鎘對(duì)渤海本地種的急性毒性效應(yīng)及其海水水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)*

陳 莉， 蔡文倩， 韓雪萌， 雷 坤

(1. 天津科技大學(xué)海洋與環(huán)境學(xué)院， 天津 300457； 2. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 北京 100012)

隨著人類(lèi)活動(dòng)的增多，近海重金屬污染愈發(fā)嚴(yán)重，已成為世界關(guān)注的環(huán)境問(wèn)題[1]。重金屬是指密度大于4.0 g/cm3、強(qiáng)毒性、不易還原、不易降解的金屬[2]。研究證實(shí)，重金屬污染嚴(yán)重危害近岸海域水生態(tài)系統(tǒng)健康，并且經(jīng)由食物鏈威脅人類(lèi)健康[3]。鎘是最常見(jiàn)的重金屬之一，在全世界近岸海域普遍存在[4]，包括環(huán)渤海地區(qū)[5]。鎘對(duì)水生動(dòng)物具有廣泛的毒性[6]，高濃度的鎘能影響水生生物的生理生化過(guò)程，不僅對(duì)水生生物的酶活性產(chǎn)生影響，還可能破壞膜系統(tǒng)，改變細(xì)胞形態(tài)結(jié)構(gòu)，從而影響組織細(xì)胞結(jié)構(gòu)，并能對(duì)蝦蟹類(lèi)的卵巢發(fā)育產(chǎn)生抑制作用，降低受精卵孵化率，導(dǎo)致胚胎畸形[7]。胚胎-早期幼體階段的生物對(duì)鎘的反應(yīng)最敏感表現(xiàn)為胚胎中ATP的合成和酶的活性受到抑制，導(dǎo)致胚胎發(fā)育畸形[8]。即使是水體中沉積的鎘，也會(huì)在一定條件下重新釋放出來(lái)危及水生生物的生長(zhǎng)發(fā)育[9]。

為保護(hù)水生生物，世界各地開(kāi)展了重金屬基準(zhǔn)制定理論和方法的研究。美國(guó)于1980年開(kāi)始重金屬基準(zhǔn)研究[10]，于1985年發(fā)布《推導(dǎo)保護(hù)水生生物及其用途的數(shù)值型國(guó)家水質(zhì)基準(zhǔn)的技術(shù)指南》(USEPA,1985)，由此建立了雙值基準(zhǔn)體系，現(xiàn)已成為全世界普遍使用的方法。該方法要求受試生物至少來(lái)自3門(mén)8科，基準(zhǔn)推薦值由基準(zhǔn)最大濃度和基準(zhǔn)連續(xù)濃度組成。隨后，美國(guó)又于1999年[11]、2002年[12]、2004年[13]、2006年[14]和2009年[15]修訂了《國(guó)家推薦的水質(zhì)基準(zhǔn)》文件。目前，最新的美國(guó)國(guó)家基準(zhǔn)文件于2016年頒布實(shí)施，給出了包括鉛、鎘、鉻、汞、銅、鐵、鋅、硼、鎳、硒和銀等金屬離子的淡水和海水基準(zhǔn)最大濃度推薦值和基準(zhǔn)連續(xù)濃度推薦值[16]。澳大利亞和新西蘭在美國(guó)的研究基礎(chǔ)上[17]，于2000年提出了《澳大利亞和新西蘭淡水和海水水質(zhì)指南》，并提出了采用“指導(dǎo)性觸發(fā)值(Trigger values，TVs))”制定保護(hù)水生生物的水質(zhì)基準(zhǔn)[18-19]，而歐盟則是提出根據(jù)無(wú)效應(yīng)濃度 (Predicted environmental concentration, PNEC) 來(lái)制定污染物水質(zhì)基準(zhǔn)[20]。目前，水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)方法主要有物種敏感度分布曲線法(Species sensitivity distribution, SSD)、物種敏感度排序法(Species sensitivity rank，SSR)和評(píng)價(jià)因子法(Assessment factor, AF)等[21]。近年來(lái)，僅由評(píng)價(jià)因子法推導(dǎo)的水質(zhì)基準(zhǔn)因缺乏科學(xué)有效的驗(yàn)證，用的較少，而糅合評(píng)價(jià)因子法的SSD[22]和SSR[23]都使用的較為廣泛。其中，當(dāng)污染物物種敏感度分布連續(xù)且呈正態(tài)分布時(shí)[24-25]，推薦采用SSR法[23]。

