2018, Vol. 39
2. 贵州大学资源与环境工程学院, 贵阳 550003;
3. 贵州草海国家级自然保护区管理局, 威宁 553100
2. School of Resources and Environment Engineering, Guizhou University, Guiyang 550003, China;
3. National Nature Reserve of Caohai, Weining 553100, China
汞(Hg)是一种有毒有害重金属元素.自日本暴发的水俣病事件后, 汞这一全球性污染物越来越受到关注.汞及其化合物尤其是有机汞毒性很强, 可以在环境和生物体内长期富集, 特别是在湿地生态系统中富集更为显著.湿地中含有丰富的能与汞生成络合物的可溶性碳和腐殖酸, 能吸附大气沉降、径流输入和农业面源等输入的汞, 沉积物中的硫酸盐还原菌、产甲烷菌、铁还原菌等再将部分汞转化成甲基汞(MeHg), 在湿地生态系统中经食物链逐级放大, 并最终通过人类食用鱼、虾、田螺、贝类等而对人体健康造成威胁.
底栖动物是水生生态系统中重要的组成部分, 已被广泛应用于水体的生态评价和生物监测.国外对大型底栖动物的研究比较早, 1909年Kolkwitz等[1]首次提出将大型底栖动物作为河流评价的指示生物.许多大型底栖生物如螺类、虾类等成为鸟类和鱼类等其他动物的直接食物来源, 人类也从湿地中捕获大量可食性底栖动物[2].多数底栖动物长期生活在底泥中, 具有区域性强, 迁移能力弱等特点, 对于环境污染及变化通常少有回避能力[3], 其群落的破坏和重建需要相对较长的时间.底栖动物在水体生态系统中起着重要的作用, 是物质循环、能量流动中积极的消费者和转移者, 同时还参与水环境污染的自净过程[4].底栖动物的群落结构、优势种类、数量等参量直接反映了水质和水体生态系统的稳定性, 被广泛应用于评价重金属污染及其通过食物网对生物地球化学循环造成的影响[5, 6].有研究表明沉积物重金属对底栖动物具有显著的毒性效应[7, 8], 而且可通过食物链富集放大, 对生态系统产生毒性效应, 威胁生态系统和人类的健康[9~11].
贵州威宁草海湿地是国家级自然保护区, 包括深水域、浅水沼泽和莎草湿地、草甸.草海水生动植物种类丰富, 水生生物群落生产力较高, 系统功能和结构较完整, 是我国典型的亚热带高原湿地生态系统代表.草海曾遭受到大量生活生产废水和周围铅锌冶炼的污染[12~14], 重金属进入水体后一般都沉积于底泥中, 因此湖泊沉积物是水体污染物的主要蓄积场所, 也是湖泊的潜在污染源.钱晓莉[15]分析了草海中水和沉积物中汞以及甲基汞的分布特征, 但未对汞在草海生物链中的富集特征进行研究.本研究通过测定草海湿地系统底栖动物中汞和甲基汞含量, 探究其总汞和甲基汞富集分布规律并评估其生态风险, 对保护这个特殊的生态系统有重要意义.
1 材料与方法 1.1 采样点设置草海位于贵州省西部威宁彝族苗族回族自治县县城的西南面(图 1), 地处东经104°10′~104°25′, 北纬26°45′~27°00′, 海拔2 172~2 234 m.水深为1~3 m左右, 草海植被覆盖面积保持在30 km2以上, 其核心区域面积共2 162.05 km2.草海底栖动物种类丰富, 陈方银等[16]调查研究发现：大型底栖动物共29种, 昆虫纲和腹足纲为绝对优势种, 分别为6种、16种, 寡毛纲2种, 蛭纲2种, 甲壳纲2种, 瓣鳃纲1种.物种分析表明纹沼螺、静水椎实螺、赤豆螺、雕翅摇蚊、卵萝卜螺、葛氏米虾、梨形环稜螺、环足摇蚊为草海湿地优势种.
