環(huán)境治理對紅楓湖水生食物鏈中汞積累的影響

荊敏，林丹，閆海魚，康靜文

1. 太原理工大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 太原 030024 2. 貴州醫(yī)科大學(xué) 公共衛(wèi)生學(xué)院, 貴陽 550025 3. 中國科學(xué)院地球化學(xué)研究所 環(huán)境地球化學(xué)國家重點實驗室, 貴陽550081

汞(Hg)是環(huán)境中引人關(guān)注的有毒污染物，而其有機形態(tài)——甲基汞(MeHg)因其極強的生物毒性，且極易通過水生食物鏈傳輸、累積和放大而長期受到關(guān)注。近年來的研究發(fā)現(xiàn)，我國湖泊、河流等水體汞污染明顯高于歐美等發(fā)達(dá)國家的水平[1-2]。但大量的監(jiān)測數(shù)據(jù)卻表明，與歐美地區(qū)湖泊魚不同的是，我國大部分地區(qū)的魚體內(nèi)的汞含量均未超標(biāo)[1, 3-9]。上述現(xiàn)象的可能原因歸納為以下3個方面：我國高強度捕撈使食物鏈縮短，人工養(yǎng)殖使食物鏈簡單化，水體富營養(yǎng)化導(dǎo)致的生物稀釋作用等[7]。這些因素的變化都能顯著地改變水生生態(tài)系統(tǒng)的食物鏈結(jié)構(gòu)，使得汞在水生食物鏈的遷移轉(zhuǎn)化與生物富集過程發(fā)生明顯的變化，進(jìn)而造成不同程度的生態(tài)和健康風(fēng)險。

近年來，隨著政府對水生生態(tài)環(huán)境健康的日益重視，相關(guān)的環(huán)境治理措施，特別是水專項和水十條等政策的執(zhí)行，水環(huán)境已逐漸得到改善，被破環(huán)的水生生態(tài)系統(tǒng)的天然食物鏈和食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)逐漸恢復(fù)正常。但對于水生系統(tǒng)中的Hg污染，需要考慮的另一個環(huán)境問題是：水體富營養(yǎng)化程度降低后，魚體Hg污染物的生物稀釋作用減弱，以及食物鏈結(jié)構(gòu)的恢復(fù)使得原本較短的食物鏈變長，這些改變是否使得魚體Hg如北歐和北美一樣富集放大？因此，很有必要選擇正在進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)的典型湖泊水庫為研究對象，進(jìn)行長期的追蹤監(jiān)測，探討上述環(huán)境問題的發(fā)生與發(fā)展趨勢的相關(guān)規(guī)律，為未來合理管理和利用水資源提供數(shù)據(jù)支持。

紅楓湖是貴州省內(nèi)面積最大的人工水庫之一，距離貴陽市中心28 km，屬于長江中上游烏江水系，是貴陽市最大的飲用水源地。改革開放以來，紅楓湖受到不同程度的污染包括工業(yè)廢水、生活污水、旅游污染及網(wǎng)箱養(yǎng)殖等，致使紅楓湖水體富營養(yǎng)化十分嚴(yán)重。因此，自2008年以來，當(dāng)?shù)卣畬t楓湖開始進(jìn)行環(huán)境綜合治理，例如設(shè)置水體凈化帶，關(guān)停周邊污染源，取締網(wǎng)箱養(yǎng)魚等。目前，紅楓湖的富營養(yǎng)化得到明顯改善，且水庫里主要是自然生長的野生魚類。因此紅楓湖可以作為研究食物鏈結(jié)構(gòu)恢復(fù)與衡量Hg的污染狀況是否改變的典型對象。因此，本研究擬通過測定百花湖水生食物鏈不同營養(yǎng)級生物體內(nèi)的Hg含量，及碳氮穩(wěn)定同位素，探究治理前后紅楓湖食物鏈汞含量、食物鏈長度及富集放大規(guī)律是否發(fā)生改變。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 樣品采集