渤海作為京津冀發(fā)展一體化陸源排放受污染的主要區(qū)域，海洋環(huán)境保護(hù)成效關(guān)系到京津冀地區(qū)的經(jīng)濟(jì)發(fā)展活力。該區(qū)域每年接受大量的污染物，其污染效應(yīng)已導(dǎo)致該區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能下降，生物多樣性降低[26]。研究證實(shí)，重金屬，包括鉛和鎘污染，是該區(qū)域最典型的污染類(lèi)型之一[27]，尤其是渤海灣西部和遼東灣北部海域，水體、沉積物和生物體內(nèi)的重金屬含量均較高[5]，嚴(yán)重影響棲居于此的水生生物，進(jìn)而威脅人體健康[28]。因此，亟需制定相應(yīng)水環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)來(lái)支撐該區(qū)域海洋環(huán)境污染防治工作。然而，我國(guó)在基準(zhǔn)研究方面還處于借鑒國(guó)外水質(zhì)基準(zhǔn)和摸索理論方法階段[21]。近年來(lái)國(guó)內(nèi)學(xué)者對(duì)水質(zhì)基準(zhǔn)進(jìn)行了一些有益的探索，相繼推導(dǎo)出了適用于中國(guó)及部分水域的淡水環(huán)境基準(zhǔn)閾值，如重金屬、有機(jī)物和無(wú)機(jī)物等的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)[29-35]。然而，關(guān)于區(qū)域性的海洋環(huán)境基準(zhǔn)閾值研究尚處于探索階段?？紤]到區(qū)域差異，本研究以渤海本地種進(jìn)行毒性實(shí)驗(yàn)，同時(shí)結(jié)合收集的鎘對(duì)海洋生物的毒性數(shù)據(jù)，利用基于Log-triangular模型的物種敏感度排序法推導(dǎo)了鎘的海水水質(zhì)基準(zhǔn)，以期為制定符合該區(qū)域特征的重金屬海水環(huán)境基準(zhǔn)值提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)獲取與篩選

收集篩選鎘對(duì)渤海海洋生物的急性毒理數(shù)據(jù)LC50(半致死濃度)及補(bǔ)充急性毒性實(shí)驗(yàn)。數(shù)據(jù)主要來(lái)源于USEPA的生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)庫(kù)ECOTOX(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)、TOXNET毒性數(shù)據(jù)庫(kù)(http://toxnet.nlm.nih.gov)和GEO數(shù)據(jù)庫(kù)(www.ncbi.nlm.nih.gov/geo)等以及Springer、Elsewier、中國(guó)知網(wǎng)(https://www.cnki.net/)和維普數(shù)據(jù)庫(kù)(http://www.cqvip.com/)等。篩選出棲居于渤海的海洋生物，剔除不符合毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)要求及不適合渤海水環(huán)境基準(zhǔn)計(jì)算的數(shù)據(jù)，如只在實(shí)驗(yàn)室養(yǎng)殖的生物數(shù)據(jù)等。數(shù)據(jù)篩選完成后對(duì)毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行整理，對(duì)同一物種不同生命階段(例如卵、幼體和成熟體)的毒性數(shù)據(jù)，選擇該物種最敏感生命階段的數(shù)據(jù)，同一個(gè)物種有多個(gè)毒性數(shù)據(jù)時(shí)，舍棄具有量級(jí)差異的數(shù)據(jù)，取其幾何平均值作為種平均值(Species mean acute values，SMAV)，對(duì)同一屬的物種則計(jì)算其屬平均值(Genus mean acute values，GMAV)。

1.2 急性毒性實(shí)驗(yàn)

