汞、 砷、 鎘在秦皇島近海幾種典型底棲生物體內(nèi)的富集特征

張玉龍, 尹曉斐, 屈佩, 王鵬功, 宋偉, 徐金濤, 宮于琛,魯世堯, 王宗靈, 張學(xué)雷, 龐敏

(1. 自然資源部海洋生態(tài)環(huán)境科學(xué)與技術(shù)重點實驗室, 自然資源部第一海洋研究所, 山東 青島 266061; 2. 嶗山實驗室, 海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)功能實驗室, 山東 青島 266237; 3. 中國檢驗認證集團山東檢測有限公司, 山東 青島 266300; 4. 國家海洋局秦皇島海洋環(huán)境監(jiān)測中心站, 河北 秦皇島 066000; 5. 山東省海洋工程咨詢協(xié)會, 山東 濟南 250013)

0 引言

近年來, 秦皇島工農(nóng)業(yè)發(fā)展迅速, 大量工農(nóng)業(yè)廢水、 生活污水通過陸源排污、 地面徑流等方式進入秦皇島沿岸海域[1-2], 加之國內(nèi)煤炭輸出第一大港秦皇島港船舶運輸活動頻繁, 使該海域重金屬污染加劇[3]. 汞(Hg)、 砷(As)、 鎘(Cd)[3]是生物生長的非必需元素, 長期接觸會對生物產(chǎn)生一定的毒性, 增加各類心血管和神經(jīng)疾病的患病風(fēng)險, 甚至致畸致癌[4]. Hg、 As、 Cd在秦皇島近岸沉積物和港口海洋生物中均有檢出, 雖然濃度較低, 但經(jīng)由海洋生物的富集和食物鏈的傳遞, 可能在高營養(yǎng)級海洋生物體內(nèi)累積較高濃度, 因此其生態(tài)毒性效應(yīng)不可忽視.

為監(jiān)測此類重金屬污染物在海洋環(huán)境中的變化, 常選用對污染物具有更強耐受性和富集作用的底棲軟體動物作為生物指示物種[5]. 秦皇島海區(qū)廣泛分布有太平洋牡蠣(Ostreagigas)、 紫貽貝(Mytilusedulis)和脈紅螺(Rapanavenosa). 其中, 紫貽貝、 牡蠣等雙殼類被譽為“哨兵生物”[6], 主要濾食浮游植物, 在食物鏈中處于較低位置, 可以用來監(jiān)測重金屬進入食物鏈的初始濃度; 而雜食性的脈紅螺, 通常營養(yǎng)級位置較高, 易于從沉積物中富集各類污染物, 也是監(jiān)測環(huán)境污染物的良好生物材料.

然而, 底棲動物體內(nèi)重金屬的質(zhì)量分數(shù)與其生長特性及其對外部環(huán)境中重金屬的生物利用度有關(guān), 生長速率和繁殖周期會對生物體內(nèi)重金屬濃度產(chǎn)生稀釋或濃縮效應(yīng), 從而影響監(jiān)測的準(zhǔn)確性[6]. 有研究將生物體內(nèi)污染物的質(zhì)量分數(shù)或凈積累能力作為依據(jù), 為不同污染物選擇監(jiān)測生物[7]. 本研究通過潛水采集秦皇島近海的紫貽貝、 太平洋牡蠣、 脈紅螺, 將其作為主要研究對象, 對其體內(nèi)富集Hg、 As、 Cd的質(zhì)量分數(shù)進行分析, 探討這幾種元素的生物富集因子(bioconcentration factor, BCF), 并進一步解析其與3種底棲生物的體長、 體重等常規(guī)生長指標(biāo)的相關(guān)性. 同時, 測定各生物的氮穩(wěn)定同位素比率值(δ15N), 以此指示生物體的營養(yǎng)等級, 與體長、 體重指標(biāo)相結(jié)合, 以更準(zhǔn)確地反映生物體的生長特征, 探究不同元素在不同底棲生物體內(nèi)的富集差異, 達到闡明各重金屬元素在秦皇島近海典型底棲生物中的富集特征的研究目的, 從而為秦皇島海域的重金屬污染監(jiān)測工作中環(huán)境監(jiān)測生物的篩選提供參考數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域和樣品采集

