熊捷遷，弓曉峰，江 良，李昊霖，袁少芬，林 媛，吳 莉

(南昌大學資源環(huán)境與化工學院，鄱陽湖環(huán)境與資源利用教育部重點實驗室，南昌 330031)

沉積物作為水生生態(tài)系統(tǒng)的核心組成部分，同時為眾多底棲生物提供食物和棲息場所，對生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能起著重要作用，但它們也是眾多污染物的載體，對水生生態(tài)系統(tǒng)和人類健康構(gòu)成了潛在威脅[1]. 重金屬作為沉積物中的一類主要污染物，具有毒性大、難降解、易積累等特點，在一定條件下還能與某些有機物發(fā)生反應(yīng)從而轉(zhuǎn)化成毒性更大的金屬-有機復合污染物[2-4]. 重金屬都具有較強的生物毒性，由于水生動物對重金屬的富集，會對其生命活動等方面產(chǎn)生嚴重的毒性效應(yīng)，同時會造成遺傳突變或變異，進而產(chǎn)生物種多樣性及生存方面的改變，而且還會通過食物鏈來影響生態(tài)系統(tǒng)，嚴重威脅人體健康[5]. 目前，有關(guān)水體中重金屬對水生生物毒性效應(yīng)和沉積物中重金屬分布及生態(tài)風險評估的研究居多，而對于淡水沉積物中重金屬毒性與生物有效性的研究較少[6]. 為評價沉積物污染和生態(tài)風險，需要直觀、適用、可量化的水體沉積物污染程度標準，因而建立完善的水體沉積物質(zhì)量基準也是目前研究的趨勢.

沉積物質(zhì)量基準(sediment quality criteria, SQC)是指特定化學物質(zhì)在沉積物中不對底棲水生生物或其他有關(guān)水體功能產(chǎn)生危害的實際允許數(shù)值，它既是對水質(zhì)基準(water quality criteria, WQC)的補充和完善，也是評價沉積物污染和生態(tài)風險的基礎(chǔ)，同時也作為環(huán)境管理部門確定沉積物污染狀況和修復狀態(tài)的重要參考標準之一[7]. 現(xiàn)有的SQC推導方法主要分為以生物效應(yīng)數(shù)據(jù)庫法為代表的基于經(jīng)驗基礎(chǔ)的推導方法，以及以相平衡分配法(equilibrium partitioning approach，EqPA)為代表的理論推導方法[8-10]，后者具有可靠的理論基礎(chǔ)，是建立數(shù)值型SQC的首選方法. 目前國內(nèi)學者通過相平衡分配法已對長江、黃河、湘江、太湖等水體的沉積物質(zhì)量基準進行了一定程度的研究[11-14]. 江良等[15]分別運用相平衡分配法和物種敏感度分布法(species sensitivity distribution，SSD)對鄱陽湖水體的沉積物質(zhì)量基準進行了初步探究，獲得了沉積物重金屬質(zhì)量基準低值和高值，并以此為評價標準，采用潛在生態(tài)風險指數(shù)法，對鄱陽湖19個采樣點的生態(tài)風險進行評估，但尚未進行生物毒性試驗來驗證該值. 因底棲生物對環(huán)境污染物比較敏感，能直接反映水體中多種污染物的污染程度，是評估污染物毒理效應(yīng)的典型測試物種，可作為河流沉積物污染的敏感指示生物[16-19]. 因此，利用多種底棲生物進行毒性試驗來獲取基礎(chǔ)數(shù)據(jù)并應(yīng)用生物測試法來驗證沉積物質(zhì)量基準的推導值是否合理，闡明沉積物中金屬污染物濃度與生物響應(yīng)之間的定量關(guān)系是十分必要的.

本研究在前期研究成果[15]的基礎(chǔ)上，以泥鰍、銅銹環(huán)棱螺、河蜆鄱陽湖較為典型的底棲生物作為受試生物，探究水體沉積物中Zn、Cd對底棲生物的毒性效應(yīng)，并對鄱陽湖水體沉積物中Zn、Cd的TEL(threshold effect level，臨界效應(yīng)濃度，對應(yīng)沉積物重金屬質(zhì)量基準低值SQC-L)和PEL(probable effect level，必然效應(yīng)濃度，對應(yīng)沉積物重金屬質(zhì)量基準高值SQC-H)值進行驗證；以期為制訂符合鄱陽湖實際的沉積物質(zhì)量標準提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，為其他淡水湖泊沉積物質(zhì)量評價提供參考，同時也為治理淡水沉積物的重金屬污染提供一定的科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 采樣點及樣品分析

表層 0～10 cm 沉積物樣品采集于鄱陽湖流域三江口(P1、P2)、黃龍廟(P3、P4)、湖口(P5)、吳城(P6～P10)、柘林湖(P11、P12)、南磯山(P13～P16)和龍口(P17～P19)7個地點，由GPS定位，采樣點位置如圖1所示. 樣品帶回實驗室自然風干、研磨過100目(149 μm)篩后進行實驗測定分析.

