張鈴松，王業(yè)耀,,*，劉方，金小偉，孟凡生，馬廣文，陳平，李俊龍，丁頁，李曌，劉喜惠

1. 中國環(huán)境科學(xué)研究院 環(huán)境基準與風(fēng)險評估國家重點實驗室，北京 100012 2. 中國環(huán)境監(jiān)測總站，北京 100012

近岸海域典型水體中鎘的水生態(tài)風(fēng)險評估

張鈴松1，王業(yè)耀1,2,*，劉方2，金小偉2，孟凡生1，馬廣文2，陳平2，李俊龍2，丁頁2，李曌2，劉喜惠2

1. 中國環(huán)境科學(xué)研究院 環(huán)境基準與風(fēng)險評估國家重點實驗室，北京 100012 2. 中國環(huán)境監(jiān)測總站，北京 100012

為了解我國近岸海域重金屬污染現(xiàn)狀，以鎘為目標(biāo)污染物，選擇北部灣、渤海灣、杭州灣、遼東灣、閩江口、珠江口、長江口、黃河口等8個典型海灣、河口區(qū)域作為評估目標(biāo)區(qū)域進行水生態(tài)風(fēng)險評估。研究結(jié)果顯示：北部灣、渤海灣、杭州灣、閩江口、長江口、珠江口、黃河口等7個海域水體中鎘的暴露水平較低，從2005至2013年其急、慢性暴露的最高潛在影響比例均低于5%，且整體呈下降趨勢。遼東灣水體中鎘從2005至2013年對水生生物的最高潛在影響比例為28.67%(95%置信區(qū)間26.29%～30.06%)，5%、10%、15%、20%超過率對應(yīng)的潛在影響比例分別為18.95%(17.84%～20.23%)、12.51%(11.65%～13.61%)、8.26%(7.40%～9.15%)、5.45%(4.62%～6.16%)，其在2005—2010年間呈現(xiàn)略微上升趨勢，2010—2013年間呈現(xiàn)下降趨勢。水體中鎘暴露水平主要受入海河流污染物輸入的影響，其中五里河、大凌河影響最強。

鎘；近岸海域；水生態(tài)風(fēng)險；物種敏感度分布

近岸海域水體承載了豐富的海洋資源，然而近年來，日益加劇的人類活動使沿岸和近海的自然環(huán)境、海洋生物多樣性資源受到一定程度的影響。近岸海域在空間上離陸地更近，受人類活動影響更加強烈，其中污染物的輸入是海洋生態(tài)系統(tǒng)變化的原因之一[1-3]，同時也成為人類對海洋資源利用的主要瓶頸之一[4]。

鎘是人類活動利用、排泄的化學(xué)元素之一，其對環(huán)境中的生物具有一定毒性效應(yīng)。國內(nèi)外研究學(xué)者對鎘開展了大量研究工作，結(jié)果表明，鎘能夠造成水生生物生長發(fā)育延緩、畸形率增加、繁殖力下降等，并可引起生物體結(jié)構(gòu)紊亂，造成機體功能障礙，從而使生物物種和群落發(fā)生改變，影響生物多樣性，降低生物資源的利用價值[5-6]。環(huán)境介質(zhì)中鎘含量水平的調(diào)查研究在全世界范圍內(nèi)已廣泛開展，并發(fā)現(xiàn)部分區(qū)域的環(huán)境介質(zhì)中鎘含量相對較高[8-15]。很多國家已將其列為優(yōu)先控制污染物[16]，我國環(huán)境保護部門也將鎘列為海洋水質(zhì)必測項目[17-18]。杜建國等[19]基于《中國近海海洋環(huán)境質(zhì)量現(xiàn)狀與背景值研究》[20]中于2006—2007年進行的4次采樣調(diào)查數(shù)據(jù)進行鎘等常見重金屬的水生態(tài)風(fēng)險評估，結(jié)果發(fā)現(xiàn)黃海北部、大連灣、遼東灣、珠江口受鎘污染較重。但總的來說，當(dāng)前的文獻報道多集中在環(huán)境介質(zhì)中含量水平的調(diào)查研究方面，而關(guān)于其水生態(tài)風(fēng)險的報道則很少。Gao等[21]對我國渤海水體、沉積物等環(huán)境介質(zhì)中鎘等重金屬的污染狀況進行綜述，同樣發(fā)現(xiàn)雖然當(dāng)前已較為全面的開展近岸海域水體中重金屬的監(jiān)測調(diào)查并積累了一定的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，然而對于其生態(tài)系統(tǒng)效應(yīng)仍然不甚了解，進一步的探索研究亟需開展。

