重金屬汞對(duì)海洋底棲動(dòng)物毛蚶和紫貽貝毒性效應(yīng)研究

魏愛(ài)泓，矯新明，毛成責(zé)，林明洵，黃金鑫，樓夢(mèng)嵐，廖啟智，唐磊，王長(zhǎng)友

1. 江蘇省海涂研究中心(江蘇省海洋環(huán)境監(jiān)測(cè)預(yù)報(bào)中心)，南京 210036 2. 南京信息工程大學(xué) 海洋科學(xué)學(xué)院，南京 210044

重金屬汞是全球范圍內(nèi)備受關(guān)注的持久性環(huán)境污染物之一，許多國(guó)家及國(guó)際機(jī)構(gòu)將其列為污染物排放最優(yōu)先考慮的控制目標(biāo)[1]。20世紀(jì)80年代以來(lái)，每年僅通過(guò)徑流輸入進(jìn)入我國(guó)海洋的汞達(dá)40噸以上，造成遼東灣、膠州灣等我國(guó)近海部分海域海水汞污染風(fēng)險(xiǎn)較大[2]。進(jìn)入海洋的汞污染物不能降解，只能通過(guò)顆粒沉降進(jìn)人沉積物才能離開(kāi)海洋，但這又對(duì)底棲生物造成危害。此外，沉積物中有機(jī)組分礦化及生物擾動(dòng)會(huì)促使汞釋放出來(lái)重新進(jìn)入水體[3]，造成汞的二次污染，危害海洋生物。汞危害性極大，不僅引起生物的急性毒性效應(yīng)，還能在生物體內(nèi)富集，沿食物鏈轉(zhuǎn)移，對(duì)海洋生態(tài)系統(tǒng)造成難以逆轉(zhuǎn)的損害[4-5]。

自20世紀(jì)80年代開(kāi)始我國(guó)涉海高等院校和科研機(jī)構(gòu)紛紛開(kāi)展了針對(duì)汞的海洋生態(tài)毒理學(xué)研究。受試生物包括浮游植物、雙殼類、甲殼類和魚(yú)類等多種海洋生物，毒性效應(yīng)指標(biāo)(反應(yīng)終點(diǎn))涵蓋光合作用、生長(zhǎng)、濾食、呼吸、行為、發(fā)育和繁殖等諸多方面，涉及生物累積與生物排放、生物轉(zhuǎn)移與放大、生物轉(zhuǎn)化與生物降解等諸多生物作用過(guò)程[4-16]。另外，也有文獻(xiàn)涉及到汞污染物對(duì)海洋生物的致畸和致突變現(xiàn)象以及海洋生物致毒和解毒機(jī)制的研究[7,13,15]。

為保護(hù)海洋生物免受汞的危害，需加強(qiáng)汞污染物入?？刂疲鞔_海水汞污染物對(duì)海洋生物的毒性效應(yīng)。目前關(guān)于汞污染物對(duì)海洋生物尤其底棲生物的毒性效應(yīng)數(shù)據(jù)還不是很多。本文以典型近海底棲雙殼類生物毛蚶和紫貽貝作為受試生物，研究汞污染物急性和慢性毒性效應(yīng)，分析計(jì)算汞的非效應(yīng)濃度及半致死濃度。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

毛蚶(Scapharcasubcrenata)、紫貽貝(Mytilusedulis)取自于江蘇贛榆近岸養(yǎng)殖水域。采集后立刻帶回實(shí)驗(yàn)室后用海水沖凈其表面的淤泥及附著物，挑選健康、反應(yīng)靈敏的紫貽貝/毛蚶放入盛有100 L海水的水槽暫養(yǎng)。采用半靜水方式暫養(yǎng)3～7 d，連續(xù)充氣；每24 h更換培養(yǎng)水體的1/2。所有紫貽貝/毛蚶進(jìn)行3 d饑餓處理，從第4天開(kāi)始每天投螺旋藻粉(日投餌量為貝類軟體部鮮重的0.6%，約0.1%～0.2%濕重)至正式實(shí)驗(yàn)開(kāi)始[17]。實(shí)驗(yàn)前1 d停止投餌，選擇健康、反應(yīng)靈敏、大小基本一致的個(gè)體隨機(jī)分組。

