清潔疏浚物掩埋對菲律賓蛤仔成體的存活影響

季曉 ，徐韌 ，劉玉 ，劉材材 ，劉志國 ，劉守海 ，馬永存

（1.上海海洋大學，上海 201306；2.國家海洋局東海環境監測中心，上海 200137；3.國家海洋局海洋赤潮災害立體監測技術與應用重點實驗室，上海 200137；4.天津科技大學，天津 300457）

港口、航道、海洋和海岸工程的建設以及維護工程不斷增加，向海洋傾倒的疏浚物的數量也在逐年增加（鄭琳等，2007）。國家海洋局公布數據顯示，截止2011年全國實際使用傾倒區63個，海洋傾倒量為1.642 8×108m3，其中北海區、東海區和南海區的傾倒量分別為3.039×107m3、1.103×108m3和2.359×107m3，傾倒物質主要為清潔疏浚物。

疏浚物傾倒入海，這必然會對疏浚區以及周邊的海洋環境造成一定的影響。海洋疏浚物在傾倒的過程中，疏浚物永久性作用改變海底地形（Harbey et al，1998；Stronkhorst et al，2003）、海底沉積物以及對海洋生物的影響，水體的分層被破壞，海水中懸浮物的濃度升高，同時也改變著海底的地貌，產生海底土丘（張玉芬等，1995），影響疏浚區的水深；暫時性作用增加海水的含沙量、海水質量的下降以及污染物的擴散，疏浚物中的部分污染物溶出對海水的水質產生一定的影響，使疏浚物中的有機物和金屬物質二次污染水質，例如有機物質DMS、鹵代酚類、硝基苯類、烷基苯類、有機錫等物質對海洋生物的毒性作用（徐明德等，2001；王朝輝等，2002；王宏等，2003），有關金屬物質在生物體內積累的研究也比較多（侯麗萍等，2002；楊麗華等，2003；王銀秋等，2003；李玉環等，2006；竇亞卿等，2008）。

疏浚物在短時間內的大量傾拋，傾倒區及其附近海域原有底質被覆蓋，造成的直接結果是原來底質中生存的部分海洋生物隨之被掩埋，破壞了底棲生物尤其是底棲貝類的棲息環境，造成大量底棲生物的死亡（Hirsch et al，1978；Maurer et al， 1980， 1981， 1982；Nester et al， 1988；Robertsrd et al，1999；Schratzberger et al，2000）。目前為止已有研究表明長江口的疏浚物對海洋生物的影響做了比價深入的研究（王云龍等，1999；何文珊 等，2001；王金秋等，2002；周勇等，2009；朱偉等，2010）開展了有關疏浚物掩埋對于海洋生物的相關研究（晁敏等，2007），但對于不同粒度的清潔疏浚物對于海洋生物的影響的研究還沒有開展過，為研究長江口不同粒度疏浚物掩埋對于海洋底棲生物群落的潛在影響，本實驗采用長江口的疏浚物模擬不同粒度、不同厚度掩埋菲律賓蛤仔（Ruditapes philippinarum），以了解底棲生物在不同粒度、不同厚度掩埋情況下的反應及存活情況。

1 材料和方法

1.1 疏浚物樣品的采集及分析

疏浚物采自長江口各碼頭、港口以及航道海域底泥（圖1）。現場用0.05 m2采泥器采集沉積物樣本，用自封袋封口保存。

1.2 疏浚物的預處理

圖1 采樣位點

將疏浚物放入干燥箱中在100℃下烘干至恒重，冷卻干燥后，對于粘土質的疏浚物進行研磨，而對于砂質的疏浚物來說不用進行研磨，然后用不同孔徑大小的篩子過篩，保留粒度大小為0.5～0.125 mm、0.125～0.063 mm、0.063 mm以下的疏浚物，放置在干燥皿中備用。