圖1 鄱陽湖采樣點位分布Fig.1 Distribution of sampling sites in Lake Poyang

pH測定: 根據(jù)《土壤檢測 第2部分：土壤pH的測定(NY T 1121.3-2006)》取干燥土樣10 g于錐形瓶中，加入蒸餾水使水土比為1∶1，用玻璃棒攪拌10 min，隨后將土壤懸浮液靜置30 min，用pH計測定.

有機碳含量的測定，根據(jù)《土壤 有機碳的測定 重鉻酸鉀氧化-分光光度法(HJ 615-2011)》，準確稱取適量待測土樣加入到100 mL具塞玻璃消解管中，稱取0.1 g硫酸汞加入，再加5 mL 0.27 mol/L重鉻酸鉀溶液，充分搖勻. 然后慢慢加入7.5 mL硫酸，輕輕搖勻. 在恒溫加熱器上以135℃的溫度消解30 min，待樣品冷卻后加水定容至100 mL刻度線處，靜置至澄清后于波長585 nm處，測定其吸光度.

含水率的測定，根據(jù)《土壤 干物質(zhì)和水分的測定方法 重量法(HJ 613-2011)》，將稱量瓶烘至恒重，其質(zhì)量記為m0，取新鮮土樣30～40 g于稱量瓶中稱量其重量記為m1，將盛有土樣的稱量瓶置于烘箱中，溫度設(shè)置為(105±5)℃，將土樣烘至恒重，每次稱量前將土樣置于干燥器中冷卻45 min，恒重后的質(zhì)量記為m2，精確到0.01 g. 含水率為WH2O=(m2-m1)/ (m2-m0).

沉積物中重金屬含量的測量，參照國標《HJ 832-2017土壤和沉積物 金屬元素總量的消解 微波消解法》：準確稱取0.25 g (精確至0.0001 g)風干研磨過200目(74 μm)篩的樣品于微波消解罐中，在通風櫥中先加少量純水潤濕，再依次加入6 mL HNO3、2 mL HCl、2 mL HF，靜置30 min后采用上海新儀MDS-6G微波消解儀進行消解處理. 消解完全后在趕酸儀進行趕酸，用1% HNO3溶液定容到25 mL容量瓶中，使用美國賽默飛ICP-OES電感耦合等離子發(fā)射光譜儀進行重金屬總量測定.

1.2 加標沉積物的制備

沉積物加標法是將污染物直接加入到潔凈的沉積物中，并使某種受試生物暴露于其中，進行毒性測試. 該方法首先運用于海洋沉積物的毒性測試中，并且可以在人工控制的條件下進行，具有很高的精確度，可以明確地指出污染物的劑量-效應(yīng)關(guān)系.

參考Pasteris等[20]及國內(nèi)有關(guān)文獻提出的沉積物加標方法[2,21]，對沉積物進行加標染毒，具體步驟如下：

1)選取相對潔凈的鄱陽湖實際沉積物，測定其重金屬背景值含量. 稱取200 g過100目(149 μm)篩樣品于2 L燒杯中，同時加入5%水合后的椰殼木炭粉和15%水合后的、研磨過10目(1.9 mm)篩的沸石以屏蔽有機物和氨氮的影響[22-23]，以確保實驗中沉積物的毒性來自重金屬而不是其他污染物. 沸石可以降低氨氮的毒性，木炭粉可吸附有機毒物，同時還可避免空白毒性.

2)每種重金屬生物測試設(shè)置1個對照組(無添加重金屬)和6個加標含量組，每組濃度設(shè)置3個平行，將土壤與曝氣后的自來水按1∶1的體積比混勻并充分攪拌，之后在自然狀態(tài)下靜置3～5 d后獲得與自然沉積物狀態(tài)相似的混合沉積物，加標染毒前小心傾去多余的上覆水.

