屬由于毒害性和難降解性而具強(qiáng)烈污染性[6], 重金屬污染會影響海草床的健康狀況。一方面, 重金屬會對海草自身造成嚴(yán)重?fù)p害, 如Cd、Cu、Pb、Zn會抑制海草生長、影響海草光合作用進(jìn)程[7-10]; 另一方面, 重金屬會隨食物鏈和食物網(wǎng)積累至更高營養(yǎng)級[11], 高營養(yǎng)級生物會因生物放大作用而受到嚴(yán)重危害。鰻草(L.)隸屬鰻草科, 鰻草屬, 是黃渤海海草床的優(yōu)勢種, 在我國主要分布于遼寧、河北和山東沿海[12-13], 其重金屬含量在一定程度上可反映近海海洋的污染狀況。

潛在生態(tài)風(fēng)險評估是評價由一種或多種外界因素導(dǎo)致未來可能發(fā)生不利生態(tài)影響的過程[14]。按照評價標(biāo)準(zhǔn)劃分出相應(yīng)的風(fēng)險等級, 以此預(yù)測未來可能產(chǎn)生的負(fù)面生態(tài)影響或評估由于過去某種因素導(dǎo)致生態(tài)變化的可能性。潛在生態(tài)風(fēng)險等級越高, 表明環(huán)境未來發(fā)生不利影響的可能性越大。地質(zhì)累積指數(shù)法是目前評價重金屬污染程度的常見方法之一。該方法在考量自然環(huán)境背景值和人為活動的基礎(chǔ)上, 還將自然成巖對環(huán)境背景值的影響納入了計算中, 彌補了其他評價方法的不足[15]。按照評價標(biāo)準(zhǔn)劃分環(huán)境重金屬污染程度, 污染程度越高表明受到的污染越嚴(yán)重。由于鰻草的生長環(huán)境特殊, 在評價鰻草床的潛在生態(tài)風(fēng)險及其對重金屬的富集特征時, 應(yīng)充分考慮海水和沉積物兩種環(huán)境介質(zhì), 并綜合運用富集系數(shù)(BC)和轉(zhuǎn)運系數(shù)(T)等評價指標(biāo)。

本研究通過測定鰻草床重金屬含量, 對比分析不同鰻草組織對重金屬的富集特征, 并采用潛在生態(tài)風(fēng)險法和地質(zhì)累積指數(shù)法對黃渤海典型鰻草床的重金屬污染程度進(jìn)行全面評估, 以期為海草床的科學(xué)管理提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

1.1.1 研究區(qū)域

根據(jù)我國北方黃渤海鰻草分布狀況, 選取四處海草床為研究對象, 分別為大連林陽北海鰻草床、葫蘆島興城鰻草床、唐山樂亭-曹妃甸鰻草床和青島灣鰻草床(圖1)。大連林陽北海海草床以鰻草為優(yōu)勢種, 海草的生物量、高度和密度呈顯著的季節(jié)性變化[16]。葫蘆島興城海草床的海草種類為鰻草和日本鰻草(), 其中鰻草為優(yōu)勢種, 主要分布在興城市東鹽灘與覺華島之間海域。唐山樂亭-曹妃甸鰻草床面積約為30 km2, 是目前中國分布面積最大的鰻草床[17]。青島灣的海草種類為鰻草, 海草床面積較小, 該鰻草床處于旅游景區(qū)中, 是目前中國鰻草床中比較靠南的一處。以上述4處海草床為研究區(qū)域可代表我國北方海草床中重金屬污染的普遍狀況。研究區(qū)域夏季的環(huán)境背景參數(shù)見表1。

圖1 黃渤海典型鰻草床分布

注: A: 大連林陽北海鰻草床; B: 葫蘆島興城鰻草床; C: 唐山樂亭-曹妃甸鰻草床; D: 青島灣鰻草床, 圖片源自谷歌地圖

表1 海草床基礎(chǔ)環(huán)境數(shù)據(jù)