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图 1 草海湿地采样点分布示意 Fig. 1 Sampling sites in Caohai Wetland |
本研究中, 底栖动物采样点分为湖中深水区和周边浅水区两大类. CL表示湖内深水区采样点, 是指草海湖内深水区域(水深1~3 m), SL表示周边浅水区采样点, 是指靠近岸边的浅水区域(水深≤0.5 m).本研究共设置9个湖内采样点, 8个周边采样点.采样点的布设旨在均匀覆盖湖面和湖边可采集的微点, 以便将湖内采样点和周边采样点的研究结果进行对比, 观察草海各采样点样品汞含量的分布规律, 分析其影响因素.详细采样点位置如图 1, 采样点的定位均采用便携式全球定位仪(GPS)定位.
1.2 样品采集本研究中的底栖动物采集于丰水期(2014年8月)、枯水期(2015年1月)、平水期(2015年5月), 主要通过两种方法收集草海优势底栖动物或个体较大的底栖动物用于汞含量分析：①用1/16 m2改良型彼得孙采泥器采样, 现场用塑料镊子检出较大型底栖动物, 用去离子水洗净后分类装到样品保鲜袋中, 当天带回草海管理局实验室冷冻. ②收集各采样点附近地笼(置于水下的固定渔网)中的底栖动物, 用去离子水洗净后分类装到样品保鲜袋中, 当天带回草海管理局实验室冷冻.用于种类鉴定的样品用1/16 m2改良型彼得孙采泥器采集, 现场用80目筛筛洗后装入样品瓶中, 用75%酒精固定, 带回室内分检、鉴定.
1.3 样品分析底栖动物总汞：动物总汞采用二酸消解, 两次金汞齐富集结合冷原子荧光光谱法测定[17]：①动物样品解冻后, 去离子水洗净, 称取精确至0.000 1 g的动物肌肉(田螺取软体部分)鲜样0.5~1.0 g(标样称取0.1~0.2 g)于25 mL比色管中, 加入优级纯H2S04和优级纯HNO3混合酸10 mL(3 :7, 体积比), 比色管口用保鲜膜封口, 然后用加热板加热到95~140℃约2~3 h, 冷却后加入少量水; ②加入0.5 mL BrCl, 超纯水定容至接近刻度线25 mL, 封口胶密封后放置24 h以上, 将各形态Hg氧化为Hg2+; ③测定前加入200 μL的NH2OH·HCl去除游离态卤素并准确定容至25 mL; ④在气泡瓶中加入约50 mL超纯水、0.5 mL优级纯HNO3、3 mL SnCl2和1 mL消解的处理样, SnCl2将Hg2+还原为汞蒸气, 以纯氮作载气, 用金捕管进行汞蒸汽富集; ⑤使用CVAFS汞分析仪进行分析测定(MODEL Ⅲ型, U. S. A Brooks Rand LLC).
底栖动物甲基汞：动物甲基汞采用碱消解结合GC-CVAFS法测定[18]：①称取精确至0.000 1 g的动物样品0.5~1.0 g(标样0.1~0.2 g)置于50 mL离心管中, 加入5 mL 200 g·L-1的KOH溶液, 在75℃±3℃水浴锅中水浴消解3 h, 随后用60℃超纯水定容至25 mL, 摇匀待测; ②装有80 mL超纯水的反应瓶中依次加入50 μL待测样、200 μL缓冲溶液及100 μL乙基化试剂, 立即盖上瓶盖摇匀, 反应15 min.以纯氮作载气, 用TENAX管进行有机汞富集; ③使用GC-CVAFS汞分析仪进行分析测定.
1.4 质量控制样品处理与分析质量采用试剂空白、平行重复样和标准参考样品(TORT-2)进行控制.标准工作曲线线性回归系数R＞0.998 4, 标准样品总汞和甲基汞测定次数分别为6次, 测定结果回收率[(测定值/标准参考值)×100%]为90%~110%, 平行样品的相对偏差小于10%, 实验结果可靠.
1.5 数据处理本研究中, 数据均使用Microsoft Excel 2010和SPSS 11.0统计软件进行数据分析及差异显著性检验, 使用Origin 8.6进行相关图件的绘制.
2 结果与分析 2.1 底栖动物本研究用来分析汞和甲基汞的底栖动物主要包括秀丽白虾、中华圆田螺、摇蚊幼虫、蜻蜓幼虫等9种底栖动物, 详细样品信息见表 1.