對分離后疏浚物中的硫化物、重金屬（Cu，Pb，Zn，Cr，Cd，Hg）、As、PCBs、666、DDT、有機碳、油類污染物含量及各實驗組用水進行了分析。硫化物用甲基蘭分光光度法測定；Hg、As采用冷原子熒光光度法測定；Cu、Cr、Cd、Pb采用原子吸收分光光度法測定；有機碳采用重鉻酸鉀氧化-還原容量法；油類采用紫外分光光度法測定。表1顯示，疏浚物各項指標符合國家沉積物質量Ⅰ類標準，實驗使用的疏浚物屬清潔疏浚物。

實驗開始前將不同粒度大小的疏浚物放置于大的容器內與實驗時所用的海水（鹽度為23.27，pH 8.34，DO 89.8%）充分混合。

1.3 實驗貝類

受試生物菲律賓蛤仔購于上海軍工路東方水產品市場。實驗貝類取回后，在生物毒性實驗室放入水族缸中用實驗海水暫養3 d進行馴化，暫養期間充氣，每天投喂小球藻（Chlorella vulga）兩次，并每天換水一次，以保證貝類的活性。實驗時挑選大小均一、健康的個體進行實驗。貝類的生物學數據見表2。

表1 疏浚物各項指標

表2 受試生物情況

1.4 實驗方法

實驗裝置在容積為2L的玻璃容器內進行，容器要在實驗開始前用實驗海水浸泡兩天。根據粒度分級標準，可將疏浚物分為礫石、砂、粉砂和粘土。礫石和砂中的粗砂粒徑較大舍棄不用，而小于0.063 mm的粉砂和粘土粒徑太小無法分離。因此選用 0.5～0.125 mm、0.125～0.063 mm、小于0.063 mm 3組不同粒度的疏浚物進行實驗。每次實驗設置掩埋梯度及受試生物的個數見表3，分別為：0 cm（對照組，A組）、2 cm（B組）、4 cm（C組）、6 cm（D組）、8 cm（E組）、10 cm（F組）、12 cm（G組）。每組設置3個平行樣。實驗開始時將菲律賓蛤仔置于玻璃容器的底部，取事先混有海水的疏浚物覆蓋于各容器的底部，并達到設定的掩埋深度，最后棄去容器內的上清液，并加1 L新鮮的海水，高度在7 cm左右，開始實驗觀測。

表3 各實驗組疏浚物掩埋深度及菲律賓蛤仔的數量

每24 h觀測受試生物1次，記錄異常的行為個體，并記錄各組實驗海水的水溫、鹽度、pH、DO值、受試生物存活數量等數據。實驗期間海水的平均溫度為8.80℃，鹽度為23.85，pH為7.94，DO值為43.22%。每天用虹吸的方法更換上覆水為新鮮的海水一次，并在換水之后向各組受試生物投喂小球藻。

預實驗過程中發現，雖然d4對照組中的存活率為100%，但是還是可以確定被埋在疏浚物下的菲律賓蛤仔仍未死亡。對于菲律賓蛤仔來說具有很強的抗掩埋能力，應相應的增加實驗的時間來確定掩埋對其死亡的影響，所以本實驗采用8 d實驗時間。在實驗結束后，逐個的檢出各組的受試生物，檢驗受試生物是否存活，以確定存活的菲律賓蛤仔數量，從而計算出各組貝類存活率。一個觀察周期為8 d。

在整個實驗的過程中，根據受試生物的外在存活特征判斷是否存活。但準確存活情況須在實驗結束后逐個檢驗個體是否死亡。在實驗過程中，及時挑出死亡的個體，以免對實驗水質造成影響。

2 結果

2.1 受試生物的存活率

實驗結果顯示，在d4時，對照組的存活率都為100%，而只有粒度在0.5～0.125 mm的實驗組中，對照組中，有2個死亡，d8存活率為93.3%，而其他兩個組別中存活率為100%，符合固相疏浚物毒性試驗對照組生物質量控制標準。各組存活率詳細結果見表4。

