羅唐惠子,任 霞,蒙新赟,劉 璟

(西南大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，重慶 400715)

砷是一種非金屬元素，位于元素周期表的第4周期、第ⅤA族，通常存在于毒砂(FeAsS)和黃鐵礦(FeS2)等含硫化物礦物中( Goldhaberetal., 2003; Garelick, 2008； Herathetal., 2016)。砷的化合物達(dá)到一定劑量后不僅具有較強(qiáng)毒性，且能夠致癌，長期暴露接觸砷化物會導(dǎo)致一系列神經(jīng)系統(tǒng)疾病(Vahidniaetal., 2007)、心血管疾病(Statesetal., 2009)以及皮膚癌(Yuetal., 2006)和肺癌(Celiketal., 2008)等。地殼中砷的背景值不超過10 mg/kg(Creceliusetal., 1975; Martin, 1991)，但含砷硫化物的風(fēng)化、火山噴發(fā)、采礦及工業(yè)活動都會使環(huán)境中砷總量劇增，導(dǎo)致土壤、水資源受到砷的污染(Nriagu and Pacyna, 1988; 商平等, 2008)。砷問題是國際普遍關(guān)注的環(huán)境問題之一，美國、孟加拉國、西班牙、澳大利亞等國家已有相關(guān)報道( Navarroetal., 1993; Karimetal., 1997; Chenetal., 2001)。礦區(qū)砷是水、土和大氣污染的主要來源，有報道韓國以生產(chǎn)黃金為主的3個礦山尾礦總砷含量最高達(dá)62 350 mg/kg(Kimetal., 2002)，西班牙4個廢棄礦山的沉積物和廢渣堆砷含量均較高并具較強(qiáng)遷移性(Lariosetal., 2012)，伊朗西北部水資源受到Valilo廢棄砷礦的污染(Hajalilouetal., 2011)。

湖南是我國著名的有色金屬大省，砷污染常見，如湖南省錫銻礦區(qū)附近農(nóng)用土壤中砷含量高達(dá)14.95～363.19 mg/kg(莫昌琍等, 2013)，郴州市竹園礦區(qū)附近土壤As含量高達(dá)87.71～1 351.9 mg/kg，冷水江錫礦山附近受污染流域有10 km2(曾敏等, 2006)，這些地區(qū)的砷平均含量都高于我國一級土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(15 mg/kg)。因此礦區(qū)砷遷移行為的調(diào)查對于了解和防治區(qū)域砷污染具有重要的意義。Nimick等(2003，2005)對美國受Montana西南部廢棄礦區(qū)影響的High Ore Creek和Prickly Pear Creek兩條河流進(jìn)行的砷遷移行為調(diào)查結(jié)果顯示，溶解砷存在晝夜變化現(xiàn)象。Gammons等(2007)調(diào)查美國Montana州受冶煉礦區(qū)影響的Clark Fork河流中砷的晝夜變化現(xiàn)象時，發(fā)現(xiàn)河流多個采樣點(diǎn)的砷濃度在白天升高了51 %。最近澳大利亞南十字星大學(xué)Johnston等( 2020)在Macleay河流的研究指出，季節(jié)性晝夜溫度變化是驅(qū)動砷、銻遷移的主要因素。

