重金属对海洋重金属复合污染生态风险分析.docx

重金属对海洋重金属复合污染生态风险分析 生态风险评估主要是对环境的客观评估，以预测污染物对生态系统的影响（uspea，1998；chulin和童玉洁，2003）。生态风险评价的方法有多种, 采用传统方法以一种生物的生态毒理数据外推具有很大的不确定性和误差, 而物种敏感性分布 ( species sensitivity distributions, SSD) 法则是基于不同物种对污染物敏感性差异, 进行统计学外推的生态风险评价的方法, 置信度较高 ( Maltbyet al. , 2009) 。因此, 在生态风险评价和环境标准制定中SSD法被越来越多的研究者接受和使用 ( Wheeler et al. , 2002) 。 重金属污染物具有毒性强、残毒时间长、不可降解和生物富集效应等特点, 重金属污染已成为威胁海洋生态系统安全及人类健康的一大隐患 ( 孙维萍等, 2009) 。河口和海湾是陆源物质向海洋输运的主要通道, 是受人类活动影响最强烈的地区之一 ( Talaue-McManus et al. , 2003) 。同时, 河口湾是陆源淡水和外海高盐水的耦合地带, 其地球化学过程和海洋动力学特征相当复杂 ( 李云海等, 2010) , 故河口海域水体重金属的生物毒性或潜在生态风险是当前水环境重金属研究倍受关注的热点之一。本研究应用已构建的常见重金属对海洋生物的SSD模型作为基础, 结合九龙江口21 个站位的重金属调查数据, 对九龙江口7 种常见重金属元素 ( As, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn) 的生态风险及各站位的联合生态风险进行分析, 讨论了季节、潮汐等要素对重金属生态风险的影响, 以期为河口重金属生态风险管理工作提供科学依据。 1 龙江河口区 九龙江位于福建省南部, 是福建省第二大河流, 流域面积约为1. 47×104km2, 由北溪和西溪两大支流构成, 以北溪为主流。其中北溪流域面积9803km2, 干流河长285 km, 年平均径流量为8. 9×109m3; 西溪流域面积3964 km2, 干流河长172 km, 年平均径流量为3. 7×109m3。两溪在龙海市境内长洲附近汇合流入九龙江口 ( 洪华生等, 2006) 。九龙江河口区位于厦门港西南部, 其近海端以北为厦门港西海域, 系东西走向的沉溺河口, 近河端处港道河汊发育, 形成浒茂洲、乌礁洲、玉枕洲等数片沙洲 ( 杨逸萍和胡明辉, 1996) 。河口潮汐为正规半日潮, 潮流为半日潮、往复流, 潮流急, 潮差较大, 涨潮时向内, 落潮时向外; 受冲淡水影响, 表层余流顺流向东, 底层余流则溯江而上; 潮流转流时刻落后于高、低潮时刻 ( 陈金泉等, 1985; 国家海洋局第三海洋研究所, 1987) 。九龙江流经龙岩、漳州、厦门等13 个市县, 不仅是龙岩、漳州、厦门3 市的饮用水源, 也是重要的工农业生产水源, 是支撑福建省闽西南地区经济社会系统的重要基础性资源, 其水环境安全对于福建省乃至海峡西岸经济区的影响重大 ( 余兴光等, 2012) 。随着现代工业和农业的发展, 九龙江流域人类活动日益加剧, 使得大量的工业废水和生活污水排入到九龙江, 2011 年九龙江入海重金属排放达到147 t ( 福建省海洋与渔业厅, 2012) 。 1.2 生物毒性数据的构建 SSD法是剂量-效应评价方法之一。SSD的基本假设包括2 个方面: 某生物对某一化学物质的敏感性可用毒性数据代表; 该 ( 组) 生物对这一化学物质的敏感性 ( LC50或EC50等毒理数据) 为随机数据且符合某一分布, 即能够被某一分布描述, 如正态分布和逻辑斯蒂分布等。这样, 可用的生态毒理学数据可以被看作是生态系统敏感性分布的一个样本, 可以用来估算该分布的参数 ( Posthuma et al. , 2002;Wheeler et al. , 2002; 孔祥臻等, 2011) 。因此, 将不同生物的毒理数据的浓度值 ( μg·L－1) 对这组数据以大小排列的分位数做图, 并选用一个分布对这些点进行参数拟合, 得到SSD曲线 ( Posthuma et al. , 2002; 王印等, 2009) 。从一种生物的毒性数据外推到其他生物具有很大的不确定性和误差, 而多物种毒性数据的SSD法则可以降低这一不确定性, 并表现化合物的影响在物种间的变化状况 ( Maltbyet al. , 2009) 。 SSD有正向 ( forward use) 和反向 ( inverse use) 2种用法 ( van Straalen, 2002) 。正向用法一般用于风险评价即由污染物环境浓度出发, 通过SSD曲线得到可能受影响的物种的比例 ( PAF) , 用以表征生态系统或者不同类别生物的生态风