3)使用分析純ZnCl2、CdCl2試劑以去離子水配制成濃度為1 g/L的儲備液備用. 參考前期研究結(jié)果[15]，Zn的TEL和PEL值分別為98.5、189.06 mg/kg，Cd為2.74、47.20 mg/kg，據(jù)此設(shè)計試驗組的加標含量梯度，使加標含量在小于TEL、TEL～PEL之間及大于PEL均有分布，其中Zn含量梯度為80、150、250、400、600、1000 mg/kg，Cd為1、4、8、16、48、100 mg/kg. 根據(jù)設(shè)置好的加標含量加入所需儲備液的量至燒杯內(nèi)已平衡好的沉積物中，充分攪拌1 h以使沉積物與重金屬混合均勻，按1∶4的體積比在容器中補全上覆水進行混合，并在室溫下放置平衡10～14 d. 在平衡期間每隔3 d對加標沉積物充分攪拌一次，對照組除不加標外按相同方式進行處理. 染毒平衡14 d后取沉積物樣品按國標方法測定其實際重金屬含量.

1.3 受試生物馴養(yǎng)及毒性試驗

1.3.1 受試生物馴養(yǎng) 受試生物為鄱陽湖典型的底棲生物：泥鰍、銅銹環(huán)棱螺和河蜆，均由鄱陽湖漁民打撈捕獲而來. 試驗生物的馴養(yǎng)，準備數(shù)個容積為90 L經(jīng)消毒清洗后的聚乙烯塑料養(yǎng)殖箱，加入曝氣48 h的自來水為培養(yǎng)水，水體pH為6.8～7.5，溶解氧濃度不低于4 mg/L，水溫為25℃左右. 分別選取體長(5～7 cm)，重量(0.6～0.8 g)，大小一致的健康泥鰍，個體殼高為(1.5±0.3) cm的健康銅銹環(huán)棱螺，以及個體殼長(1.3±0.2) cm，殼高(0.8±0.2) cm的健康河蜆至養(yǎng)殖箱中(分開馴養(yǎng))，每2 d換水，連續(xù)曝氣，光照周期為16 h光照和8 h黑暗. 泥鰍和銅銹環(huán)棱螺每3 d喂食魚食一次，河蜆每3 d喂食1次螺旋藻粉. 馴養(yǎng)時間為2周，馴養(yǎng)死亡率不得高于10%，馴養(yǎng)結(jié)束后挑選健康受試生物清腸24 h并稱重后進行生物實驗.

1.3.2 慢性毒性試驗 參考US EPA(美國國家環(huán)境保護局)底棲生物標準試驗方法[24-25]，對泥鰍、銅銹環(huán)棱螺、河蜆進行為期21 d的慢性毒性試驗，試驗開始前對泥鰍清腸24 h. 泥鰍、銅銹環(huán)棱螺每個燒杯(2 L)放入10個，河蜆每個燒杯放入8只，各燒杯均用曝氣裝置24 h連續(xù)曝氣. 試驗期間每天觀察生物存活情況，記錄異常反應(yīng)，死亡個體及時移除并稱重. 泥鰍的測試指標為死亡率、體重變化(泥鰍的生長抑制效應(yīng)測試指標以體重變化來代替)、滲血率；銅銹環(huán)棱螺的測試終點為死亡率、行動遲鈍率(不動效應(yīng)測試指標，以針刺反應(yīng)進行測定，用針刺螺的腹足，反應(yīng)明顯遲鈍或者無反應(yīng)者認定為遲鈍，其中死亡的螺也算入其中)；河蜆的測試指標為死亡率、挖洞率.

1.4 沉積物質(zhì)量基準驗證方法

對于沉積物質(zhì)量基準值TEL(臨界效應(yīng)濃度)和PEL(必然效應(yīng)濃度)，如果沉積物中某一重金屬濃度低于其TEL，表明負面生物效應(yīng)幾乎不會發(fā)生; 若高于其PEL，則表明負面生物效應(yīng)經(jīng)常發(fā)生; 介于二者之間時，表明負面生物效應(yīng)偶爾發(fā)生.TEL和PEL并不是根據(jù)試驗中的因果關(guān)系得來，而是基于對數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析，這就要求必須有沉積物化學物質(zhì)與相應(yīng)生物效應(yīng)的大量數(shù)據(jù)[26].

在近期的研究[22]中，判定沉積物是否具有毒性的方法是，基于先前推導的TEL和PEL計算QTEL和QPEL，而QTEL和QPEL是TEL和PEL的重金屬總風險商，計算方法如下：

QTEL=∑c/TEL

(1)

QPEL=∑c/PEL

(2)

式中，c是沉積物中每種重金屬的濃度(計算中所用的濃度以實測濃度為準). 如果QTEL<1，則認為該重金屬濃度的沉積物對底棲生物基本無毒性；如果QPEL>1，則認為沉積物對底棲生物有毒性；如果QTEL<1≤QPEL，則沉積物對底棲生物的毒性是不確定的，該沉積物可能有毒也有可能無毒，然后對毒性結(jié)果進行比較，根據(jù)QTEL和QPEL可以評估TEL和PEL的適用性.