于2015年10月，在紅楓湖寬闊水域采集表層水及浮游生物，在岸邊的淺灘采集底棲生物。于當(dāng)年12月中旬采集魚樣。本次共獲得浮游生物、底棲生物和魚類共11個種類。其中魚類6種，有草食性魚：草魚 (Ctenopharyngodonidellus)3條、雜食性魚：鯽魚 (Carassiusauratus) 3條、白條 (Hemiculterleucisculus) 9條、赤睛魚3條(Scardiniuserythrophthalmus)、白鰱 (Hypophthalmichthysomlitrix) 3條及肉食性的爬虎魚5條(Abbottinarivularis)；底棲生物主要有：螺螄(Bellamyaquadrata)、湖蝦(freshwater shrimps)、蜻蜓幼蟲(Odonatalarva)、搖蚊幼蟲(Chironmidae)每個樣品不少于6個個體的混合樣。

水樣的采集：采用5 L的Niskin采樣器在船上采集，采集1 000 mL的水樣，經(jīng)過0.45 μm (Millipore PVDF)微孔濾膜過濾水樣，濾膜保存在離心管中，冷藏保存以測定葉綠素a(Chl-a)。過濾后的水樣保存在2個200 mL經(jīng)過處理過的去除汞的硼硅玻璃瓶中，再采集未過濾的水樣保存在2個200 mL去除汞的硼硅玻璃瓶中，采集的水樣均加入5%(V/V)的鹽酸，放在冰箱中冷藏保存，用于測定富營養(yǎng)化指標(biāo)及總汞含量。

浮游動植物的采集：分別用25 #和13 #浮游生物網(wǎng)，采用水平拖動的方式搜集浮游動植物樣品。樣品低溫運回實驗室并在-20 ℃保存。

底棲生物采集：在水庫的淺灘邊，鏟取表層10 cm的沉積物，過40目尼龍篩淘洗，挑出其中的底棲生物，并用純凈水沖洗干凈后放入樣品瓶，樣品瓶放在冷藏箱低溫運回實驗室，-20 ℃保存。

魚樣采集：和漁民一起撒網(wǎng)隨機捕獲。鮮活魚樣運回實驗室進(jìn)行解剖。記錄其名稱、種類、長度、重量等信息，并用手術(shù)刀取脊部肌肉約20 g，去皮去骨，用錫紙包好裝入自封袋于-20 ℃保存。

所有樣品測定前-80 ℃冷凍干燥，瑪瑙研缽研磨并過60目尼龍篩，儲存在玻璃樣品瓶，防潮常溫保存，用于THg、MeHg及δ13C 和 δ15N的測定。同時，取一份做水分測定。

由于螺螄、蝦、搖蚊幼蟲等底棲類生物個體較小，故將若干個體混合作為一個樣本，螺螄和蝦均去殼取肉進(jìn)行測定。

1.2 樣品分析

水體總汞的測定：采用二次金汞齊-冷原子熒光法分析測定[10]，汞分析儀為Tekran 2500(加拿大)，方法的最低檢出限為0.5 ng·L-1。

生物樣品總汞的測定：準(zhǔn)確稱取干樣0.1000 g，加入到石英舟，通過Lumex PYRO-915+測汞儀(俄羅斯Lumex公司)熱解測定[11]。每個樣品均測定二次及以上，取其平均值，平行測定的標(biāo)準(zhǔn)偏差< 5%。每10個樣品用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)進(jìn)行一次校準(zhǔn)。所用國際標(biāo)準(zhǔn)參考物質(zhì)為Tort-2(加拿大)，測定結(jié)果為(292±12) ng·g-1, 使其回收率嚴(yán)格控制在96%～105%。

甲基汞的測定：采用堿消解-水相乙基化GC-CVAFS法測定[12]，所用甲基汞分析儀為Brooks Rand model III(美國)進(jìn)行分析測定。10%的平行樣，每測10個樣品用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)Tort-2進(jìn)行一次校準(zhǔn)，測定結(jié)果為(147±4.60) ng·g-1，回收率嚴(yán)格控制94%～99%。