湖南石門雄黃礦區(qū)位于鶴山村(N29°38′11″ ～ 29°38′43″，E111°2′06″ ～ 111°2′23″)，曾經(jīng)是亞洲最大的雄黃礦，具有千年開采歷史，產(chǎn)生的大量含砷廢物導(dǎo)致當(dāng)?shù)丨h(huán)境受到巨大的砷威脅，流域內(nèi)水土均受到污染(李蓮芳等, 2010； Tangetal., 2016)，土壤As含量為84.17～296.16 mg/kg(曾敏等, 2006)，附近村莊也因此稱為“癌癥村”(Fanetal., 2017； Yangetal., 2018； 張明慧等, 2020)。石門地區(qū)屬多山地形，且有典型的亞熱帶季風(fēng)氣候，雨熱同期，降水充沛，因此一些由歷史雄黃礦開采殘留的礦石以及含砷廢渣容易被雨水淋溶，遷移至其附近唯一水系——黃水溪，使其遭受污染。黃水溪起于石門縣白云鎮(zhèn)磺廠街，流經(jīng)附近居民生活區(qū)，經(jīng)過雄黃礦尾礦填埋場，最終匯入皂市水庫。該流域河床是以方解石為主的石灰?guī)r地層，致使黃水溪呈弱堿性(Zhuetal., 2015)，有別于硫化鐵礦區(qū)常見的酸性溪流。黃水溪中適宜的溫度與酸堿性為藻類提供了良好的生存環(huán)境，而作為水環(huán)境的重要組成成分，藻類對環(huán)境中的物質(zhì)循環(huán)起著重要作用，對砷具有非常明顯的去除效果，并且對環(huán)境保持著較高的友好性，是生物修復(fù)砷污染技術(shù)中潛力巨大的研究對象(Tingetal., 1991; Zeraatkaretal., 2016)。據(jù)報道，小球藻、銅綠微囊藻、萊茵衣藻、魚腥藻、水綿等藻類對砷都具有較強(qiáng)的吸附能力(Pandeyetal., 2012; Wangetal., 2013; Xieetal., 2018; Shahetal., 2022)。前期研究發(fā)現(xiàn)黃水溪中砷濃度為0.28～10.43 mg/L，并且季節(jié)性變化對砷的輸出通量有影響(Lietal., 2020)。然而關(guān)于晝夜變化對堿性溪流中砷的遷移影響的研究較少，并且關(guān)于藻類對砷遷移的影響尚無涉及。關(guān)于該流域砷晝夜變化的系統(tǒng)性認(rèn)識，不但能夠豐富砷循環(huán)及生物地球化學(xué)知識，而且有助于精確礦區(qū)砷輸入輸出通量，為流域污染控制提供參考。因此，本研究對湖南石門黃水溪中砷濃度的晝夜變化以及溫度、pH值、溶解氧(DO)、葉綠素a(Chla.)、碳酸根、碳酸氫根的變化進(jìn)行了野外調(diào)查，在此基礎(chǔ)上進(jìn)行了礦區(qū)的藻分離培養(yǎng)，并研究了晝夜變化下藻對砷礦物釋放砷的影響，進(jìn)而分析了釋砷動力學(xué)過程和砷的價態(tài)問題。

1 材料與方法

1.1 石門礦區(qū)采樣與分析

在黃水溪下游即將匯入皂市水庫處的河段選取3個點(diǎn)位作為此次研究采樣點(diǎn)：黃水溪匯入前設(shè)為溪流點(diǎn)(C點(diǎn))，溪流與皂市水庫入口處設(shè)為匯入點(diǎn)(R點(diǎn))，皂市湖口為湖口點(diǎn)(M點(diǎn))，各站點(diǎn)流速分別為1.7、1.2 和0.19 m/s。用紅白相間的鋁制桿標(biāo)記，將兩根聚丙烯塑料管用卡箍牢固在每個鋁桿的上端(靠近水面)和下端(靠近溪流底部)，距離12 ～120 cm，以此來采取上層和下層的水樣。每根聚丙烯塑料管口處包裹尼龍網(wǎng)，防止水中雜物堵塞管道。采用便攜式真空泵(CHNONLI-CNL-H002)從各采樣點(diǎn)管道抽取采集，過0.22 μm孔徑的濾膜(水系)裝入50 mL離心管，用于后續(xù)總砷含量測定。從第1日上午11∶50到第2日上午11∶50，每隔2 h取一次樣，共24 h。另取水樣用便攜式參數(shù)測定儀在現(xiàn)場分別測定pH值、溶解氧(DO)含量； 再用雙通道小型熒光計測定葉綠素a(Chla.)含量，測量前已校準(zhǔn)，標(biāo)準(zhǔn)曲線相關(guān)系數(shù)為0.98。水中碳酸根與碳酸氫根含量采用酸堿中和滴定法現(xiàn)場測定。將3個溫度探頭(CS547A，Campbell)置于每個站點(diǎn)處連接數(shù)據(jù)接收器(Campbell，型號CR300)以實(shí)時監(jiān)測水體溫度變化。野外pH值測定結(jié)果表明黃水溪pH值在8.1～9.2之間。晝夜溫度范圍為23～28℃。收集一定量的黃水溪水樣用于后續(xù)實(shí)驗(yàn)室藻分離。

1.2 總砷和砷的價態(tài)分析

水中總砷濃度用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS,安捷倫7900，美國)測定； 砷的價態(tài)、濃度采用氫化物發(fā)生原子熒光光譜結(jié)合高效液相色譜法(HPLC-AFS，S-50, Jitian，China)測定。測試所用試劑均用去離子水配置。

色譜條件： 色譜柱CNWSep AX 4.0 mm×250 mm×10 μm，流動相1.96 g/L(NH4)2HPO4(優(yōu)級純)，流量1.0 mL/min，進(jìn)樣體積1 mL。