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗中原始數(shù)據(jù)均在Microsoft Office 2016-Excel中進行標準化處理與計算，根據(jù)概率單位法計算EC50和LC50. 應(yīng)用SPSS 25.0軟件進行統(tǒng)計分析，所有統(tǒng)計顯著性水平為P<0.01，并用t-檢驗法對組間數(shù)據(jù)進行差異性分析(95%置信區(qū)間). 所有制圖均采用Origin 2018軟件完成.

2 結(jié)果與討論

2.1 沉積物樣品與加標結(jié)果分析

2.1.1 沉積物樣品分析 鄱陽湖7個地點19個采樣點的沉積物中Cu、Pb、Zn、Cd的重金屬含量如表1所示. 由表1可知沉積物的有機碳含量在2.23%～4.72%之間，最低值在P8點位，最高值在P4點位，有機碳含量平

表1 鄱陽湖19個采樣點沉積物重金屬含量及理化性質(zhì)Tab.1 Heavy metal contents and physicochemical parameters of sediments collected from 19 sites in Lake Poyang

均值為3.24%；沉積物含水率范圍為22.40%～47.42%，平均值為35.33%；沉積物pH范圍為6.42～7.80，平均值為6.96，基本理化性質(zhì)相對穩(wěn)定.

2.1.2 沉積物加標結(jié)果 參考鄱陽湖實際地球化學背景值以及國家土壤質(zhì)量標準來選取相對潔凈的鄱陽湖實際沉積物，如表2所示. 鄱陽湖潔凈沉積物中Cu、Zn含量均低于鄱陽湖實際地球化學背景值，Pb含量接近，Cd則略高；經(jīng)與國家土壤質(zhì)量標準對比，鄱陽湖潔凈沉積物中重金屬Cu、Pb、Zn的背景值可達到國家標準所規(guī)定的一級標準，Cd的背景值高于一級標準，低于二級標準，綜合來看選取的相對潔凈的鄱陽湖實際沉積物基本不會對生物造成毒害作用，但后期對生物的毒性試驗仍需添加空白對照組.

表2 鄱陽湖潔凈沉積物重金屬含量Tab.2 Background of heavy metal content in sediments from Lake Poyang

染毒平衡14 d后取沉積物樣品按國標方法測定加標后沉積物中重金屬實際含量，結(jié)果見表3. 由于測得的潔凈沉積物中Zn和Cd本底值對于低含量組來說相對較大，不能忽略不計，故加標試驗組設(shè)計的含量值是已經(jīng)將本底值計算在內(nèi)，按預(yù)估的加標含量進行加標染毒，實測值為染毒后的沉積物中重金屬含量.

表3 Zn和Cd加標含量、實測含量及相對偏差Tab.3 Spiked and measured contents of Zn, Cd in sediment and the relative deviation

從表3可知，沉積物中加標含量與實測濃度之間的相對偏差大多在±5%以內(nèi)，加標回收率在95.0%～105%之間；受沉積物本底影響，低濃度染毒時的偏差要高于高濃度染毒組. 另外，上覆水中Zn和Cd的濃度較低，離子濃度分別在0～40、0～11 μg/L之間.

在整個實驗過程中，上覆水的溫度范圍為18.6～20.1℃，pH值6.98～7.13，DO濃度為3.9～5.7 mg/L. 空白對照組的平均存活率為100%，其結(jié)果符合沉積物底棲生物實驗標準[25-26].

2.2 沉積物中重金屬對底棲生物的慢性毒性效應(yīng)

2.2.1 沉積物中Zn、Cd對泥鰍的慢性毒性效應(yīng) 實驗過程中，泥鰍對Zn、Cd兩種重金屬的毒性反應(yīng)類似. 對于高濃度組(Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ試驗組)，泥鰍的表現(xiàn)行為異常，身體抽搐扭動、焦躁不安，經(jīng)常跳躍出水面、沿燒杯內(nèi)壁不停游動，且鰓部、腹部以及鰭部發(fā)紅或有紅斑. 對于低濃度組(Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ試驗組)，泥鰍表現(xiàn)的相對安靜，匍匐在沉積物表面，時而游動，偶爾鉆入沉積物之中. 空白對照組則無明顯異常行為，體表面也未見紅斑，無死亡個體.

泥鰍的死亡率、滲血率、平均體質(zhì)量變化(濕重)結(jié)果如圖2所示. 從圖2c、d可以看出，重金屬能夠抑制生物體質(zhì)量、體長變化，即抑制泥鰍的生長. 與對照組相比，泥鰍的平均體質(zhì)量(濕重)前后變化量隨加標含量的增加而增加.

