陳鏡伊， 唐婉瑩， 尹洪斌， 朱瑾燦

(1.南京理工大學(xué)化工學(xué)院，江蘇南京 210094； 2.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所/湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇南京 210008)

隨著人口的增長以及工業(yè)、農(nóng)業(yè)的高速發(fā)展，人類日常生活污水和企業(yè)生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的廢水排放量逐年增加，其中往往含有大量重金屬，若不經(jīng)處理，這些重金屬便會(huì)被懸浮顆粒物所吸附，最后流入湖泊，蓄積于沉積物中，因此沉積物又可以被稱為重金屬的蓄積地，對重金屬的積累和釋放起著舉足輕重的作用[1-3]。由于沉積物重金屬具有易富集、降解難、毒性大等特點(diǎn)，因此過量的重金屬會(huì)對湖泊水質(zhì)以及底棲生物的正常生命活動(dòng)產(chǎn)生危害[4-5]。值得注意的是，沉積物中的重金屬并非一直處于穩(wěn)定狀態(tài)，而是會(huì)隨著周圍的環(huán)境變化而發(fā)生相應(yīng)的變化。例如，當(dāng)水體處于好氧狀態(tài)時(shí)，表層沉積物中重金屬的可交換態(tài)會(huì)轉(zhuǎn)化為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)[6]；當(dāng)水體處于厭氧狀態(tài)時(shí)，隨著沉積物中高價(jià)鐵、錳的還原，與之結(jié)合的重金屬會(huì)釋放到上覆水中，進(jìn)而影響水質(zhì)[7]。另有研究表明，沉積物再懸浮過程也會(huì)對沉積物重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)化以及沉積物-水界面重金屬釋放產(chǎn)生較大的影響。例如，還原態(tài)沉積物由于再懸浮而與氧氣得到充分接觸，使得沉積物中重金屬的可氧化態(tài)含量降低，同時(shí)，再懸浮過程會(huì)加快溶解性重金屬由沉積物向上覆水的釋放速率，導(dǎo)致水體中重金屬濃度快速增加[8]。

湖泊水體富營養(yǎng)化最直接的反映就是藍(lán)藻暴發(fā)，藍(lán)藻在暴發(fā)以及死亡期間會(huì)大量消耗水體中的氧氣，造成局部厭氧，并可能導(dǎo)致沉積物形成厭氧環(huán)境，進(jìn)而對沉積物重金屬的生物地球化學(xué)過程產(chǎn)生影響。如孔明等認(rèn)為，與鐵錳氧化物結(jié)合的Pb會(huì)因藍(lán)藻暴發(fā)之后造成水體嚴(yán)重缺氧而重新釋放出來[9]。湯雨霖等研究表明，藍(lán)藻在生長過程中會(huì)降低沉積物對Hg的固定效果，明顯提高了水體中Hg的含量[10]。但是，目前大部分研究只關(guān)注到了藍(lán)藻聚集、暴發(fā)以及死亡分解的單一過程對湖泊中重金屬的影響，而沒有考慮到藍(lán)藻從生長到死亡的全部過程。實(shí)際上，湖泊中的藍(lán)藻是經(jīng)歷了一個(gè)早期萌發(fā)、聚集腐爛以及后期復(fù)氧的過程，這個(gè)過程不僅會(huì)引起沉積物-水界面的溶解氧發(fā)生變化，還能夠改變pH值、氧化還原電位等條件，從而對沉積物-水界面重金屬的地球化學(xué)特征產(chǎn)生顯著影響[11-12]。

長蕩湖是位于江蘇省常州市的淺水湖泊，平均水深約 1.2 m，面積89 km2，絕大部分處于金壇區(qū)[13]，有關(guān)研究表明，長蕩湖潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)嚴(yán)重，其中沉積物受鎘的污染程度最大[14]，除此之外，砷污染也比較嚴(yán)重，鉻污染較輕微[15]。本研究以鎘污染沉積物為研究對象，探究了藍(lán)藻從生長、死亡至復(fù)氧過程對沉積物重金屬(Cd)的生物有效性的影響，為藍(lán)藻和重金屬污染研究提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