在塑料桶(50 L)中放入自來(lái)水，添加海水素(益爾牌)并攪拌均勻，配制鹽度為20‰的人工海水，放置1 d后作為受試生物培養(yǎng)液。配制1 mg·L-1氯化汞(分析純，美國(guó)Spectrum Chemical公司生產(chǎn))溶液作為儲(chǔ)備液，再稀釋成各處理組濃度。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 急性暴露實(shí)驗(yàn)

在20 L玻璃水槽(內(nèi)徑37 cm×27 cm×20 cm)內(nèi)放入培養(yǎng)液5 L，隨機(jī)投放經(jīng)過(guò)24 h饑餓處理、健康活潑紫貽貝/毛蚶15只。毛蚶平均體長(zhǎng)2.27 cm(2.16～2.39 cm)，平均體質(zhì)量4.0 g(3.8～4.5 g)，紫貽貝平均體長(zhǎng)5.19 cm(5.05～5.40 cm)，平均體質(zhì)量14.1 g(13.2～15.4 g)，年齡均約10個(gè)月。采用半靜水方式培養(yǎng)，連續(xù)充氣。實(shí)驗(yàn)期間不投餌。每24 h更換培養(yǎng)水體的1/2。實(shí)驗(yàn)濃度梯度取值采用等差或等比方法，并結(jié)合預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行設(shè)置，每個(gè)污染物設(shè)置5個(gè)濃度處理組，每組2個(gè)平行樣，以天然海水為空白對(duì)照組，進(jìn)行96 h急性毒性實(shí)驗(yàn)。每24 h觀察并記錄紫貽貝/毛蚶的死亡率，死亡標(biāo)準(zhǔn)是個(gè)體外套膜松弛、長(zhǎng)時(shí)開(kāi)口，用玻璃棒輕觸外套膜緣5 min內(nèi)無(wú)反應(yīng)，及時(shí)撈出死亡個(gè)體。實(shí)驗(yàn)開(kāi)始時(shí)測(cè)量其體質(zhì)量和體長(zhǎng)。

表1 氯化汞對(duì)毛蚶、紫貽貝毒性實(shí)驗(yàn)各處理組濃度(HgCl2, μg·L-1)Table 1 Concentrations of HgCl2 prepared for the exposure of Scapharca subcrenata and Mytilus edulis in the toxic effect test (HgCl2, μg·L-1)

1.2.2 慢性暴露實(shí)驗(yàn)

在20 L水槽內(nèi)放入培養(yǎng)液5 L，隨機(jī)投放經(jīng)過(guò)24 h饑餓處理、健康活潑毛蚶/紫貽貝40只。毛蚶平均體長(zhǎng)2.83 cm(2.76～2.91 cm)，平均體質(zhì)量7.2 g(6.8～7.6 g)，紫貽貝平均體長(zhǎng)5.04 cm(4.86～5.15 cm)，平均體質(zhì)量12.8 g(11.4～13.9 g)。采用半靜水式培養(yǎng)，每24 h更換培養(yǎng)水體的1/2后補(bǔ)充污染物至初始濃度。每天固定時(shí)間各投喂螺旋藻粉1次(日投餌量為貝類軟體部鮮重的0.6%，約0.1%～0.2%濕重)。其他培養(yǎng)條件與急性毒性試驗(yàn)期間相同。參考急性毒性試驗(yàn)的結(jié)果優(yōu)化污染物濃度設(shè)置，實(shí)驗(yàn)設(shè)置5個(gè)濃度處理組，1組空白對(duì)照組。每實(shí)驗(yàn)組設(shè)2個(gè)平行。實(shí)驗(yàn)開(kāi)始后，于4、8、12、16、20 d取樣，每組隨機(jī)選取2只，用于蛋白質(zhì)含量及超氧化物歧化酶(SOD)活性的測(cè)定。實(shí)驗(yàn)期間觀察各組有無(wú)毛蚶、紫貽貝個(gè)體死亡。于實(shí)驗(yàn)開(kāi)始、5、9、13、17、21 d及結(jié)束時(shí)，應(yīng)用電子臺(tái)秤5臺(tái)(精度0.1 g)測(cè)量受試生物濕重，應(yīng)用游標(biāo)卡尺(精度0.01 mm)測(cè)量受試生物體長(zhǎng)。

