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山东省是我国的渔业大省，海洋资源丰富，水域滩涂辽阔，有着巨大的开发潜力，水产品总产量、渔业经济总产值位居全国前列. 从水产养殖面积构成来看，目前山东海水养殖面积远超淡水养殖面积. 2018年以来，山东省海水养殖面积占总面积的比重维持在70%以上；到2020年海水养殖面积为580.35千公顷，占总面积的77.9%，可见海水养殖在山东省的经济发展中占据重要地位[1]. 传统的粗放式养殖模式对水体造成的污染越来越严重，不利于水产养殖业的可持续发展，而循环水养殖系统具有高效、节水、节能、减排等优点，成为当前最具前景的养殖模式之一，对渔业绿色可持续发展有着突出贡献，并且现阶段循环水的健康养殖将是水产养殖产业绿色高质量发展及实现绿色水产品的重要途径. 2021年中央一号文件中明确指出，推进水产品绿色健康养殖，要加强农产品和食品安全监管，发展绿色、有机农产品.
有些重金属元素进入水体时，生物会通过摄取、吸附与积累等过程，对重金属进行传递和富集，最终造成水产品的重金属污染，再通过食物链富集传递给人类，一旦食用污染的水产品，长期积累将引起器官中毒，威胁人体健康. 重金属不仅会损害人体的神经系统、肝脏、肾脏和其他解毒器官，还会导致免疫系统的削弱，甚至诱发癌症[2]. 循环水养殖系统中虽然对养殖废水进行了一系列循环处理，但由于该系统水体交换率低且几乎封闭循环的特性，仍存在一定的风险性[3]. 如果对于源水的处理不够完善，养殖用水也会受到污染，加上投喂饲料等影响因素也可能有一定累积风险，重金属等危害物质一旦进入循环水养殖系统，就不容易被排出，从而导致养殖生物体内重金属的累积，直接捕捞食用可能会出现至关重要的食品安全问题[4-5].
国内外关于水产品重金属污染的研究主要集中在近岸海域、池塘淡水的人工养殖以及捕捞野生的水产品等方面 [6]，关于循环水养殖系统中水产品的重金属等污染风险以及评估的研究较少. 本文选取山东省烟台市某水产公司海水循环水养殖系统中的重要经济鱼类牙鲆（Paralichthys olivaceus）和珍珠龙胆石斑鱼（Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂）作为研究对象进行重金属检测分析，了解系统中水体、鱼体的重金属分布特征，并采用单因子污染指数法、综合污染指数法、目标危险系数法评估其重金属污染程度和重金属污染的健康风险，为循环水养殖产业绿色可持续发展和模式的优化提供科技支撑. 同时，为食用此养殖企业循环水系统中牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼的居民提供食品安全的数据，对居民身体的健康保障也具有重要意义.
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本实验选取山东省烟台市某水产公司牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼海水循环水养殖系统的进水口、养殖池、出水口、微滤机、牙鲆养殖系统一级—四级净化池、珍珠龙胆石斑鱼养殖系统一级和二级净化池以及源水口等15个站点的水样和2021年不同生长周期的5、6、9、10月份可上市销售的牙鲆、珍珠龙胆石斑鱼，采集的水体样品各1 L装于聚乙烯瓶内和各3条鱼体装于泡沫箱内，标记后运回实验室冷冻备用. 同时，带回喂养实验鱼体的海水鱼饲料. 其中采集的牙鲆体长范围大致为25—30 cm；珍珠龙胆石斑鱼体长范围为21—27 cm. 其中，循环水养殖系统的结构如图1所示.
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主要设备：电热消解仪（型号：ED54-iTouch，美国LabTech）、原子吸收光谱仪（型号：PinAAcle900T，美国PerkinElmer）、原子荧光分光光度计（型号：AFS-933，北京吉天）、可见分光光度计（型号：EV-2200，上海昂拉）等.
主要试剂：硝酸、高氯酸、盐酸、甲基异丁酮、环己烷、冰乙酸、硫脲（国药集团化学试剂有限公司）、铜（Cu）、铅（Pb）、锌（Zn）、镉（Cd）、汞（Hg）、砷（As）、铬（Cr）单元素标准溶液（1000 mg·L−1，国家有色金属及电子材料分析测试中心）等，且试剂的纯度选择均按国标.
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鱼体：将所采集的鱼类样品室温下解冻，用去离子水冲洗干净鱼体和不锈钢刀，后用不锈钢刀做解剖，取鱼体肌肉可食用部分，用搅拌机制成泥状，装入聚乙烯密封袋等待后续消解工作. 测定鱼肉中的铜、铅、锌、镉、汞、砷，采用国标中的湿法消解. 重金属的前处理方法：称取试样（1.50±0.02）g（鲜重）于消解管中，加入8.0 mL硝酸和2.0 mL高氯酸，加盖放置12 h左右是为了能达到充分消解的效果，然后放石墨消解仪上，温度参考条件（120 ℃/0.5—1 h；升至180 ℃/2—4 h、升至200—220 ℃），消解至冒白烟（赶酸），无色透明或略带黄色停止，取出消解管冷却定容10 mL至容量瓶内，混匀备用，同时做空白试验和生物体分析标准物质实验. 其他具体过程以及分析方法均参照GB/T5009.12—2017《食品中铅的测定》，GB/T5009.13—2017《食品中铜的测定》，GB/T5009.14—2017《食品中锌的测定》，GB/T5009.15—2014《食品中镉的测定》，GB/T5009.11—2014《食品中总砷及无机砷的测定》，GB/T5009.17—2014《食品中总汞及无机汞的测定》.
水体：首先对水体进行过滤，取50 mL水样调节pH值至5.0，采用无火焰原子吸收分光光度法测定铜、铅和镉；另取50 mL水样调节pH值至4.0，采用火焰原子吸收分光光度法测定锌；采用原子荧光分光光度法测定汞和砷；其余详细步骤均按照GB17378.4—2007《海洋监测规范》第4部分 海水分析 进行有机萃取等前处理和分析检测工作.
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评价方法采用单因子污染指数法和综合污染指数法进行.
单因子污染指数法计算公式（1）如下:
其中，Pi表示鱼肉中重金属i的污染指数；Ci表示鱼肉中重金属i的实测含量；Si表示鱼肉中重金属i的标准限值. Pi<0.2为正常背景值；0.2≤Pi<0.6为轻微污染；0.6≤Pi<1.0为中污染；Pi≥1.0为重污染. 本研究标准限量值参考依据GB2762—2017《食品安全国家标准 食品中污染物限量》、NY/T 842—2021《绿色食品 鱼》、FAO和参考文献中的限量指标为标准限值，Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As的限量指标分别为 50、0.5、40.0、0.1、0.5、0.1 mg·kg-1[7-9].
综合污染指数法计算公式（2）如下：
其中，P综表示鱼类重金属综合污染指数；Pave表示鱼类各单个污染指数Pi的平均值；Pmax为鱼类各单个污染指数中的最大值. 当P综≤1.0时，为正常背景水平；1.0< P综≤2.0 时，为轻度污染；2.0< P综≤3.0 时，为中度污染；P综>3.0 时，为重度污染[10-11].