根據(jù)前期研究[16]，采用大口徑柱狀采樣器在長蕩湖鎘污染區(qū)域(31.640425°N，119.54084°E)采集沉積物芯樣，然后往若干高50 cm、內(nèi)徑8 cm的潔凈有機(jī)玻璃柱中推入高度為5 cm的沉積物，并在圓柱兩端加塞密封。收集澄清湖水，用聚乙烯桶裝載后與柱樣一并小心帶回實(shí)驗(yàn)室。

將采回的圓柱分為3組，每組4根，用以模擬藍(lán)藻生長期、死亡期、復(fù)氧期3個(gè)階段。用虹吸法沿著柱壁緩慢注入湖水，高度15 cm，隨后將柱子放入配有循環(huán)泵的塑料槽中，在35 ℃條件下靜置3 d備用。每組有藍(lán)藻和無藍(lán)藻均設(shè)置2個(gè)平行，即每組的前2根圓柱加入300 mL澄清湖水，后2根圓柱加入300 mL湖水和藍(lán)藻混合物。

1.2 藍(lán)藻模擬試驗(yàn)設(shè)計(jì)

藍(lán)藻生長期：自加入湖水與藍(lán)藻混合物之日起，每隔48 h取1次上覆水。試驗(yàn)進(jìn)行的第3天在模擬生長期的沉積物中小心插入DGT板，48 h之后取出。隨后將底泥按照0～1、1～3、3～5 cm分割成3層，并置于冷凍干燥機(jī)(FD-1A-50型)內(nèi)進(jìn)行干燥。最后將干燥完畢的各層底泥用瑪瑙研缽研磨，過200目篩后于干燥器中保存?zhèn)溆谩?/p>

藍(lán)藻死亡期：模擬生長期試驗(yàn)結(jié)束之后，將剩余的8根柱子加塞密封并避免陽光照射，繼續(xù)每隔48 h取1次上覆水。在模擬死亡期的第3天將DGT板小心插入沉積物中，48 h 之后取出。底泥的處理方法同上。

藍(lán)藻復(fù)氧期：模擬死亡期試驗(yàn)結(jié)束之后，對剩余4根柱子進(jìn)行曝氣處理，以增加柱內(nèi)氧氣含量，按上述間隔時(shí)間抽取上覆水。曝氣后第3天插入DGT板，48 h之后取出。底泥的處理方法同上。

1.3 底泥及上覆水理化性質(zhì)測定

1.3.1 上覆水中葉綠素a和重金屬含量測定 本試驗(yàn)采用熱乙醇法[17]對葉綠素a含量進(jìn)行測定，具體方法如下：上覆水經(jīng)Whatman GF/C(玻璃纖維濾紙)濾膜過濾(0.45 μm)，將所得濾液于-20 ℃條件下冷凍，24 h后向?yàn)V液中加入5 mL 90%乙醇溶液(經(jīng)80 ℃預(yù)熱)，隨后在水浴鍋(HH-6型)中萃取3 min，萃取溫度維持在80 ℃。在冰浴條件下用超聲波細(xì)胞粉碎儀(KS-1200型)將水樣進(jìn)行細(xì)胞粉碎，接著在 4 ℃、黑暗條件下靜置6 h。用高速離心機(jī)(TDL80-2B型)把靜置后的水樣在4 000 r/min下離心10 min，取得的上清液用紫外分光光度計(jì)(UV-2550型)在665 nm和750 nm處比色，以90%乙醇為參比，測定吸光度，然后加入1滴1 mol/L的鹽酸，按上述方法再次測定吸光度，計(jì)算葉綠素a的含量。

用0.45 μm濾膜過濾適量上覆水，然后將所得濾液用ICP-MS(Thermo Fisher，ICAP-QC型)測定其中重金屬含量。

1.3.2 底泥中重金屬形態(tài)及通量測定 本試驗(yàn)采用BCR法[18]來測定B1態(tài)(弱酸溶解態(tài))、B2態(tài)(可還原態(tài))、B3態(tài)(可氧化態(tài))3種重金屬形態(tài)。由于第4種形態(tài)(殘?jiān)鼞B(tài))十分穩(wěn)定，對生物有效性影響很小，因此本試驗(yàn)中不分析此態(tài)。