穩(wěn)定同位素的測定: δ13C與δ15N同位素通過DI-MAT252同位素質(zhì)譜儀(德國Finnigan公司)測定，δ13C同位素選用的標(biāo)準(zhǔn)參考物質(zhì)為IAEA-C-3。δ15N選用IAEA-NO3為標(biāo)準(zhǔn)參考物質(zhì)。每10個樣品加個標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)進(jìn)行校準(zhǔn)，另加10%的平行樣測定?；厥章史謩e嚴(yán)格控制在99.8%～101%、100%～100.5%。

水質(zhì)參數(shù)的測定：用塞氏羅盤現(xiàn)場測定透明度(SD),化學(xué)指標(biāo)總氮(TN)、總磷(TP)按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》第四版分析測定[13]。葉綠素a(Chl-a)采用0.45 μm(Millipore PVDF)微孔濾膜200～500 mL過濾，保留濾膜并用丙酮萃取分光光度法測定[14]。

1.3 數(shù)據(jù)分析與計算

本次實驗測得的Hg含量均為干重含量，為了便于與其他研究的Hg含量比較，通過含水率將生物體中的干重含量換算為鮮重含量。

所測得的碳氮同位素，δ13C和δ15N的計算方法如下：

δ13C或δ15N=((R樣品/R標(biāo)樣)-1) ×1000

(1)

式中R為標(biāo)樣或樣品中13C /12C或15N /14N。

δ13C與δ15N穩(wěn)定同位素用來分析食物網(wǎng)的能量流動與食物來源。不同營養(yǎng)級間的δ15N富集值的平均值為3.4‰。因此，可以根據(jù)水域中不同生物的δ15N值來確定相應(yīng)的營養(yǎng)等級[15]，利用δ15N值計算紅楓湖的食物鏈長度。具體公式如下：

TLconsumer= (δ15Nconsumer-δ15Nbaseline) /3.4‰ +λ(2)

式中，TLconsumer為消費者營養(yǎng)等級，δ15Nconsumer表示消費者的δ15N值，δ15Nbaseline表示食物鏈基底有機體δ15Nbaseline值，λ表示基底有機體的營養(yǎng)水平。

將魚樣THg含量(經(jīng)log10轉(zhuǎn)換)與δ15N做線性分析，用斜率表示THg在食物鏈中的生物放大率。

采用TN、TP、Chl-a、SD這4個參數(shù)綜合評定水庫的營養(yǎng)水平，采用修正的卡爾森綜合指數(shù)評價水庫的富營養(yǎng)化狀態(tài)(TLI)[16]，評價公式為：

(3)

式中TLI(∑)為綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)，Wj為第j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的相關(guān)權(quán)重，TLI(j)為第j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)。計算公式分別為：

TLI(Chl.a)=10(2.5+1.086 lnchl.a)

TLI(TP)=10(9.436+1.624 lnTP)

TLI(TN)=10(5.453+1.694 lnTN)

TLI(SD)=10(5.118-1.941 lnSD)

TLI<30 為貧營養(yǎng)型，TLI 在 30～40 之間為貧中營養(yǎng)型，TLI 在 40～50 之間為中富營養(yǎng)型，TLI>50 為富營養(yǎng)型。

2 結(jié)果與討論 (Results and discussion)

2.1 魚體樣品基本參數(shù)變化分析

由表1可知，對比2007年魚樣特征，2015年采集的魚樣種類變?yōu)橐吧~，且種類及數(shù)量減少，體長變短，體重變輕，魚齡偏小。

2.2 汞在水生食物鏈中的積累特征變化

2.2.1 水環(huán)境特征的變化

2015年紅楓湖水體的透明度為1 m，總氮為0.564 mg·L-1,總磷為1.3 mg·L-1，葉綠素a為3.61 mg·m-3，根據(jù)公式計算得治理后水體綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)為39.24。并與之前的研究數(shù)據(jù)結(jié)合分析得出以下結(jié)果。如圖1可以看出，自2008年起水體TLI值開始下降，到2015年TLI值下降為39.24。水體Hg含量由治理前的6.9 ng·L-1[19]降到4.29 ng·L-1。富營養(yǎng)化水體會使養(yǎng)殖魚類的食物來源更加豐富，生長速度快，使其汞含量由于生長稀釋而大大降低，而現(xiàn)在由于污染源的控制及網(wǎng)箱養(yǎng)魚的取締，湖水富營養(yǎng)化程度降低，養(yǎng)殖魚類減少，魚體中汞的生物稀釋作用減弱，這有可能導(dǎo)致魚類的汞濃度變高。