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本文以目标危险系数法（target hazard quotient，THQ）对重金属健康风险进行评价. 选用美国环保署（USEPA）推荐的健康风险评价常用方法模型[12-13]，用于评估人体通过食物摄取重金属的风险. 该方法将鱼肉中重金属人体摄入剂量与其标准限值的比用来风险评价，可以综合评价单一或多种重金属的健康风险，计算公式见式（3—4）. 当THQ>1，说明暴露人群存在潜在非致癌健康风险，THQ 值越大表明有害重金属对人体健康的非致癌风险越严重，同理也适用于TTHQ多种重金属复合健康风险[12,14].
式中，EF为人群暴露频率（d·a−1）；一般设定为365 d·a−1；ED为暴露时间（a），通常等于人均寿命，常取70 a；FIR为食物摄入率g∙（d∙人）−1，成人平均每人每天摄入水产品分别为 0.029 kg；Ci为食物中重金属含量水平，mg·kg−1；RFDi为重金属入口参考剂量，mg∙（kg∙人）−1，Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As的RFD分别为 0.04、0.0035、0.3、0.0010、0.0005、0.0003 mg∙ （kg∙人）−1；BW为人体平均体重（kg），成人平均体重取 61.8 kg；AT为非致癌性暴露平均时间，（365 d·a−1×暴露年限70 a）取25550 d；10−3为单位换算[11-17] .
当THQ<1 时，暴露人群无明显健康风险；当 THQ ≥1 时，则认定暴露人群存在健康风险。
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实验数据采用Microsoft Office Excel 2010和Orange 8.5进行图表统计与制作，运用Microsoft Office Excel 2010中的数据分析进行双因素方差显著性分析.
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按照采样标准进行采样并检测其重金属，标准曲线相关性系数>0.995，回收率控制在85%—120%. 采样时用美国YSI 556型便携多参数水质监测仪对水体进行温度、盐度、pH值和溶解氧的测量，并记录数据，以确保实验对象是在适应的生长条件下成长的可供食用的正常健康鱼类，具备能够对重金属元素有良好的吸收和排出的能力.
牙鲆养殖系统中温度范围是16.6—18.9 ℃；盐度范围23.9‰—29.0‰；pH值范围6.53—7.94；溶解氧范围4.58—8.11 mg·L−1.
珍珠龙胆石斑鱼养殖系统中温度范围是19.8—27.0 ℃；盐度范围28.6‰—29.7‰；pH值范围6.01—8.11；溶解氧范围4.11—9.60 mg·L−1.
由图2可知，Cu含量相比来说较高的为珍珠龙胆石斑鱼养殖池出水，Cd含量较高的为牙鲆养殖池出水，养殖用水在循环水系统中对养殖生物至关重要，因为有研究发现池塘中重金属Cu的主要来源为养殖用水，其次才与饲料的投入等其他原因有关[18-19]，说明循环水系统因有封闭循环等特征，养殖水中可能会存在一定的重金属元素[3].
4个月份中，Pb的含量水平9月最高，其中，微滤机净化池中的水Pb含量大，考虑是循环净化过程中，水中的Pb积累被过滤进入了微滤机净化池内的原因[3-5]. 可见运用循环水系统能够把水质里沉积的重金属进行有效吸附在微滤机过滤池中，养殖场应该提高其运行效率，把有害物质做出更好的排出处理[14]. 5月份每个水样的Hg含量较持平，6月份Hg的含量最高；10月的As含量最高，除了源水和珍珠龙胆石斑鱼的二级过滤池水外，每个水样都是10月的数值最大，6月的Cu总体含量最高，且4个月份中源水重金属的含量也有波动. 说明重金属元素含量可能与季节变化有关，根据其他研究发现，重金属元素会随季节因素影响呈现增大或减小的情况，Cu、Zn含量大致为春夏高于秋冬，Pb含量为春秋较高，Hg、As含量为夏秋较高，Cd含量为秋季较高[20]，与本研究结果也大体一致，而且重金属含量也没有随着时间的推迟而累积，呈现持续上升等特定的规律性，循环水系统实际的换水率为10%左右，投喂量为1% （每日两次），所以可能是由换水频率的不固定性以及饲料的投喂量不同等多种原因造成的，其相关的结论在其他研究中也有说明[3].
由于六价铬对水生生物有致死作用，六价铬及其化合物受到各国主管当局严格的法规监管控制[21]，所以本研究对水质六价铬进行了检测，5、6、9、10月的范围分别是0.22—0.82 μg·L−1、ND—2.40 μg·L−1、ND—4.30 μg·L−1、1.93—7.39 μg·L−1（ND为未检出）. 依据GB 11607—1989 《渔业水质标准》Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、As、Cr6+的标准限量分别是：10、100、50、5、0.5、50、100 μg·L−1，所测水体均符合标准限量.
同时，实验测出的喂养两种鱼的海水鱼饲料中重金属含量分别为：Cu 3.01 mg·kg−1、Pb 1.75 mg·kg−1、Zn 1.90 mg·kg−1、Cd 0.22 mg·kg−1、Hg 0.01 mg·kg−1、As 0.30 mg·kg−1. 结合GB 13078—2017《饲料卫生标准》 和NY 5072—2002《无公害食品 渔用配合饲料安全限量标准》，得到Pb、Cd、Hg、As的限量值分别为5.0、1.0、0.5、3.0 mg·kg−1，Cu和Zn没有标准限量，所有重金属均在标准限量内. 水体中Cu和Zn的值较大，其中Cu的含量范围是0.89—2.93 μg·L−1，Zn的范围是3.31—7.89 μg·L−1，最大值与最小值跨度也较大，可能是与水体中掺杂未被食用的饲料成分有关[22].
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分别对每个月份采集的牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼体肌肉组织做3个平行样，对其进行重金属含量测定，取其平均值. 标准曲线相关性系数>0.995，回收率介于 85%—120%.