用大剪刀或螺絲刀在毛蚶/紫貽貝殼上鉆孔后并迅速撬開(kāi)，將偽足上方包裹黑色部位的肌肉分離，黑色部位前半段即為其消化腺，置于稱量紙上稱量，冰浴暫時(shí)保存。取消化腺組織，加入適量冰浴預(yù)冷的磷酸緩沖鹽溶液(PBS)，冰浴進(jìn)行勻漿1 min(使用玻璃勻漿器)。隨后勻漿液10 000 g、4 ℃離心10 min，上清即為待測(cè)樣品，樣品按量分裝成4～6份，-80 ℃保存?zhèn)溆谩２捎帽淘铺斓目係OD活性檢測(cè)試劑盒(WST-8法)，應(yīng)用可見(jiàn)光分光光度計(jì)法測(cè)定SOD酶活力。其中PBS緩沖液按實(shí)驗(yàn)室常用配制方法配制(NaCl 8 g·L-1; KCl 0.2 g·L-1; Na2HPO41.42 g·L-1; KH2PO40.27 g·L-1)，測(cè)定波長(zhǎng)450 nm。主要原理是通過(guò)黃嘌呤及黃嘌呤氧化酶反應(yīng)系統(tǒng)產(chǎn)生超氧陰離子自由基，后者氧化羥胺形成亞硝酸鹽，在顯色劑作用下呈現(xiàn)紫色，利用分光光度計(jì)測(cè)定吸光度值，然后計(jì)算樣品中的SOD酶活力。

1.3 數(shù)據(jù)分析方法

采用Log-logistic模型計(jì)算受試生物L(fēng)C05和LC50及其置信區(qū)間[18]。Log-Logistic模型：

(1)

式中，y為效應(yīng)指標(biāo)，c為污染物濃度，x為效應(yīng)百分?jǐn)?shù)，a為c=0時(shí)的效應(yīng)指標(biāo)，b為模型形狀參數(shù)。

應(yīng)用Weibull毒性效應(yīng)閾值模型計(jì)算受試生物急性毒性效應(yīng)閾值濃度[19-20]。Weibull毒性效應(yīng)閾值模型：

y=y0e-a(cb-csb)

(2)

式中，y為效應(yīng)指標(biāo)，c為污染物濃度，cs為閾值濃度，y0為c=0時(shí)的效應(yīng)指標(biāo)，a和b為模型形狀參數(shù)。

對(duì)于慢性毒性實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，應(yīng)用單因素方差分析檢驗(yàn)各實(shí)驗(yàn)組組間方差與組內(nèi)方差的顯著性；應(yīng)用配對(duì)多重比較(Games-Howell和Dunnett’s T3)檢驗(yàn)處理組與對(duì)照組的均數(shù)差異，根據(jù)檢驗(yàn)結(jié)果確定受試生物慢性毒性實(shí)驗(yàn)的NOEC(No Observed Effective Concentration)[21-24]。顯著性檢驗(yàn)P<0.05、P<0.01為差異顯著。利用SPSS19.0軟件對(duì)慢性實(shí)驗(yàn)毒性效應(yīng)測(cè)定數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 毛蚶、紫貽貝急性致死效應(yīng)