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表 1 草海湿地底栖动物样品信息 Table 1 Sample information for benthic animals in Caohai Wetland |
秀丽白虾、中华圆田螺、蜻蜓幼虫及摇蚊幼虫都大量存在于草海湿地中.秀丽白虾属食杂性动物, 中华圆田螺则以水生植物和低等藻类为食[19].蜻蜓幼虫的早期稚虫以小甲壳动物和原生动物等水生动物为食, 后期稚虫以摇蚊幼虫、水生甲虫和螺类为食.春季采样发现, 摇蚊幼虫几乎出现在每一个采样点, 摇蚊幼虫是许多鱼类的饵料, 也是环境监测和水质评价的指示生物, 因其大量摄取水体中的有机碎屑, 对污水自净有一定作用[20].
2.2 底栖动物总汞含量特征各季节底栖动物样品总汞(THg)含量见表 2.通过SPSS独立性检验可知, 不同底栖动物之间的总汞含量差异性并不显著.草海湿地中所有底栖动物总汞含量范围为0.70~46.55 ng·g-1(均值7.82 ng·g-1).与其他区域相比, 草海湿地中底栖动物总汞含量明显低于李崇德等对黄海近海甲壳动物(均值23 ng·g-1)和软体动物(均值29 ng·g-1)的研究结论[21], 低于张翠对上海市黄浦江上游饮用水源地支流中底栖动物螺蛳的汞含量(32 ng·g-1)的研究结果[22], 也低于刘志刚等对舟山的甲壳类(均值134 ng·g-1)和贝类(均值188 ng·g-1)的测定结果[23], 可见草海湿地中底栖动物整体汞含量处在较低水平.本课题组同一时期对草海沉积物汞含量调查发现, 表层沉积物总汞含量范围为36.5~236.7 ng·g-1[24], 相对低于同一流域的红枫湖(平均值424ng·g-1)[25]和阿哈水库(平均值210 ng·g-1)[26]沉积物总汞含量, 由此可见草海湿地生态系统尚未受到严重汞污染.
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表 2 夏、冬、春三季底栖动物样品总汞测定结果/ng·g-1 Table 2 Concentration of THg in benthic animals in summer, winter, and spring/ng·g-1 |
2.3 底栖动物甲基汞含量特征
从表 3可以看出, 不同种类底栖动物体内甲基汞(MeHg)含量差异很大.从总体来看, 草海湿地中底栖动物甲基汞含量范围为0.04~15.46 ng·g-1(均值4.31 ng·g-1), 低于Tremblay等[27]对加拿大魁北克省一个自然湖泊中水生昆虫的甲基汞含量(0.03~0.09 μg·g-1), 也低于童银栋等对渤海湾底栖动物中螺类的研究结果(30.8 ng·g-1)[28], 也远低于我国鲜、冻动物性水产品卫生标准(GB 2733-2015)中对动物性水产品甲基汞标准含量(≤0.3 mg·kg-1).这些底栖动物大部分时间生活在底泥中, 受沉积物影响较大, 也受到浮游生物和水生植物的影响, 底栖动物的甲基汞含量均未超标, 说明草海湿地的底栖动物受甲基汞污染较小.
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表 3 夏、冬、春三季底栖动物样品甲基汞测定结果 Table 3 Concentration of MeHg in benthic animals in summer, winter and spring |
底栖动物甲基汞与总汞的比率范围为3%~87%, 各种类底栖动物甲基汞比率差异较大, 其中蜻蜓幼虫和摇蚊幼虫湖边点和湖中点甲基化率均高于50%, 远高于以食草动物为代表的中华圆田螺平均甲基汞比例(湖中点6%, 湖边点28%).这可能与水生生物的食性有关, 研究文献指出, 肉食性水生生物, 其体内甲基汞在总汞中所占的质量分数往往比其他水生生物要高, 其富集甲基汞的能力也相对较强[29, 30].蜻蜓幼虫在生长过程中以原生动物、摇蚊幼虫和水生甲虫等为食, 摇蚊幼虫主要以水体中的有机碎屑为食, 比其他底栖动物更容易吸收富集汞和甲基汞. 图 2给出了所有采集到的底栖动物中甲基汞、总汞含量的线性关系(r=0.65, P＜0.01), 可见底栖动物总汞含量与甲基汞含量相关性极为显著, 这可能是因为水生动物汞含量主要来自于水体或食物中甲基汞的吸收.