生態(tài)風(fēng)險評估(ecological risk assessment, ERA)是預(yù)測環(huán)境污染物對生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生有害影響、量化有毒污染物生態(tài)危害的重要方法手段，其最終目的是得出一個風(fēng)險值，為環(huán)境決策或與其相關(guān)的標(biāo)準或基準的制定提供參考依據(jù)[22]，我國正在大力加強水生態(tài)風(fēng)險評估研究。海洋水體污染物的水生態(tài)風(fēng)險評估是環(huán)境管理中的重要組成部分，努力獲得新的評估資料數(shù)據(jù)和結(jié)論可以識別當(dāng)前的風(fēng)險水平，為海洋環(huán)境資源的保護和開發(fā)提供有力的支撐，是有關(guān)保護工作的迫切需要，具有較高的實踐意義。因此，本文以鎘為目標(biāo)污染物，選取北部灣、珠江口、閩江口、長江口、杭州灣、渤海灣、遼東灣8個典型海灣、河口區(qū)域進行水生態(tài)風(fēng)險評估，以期為我國海洋生態(tài)系統(tǒng)保護提供支持。

1 研究方法(Methods)

風(fēng)險評估一般包括效應(yīng)評估、暴露評估、風(fēng)險表征3個步驟[23-25]。物種敏感度分布(species sensitivity distribution, SSD)風(fēng)險評估法是利用單物種測試中生物受體的毒性數(shù)據(jù)構(gòu)建SSD曲線作為真實水生態(tài)系統(tǒng)物種對污染物敏感性的估計進行效應(yīng)評估，同時運用環(huán)境實測濃度或模型預(yù)測濃度構(gòu)建暴露濃度曲線(exposure concentration distribution, ECD)，用于暴露評估；最終，將SSD曲線與ECD曲線進行耦合，進行風(fēng)險表征[26]。

1.1 效應(yīng)評估

為構(gòu)建SSD曲線，在ECOTOX數(shù)據(jù)庫中檢索鎘對海水水生生物的毒性數(shù)據(jù)。為保證生物受體毒性數(shù)據(jù)的準確性、可靠性、可比性，需要在篩選過程中對毒性實驗的質(zhì)量控制與質(zhì)量保證措施做出嚴格要求。參照文獻中毒性實驗標(biāo)準方法和數(shù)據(jù)篩選原則[27-30]，最終確定毒性實驗應(yīng)當(dāng)滿足：

(1)必須設(shè)置對照實驗，對照組和實驗組的實驗條件一致，對照組中受試生物未出現(xiàn)脅迫和疾病癥狀；

(2)實驗過程中目標(biāo)物質(zhì)濃度應(yīng)以實測為準，其濃度盡量保持恒定；

(3)實驗過程需控制溫度、pH、DO等水質(zhì)理化參數(shù)恒定；急性毒性的實驗終點為半效應(yīng)濃度(50% effect concentration, EC50)或半致死濃度(50% lethal concentration, LC50)，其測試時間為96 h；慢性毒性的實驗終點為最大無觀察效應(yīng)濃度(maximum no observed effect concentration, NOEC)或最低觀察效應(yīng)濃度(lowest observed effect concentration, LOEC)，其中魚類測試時間一般應(yīng)大于28 d，溞類測試時間一般應(yīng)大于7 d。

(4)經(jīng)篩選后的受體生物與《中國海洋物種名錄》[31]進行對比，進一步篩選出本地種，并用于構(gòu)建SSD曲線。

在曲線擬合時，使用目前最為常用的S形logistic模型，如公式(1)所示：

(1)

式中y為累積概率；x為生物受體毒性數(shù)據(jù)；a、k、xc為模型待估計的參數(shù)。

1.2 研究區(qū)域及暴露評估

北部灣、杭州灣、渤海灣、遼東灣、珠江口、閩江口、長江口、黃河口等是自南向北分布于我國近岸海域非常重要的8個海灣、河口，區(qū)域內(nèi)資源豐富，魚、蝦、蟹及貝類等多在此區(qū)域內(nèi)生長繁殖，是我國優(yōu)良的漁場，并且大部分區(qū)域內(nèi)還分布有大量濕地、紅樹林，是亞太地區(qū)候鳥遷徙的重要中轉(zhuǎn)站，具有重要的生態(tài)功能。隨著經(jīng)濟發(fā)展，海域?qū)?yīng)的陸地范圍內(nèi)逐漸形成以“經(jīng)濟開發(fā)區(qū)”等為概念的城市群，承擔(dān)區(qū)域的工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、航運等功能，同時該近岸海域水體也成為區(qū)域內(nèi)社會活動所產(chǎn)生的部分污染物的“匯”。以上8個海灣、河口具有典型的代表性，可以作為研究我國近岸海域水生態(tài)風(fēng)險的模式區(qū)域。

本文中研究區(qū)共設(shè)置77個監(jiān)測點位，具體坐標(biāo)設(shè)置如圖1所示，樣品采集及分析測試按照《近岸海域環(huán)境監(jiān)測規(guī)范》[10-11]采集表層水樣，各監(jiān)測點位的監(jiān)測頻次為每年2～3次，采樣在每年4-11月份進行，監(jiān)測數(shù)據(jù)時間跨度為2005—2013年。在暴露評估中將目標(biāo)區(qū)域內(nèi)全部監(jiān)測點位在2005—2013年內(nèi)所有監(jiān)測數(shù)據(jù)作為樣本，利用S-logistic模型對監(jiān)測數(shù)據(jù)進行擬合構(gòu)建ECD曲線，以此完成暴露評估。