急性毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，氯化汞對(duì)毛蚶、紫貽貝的毒性非常強(qiáng)，濃度高于100 μg·L-1就能造成毛蚶死亡，超過(guò)800 μg·L-1在96 h內(nèi)就能造成半數(shù)毛蚶和紫貽貝死亡(圖1、2)。

2.2 毛蚶、紫貽貝體長(zhǎng)及體質(zhì)量

盡管慢性毒性實(shí)驗(yàn)分別在0、5、9、13、17、21 d測(cè)定了毛蚶、紫貽貝的平均體質(zhì)量、平均體長(zhǎng)(圖3、4)，結(jié)果表明同一濃度處理組的組內(nèi)方差與組間方差并沒(méi)有顯著性差異(P> 0.1)，這可能是由于實(shí)驗(yàn)周期相對(duì)其生長(zhǎng)周期來(lái)說(shuō)太短，體質(zhì)量體長(zhǎng)難以有明顯變化。這表明對(duì)于實(shí)驗(yàn)周期小于1個(gè)月的毒性效應(yīng)實(shí)驗(yàn)，雙殼類底棲動(dòng)物的體長(zhǎng)及體質(zhì)量不適合作為毒性效應(yīng)的評(píng)價(jià)終點(diǎn)。

圖1 急性毒性實(shí)驗(yàn)毛蚶96 h生存數(shù)隨氯化汞濃度變化曲線Fig. 1 The curve for survivals of Scapharca subcrenata in 96 h with concentrations of HgCl2 in the acute toxic effect test

圖2 急性毒性實(shí)驗(yàn)貽貝96 h生存數(shù)隨氯化汞濃度變化曲線Fig. 2 The curve for survivals of Mytilus edulis in 96 h with concentrations of HgCl2 in the acute toxic effect test

圖3 慢性毒性實(shí)驗(yàn)不同氯化汞濃度處理下毛蚶平均體質(zhì)量、平均體長(zhǎng)變化注：t0、t21表示實(shí)驗(yàn)開(kāi)始時(shí)間(0 d)、實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)間(21 d)。下同。Fig. 3 The changes of averaged weight and length of Scapharca subcrenata with concentrations of HgCl2 in the chronic toxic effect testNote: t0 and t21 are the beginning time (0 d) and ending time of this test (21 d), respectively. The same below.

圖4 慢性毒性實(shí)驗(yàn)不同氯化汞濃度處理下貽貝平均體質(zhì)量、平均體長(zhǎng)變化Fig. 4 The changes of averaged weight and length of Mytilus edulis with concentrations of HgCl2 in the chronic toxic effect test

圖5 慢性毒性實(shí)驗(yàn)不同氯化汞濃度處理下毛蚶 超氧化物歧化酶(SOD)活性變化Fig. 5 The changes of superoxide dismutase (SOD) in Scapharca subcrenata with concentrations of HgCl2 in the chronic toxic effect test

