重金属是一类可以对环境产生危害的污染物，具有沿食物链传递并在生物体内富集的特点^[1]。海水是近海海域海洋环境受到重金属污染的第一层和最直接受体，溶解在海水中的重金属会被海洋生物吸收。当海洋生物体内的重金属含量达到一定水平时，可能引发代谢障碍、生长缓慢等不良影响，甚至导致畸形或死亡等后果。此外，人们食用含有过量重金属的海产品也会面临中毒和致癌等风险，人体健康受到危害^[2]。因此，开展关于海水及生物体内重金属的现状污染研究具有重要意义。

小海位于海南省万宁市东部沿海海域，面积约43 km²，呈葫芦状，腹大口小，气候温和，雨水充足，海产品丰富，是海南最大的潟湖。周边有东山河、北坡溪、龙首河、龙尾河、白石溪、狗溪河等6条河流自南部、西部汇入，潮汐通道位于潟湖东北部，小海周边养殖点密集。目前，国内学者已对海南海域海水和海洋生物体重金属污染做了一些研究^[3-9]，但对小海重金属的研究多侧重于沉积物^{[8, 9]}，小海生物体和近期海水重金属污染的研究未见报道。本研究基于2020年小海海域海水和海洋生物体内重金属的调查结果，分析海水重金属分布特征及其来源，采用单因子指数(P_{i, j})法和生物富集系数(BCF)法评价生物体重金属污染现状，并用目标危险系数(THQ)法评估人体暴露健康风险，为小海海域海洋环境保护和治理提供基础资料。

1 材料与方法 1.1 样品采集与处理

于2020年春季(5月)和秋季(10月)在小海海域采集20个站位(图 1)的表层海水重金属样品，其中S1-S13号站位位于旅游休闲娱乐区，S14-S20号站位位于港北港农渔业区。鱼类生物体样品于春季采集，种类包括点带石斑鱼(Epinephelus coioides)、短棘鲾(Leiognathus equulus)、金焰笛鲷(Lutjanus fulviflamma)、日本黄姑鱼(Argyrosomus japonicus)和红鳍拟鳞鲉(Paracentropogon rubripinnis)。样品采集、处理和保存依据《海洋监测规范》^[10]执行。

1.2 样品分析

海水中的Hg、As和鱼类生物体中的Hg分析严格参照《海洋监测规范》^[10]的相关规定执行，采用原子荧光光度计(AFS-8230, 北京吉天仪器有限公司)测定，其余重金属要素参照《海洋监测技术规程》^[11]执行，采用电感耦合等离子体质谱仪[iCAP PQ, 赛默飞世尔科技(中国)有限公司]测定。为确保样品分析的准确性，采用空白、平行样、加标、有证标准物质等手段进行控制。测定海水Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As的方法检出限分别为0.12、0.07、0.10、0.03、0.007、0.05 μg/L，生物体中Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As的方法检出限分别为0.08、0.03、1.66、0.03、0.002、0.10 μg/g。

1.3 评价方法 1.3.1 单因子指数法^[12]

该法能直接反映测定结果与评价标准的关系，可用于评价生物体重金属的污染情况。单因子指数的计算公式为

$ P_{i, j}=C_i / C_j, $

式中，C_i、C_j分别为污染物的实测值和评价标准值。关于海洋生物体重金属的评价标准，目前国内尚未正式颁布，海洋科技工作者长期使用全国海涂资源和海岸带综合调查制定的《海洋生物污染评价标准》^[13]作为评价标准，本研究参照此标准进行评价。参照杜冰等^[14]的评判依据划分污染等级：当P_{i, j}＜0.2时，表明其为背景水平；当0.2≤P_{i, j}＜0.6时，为轻度污染；当0.6≤P_{i, j}＜1.0时，为中度污染；当P_{i, j}≥1.0时，为重度污染。

1.3.2 生物富集系数法^[15]