2.2.2 魚體汞含量的變化

2015年THg和MeHg在不同魚體內(nèi)的分布如圖2。魚類的THg含量范圍為10.56～234.40 ng·g-1(鮮重)，平均值為79.62 ng·g-1(鮮重)。MeHg含量范圍為2.70～110.28 ng·g-1(鮮重)，平均值為38.10 ng·g-1(鮮重) 。MeHg占THg的比例的范圍為17%～90%，平均值為51%。低于其他研究中魚體MeHg在THg中的比例(90%以上)[20-22]。本次研究Hg含量在雜食性魚類中最高，其次為肉食性，濾食性和草食性較低。其中肉食性魚體中Hg含量偏低,可能是由于所采的爬虎魚年齡小，生長時間短。

圖1 2015年與2007年紅楓湖富營養(yǎng)化狀態(tài)指數(shù)及Hg含量變化注：2008年紅楓湖開始進(jìn)行綜合治理，2003—2009年及2011—2013年的富營養(yǎng)化狀態(tài)指數(shù)數(shù)據(jù)分別引用于郭云等[17]和詹蘇等[18]。治理前水體THg數(shù)據(jù)引用何天容等[19]。Fig. 1 The changes of trophic level index (TLI) and water Hg concentration of Hongfeng Reservoir (HF) between 2007 and 2015Note: HF began its comprehensive management in 2008. The trophic level index of HF during 2003—2009 cite from Guo et al[17];the trophic level index of HF during 2011—2013 cite from Zhan et al [18], THg concentration data in water before the environment improvement cite from He et al[19].

表1 2007年與2015年魚樣特征參數(shù)對比Table 1 Comparison of characteristic parameters of fish samples between 2007 and 2015

注：2007年魚樣特征參數(shù)引自何天容文章[3]。

Note： the characteristic parameters of fish samples in 2007 cited from He Tianrong’s paper[3].

圖2 紅楓湖魚體的Hg含量及MeHg占THg的比例(2015年)注：“N”表示魚種的數(shù)量； C. p, 草魚, C. a, 鯽魚, H. l, 白條, S. e, 赤精魚, H. m, 白鰱, A. r, 爬虎魚。Fig. 2 Concentrations of Hg and the proportion of MeHg in THg of fishes in HF in 2015Note: “N” represents the number of collected samples. C. p, Ctenopharyngodon idellus; C. a, Carassius auratus; H. l, Hemiculter lceucisculus; S. e, Scardinius erythrophthalmus; H. m, Hypophthal michthysomlitrix; A. r, Abbottina rivularis.

圖3 5個水庫魚體Hg含量對比圖注： HF-紅楓湖, BHH-百花湖, HJD-洪家渡, WJD-烏江渡, DF-東風(fēng); “Y”表示年份， “Max”表示最大值，“Average”代表平均值，“Min”代表最小值。紅楓湖2007年魚體汞含量數(shù)據(jù)引自何天容等[3]，百花湖水庫魚體汞含量數(shù)據(jù)引自張勇[23]，洪家渡魚體汞含量數(shù)據(jù)引自姚珩等[5]，烏江渡及東風(fēng)水庫魚體汞含量引自蔣紅梅[1]。Fig. 3 Comparison of Hg concentration in fish from five reservoirsNote: HF-Hongfeng Reservoir, BH-Baihua Reservoir, HJD-Hongjiadu Reservoir, WJD-Wujiangdu Reservoir, DF-Dongfeng Reservoir; “Y” means year, “Max” is maximal value, “Average” means average value, “Min” means minimum value. Fish Hg concentration in fishes of HF in 2007 cited from He et al[3], Hg concentration in fishes of BH cited from Zhang[23], Hg concentration in fishes of HJD cited from Yao et al[5], Hg concentration in fishes of WJD and DF cited from Jiang et al[1].