圖2 Zn、Cd加標試驗組中泥鰍的死亡率、鰓部滲血率、平均濕質(zhì)量變化Fig.2 Mortality, gill bleeding rate and average wet weight change of M. anguillicaudatus exposed to Zn/Cd-spiked test group

魚類鰓、腹、鰭部滲血是比較常見的可觀察病癥，且長時間滲血會導致死亡，故滲血率一般大于死亡率，這與實驗結(jié)果一致. 在兩種重金屬中，Cd對泥鰍的毒性效應(yīng)明顯高于Zn. 隨著加標含量的增加，泥鰍的死亡率、滲血率、體質(zhì)量變化量均在上升，與加標含量均呈顯著正相關(guān)(P<0.01). 在Zn、Cd的加標含量分別為150、8 mg/kg時，泥鰍的死亡率和滲血率超過10%；而在含量分別為600、48 mg/kg的沉積物中死亡率和滲血率均達50%以上. 有研究表明[28]水體中Cd的毒性效應(yīng)也大于Zn，與沉積物中結(jié)果一致.

根據(jù)概率單位法計算，泥鰍21 d慢性毒性試驗的半數(shù)致死濃度(LC50)和50%身體滲血效應(yīng)濃度(EC50)，結(jié)果見表4.

表4 沉積物中重金屬對泥鰍的21 d LC50(半數(shù)致死濃度)和EC50(半數(shù)滲血效應(yīng)濃度)值*Tab.4 The 21 d LC50 and EC50 values of heavy metals in the sediments to M. anguillicaudatus

2.2.2 沉積物中Zn、Cd對銅銹環(huán)棱螺的慢性毒性效應(yīng) 銅銹環(huán)棱螺對Zn、Cd兩種重金屬的毒性反應(yīng)基本一致. 空白對照組的螺活動均正常，無死亡個體. 高濃度組(Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ試驗組)與低濃度組(Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ試驗組)出現(xiàn)毒性反應(yīng)的時間均不同，但表現(xiàn)癥狀相似，螺逐漸將厴閉合，從水體的上部慢慢沉入底部，而且隨著實驗時間的延長，螺的活動能力和頻率逐漸下降，多數(shù)厴殼緊閉，對外界刺激不敏感，而后厴部張開，殼口處出現(xiàn)白色絮狀物，直至死亡. 對于實驗階段前期，高濃度組(Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ試驗組)的螺剛接觸試驗溶液時，腹足伸出殼外但不能貼壁爬行，隨著時間推移，反應(yīng)能力急劇下降，呈瀕死狀態(tài)；低濃度組(Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ試驗組)螺活動基本正常，但是其分泌物明顯增多. 銅銹環(huán)棱螺的死亡率、行動遲鈍率結(jié)果如圖3所示. 行動遲鈍率，以針刺反應(yīng)進行測定，用針刺螺的腹足，反應(yīng)明顯遲鈍或者無反應(yīng)者認定為遲鈍，其中死亡的螺也算入其中.

圖3 Zn、Cd加標試驗組中銅銹環(huán)棱螺的死亡率、遲鈍率Fig.3 Mortality and sluggishness rate of B. aeruginosa in Zn/Cd-spiked test group

從圖3中可見，隨著加標含量的增加，螺的死亡率和行動遲鈍率均在上升，與含量均呈顯著正相關(guān)(P<0.01). 當Zn、Cd的加標含量分別為150、4 mg/kg時，銅銹環(huán)棱螺的死亡率、行動遲鈍率均超過10%；當含量超過600、48 mg/kg，則死亡率、行動遲鈍率達到50%以上. 由此可見Cd對銅銹環(huán)棱螺的毒性效應(yīng)超過Zn.

根據(jù)概率單位法計算，銅銹環(huán)棱螺的21 d慢性毒性試驗的半數(shù)致死濃度(LC50)和50%反應(yīng)遲鈍效應(yīng)濃度(EC50)，結(jié)果見表5.

表5 沉積物中重金屬對銅銹環(huán)棱螺的21 d LC50(半數(shù)致死濃度)和EC50(半數(shù)反應(yīng)遲鈍效應(yīng)濃度)值*Tab.5 The 21 d LC50 and EC50 values of heavy metals in the sediment to B. aeruginosa

2.2.3 沉積物中Zn、Cd對河蜆的慢性毒性效應(yīng) 在試驗過程中，河蜆對Zn、Cd兩種重金屬的毒性反應(yīng)基本類似. 隨著實驗時間的延長和加標含量的升高，可觀測到的河蜆其斧足活動能力和頻率逐漸下降，且對外界刺激不敏感，空白對照組則反應(yīng)正常，無死亡個體. 在試驗前期多數(shù)河蜆緊閉雙殼，而后閉殼肌松弛，雙殼張開，用鑷子刺激內(nèi)部無反應(yīng)，即表示已死亡. 另外，低含量組中河蜆的斧足伸出殼外，長時間不會收縮；而在高含量組，其斧足只在短時間內(nèi)伸出，產(chǎn)生了明顯的規(guī)避行為.