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图 2 底栖动物总汞和甲基汞线性关系 Fig. 2 Relationship between MeHg and THg in benthic animals |
为分析草海底栖动物总汞和甲基汞含量的季节性变化规律, 选取至少两个季节都能采集到的底栖动物进行分析, 其平均含量如图 3和图 4所示.
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图 3 草海底栖动物总汞含量季节性分布 Fig. 3 Seasonal distribution of THg content in benthic marine animals in Caohai Wetland |
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图 4 草海底栖动物甲基汞含量季节性分布 Fig. 4 Seasonal distribution of MeHg content in benthic marine animals in Caohai Wetland |
对比发现, 大部分草海底栖动物中夏季总汞和甲基汞含量明显比其他季节高.可能是由于夏季降雨量大, 水体温度升高, 被淹没的植物生物分解加快, 向水体释放大量的有机酸和二价汞, 同时形成厌氧环境, 使得厌氧微生物活动频繁, 加快了无机汞的生物甲基化进程.同时夏季温度升高, 也加快了沉积物甲基汞向水体的释放过程, 从而更容易被底栖动物吸收.很多研究也表明, 在水体淹没形成的缺氧状态下, 有机质降解释放的汞容易在水体和沉积物中甲基化而被底栖动物富集[31, 32].此外, 不同季节底栖动物的物种组成也存在差异, 故对于肉食动物如蜻蜓幼虫来说, 不同季节不同的食物来源也可能是造成体内汞含量存在季节差异的原因之一.
3.2 底栖动物汞与沉积物汞的响应关系为研究不同采样点同种底栖动物汞含量与沉积物汞含量的关系, 本研究选取生活类型为底栖型其活动范围较小且几乎每个采样点都采集到的中华圆田螺为例来进行分析.与底栖动物采样点对应点位沉积物汞和甲基汞含量见图 5[24].从中可以看出, 湖中深水区(CL)沉积物总汞含量普遍高于周边浅水区(SL)沉积物总汞含量, 而甲基汞分布却恰好相反, 表明湖边浅水区普遍甲基化程度更高.
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图 5 草海湿地表层沉积物总汞和甲基汞含量分布 Fig. 5 Distributions of THg and MeHg in sediments in Caohai Wetland |
从图 6可看出, 中华圆田螺总汞及甲基汞含量均与沉积物总汞不存在相关关系, 但田螺甲基汞与沉积物甲基汞存在显著相关关系(r=0.52, P＜0.05), 田螺总汞虽然与沉积物甲基汞不存在显著相关性, 但也存在相似的分布趋势(r=0.40, P=0.07)(图 7), 表明底栖动物中总汞和甲基汞浓度主要取决于沉积物中甲基汞而不是总汞浓度.在被底栖动物大量滤食食物颗粒的过程中, 附着在沉积物颗粒上的甲基汞污染物也同时被吸收进体内并蓄积下来[33], 造成沉积物中的甲基汞被底栖动物所富集.在过去一些研究中也发现, 表层沉积物甲基汞浓度和湖泊中鱼或螺汞含量高度相关[34~36].另有研究发现, 底栖动物体内的汞含量及其分布特征除了与水体或沉积物汞含量相关外, 还与其种类、大小、年龄、生理状态、环境和其它理化因子等有关[2, 37].