在秦皇島港口附近海域設(shè)置采樣站點C1(39° 53.677′ N, 119°37.877′ E), 于2020年5月至2020年12月每月通過潛水進行一次生物樣品采集, 采集物種主要為紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺. 將獲取的生物樣品分組放置于潔凈的聚乙烯袋中, 并標(biāo)明采集日期和品種. 沉積物采集搭載合作單位的監(jiān)測航次, 共獲得2020年6月、 9月和11月3個航次的樣品. 沉積物樣品使用采泥器采集后, 用塑料勺在0～3 cm層混合取樣500～600 g, 放入潔凈聚乙烯袋中, 密封備用. 生物樣本和沉積物樣本冷凍保存, 直至進行實驗分析.

1.2 生物指標(biāo)分析方法

生物指標(biāo)主要包括幾種底棲生物的體長和總濕質(zhì)量(wet weight). 將貝類樣品表面附著物用塑料刀清理干凈, 用卡尺測量紫貽貝、 脈紅螺外殼縱向長度, 記為體長(l), 單位為mm. 對每個紫貽貝、 脈紅螺進行稱量, 記為濕質(zhì)量(m), 單位為g. 因太平洋牡蠣難以從巖石上完整取下, 因此其體長采用殼內(nèi)表面縱向長度表示, 濕質(zhì)量采用軟組織濕質(zhì)量表示. 打開貝殼后, 用蒸餾水清洗軟組織并用塑料刀和鑷子將其取出. 將軟組織在80 ℃下干燥48 h, 研磨成粉末樣后用鋁箔包裝保存, 直至穩(wěn)定同位素分析時取出.

準(zhǔn)確稱取粉末樣品約0.5 mg, 用4 mm×6 mm錫杯包樣, 用元素分析儀-穩(wěn)定同位素質(zhì)譜儀聯(lián)機(Flash EA 1112 HT-Delta V Advantages, 德國賽默飛世爾科技公司)測定樣品中氮穩(wěn)定同位素比率(δ15N). 氮指標(biāo)為有機氮百分比和以大氣氮作為參考標(biāo)準(zhǔn)的氮同位素比率, 其計算公式為

(1)

式中:Rsample為樣品的實際氮同位素豐度比值, 即穩(wěn)定同位素15N與14N原子數(shù)量的比值;Rair為對應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)大氣氮同位素豐度比值.

1.3 化學(xué)指標(biāo)分析方法

1.3.1 貝類軟組織Hg、 As、 Cd質(zhì)量分數(shù)分析方法

稱取0.5 g軟組織干樣, 將其置于微波消解內(nèi)罐中, 加入5 mL硝酸, 加蓋放置30～60 min, 旋緊罐蓋后置于微波消解儀中進行消解. 預(yù)處理后, 在同條件下將空白試劑、 樣品待測液分別引入電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(iCAP Qnova Series, 德國賽默飛世爾科技公司), 采用電感耦合等離子體質(zhì)譜法(inductively coupled plasma-mass spectrometry, ICP-MS)測定貝類軟組織中Hg、 As和Cd這 3種重金屬的質(zhì)量分數(shù)[8-9].

1.3.2 沉積物Hg、 As、 Cd質(zhì)量分數(shù)分析方法

將沉積物濕樣于60 ℃烘箱內(nèi)烘干后剔除雜質(zhì), 用瑪瑙研缽將其分批研磨并過孔徑96 μm尼龍篩, 待該站點沉積物樣品全部研磨過篩后, 充分混勻取樣備用. 取0.1～0.5 g沉積物干樣于50 mL具塞比色管中, 加入2 mL硝酸、 6 mL鹽酸. 預(yù)處理后, 用原子熒光光度計(AFS-930, 北京吉天儀器有限公司)測定空白液和樣品消化液的熒光強度, 計算出Hg的質(zhì)量分數(shù). 另取0.1 g沉積物干樣于微波消解罐中, 加少許水潤濕, 加入6 mL硝酸、 3 mL鹽酸和2 mL氫氟酸, 待反應(yīng)平穩(wěn)后, 旋緊瓶蓋, 放入微波消解儀進行消解. 預(yù)處理后, 將空白試劑、 樣品待測液分別引入電感耦合等離子體質(zhì)譜儀中測定, 根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)曲線線性回歸方程計算出沉積物中Cd和As的質(zhì)量分數(shù)[10-11]. Hg、 As和Cd含量以質(zhì)量分數(shù)表示.