1.1.2 樣品的采集方法

2020年夏季, 在4處鰻草床的中心位置設(shè)置1條垂直于岸邊的采樣剖面, 在剖面上設(shè)置近岸、中岸和遠(yuǎn)岸3處采樣站位(圖1), 在每個站位采集3組平行樣。采樣時, 使用2.5 L塑料桶采集海水樣品; 使用樣方框(直徑=19 cm, 深度=15 cm)采集鰻草生境周圍沉積物, 并使用塑料鏟挖取樣方框內(nèi)鰻草植株, 保證挖掘斑塊小于0.25 m2, 有利于海草1年之后的恢復(fù)生長[18]。

1.2 樣品預(yù)處理和分析

1.2.1 樣品預(yù)處理

采集樣品盡快保存至–20 ℃冰箱。測定前, 海水樣品使用平均孔徑為0.45 μm的濾膜過濾, 以去除懸浮物質(zhì); 鰻草樣品使用去離子水洗凈后與沉積物一同放入60 ℃烘箱中烘干至恒重, 烘干后的樣品研磨成粉末后過80目篩, 保存在干燥箱中, 待測定其重金屬含量。

1.2.2 樣品分析方法

鰻草與沉積物樣品在測定前需進(jìn)行消解, 稱取定量干燥樣品, 裝入燒杯后, 加入10 mL濃硝酸, 置于160～220 ℃的加熱板上, 在通風(fēng)櫥內(nèi)消化至硝酸完全蒸發(fā)。待燒杯冷卻后, 加入3 mL濃硝酸: 高氯酸(體積比為3∶1)的混合溶液, 并用超純水多次轉(zhuǎn)移至15 mL離心管中定容。最后, 將消解后的鰻草和沉積物樣品及過濾后的海水樣品送至中國科學(xué)院海洋研究所(中國青島)分析測試中心使用Thermo Scien-tific iCAP Qc ICP-MS(Thermo Fisher Scientific Inc., Horsham, 英國)測定重金屬(Cu、Pb、Zn、Cd)含量。

1.3 數(shù)據(jù)分析方法和評價標(biāo)準(zhǔn)

1.3.1 分析方法

生態(tài)風(fēng)險一般指生態(tài)系統(tǒng)及其組分所承受的風(fēng)險, 潛在生態(tài)風(fēng)險則是指一定區(qū)域內(nèi), 具有不確定性的事故或威脅對生態(tài)系統(tǒng)及其組分可能產(chǎn)生的負(fù)面影響。Hakanson在1980年提出的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法(R)[19], 可用于評估環(huán)境的潛在生態(tài)風(fēng)險。該方法可計算分析出某種或某些重金屬元素在環(huán)境中的危害程度和潛在生態(tài)風(fēng)險, 計算方法為公式(1):

式中,R為潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù);i是某種元素的生態(tài)風(fēng)險值;是某種元素的毒性系數(shù);i是某種元素的含量;n是背景值。

地質(zhì)累積指數(shù)(geo)是利用重金屬元素的含量與元素背景值之間關(guān)系來判定區(qū)域重金屬污染程度的依據(jù)[20], 計算方法為公式(2):

式中,sediment為沉積物中重金屬含量;background為背景值。

植物富集重金屬的能力可用富集系數(shù)(BC)表示, 計算方法為公式(3):

式中,tissues為鰻草組織中重金屬含量, 環(huán)境重金屬含量選定為沉積物中的重金屬含量[21-22]。

轉(zhuǎn)運系數(shù)(T)是指植物地上組織重金屬含量與地下組織重金屬含量的比值, 該參數(shù)反應(yīng)了植物將重金屬從地下組織向地上組織運輸和富集的能力, 計算方法為公式(4):

式中,aboveground tissues和belowground tissues分別為鰻草地上和地下組織中重金屬含量。

1.3.2 評價標(biāo)準(zhǔn)

根據(jù)《中國淺海沉積物化學(xué)元素豐度表》[23]、《海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3097—1997)[24]和《海洋沉積物質(zhì)量(GB18668—2002)》[25]中的分級和分類原則確定沉積物背景值、海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)和海洋沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn), 使用徐爭啟等[26]對Hakanson制定的重金屬毒性系數(shù)進(jìn)行優(yōu)化后的結(jié)果為評價依據(jù)(表2)。研究區(qū)域重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險的評價標(biāo)準(zhǔn), 詳見表3。