1.2.1 實(shí)驗(yàn)試劑 氯化鎘(CdCl2，AR)為國(guó)產(chǎn)分析純?cè)噭少?gòu)自天津市大茂化學(xué)試劑廠。用去離子水配制成含鎘離子的母液，再根據(jù)需要用人工海水稀釋成所需的重金屬質(zhì)量濃度梯度。

1.2.2 受試生物與馴養(yǎng)條件 分析篩選整理后的毒理數(shù)據(jù)，根據(jù)渤海海洋生物分布特征，室內(nèi)補(bǔ)充了6種海洋生物的急性毒性實(shí)驗(yàn)，分別為以海洋污染環(huán)境中的敏感物種為代表的：青島大扁藻(Platymonashelgolandicatsingtaoensis)、褶皺臂尾輪蟲(chóng)(Brachionusplicatilis)、日本虎斑猛水蚤(Tigriopusjaponicus)，渤海海域代表種-許氏平鲉(Sebastesschlegeli)及褐牙鲆(Paralichthysolivaceus)和渤海海域經(jīng)濟(jì)種-天津厚蟹(Helicetridenstientsinensis)。所有生物均在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)馴養(yǎng)一周，室內(nèi)自然死亡率控制在5%以內(nèi)，選擇活力良好的個(gè)體進(jìn)行毒性試驗(yàn)，在試驗(yàn)前24 h內(nèi)不喂食。

藻類(lèi) 青島大扁藻屬綠藻門(mén)，團(tuán)藻綱，團(tuán)藻目,衣藻科,扁藻屬[36]是我國(guó)渤海海域內(nèi)廣泛分布的海洋微藻類(lèi)，其個(gè)體小、結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單，對(duì)水生態(tài)環(huán)境的變化極為敏感，作為海洋食物鏈的基礎(chǔ)和海洋生態(tài)系統(tǒng)中最主要的初級(jí)生產(chǎn)者，青島大扁藻是受污環(huán)境中十分理想的指示生物[37]。大扁藻由中國(guó)海洋大學(xué)生態(tài)毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)室提供，預(yù)先采用f/2培養(yǎng)基，以鹽度為15的滅菌人工海水為基礎(chǔ)介質(zhì)，在室內(nèi)光照培養(yǎng)箱中恒溫培養(yǎng)4 d，光照為3 000 Lux，光暗比為12 h∶12 h，溫度為(22±1) ℃，培養(yǎng)過(guò)程中定時(shí)搖動(dòng)。采用兩個(gè)周期活化、擴(kuò)大培養(yǎng)后的藻種，鏡檢無(wú)異常的藻液用于實(shí)驗(yàn)。

浮游動(dòng)物 褶皺臂尾輪蟲(chóng)屬輪蟲(chóng)門(mén)，單巢綱，游泳目，臂尾輪蟲(chóng)科，臂尾輪蟲(chóng)屬[38]，適應(yīng)能力強(qiáng)，對(duì)污染毒物具有較高的靈敏度，是海洋生態(tài)毒理學(xué)研究中重要的研究生物[39]。褶皺臂尾輪蟲(chóng)由中國(guó)海洋大學(xué)生態(tài)毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)室提供，置于光照培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)，溫度為(22±1) ℃，光照為3 000 Lux，光暗比為16 h∶8 h，鹽度為15，滅菌人工海水。馴養(yǎng)期間，每天喂食蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa)一次，喂食前進(jìn)行吸底清理，每5天進(jìn)行換缸以保障輪蟲(chóng)保持孤雌生殖，培養(yǎng)所用的器皿均經(jīng)過(guò)高壓滅菌處理。挑選掛卵的輪蟲(chóng)置于6孔板中培養(yǎng)，6 h之后挑取輪蟲(chóng)幼蟲(chóng)用于實(shí)驗(yàn)。