1.3 風(fēng)險表征

概率風(fēng)險表征通過定性和定量的比較毒性物質(zhì)在環(huán)境中的暴露濃度和生物的劑量-效應(yīng)濃度的概率分布來表征風(fēng)險[32]，可以更好地表征環(huán)境中毒性物質(zhì)的暴露濃度超過基準值的概率以及可能造成的危害大小而得到廣泛的應(yīng)用[33-35]。因此，本文采用概率法對生態(tài)風(fēng)險進行表征。其可以分為安全閾值法(The margin of safety, MOS10)和聯(lián)合概率曲線法(Joint probabilistic curve, JPC)。MOS10法是將物種敏感度分布曲線中累積概率為10%處的濃度值與ECD曲線中累積概率為90%處的濃度值進行比較，以此來量化暴露分布和毒性分布的重疊程度[36]。其具體計算步驟為：

分別繪制SSD曲線(式(2))與ECD曲線(式(3))，

y=S(x)

(2)

y=E(x)

(3)

MOS10值越小，風(fēng)險越大；MOS10值越大，則表明2條曲線無重疊或重疊很小，風(fēng)險也較小。

聯(lián)合概率分布曲線在安全閾值法的基礎(chǔ)上，以毒性數(shù)據(jù)的累積函數(shù)和污染物暴露濃度的反累積函數(shù)繪圖而得。該曲線反映了各潛在影響比例(potential affected fraction, PAF)下暴露濃度超過臨界濃度值的概率(Exceedance)，體現(xiàn)了暴露水平與暴露風(fēng)險之間的關(guān)系[37-38]。其具體步驟為：

推導(dǎo)ECD曲線的反函數(shù)方程(式(4))與其反累積函數(shù)(式(5))。

y=E-1(x)

(4)

y=1-E(x)

(5)

以ECD曲線的反累積函數(shù)作為SSD曲線的自變量對其進行求解(式6)

y=S[E-1(x)]

以式(5)、式(6)計算結(jié)果為兩個變量，繪制繪點位置圖，并采用概率分布模型對其進行擬合，則聯(lián)合概率分布曲線可以用式(7)進行表示。

(7)

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 SSD曲線構(gòu)建

經(jīng)篩選后，獲得的鎘毒性數(shù)據(jù)如表1所示。物種急性毒性數(shù)據(jù)涉及4門5綱8目10科；物種慢性毒性數(shù)據(jù)僅1種。

由表1可知，物種急性毒性數(shù)據(jù)為4門10科，包括魚類、浮游類、底棲類物種，按照現(xiàn)有水生生物SSD曲線構(gòu)建方法中的要求[51]，能夠滿足最小毒性數(shù)據(jù)需求。在所列毒性數(shù)據(jù)中，真寬水蚤(Eurytemora affinis)對水體中鎘的急性毒性最為敏感，其SMAV為147.7 μg·L-1，其次為小頭蟲(Capitella capitata)。而三突柱水虱(Limnoria tripunctata)、鯔魚(Mugil cephalus)、日本對蝦(Penaeus japonicus)、寬葉沙蠶(Nereis grubei)對鎘毒性相對不敏感，其與最敏感物種的SMAV值相差1個數(shù)量級。有研究人員推斷同一分類群內(nèi)物種可能有更加相似的毒性敏感性[52]，然而從目前的急性毒性數(shù)據(jù)來看，十足目內(nèi)3個科物種的敏感性相差較大，尚未有類似的規(guī)律，這可能與物種數(shù)量較少有關(guān)，此外還可能與不同毒性實驗的實驗條件有一定差異，且缺乏有效的毒性數(shù)據(jù)標(biāo)準化方法導(dǎo)致的。

圖1 各海區(qū)監(jiān)測點位設(shè)置圖Fig. 1 Profile of monitoring sites in different sea area

表1 物種急性毒性數(shù)據(jù)Table 1 The acute toxicity data of saltwater species

注：SMAV表示種平均急性毒性值。

Note: SMAV represents species mean acute value.

表2 物種慢性毒性數(shù)據(jù)Table 2 The chronic toxicity data of saltwater species

注：SMCV表示種平均慢性毒性值。

Note: SMCV represents species mean chronic value.