由前文可知鱼体中Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As的限量指标分别为 50、0.5、40.0、0.1、0.5、0.1 mg·kg−1. 结合表1、表2来看，所有重金属都未超标. 4个月份中重金属没有呈现规律性的增大和减少的状况，可能是随着时间的变化，重金属在鱼体内吸收和排出产生的波动影响. 两种鱼类重金属含量大小表现均为Zn>Cu>As>Pb>Cd>Hg，且都为Cu、Zn的值明显大于其他重金属. 对比表1和表2，两种鱼类中的Pb、As、Cd、Hg重金属含量对比均值相差10%左右，可见牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼对Pb、As、Cd、Hg的吸收和积累能力相似，大多研究结果也都表明这些元素在鱼体内的含量较Cu、Zn等元素低[12-14,23]. 重金属离子可划分为营养和非营养类两种，Cu、Zn 作为鱼类生长的必要微量元素，参与构成鱼体内的酶，具有促进鱼骨发育、免疫、鱼类代谢调节等功能. 营养元素Cu和 Zn 等较非营养元素 As、Hg 等更能与机体吸收融合[24]，而且不同重金属之间有着协同和竞争作用，某些金属元素有共用一个离子通道的情况，多种离子在同一环境中碰撞时，竞争效应会出现在生物体富集过程中，从而影响吸收[3]. 实验表明除Cu外，Zn富集能力相对较高，但Hg含量可以忽略不计，在这两种鱼体内基本无富集，说明它们对一些重金属元素的富集具有选择性，重金属Cu、Zn等在不同鱼类中更容易积累在肌肉中，类似的结果在其他研究中也有说明[18,25-26]. 重金属Cd的含量在6月最高，考虑到水体重金属的含量与季节变化有关，其温度变化可能也会对鱼体中重金属的吸收与代谢产生影响，根据文献[27]得知，夏季温度高会影响藻类的生长，使得硅藻对Cd的敏感性增强，说明鱼类食用水中藻类也会使体内重金属Cd的含量增加.
同一种鱼体的同一种重金属含量在不同月份之间也有显著的差异（P<0.05）. 水体Hg含量水平6月份的最大，其结果与珍珠龙胆石斑鱼肌肉中Hg的含量规律一致，对于水体环境中的重金属，即使不参与鱼体的生长代谢，生物体通过摄食、呼吸等也有在体内产生累积的可能，所以养殖水体中重金属的含量可能会影响水产品健康，对于养殖鱼类而言，它们不仅可以通过体表的渗透功能把外来物质带来的重金属渗进肌肉中，还会通过鳃膜吸收溶解在水中的重金属离子[17,28]；水体中6月的Cu和9月的Pb在4个月中含量较高，但此月份两种鱼体中的含量水平却不是最大. 考虑到换水率的阶段性波动和投喂的饲料残渣等没被及时排出形成的沉淀，长此以往可能会使水中重金属的沉淀累积至底层，两种鱼类又属于底栖生物，如果长期暴露在养殖池中更会有污染的风险，相关研究表明不同水产品的重金属含量特征存在很大差异，中上层洄游性鱼类的Cu、Zn含量就比近底层鱼类的高，而Pb、Cd含量相反，且本研究中两种鱼类的重金属含量也有一定的差别 [12-14]，牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼重金属含量（除Hg为P＞0.05无显著差异）均值差异显著（P<0.05）. 以上结果说明了影响水产品重金属含量的因素除了水源以外，还会与饲料的投喂、投入水产品的品种等情况有关[29]. 水产品的来源不同其体内重金属的含量也会有不一样的结果，依据非循环水养殖模式中牙鲆的重金属含量[30]得出表3，与本研究中牙鲆4个月均值对比可看出循环水养殖系统中的鱼类重金属含量最小，循环水养殖模式下的鱼类比其他生长模式中的鱼类要更加清洁.
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牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼的重金属污染结果评价见表4所示，两种鱼类Pb的Pi值均为5月最高， As的Pi 值均为9月最高，Pi平均都表示为Hg<Cu<Cd<Pb<Zn<As，牙鲆Zn的Pi值为10月最高；Cd的Pi 值为6月最高，而珍珠龙胆石斑鱼Zn的Pi 值为6月最高；Cd的Pi 值为5月最高，由单一污染指数可知，两种鱼类Cu、Pb、Cd、Zn、Hg的风险指数小于0.2均为正常背景值，没有遭受污染. As在0.2≤Pi<0.6之间，属于轻度污染，但5月份牙鲆和6月的珍珠龙胆石斑鱼As的Pi小于0.2为正常范围. 近年来，一些沿海地区的工农业生产及城市建设的加速，人为因素使重金属污染物汇入海洋，养殖用水从海水中抽取，所以会对水体洁净度产生一定影响[14]，建议相关部门要引起重视，加强对近岸海域环境的监管. 本实验鱼体的综合污染指数表明，两种鱼类的P综均小于1，为正常背景值. 单一重金属污染指数有少许污染的情况并不会代表鱼类真正受到重金属的污染，许多关于养殖鱼类中重金属评估的相关文献中，也有单一污染指数为轻度甚至中度，而综合污染指数为正常背景值的情况[11,13,25,31]，表明此循环水养殖系统中的牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼无重金属超标情况且卫生质量符合标准.
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由单一（THQ）及复合（TTHQ）重金属摄入的健康风险表5可知，每个月的单一和多金属的目标危险系数均小于1，可见暴露人群不存在潜在的重金属健康风险，安全性较好，其系数越小越安全. 其中，牙鲆的THQ4个月平均值的大小排序为：Hg<Cd<Cu<Pb<Zn<As；珍珠龙胆石斑鱼的THQ4个月平均值大小排序为：Hg<Pb<Cd<Cu<As<Zn，两种鱼类的THQ平均排列大小和单因子污染指数Pi 值的排列大小不同，两种鱼类9月的TTHQ均为最高.
不同的重金属有着不一样的复合健康风险贡献率，比较不同重金属元素 THQ 占 TTHQ的平均比值如图3所示，Cu、Zn、As的数值占比较大，其中Cu、Zn占比为所有复合重金属系数的50%左右，为主要风险贡献者，适当的微量Cu、Zn等元素可以提高人体免疫力及调节血糖，所以食用适量此种鱼肉可以补充人体中所需的Cu、Zn微量元素且也是安全的. 由于不同重金属在不同鱼类中富集程度也不同[21-24]，表中Hg的值最低，Zn的值最高，两种鱼类Pb的值接近. 虽然As单因子污染指数存在个别轻微污染，但根据综合污染指数以及单一及复合目标危险系数来看，都符合正常背景值且重金属含量未超标，所以可说明食用其循环水养殖系统中的牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼不会存在重金属污染的健康风险.
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（1）水体和鱼体内的重金属含量没有特定的规律性，没有随着月份的变化而发生累积增大的情况. 同一鱼体的重金属含量在不同生长周期存在显著差异（P<0.05），不同种类鱼体重金属含量均值差异显著（Hg除外），牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼重金属含量大小均表现为Zn>Cu>As>Pb>Cd>Hg，所测实验对象均未超过它们的限量标准，所以是安全的.
（2）综合污染指数研究发现，两种鱼类的指数均小于1，为正常背景值，均未受到重金属Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As的污染，所以是无风险的.
（3）目标危害污染系数的评估方法，其单一和多金属的目标危险系数均小于1，证明暴露人群不存在潜在的重金属健康风险，所以食用此循环水养殖系统中的牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼不会对人的身体造成有关重金属的健康风险，但长期的监测管理也是必不可少的.