甲殼動(dòng)物 日本虎斑猛水蚤為節(jié)肢動(dòng)物門(mén)，甲殼綱，橈足亞綱，猛水蚤目，虎斑猛水蚤屬，對(duì)環(huán)境變化適應(yīng)性強(qiáng)，繁殖快，是小型底棲生物的重要組成部分，處于海洋底棲食物網(wǎng)的中間環(huán)節(jié),是海洋環(huán)境變化指示生物的重要類(lèi)群之一[40]。日本虎斑猛水蚤由中國(guó)海洋大學(xué)生態(tài)毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)室提供，馴養(yǎng)期間，每日用青島大扁藻、三角褐指藻(PhaeodactylumtricornutumBohlin)和活性酵母的等比混合物飼喂1次。置于光照培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)，溫度為(22±1) ℃，光照為3 000 Lux，光暗比為12 h∶12 h，鹽度為15的滅菌人工海水，定期更換海水。選用實(shí)驗(yàn)條件下同一母體培養(yǎng)3代以上、出生6～24 h的幼蚤為實(shí)驗(yàn)蚤。

天津厚蟹為節(jié)肢動(dòng)物門(mén)，甲殼綱，十足目，方蟹科，厚蟹屬，是廣泛分布于渤海高潮帶、潮上帶及河口附近的一種經(jīng)濟(jì)蟹類(lèi)[41]。實(shí)驗(yàn)所用天津厚蟹于2019年4月27日至5月8日期間在天津北塘永定新河入?？诔遍g帶(39°06′5.17″N, 117°43′39.96″E)所采。在鋪設(shè)小粒徑礫石的避光魚(yú)缸中用鹽度為20的滅菌人工海水進(jìn)行馴養(yǎng)，每日飼喂雙齒圍沙蠶(Perinereisaibuhitensis)及鹵蟲(chóng)(Artemiasalina)一次，定期更換人工海水，室內(nèi)馴養(yǎng)一周挑選活力良好的厚蟹進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。

魚(yú)類(lèi) 褐牙鲆為脊索動(dòng)物門(mén)，硬骨魚(yú)綱，鰈形目，牙鲆科，牙鲆屬。許氏平鲉為脊索動(dòng)物門(mén)，硬骨魚(yú)綱，鲉形目，平鲉科、平鲉屬。褐牙鲆、許氏平鲉購(gòu)自青島市貝寶海洋科技有限公司，實(shí)驗(yàn)用魚(yú)為1個(gè)月左右的幼魚(yú)，買(mǎi)回實(shí)驗(yàn)室后，用200 L的缸在黑暗條件下馴養(yǎng)7 d，加曝氣以保證水中溶解氧在8.00 mg/L左右，每日換140 L鹽度為30的滅菌人工海水，溫度控制在(22±1) ℃，pH為8.00±0.20。馴養(yǎng)期間，許氏平鲉喂食豐年蝦，牙鲆喂食飼料，每天定時(shí)定量喂兩次，用于進(jìn)行急性毒性試驗(yàn)的褐牙鲆幼魚(yú)的平均體長(zhǎng)為2.40 cm,平均體重為0.20 g；許氏平鲉幼魚(yú)平均體長(zhǎng)為1.10 cm,平均體重為0.09 g。

1.2.3 急性毒性實(shí)驗(yàn)方法 急性毒性實(shí)驗(yàn)方法參照美國(guó)環(huán)境保護(hù)署(USEPA)、經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(OECD)和我國(guó)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)如(ASTM《臂尾輪蟲(chóng)屬急性毒性實(shí)驗(yàn)指南》、《GB/T 13267—91 水質(zhì) 物質(zhì)對(duì)淡水魚(yú)(斑馬魚(yú))急性毒性測(cè)定方法》、《GB/T 27861—2011 化學(xué)品 魚(yú)類(lèi)急性毒性試驗(yàn)》)等的標(biāo)準(zhǔn)試驗(yàn)方法進(jìn)行。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)確定暴露實(shí)驗(yàn)濃度梯度范圍，每種生物設(shè)置不同濃度梯度鎘暴露組(見(jiàn)表1)和無(wú)鎘的人工海水空白對(duì)照組，每個(gè)濃度組設(shè)置3個(gè)平行樣。采用半靜態(tài)試驗(yàn)方法，實(shí)驗(yàn)期間不喂食，每4 h觀察記錄受試生物存活情況，根據(jù)每種生物死亡判別方法，確定死亡個(gè)體并及時(shí)取出。根據(jù)實(shí)驗(yàn)參照方法要求，受試生物日本虎斑猛水蚤、褶皺臂尾輪蟲(chóng)進(jìn)行48 h的暴露實(shí)驗(yàn)，大扁藻進(jìn)行96 h的抑制實(shí)驗(yàn)，其余物種均進(jìn)行96 h的致死效應(yīng)實(shí)驗(yàn)。急性毒性試驗(yàn)各項(xiàng)參數(shù)見(jiàn)表1。采用SPSS 19.0軟件中probit概率-濃度回歸法計(jì)算半致死濃度LC50。