表2 重金屬環(huán)境背景值及毒性系數(shù)[23-26]

表 3 潛在生態(tài)風(fēng)險及地質(zhì)累積指數(shù)評價標(biāo)準(zhǔn)

2 結(jié)果

2.1 黃渤海鰻草床重金屬含量

研究區(qū)域海水、沉積物和鰻草的重金屬含量, 詳見表4。夏季黃渤海鰻草床海水Cu、Pb、Zn和Cd含量均低于國家一類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(表2), 沉積物Cu、Pb、Zn和Cd含量均低于國家一類沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(表2)。在4處鰻草床的海水和沉積物中, Zn的含量最高(海水: 7.70～12.84 μg/L, 沉積物: 22.87～74.10 mg/kg), Cd的含量最低(海水: 0.06～0.23 μg/L, 沉積物: 0.05～ 0.34 mg/kg)。鰻草地上組織中, Zn含量最高(19.37～ 41.03 mg/kg), Pb含量最低(0.62～3.01 mg/kg), 鰻草地下組織中, Zn含量最高(13.24～22.07 mg/kg), Cd的含量最低(1.20～1.89 mg/kg)。

2.2 黃渤海鰻草對重金屬的富集

研究發(fā)現(xiàn), 鰻草對Cd、Pb、Cu和Zn的富集在不同組織中存在差異性(表4)。葫蘆島興城、唐山樂亭-曹妃甸和青島灣鰻草對Pb的富集(T值分別為: 0.18、0.21和0.12)以及青島灣鰻草對Zn的富集(T值為0.9)均集中在地下組織, 而其他重金屬主要富集在鰻草地上組織中。另外, 鰻草對不同重金屬的富集能力存在差異, 黃渤海鰻草對Pb的富集系數(shù)最小, 鰻草地上、地下組織對Pb的BC分別處于0.005～0.15和0.03～0.21之間。黃渤海鰻草對Cd的富集系數(shù)均遠(yuǎn)大于1(BC值在5.56～56.94之間), 且轉(zhuǎn)運系數(shù)也大于1(T值在1.7～7.6之間)。

2.3 黃渤海鰻草床重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險

研究區(qū)域海水中單一重金屬(Cu、Zn、Pb和Cd)的潛在風(fēng)險等級均處于低風(fēng)險水平(圖2)。唐山樂亭-曹妃甸鰻草床和青島灣鰻草床沉積物中Cd的潛在風(fēng)險等級處于中風(fēng)險水平(i值分別為73.9和64.6), 葫蘆島興城鰻草床沉積物中Cd的潛在風(fēng)險等級處于較高風(fēng)險水平(i值為156.9), 其余鰻草床沉積物單一重金屬的潛在風(fēng)險等級均處于低風(fēng)險水平(i值均小于40)。

Cu、Pb和Zn在四處鰻草床的地質(zhì)累積指數(shù)(geo)均小于0, 不存在Cu、Pb和Zn污染(表5), 而Cd在唐山樂亭-曹妃甸、青島灣和葫蘆島興城鰻草床的geo值分別為: 0.71、0.52和1.80, 其污染程度分別處于輕度污染、輕度污染和中度污染水平(表3)。

綜合所有元素的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(R), 黃渤海鰻草床海水重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險等級均處于低風(fēng)險水平(R值小于150), 4處鰻草床的潛在生態(tài)風(fēng)險值(R)由大到小依次為: 葫蘆島興城鰻草床>大連林陽北海鰻草床>唐山樂亭-曹妃甸鰻草床>青島灣鰻草床。除葫蘆島興城、唐山樂亭-曹妃甸和青島灣鰻草床沉積物的Cd存在生態(tài)風(fēng)險外(i值分別為: 156.9、73.9和66.4), 其余重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均小于40。4處鰻草床沉積物的R值由大到小排序為: 葫蘆島興城鰻草床>唐山樂亭-曹妃甸鰻草床>青島灣鰻草床>大連林陽北海鰻草床。

3 討論

本研究對我國黃渤海4處典型鰻草床(海水、沉積物和鰻草)重金屬含量進(jìn)行調(diào)查分析, 探討了鰻草對不同重金屬富集能力的組織差異性, 并評估了黃渤海鰻草床的重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險。