為了使結(jié)果更加直觀，此處使用存活率和挖洞率來作圖，結(jié)果如圖4所示.

圖4 Zn、Cd加標試驗組中河蜆的存活率、挖洞率Fig.4 Survival rate and burrowing rate of C. fluminea in the Zn/Cd-spiked test group

從圖中可見，隨著重金屬含量的增加，河蜆的存活率和挖洞率均在下降，與含量均呈顯著正相關(guān)(P<0.01). 當重金屬含量分別為150、8 mg/kg時，河蜆的死亡率已經(jīng)超過10%；在Zn、Cd的最高含量組，河蜆的死亡率均超過50%. 由于當污染物含量較高時，河蜆會通過閉合外殼、減少攝食而降低污染物的攝入量，這種自我保護行為會使在染毒的沉積物中河蜆的死亡率偏低[29]，由此也表明河蜆的耐毒性更強.

根據(jù)概率單位法計算，河蜆的21 d半數(shù)致死濃度(LC50)和50%挖洞下潛效應(yīng)濃度(EC50)，結(jié)果見表6. 雖然河蜆對兩種重金屬的耐毒性均較高，但明顯Cd對河蜆的毒性效應(yīng)更強一些.

表6 沉積物中重金屬對河蜆的21 d LC50(半數(shù)致死濃度)和EC50(半數(shù)挖洞下潛效應(yīng)濃度)值*Tab.6 The 21 d LC50 and EC50 values of heavy metals in the sediment to C. fluminea

2.2.4 沉積物中Zn、Cd對底棲生物的毒性效應(yīng)討論 LC50(半數(shù)致死濃度)作為毒性試驗的一個重要參考指標，能直接反映沉積物的毒性大小，而EC50(半數(shù)效應(yīng)濃度)測試的生物指標不同，不能進行直接比較，但是可以作為一個輔助分析指標.

從表4、5、6中可知，Zn和Cd對3種底棲生物的LC50和EC50均在上述置信區(qū)間范圍內(nèi)，較為合理. 其中，沉積物中Zn的耐毒性最強的是銅銹環(huán)棱螺(LC50最大，751 mg/kg)，耐受性最弱的是泥鰍(LC50最小，644 mg/kg)，而對Zn毒性最敏感的是河蜆(EC50最小，474 mg/kg)，這也從側(cè)面證實了甲殼類動物對鋅的毒性最敏感[30]. 生物種類的類別不同，其作用位點和作用機制也會存在差異，因此對同一外源本身來說，種類的敏感性也會存在差異性. 對沉積物中Cd來說，Cd對銅銹環(huán)棱螺的毒性效應(yīng)最強(LC50最小，54 mg/kg)，對河蜆的毒性效應(yīng)相對來說較弱(LC50最大，81 mg/kg)，對沉積物Cd毒性最敏感的是銅銹環(huán)棱螺(EC50最小，35 mg/kg). 鋅、鎘等重金屬的脅迫作用會引起甲殼類消化細胞溶解酶的腫脹和溶酶體膜穩(wěn)定性的下降，溶酶體膜的變化可能會導致其內(nèi)部的水解酶類釋放到細胞質(zhì)內(nèi), 從而對細胞本身造成損傷；同時也可以導致甲殼類幾丁質(zhì)酶活性降低，從而導致其生理學水平的基因表達發(fā)生變化[31].

上覆水中的Zn、Cd的濃度較低，離子濃度分別在0～40、0～11 μg/L之間(表3). 有研究表明 Cd 對淡水魚類和甲殼類的HC5(基于保護95%生物的毒性閾值)分別為75.81和10.98 μg/L，而Zn對淡水生物全部物種(包括魚類、甲殼類和其他無脊椎動物等) 的HC5值為59.88 μg/L，本實驗中Zn、Cd的離子濃度低于文獻報道的HC5值[32]. 因此，本研究中對試驗生物的毒性主要是由沉積物中Zn和Cd所導致的，上覆水中重金屬離子對生物毒性效應(yīng)貢獻較小. 整體來看，沉積物中Cd對底棲生物的毒性效應(yīng)強于Zn，并綜合參考之前的研究[2,16,30,33-36]，可見水體中Cd的毒性效應(yīng)也大于Zn，與沉積物中結(jié)果一致.