该法可反映海洋生物对海水重金属的富集程度。生物富集系数的计算公式为

$ B C F=\frac{C_{o i}}{C_i}, $

式中，C_oi表示重金属i在生物体中的重金属浓度(mg/kg)，C_i表示重金属i在海水中的重金属浓度(mg/L)。当BCF＞1 000时，表示潜在累积严重。

1.3.3 目标危险系数法^[16]

该法是美国环境保护署于2000年建立的人体健康评价法，具体计算方式如下。

$ \begin{aligned} &\text { 目标危险系数: } T H Q=\\ &\frac{E F \times E D \times F I R \times c \times 10^{-3}}{R f D \times W_{A B} \times T A}, \end{aligned} $

$ \text { 复合目标危险系数 }: T T H Q=\sum T H Q, $

式中，EF为暴露频率(365 d/年)；ED为暴露年限(70年)；FIR为食物摄取率，海南成人水产品的日常人均摄取率为64.15 g/d^[17]；c是海产品中重金属的质量含量(mg/kg)；RfD为口服参考剂量，Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、As分别为0.04、0.3、0.004、0.001、0.000 5、0.000 3 mg/(kg·d)^[18]；W_AB为人体平均体重(60 kg)^[19]；TA为非致癌暴露平均时间(365 d×70年)。当THQ≤1时，暴露人群无明显非致癌健康风险；当THQ＞1时，暴露人群存在非致癌健康风险。TTHQ为各重金属目标危险系数之和。

2 结果与分析 2.1 海水中的重金属含量

小海潟湖包括旅游休闲娱乐区和港北港农渔业区，海水按二类海水水质标准执行。表层海水重金属含量见表 1。6种重金属除Zn在春季航次个别站位未检出外，其余重金属在春、秋季航次均有检出。春季Cu、Pb、Zn、Cd、Hg和As含量分别为0.16-4.87、0.50-8.01、nd-11.35、0.023-0.050、0.017-0.104和0.66-1.28 μg/L，均值分别为0.89、2.08、4.10、0.034、0.052和0.82 μg/L；秋季Cu、Pb、Zn、Cd、Hg和As含量分别为0.48-1.68、0.44-5.75、0.30-11.70、0.009-0.057、0.014-0.104、0.20-0.50 μg/L，均值分别为1.01、1.86、2.57、0.017、0.061和0.31 μg/L。参照《海水水质标准》^[20](表 2)，Cu、Zn、Cd和As均符合第一类海水水质标准。春季Hg有40%站位符合第二类海水水质标准，其余站位符合第一类海水水质标准，Pb有20%、70%和10%站位分别符合第一、第二和第三类海水水质标准；秋季Hg各有50%站位符合第一和第二类海水水质标准，Pb有15%、80%和5%站位分别符合第一、第二和第三类海水水质标准。春季和秋季Pb超标站位均位于潮汐通道处；Hg含量在旅游休闲娱乐区相对较高，春季和秋季分别是港北港农渔业区的1.6和1.3倍；Pb则相反，春季港北港农渔业区相对较高，是旅游休闲娱乐区的2.4倍，秋季两个区域Pb含量接近。如图 2所示，春季As、Pb、Zn和Cd分布特征呈北高南低，北部的潮汐通道相对较高，Cu、Hg反之，呈南高北低，在潟湖南部较高。秋季As、Cu、Pb呈中部低南北高，Zn和Cd由中部至北部的口门处相对较低，南部相对较高，Hg自南向北大致呈递减趋势(图 3)。