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图 6 中华圆田螺总汞、甲基汞含量与沉积物总汞含量关系 Fig. 6 Relationship between MeHg and THg in Cipangopaludina cahayensis and THg in sediments |
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图 7 中华圆田螺总汞、甲基汞含量与沉积物甲基汞含量关系 Fig. 7 Relationship between MeHg and THg in Cipangopaludina cahayensis and MeHg in sediments |
为研究不同栖息环境对底栖动物的影响, 本研究对比了环境差异较大的湖边采样点和湖中采样点同种底栖动物的总汞和甲基汞含量的差异.湖边采样点水深通常小于0.5m, 且存在季节干湿交替情况, 而湖中点各季节水深1~3m, 处于长期淹水状态.湖中深水区域和湖边浅水区域水体温度、溶解氧以及沉积物pH差异均不大[38], 水-沉积物界面氧化还原电位均处于好氧状态, 但湖边点电位稍高于湖中点; 与此相反, 两个区域有机质却存在很大差异, 湖中点沉积物有机质含量(31.2%±7.8%)远高于湖边点(9.91%±19.71%), 且有机质含量和沉积物总汞存明显正相关性[24].
本研究选取3个季节中湖边点与湖中点都采集到的底栖动物进行分析(秀丽白虾、中华圆田螺、蜻蜓幼虫、豆螺、水蛭、摇蚊幼虫), 可以发现湖边浅水区底栖动物总汞和甲基汞含量均明显高于湖中深水区同种底栖动物汞含量(如图 8), 这与沉积物中甲基汞含量的空间分布特征一致, 却与沉积物总汞含量空间分布特征相反(沉积物总汞和甲基汞分布特征见图 5), 表明湖边浅水区沉积物汞的甲基化程度、生物可利用性都明显高于湖中深水区域, 使得湖边浅水区底栖动物富集了更高的汞和甲基汞.同时从表 3可以看出, 湖边点底栖动物平均甲基化比率(47%±44%)也高于湖中点(29%±57%), 这可能与湖边区域更高的甲基汞有关, 也可能由于湖边区域存在更利于生物富集甲基汞的条件.
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图 8 底栖动物湖边点与湖中点总汞、甲基汞含量 Fig. 8 Concentration of THg and MeHg in benthic animals in the shallow-water and deep-water areas |
有研究表明, 同一流域内淹水区域要比岸边裸露区域的汞含量高：Schwesig等[39]曾经对德国同一个流域内裸露地表与湿地环境内的汞进行对比分析研究, 结果显示湿地中的汞含量要高于裸露的地表土壤中汞的含量.国内的刘汝海等[40]对三江平原沼泽湿地及周边土壤进行了对比试验, 研究表明沼泽湿地中的汞含量高于周边土壤中的汞含量, 且一旦湖边的沉积物处于干涸状态, 湿地就会从汞汇迅速转变成汞源[41], 附着在湿地沉积物中的汞就会被释放出来, 在草海湖边浅水区域存在季节的干湿交替的条件下, 这些附着在沉积物中的汞可能被释放出来, 直接被底栖动物吸收富集或被甲基化再被生物富集, 使得湖边点底栖动物中汞和甲基汞含量高于湖中点.同时湖边和湖中具有明显差异的有机质含量也可能导致湖边区域具有更强的甲基化能力及生物可利用性.虽然很多研究发现, 水体、沉积物、生物体中甲基汞浓度随着有机碳浓度的升高而增加[25, 42], 但也有研究表明[43, 44], 因有机质和汞具有强有力的结合能力而成为沉积物汞的主要结合态, 从而使得过高含量的有机物因和二价汞结合, 降低了生物可利用汞的浓度, 从而降低了汞的甲基化率, 特别是在中性pH环境中, 高的溶解有机碳浓度在很大程度上可抑制甲基化的进行.在本研究中, 湖中深水区沉积物有机质含量(31.2%±7.8%)远高于湖边浅水区域(9.91%±19.71%), 有机质对汞极强的吸附能力导致湖中点沉积物中总汞含量高于湖边点, 但同时也限制了二价活性汞的释放, 降低了间隙水和上覆水体中可利用性二价汞的浓度, 从而间接降低了汞的甲基化及生物可利用性, 故使得湖中深水区底栖动物总汞和甲基汞含量均低于湖边点.
3.4 草海底栖动物汞污染评价富集系数(bioaccumulation coefficient, BCF)是衡量生物重金属累积能力大小的一个重要指标.反映了重金属元素从沉积物或水体到生物体内的迁移能力, 其计算公式为：
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式中, BCF为生物的富集系数; Cp为生物中某种元素的质量分数, (mg·kg-1); Cw为生物生长环境中某元素的质量分数, (mg·kg-1)[28].