另外，這也從側(cè)面說明了沉積物中重金屬的毒性順序不同，重金屬對生物的毒性與其在環(huán)境中存在的狀態(tài)有很大的關(guān)系. 重金屬可以通過絡(luò)合等作用與沉積物中的組分發(fā)生結(jié)合，其結(jié)合態(tài)的生物可利用性決定了對生物的毒性，因而需要進一步研究討論沉積物中重金屬的生物有效性與底棲生物毒性的關(guān)系[29].

2.3 沉積物質(zhì)量基準值的驗證以及毒性與風險商的關(guān)系

本文采用計算重金屬總風險商的方法對沉積物質(zhì)量基準值進行驗證. 本文所驗證的TEL和PEL值來自本團隊之前的研究[15]，其中TEL和PEL與文獻中所述的SQC-L和SQC-H其代表的意義是一樣的.TEL(threshold effect level)臨界效應(yīng)濃度，對應(yīng)的是沉積物重金屬質(zhì)量基準低值SQC-L；PEL(probable effect level)必然效應(yīng)濃度，對應(yīng)的是沉積物重金屬質(zhì)量基準高值SQC-H. 從QTEL和QPEL來看，沉積物中Zn、Cd的毒性趨勢類似(圖5).

當Zn和Cd的加標含量低于TEL值時，此時QTEL<1，則沉積物中的重金屬對底棲生物沒有危險，不具有毒性，參考對比前面Zn、Cd對3種底棲生物的毒性效應(yīng)值，Zn和Cd的加標含量均處于低含量且死亡率均低于10%. 隨著Zn和Cd的加標含量的升高，QTEL和QPEL的值也在上升，當Zn、Cd加標含量在TEL和PEL之間時，此時QTEL<1≤QPEL，參考前文沉積物中Zn、Cd對泥鰍、銅銹環(huán)棱螺、河蜆的毒性效應(yīng)，對比死亡率的值，Zn對底棲生物的死亡率在10%～20%之間，Cd對底棲生物的死亡率在10%～30%之內(nèi)，可知毒性均在增大. 當Zn和Cd的加標含量高于各自的PEL值時，此時QPEL>1，毒性明顯，此時Zn、Cd對3種底棲生物的毒性效應(yīng)，例如死亡率均在30%以上，甚至有的已經(jīng)超過50%. 這與TEL和PEL所代表的意義基本吻合.

沉積物重金屬污染的毒性預(yù)測和風險評估方法的研究一直都是熱點. 除了本文所用的驗證方法外，早在之前就有研究[29,37]提出對TEL和PEL進行檢驗時，判定沉積物是否具有毒性的方法：存活率小于對照組存活率80%的測試結(jié)果和生物的平均干質(zhì)量低于對照組90%的測試結(jié)果被認為有毒性. 該研究[29,37]定義Q為各濃度梯度測試終點指標與對照組測試終點指標的商，當重金屬的QS(以存活率為終點的Q值)低于 0.8、QW(以濕質(zhì)量為終點的Q值)低于0.9時，認為有生物毒性，QS低于0.6時為毒性明顯. 但該方法需要大量的毒性數(shù)據(jù)，而且對沉積物重金屬污染的毒性預(yù)測和風險評估準確性欠佳. 還有一種是典型的AVS(acid volatile sulfide，酸揮發(fā)性硫化物)-SEM(simultaneously extracted metals，同時提取金屬)模型法，計算每個沉積物樣品的∑SEM與AVS之比(∑SEM/AVS)以及∑SEM與AVS之差(∑SEM-AVS)，但是有較多的研究結(jié)果表明[2,21-22,38-41]AVS-SEM模型有一定局限性，AVS可能受pH、氧化還原電位、溶解氧濃度等環(huán)境條件的影響而變化，∑SEM/AVS和∑SEM-AVS不能很好地解釋沉積物中重金屬的毒性，SEM和AVS并不是預(yù)測湖泊沉積物中重金屬毒性的合適指標. 本文所用的重金屬風險商法[22]則相對來說比較準確，且局限較少.

另外，Zn、Cd對泥鰍、螺、河蜆的毒性效應(yīng)值中，當用除死亡率外的其他指標作為參考值時，雖然沒有死亡率明顯，但該趨勢也具有一定的參考性，同樣也能說明重金屬在加標含量低于TEL值時不具有毒性，高于PEL值時具有明顯毒性. 從結(jié)果來看，該推導得出的TEL和PEL的值較為合理.