表1 6種渤海本土海洋生物毒性實(shí)驗(yàn)濃度Table 1 The exposure concentration gradients for 6 native marine organisms in the Bohai Sea

1.3 海水基準(zhǔn)推導(dǎo)方法

根據(jù)渤海海洋生物的種類(lèi)及本研究毒性數(shù)據(jù)獲取情況，參考劉征濤等[42]對(duì)于推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)數(shù)據(jù)的要求，本研究采用美國(guó)環(huán)保署水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南中推薦的物種敏感度排序法(SSR)推導(dǎo)渤海的“雙值基準(zhǔn)”，即基準(zhǔn)最大濃度(Criteria Maximum Concentration, CMC)及基準(zhǔn)連續(xù)濃度(Criteira Continuous Concentration, CCC)。CMC考慮的是污染物對(duì)水生動(dòng)物的急性毒性效應(yīng)，它等于最終急性值(Final Acute Value, FAV)的1/2；CCC考慮的是污染物對(duì)水生動(dòng)物的慢性毒性效應(yīng)，本研究采用最終急慢性比率(Final Acute Chronic Ratio, FACR)推慢性值。最終急慢性比率為所獲物種急慢性比率的幾何均值，計(jì)算急慢性比率的急性值和慢性值可以是不同的毒性終點(diǎn)，但必須是相同的物種，且是同一文章或至少是相同實(shí)驗(yàn)室報(bào)道[17]。CMC的計(jì)算依賴搜集的急性毒性數(shù)據(jù)，計(jì)算每個(gè)物種的SMAV和每個(gè)屬的 GMAV；將 GMAV從小到大進(jìn)行排序，并且將其分配等級(jí)R，最小GMAV的等級(jí)為 1，最大GMAV的等級(jí)為N(N為屬的個(gè)數(shù))；按公式P=R/(N+1)計(jì)算每個(gè)屬平均急性值的累積概率P；選擇P最小的4個(gè)GMAV，用這4個(gè)GMAV和它們的P計(jì)算FAV。其中CMC由經(jīng)驗(yàn)公示推導(dǎo)得出，公式[10]如下：

(1)

式中：S、L、A為計(jì)算中采用的無(wú)特殊含義符號(hào)；P為選擇4個(gè)屬毒性數(shù)據(jù)的排序百分?jǐn)?shù)(也稱累積概率)。

由于慢性毒性數(shù)據(jù)收集的較少，本研究參考以往的研究經(jīng)驗(yàn)[10]，采用急慢性毒性比的方式推導(dǎo)最終慢性值(Finad Chronic Value,FCV)，推導(dǎo)公式[33]如下：

(2)

式中：FACR為急慢性比終值,本研究中該值是指魚(yú)類(lèi)、無(wú)脊椎動(dòng)物和另一敏感海洋生物的急慢性毒性比值的幾何均值[43]。

2 結(jié)果

2.1 急性毒性效應(yīng)

6種生物中，鎘的半致死濃度值(Lethal Concentration 50, LC50)、半數(shù)有效濃度值(Median Effective Concentration,EC50)介于4.46～50.0 mg/L之間。其中，青島大扁藻的半致死濃度最低，代表該物種對(duì)鎘暴露最敏感；天津厚蟹的半致死濃度最高，代表該物種對(duì)鎘暴露最不敏感(見(jiàn)表2)。由表2可知，鎘對(duì)6種渤海本土生物的毒性大小為：青島大扁藻>褐牙鲆>許氏平鲉>日本虎斑猛水蚤>褶皺臂尾輪蟲(chóng)>天津厚蟹。