2.2 鱼类肌肉组织中的重金属含量

小海采获鱼类肌肉组织中的重金属含量见表 3。5种鱼类肌肉组织中重金属含量依次为Zn＞As＞Cu＞Hg＞Pb≈Cd，其中Pb和Cd含量极低，测定值低于方法检出限，重金属Cu含量差异较小，Hg、As、Zn差异明显。点带石斑鱼肌肉组织中Hg含量明显高于其他鱼类; 红鳍拟鳞鲉Hg含量较低; 日本黄姑鱼As含量高于其他鱼类，Zn含量则低于其他鱼类；点带石斑鱼As含量最低；其余鱼类As含量接近。5种鱼类肌肉组织中Zn和As变异系数分别为31%和44%，分散性较大，差异明显，其他重金属元素变异系数小于5%，分散性小，差异较小。如表 4所示，Cu、Pb、Zn、Cd、Hg在5种鱼类肌肉组织中的含量均低于《海洋生物污染评价标准》^[13]、《食品安全国家标准食品中污染物限量》^[21]和《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》^[22]中规定的限量，而As在短棘鲾、红鳍拟鳞鲉、日本黄姑鱼和金焰笛鲷肌肉组织中的含量超出《食品安全国家标准食品中污染物限量》^[21]中规定的限量，说明短棘鲾、红鳍拟鳞鲉、日本黄姑鱼和金焰笛鲷肌肉组织中的As含量超过安全范围，小海鱼类受到重金属As污染。

重金属Hg、As、Cu、Zn在不同种类的鱼类生物肌肉组织中存在一定差异，5种鱼类Hg含量依次为点带石斑鱼＞金焰笛鲷＞日本黄姑鱼＞短棘鲾＞红鳍拟鳞鲉；As含量为日本黄姑鱼＞红鳍拟鳞鲉＞短棘鲾＞金焰笛鲷＞点带石斑鱼；Cu含量为红鳍拟鳞鲉＞金焰笛鲷＞短棘鲾＞日本黄姑鱼＞点带石斑鱼；Zn含量为红鳍拟鳞鲉＞短棘鲾＞金焰笛鲷＞点带石斑鱼＞日本黄姑鱼。重金属在不同鱼类肌肉组织中的含量差异可能与其习性、代谢活动有关^[23]。5种鱼类肌肉组织中Hg、Pb、Cd的含量较低，这与徐阁等^[5]的研究结果一致。

2.3 单因子指数

小海鱼类肌肉组织中重金属的单因子指数(P_{i, j})见表 5。鱼类肌肉组织中Cu、Pb、Zn、Cd、Hg和As的单因子指数分别为0.01-0.02、0.02、0.11-0.18、0.01、0.02-0.40和0.13-0.55，单因子指数均值依次为As＞Hg＞Zn＞Pb＞Cu=Cd。鱼类肌肉组织中Cu、Pb、Zn、Cd的单因子指数均小于或等于0.2，表明其含量尚处于背景正常值水平；点带石斑鱼、金焰笛鲷体内Hg的单因子指数表明其为轻度污染，其余鱼类体内Hg为无污染；点带石斑鱼体内As为无污染，其余鱼类体内As的单因子指数表明其为轻度污染。

2.4 生物富集系数

小海鱼类肌肉组织中重金属的生物富集系数(BCF)见表 6。Cu、Pb、Zn、Cd、Hg和As的BCF分别为26.7-1 062.5、0.9-15.0、752.2-4 187.5、174.4-277.8、294.1-4 653.8和1 015.2-3 971.0，5种鱼类对海水重金属的富集程度依次为As＞Zn＞Hg＞Cu＞Cd＞Pb。不同鱼类对海水重金属Hg、As、Cu、Zn的富集存在明显差异，但对Pb和Cd的富集差异不大。5种鱼类肌肉组织中As的BCF为潜在累积严重；除了金焰笛鲷外，其余鱼类Zn的BCF为潜在累积严重；点带石斑鱼和金焰笛鲷Hg的BCF为潜在累积严重。

2.5 健康风险评价

本研究检测的是鱼类的总砷，但对人体产生危害效应的是无机砷，无机砷约占总砷的10%^[24]。海南居民通过摄入在小海捕获的5种鱼类而暴露的非致癌健康风险评估结果见图 4。在小海捕获的5种鱼类肌肉组织中Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As的THQ为0.01-0.98，均小于1，说明食用小海海域的鱼类不会有潜在的非致癌健康风险。日本黄姑鱼肌肉组织中As的THQ最高。THQ以As最高，其次是Hg，TTHQ风险高低与As的THQ一致，依次为日本黄姑鱼＞红鳍拟鳞鲉＞短棘鲾＞金焰笛鲷＞点带石斑鱼。