原子熒光光譜條件： 載液7 % HNO3(優(yōu)級純)，還原劑20 g/L KBH4(優(yōu)級純)和5 g/L KOH(優(yōu)級純)混合，載氣采用高純氬氣(0.3 MPa)。

質(zhì)量控制： 每 20 個樣品后測量1個標(biāo)準(zhǔn)樣品或空白以檢查儀器穩(wěn)定性。

1.3 藻分離和水綿培養(yǎng)

將收集的黃水溪水樣用改良過后的BG11液體培養(yǎng)基進(jìn)行藻類培養(yǎng)，選取單一藻體群落進(jìn)行進(jìn)一步分離純化。通過顯微鏡對分離出來的各單一藻類進(jìn)行鑒定，結(jié)果顯示，分離獲得的可培養(yǎng)藻類種類主要有水綿、小球藻、柵藻、顫藻等(圖1)。

作為螺旋藻體，水綿的藻體纖長，是農(nóng)田中常見的一種藻類，本次采用水綿作為代表性螺旋藻用于后續(xù)雄黃界面釋砷驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)。水綿的培養(yǎng)仍采用上述BG11液體培養(yǎng)基，在光照培養(yǎng)箱(溫度30 ℃，光照40 %，光暗比10 h∶14 h)中進(jìn)行培養(yǎng)，每天定時搖瓶一次，培養(yǎng)周期為15 d，選取生長良好的水綿與石門雄黃礦開展動力學(xué)釋砷實(shí)驗(yàn)。

1.4 水綿對雄黃礦物釋砷的影響

將含有水綿的200、400、600 mL溶液分別稀釋至700 mL，藻的濃度定量由測試得到的溶液中葉綠素a的熒光值來表征(表1)。野外測試結(jié)果顯示黃水溪中葉綠素a含量最高可達(dá)2.07，含量普遍處于0.00～0.86之間，因此本實(shí)驗(yàn)設(shè)定0.87、2.01和4.79這3個藻濃度梯度分別代表低、中、高的藻環(huán)境，其中高藻環(huán)境顯著高于實(shí)際環(huán)境，用以模擬極端條件。為了模擬野外白天與黑夜交替的環(huán)境，設(shè)計了自制光合作用反應(yīng)裝置，由反應(yīng)容器、恒溫水浴鍋、磁力攪拌器、光照系統(tǒng)組成。反應(yīng)容器是雙層玻璃瓶，內(nèi)層裝實(shí)驗(yàn)溶液，外層裝水浴鍋循環(huán)水，外層玻璃右側(cè)有進(jìn)水口，左側(cè)有出水口，上方連接內(nèi)層玻璃有一大一小兩個瓶口，方便樣品采集； 恒溫水浴鍋保證實(shí)驗(yàn)溫度恒定； 光照系統(tǒng)采用氙燈上方直射，模擬太陽光，下方的磁力攪拌器是為了模擬水流的流動(圖2)。取600 mL水綿溶液注入自制光合作用反應(yīng)容器中，其余100 mL作為每次取樣后的補(bǔ)充溶液。將容器與恒溫水浴鍋(Thermofisher Haakenbei)相接，用氙燈(上海賀帆儀器有限公司，HF-GHX-XE-300GQ，300W)模擬自然光?？紤]到氙燈照射會增加溶液溫度，恒溫水浴鍋溫度設(shè)定為23℃，輻照后測得溶液實(shí)際溫度為26℃。將自制光合作用反應(yīng)容器置于IKA磁力攪拌器上，稱取0.10 g 雄黃置于溶液中。

圖1 黃水溪分離獲得的可培養(yǎng)藻種Fig.1 Culturable algae species isolated from Huangshui Creek

表1 釋砷實(shí)驗(yàn)中葉綠素a含量測試結(jié)果Table 1 Chlorophyll a contents in arsenic release experiment

實(shí)驗(yàn)開始后，在0.5、1、1.5、2、3、4、6、8、10 h時各取一次樣，每次取3個子樣品，過0.22 μm的濾膜用于砷形態(tài)測定。 10 h取樣結(jié)束后，關(guān)閉光照、轉(zhuǎn)速以模擬夜間，待14 h后，再重新開啟裝置以模擬另一白晝環(huán)境，在相同條件下，再進(jìn)行10 h的連續(xù)實(shí)驗(yàn)，取樣時間和方法不變。對照組則采用不加水綿的600 mL BG11培養(yǎng)基與0.10 g雄黃混合制成，按照上面實(shí)驗(yàn)組相同的實(shí)驗(yàn)方法進(jìn)行對照實(shí)驗(yàn)。