表2 鎘對(duì)6種渤海本土海洋生物的急性毒性LC50實(shí)驗(yàn)結(jié)果Table 2 Acute toxicity LC50 test results of cadmium on 6 native marine organisms in Bohai Sea

2.2 毒性數(shù)據(jù)篩選

根據(jù)公開(kāi)發(fā)表的資料，本研究共篩選出共計(jì)6門(mén)21科23屬共24種渤海生物的鎘急性毒性數(shù)據(jù)(見(jiàn)表3)。其中，對(duì)鎘暴露最敏感的生物是對(duì)蝦屬，其屬平均急性值為0.03 mg/L，最不敏感的是厚蟹屬，其屬平均急性值為50.0 mg/L。

表3 渤海海洋生物分布與鎘的屬平均急性毒性排序Table.3 Distribution of marine life and genus mean acute toxicity rank of cadmium in the Bohai Sea

將同一門(mén)類(lèi)的生物急性毒性數(shù)據(jù)作箱體圖(見(jiàn)圖1)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)本研究中原腔動(dòng)物種間對(duì)鎘毒性耐受性差異較大，軟體動(dòng)物門(mén)對(duì)鎘毒性較為敏感。根據(jù)USEPA“推導(dǎo)保護(hù)水生生物及其用途的國(guó)家水質(zhì)基準(zhǔn)的技術(shù)指南”要求，符合正態(tài)分布的毒性數(shù)據(jù)方可進(jìn)行水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)[10]，將搜集篩選的急性毒性數(shù)據(jù)對(duì)數(shù)化后，經(jīng)K-S檢驗(yàn)，其分布符合均值為0.53，標(biāo)準(zhǔn)差為0.84，在0.05水平下，P值為0.84的顯著正態(tài)分布(見(jiàn)圖2)。

圖1 金屬鎘生物毒性的敏感性比較Fig.1 Comparison of toxicity sensitivity of different taxonomic categories to Cd

圖2 金屬鎘生物毒性的對(duì)數(shù)正態(tài)分布Fig.2 Log-normal distribution of cadmium toxicity with Logarithmic converter

2.3 鎘基準(zhǔn)值推導(dǎo)

對(duì)所有篩選出的生物毒性數(shù)據(jù)(見(jiàn)表3)進(jìn)行敏感度排序，結(jié)果表明(見(jiàn)表4)，GMAV值最小的4個(gè)屬依次為1.對(duì)蝦屬、2.新糠蝦屬、3.舌鰨屬和4.巨蠣屬，F(xiàn)AV值為46.8 μg/L。根據(jù)式1計(jì)算得出鎘在渤海海域的CMC值為23.4 μg/L。本研究選取櫛孔扇貝、長(zhǎng)牡蠣、半滑舌鰨等3種水生生物急慢性數(shù)據(jù)比的幾何平均值為FACR值，即8.36。由此，根據(jù)式2推導(dǎo)得出鎘在渤海海域的CCC值為5.60 μg/L。

表4 鎘的基準(zhǔn)最大濃度計(jì)算結(jié)果Table 4 Criteria maximum concentration calculation results of cadmium

3 討論

本研究發(fā)現(xiàn)鎘對(duì)不同海洋生物的毒性存在明顯差異，其中褶皺臂尾輪蟲(chóng)對(duì)鎘的48 h-LC50是青島大扁藻的10倍左右，是褐牙鲆、許氏平鮋的7倍左右，而日本虎斑猛水蚤的LC50是褐牙鲆、許氏平鮋的3倍左右，這與蔡卓平等[44]鎘對(duì)海洋微藻類(lèi)毒性較強(qiáng)的研究結(jié)果一致。秦華偉等[45]研究的褐牙鲆LC50為6.79 mg·L-1，與本文結(jié)果相近。在本研究中，鎘對(duì)褐牙鲆和許氏平鮋的LC50差異不大，這是因?yàn)槎咄瑢儆诩顾鲃?dòng)物門(mén)鰈形目，且實(shí)驗(yàn)中采用的兩種魚(yú)類(lèi)體型差異不大并均為幼魚(yú)。根據(jù)最大容許質(zhì)量濃度[45](Maximum permissible concentration, MPC)公式: MPC= LC50×0.01計(jì)算本實(shí)驗(yàn)條件下鎘對(duì)6種海水養(yǎng)殖生物的安全濃度及表5可知，我國(guó)現(xiàn)行的漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)完全滿足這6種生物的養(yǎng)殖用水要求。