試驗(yàn)中所使用的DGT板購于英國DGT研究有限公司。取出DGT板后在泥水界面做好標(biāo)記，之后用去離子水將其表面泥漬沖洗干凈。取出DGT板中的吸附膜，按一定方向把吸附膜切成條狀，寬度為4 mm，然后將小條吸附膜按順序放入離心管，加入1 mL、1 mol/L的硝酸之后在180 r/min下震蕩24 h獲得提取液，測定并計(jì)算其中的重金屬含量。

DGT通量可以反映相應(yīng)深度底泥中重金屬的濃度，按菲克(Fick’s)第一擴(kuò)散定律進(jìn)行通量計(jì)算：

(1)

CDGT是與DGT板對應(yīng)處間隙水或上覆水中的重金屬離子濃度；D是擴(kuò)散系數(shù)(cm2/s)，不同溫度下的擴(kuò)散系數(shù)可以參考文獻(xiàn)[19]；Δg是擴(kuò)散層厚度(cm)。

CDGT可由下式計(jì)算：

(2)

式中：M為吸附膜固定的金屬總量。

(3)

因此，

(4)

式中：A為DGT凝膠層面積(cm2)；t為DGT插入沉積物的時(shí)間(h)；Ce為硝酸提取液中測得的金屬濃度(μg/L)；V硝酸和Vgel分別是硝酸提取液和吸附凝膠的體積(mL)；fe是硝酸對金屬的提取系數(shù)，一般取0.8。

1.3.3 底泥中酸揮發(fā)性硫化物(AVS)及同步可提出金屬(SEM)測定 在500 mL廣口瓶中稱取3 g干燥過篩后的底泥，然后向瓶中小心放入含有5 mL 3%堿性乙酸鋅的試管，蓋上具三通閥橡膠塞，往瓶中通入1～2 min高純氮?dú)夂?，注?2 mL 1 mol/L的抗壞血酸溶液和 15 mL 6 mol/L的鹽酸溶液，關(guān)閉閥門。4 h后取出試管，測定(亞甲基藍(lán)比色法)并計(jì)算AVS[20]。在8 000 r/min下對瓶內(nèi)底泥離心8 min，測定上清液中的重金屬含量，從而得出SEM的值，并計(jì)算SEM-AVS。

2 結(jié)果與分析

2.1 上覆水中葉綠素a含量的變化分析

通過測定葉綠素a含量可以判斷藍(lán)藻的多少，測定結(jié)果見圖1。從圖中可以看出，在無藍(lán)藻的柱子中取出的上覆水依然含有葉綠素a，其值隨著時(shí)間變化不明顯。這是因?yàn)樵囼?yàn)中添加的為湖水，其中必定含有些許浮游植物，但是所測得的葉綠素a含量可以忽略不計(jì)。在添加藍(lán)藻的情況下，葉綠素a含量在藍(lán)藻生長期不斷增加；在藍(lán)藻死亡期，先快速增加，到達(dá)峰值以后驟然減??；在藍(lán)藻復(fù)氧期再次上升。這是因?yàn)樵谏L期藍(lán)藻的數(shù)量逐步增加，使得葉綠素a含量增加；在死亡期一開始，藍(lán)藻的數(shù)量急劇生長，達(dá)到暴發(fā)階段，由于此時(shí)藍(lán)藻處于黑暗密閉環(huán)境，無法進(jìn)行光合作用，使得柱內(nèi)缺氧，以至于后期藍(lán)藻快速死亡；復(fù)氧期的時(shí)候由于柱內(nèi)氧氣充沛，殘存的藍(lán)藻繼續(xù)生長使葉綠素a含量增加。

2.2 上覆水中Cd含量的變化分析

上覆水中Cd濃度的變化見圖2。在藍(lán)藻生長期，加藻組上覆水中Cd濃度呈降低趨勢，說明藍(lán)藻在生長過程中可以吸附上覆水中的Cd，這與Ni等的研究結(jié)果[12]一致；在藍(lán)藻死亡期和復(fù)氧期，上覆水中的Cd濃度隨時(shí)間延長而增加，加藻組中Cd濃度高于無藻組，但是整體而言，藍(lán)藻的生消過程對上覆水中Cd濃度的影響不顯著(P=0.685)。