循环水养殖系统重金属的分布特征及鱼体风险评估
Distribution characteristics of heavy metals in recirculating aquaculture system and risk assessment of fish
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摘要: 为研究海水循环水养殖系统中水体及养殖鱼体重金属的分布特征和评估鱼体的污染状况及健康风险，本文以2021年山东省烟台市某水产公司两个海水循环水养殖系统中15个站点的水样和不同生长周期的牙鲆、珍珠龙胆石斑鱼(Paralichthys olivaceus、Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂)为研究对象，选用原子吸收光谱法和原子荧光光谱法测定分析其中重金属铜(Cu)、铅(Pb)、锌(Zn)、镉(Cd)、汞(Hg)和砷(As)的含量，并评估鱼体重金属的污染状况和健康风险. 结果显示，循环水养殖系统水体的重金属含量均未超标，在生物体中的含量均符合国家限量标准. 水体中Cu、Zn含量最大，Pb、Cd含量在9月最高，微滤机净化池水中的Pb含量大，Hg、Cu含量为6月最高，As含量为10月最大，水体中重金属含量可能与换水率、季节变化等情况有关. 鱼体中牙鲆和珍珠龙胆石斑鱼重金属含量均表现为Zn>Cu>As>Pb>Cd>Hg，Cu、Zn 作为鱼类生长的必要微量元素其含量最大；同一鱼体的重金属含量在不同生长周期存在显著差异，不同种类鱼体重金属含量均值差异显著(Hg除外). 根据综合污染指数法，鱼体肌肉内的重金属污染状况均属于无污染清洁状态，目标危险系数证明其膳食暴露风险都较低. 综合表明，此循环水养殖系统中的水体和鱼体是安全的，人类食用此系统中的鱼体不会存在相关风险.Abstract: In order to study the distribution characteristics of heavy metals in water body and cultured fish of the seawater recirculating aquaculture system and evaluate the pollution status and health risk of fish, this paper selected the water samples from 15 sites in two seawater recirculating aquaculture system and the Paralichthys olivaceus and Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂ with different growth period of an aquaculture company in Yantai City, Shandong Province in 2021 as the research objects. Atomic absorption spectrometry and atomic fluorescence spectrometry were used to determine and analyze the contents of copper (Cu), lead (Pb), zinc (Zn), cadmium (Cd), mercury (Hg) and arsenic (As), and we also evaluated the pollution status and health risks of heavy metals in fish. The results showed that the content of heavy metals in water body of the recirculating aquaculture system did not exceed the standard, and the content in organisms met the national limit standard. The content of Cu and Zn in water body were the highest, and the content of Pb and Cd were highest in September. The content of Pb was high in the water of the microfilter purification pool, the content of Hg and Cu were highest in June, and the content of As was highest in October. The content of heavy metals in water body may be related to the water exchange rate, seasonal changes, etc. The contents of heavy metals in Paralichthys olivaceus and Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂ were all followed the order: Zn>Cu>As>Pb>Cd>Hg, Cu and Zn were the essential trace elements for fish growth and their contents were the highest. The content of heavy metals in the same fish had significant differences in different growth period, and the mean content of heavy metals in different kinds of fish has significant differences (except Hg). According to the comprehensive pollution index method, the heavy metal in the muscle of fish belonged to the clean state without pollution. The method of target risk coefficient proved that the dietary exposure risk of fish was low. The comprehensive results showed that the water body and fish body in this circulating aquaculture system were safe, and there was no risk associated for human to eat the fish in this system.
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Key words:
- recirculating aquaculture /
- heavy metals /
- fish /
- risk assessment.
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近百年来，工业水平高速发展，水源污染形势日益严峻，人类社会对饮用水质量的要求日趋严格。在饮用水净化处理过程中，以增加铝盐混凝剂投加量为主要手段的强化混凝技术已成为高效去除水体污染物的主要方式，但与之带来的出厂水中铝残余量显著增加的现象难以避免。此外，近年来大量开展的黑臭水体治理等水环境修复工作，也涉及铝盐混凝剂净化天然水体、处理剩余污泥等方面的应用，增加了水环境中铝残留的环境健康风险[1-2]。
残余铝作为此过程中不可避免的次生污染物，具有强烈的化学活泼性和生物有效性[3]。在人体中积累可导致语言表达能力丧失、记忆能力退化、骨质疏松软化、肝肾功能失调，诱发血液疾病、心血管疾病、阿尔茨海默病、肾衰竭及尿毒症等[4]。研究表明，铝的生物毒性不仅取决于铝的残留浓度，更与其赋存形态密切相关[5]。相关研究大多从剂量-效应角度评价残留铝的毒性特征，鲜有研究探讨不同形态羟基铝团簇的毒性效应。近二十年来，随着低浓度羟基铝团簇形态识别技术的日益成熟[6]，铝离子向纳米聚合形态转化的过程逐渐清晰[7]。然而，受低浓度铝形态鉴定、解析技术瓶颈限制，以及受纳米铝团簇赋存形态和转化机制复杂性的影响，纳米羟基铝团簇的致毒过程和机理是否类似于传统单体铝（如Alm）、低聚体铝絮凝剂，纳米残余铝团簇毒性效应特征与其团簇形态的响应关系等依然不清[8]。
本文以残余铝团簇为主要对象，在归纳铝残留途径的基础上，对目前关于铝无机单体态（Alm）和纳米多核形态（Al13）的毒性效应研究进行综述，分析不同残余形态铝的毒性效应特征和影响因素，以期为优化控制混凝工艺中铝的投加和残留控制，确保水生态环境安全提供参考。
1. 残余铝来源及特征（Sources and characteristics of residual aluminum）
1.1 铝的残余控制标准
正常人体含铝量是50—100 mg。每天摄入铝量平均为35 mg，大部分随粪便排出体外，但仍有1%—2%的铝经肠道吸收进入人体并难再从体内排出，被吸收蓄积于肺、骨骼、肝、脑、睾丸等内脏中[9-11]。许多国家、地区和卫生组织都对饮用水中残留铝的含量制定了限制标准[12-14]（表1）。2006年我国颁布实施了新的《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)，要求饮用水中的残留铝含量不大于0.20 mg·L−1[15]，然而大量调查表明，我国部分地区生活饮用水铝含量依然超标严重[16-19]。
表 1 国内外生活饮用水铝残留标准 (单位: mg·L−1)Table 1. Standard for residual aluminum concentration in drinking water (Unit: mg·L−1)世界卫生组织World Health Organization 欧共体European Community 日本Japan 美国America 前苏联Former Soviet Union 中国China 残留铝浓度标准Standard of residual aluminum concentration 0.20 0.20 0.20 0.05 0.50 0.20 | Show Table
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1.2 残余铝的来源与残留途径
人体内的铝主要来源于饮用水和食物。早在1989年，世界卫生组织便已将铝确定为“食品污染源之一”而加以控制。探明残余铝的来源是控制残余铝、明确其毒性的重要前提。长期以来，人体中过量的铝来源归因于炊具、食物及药品，而对于饮用水这一重要的铝来源缺乏关注。
水源水中铝的来源主要集中在以下3个方面：
（1）酸性降水溶出。在天然水体条件下，水中溶解态铝浓度通常少于0.1 mg·L−1。受全球气候变化影响，部分地区酸性降水增多，土壤、矿物、岩石中的铝不断释放[20]。
（2）人类活动排放。受人类活动影响，采矿、冶炼、化工、制药等行业含铝废水大量排放，致使水环境中的铝残余量明显增加。
（3）天然水环境修复及应急事件中的铝残留。我国80%以上的城市河道受污染，其中大部分已演变为黑臭河道，成为我国当下亟待解决的水环境问题[21]。采用强化混凝方法处理水环境突发事件及城市河道黑臭水体问题，所投加混凝剂的剂量大、浓度高（500−800 mg·L−1），致使大量铝盐残留在水体中[22].