底栖动物同时活动在底层水体和沉积物中, 其汞含量同时受到两者汞含量和物理化学特征的影响, 故本研究同时计算了底栖动物对沉积物和水体汞的富集系数(见表 4).
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表 4 草海湿地底栖动物汞富集系数 Table 4 Bioconcentration factor of mercury in benthic animals in Caohai Wetland |
根据同时期对草海的研究发现, 草海湿地中水体溶解态总汞均值为4.51ng·L-1, 溶解态甲基汞为0.16 ng·L-1[29], 可计算得出底栖动物对水体甲基汞的富集系数为1.86×103~67.81×103 mL·g-1(均值2.60×104 mL·g-1)远高于对水体总汞的富集系数为1.25×103~3.07×103 mL·g-1(均值1.87×103 mL·g-1), 该结论也与已有的研究报道值较为相近, 如蒋红梅[45]测定在乌江渡水库鱼体总汞的BCF值为5.6×103 mL·g-1, 甲基汞的BCF值为4.9×104 mL·g-1; Sjöblom等[46]的研究结果：总汞BCF值为2.8×103 mL·g-1, 甲基汞BCF值为2.7×104 mL·g-1.底栖动物对沉积物甲基汞富集系数为0.84~30.20(均值11.40), 也显著高于其对沉积物总汞的富集系数(0.05~0.11, 均值0.07).对比甲基汞在底栖动物体内的富集情况, 除水蚌外, 其他底动物对沉积物甲基汞富集系数均＞1, 最高可达到30倍, 说明大多数底栖动物对其生境中甲基汞有着较强的富集能力.
从结果可以看出, 底栖动物对于水体或沉积物的甲基汞生物富集系数比总汞生物富集系数高一个数量级以上, 说明与总汞相比, 甲基汞在生物中具有更强的富集特性.分析草海底栖动物中总汞和甲基汞含量可以知道, 草海底栖动物暂时还未受到汞污染, 但其甲基汞富集系数足够引起对草海湿地水生食物链中汞污染风险的重视.
4 结论(1) 底栖动物总汞含量范围0.51~46.55 ng·g-1(均值7.82 ng·g-1), 甲基汞含量范围0.04~15.46 ng·g-1(均值4.31 ng·g-1), 所有底栖动物甲基汞含量均未超标, 说明草海湿地的底栖动物受汞污染较小.
(2) 夏季底栖动物总汞和甲基汞含量均高于其他季节, 夏季降雨量大, 水温升高, 外源性有机质丰富, 微生物活动频繁, 促进了底栖动物汞的吸收富集.
(3) 底栖动物以中华圆田螺为例, 其总汞和甲基汞含量均与沉积物总汞含量无关, 但中华圆田螺甲基汞含量与沉积物甲基汞含量显著相关, 表明底栖动物汞含量与汞污染并不存在相关关系, 而和环境中是否存在汞的甲基化及汞生物富集的有利条件有关.
(4) 湖边浅水区底栖动物中总汞和甲基汞含量明显高于湖中深水区相同种类的底栖动物, 这与沉积物中甲基汞含量的空间分布特征一致, 却与沉积物总汞含量空间分布特征正好相反, 表明湖边点沉积物汞的甲基化程度、生物可利用性都明显高于湖中点.湖中、湖边沉积物有机质的含量差异以及湖边沉积物存在干湿交替可能导致了这种明显的差异, 其具体影响机制还需进一步深入研究.
(5) 底栖动物对水体甲基汞的富集系数1.86×103~67.81×103 mL·g-1(均值2.60×104 mL·g-1)明显高于底栖动物对水体总汞的富集系数1.25×103~3.07×103 mL·g-1(均值1.87×103 mL·g-1), 底栖动物沉积物甲基汞生物富集系数0.84~30.20(均值11.40)也显著高于底栖动物沉积物总汞生物富集系数(0.05~0.11, 均值0.07), 这些底栖动物的高生物富集系数应引起对草海湿地水生食物链中汞污染风险的重视.
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