2.2 受試生物在疏浚物中的垂直遷移觀測

受試生物被疏浚物掩埋后，能在疏浚物垂直方向和水平方向上遷移，在沉積物下有明顯的活動痕跡。菲律賓蛤仔具有較強的遷移能力，菲律賓蛤仔被埋在疏浚物中，其要伸出進出水管進行換氣、取食等活動，可以觀察到進出水管的長度可達身體長度的1～2倍，因此，在對其垂直遷移觀察的過程中可通過觀測進出水管是否伸出疏浚物表面來判斷其存活狀態。

當粒度為0.5～0.125 mm時，對照組（A組）d1～4時10只菲律賓蛤仔均存活，d8 3個平行組中有兩組存活9只。B組中d4天存活個數達到了最大，但是在d8時，3個平行組中兩組存活9只，一組存活7只。C組中d1中，三平行組中伸出水管的個數為3、0、4；d2、d3時菲律賓蛤仔伸出水管的個數在增加，直到d4、d5、d6時達到穩定，分別為7、7、8；d7、d8變為7、6、7。D組中，d1伸出的個數為0、2、1；d2為4、5、5；d3為7、5、5；d4為7、6、5；d5后數量沒有變化為7、6、4。E組d1沒有進出水管伸出疏浚物表層，d2、3、4只有一部分進出水管伸出疏浚物表面，d5～d8為0、2、4。F、G組在8天實驗中都沒有進出水管伸出疏浚物表面。

表4 各組菲律賓蛤仔的存活率

當粒度為0.125～0.063 mm時，對照組中菲律賓蛤仔在8 d的觀測時間內全部存活。B、C兩組d2全部菲律賓蛤仔有進出水管伸出疏浚物表面或者遷移至疏浚物表面。D組中d4伸出水管的個數為7、8、8，此后沒有數量沒有變化。E組中d6達到最大值，此后也沒有變化。F組也是在d4達到4、5、4，其后各組數量沒有變化。而G組在8天的實驗中均沒有菲律賓蛤仔有進出水管露出疏浚物表面或有菲律賓蛤仔遷移到疏浚物表面。

當粒度為0.063 mm以下時，A組在8天的觀測期中均沒有死亡。B組中菲律賓蛤仔陸續的遷出疏浚物的表面，最后都沒有死亡。C、D、E、F、G組中雖然開始的時候沒有進出水管露出疏浚物表面，但是都有通往底部的小洞。由于此粒度的疏浚物過于細小，可能造成菲律賓蛤仔無法移動，只能伸出水管進行取食和呼吸，因此在實驗結束以后把受試的生物進行逐個檢驗，成活個數C組為 7、8、4，D 組為 6、4、4，E 組為 5、3、5，F組為2、3、3，G組為3、3、1。

2.3 各組掩埋深度與受試生物死亡率的關系

當粒度為0.5～0.125 mm時，從表4中可以看出隨著疏浚物掩埋深度的增加，菲律賓蛤仔的存活率在降低，其死亡率在增加。利用spss軟件對疏浚物的掩埋深度與該組菲律賓蛤仔死亡率進行回歸分析，結果表明，掩埋深度與死亡率之間存在及其顯著正相關關系（R2=0.957，P＜0.01），回歸曲線見圖2。

圖2 疏浚物掩埋深度與菲律賓蛤仔死亡率的回歸曲線（粒度為 0.5～0.125 mm）

此粒度下菲律賓蛤仔的25%、50%、75%、100%死亡時疏浚物的預測掩埋深度和95%置信區間，預測到菲律賓蛤仔25%死亡的掩埋深度是2.8 cm，95%置信區間為0.4～5.2 cm；預測8d-LC50為5.5 cm，95%置信區間為2.5～8.6 cm；預測8d-LC75為8.2cm，95%置信區間為4.5～12cm；預測8d-LC100為11.0 cm，95%置信區間為6.6～15.3 cm。