鎘污染在水體中不易降解，只能在環(huán)境中遷移或轉(zhuǎn)化，并通過(guò)食物鏈在各營(yíng)養(yǎng)級(jí)的生物體內(nèi)不斷蓄積放大，富集可達(dá)到數(shù)千乃至萬(wàn)倍以上，且極少量可被排出體外[46]。近年來(lái)，越來(lái)越多研究發(fā)現(xiàn)，金屬鎘對(duì)生物體的損傷不僅僅是產(chǎn)生活性氧，更可能在免疫系統(tǒng)和分子機(jī)理水平產(chǎn)生影響，且不同濃度的鎘離子濃度對(duì)生物體的影響還不相同[47-48]。黑褐新糠蝦在不同濃度的Cd2+溶液中，濃度越高，存活率越低，除此之外，生物在重金屬溶液中暴露的時(shí)間也能對(duì)海洋生物存活率造成影響，死亡率隨時(shí)間的延長(zhǎng)而增加[49]。總體來(lái)說(shuō)，生物對(duì)重金屬的耐受范圍因物種、年齡、暴露時(shí)間而不同。

隨著毒性數(shù)據(jù)積累及定值方法的完善，水質(zhì)基準(zhǔn)值也會(huì)更加科學(xué)合理。研究證實(shí)，水質(zhì)基準(zhǔn)值會(huì)受采用的生物毒性數(shù)據(jù)及基準(zhǔn)推導(dǎo)方法的影響[30]。如美國(guó)，相較于1980年發(fā)布鎘的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)，因生物物種毒性數(shù)據(jù)的增減，美國(guó)于2016年更新了鎘的海水水質(zhì)基準(zhǔn)。本研究采用物種敏感度排序法推導(dǎo)的渤海水質(zhì)基準(zhǔn)與我國(guó)學(xué)者穆景利等[50]采用物種敏感度曲線法推導(dǎo)的我國(guó)海洋鎘基準(zhǔn)值有一定差異但在同一數(shù)量級(jí)內(nèi)不大(見(jiàn)表5)，一定程度上表明雖基于同一數(shù)理統(tǒng)計(jì)理論，但推導(dǎo)方法的不同可能并不會(huì)導(dǎo)致最終基準(zhǔn)值有量級(jí)的差別，但為更加合理的保護(hù)海洋生態(tài)環(huán)境及海洋生物，避免因過(guò)度保護(hù)而造成的經(jīng)濟(jì)浪費(fèi)，分區(qū)域的基準(zhǔn)研究仍有必要，本研究所推導(dǎo)出的渤海水環(huán)境基準(zhǔn)值不僅可以更加科學(xué)可靠地保護(hù)渤海生物，也可保護(hù)我國(guó)海域大部分的海洋生物。吳豐昌等[51-52]分別使用評(píng)價(jià)因子法、物種敏感度排序法、及物種敏感度分布法推導(dǎo)了國(guó)家層面的鎘、鋅等典型重金屬的淡水基準(zhǔn)值，根據(jù)我國(guó)學(xué)者先前的研究發(fā)現(xiàn)，與評(píng)價(jià)因子法和物種敏感度分布法相比，物種敏感度排序法推導(dǎo)出的重金屬基準(zhǔn)值更可靠[51-52]，能保護(hù)水體中更多的水生生物。與美國(guó)2016年發(fā)布的海水鎘基準(zhǔn)值相比，本研究推薦的CMC、CCC值與其略有差異(見(jiàn)表5)，這主要與基準(zhǔn)計(jì)算時(shí)采用的毒性數(shù)據(jù)及物種不完全相同有關(guān)，而本研究所用的毒性數(shù)據(jù)主要為渤海海域的海洋生物毒性數(shù)據(jù)。目前，我國(guó)學(xué)者對(duì)珠江、長(zhǎng)江、太湖和遼河等流域的鎘的急慢性基準(zhǔn)進(jìn)行了推算，其中，鎘急性基準(zhǔn)值分別為3.60、3.61、3.19和2.95 μg/L，慢性基準(zhǔn)分別為1.39、0.06、0.04和0.04 μg/L[53]。由此可見(jiàn)，這些流域的鎘急性基準(zhǔn)值均大于國(guó)家淡水急性基準(zhǔn)值2.1 μg/L(水體硬度為50 mg/L時(shí)), 而大部分慢性基準(zhǔn)則小于國(guó)家淡水慢性基準(zhǔn)0.15 μg/L(水體硬度為50 mg/L時(shí))?？偟膩?lái)看，我國(guó)其他海域鎘的水質(zhì)基準(zhǔn)值尚未見(jiàn)報(bào)道。