2.3 毛蚶、紫貽貝SOD活性的變化

氯化汞污染物對(duì)毛蚶消化腺中SOD活性的影響如圖5所示。整體來(lái)看，污染物暴露4、8、12、16、20 d時(shí)，各實(shí)驗(yàn)組組內(nèi)方差與組間方差的差異并不顯著(P> 0.05)，只有暴露12 d時(shí)的顯著性差異(P= 0.098)接近0.05。但通過(guò)配對(duì)多重比較可以發(fā)現(xiàn)一些實(shí)驗(yàn)組的均數(shù)也存在差異。當(dāng)污染物暴露4 d時(shí)，C1、C2、C3、C4、C5濃度組(10、20、40、60、100 μg·L-1)SOD活性較對(duì)照組均有所降低，分別為對(duì)照組的74.8%、89.1%、80.8%、81.9%、71.8%，但只有C1、C3濃度組SOD活性較對(duì)照組顯著降低(P< 0.05)；污染物暴露8 d時(shí)，C1、C2、C3、C4、C5濃度組SOD活性仍然低于對(duì)照組，分別為對(duì)照組的83.1%、84.3%、77.3%、62.4%、94.0%，但差異并不顯著(P> 0.1)；污染物暴露12 d時(shí)，C4濃度組SOD活性低于對(duì)照組，為對(duì)照組的90.7%，C1、C2、C3、C5濃度組SOD活性較對(duì)照組均有所增加，分別為對(duì)照組的120.1%、103.4%、130.9%、115.5%，但差異并不顯著(P> 0.1)；污染物暴露16 d時(shí)，仍只有C4濃度組SOD活性低于對(duì)照組，為對(duì)照組的84.9%，C1、C2、C3、C5濃度組SOD活性高于對(duì)照組，分別為對(duì)照組的112.1%、123.5%、117.2%、115.51%，但差異并不顯著(P> 0.1)；污染物暴露20 d時(shí)，C1、C2、C3、C4、C5濃度組SOD活性仍然低于對(duì)照組，分別為對(duì)照組的80.3%、88.1%、87.4%、86.6%、80.3%，但差異并不顯著(P> 0.1)。

同一氯化汞污染物濃度作用下，不同時(shí)間的毛蚶消化腺SOD活性變化并不一致，C1、C2、C3、C5濃度組SOD活性與對(duì)照組的比值整體上呈現(xiàn)先減小再增加然后再減小的波動(dòng)趨勢(shì)，只有C4濃度組SOD活性在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中都低于對(duì)照組，但與對(duì)照組的比值整體上也呈現(xiàn)先減小再增加然后再減小的波動(dòng)趨勢(shì)。整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，C1、C2、C3、C4、C5濃度組SOD活性積分值都低于對(duì)照組，但只有C4濃度組SOD活性積分值較對(duì)照組顯著降低(P< 0.05)。

氯化汞污染物對(duì)紫貽貝消化腺中SOD活性的影響如圖6所示。整體來(lái)看，污染物暴露4、8、12、16、20 d時(shí)，各實(shí)驗(yàn)組組內(nèi)方差與組間方差的差異并不顯著(P> 0.05)，只有暴露12 d時(shí)的顯著性差異(P= 0.083)接近0.05。但通過(guò)配對(duì)多重比較可以發(fā)現(xiàn)一些實(shí)驗(yàn)組的均數(shù)也存在差異。當(dāng)污染物暴露4 d時(shí)，C1、C2濃度組(10、20 μg·L-1)SOD活性較對(duì)照組均有所增加，分別為對(duì)照組的105.4%、109.6%，C3、C4、C5濃度組(40、60、100 μg·L-1)SOD活性較對(duì)照組有所降低，分別為對(duì)照組的92.2%、99.8%、97.3%，但差異并不顯著(P> 0.1)；污染物暴露8 d時(shí)，C1、C3濃度組SOD活性較對(duì)照組均有所增加，分別為對(duì)照組的102.3%、120.0%，C2、C4、C5濃度組SOD活性較對(duì)照組有所降低，分別為對(duì)照組的94.3%、92.7%、86.2%，但差異并不顯著(P> 0.1)；污染物暴露12 d時(shí)，C1、C2、C3、C4、C5濃度組SOD活性均低于對(duì)照組，為對(duì)照組的83.2%、79.2%、65.5%、81.6%、84.0%，但只有C3濃度組SOD活性較對(duì)照組均差異顯著(P< 0.05)；污染物暴露16 d時(shí)，C1、C2、C3、C4、C5濃度組SOD活性仍都低于對(duì)照組，為對(duì)照組的95.7%、99.0%、68.2%、89.4%、95.5%，且只有C3濃度組SOD活性較對(duì)照組均差異顯著(P< 0.05)；污染物暴露20 d時(shí)，C1、C2濃度組SOD活性較對(duì)照組均有所增加，分別為對(duì)照組的112.0%、120.8%，C3、C4、C5濃度組SOD活性較對(duì)照組有所降低，分別為對(duì)照組的97.1%、94.7%、96.7%，但差異并不顯著(P> 0.1)。已有文獻(xiàn)報(bào)道重金屬汞低濃度、短期暴露下抗氧化酶活性增加，但是隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)，酶活性降低，甚至被抑制[5]，與本文的結(jié)果基本一致，但顯著性差異大。