經(jīng)檢索后，物種慢性毒性數(shù)據(jù)很少，無法利用慢性毒性數(shù)據(jù)直接構(gòu)建SSD曲線，因此，借鑒文獻中急慢性毒性比率法[51]進行外推估計，并以此作為量化慢性毒性效應(yīng)的標(biāo)準。經(jīng)模型擬合后分別獲得急性、慢性毒性SSD曲線，如圖2所示。

2.2 暴露評估

對各個監(jiān)測站點的水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)采用Kolmogorov-Smirnov、Anderson-Darling檢驗法對其進行正態(tài)分布檢驗，結(jié)果發(fā)現(xiàn)在0.05的置信水平上服從正態(tài)分布或?qū)?shù)正態(tài)分布。按照2.2節(jié)中方法分別對各個海灣、河口水體中鎘的毒性暴露數(shù)據(jù)進行擬合，獲得ECD曲線，其擬合如圖3所示。

由圖3中8個海區(qū)水體中鎘ECD曲線擬合結(jié)果的調(diào)整可決系數(shù)(AdR2)可知，使用S-logistic模型可以獲得較好的擬合結(jié)果，可以使用該曲線對水體中鎘的暴露水平進行評估。

2.3 風(fēng)險表征

按照2.3節(jié)中方法，經(jīng)計算獲得不同海灣、河口的急性、慢性毒性MOS10值，如表3所示。

圖2 海洋物種鎘急、慢性毒性SSD曲線Fig. 2 The acute and chronic SSD curve of marine species for Cd

表3 各海區(qū)水體中鎘的水生態(tài)風(fēng)險評估MOS10值Table 3 The MOS10 value of Cd in different sea water

注：MOS10表示安全閾值。

Note: MOS10 represents the margin of safety.

由表3可以看出，全部評價區(qū)域的急性、慢性MOS10值均大于1，其中長江口海域的MOS10值最高，分別為1 707.22和132.14，其次為杭州灣，MOS10分別為1 646.14和127.41，說明該海域范圍內(nèi)的水體中基本沒有風(fēng)險；其他5個海域的MOS10值處于132.69～555.83與10.27～43.02范圍內(nèi)，風(fēng)險也非常低；而遼東灣海域的MOS10值最低，急、慢性評價的MOS10分別為26.01和2.01，該海域范圍內(nèi)的風(fēng)險需引起一定的關(guān)注。

為進一步量化各個典型海區(qū)水體中鎘的水生態(tài)風(fēng)險，運用2.3節(jié)中方法繪制聯(lián)合概率風(fēng)險曲線，結(jié)果如圖4所示。

由圖4可知，除遼東灣外，其余7個海域的急、慢性暴露的最高潛在影響比例均低于5%；而遼東灣水體中鎘的最高潛在影響比例為28.67%(95%置信區(qū)間26.29%～30.06%)，高于其他7個海域，其5%、10%、15%、20%超過率對應(yīng)的潛在影響比例分別為18.95%(95%置信區(qū)間17.84%～20.23%)、12.51%(95%置信區(qū)間11.65%～13.61%)、8.26%(95%置信區(qū)間7.40%～9.15%)、5.45% (95%置信區(qū)間4.62%～6.16%)。與杜建國等[19]基于2006年-2007年的調(diào)查數(shù)據(jù)所進行的評估結(jié)果一致。

聯(lián)合概率曲線法與安全閾值法表征結(jié)果相比，兩者表征結(jié)果基本一致。其中遼東灣的聯(lián)合概率曲線與坐標(biāo)軸所構(gòu)成的圖形面積最大，反映出較高的潛在影響比例。同時，由表3中各海域的90%EC值、MOS10值及圖4中各海域的聯(lián)合概率曲線形狀可以發(fā)現(xiàn)，較高的90%EC值可能未必一定得出較高的風(fēng)險表征結(jié)果。由于水體中污染物濃度受到輸入強度變化、受納水體的混合擴散稀釋速率等因素的影響而呈現(xiàn)波動性變化，其中個別水體可能呈現(xiàn)小幅度高頻波動，而另一些水體呈現(xiàn)大幅低頻波動。

圖3 各海區(qū)水體中鎘的暴露濃度曲線Fig. 3 The exposure concentration distribution curve of cadmium in different sea area

圖4 典型海域水體鎘的水生態(tài)風(fēng)險聯(lián)合概率曲線Fig. 4 The joint probability curve of Cd ecosystem risk in different seawater

由圖3中不同海域水體中鎘的暴露分布曲線的形狀可以發(fā)現(xiàn)其暴露濃度值頻數(shù)分布特征。然而經(jīng)曲線擬合后，卻可能獲得相同的90%EC值，但顯然其水生態(tài)風(fēng)險有一定差異。安全閾值法僅以暴露曲線和敏感度曲線在某一處的重合程度來量化風(fēng)險大小可能存在較大的不確定性，尤其是當(dāng)數(shù)據(jù)的樣本容量較小，存在較大的擬合不確定性。聯(lián)合概率曲線則涵蓋了各潛在影響比例水平下暴露濃度超過相應(yīng)臨界濃度值的概率，反映了水體中污染物濃度的總體頻數(shù)分布情況，能夠更直觀的暴露和效應(yīng)兩者之間的關(guān)系，在實際的管理中可以為管理者提供更全面的風(fēng)險評估信息。