高價(jià)鐵錳氧化物若被還原，與之結(jié)合的重金屬便釋放出來[21]，在藍(lán)藻死亡期，柱內(nèi)處于缺氧條件，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的重金屬含量隨鐵錳化合物的還原而降低，使得上覆水中重金屬含量升高；硫化物結(jié)合態(tài)中的重金屬會(huì)隨著硫化物的氧化而溶解到水中[22]，在復(fù)氧期，氧氣的含量增加導(dǎo)致硫化物被氧化，與之結(jié)合的重金屬釋放到上覆水中，因此會(huì)出現(xiàn)上覆水Cd濃度隨試驗(yàn)進(jìn)程而升高的情況。

2.3 沉積物中Cd的變化特征

在生長期、死亡期、復(fù)氧期分析不同深度沉積物中Cd的賦存形態(tài)，以探究藍(lán)藻的生消過程對沉積物中Cd形態(tài)的影響。Cd的弱酸溶解態(tài)測定結(jié)果見圖3。不同深度沉積物中Cd的弱酸溶解態(tài)無明顯規(guī)律性，藍(lán)藻在生長期和復(fù)氧期會(huì)略微增加弱酸溶解態(tài)中Cd的含量，但是影響效果不顯著(P=0.284)。這可能是因?yàn)榻饘俚娜跛崛芙鈶B(tài)與pH值密切相關(guān)，在酸性條件下易分解，而在太湖沉積物中pH呈弱堿性[7]，并不利于弱酸溶解態(tài)中重金屬的釋放。藍(lán)藻的光合作用可以將CO2轉(zhuǎn)變?yōu)镺2，從而增強(qiáng)堿性，提高重金屬的弱酸溶解態(tài)含量，而呼吸作用則相反，會(huì)降低堿性[11]，導(dǎo)致重金屬的弱酸溶解態(tài)含量減少。綜上所述，藍(lán)藻的存在沒有對Cd的弱酸溶解態(tài)產(chǎn)生明顯的影響。

Cd的可還原態(tài)測定結(jié)果見圖4。在各個(gè)時(shí)期，隨著深度的增加，Cd的可還原態(tài)含量減小，可能是因?yàn)殡S著沉積物深度越深，含氧量越少，鐵錳氧化物被還原程度越大。不僅如此，在藍(lán)藻的生長期、死亡期、復(fù)氧期3個(gè)過程中，這2個(gè)處理重金屬的可還原態(tài)含量均呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢，且藍(lán)藻的生消過程會(huì)降低Cd的可還原態(tài)含量，因?yàn)楫?dāng)含氧量和ORP(氧化還原電位)降低時(shí)[23]，重金屬的可還原態(tài)含量會(huì)減少。藍(lán)藻的暴發(fā)會(huì)使pH值升高[24]，導(dǎo)致ORP降低，且藍(lán)藻大量死亡以后柱內(nèi)處于缺氧狀態(tài)，使得加藻組中Cd的可還原態(tài)含量低于無藻組。整體上藍(lán)藻對Cd的可還原態(tài)降低效果不顯著(P=0.196)，可能與藍(lán)藻的數(shù)量有關(guān)。

Cd的可氧化態(tài)測定結(jié)果見圖5。3個(gè)時(shí)期相同深度下Cd的可氧化態(tài)含量大小為死亡期>生長期>復(fù)氧期，可能是因?yàn)橹鶅?nèi)氧氣含量表現(xiàn)為死亡期<生長期<復(fù)氧期，在好氧情況下與硫化物結(jié)合的Cd隨著硫化物被氧化而釋放出來，可氧化態(tài)含量減少，在藍(lán)藻死亡期可氧化態(tài)含量最高還有一個(gè)原因就是藻體的死亡使柱內(nèi)有機(jī)質(zhì)含量增加，從而增加了金屬的有機(jī)物結(jié)合態(tài)[25]。在藍(lán)藻的生消過程中，整體上無藻組中Cd的可氧化態(tài)含量比加藻組中小，可能是由于藍(lán)藻新陳代謝過程中產(chǎn)生的有機(jī)質(zhì)使得加藻組中的有機(jī)質(zhì)含量相對較高，但是2組的差異并不顯著(P=0.164)。