1.5 雄黃的投射電子顯微鏡(TEM)觀察

透射電子顯微鏡能夠把加速和聚集后的電子束投射到樣品上，與樣品中的原子碰撞發(fā)生立體角散射，由于散射角的大小與樣品密度、厚度有關(guān)，因此呈現(xiàn)出陰暗不同的影像，最終投射到熒光屏板上，熒光屏板再將電子影像轉(zhuǎn)化為可見光影以便觀察。為了解水綿與雄黃界面作用后雄黃的形貌，采用透射電子顯微鏡(HT7700，日本日立公司)對經(jīng)過實(shí)驗(yàn)后的雄黃進(jìn)行了形貌觀察。

2 結(jié)果和討論

2.1 黃水溪中砷濃度與其他參數(shù)的晝夜變化

黃水溪中C、M和R各點(diǎn)位溫度呈現(xiàn)明顯的晝夜變化趨勢，最低溫度23.1℃出現(xiàn)在上午6∶00，最高溫度27.9℃出現(xiàn)在下午16∶00，最大溫差為4.8℃(圖3)。3個點(diǎn)位的砷濃度變化也存在明顯差異。C點(diǎn)位總砷濃度在午后13∶50達(dá)到一個高值，為1.1 mg/L，然后有一定下降，其濃度變化范圍在0.8～1.1 mg/L之間。M點(diǎn)總砷濃度呈現(xiàn)明顯分層效應(yīng)，上層砷濃度顯著高于下層(0.7～1.2 mg/L)。Johnston等(2020)認(rèn)為溫度是驅(qū)使礦區(qū)砷輸出通量的主要原因，Li等(2020)發(fā)現(xiàn)黃水溪中雨季砷濃度高于旱季，且存在明顯差異，綜合分析前人認(rèn)識和本實(shí)驗(yàn)結(jié)果，我們認(rèn)為交匯點(diǎn)處砷濃度的差異是由于淺層、高溫、高砷溪流水與深層、較低溫、較低砷皂市湖水體交匯的分層效應(yīng)所致。3個點(diǎn)位中總砷濃度在傍晚17∶ 50都有先輕微升高后逐漸降低的趨勢。

由于水的流速、水流的形成時間以及水體的體積都影響水體中藻類數(shù)量和分布因素(Fargasová，1994)，葉綠素含量在夜晚高于白天(圖3)。

2.2 水綿作用下雄黃礦物的釋砷動力學(xué)

在不同濃度水綿作用下，雄黃礦物釋放不同價態(tài)砷的規(guī)律不同，這說明水綿對雄黃礦釋砷有一定的影響(圖4)。

在前10 h的光合作用下，水綿促進(jìn)雄黃礦釋放砷，先釋放的As(Ⅲ)被迅速氧化成As(Ⅴ)，這一點(diǎn)在低濃度組表現(xiàn)最為明顯。在14 h模擬夜晚作用前后，低濃度組溶液中兩種價態(tài)砷的濃度變化不大，晝夜前As(Ⅲ)和As(Ⅴ)濃度分別為18.3 mg/L和29.4 mg/L，晝夜后分別為17.4 mg/L和26.9 mg/L，這說明水綿在無光照條件下主要吸收了As(Ⅲ)和As(Ⅴ)。而中濃度組和高濃度組則出現(xiàn)As(Ⅴ)濃度升高、As(Ⅲ)降低的現(xiàn)象，晝夜前中濃度組As(Ⅲ)和As(Ⅴ)濃度分別為1.0 μg/L和1.3 μg/L，晝夜后分別為0.1 μg/L和16.1 μg/L，并且高濃度組As(Ⅴ)增加量顯著高于中濃度組，晝夜后濃度為5.2 μg/L。這說明中濃度組和高濃度組的As(Ⅲ)被氧化為As(Ⅴ)。

我們認(rèn)為在整個釋砷動力學(xué)過程中，水綿一方面不斷地促進(jìn)雄黃礦釋放As(Ⅲ)，另一方面通過光合作用產(chǎn)生氧氣不斷氧化溶液中的As(Ⅲ)。在10 h的光合作用后，高濃度水綿組溶解氧含量最高，低濃度組最低。因此，在14 h模擬夜晚作用過程中，低濃度組釋放As(Ⅲ)主要被水綿吸收，而不是被氧化，所以晝夜前后As(Ⅲ)和As(Ⅴ)濃度變化不明顯。而中濃度組和高濃度組有足夠的氧氣使釋放出的As(Ⅲ)被氧化，故14 h后，As(Ⅴ)濃度顯著升高，As(Ⅲ)濃度明顯降低。