為進一步分析遼東灣海域水體鎘暴露水平的時空變化規(guī)律，繪制其2005—2013年的時間序列圖，如圖5所示。

圖5 遼東灣水體鎘的暴露水平變化Fig. 5 The box chart and time series of Cd in Liaodong Bay

由圖5遼東灣水體鎘的暴露水平變化情況可以看出，2005年遼東灣水體中鎘濃度較低，其最高濃度值為0.82 μg·L-1，低于利用ACR法估計的最敏感種真寬水蚤(Eurytemora affinis)的慢性毒性值，因此，其風(fēng)險也較小。隨后自2006—2010年其峰值增加，并在2010年出現(xiàn)最高值，而后在2010—2013年呈現(xiàn)一定的波動，總體為下降趨勢。

通常來講，水體中重金屬的外來源主要有陸源輸入、大氣沉降[21]。陸源一般通過入海河流或直排海污染源進入近海水體，其屬于點源范疇；大氣沉降則被劃分為非點源。前者使受納水體呈現(xiàn)較小尺度的空間分布特征，而大氣沉降則很難在較小的空間尺度上呈現(xiàn)區(qū)域特征。由本研究中遼東灣水域水體中鎘濃度的空間分布(圖6)可以發(fā)現(xiàn)，遼東灣的9個點位中LD03、LD05、LD08、LD09的鎘濃度相對較高，而其余點位則較低，呈現(xiàn)明顯的空間差異，因此可以判斷遼東灣水體中鎘濃度水平主要受點源影響。進入遼東灣的河流主要有遼河、雙臺子河、大凌河、小凌河、五里河等。其中LD01位于遼河河口處，LD02位于雙臺子河河口處，LD03、LD04、LD05則分別位于大凌河、小凌河、五里河河口處，LD07、LD08、LD09則位于海灣較中心的區(qū)域。因此可以推斷LD03、LD04、LD05點位水體中鎘濃度較高可能與大凌河、小凌河、五里河的污染物輸入有關(guān)。與其他研究人員的研究結(jié)果相比，周秀艷等[53-54]于2003年對遼東灣河口水體、底泥的調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)在入遼東灣河口中五里河、大凌河口沉積物中鎘含量較高，而在水體調(diào)查中同時發(fā)現(xiàn)雙臺子河水體中Cd濃度較高，而本研究中靠近雙臺子河的LD02、LD07點位鎘濃度并不高，說明在2005年之后該海域及河口水體中鎘污染空間特征已發(fā)生改變，可能與區(qū)域內(nèi)的鎘排放控制有關(guān)。Wan 等[55]基于2001—2005對遼東灣的調(diào)查數(shù)據(jù)研究發(fā)現(xiàn)五里河可能是遼東灣海域水體中鎘的主要貢獻河流，與本研究所得出的推斷基本一致。比較LD03、LD04、LD05點位的鎘濃度水平可以發(fā)現(xiàn)，大凌河、五里河河口水體中鎘濃度相當(dāng)，均高于小凌河。由遼東灣水體各監(jiān)測斷面的鎘濃度水平空間分布可以發(fā)現(xiàn)水體中鎘暴露水平主要受入海河流污染物輸入的影響，其中五里河、大凌河影響最強，小凌河其次。

圖6 遼東灣不同監(jiān)測點位鎘暴露水平Fig. 6 Exposure concentration of cadmium in Liaodong Bay

通過本研究可以得到以下結(jié)論：8個典型海灣、河口中鎘呈現(xiàn)不同的水生態(tài)風(fēng)險水平，其中北部灣、渤海灣、杭州灣、閩江口、長江口、珠江口、黃河口等7個海域水體中鎘的暴露水平較低，其急、慢性暴露的最高潛在影響比例均低于5%；遼東灣水體中鎘的潛在影響比例高于其他7個區(qū)域，其最高潛在影響比例為28.67%(95%置信區(qū)間26.29%～30.06%)，5%、10%、15%、20%超過率對應(yīng)的潛在影響比例分別為18.95%(17.84%～20.23%)、12.51%(11.65%～13.61%)、8.26%(7.40%～9.15%)、5.45%(4.62%～6.16%)。從遼東灣水體中鎘的暴露水平的時間變化來看，其2005年相對較低，其最高濃度值為0.82 μg·L-1，隨后自2006—2010年其峰值有所增加，并在2010年出現(xiàn)最高值，而后在2010—2013年出現(xiàn)一定的波動，總體呈下降趨勢；從遼東灣水體中鎘的暴露水平空間分布來看，遼東灣水體中鎘暴露水平主要受入海河流污染物輸入的影響，其中五里河、大凌河影響最強、小凌河其次。與其他研究人員的早期研究相比，近年來，遼東灣水體的鎘污染輸入和空間特征發(fā)生變化，因此需要根據(jù)當(dāng)前情況采取控制措施。

[1] Lotze H K, Lenihan H S, Bourque B J, et al. Depletion, degradation, and recovery potential of estuaries and coastal seas [J]. Science, 2006, 312(23): 1806-1809