3.1 黃渤海鰻草床重金屬含量分析

與國內(nèi)外其他海域相比, 黃渤海鰻草床海水重金屬含量相對較低, 海水水質(zhì)較好(表6)。黃渤海鰻草床海水Cu、Pb、Zn和Cd含量均低于連云港潮間帶、渤海灣、遼東灣、黃河口和秦皇島近岸海域的平均重金屬含量[27-31], Cu含量與南海海域和臺灣南部海域相近[32-33], 但低于河北黃驊近岸和廣西北海海域[34-35]。黃渤海鰻草床海水Cu、Pb、Zn和Cd含量均低于埃及蘇伊士灣和沙特阿拉伯近岸海域[36-37]。

圖2 黃渤海鰻草床重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險評估圖

Fig. 2 Potential ecological risk assessment map of heavy metals in eelgrass beds in the Yellow Sea and the Bohai Sea

表5 黃渤海鰻草床沉積物重金屬地質(zhì)累積指數(shù)(Igeo)

表6 黃渤海鰻草床及其他海域海水和沉積物重金屬含量

注: “—”表示未檢測, 渤海灣和遼東灣重金屬含量是指整個研究區(qū)域平均值, 并非本研究中的黃渤海鰻草床; 海水和沉積物的重金屬含量單位分別為: μg/L和mg/kg, 干質(zhì)量。

與國內(nèi)外其他海域相比, 黃渤海鰻草床沉積物重金屬含量相對較低(表6)。黃渤海鰻草床沉積物Cd、Cu和Zn含量低于渤海灣和遼東灣的平均含量,而青島灣沉積物的Pb含量略高于這兩處海域[38-39]。黃渤海鰻草沉積物Cu含量低于黃河口日本鰻草沉積物Cu含量[21]。黃渤海鰻草床沉積物的Cd、Cu和Pb含量均低于希臘色雷斯海的大洋波喜蕩草()床和阿爾及利亞斯基克達(dá)海灣沉積物中的含量[40-41]。意大利圣彼得島近岸沉積物Cd含量高于本研究[42]。美國新港河口鰻草床沉積物Cu和Zn含量低于本研究[43]。土耳其博斯普魯斯海峽鰻草床沉積物Cd、Cu、Zn和Pb含量普遍高于本研究[44]。

對比分析我國黃渤海4處典型鰻草床, 可以看出, 黃渤海鰻草床海水重金屬含量由高到低依次為: Zn>Cu>Pb>Cd。葫蘆島興城鰻草床海水中Zn和Cd含量均高于其余3處鰻草床, 這可能是由于興城近岸地區(qū)過量使用重金屬農(nóng)藥及覺華島工業(yè)設(shè)施滯后導(dǎo)致的。大連林陽北海鰻草床海水中Cu和Zn含量在4處鰻草床中均為最低, 這可能是由于該區(qū)域以養(yǎng)殖業(yè)和旅游業(yè)為主, 工業(yè)不發(fā)達(dá), 受到的污染較小。對沉積物來說, 所有鰻草床的重金屬含量由高到低依次為: Zn>Pb>Cu>Cd。青島灣鰻草床沉積物的Cu、Zn和Pb在所有鰻草床中含量最高, 這可能是由于青島灣處于旅游景區(qū), 夏季旅游船只數(shù)量激增, 導(dǎo)致排污量增加; 且青島灣面積較小, 水動力較弱, 陸源污染物在近岸淺水海域容易形成沉積。

研究表明, 渤海灣海水重金屬含量存在顯著的季節(jié)性變化, Cu、Pb、Zn和Cd含量在秋季升高, 冬季達(dá)到最低[30]。黃河入?？诔练e物重金屬含量相對穩(wěn)定, 但海草組織對重金屬的富集存在季節(jié)性變化[21]。由此可見, 同樣處于黃渤海的4處鰻草床海水重金屬含量及鰻草對重金屬的富集能力可能存在季節(jié)性變化, 故本研究僅可反應(yīng)夏季黃渤海鰻草床的重金屬污染狀況。