在水处理环节，残余铝主要来源于铝盐絮凝剂的投加尤其是粗放投加。全球范围内约80%的水处理工艺使用聚合氯化铝（PACl）和硫酸铝 [Al2(SO4)3] 等铝盐混凝剂[4,23]，其中聚合氯化铝因其优良的絮凝性能作为主流药剂被国内外广泛使用[24-25]。受水源水质不稳定、环境因素季节性波动等影响，混凝剂的非精准投加或过量投加直接导致出厂水中铝浓度超标。研究表明，水源水中的铝和投加混凝剂引入的铝在经混凝、沉淀、过滤、消毒等工艺后仍有约11%残留于出厂水中[16]。已有研究表明，全国40座城市中有5%的城市自来水中铝浓度超标，东北地区超标城市高达76.9%[17]。此外，大量富含铝的水处理污泥直接排入地表水体，也将加大地表水铝残余浓度。地表水的年均铝浓度及羟基铝、单体铝的浓度显著高于地下水[26]。
在输配水环节，给水管网中铝的转化溶出也是残余铝的重要来源[27]。给水和排水管道的主要材料（水泥、混凝土和陶土）中含有一定量的铝，在低pH、低碱度、低钙含量时溶出严重[28-29]。此外，管网中长期沉积铝在水动力、离子强度、水源切换引发pH变化等影响下，也会发生铝形态转化释放。
2. 单体及多聚态残余铝毒性效应（Toxic effects of monomeric and polymeric aluminum）
2.1 残余铝毒性表现形式
2014年，英国水文与生态中心评估了金属对水生生物的潜在危害程度，提出铝位居第二，仅次于铜[30]，且鱼类比水生无脊椎动物对铝的毒性更为敏感[31]。当铝浓度达到3.7 μmol·L−1（100 μg·L−1）以上时，水生生态系统的生物多样性出现下降，并导致生物的活体神经组织发生病变[23]。然而，以往研究主要侧重于土壤中铝对植物的毒害作用。目前认为，铝离子的有害作用主要来自其对植物根生长细胞分裂的抑制作用。铝胁迫下的植物根毛、次生根减少，影响根系对水分和营养物质的吸收，同时降低光合作用。除此之外，植物细胞内离子态的铝可以鳌合有机酸、脱氧核糖核酸、三磷酸腺普等重要生物分子，干扰植物正常代谢活动[32]。
（1）铝的神经毒性
对于许多参与糖酵解和基础代谢的酶，铝通过抑制其活性进而引发神经系统疾病[33]。在活体组织中，铝通过对磷酸肌醇和胞内钙离子的干涉而影响细胞的基础功能，对次级信使系统发生抑制作用进而干扰神经系统，可使因年龄增长而导致的新陈代谢变化提前发生[34]。脑组织中铝含量虽相对较低，但可影响大脑中基础三羧酸循环代谢中相关酶的活性，引起透析性脑病或透析性痴呆，现称阿尔茨海默征[35]。临床实验证明，铝可明显降低脑组织中神经原纤维缠结附近乙酰胆碱脂酶的活性[36-37]。挪威、瑞典、英国、加拿大、瑞士和法国的13个关于阿尔茨海默症研究结果发现，饮水中铝含量与阿尔茨海默症的发病存在显著相关性[38]。患者大脑内有30%新皮层区的铝浓度大于4 μg·g−1（干重），脑部神经元细胞核内的铝比正常人高4−30倍[39]。X射线光谱分析发现，阿尔茨海默病患者脑内海马神经纤维的变性病灶中有铝的沉淀。长期口服氢氧化铝凝胶等铝制剂的病人，可引起血铝浓度增高，进而引起智力障碍。大鼠中枢神经病理形态学研究发现，铝可引起大脑顶叶、小脑及与学习记忆密切相关的海马神经元细胞数目减少[39]。除此之外，铝也可以直接或与运铁蛋白及其受体结合使血脑屏障通透性增加[40]。
（2）铝性骨病。
铝与骨骼疾病尤其是骨质疏松间的关系不可低估。生物体内富集的铝会竞争性地抑制钙的吸收并导致相关功能酶失活[41]。与部分重金属一样，过量摄入铝会造成铝在骨骼类骨质中大量沉积并置换出钙，引发铝骨病，临床表现为广泛的骨及关节疼痛、骨质疏松软化、骨骼系统发育不良。研究证明，小肠可吸收病人含铝磷盐结合剂药物中的铝，服用该药的患者滑膜腔内铝含量较不服用的患者高2−10倍，并可引发肋骨、股骨颈、脊椎和股骨干附近的近端肌无力和复发性骨折，还可诱发骨骼变形[32, 42]。进入骨中的铝可降低甲状旁腺激素浓度，并结合胶原蛋白沉积于骨基质中，抑制成骨细胞和破骨细胞的增殖和功能，形成骨内结晶[37, 43]。
（3）血液和心血管疾病
铝含量增加将影响生成红细胞，并干扰血红素合成相关的酶，导致可逆性巨幼红细胞性贫血。研究表明，铝可抑制大鼠的骨髓造血功能，致大鼠贫血，使红细胞膜的流动性下降并影响红细胞膜蛋白百分含量和分子量[44]。临床实验证实，透析脑病综合征患者的透析水及血浆中铝含量显著高于无透析性脑病综合征患者，有全身不适、呕吐、体重减轻、肌肉疼痛等迹象[45]。
（4）肝脏疾病、肾功能失调、肾衰竭及尿毒症
具有骨重塑低下、甲状旁腺素低下的病人，包括甲状旁腺切除患者、肾移植排异使用皮质激素治疗患者、糖尿病患者、二羟胆骨化醇治疗患者和双侧肾切除的患者，对铝毒性作用的更加敏感[46]。终末期肾病患者铝的排泄受阻，铝在体内的蓄积作用增强，使其体内铝含量较正常人高20倍[46]。
（5）生殖毒害
铝对生殖系统和胚胎发育也有一定毒害作用[47-48]。当铝含量与体重之比大于1.5 mg·kg−1时，磷化合物的代谢将被破坏，可能导致体内硫酸盐过量流失。连续摄入剂量达17—50 mg·kg−1体重时，铝对性腺有毒害作用[32,49-50]。铝盐溶液对大鼠胚胎生长发育和器官形态存在影响，导致胚胎畸形[11]。
铝的致毒机理大多与置换反应有关，即通过置换作用取代生物体内原有必需金属或酶活性中心如Fe3+、Ca2+、Mg2+、-SH的位置，这与铝金属元素的性质密切相关[8, 51]。如在类骨质中置换出钙而导致骨生成抑制，在卵母细胞中置换镁离子从而使小鼠生殖细胞及骨髓细胞染色体畸变率提高等。
整体而言，铝属于非急毒、非极毒物质，但其危害是潜在的、长期的、不可逆转的，是不可忽视的。
2.2 铝团簇与单体铝毒性差异
大量研究表明，残余铝毒性特征与其残留形态密不可分。国内外很多学者如汤鸿霄、毕树平、Bertsch、孙忠、Casey、Johansson 等开展了大量研究，提出和验证了铝团簇形态、结构特征及转化模式[52]。整体而言，水中残余铝形态复杂多样，以双水解模式（图1）相互转化，并以单体Alm及多聚体态Al13等主要形态存在。
（1）无机单体铝形态 (Alm)。
铝在水溶液中很活泼，以Al3+、A1(OH)2+、A1(OH)2+等多种离子态存在，水解过程十分复杂。以往研究普遍认为，游离态的铝离子Al3+是人体、动物或植物体中毒性最高的形态[54]。表2给出了无机单体铝离子生物毒性研究现状。单体态残余铝对人脑中脂质过氧化反应的促进作用是铝作为慢性蓄积性神经毒素发挥毒性作用的重要机制[18]。AlCl3染毒大鼠12周后发现随染铝剂量的增加，大鼠学习记忆能力下降，脑组织中丙二醛（MDA）含量显著升高，超氧化物歧化酶（SOD）活力下降，谷胱甘肽（GSH）含量和谷胱甘肽过氧化物酶（GPX）活力先上升后降低[55]。水中离子态铝含量高于0.2—0.5 mg·L−1可使鲑鱼致死。将三氯化铝溶液注入猫的脑海马或脑室内，一周之后，出现明显的脑功能障碍，即记忆力减退、行为障碍，并且海马及脑皮质出现神经原缠结[44, 54]。暴露于亚急性（每日摄入三氯化铝1 g，10 d）和慢性（每日摄入三氯化铝0.03 g，4个月）饮食摄入强度下，老鼠神经突触中铝富集率分别为45%和59%。此外，亲水区域的流动和突触前膜的CH/PL（胆固醇/磷脂）摩尔比的下降伴随着无机铝离子的积累而出现[39]。