[2] Pandolfi J M, Bradbury R H, Sala E, et al. Global trajectories of the long-term decline of coral reef ecosystems [J]. Science, 2003, 301(15): 955-958

[3] Jackson J B C, Kirby M X, Berger W H, et al. Historical overfishing and the recent collapse of coastal ecosystems [J]. Science, 2001, 27(293): 629-637

[4] 王長友, 王修林, 李克強, 等. 東海陸擾海域銅、鉛、鋅、鎘重金屬排海通量及海洋環(huán)境容量估算[J]. 海洋學(xué)報, 2010, 32(4): 62-76

Wang C Y, Wang X L, Li K Q, et al. The estimation of copper, lead, zinc and cadmium fluxes into the sea area of the East China Sea interferenced by terrigenous matter and their environmental capacities [J]. Acta Oceanologica Sinica, 2010, 32(4): 62-76 (in Chinese)

[5] 趙元鳳, 呂景才, 宋曉陽, 等. 鎘污染對鰱魚超氧化物歧化酶和過氧化氫酶活性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)生物技術(shù)學(xué)報, 2002, 10: 267-271

Zhao Y F, Lu J C, Song X Y, et al. Effect of cadmium on activities of superoxide dismutase and catalase in Aristchthys nobilis [J]. Journal of Agricultural Biotechnology, 2002, 10: 267-271 (in Chinese)

[6] Weis J S, Smith G M, Zhou T. Altered predator/prey behavior in polluted environments: Implications for fish conservation [J]. Environmental Biology of Fishes, 1999, 55(1-2): 43-51

[7] Weis J S, Smith G, Zhou T, et al. Effects of contaminants on behavior: Biochemical mechanisms and ecological consequences [J]. BioScience, 2001, 51: 209-217

[8] Pempkowiak J, Chiffoleau J F, Staniszewski A. The vertical and horizontal distribution of selected trace metals in the Baltic Sea off Poland [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2000, 51(1): 115-125

[9] Tang D G, Warnken K W, Santschi P H. Distribution and partitioning of trace metals (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn) in Galveston Bay waters [J]. Marine Chemistry, 2002, 78(1): 29-45

[10] Sweeney A, Saudo-Wilhelmy S A. Dissolved metal contamination in the East River-Long Island sound system: Potential biological effects [J]. Marine Pollution Bulletin, 2004, 48(7-8): 663-670

[11] Gavriil A M, Angelidis M O. Metal and organic carbon distribution in water column of a shallow enclosed bay at the Aegean Sea Archipelago: Kalloni Bay, Island of Lesvos, Greece [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2005, 64(2-3): 200-210

[12] Li W, Wang N B, Li Q B, et al. Distribution of dissolved metals in seawater of Jinzhou Bay, China [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2008, 27(1): 43-48

[13] Huang L L, Pu X M, Pan J F, et al. Heavy metal pollution status in surface sediments of Swan Lake lagoon and Rongcheng Bay in the northern Yellow Sea [J]. Chemosphere, 2013, 93(9): 1957-1964

[14] Wang Y W, Liang L N, Shi J B, et al. Study on the contamination of heavy metals and their correlations in mollusks collected from coastal sites along the Chinese Bohai Sea [J]. Environment International, 2005, 31(8): 1103-1113

[15] Thornton G J P, Walsh P D. Heavy metals in the waters of the Nant-y-Fendrod: Change in pollution levels and dynamics associated with the redevelopment of the Lower Swansea Valley, South Wales, UK [J]. The Science of the Total Environment, 2001, 278(123): 45-55

[16] USEPA. National Recommended Water Quality Criteria [R]. Washington DC: USEPA, 2009

[17] 環(huán)境保護部. 近岸海域環(huán)境監(jiān)測規(guī)范HJ 442-1998[S]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 1998

[18] 環(huán)境保護部. 近岸海域環(huán)境監(jiān)測規(guī)范HJ 442-2008[S]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2008

[19] 杜建國, 趙佳懿, 陳彬, 等. 應(yīng)用物種敏感性分布評估中國近海和福建主要海灣水體重金屬生態(tài)風(fēng)險[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2013, 8(4): 554-560

Du J G, Zhao J Y, Chen B, et al. Assessing ecological risks of heavy metals to marine organisms in Chinese offshore and Fujian's main bays by species sensitivity distributions [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(4): 554-560 (in Chinese)

[20] 暨衛(wèi)東. 中國近海海洋環(huán)境質(zhì)量現(xiàn)狀與背景值研究[M]. 北京: 海洋出版社, 2011: 148-158

[21] Gao X L, Zhou F X, Chen C T A. Pollution status of the Bohai Sea: An overview of the environmental quality assessment related trace metals [J]. Environment International, 2014, 62: 12-30