3.2 黃渤海鰻草對重金屬的富集及遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律分析

許多對海草物種的研究表明, 與地下組織相比, 地上組織對重金屬有更強(qiáng)的富集能力[22, 45-46]。這與本研究的結(jié)論一致, 即黃渤海鰻草對Cu、Zn和Cd的富集主要發(fā)生在地上組織中。這主要因為鰻草生長環(huán)境特殊, 不但可通過葉片直接吸收海水中的重金屬并富集[47], 而且當(dāng)海水中重金屬含量較低, 葉片中重金屬含量較高時, 還可通過根系富集重金屬, 然后通過維管組織將重金屬遷移至葉片[48]。本研究中, Cu、Zn和Cd由鰻草地下組織遷移到地上組織的能力較強(qiáng), 這也證明了上述結(jié)論。植物將過量重金屬從根轉(zhuǎn)移到葉, 當(dāng)葉中積累的重金屬含量達(dá)到極限時便會脫落, 該現(xiàn)象是植物應(yīng)對重金屬脅迫產(chǎn)生的一種解毒機(jī)制[49-50], 即鰻草通過脫落富含重金屬的老葉及生成新葉來排除有毒重金屬[51-52]。

鰻草對Pb的富集主要集中在地下組織中, 這與大多數(shù)研究結(jié)論一致, 即Pb主要在海草的地下組織(如根系)中積累[21, 53]。除林陽北海鰻草床外, 其余鰻草床的鰻草對Pb的轉(zhuǎn)運系數(shù)均小于1。這證明當(dāng)鰻草受到Pb脅迫時, 可能會采取抑制地上組織富集Pb和限制Pb轉(zhuǎn)運至地上組織來抵抗其毒性作用。林陽北海鰻草對Pb的富集情況與其他鰻草床不同(林陽北海鰻草地下組織對Pb的富集系數(shù)僅有0.03), 這可能是由于該鰻草床沉積物的組成成分與其他鰻草床存在差異, 阻礙了地下組織對沉積物中Pb的富集, 但具體原因還需進(jìn)一步探究。

3.3 黃渤海鰻草床重金屬生態(tài)風(fēng)險評估

除沉積物中的Cd外, 鰻草床其余重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險等級均處于低風(fēng)險水平。但葫蘆島興城鰻草床重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(R)較高的原因是該區(qū)域存在輕度Cd污染, 且Cd的環(huán)境毒性系數(shù)最高(30), 其i值對整體R值貢獻(xiàn)最大。研究表明, 過量Cd會使植物生長緩慢, 甚至阻止葉綠素的合成[54]; 當(dāng)環(huán)境中的Cd含量達(dá)到1 mg/L時, 喜鹽草()的光合效率將迅速下降[55]。Pb的污染程度與潛在生態(tài)風(fēng)險等級僅次于Cd, 其毒性較強(qiáng), 對海草、動物及沉積物微生物都有嚴(yán)重毒害作用[56]。因此, 應(yīng)當(dāng)加強(qiáng)對黃渤海鰻草床海域的Cd和Pb管控, 避免因污染加劇而威脅海草床健康。

4處黃渤海鰻草床海水重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險等級均處于低風(fēng)險水平, 海水水質(zhì)較好。沉積物中Cu、Pb和Zn的潛在生態(tài)風(fēng)險相近, 但Cd的潛在生態(tài)風(fēng)險因地理位置的不同而存在差異性, Cd的潛在生態(tài)風(fēng)險在葫蘆島興城鰻草床最高, 唐山樂亭-曹妃甸鰻草床和青島灣鰻草床次之, 大連林陽北海鰻草床最低。這可能是水文條件和地質(zhì)條件等多方面因素共同作用的結(jié)果。與Cu、Pb和Zn相比, Cd的高風(fēng)險等級也表明Cd是黃渤海鰻草床沉積物中首要的潛在風(fēng)險元素。

地質(zhì)累積指數(shù)評價結(jié)果表明, 葫蘆島興城、唐山樂亭-曹妃甸和青島灣鰻草床存在不同程度的Cd污染, 但大連林陽北海鰻草床并不存在Cd污染, 這主要與該地區(qū)的自然條件有關(guān)。有研究表明, 獐子島海域(與大連林陽北海同屬長山群島海域)沉積物不存在重金屬生態(tài)風(fēng)險[57], 是優(yōu)良的貝類增養(yǎng)殖海域。