1.4 數(shù)據(jù)處理方法

1.4.1生物富集因子

生物富集因子(f)是生物體內(nèi)污染物的平衡濃度與其生存環(huán)境中該污染物濃度比值, 用于表征生物對某污染物的積累能力. 6、 9、 11月份3種底棲生物對3種重金屬的生物富集因子的計算公式為

f=w/w0

(2)

式中:w是底棲生物體內(nèi)Hg、 As、 Cd的質(zhì)量分數(shù);w0是沉積物中Hg、 As、 Cd的質(zhì)量分數(shù).

1.4.2統(tǒng)計分析

通過SPSS軟件進行統(tǒng)計分析, 包括線性回歸、 相關(guān)性分析、 單因素方差分析和多元比較, 差異顯著性采用ANOVA分析方法, 當(dāng)P<0.05時, 被認為差異具有統(tǒng)計學(xué)意義.

2 實驗結(jié)果與討論

2.1 底棲生物的Hg、 As、 Cd質(zhì)量分數(shù)和生長指標(biāo)

2020年5月至2020年12月紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺軟組織內(nèi)3種重金屬的質(zhì)量分數(shù)如圖1所示.

圖1 不同底棲生物軟組織內(nèi)Hg、 As和Cd的質(zhì)量分數(shù)Fig.1 Mass fraction of Hg, As and Cd in different macroinvertebrates

Hg、 As在脈紅螺軟組織中的質(zhì)量分數(shù)要高于其他兩種底棲生物(P<0.01), Cd在5～10月份在太平洋牡蠣軟組織中的質(zhì)量分數(shù)最高. Hg在紫貽貝和脈紅螺體內(nèi)的質(zhì)量分數(shù)變化基本一致, 在6～7月出現(xiàn)峰值, 在8月出現(xiàn)最低值, 然后在9月質(zhì)量分數(shù)回升后又在10月份下跌. As在紫貽貝和脈紅螺體內(nèi)的質(zhì)量分數(shù)變化基本一致, 在6～7月和9月產(chǎn)生峰值. 紫貽貝體內(nèi)Cd的月際變化幅度較小, 脈紅螺體內(nèi)Cd的質(zhì)量分數(shù)較低, 在11和12月有較高值. 污染物質(zhì)量分數(shù)峰值主要出現(xiàn)在6～9月份, 可能是受到降雨和生物活動的影響[12]. 隨著天氣轉(zhuǎn)暖, 降雨量增大, 大量污染物隨沿岸徑流輸入海灣, 導(dǎo)致秦皇島港口附近在夏季重金屬的質(zhì)量分數(shù)較高, 而春夏季底棲生物活動性較強, 對污染物的吸收效率更高. 此外, 季節(jié)變化會對水體理化因素(如水溫、 pH值、 鹽度等)、 食物供給和性腺肥滿度[13]等方面產(chǎn)生影響, 從而影響底棲生物對重金屬的富集.

根據(jù)《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》[14]中對水產(chǎn)品污染物的限量要求, 在除魚以外的水產(chǎn)動物體內(nèi), 甲基汞和無機砷的限量標(biāo)準(zhǔn)為0.5 mg·kg-1, Cd的限量標(biāo)準(zhǔn)為2.0 mg·kg-1. As在海洋生物體內(nèi)主要以無毒的有機砷形式存在, 通常認為在海產(chǎn)品中毒性較強的無機砷的質(zhì)量分數(shù)在總As質(zhì)量分數(shù)的1%～5%范圍內(nèi), 一般情況下采用總量的3%估算無機砷的質(zhì)量濃度[15]. 紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺3種生物軟組織內(nèi)Hg的質(zhì)量分數(shù)分別為0.079、 0.064和0.180 mg·kg-1, 無機砷的質(zhì)量分數(shù)分別為0.035、 0.057和0.126 mg·kg-1, 均未超過國家限量標(biāo)準(zhǔn); 紫貽貝和脈紅螺兩種底棲生物中的Cd質(zhì)量分數(shù)分別為1.107和1.100 mg·kg-1, 平均水平上也沒有超過限量標(biāo)準(zhǔn); 太平洋牡蠣軟組織中Cd的平均質(zhì)量分數(shù)為2.331 mg·kg-1,超過限量標(biāo)準(zhǔn)(如表1所示), 具體為2020年7、 8和10月太平洋牡蠣樣品中Cd的平均質(zhì)量分數(shù)超標(biāo), 其他樣品均未出現(xiàn)超標(biāo).