3 讨论 3.1 海水重金属含量水平分析

海水是海洋重金属存在的重要载体，其含量高低能反映海洋水环境的质量状况。通过对小海20个站位6种重金属含量的分析发现，Cu、Zn、Cd和As含量符合第一类海水水质标准，Hg和Pb整体处于第二类海水水质标准，个别站位Pb处于第三类海水水质标准。小海重金属含量在不同功能区存在较大差异。春季Hg和Cu含量在旅游休闲娱乐区较高，As、Pb、Zn和Cd含量则在港北港农渔业区较高；秋季As、Pb、Zn和Hg含量低于春季，旅游休闲娱乐区的Hg、Zn和Cd含量相对较高。这可能与秋季地表径流的淡化作用增大，导致水体动力重新分配有关。本研究与中国其他海域相比(表 7)，As、Zn含量低于其他海域，如北部湾^[25]、大亚湾^[26]和铁山港^[27]；Cu含量高于大亚湾^[26]，低于北部湾^[25]、铁山港^[27]和海南北部海湾^[28]；Pb含量高于北部湾^[25]、大亚湾^[26]和铁山港海域^[27]，但低于海南北部海湾^[28]；Hg含量与海南北部海湾^[28]接近，低于北部湾^[25]，高于铁山港海域^[27]；Cd含量高于其他海域；与朱志雄等^[3]2011年小海海域海水重金属测定结果相比，本研究Pb和Hg污染有加剧趋势。1972年小海港口北门改造，致使口门的宽度从140 m降到30 m^[29]，水体交换能力变弱，可能是导致水质变差的主要原因。春季和秋季Pb超标站位均位于港北港农渔业区的潮汐通道处，与朱志雄等^[3]研究发现航道区个别Pb含量较大的结果大致吻合。潮汐通道是渔船进出小海与南海之间的航道，Pb超标可能与船舶废气排放带来的影响有关。此外，重金属Pb是防污涂料、冶炼等主要的添加材料，为了防止渔船、养殖设施等受到海水、生物等侵蚀，大量使用这些添加材料可能会加剧Pb的污染^[30]。小海海水中Hg的空间分布区域性明显，春季和秋季均表现出旅游休闲娱乐区含量较高，空间分布自南部的东山河和北坡溪入海口向北部的潮汐通道递减，说明Hg具有明显的陆源输入特征，小海南部的东山河和北坡溪为主要陆源输入河。小海内大量的网箱养殖和小海周边的高位池养殖、围垦养殖^[31]，其产生的大量鱼类粪便和未食用饲料中的有机物会显著影响Hg循环^[32]。Cao等^[33]在莱州湾的海洋食物网中发现Hg的生物放大作用，其空间分布表明莱州湾的Hg污染主要由沿岸的河流输入造成。综上分析初步推断小海海水中Hg主要来源可能与河流输入的陆源污染、水产养殖输入的排泄物和残饵影响有关。