海洋環(huán)境中重金屬的含量是多種因素共同作用的結(jié)果, 如: pH、有機(jī)質(zhì)、元素化合態(tài)等, 還有各種重金屬元素對生物的聯(lián)合/拮抗作用[58]。故在使用以上方法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險評估時, 應(yīng)對其進(jìn)行相應(yīng)的優(yōu)化和完善。

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Ecological risk assessment of heavy metals in typical eelgrass beds in the Yellow Sea and the Bohai Sea

Qiao Yong-liang1, 2, 3, 4, 5, Xu Shao-chun2, 3, 4, 5, 6, 7, Zhou Yi2, 3, 4, 5, 6, 7, Jia Xiao-ping1

(1. College of Environmental and Safety Engineering, Qingdao University of Science and Technology, Qingdao 266042, China; 2. Key Laboratory of Marine Ecology and Environmental Science, Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China; 3. Laboratory for Marine Ecology and Environmental Science, Pilot National Laboratory for Marine Science and Technology (Qingdao), Qingdao 266237, China; 4. Ocean Research Center, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China; 5. Engineering Laboratory of Marine Pasture, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China; 6. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 7. Shangdong Province Key Laboratory of Experimental Marine Biology, Qingdao 266071, China)

To comprehensively understand the heavy metal pollution levels ofL. in China's Yellow Sea and Bohai Sea, four eelgrass beds in Linyang Beihai of Dalian, Xingcheng of Huludao, Leting-Caofeidian of Tangshan, and Qingdao Bay were selected as the research objects. In this study, eelgrass, seawater, and sediment samples were collected in the summer. The sample content of heavy metals (Cu, Zn, Pb, and Cd) was determined, the enrichment characteristics of heavy metals in the seagrass were analyzed, and the potential ecological risks of the heavy metals in different eelgrass beds were compared and evaluated. The results showed that the heavy metal content in the seawater in summer was in the following descending order: Zn>Cu>Pb>Cd, lower than the first-class national water quality standard. For the sediments, the heavy metal content was observed in the descending order of Zn>Pb>Cu>Cd, lower than the national quality standard of first-class sediments. The enrichment of heavy metals in eelgrass varied with the types of heavy metals and the accumulation sites of the seagrass, and the enrichment ability of Cu, Zn, and Cd in the aboveground tissues was higher than that in the underground tissues. The contents of Cu, Zn, Pb, and Cd in the seawater in the studied area were present at a low-risk level. However, the potential risk level of Cd in the eelgrass beds in Xingcheng of Huludao was high (ivalue of 156.9). The geological accumulation index (geo) of the eelgrass beds in Leting-Caofeidian of Tangshan and Qingdao Bay was Cd>Pb>Zn>Cu in descending order. Based on the potential ecological risk indices (R) of all elements, the eelgrass bed in Xingcheng of Huludao exhibited the highest ecological risk.

L.; seagrass beds; Yellow and Bohai Seas; heavy metals; ecological risk assessment

Mar. 31, 2022

Q948.116

A

1000-3096(2022)12-0103-12

10.11759/hykx20220331001

2022-03-31;

2022-05-19

國家重點研發(fā)計劃“藍(lán)色糧倉科技創(chuàng)新”重點專項(2019YFD0901301); 國家科技基礎(chǔ)性工作專項(2015FY110600); 中國科學(xué)院前沿科學(xué)重點研究項目(QYZDB-SSW-DQC041-1)

[National Key R&D Program of China, No. 2019YFD0901301; National Science & Technology Basic Work Program, No. 2015FY110600; Key Research Project of Frontier Sciences of CAS, No. QYZDB-SSW-DQC041-1]

喬永亮(1996—), 男, 黑龍江鶴崗人, 碩士研究生, 主要從事海洋環(huán)境科學(xué)研究, E-mail: 17866623490@163.com; 周毅(1968—),通信作者, 博士生導(dǎo)師, 研究員, E-mail: yizhou@qdio.ac.cn; 賈小平(1974—), 通信作者, 碩士生導(dǎo)師, 副教授, E-mail: jiaxp@qust.edu.cn

(本文編輯: 趙衛(wèi)紅)