同一氯化汞污染物濃度作用下，不同時(shí)間的貽貝消化腺SOD活性變化并不一致，C1、C2濃度組SOD活性與對(duì)照組的比值整體上呈現(xiàn)先增加再減小然后再增加的波動(dòng)趨勢(shì)，C4、C5濃度組SOD活性與對(duì)照組的比值在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中都低于對(duì)照組，只有C3濃度組SOD活性與對(duì)照組的比值整體上呈現(xiàn)先減小再增加然后再減小的波動(dòng)趨勢(shì)。但整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，C1、C2、C3、C4、C5濃度組SOD活性積分值都低于對(duì)照組，但差異并不顯著(P> 0.1)。

圖6 慢性毒性實(shí)驗(yàn)不同氯化汞濃度處理下貽貝SOD活性變化Fig. 6 The changes of SOD in Mytilus edulis with concentrations of HgCl2 in the chronic toxic effect test

2.4 毒性效應(yīng)濃度

利用Matlab軟件進(jìn)行編程，通過(guò)模型參數(shù)估計(jì)方法，應(yīng)用模型方程公式(1)、(2)分別計(jì)算了氯化汞對(duì)毛蚶、貽貝的急性毒性效應(yīng)濃度LC50、LC05、Cs及其bootstrap置信區(qū)間，平均擬合優(yōu)度大于0.9，計(jì)算結(jié)果如表2。通過(guò)配對(duì)多重比較檢驗(yàn)處理組與對(duì)照組的均數(shù)差異，根據(jù)檢驗(yàn)結(jié)果確定了受試生物慢性毒性實(shí)驗(yàn)的NOEC(P< 0.05)(表2)。

總體來(lái)看，Log-logistic模型[18]和Weibull毒性效應(yīng)閾值模型[19]都能很好地?cái)M合汞污染物濃度與受

試生物之間的毒性效應(yīng)曲線(反“S”形)，并且毒性效應(yīng)參數(shù)(LC50、LC05、Cs)都能在模型擬合過(guò)程中直接率定。但由于Weibull毒性效應(yīng)閾值模型是四參數(shù)模型，Log-Logistic模型是三參數(shù)模型，Log-Logistic模型收斂性優(yōu)于Weibull毒性效應(yīng)閾值模型，計(jì)算的LC05均值總體上小于Cs均值，LC05置信區(qū)間總體上比Cs置信區(qū)間窄。因此，將計(jì)算所得的LC05作為汞污染物的非效應(yīng)濃度[25]。計(jì)算結(jié)果表明，氯化汞分別高于23.7 μg·L-1、87.8 μg·L-1將會(huì)對(duì)海洋底棲生物毛蚶、紫貽貝生存產(chǎn)生明顯的不利影響。LC50計(jì)算結(jié)果表明，氯化汞的環(huán)境濃度分別高于683.4 μg·L-1、773.2 μg·L-1將會(huì)造成海洋底棲生物毛蚶、紫貽貝半數(shù)死亡。慢性實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，氯化汞的環(huán)境濃度分別高于10 μg·L-1、20 μg·L-1將會(huì)顯著影響海洋底棲生物毛蚶、紫貽貝消化腺SOD酶的活性。