[22] 雷炳莉, 黃圣彪, 王子健. 生態(tài)風(fēng)險評價理論和方法[J]. 化學(xué)進展, 2009, 21(1/3): 350-358

Lei B L, Huang S B, Wang Z J. Theories and methods of ecological risk assessment [J]. Progress in Chemistry, 2009, 21(1/3): 350-358 (in Chinese)

[23] USEPA. Guidelines for Ecological Risk Assessment [R]. Washington DC: US Environmental Protection Agency, 1998

[24] Glenn W Suter II. Ecological risk assessment in the United States Environmental Protection Agency: A historical overview [J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2008, 4(3): 285-289

[25] 孫洪波, 楊桂山, 蘇偉忠, 等. 生態(tài)風(fēng)險評價研究進展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2009, 28(2): 335-341

Sun H B, Yang G S, Su W Z, et al. Research progress on ecological risk assessment [J]. Chinses Journal of Ecology, 2009, 28(2): 335-341 (in Chinese)

[26] Posthuma L, Glenn W Suter II, Traas T P. Environmental and Ecological Risk Assessment: Species Sensitivity Distributions in Ecotoxicology [M]. Washington D C: Lewis Publishers, 2002

[27] USEPA. Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses [R]. Washington DC: Office of Research and Development, 1985

[28] CCME. A Protocol for the Derivation of Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life. Canadian Environmental Quality Guidelines [R]. Ottawa: Canadian Council of Ministers of the Environment, 1999

[29] ASTM. E729-96 (Reapproved 2007) Standard Guide for Conducting Acute Toxicity Tests on Test Materials with Fishes, Macroinvertebrates, and Amphibians [S]. Pennsylvania: American Society for Testing and Materials, 2007

[30] ASTM. E1193-97 (Reapproved 2004) Standard Guide for Conducting Daphnia magna Life-Cycle Toxicity Tests [S]. Pennsylvania: American Society for Testing and Materials, 2004

[31] 劉瑞玉. 中國海洋生物名錄[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2008: 233-969

[32] Solomon K R. Overview of recent developments in ecotoxicological risk assessment [J]. Risk Analysis, 1996, 16(5): 627-633

[33] ECOFRAM. Ecological Committee on FIFRA Risk Assessment Methods Aquatic Reports [R]. Washington DC: ECOFRAM, 1999

[34] Solomona K, Giesy J, Jonesb P. Probabilistic risk assessment of agrochemicals in the environment [J]. Crop Protection, 2000, 19(8-10): 649-655

[35] Solomon K R, Baker D B, Richards P R, et al. Ecological risk assessment of atrazine in North American surface waters [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1996, 15(1): 31-76

[36] Chen C S. Ecological risk assessment for aquatic species exposed to contaminants in Keelung River, Taiwan [J]. Chemosphere, 2005, 61: 1142-1158

[37] Wang B, Yu G, Huang J, et al. Tired aquatic ecological risk assessment of organochlorine pesticides and their mixture in Jiangsu reach of Huaihe River, China [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2009, 157: 29-42

[38] Zolezzi M, Cattaneo C, Tarazona J V. Probabilistic ecological risk assessment of 1,2,4-tricholorobenzene at a former industrial contaminated site [J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(9): 2920-2926

[39] Reish D J, Martina J M, Piltzb F M, et al. The effect of heavy metals on laboratory populations of two polychaetes with comparisons to the water quality conditions and standards in Southern California marine waters [J]. Water Research, 1976, 10(4): 299-302

[40] Reish D J, LeMay J A. Toxicity and bioconcentration of metals and organic compounds by polychaeta [J]. Ophelia, 1991, 5(supplement): 653-660

[41] Hilmy A M, Shabana M B, Daabees A Y. Bioaccumulation of cadmium: Toxicity in Mugil cephalus [J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Comparative Pharmacology, 1985, 81(1): 139-143

[42] Sullivan B K, Buskey E , Miller D C, et al. Effects of copper and cadmium on growth, swimming and predator avoidance in Eurytemora affinis (Copepoda) [J]. Marine Biology, 1983, 77(3): 299-306

[43] Hong J S, Reish D J. Acute toxicity of cadmium to eight species of marine amphipod and isopod crustaceans from Southern California [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1987, 39(6): 884-888

[44] Bambang Y, Charmantier G, Thuet P, et al. Effect of cadmium on survival and osmoregulation of various developmental stages of the shrimp Penaeus japonicus (Crustacea: Decapoda) [J]. Marine Biology, 1994, 123(3): 443-450

[45] Eisler R. Cadmium poisoning in Fundulus heteroclitus (Pisces: Cyprinodontidae) and other marine organisms [J]. Journal of the Fisheries Research Board of Canada, 1971, 28: 1225-1234

[46] Burton D T, Fisher D J. Acute toxicity of cadmium, copper, zinc, ammonia, 3,3'-dichlorobenzidine, 2,6-dichloro-4-nitroaniline, methylene chloride, and 2,4,6-trichlorophenol to juvenile grass shrimp and killifish [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1990, 44(5): 776-783