表 2 无机单体铝离子生物毒性研究现状Table 2. Research status of biological toxicity effects of inorganic mononuclear Al赋存形态Speciation 浓度Concentration 受试生物Organisms 测试指标Indexs 暴露时间Exposure time 结果Results 文献References AlCl3 2 mg·kg−1 大鼠 记忆能力脂质过氧化反应 84 d 记忆力下降MDA↑ SOD↓ [55] AlCl3 430 mg·L−1 大鼠 血浆Al、转铁蛋白(TF)、可溶性转铁蛋白受体(sTfR)含量及总铁结合力(TIBC) 120 d 体重抑制干扰体内铁代谢 [44] AlCl3 1 g 大鼠 富集率 120 d 45% [39] 0.03 g 大鼠 富集率 120 d 59% AlCl3 6.53 mg·L−1 鳟鱼 鳃组织损伤 96 h 渗透调节紊乱酶活↓ [32] AlCl3(矿山废水) 0.2 mg·L−1 枝角类植物 急性毒性（致死率） 24 h 与离子交换位点结合 [56] AlCl3 3 g·L−1 蛋白核小球藻 生物累积生长抑制 24 h 低pH下毒性↓ [57] | Show TableDownLoad:
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（2）多聚体铝团簇形态。
聚合氯化铝（PACl）是在传统硫酸铝盐混凝剂基础上发展起来的新型高效絮凝剂。PACl中最佳凝聚絮凝形态—纳米Keggin Al137+（即Al12AlO4(OH)247+）较单体铝Alm具有更好的除浊、除腐殖酸、脱色效果和更强的电中和能力而被广泛使用。Al13及聚集体投入水中后，可在一定时间内具有稳定性而保持其原有形态[58]。此外，其他各形态残余铝可随水体pH、微界面共存等理化条件变化尤其是在黏土微界面促发下发生形态转变，转化为较为稳定的Al13[7,59-60]（图1，双水解模式）。有研究报道，具有适度酸性的河流和湖泊以及某些酸性物质流过的地下水域可形成All3[61]，且已被证明在人的脑突触中存在[62]。
迄今为止，基于Alm和Al13毒性效应之争尚无定论。传统观念中流行的、垄断性观点是单体铝毒性高于多聚体态铝，铝的有机配合物低毒或基本无毒[63]，也有研究认为有机配体会促进铝在血液中的吸收[39]。近年来，越来越多研究表明多聚体态Al13对生物和人体毒性风险远高于Alm。非单体铝的生物毒性研究现状如表3所示。与Alm单体相比，Al13对海藻类植物的毒性更大[57]。Al13对大豆根尖的毒性比Alm高10倍[64]。有研究者探讨了nano−Al13及Alm对于苹果酸脱氢酶活性、谷氨酸脱氢酶活性、谷胱甘肽还原酶活性、还原型谷胱甘肽和血红蛋白的影响。结果表明，纳米Al13较低电荷单体铝表现出更强的毒性效应，并提出这可能与团簇铝比表面积较大有关[51,65-67]。
表 3 非单体铝的生物毒性研究现状Table 3. Biological toxicity effects of no-nmonomeric Al species赋存形态Speciation 浓度Concentration 受试生物Organisms 测试指标Indexs 暴露时间Exposure time 结果Results 文献References Al13、Al3+ 0.01 m mol·L−1 体外 苹果酸脱氢酶MDAH 50 s 毒性作用Al13>Al3+ [65] 0.1 mol·L−1 体外 还原型谷胱甘肽GSH 50 s [66] 0.25 mol·L−1 烟酰胺腺嘌呤二核苷酸构象 谷氨酸脱氢酶谷胱甘肽还原酶GR 50 s [51，67] Al13、Al3+ 0—100 μmol·L−1 大豆 根尖红细胞 12 h 毒性作用Al13>Al3+ [64] Al2O3 50—200 μm3000 mg·kg−1 蚯蚓 繁殖和行为 28 d 回避行为繁殖未减少 [68] 11 nm3000 mg·kg−1 蚯蚓 繁殖和行为 28 d 回避行为繁殖减少 [68] Al(OH)3 50 mg·L−1 鲑鱼 慢性毒性 28 d 慢性中毒 [69] | Show TableDownLoad:
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此外，多聚体铝团簇同时具备纳米颗粒效应。目前，针对纳米级铝化合物的研究主要关注纳米氧化铝（Al2O3）。纳米氧化铝对各生物主要脏器均有损害作用，肝、肾、脾为主要损伤器官，炎性细胞的浸润可能是其损伤机制之一[68]。作为高效混凝形态，溶解态纳米铝团簇尤其是Keggin结构的Al13成为关注焦点和研究热点。Al13粒度被鉴定为约2 nm，相互之间会结合成线性及枝状的Al13聚集体，其大小为几十或几百纳米[70]。Al13具有纳米尺度、高电荷（+7）、表面多羟基多活性位点、结构稳定等特征，在工业、生物医药制品方面均有应用，也可用作分子筛、电子元件、离子交换剂等。nano−Al13在水中具有较强的吸附、絮凝、络合、沉淀等物理化学性能，其结构和功能区更为规范和集中，微界面特性也更加突出，其生物可利用性及生物毒性机制极大可能不同于常规纳米颗粒物和单体铝离子，从总量角度衡量nano−Al13的毒性效应可能会掩盖其实际的毒性风险。
单体铝和纳米铝团簇毒性的相关争议依然存在，难于达成统一认识。尽管铝的化学行为和生物毒性直接取决于其存在形态已经被广泛认可，但受其形态转化机制复杂且缺少团簇形态分析技术瓶颈的限制，铝团簇生物毒性效应机制研究一直处于严重滞后阶段。从铝团簇形态学角度对其生物毒性效应的研究依然较少，具体毒性机制仍不清晰[1,71]。此外，有研究发现在纳米颗粒物共存且无“微区强碱”前提下也可生成nano−Al13[7]。因此，不仅单体铝而且其微界面促发新生成的nano-Al13以及其它聚合铝都可能是传统单体铝毒性效应的主要贡献组分。
3. 残余铝毒性影响因素（Influencing factors of residual aluminum toxicity）
羟基铝团簇可以和多种无机离子（OH−、F−、SO42-、PO33-、HCO3−等）或有机配体结合，其存在形态复杂多样，主要取决于溶液pH值、复合配体浓度、温度等典型环境理化因素。羟基铝团簇还易与大分子化合物，如蛋白质、DNA、磷脂等形成较为复杂的化合物[64]。共存的有机、无机离子与羟基铝团簇形态结合，势必也将影响铝团簇毒性效应。鉴于目前铝团簇毒性的影响因素研究相对较少，本文仅基于现有研究进展，从水源水质组分、pH值和有机酸角度，结合铝团簇形态的转化阐述不同因素对残余铝毒性的影响。