由圖3可知，何天容等[3]在2007年對紅楓湖魚體Hg含量進(jìn)行測定，THg含量范圍為3.20～150.00 ng·g-1(鮮重)，平均值為32.00 ng·g-1(鮮重)；MeHg含量為0.15～53.00 ng·g-1(鮮重)，平均值為12.00 ng·g-1(鮮重)；MeHg在THg中的比例范圍為0.8%～96%,平均值為43%[3]。對比本研究的結(jié)果，2015年魚體Hg含量顯著升高，其中平均THg含量增加140%；平均MeHg含量增加210%；MeHg在THg中占得比例平均增加18%?？赡艿脑蚴?007年采到多為網(wǎng)箱養(yǎng)魚，而目前紅楓湖已取締網(wǎng)箱養(yǎng)魚，本次實驗采的均為野生魚。由表1可知，養(yǎng)殖魚類較野生魚類個體大，生長速度快，周期短，很大程度上對魚體內(nèi)的Hg積累起到生物稀釋作用。同時也可能由于環(huán)境的改變使得水體中食物鏈結(jié)構(gòu)發(fā)生改變進(jìn)而影響魚體Hg含量及甲基化程度。

同烏江流域的其他水庫比，紅楓湖2015年魚體THg與MeHg含量接近張勇[23]2015對百花湖及姚珩等[5]2008年對洪家渡所采的野生魚類THg及其MeHg的含量范圍，但明顯高于烏江渡與東風(fēng)水庫的網(wǎng)箱魚的含量(圖3)。例如對比蔣紅梅等[1]2005年對烏江渡及東風(fēng)魚體測定的結(jié)果，2015年紅楓湖野生魚體內(nèi)的THg比2005年所采集的烏江渡網(wǎng)箱魚體內(nèi)的THg高1.9倍，而MeHg高1.3倍；2015年紅楓湖野生魚體內(nèi)的THg比2005年東風(fēng)水庫魚體THg高2.0倍，而MeHg高2.6倍。

此外，本次研究還采集了底棲生物和浮游生物，其中底棲生物的THg含量范圍為16.52～38.06 ng·g-1(鮮重)，平均含量為25.33 ng·g-1(鮮重)；MeHg占THg的比例為27%。MeHg含量范圍為1.20～22.87 ng·g-1(鮮重)，平均值含量為11.25 ng·g-1(鮮重)。浮游動植物的THg含量分別為41.11 ng·g-1(鮮重)和32.76 ng·g-1(鮮重)，MeHg含量分別為10.44 ng·g-1(鮮重)和3.48 ng·g-1(鮮重)。MeHg占THg的比例分別為11%和8%。底棲生物和浮游生物的Hg含量偏高，可能原因是底棲生物在生長過程中從沉積物中(沉積物中的THg含量為751.20 ng·g-1(鮮重) (未發(fā)表數(shù)據(jù)))吸收Hg，而浮游生物在生長過程中也會吸收水體及懸浮顆粒有機物中的Hg。

2.2.3 水生食物鏈特征的變化

δ13C值能表明生物的食物來源，δ13C值的差異大，說明生物的食物組成和生活習(xí)性差異大，δ15N值用于確定生物的營養(yǎng)層次，δ15N值越高，表明營養(yǎng)層次越高。因此，用δ13C值和δ15N值來表示水生食物鏈的特征。

2007年紅楓湖魚類的δ13C范圍為(-26.80～-14.20)[24]，2015年魚類δ13C值范圍為(-31.07～-15.67)，說明相比于2007年采集的養(yǎng)殖魚類2015年采集的野生魚類的食物來源更為復(fù)雜。