3.2 鱼类重金属含量水平分析

本研究结果显示小海鱼类肌肉组织中重金属含量差异较大。5种鱼类肌肉组织中，Zn含量明显高于其他重金属，而Pb和Cd含量在鱼类肌肉组织中的含量最低。这与Salam等^[34]的研究结果一致。鱼类肌肉组织中不同重金属的含量差异较大，可能与海洋环境中不同重金属的含量差异以及这些重金属在鱼类中的半衰期不同有关^[35]。与国内其他海域相比(表 8)，本研究小海鱼类肌肉组织中As、Zn含量高于万宁海域^[5]；Hg含量高于海南万宁^[5]、海南珊瑚礁区^[6]和荣成湾^[36]海域；Cu、Pb、Cd含量低于其他海域^{[5-7, 35-37]}；Zn含量低于渤海^[35]和厦门湾^[37]海域，高于海南万宁^[5]、海南珊瑚礁^[6]、昌化江河口^[7]和荣成湾^[36]海域；除海南珊瑚礁区^[6]和厦门湾^[37]海域外，小海鱼类肌肉组织中As含量高于其他海域^{[5, 7, 35, 36]}。由于Hg摄入过量会引起水俣病，而As摄入过量会经血液循环分布至全身，导致皮肤、心、脾和肺等多种器官和组织功能受损，长期暴露在高含量的As环境中可能导致肿瘤的发生^[38]。因此，部分鱼类出现Hg和As轻度污染应当引起关注。小海海水重金属含量依次为Zn＞Pb＞Cu＞As＞Hg＞Cd，相较于鱼类肌肉组织内重金属含量的排序可知，生物体对重金属的富集不全取决于海水重金属含量^{[39, 40]}。本研究中不同鱼类对重金属的富集能力相似，对Hg、Zn和As的富集能力较强，潜在累积严重，而对Pb的富集能力较弱。鱼类对Hg的富集能力强，是由于水中的无机汞经微生物作用会被甲基化，生成可与鱼体SH-蛋白质牢固结合的甲基汞，因此，即便水中含有极微量的甲基汞，但鱼类长期生活其中，也会富集到千倍甚至上万倍的含量。Zn为鱼体内的必需元素之一，参与鱼类的新陈代谢过程，通常更容易被鱼类吸收^[41]。此外，海洋生物对海水中Zn的富集能力较强，这可能与我国独特的海洋环境与生物种类有关^[42]。鱼类对As的富集能力强，可能与其摄食方式有关，以海藻类和甲壳类动物为食的海洋生物体内往往具有较高的As含量^[43]。本研究中点带石斑鱼、金焰笛鲷、日本黄姑鱼为海洋中下层鱼类；红鳍拟鳞鲉为底层鱼类，通常以底栖甲壳类、鱼类为食；短棘鲾为广盐性鱼类，以食浮游动物为主，而食浮游动物以食浮游藻类为主，因此体内As含量相对较高。

3.3 健康风险分析

小海5种常见经济鱼类的THQ均小于1，说明食用这5种鱼类不会有非致癌健康风险，符合健康要求。日本黄姑鱼肌肉组织中As的THQ为0.98，接近风险临界值，因此有必要减少日本黄姑鱼在食品摄入总量中所占的比例。6种重金属中，As的非致癌健康风险最大，未来As可能成为食用小海鱼类对人体非致癌健康的潜在威胁元素。这与吴昊等^[37]对厦门湾常见海洋经济生物的研究结果相似。旷泽行等^[7]对海南岛昌化江河口海域生物体重金属富集特征与概率健康风险评价结果也表明鱼类对As富集最明显，As是主要食用健康风险元素。

4 结论

2020年春秋季海南省万宁市小海海水中Cu、Pb、Zn、Cd、Hg和As的平均含量分别为0.95、1.97、3.34、0.26、0.056和0.56 μg/L，Hg和Pb含量整体处于第二类海水水质标准；潮汐通道处个别站位的Pb含量处于第三类海水水质标准，超出管理要求的水平；其余4种重金属含量符合第一类海水水质标准。与国内其他海域相比，小海Pb和Cd含量相对较高，Hg含量处于中等水平，Cu、As、Zn含量处于较低水平；与历史数据相比，Pb和Hg污染加剧。小海5种常见经济鱼类体内Zn、Hg和As富集明显，Pb和Cd的富集能力较弱，部分鱼类As含量超出《食品安全国家标准食品中污染物限量》^[21]中规定的限量。5种鱼类体内不仅出现As、Hg轻度污染，As还是主要的食用健康风险元素。长期适量食用这5种鱼类不会有健康风险，但小海海域海水和鱼类生物体内重金属污染仍需引起关注，当地应加强对海水中Pb、Hg和鱼类生物体内As、Hg含量的监测及预警。为保护和改善小海的海洋生态环境，应加强对陆源污染输入的监控；合理控制小海的养殖规模，尽可能地使用重金属含量低的养殖饵料和防污涂料；对养殖尾水进行处理，达标后再排放。