（1）水源水质对残余铝毒性的影响
水源水的温度、浊度、色度、硬度、有机质含量、无机离子差异和河流水文状况将直接影响铝的含量与形态分布，进而对其毒性大小产生影响[72]。水中铝浓度的增加，会导致水体中有机物的凝聚作用增加，使有机物减少，致水生动物因营养匮乏而死亡；同时，还将导致水体中的可溶性磷沉淀，降低磷的再矿化率，对水生动物的生命带来极大的威胁[73]。原水浊度和TOC、DOC浓度增加可提高残留铝中胶体态铝和溶解态羟基铝含量[74-75]。水体悬浮颗粒物含量与颗粒结合态铝含量存在明显的相关关系。水体氟化物含量对弱酸性水源水的残余铝有显著影响，其对羟基铝团簇的形态分布影响占据主导地位。酸性、弱酸性条件下铝氟化物成为主导形态，但该条件对溶解态铝向颗粒态铝的转化并无显著抑制作用[76]。
（2）pH对残余铝毒性的影响
羟基铝团簇毒性效应除与浓度有关外，还和团簇形态密切相关，而形态赋存和转化受水体pH值影响较大。pH对于水中残余铝含量的影响主要体现在絮凝形态和絮凝机制两方面[15, 77]，不同pH下铝团簇形态分布不同[78-79]。在[Al3+] <10−4 mol·L−1水相溶液中，铝的水解优势形态为单体羟基络合离子[80]。当pH值从3−6向7−8以及大于8演变时，铝水解优势形态也从Al3+、Al(OH)2+、Al(OH)2+向Al(OH)3凝胶态、铝酸阴离子Al(OH)4−转化[81-82]。在单体铝的浓度较高（[Al3+]>10−3 mol·L−1）或在向含铝溶液中加碱时，溶液中水解生成的单体羟基态铝络合离子会发生聚合反应，生成二聚体、低聚体及高聚体等羟基聚合形态。其中，纳米Al13形态更加稳定，电荷稳定性更好，受pH影响较小。
不同pH条件下水溶液中主导的铝团聚形态不同，其毒性效应亦不同。当pH值约为5.0时，铝以氢氧化铝Al(OH)3的形态沉积在鱼鳃内，阻止氧气进入血液中，并使鱼体内的含盐浓度失调，导致鱼类死亡[73]。在pH=8−9的弱碱性条件下，水中的铝酸根离子浓度高于0.5 mg·L−1时也可使鲑鱼致死；沉淀的氢氧化铝Al(OH)3不会使鲑鱼急性中毒而死，但能引起鲑鱼的慢性中毒，且在未污染的水体中其解毒的过程比较缓慢[11,69]。该观点主要从单体铝形态转化过程角度，从Al(OH)3生成及对鳃的毒性影响角度论述铝的毒性，长期以来一直主导铝毒性效应的认知，同时也并未考虑铝团簇形态尤其是纳米铝团簇毒性机制的差异性。已有研究表明，不同pH及不同浓度的Al3+及nano-Al13对脱氢酶活性的影响存在较大差异[67]。在磷酸盐存在的情况下，pH值在7−10范围内时，无定形态氢氧化铝颗粒可通过共沉淀的方式将磷原子包裹在自身结构之中或吸附磷酸盐基团在表面[83-84]；随pH下降，铝和磷酸盐作用生成晶体态铝磷酸盐，并在输水过程中造成残余铝的二次释放，进而引发残余铝毒性。
（3）有机酸对残余铝毒性的影响
有机酸（如柠檬酸、草酸、甲酸等）能与金属形成稳定的复合体，将离子态的金属转变成低毒或无毒的螯合态形式，从而减轻过量金属的毒害效应[85]。有机酸与铝离子形成稳定的化合物，降低铝离子生理活性，从而降低细胞内铝离子的毒害效应。如铝可与柠檬酸形成1∶1的复合体, 与草酸形成1∶3的复合体[86]。几种常见低分子有机酸离子削弱铝毒的能力大小顺序为：草酸>乙酸>柠檬酸/硅酸>酒石酸>水杨酸>邻苯二甲酸[85]。有机酸的化学结构也会影响其对铝的络合能力。水杨酸（邻羟基苯甲酸）能与铝形成稳定的六元环鳌合物，而邻苯二甲酸与铝形成不稳定的七元鳌合物，水杨酸对铝的络合能力比邻苯二甲酸大。柠檬酸与铝也能形成稳定的五元环和六元环鳌合物，因此柠檬酸与铝有很强的络合能力[86]。一些多齿或多配位点的有机配体如EDTA、柠檬酸、聚合酚类与铝形成稳定的鳌合物，能抵抗Al3+水解作用的影响[87]。铝和磷酸盐共同作用可生成铝磷酸盐沉淀，直接影响饮用水的剩余浊度和残余铝含量。
然而，上述研究大多基于传统重金属观念，探讨单体铝与有机酸的络合过程。对于纳米铝团簇而言，其比表面积大、表面能高，位于表面的原子占相当大比例，能有效吸附和配位溶液中重要的生物有机分子。有机酸离子可以与高活性的羟基铝络合成为低活性的有机络合态铝，进而降低铝毒性。同时，有机酸离子在与羟基铝络合过程中还可以释放出OH−，使得pH值升高，进一步降低离子态铝的活性，削弱铝毒。研究发现Alm和nano−Al13对谷胱甘肽还原酶（GR）活性有较强抑制作用，加入柠檬酸、草酸以后，抑制作用均显著减轻，其与铝和配体的配位、酶构象的改变有关[51]。有机酸作为残余铝解毒剂应用具有较高的潜在价值。
4. 展望（Prospect）
现有研究主要从残余铝总量角度探讨单体铝或纳米铝团簇的毒性机制，而从高荷电、纳米粒度、铝团簇结构等角度解析单体铝和纳米多聚体铝团簇形态毒性机制差异性的研究尚少。在溶解性铝团簇生物毒性效应过程与机制研究上有待深入系统揭示内在机理和突破方向，主要可以归纳为以下4点：
（1）高正电荷（+7）、高活性位点、纳米Al13团簇在生物体内组织、内脏等负电性器官中迁移途径与机理是否类似于常规负电性纳米污染物以及溶解性单体铝。
（2）单体铝水解形态在黏土等微界面促发下可转化生成nano-Al13这一新认知，是否能解释以往研究中单体铝与多聚体铝毒性效应认知的矛盾。传统观念中单体铝的毒性效应是否也取决于nano-Al13。
（3）铝团簇不同于其他纳米颗粒物，除具有纳米粒度特征外，还具有极强的凝聚絮凝效能，成为水体有机有毒污染物的重要载体和聚集体，其复合毒性研究依然较少。在毒性机制上，铝团簇纳米聚合体是否存在协同效应还是拮抗效应依然需要深入探讨。
（4）对于已进入水环境中的铝，如何实现高毒性铝团簇形态向毒害作用更低的形态转化，实现解毒效果，也是今后铝毒性效应研究方向之一。
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图 2 水体四个月的Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As含量
Figure 2. Contents of Cu, Pb, Zn, Cd, Hg and As in four months of water body
图 3 珍珠龙胆石斑鱼（1）和牙鲆（2）单一重金属健康风险贡献率
Figure 3. Health risk contribution rate of single heavy metal in Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂（1）and Paralichthys olivaceus（2）
表 1 牙鲆重金属含量（mg·kg−1）
Table 1. Contents of heavy metals in Paralichthys olivaceus