表1 不同底棲生物的生長指標(biāo)和Hg 、 As、 Cd的質(zhì)量分數(shù)

為考察生長對這3種有毒元素富集的影響, 對3種底棲生物的生長指標(biāo)(體長、 濕質(zhì)量、δ15N)進行分析, 結(jié)果如表1所示. 由于新陳代謝的同化作用和氨基酸分餾, 生物體的δ15N隨著營養(yǎng)轉(zhuǎn)移呈現(xiàn)顯著且穩(wěn)定的富集效應(yīng)(富集因子穩(wěn)定在3‰～5‰), 因此常被用來反映生物種的營養(yǎng)層次[16]. 脈紅螺的δ15N(8.33‰～10.05‰)高于紫貽貝(5.56‰～8.45‰)和太平洋牡蠣(6.15‰～8.41‰), 說明脈紅螺在食物網(wǎng)中處于較高營養(yǎng)級, 這跟脈紅螺雜食性的攝食偏好有關(guān)[17].

2.2 底棲動物對Hg、 As、 Cd的富集差異

富集因子(BCF)是描述污染物在生物體內(nèi)累積趨勢的重要指標(biāo). 為比較紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺對3種重金屬的富集能力, 通過對比2020年6、 9和11月份采樣地點沉積物中Hg、 As、 Cd的質(zhì)量分數(shù), 比較紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺在這3個月份對3種重金屬的生物富集因子(f), 如圖2所示. 由圖分析可知, 脈紅螺對Hg和As有更強的富集能力, 而紫貽貝和太平洋牡蠣比脈紅螺對Cd的富集更加穩(wěn)定, 其中太平洋牡蠣對Cd的富集比紫貽貝更加敏感.

圖2 2020年 6、 9和11月份3種底棲生物對Hg、 As和Cd的生物富集因子Fig.2 BCF of Hg, As and Cd in three macroinvertebrates in June, September and November 2020

軟體動物不同的生活習(xí)性、 生理結(jié)構(gòu), 導(dǎo)致其對重金屬的富集能力存在較大種間差異[6]. 脈紅螺處于較高營養(yǎng)級, 體內(nèi)Hg和As的質(zhì)量分數(shù)明顯高于其他兩種底棲生物(如圖1所示,P<0.01), 說明脈紅螺對Hg和As的富集能力較強, 且污染物在食物鏈上有逐級放大的特點. 牡蠣通常附著于水流變動較大的河流入?？趨^(qū)的巖石底部, 率先接觸陸源污染物, 暴污時間較長[18]. 且相較于紫貽貝, 牡蠣個頭較大, 具有更高的濾水能力, 這可能是牡蠣擁有較高Cd積累量的原因[18]. 室內(nèi)模擬暴露實驗表明, As的質(zhì)量濃度為10 μg·L-1時, 紫貽貝對As的富集量很少[7]. 本實驗數(shù)據(jù)顯示, 秦皇島港口自然海區(qū)沉積物中As的質(zhì)量濃度在4～10 μg·L-1. 因此, 紫貽貝對As的富集能力可能受到秦皇島環(huán)境中As質(zhì)量濃度的限制.

2.3 生長參數(shù)對Hg、 As和Cd富集的影響

Yap等[19]的研究表明, 某些污染物的質(zhì)量分數(shù)與體型在雙對數(shù)尺度上通常會呈現(xiàn)直線關(guān)系, 可以用公式Y(jié)=a+bX表示. 式中:Y為金屬的質(zhì)量分數(shù);X為體長或濕質(zhì)量;a為截距;b為斜率. 為探究生長參數(shù)對污染物濃度是否存在影響, 本研究對污染物質(zhì)量分數(shù)與生長參數(shù)的對數(shù)轉(zhuǎn)換形式進行線性回歸分析, 結(jié)果如表2所示,R2為相關(guān)性系數(shù). 數(shù)據(jù)表明, 3種生物中Hg、 As、 Cd的質(zhì)量分數(shù)與其體長、 濕質(zhì)量沒有顯著線性相關(guān)關(guān)系.