由公式(2)可知，2015年紅楓湖食物鏈的實際長度為3.9，但是若僅以其中的魚類的δ15N值推算食物鏈長度為5.5。推算的理論值高于實際值，說明紅楓湖中的基底物受到了嚴(yán)重的氮污染，使得浮游生物δ15N值偏高。

鑒于之前的研究對象只采集了紅楓湖的魚類，因此用魚類的δ15N值推算治理前的食物鏈長度。跟據(jù)以前的研究數(shù)據(jù)[24]，2007年紅楓湖的食物鏈長度為4.1，根據(jù)實際值與理論值相差約1.6，可以推算出治理前實際長度應(yīng)該為2.5。

對比2年的變化情況可見：紅楓湖食物鏈長度從2.5增加到3.9。同時發(fā)現(xiàn)2015年紅楓湖的食物鏈長度略高于余楊等[6]對三峽水庫的魚類的食物鏈長度測定(3.7)。但低于東非地區(qū)富營養(yǎng)化湖泊中的食物鏈長度(4.9)[25]。此外與歐美國家相比，2015年的食物鏈長度，略高于意大利、美國以及加拿大等地的研究報道值(食物鏈長度分別為3.50、2.19與3.36)[26-28]。各地區(qū)食物鏈長度的差異可能是由湖泊資源可用性、生態(tài)系統(tǒng)大小、生態(tài)穩(wěn)定性等因素不同引起的。

另外，2015年采集的紅楓湖底棲生物δ13C值范圍為(-28.01‰～-20.25‰),浮游動植物的δ13C值分別為-34.75‰和-35.75‰。底棲生物δ15N值的范圍為(9.99‰～13.81‰)，浮游動植物的δ15N值分別為20.79‰和21.08‰。底棲生物和浮游動植物δ15N值明顯偏高說明紅楓湖受到周邊的人為活動影響較大，由于浮游生物的δ15N值季節(jié)性變化明顯，若以浮游生物為生物基準(zhǔn)會影響食物鏈其他營養(yǎng)級的同位素特征。

2.2.4 水生食物鏈中生物傳輸放大率的變化

為了與之前的研究進(jìn)行比較，本研究用魚體的δ15N值與其THg含量(經(jīng)log10轉(zhuǎn)換)做回歸分析。通常用斜率值表示魚體內(nèi)Hg含量隨營養(yǎng)級的累積程度，斜率越大說明Hg在魚體內(nèi)的生物放大率越高，由圖4可以看出，2015年紅楓湖生物體中THg含量與δ15N值的斜率為0.084，2007年的生物放大率為0.14，其生物傳輸放大率明顯降低。高于烏江流域其他水庫的研究結(jié)果(斜率為0.06)[24]，但低于東非地區(qū)、美國及加拿大等地的報道(0.13～0.29)[27-28]及余楊等[6]對三峽水庫神農(nóng)溪干流的測定(0.12)，高于三峽水庫萬州干流的測定(0.04)[6]。說明Hg在紅楓湖食物鏈上的生物傳輸放大效率總體偏低，可能的原因在于本次采樣所獲樣品中沒有大型肉食性魚類。2015年的lg(THg)與δ15N值的相關(guān)性不太顯著可能是由于樣品量不足引起的。

圖4 2007年和2015年的 lg(THg)與δ15N的關(guān)系注：“Y”表示年份，2007年數(shù)據(jù)引自馮新斌[24]。Fig. 4 Correlation of lg(THg) with δ15N in 2007 and 2015Note：“Y” represents “year”, data in 2007 cited from Feng et al[24].

綜上所述：

(1)水體富營養(yǎng)化程度的降低減弱了生物稀釋作用，導(dǎo)致魚體汞含量上升，但高強度的捕撈使得長度變化很小，并未導(dǎo)致魚體中的汞含量顯著上升。

(2)氮污染源導(dǎo)致的浮游生物δ15N值偏高，干擾通過穩(wěn)定氮同位素判斷食物鏈長度的準(zhǔn)確度。

致謝：感謝貴州大學(xué)譚清友同學(xué)、太原理工大學(xué)張勇同學(xué)在野外采樣中的幫助。

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