重金属含量/（mg·kg−1）Heavy metals content 5月May 6月June 9月September 10月October 平均值Average Cu 0.165±0.054 0.200±0.020 0.216±0.029 0.153±0.009 0.184 Pb 0.043±0.008 0.025±0.004 0.024±0.007 0.026±0.007 0.030 Zn 2.597±0.503 3.220±1.076 2.734±0.336 3.892±0.144 3.110 Cd 0.002±0.000 0.006±0.004 0.003±0.001 0.003±0.000 0.003 Hg 0.001±0.001 0.001±0.001 0.000±0.000 0.000±0.000 0.001 As 0.005±0.001 0.036±0.009 0.058±0.016 0.046±0.004 0.036
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表 2 珍珠龙胆石斑鱼重金属含量（mg·kg−1）
Table 2. Contents of heavy metals in Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂
重金属含量/（mg·kg−1）Heavy metals content 5月May 6月June 9月September 10月October 平均值Average Cu 0.247±0.014 0.086±0.047 0.286±0.007 0.424±0.071 0.261 Pb 0.046±0.024 0.018±0.013 0.018±0.001 0.021±0.001 0.026 Zn 2.950±0.101 4.707±1.901 3.972±0.249 2.424±1.392 3.512 Cd 0.004±0.000 0.004±0.003 0.001±0.000 0.001±0.000 0.002 Hg 0.000±0.000 0.001±0.000 0.000±0.000 0.000±0.000 0.001 As 0.040±0.013 0.001±0.000 0.070±0.048 0.037±0.003 0.053
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表 3 不同生长模式下牙鲆中重金属含量对比
Table 3. Comparison of metal contents in Paralichthys olivaceus body weight under different growth modes
模式 Pattern 重金属含量/（mg·kg−1） Heavy metal content Pb Cd Cu 循环水养殖Circulating aquaculture 0.030 0.003 0.184 近海养殖Inshore aquaculture 0.260 0.030 1.630 近海野生Inshore wild 0.250 0.030 1.670
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表 4 4个月的重金属单因子污染指数（Pi）和综合污染指数（P综）
Table 4. Single factor pollution index （Pi） and comprehensive pollution index （P综）
Cu Pb Zn Cd Hg As P综 牙鲆（Paralichthys olivaceus） 5月 0.003 0.087 0.065 0.020 0.002 0.050 0.354 6月 0.004 0.051 0.081 0.039 0.002 0.360 0.474 9月 0.004 0.048 0.068 0.030 0.001 0.580 0.592 10月 0.003 0.052 0.097 0.027 0.000 0.460 0.532 Pi平均 0.004 0.059 0.078 0.029 0.002 0.360 0.474 珍珠龙胆石斑鱼（Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂） 5月 0.005 0.092 0.074 0.040 0.001 0.400 0.500 6月 0.002 0.037 0.118 0.035 0.002 0.010 0.276 9月 0.006 0.036 0.099 0.013 0.001 0.430 0.514 10月 0.008 0.042 0.061 0.006 0.001 0.370 0.475 Pi平均 0.005 0.050 0.088 0.023 0.002 0.300 0.435
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表 5 单一（THQ）及复合（TTHQ）重金属摄入的健康风险指数
Table 5. Health risk index of single （THQ） and complex （TTHQ） heavy metal intake
Cu Pb Zn Cd Hg As TTHQ 牙鲆（Paralichthys olivaceus） 5月 0.0074 0.0222 0.0155 0.0036 0.0004 0.0030 0.0520 6月 0.0090 0.0130 0.0192 0.0070 0.0004 0.0215 0.0700 9月 0.0097 0.0123 0.0163 0.0054 0.0002 0.0556 0.0995 10月 0.0069 0.0132 0.0233 0.0048 0.0001 0.0275 0.0757 THQ平均 0.0082 0.0152 0.0186 0.0052 0.0004 0.0269 0.0744 珍珠龙胆石斑鱼（Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂） 5月 0.0110 0.0024 0.0176 0.0072 0.0001 0.0239 0.0622 6月 0.0039 0.0010 0.0281 0.0063 0.0004 0.0006 0.0402 9月 0.0128 0.0009 0.0237 0.0023 0.0001 0.0257 0.0656 10月 0.0190 0.0011 0.0145 0.0011 0.0001 0.0221 0.0579 THQ平均 0.0117 0.0013 0.0210 0.0041 0.0004 0.0179 0.0564
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