當粒度為0.125～0.063 mm時，疏浚物掩埋深度在4 cm以下，菲律賓蛤仔可以100%的遷移到疏浚物的表面，說明在此深度以下對于菲律賓蛤仔沒有影響。而超過4 cm時菲律賓蛤仔的存活率隨著掩埋深度的增加而降低，利用軟件對掩埋深度和死亡率進行回歸分析，顯示4 cm之后的掩埋深度與死亡率之間存在極顯著的正相關系（R2=0.962，P＜0.01，圖 3）。

求出了此粒度下菲律賓蛤仔的25%、50%、75%、100%死亡時疏浚物的預測掩埋深度和95%置信區間，預測到菲律賓蛤仔25%死亡的掩埋深度是6.4 cm，95%置信區間為4.0～8.8 cm；預測8d-LC50為8.4 cm，95%置信區間為5.3～11.6 cm；預測8d-LC75為10.5 cm，95%置信區間為 6.5～14.4 cm；預測8d-LC100為12.6 cm，95%置信區間為 7.9～17.2 cm。

圖3 疏浚物掩埋深度與菲律賓蛤仔死亡率的回歸曲線（粒度為 0.125～0.063 mm）

當粒度為0.063 mm以下時，從表4看出隨著掩埋深度的增加，菲律賓蛤仔的死亡率增加，因此對2 cm以上掩埋深度和菲律賓蛤仔的死亡率進行回歸分析，結果顯示掩埋深度與死亡率之間存在極顯著的正相關系（R2=0.8839，P＜0.01，圖3）。

圖4 疏浚物掩埋深度與菲律賓蛤仔死亡率的回歸曲線（粒度為0.063 mm以下）

此粒度下菲律賓蛤仔的25%、50%、75%、100%死亡時疏浚物的預測掩埋深度和95%置信區間，預測到菲律賓蛤仔25%死亡的掩埋深度是3.9 cm，95%置信區間為0～9.0 cm；預測8d-LC50為7.1 cm，95%置信區間為 0.4～13.7 cm；預測8d-LC75為10.2 cm，95%置信區間為2.0～18.4 cm；預測8d-LC100為13.3 cm，95%置信區間為3.5～23.0 cm。

3 討論

實驗結果表明，三種粒度條件下，隨著掩埋深度的增加，菲律賓蛤仔的存活率降低。當粒度為0.5～0.125 mm時，其8d 25%、50%、75%、100%死亡率掩埋深度為2.8、5.5、8.2、11.0 cm；粒度為0.125～0.063mm時為6.4、8.4、10.5、12.6cm；粒度為0.063mm以下時為3.9、7.1、10.2、13.3cm。

底棲生物不同掩埋深度下其存活率也不盡相同。一般來說，隨著疏浚物掩埋深度的增加，貝類的存活率也會相應的下降。晁敏等（2007）的研究結果顯示：當掩埋深度為0 cm時，尖紫蛤的存活率為100%；掩埋深度為6 cm時，尖紫蛤的存活率為56.7%；掩埋深度為10 cm時，存活率為16.7%。本研究顯示掩埋深度增加，菲律賓蛤仔的存活率相應的減小，這與晁敏等的研究結果相似。而對于其他一些類型的底棲生物來說，例如沙蠶就必須生活在一定厚度的底泥里面，這樣就可以躲避天敵的捕食，從而保證個體的存活。

疏浚物大量傾倒在疏浚區覆蓋原有的底質，原有底質上的生物被覆蓋，造成部分動物死亡。其主要原因是缺氧窒息和機械壓迫，此外還有疏浚物堵塞底棲動物的呼吸系統，引起鰓，表皮等組織的腐爛，以及覆蓋后缺少食物而引起的饑餓、機械損傷等原因也是造成底棲動物死亡的原因（鮑建國，1994）。而對于本實驗來說，使用的疏浚物為清潔疏浚物，這就排除了疏浚物中的化學物質對于貝類的毒害作用，消除了疏浚物溶出物所造成的生物死亡。貝類被不同粒度、不同深度的疏浚物掩埋，對于貝類來說，疏浚物覆蓋其上：一方面壓迫貝類不能張開雙殼從而對貝類產生機械壓迫不能使腹足伸出而運動；另一方面，疏浚物的縫隙比較小，含水量小，水體交換量減小，從而使貝類缺氧；再者貝類進出水管不能有效的伸出，減少攝食、呼吸的進行。為了獲取生存，貝類只能通過垂直的運動遷移到疏浚物的表層，或者遷移到一定的深度，通過進出水管伸出疏浚物的表面進行水體交換，從而獲取所需氧以及食物。