表5 與其他研究區(qū)域海水鎘基準(zhǔn)值的比較Table 5 Comparison of the cadmium baseline in the seawater with other studies

本研究鎘的CCC推薦值位于鎘的II類(lèi)與III類(lèi)海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)之間(見(jiàn)表5)，且更接近II類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。從長(zhǎng)期保護(hù)渤海海洋生物的目標(biāo)來(lái)看，當(dāng)前鎘的海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)可能存在一定的“過(guò)保護(hù)”現(xiàn)象。然而，本研究鎘的CCC略高于《漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(見(jiàn)表5)，說(shuō)明本研究的基準(zhǔn)值可滿足渤海大部分漁業(yè)資源保護(hù)的需求。

研究過(guò)程中我們也發(fā)現(xiàn)，方法及數(shù)據(jù)的選擇是水質(zhì)基準(zhǔn)研究的核心，當(dāng)前我國(guó)海洋生物毒性效應(yīng)實(shí)驗(yàn)仍缺乏系統(tǒng)的適應(yīng)我國(guó)本土情況的實(shí)驗(yàn)方法指導(dǎo)標(biāo)準(zhǔn)，導(dǎo)致搜集的很多毒理學(xué)數(shù)據(jù)無(wú)法被更好的利用于水質(zhì)基準(zhǔn)計(jì)算研究中。此外，水質(zhì)基準(zhǔn)具有科學(xué)性、基礎(chǔ)性和區(qū)域性等特點(diǎn)[54]，所以，水質(zhì)基準(zhǔn)的推導(dǎo)過(guò)程要綜合考慮各相關(guān)環(huán)境要素的影響，如水體硬度、溫度、pH、溶解氧、鹽度及其他溶解性有機(jī)質(zhì)等。但在現(xiàn)有可利用的毒理學(xué)數(shù)據(jù)中，實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)無(wú)統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)，環(huán)境要素標(biāo)準(zhǔn)化以降低其對(duì)水質(zhì)基準(zhǔn)的影響是一項(xiàng)復(fù)雜但又不可忽視的研究。因此，在海洋生態(tài)毒理學(xué)的逐步完善過(guò)程中，以后的海水基準(zhǔn)研究需著重考慮環(huán)境因素對(duì)海水基準(zhǔn)的影響。

4 結(jié)論

(1)鎘對(duì)6種渤海本土生物的LC50/EC50值在4.46～50.0 mg/L之間，不同物種對(duì)于鎘的敏感性差異較大，敏感性排序?yàn)椋呵鄭u大扁藻>褐牙鲆>許氏平鲉>日本虎斑猛水蚤>褶皺臂尾輪蟲(chóng)>天津厚蟹。

(2)渤海海域GMAV最小的4個(gè)屬依次為對(duì)蝦屬、新糠蝦屬、舌鰨屬和巨礪屬，據(jù)此推導(dǎo)出鎘基準(zhǔn)最大濃度值為23.4 μg/L，連續(xù)濃度值為5.60 μg/L，可科學(xué)有效地保護(hù)渤海大部分海洋生物。