結(jié)合文獻(xiàn)數(shù)據(jù)資料，可以進(jìn)行物種敏感度分布(Species Sensitivity Distribution, SSD)分析[23]，發(fā)現(xiàn)汞污染物對(duì)不同門類生物的毒性效應(yīng)差異很大，半致死濃度(或半效濃度)范圍約為0.11～62 688 μg·L-1，對(duì)體積較小的單細(xì)胞生物(如長(zhǎng)毛對(duì)蝦受精卵、三角褐指藻等)毒性一般更大，對(duì)體積較大的生物(如阿匍蝦虎魚(yú)、中華絨鰲蟹等)毒性相對(duì)較小(圖7)。毛蚶、紫貽貝等雙殼類海洋底棲生物在汞污染物物種敏感性分布中屬于抗性較強(qiáng)的物種(0.80 ≤ Rank)[26]，這可能主要是由于毛蚶、紫貽貝體積相對(duì)較大，并且受到污染物脅迫時(shí)可以閉殼保護(hù)自身組織器官免受損傷。

慢性毒性效應(yīng)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)結(jié)果表明，實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)毛蚶和紫貽貝體質(zhì)量、體長(zhǎng)的組內(nèi)方差與組間方差并沒(méi)有顯著性差異(P> 0.1)，體長(zhǎng)及體質(zhì)量不適合作為毒性效應(yīng)的評(píng)價(jià)終點(diǎn)。毛蚶、紫貽貝各實(shí)驗(yàn)組SOD酶活力的組內(nèi)方差與組間方差的差異整體上并不顯著(P> 0.05)，實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)僅在個(gè)別時(shí)間處理組間存在顯著性差異(P< 0.05)，毛蚶、紫貽貝NOEC分別為10 μg·L-1、20 μg·L-1。急性毒性效應(yīng)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)結(jié)果表明，重金屬汞對(duì)毛蚶、紫貽貝的非檢測(cè)毒性效應(yīng)濃度分別為23.7 μg·L-1、87.8 μg·L-1，半致死濃度分別為683.4 μg·L-1、773.2 μg·L-1。

表2 氯化汞對(duì)毛蚶和紫貽貝的Cs、LC50、LC05 (μg·L-1)Table 2 The Cs, LC50, and LC05 of Scapharca subcrenata and Mytilus edulis with the exposure to HgCl2(μg·L-1)

注：Cs表示閾值濃度。

Note:Csstands for threshold concentration.

圖7 污染物汞半效濃度(EC50)物種敏感性分布注：■斑馬魚(yú)胚胎及魚(yú)卵[27]；□長(zhǎng)毛對(duì)蝦受精卵及幼體[12]； ●赤潮異彎藻、旋鏈角毛藻、海洋原甲藻、裸甲藻、中肋骨條藻、 三角褐指藻、青島大扁藻、亞心型扁藻[6]；○斑馬魚(yú)胚胎幼體[28]；▲阿匍蝦虎魚(yú)，黑褐新糠蝦[29]；△三角褐指藻[7]；▼黑鯛胚胎[10]；▽櫛孔扇貝幼貝[4]；◆中華絨鰲蟹幼蟹[30]；◇毛蚶成體，紫貽貝成體(本文)。Fig. 7 Species sensitivity distribution for contaminant HgCl2 according to half-effect concentration (EC50) Note:■ Embryos and eggs of zebrafish[27]; □ Fertilized eggs and larvae of Penaeus penicillatus Alcock[12]; ● Heterosigma akashiwo Hada, Chaetoceros curvisetus Cleve, Prorocentrum micans Ehrenberg, Gymnodinium sp., Skeletonema costatum (Greville) Cleve, Phaeodactylum tricornutum Bohlin, Platymonas helgolanidica, Platymonas subcordiformis[6]; ○ Larvae of zebrafish[28]; ▲ Aboma lactipes, Neomysis awatschensis[29]; △ Phaeodactylum tricornutum Bohlin[7]; ▼ Embryos of black porgy[10]; ▽ Juvenile Chlamys farreri [4]; ◆ Young Eriocheir sinensis [30]; ◇ Mature Scapharca subcrenata and mature Mytilus edulis (this study).