2.4 沉積物鎘的供應(yīng)能力分析

不同深度沉積物向孔隙水供應(yīng)重金屬的能力可以通過DTG通量反映出來。不同時(shí)期測得的Cd的通量如圖6所示。由圖6可知，在生長期藍(lán)藻對沉積物中Cd通量的影響顯而易見，說明藍(lán)藻的生長會(huì)降低沉積物向孔隙水供應(yīng)Cd的能力。通過之前的重金屬形態(tài)分析，這可能是因?yàn)樵谏L期加藻組中Cd的可還原態(tài)和無藻組中的差異不大，而弱酸溶解態(tài)、可氧化態(tài)高于無藻組，所以降低了孔隙水中的重金屬含量。由藍(lán)藻死亡期測得的Cd通量可知，在加藻組中Cd的通量先低于無藻組，隨著沉積物深度的增加又高于無藻組，最后接近，但整體差異不顯著(P=0.896)。這可能是由藍(lán)藻在死亡期對不同深度沉積物中Cd的賦存形態(tài)產(chǎn)生了不同的影響所導(dǎo)致的。由藍(lán)藻復(fù)氧期測得的Cd通量可知，加藻組中Cd的通量要顯著小于無藻組(P=0.021)。這可能是因?yàn)樗{(lán)藻在復(fù)氧期對Cd的弱酸溶解態(tài)和可氧化態(tài)含量的增加程度高于對Cd的可還原態(tài)含量的減少程度，整體上降低了沉積物向孔隙水供應(yīng)Cd的能力。

2.5 沉積物中毒性判斷

AVS可以和二價(jià)重金屬反應(yīng)形成不溶性低毒化合物，因此可以從SEM-AVS的值來判斷沉積物中重金屬的生物毒性大小，其值越大，說明毒性越大。通過對不同深度沉積物中AVS和SEM進(jìn)行測定，計(jì)算出SEM-AVS的值，以探究藍(lán)藻在生長期、死亡期、復(fù)氧期中的溶解性重金屬生物毒性的大小，測定結(jié)果見圖7。藍(lán)藻的生消過程可以明顯影響重金屬的生物毒性。不管是無藻組還是加藻組，沉積物表層0～1 cm 的生物毒性最大，隨著深度的加深毒性減小。在生長期和復(fù)氧期，加藻組的SEM-AVS值遠(yuǎn)小于無藻組，說明藍(lán)藻在這2個(gè)時(shí)期內(nèi)可以明顯降低重金屬的生物毒性。在藍(lán)藻死亡期，表層0～1 cm處加藻組SEM-AVS值比無藻組大很多，明顯增加了表層沉積物重金屬的毒害作用，可能是因?yàn)樗{(lán)藻的大量死亡導(dǎo)致表層重金屬含量劇增。

3 結(jié)論

藍(lán)藻的生消過程能夠影響上覆水及底泥中重金屬的生物有效性，具體表現(xiàn)為：(1)藍(lán)藻在生長期會(huì)降低上覆水中Cd的含量，在死亡期和復(fù)氧期會(huì)導(dǎo)致上覆水中Cd濃度的增加。(2)藍(lán)藻在生長期、死亡期、復(fù)氧期會(huì)改變沉積物中的有機(jī)質(zhì)含量、含氧量及pH值等因素，從而影響到Cd的賦存形態(tài)。藍(lán)藻在生長期間會(huì)增加沉積物中Cd的弱酸溶解態(tài)及可氧化態(tài)含量，降低其可還原態(tài)含量；在死亡期會(huì)降低Cd的可還原態(tài)含量，增加其可氧化態(tài)含量；藍(lán)藻在復(fù)氧期對沉積物中Cd的賦存形態(tài)的影響與生長期一致。(3)在生長期和復(fù)氧期，藍(lán)藻可以明顯降低沉積物中Cd的通量，加強(qiáng)沉積物對Cd的固定效果，抑制沉積物向孔隙水供應(yīng)Cd的能力。(4)通過對SEM與AVS差值的分析可以發(fā)現(xiàn)，沉積物表層0～1 cm處的生物毒性最大。在不同時(shí)期，藍(lán)藻對生物毒性的影響不同。在藍(lán)藻生長期和復(fù)氧期，加藻組的生物毒性要明顯小于無藻組，然而在藍(lán)藻死亡期則截然相反，大量死亡的藍(lán)藻使得沉積物重金屬的毒害作用大幅增加。