[47] Khan A T, Weis J S, D’Andrea L. Studies of cadmium tolerance in two populations of grass shrimp, Palaemonetes pugio [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1988, 40(5): 30-34

[48] Eisler R. Acute toxicities of selected heavy metals to the soft-shell clam, Mya arenaria [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1977, 17(2): 137-145

[49] Eisler R, Hennekey R. Acute toxicities of Cd+2, Cr+6, Hg+2, Ni+2, and Zn+2to estuarine macrofauna [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1977, 6(1): 315-323

[50] Ahsanullah M, Negilski D S, MoNey M C. Toxicity of zinc, cadmium and copper to the shrimp Callianasa ustraliensis. I. Effects of individual metals [J]. Marine Biology, 1981, 64: 299-304

[51] USEPA. Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses [R]. Washington DC: Office of Research and Development, 1985

[52] 張鈴松. 氨氮水生生物基準推導(dǎo)與風(fēng)險評估研究[D]. 北京: 北京師范大學(xué), 2013: 26-36

Zhang L S. Study on aquatic life criteria and ecological assessment of ammonia [D]. Beijing: Beijing Normal University, 2013: 26-36 (in Chinese)

[53] 周秀艷, 王恩德, 朱恩靜. 遼東灣河口底泥中重金屬的污染評價[J]. 環(huán)境化學(xué), 2004, 23(3): 321-325

Zhou X Y, Wang E D, Zhu E J. Evaluation on heavy metal pollution in the sediments at the rivermouths around Liaodong Bay [J]. Environmental Chemistry, 2004, 23(3): 321-325 (in Chinese)

[54] 周秀艷, 王恩德, 劉秀云, 等. 遼東灣河口底質(zhì)重金屬環(huán)境地球化學(xué)[J]. 地球化學(xué), 2004, 33(3): 286-290

Zhou X Y, Wang E D, Liu X Y, et al. Environmental geochemistry of heavy metal in bottom sediments of the river mouths in Liaodong Bay [J]. Geochimica, 2004, 33(3): 286-290 (in Chinese)

[55] Wan L, Wang N B, Li Q B, et al. Estival distribution of dissolvedmetal concentrations in Liaodong Bay [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2008, 80(4): 311-314

◆

Ecological Risk Assessment of Cadmium in Chinese Typical Offshore Marine Environment

Zhang Lingsong1, Wang Yeyao1,2,*, Liu Fang2, Jin Xiaowei2, Meng Fansheng1, Ma Guangwen2, Chen Ping2, Li Junlong2, Ding Ye2, Li Zhao2, Liu Xihui2

1. State Key Laboratory for Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 2. China National Environmental Monitoring Center, Beijing 100012, China

21 October 2014 accepted 17 December 2014

Probabilistic assessments method was used to assess the ecological risk of cadmium in 8 Chinese typical offshore marine environment including Beibu Bay, Bohai Bay, Hangzhou Bay, Liaodong Bay, Minjiang Estuary, Pearl Estuary, Huanghe Estuary, Yangtze Estuary. The results showed that there is low risk of cadmium in Beibu Bay, Bohai Bay, Hangzhou Bay, Yangtze Estuary, Minjiang Estuary, Pearl River Estuary, Huanghe Estuary. The highest potential affected fractions (PAF) of acute and chronic toxicity were lower than 5%, and overall potential for adverse effects decreased. The PAF of cadmium in Liaodong Bay is relative high, the highest PAF is 28.67% (with 95% confidence interval of 26.29%-30.06%), and the PAF corresponding to exceedance of 5%, 10%, 15%, 20% are 18.95% (17.84%-20.23%), 12.51% (11.65%-13.61%), 8.26% (7.40%-9.15%), 5.45% (4.62%-6.16%), respectively. The overall trend of cadmium concentration in Liaodong Bay is increasing from 2005-2010 and then declining from 2010-2013. It also indicated that the Wuli River and Daling River were main pollution source in the Liaodong Bay.

cadmium; offshore area; aquatic ecological risk; species sensitivity distribution

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2014ZX07502002)；國家自然科學(xué)基金(21307165)；環(huán)保公益項目(201309008)

張鈴松(1982-)，男，博士，助理研究員，研究方向為水環(huán)境風(fēng)險評估，E-mail: zlingsong@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: yeyaowang@163.com

10.7524/AJE.1673-5897.20141021001

2014-10-21 錄用日期：2014-12-17

1673-5897(2015)2-382-12

X171.5

A

王業(yè)耀(1965-)，男，環(huán)境工程博士，研究員，主要研究方向為水污染控制與水生態(tài)風(fēng)險評估。

張鈴松, 王業(yè)耀, 劉方, 等. 近岸海域典型水體中鎘的水生態(tài)風(fēng)險評估[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2015, 10(2): 382-393

Zhang L S, Wang Y Y, Liu F, et al. Ecological risk assessment of cadmium in Chinese typical offshore marine environment [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(2): 382-393 (in Chinese)