本實驗中三種粒度條件下，當掩埋深度為12cm時，菲律賓蛤仔的死亡率分別為100%，100%，76.67%。這是由于掩埋深度太大，導致壓力太大，或者運動能力不足而不能建立呼吸通道或者遷移的貝類，隨著時間的推移，終將因為呼吸、食物、壓力等原因造成死亡。而對與處理深度相同條件下，3組粒度的死亡率有所差異。如在處理深度為6cm時，死亡率分別為43.33%、23.33%、53.33%。造成差異的主要原因在于相同深度下的壓力和顆粒之間含水量的多少。相同深度條件下，隨著粒度的增加，壓力在增大，而相應的含水量在減小。當粒度為0.5～0.125 mm時，壓力過大無法垂直移動是造成死亡率較高的主要原因；而對于粒度小于0.063 mm的，顆粒之間的含水量較少，無法保證貝類的呼吸，較小的顆粒也可以堵塞貝類的鰓，這是是造成貝類死亡率較高的主要原因。而粒度為0.125～0.063 mm時，這兩方面的原因對其影響相對較小，其死亡率就相應的較小。本實驗人為的將疏浚物分為幾個層次，在實際的傾倒過程無法正確使用，在實際傾倒過程中可以依據本文綜合考慮粒徑組成的不同比例得出疏浚物對海洋生物存活的影響，從而為傾倒過程提供依據。

從各種粒度下掩埋深度與菲律賓蛤仔8 d 25%、50%、75%、100%死亡之間的關系可以看出，菲律賓蛤仔死亡率在25%、50%、75%時，掩埋深度由低到高再下降。說明粒度在0.125～0.063 mm時，菲律賓蛤仔表現出更強的垂直遷移能力，抗逆境能力更好，這對于生物種群以及底棲群落的重建具有積極的作用，使生物群落較快的恢復，減小生態風險系數。

疏浚物掩埋對底棲生物群落有重要的影響作用。以海洋傾倒區為例（鄭琳等，2007），2003年的底棲生物生物量平均為8.81 g/m2，棲息密度平均為192.5個/m2。而與1991年相比，生物量下降了5倍，種類數下降了近一半。其中多毛類生物量和種類下降嚴重，幾乎有一半沒有出現，棘皮動物消失，軟體動物種類減少了近40%。生物群落重建所需要的時間一般為幾個月或較長的時間，如美國Monterey海灣生物重建需要幾個月，而Weser河口港口生物重建需要1.5年左右。

傾倒后，海底恢復平靜，隨之而來的是底棲生物群落的重建。而在生物重建的過程中，原有底棲生物的存活率對于該地區生物重建的具有重要的作用。生物群落重建有利于生態系統的穩定，使生態系統得到可持續的利用。而種群的重建幾率又與底棲生物的垂直遷移能力有密切的關系，而底棲生物的遷移能力又與底質的顆粒大小、掩埋深度有一定的聯系。適當的處理，有利于疏浚區生態環境的修復，大大縮短生態平衡的時間，實現生物資源的可持續利用。

疏浚物的處置方式及其對于生態的影響，一直是海洋環境保護的重點。在疏浚物處置的工程中，沉降的疏浚物對于海洋底棲生物造成極大的影響，打破海洋底部生態的平衡，增加生態風險指數。本次實驗數據顯示，疏浚物的粒度以及厚度對底棲生物的存活具有極其顯著的影響。采取積極合理的疏浚物處置策略，對于生態群落的恢復，生態系統的平衡和可持續發展具有重要的意義。

Harvey M，Gauthier D，Munro J，1998.Temporal changes in the composition and abundance of the macro-benthic invertebrate communities at dredged material disposal sites in the Anse a Beaufils，Baie des Chaleurs,Eastern Canada.Marine Pollution Bulletin，36（1）：41-55.