表2 3種底棲動物中Hg、 As、 Cd的質(zhì)量分數(shù)與體長、 濕質(zhì)量的相關(guān)性

分別對紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺的軟組織中重金屬的質(zhì)量分數(shù)(w)、 體長(l)、 濕質(zhì)量(m)和δ15N進行皮爾森相關(guān)性分析, 皮爾森相關(guān)性系數(shù)用r表示, 結(jié)果如圖3(a)所示. 紫貽貝組織中Hg的質(zhì)量分數(shù)與δ15N呈顯著正相關(guān)(r=0.319,P<0.05), Cd與Hg的質(zhì)量分數(shù)呈顯著正相關(guān)(r=0.312,P<0.05); 太平洋牡蠣軟組織中Hg的質(zhì)量分數(shù)與總軟組織濕質(zhì)量呈顯著性負相關(guān)(r=-0.611,P<0.05); 脈紅螺軟組織中重金屬的質(zhì)量分數(shù)與體長、 濕質(zhì)量和δ15N之間沒有顯著相關(guān)性.

注: 1、 2和3分別代表紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺; *表示P<0.05; **表示P<0.01. 圖3 生長參數(shù)與污染物質(zhì)量分數(shù)和生物富集因子之間的相關(guān)性分析Fig.3 Pearson’s correlation analysis of allometric parameters with pollutants mass fractions and bioconcentration factors

對6、 9、 11月份3種底棲生物體長、 濕質(zhì)量、δ15N、 富集因子進行相關(guān)性分析, 如圖3(b)所示. 結(jié)果顯示, 紫貽貝對3種污染物的生物富集因子與生長參數(shù)沒有顯著相關(guān)性, 對As的生物富集因子(fAs, 1)與對Hg的生物富集因子(fHg, 1)存在顯著性正相關(guān)關(guān)系(r=0.966,P<0.05); 太平洋牡蠣各因素之間沒有顯著相關(guān)性; 脈紅螺除體長與濕質(zhì)量顯著性相關(guān)外, 對As的富集因子(fAs, 3)與δ15N呈顯著性負相關(guān), 對Cd的富集因子(fCd, 3)與體長和濕質(zhì)量呈顯著性負相關(guān), 其他各因素之間沒有顯著相關(guān)性.