通過相關(guān)分析分別研究了基于底棲生物毒性測試的毒性與單個重金屬基于PEL的總風險商Qi-PEL(i代表單個重金屬)之間的關(guān)系，如圖6所示. 圖中縱坐標Toxicity是生物死亡率，由于毒性效應(yīng)率測試的指標不同，不能進行比較，故沉積物對生物的毒性用單一重金屬對應(yīng)濃度的3種底棲生物的死亡率來表示；圖中橫坐標Qi-PEL是單一重金屬對應(yīng)濃度的基于PEL的總風險商，QPEL作為必然效應(yīng)濃度的總風險商，更具有參考性.

從圖6可知，毒性(Toxicity)與QZn-PEL和QCd-PEL有較高的相關(guān)性，其中沉積物毒性與QZn-PEL的線性擬合相關(guān)性最好，沉積物毒性與QCd-PEL的相關(guān)性則次之. 從圖中線性擬合的結(jié)果，可知當沉積物中重金屬風險商值上升時，沉積物中重金屬對生物的毒性也在增加，由于每個風險商值對應(yīng)的是不同的重金屬濃度，應(yīng)證了當重金屬濃度的增加時，對生物的毒性也在增加，很好地解釋了鄱陽湖沉積物重金屬的毒性，這說明了該推導得出沉積物基準值較為合理. 同時，也表明使用計算重金屬總風險商的方法對沉積物質(zhì)量基準值進行驗證是一種合理的驗證方法，而使用沉積物基準值TEL和PEL是預(yù)測湖泊沉積物中重金屬毒性的合適指標. 根據(jù)線性擬合數(shù)據(jù)，也從側(cè)面說明了沉積物中Cd的毒性明顯強于Zn(直線斜率26.58>12.20).

2.4 鄱陽湖沉積物Zn、Cd基準值與國內(nèi)外不同流域相關(guān)基準比較

本研究所驗證的鄱陽湖沉積物中Zn、Cd的質(zhì)量基準值與國內(nèi)外不同流域相關(guān)基準比較如表7所示. 與國內(nèi)其他流域相比，鄱陽湖Zn的TEL值與滇池[42]相差不大，但低于遼河[43]、太湖[43]及湘江衡陽段[11]，其中湘江衡陽段Zn的PEL值遠高于鄱陽湖的PEL值，其原因是其選取的Zn的水質(zhì)基準值較大. Cd的TEL值與其他流域相比都較小，其原因是鄱陽湖沉積物中Cd含量相對于其他流域都較低，且Cd的平衡分配系數(shù)較低. 本研究所驗證的TEL和PEL值與香港臨時沉積物質(zhì)量基準[44]、陽金希等[45]研究的中國七大淡水水體沉積物重金屬質(zhì)量基準TEL和PEL及美國大氣與海洋管理局[46]制訂的ERL和ERM相比，除Zn的PEL值相比來說均小，其余均相差不大.

表7 鄱陽湖沉積物中Zn、Cd的沉積物質(zhì)量基準值與國內(nèi)外不同流域相關(guān)基準比較Tab.7 The comparison of SQC for Zn, Cd between the sediments in Lake Poyang and other basins

不同流域的沉積物性質(zhì)和當?shù)丨h(huán)境是不斷變化的，情況各有不同，制定沉積物基準值的目的是保護水生生物不受污染物影響，可為我國流域水環(huán)境質(zhì)量基準、標準管理工作提供相對可靠的理論數(shù)據(jù)，具有較強的參考性. 另外再綜合前文底棲生物的毒性試驗的結(jié)果，認為該推導得出的鄱陽湖沉積物Zn、Cd質(zhì)量基準TEL和PEL基本合理，具有一定的適用性.

3 結(jié)論

1)沉積物中Cd對泥鰍、銅銹環(huán)棱螺、河蜆的毒性效應(yīng)強于Zn. 其中Zn對3種底棲生物的毒性效應(yīng)順序是泥鰍>河蜆>銅銹環(huán)棱螺；Cd的毒性效應(yīng)順序是銅銹環(huán)棱螺>泥鰍>河蜆. 對于Zn和Cd來說，3種底棲生物都屬于敏感物種，泥鰍相對來說屬于最敏感物種.

2)Zn和Cd的TEL值(98.51、2.74 mg/kg)，PEL值(189.06、47.20 mg/kg)具有一定適用性，基本符合其所代表的意義，比較合理. 當Zn、Cd的加標含量低于TEL值時，QTEL<1，不具有毒性；當加標含量高于PEL值時，QPEL>1，毒性明顯. 通過生物的毒性試驗對基準的推導值進行驗證是很有必要的，為進一步分析基準值的合理性和適用性，還需更多的生物試驗來驗證.