Hirsch N D，DiSalvo L H，Peddicord R，1978.Effects of Dredging and Disposal on Aquatic Organisms.Army Engineer Waterways Experiment Station Vicksburg Miss.

Maurer D，Keck R T，Tinsman J C，1980.Vertical migration and mortality of benthos in dredged material-Part I：Mollusca.Mar Environ Res，4：99-319.

Maurer D，Keck R T，Tinsman J C，1981.Vertical migration and mortality of benthos in dredged material-Part II：Crustacea.Mar Environ Res，5：301-317.

Maurer D，Keck R T，Tinsman J C，1982.Vertical migration and mortality of benthos in dredged material-Part III：polychaeta.Mar Environ Res，6：49-68.

Nester R D，Rees S I，1988.Thin-layer dredged material disposal-Fowl River，Alabama，Test Case.Information Exchange Bulletin D-88-4.U.S.Army

鮑建國，1994.疏浚物傾倒對海洋生物的影響.交通環保，15（5）：32-34.

晁敏，沈新強，陳亞瞿，2007.長江口疏浚土掩埋對兩種貝類存活的影響.應用與環境生物學報，13（5）：674-677.

竇亞卿，唐伯平，成永旭，等，2008.Cu2+、Zn2+對黑褐新糠蝦（Neomysisawatschensis）的毒性作用.海洋環境科學，27（1）：33-36.

何文珊，陸健健，2001.高濃度懸沙對長江河口水域初級生產力的影響.中國生態農業學報，9（4）：24-27.

侯麗萍，馬廣智，2002.鎘與鋅對草魚種的急性毒性和聯合毒性研究.淡水漁業，32（3）：44-46.

李玉環，林洪，2006.鎘對海灣扇貝的急性毒性研究.海洋水產研究，27（6）：80-83.

王朝輝，許玲玲，胡韌，等，2002.DMS對三種水生生物急性毒性的實驗研究.生態科學，21（3）：205-207.

王宏，沈英娃，盧玲等，2003.幾種典型有害化學品對水生生物的急性毒性.應用與環境生物學報，9（1）：49-52.

王金秋，徐兆禮，石椿，等，2002.長江口疏浚棄土懸沙對褶皺臂尾輪蟲的影響.應用生態學報，13（7）：871-874.

王銀秋，張迎梅，趙東芹，2003.重金屬鎘鉛鋅對鯽魚和泥鰍的毒性.甘肅科學學報，15（1）：35-38.

王云龍，成永旭，徐兆禮，等，1999.長江口疏浚土懸沙對中華絨鰲蟹幼體發育和變態的影響.中國水產科學，6（5）：20-23.

徐明德，2001.疏浚物中有機錫的生物累積效應研究.海洋環境科學，20（3）：51-53.

楊麗華，方展強，鄭文彪，2003.重金屬對鯽魚的急性毒性及安全濃度評價.華南師范大學學報（自然科學版），（2）：101-106.

張玉芬，陳聲亮，1995.疏浚物海洋傾廢的物理歸宿及其對環境的影響.海洋通報，14（5）：67-94.

鄭琳，崔文林，賈永剛，2007.海洋傾倒導致生物環境變化示例研究.海洋環境科學，26（5）：413-421.

鄭琳，崔文林，賈永剛，2007.青島海洋傾倒區海水水質模糊綜合評價.海洋環境科學，26（1）：38-41.

周勇，馬紹賽，曲克明，等，2009.懸浮物對半滑舌鰨胚胎和初孵仔魚的毒性效應.漁業科學進展，30（3）：32-37.

朱偉，姜謀余，趙聯芳，等，2010.懸浮泥沙對藻類生長影響的實測與分析.水科學進展，21（2）：241-247.