個體生長會對生物體內(nèi)某些重金屬的吸收和富集產(chǎn)生影響[19]. 上述結(jié)果顯示, 紫貽貝中Hg的質(zhì)量分數(shù)隨著δ15N值的升高而顯著升高, 而與體長和濕質(zhì)量的相關(guān)性不顯著, 說明紫貽貝主要通過攝食途徑富集Hg, 因此生長過程中的食性變化會引發(fā)Hg的質(zhì)量分數(shù)的波動; 太平洋牡蠣營固著生活, 殼長受到生活空間的影響, 無法準(zhǔn)確反映生長狀態(tài), 因此太平洋牡蠣軟組織內(nèi)Hg的質(zhì)量分數(shù)與體長無顯著相關(guān)性這一結(jié)果不能反映生長對Hg富集的影響. 太平洋牡蠣Hg的質(zhì)量分數(shù)隨著濕質(zhì)量升高而顯著降低, 可能是由于牡蠣軟組織含水量較高, 在生長過程中濕質(zhì)量增速大于對Hg的富集, 會對Hg的質(zhì)量分數(shù)進行稀釋; 脈紅螺對As的富集因子隨著δ15N值的升高而顯著降低, 說明脈紅螺對食物的選擇會影響其對As的富集, 從較高營養(yǎng)級餌料中富集As的比例小于較低營養(yǎng)級餌料, 具體原因還需要進一步調(diào)查研究. 脈紅螺對Cd的富集因子隨體長、 濕質(zhì)量顯著降低, 說明在生長過程中體型增大會降低脈紅螺對Cd的富集能力. Hg在海洋中的主要形態(tài)是甲基汞, 具有較強的脂溶性特征[20]; Cd在海水中主要以Cd2+形式存在, 易與一些有機化合物特別是含有—SH基團的氨基酸配位體螯合, 因此亦具有較大的脂溶性, 易在水生生物體內(nèi)脂質(zhì)含量高的部位蓄積. 個體生長發(fā)育過程中, 脂肪含量會因內(nèi)臟性腺發(fā)育產(chǎn)生波動, 這可能是造成親脂性污染物濃度變化的原因之一. Yap等[19]研究表明, 貽貝軟組織中的金屬濃度與體型呈負相關(guān), 因為體型越小, 表面積體積比越大, 新陳代謝也就越旺盛, 更有利于污染物的吸收和轉(zhuǎn)移. 紫貽貝體內(nèi)As、 Cd的質(zhì)量分數(shù)與生長參數(shù)沒有顯著相關(guān)性; 太平洋牡蠣體內(nèi)As、 Cd的質(zhì)量分數(shù)亦與生長參數(shù)無顯著相關(guān)性; 脈紅螺體內(nèi)Hg的質(zhì)量分數(shù)不受生長參數(shù)影響. 生物生長過程對污染物的吸收和代謝必然會產(chǎn)生影響, 污染物的質(zhì)量分數(shù)與生物生長無顯著相關(guān)性, 這是多種生理因素影響下的總結(jié)果. 正如Thomas等[21]在研究中指出的那樣, 年齡是導(dǎo)致魚類Hg個體變異的主要因素, 在標(biāo)準(zhǔn)體長下, 年齡大的個體中Hg的質(zhì)量分數(shù)更高. 因為在體長相同時(即年齡為單一變量, 體型不會對Hg的質(zhì)量分數(shù)產(chǎn)生影響), 年齡越大的個體對Hg的富集時間越長. 因此, 在無法控制單一變量的自然環(huán)境下, 上述的底棲軟體動物生長指標(biāo)與某些重金屬質(zhì)量分數(shù)沒有明顯的相關(guān)性這一結(jié)果, 可能是由于年齡(富集時間)、 體型和代謝速率等生理因素導(dǎo)致的個體變異在某種程度上已達到平衡.

前人研究發(fā)現(xiàn), 軟體動物體內(nèi)某幾種重金屬之間會產(chǎn)生協(xié)同、 拮抗等復(fù)雜的相互作用[22-23], 對重金屬在生物體內(nèi)的富集產(chǎn)生影響. 例如, 李玉環(huán)等[22]研究發(fā)現(xiàn)海灣扇貝體內(nèi)高質(zhì)量分數(shù)的Cd2+對Zn的富集有抑制作用, 而對Se的吸收有促進作用. Leonzio等[23]指出魚類肌肉中Se和Hg存在互補積累作用. 本研究的結(jié)果顯示紫貽貝軟組織中Hg與Cd的質(zhì)量分數(shù)呈顯著正相關(guān),fHg與fAs呈顯著正相關(guān), Hg與As、 Cd之間可能存在相互作用, 這一推論還需進一步實驗驗證. 雖然紫貽貝體內(nèi)Hg與As、 Cd之間的作用機制尚不明確, 但正如污染物與生物指標(biāo)之間的相互作用一樣, 生物體內(nèi)污染物之間相互作用的存在也會影響監(jiān)測數(shù)據(jù)準(zhǔn)確性[23].

3 結(jié)語

秦皇島海域Hg、 As和Cd現(xiàn)存量未超過水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(除2020年7、 8和10月太平洋牡蠣樣品Cd平均質(zhì)量分數(shù)超標(biāo)外), 但其在3種底棲生物體內(nèi)存在富集現(xiàn)象, 有潛在的生態(tài)危害. 通過對比分析, 紫貽貝、 太平洋牡蠣和脈紅螺對環(huán)境中污染物的富集存在種間差異, 對于Hg和As來說, 脈紅螺對其更加敏感, 富集能力更強; 對于Cd來說, 牡蠣對其富集能力更強. 相關(guān)性分析表明, Hg在紫貽貝、 牡蠣體內(nèi)的質(zhì)量分數(shù)和脈紅螺對As、 Cd的富集都受到生長影響; 紫貽貝體內(nèi)3種污染物可能存在相互作用. 因此, 脈紅螺可以用來監(jiān)測環(huán)境中Hg的污染情況, 太平洋牡蠣可以用來監(jiān)測環(huán)境中Cd的污染情況.