在14 h的模擬夜晚后，低濃度組水綿開始進(jìn)行光合作用，溶解氧含量逐漸升高，As(Ⅲ)的氧化得以繼續(xù)，As(Ⅴ)濃度快速增長，2 h后受氧氣限制達(dá)到最大限度，此時As(Ⅴ)濃度為64.4 mg/L(0.5 h時As(Ⅴ)濃度為26.9 mg/L)。在水綿光合作用一段時間后，氧化又得到繼續(xù)，As(Ⅴ)濃度總體呈上升趨勢，最終濃度高達(dá)76.6 mg/L，As(Ⅲ)最終濃度為30.3 mg/L。中濃度組在重新開始光合作用后As(Ⅲ)的濃度一直顯著低于對照組，只有6 h后有一段短期上升，濃度從0.2 μg/L升到0.6 μg/L，但仍低于對照組，對照組從1.9 μg/L到3.8 μg/L。而As(Ⅴ)濃度從 2.7 μg/L增長到4.5 μg/L。高濃度組中水綿濃度高，在整個釋砷過程中，其溶解氧含量足以使溶液中As(Ⅲ)的氧化持續(xù)進(jìn)行，在重回光合作用的10 h內(nèi)，水綿一方面不斷吸收溶液中的As(Ⅲ)，一方面不斷生成氧氣以供后續(xù)As(Ⅲ)氧化，因此在前2 h內(nèi)，As(Ⅴ)濃度沒有明顯變化，0.5 h的As(Ⅴ)濃度為5.2 μg/L，2 h時為4.9 μg/L。從3 h之后，As(Ⅴ)開始迅速增加到10.9 μg/L。而As(Ⅲ)既被吸收，又被氧化，從而促進(jìn)雄黃中As(Ⅲ)持續(xù)釋放。

圖3 黃水溪砷濃度及其它水化學(xué)參數(shù)變化情況Fig.3 Changes of arsenic concentration and other water chemical parameters in Huangshui Creek

圖4 水綿與雄黃礦作用釋放As(Ⅲ)與As(V)濃度變化Fig.4 Changes of the concentration of As(Ⅲ) and As(Ⅴ) released by the interaction of Spirogyra and realgarCK—對照組； LA—低濃度水綿； MA—中濃度水綿； HA—高濃度水綿CK—control group; LA—low concentration Spirogyra; MA—medium concentration Spirogyra; HA—high concentration Spirogyra

關(guān)于水綿對雄黃中砷的溶解釋放的影響，我們認(rèn)為可以分為兩個主要機(jī)制： ① 光合作用產(chǎn)生的豐富O2能夠促進(jìn)雄黃礦物本身氧化； ② 水綿分泌物，諸如有機(jī)酸，能夠強(qiáng)化界面溶解作用。

水綿與雄黃作用48 h后的透射電子顯微鏡(TEM)形貌顯示在水綿藻體(A)附近的雄黃顆粒物(B)存在較為強(qiáng)烈的溶蝕現(xiàn)象(圖5)。

圖5 水綿與雄黃礦物作用后的透射電鏡圖像Fig.5 Transmission electron microscope image after the interaction of Spirogyra and realgarA—水綿藻體截面； B—雄黃顆粒； C—分泌物A—Spirogyra body section; B—realgar granules; C—secretion

總的來說，藻的存在對雄黃釋放砷及砷價態(tài)變化的影響是復(fù)雜的。一方面，藻類細(xì)胞表面存在多種官能團(tuán)，可對砷氧陰離子產(chǎn)生吸附位點(diǎn)，進(jìn)而吸附As(Ⅲ)和As(Ⅴ)(Wangetal., 2013)，同時藻中胞外酶、碳酸酐酶和胞外磷酸酶能夠促進(jìn)As(Ⅲ)的氧化(Qinetal., 2009)，另外，藻還可以通過胞內(nèi)還原形成甲基砷，進(jìn)而降低砷毒性(Upadhyayetal., 2018)。最近Shah等(2021)利用水綿對Cu2+和Ni2+進(jìn)行吸附，發(fā)現(xiàn)活水綿對Ni2+生物累積量的最大吸收能力是活小球藻的4.3倍。Shah等(2022)又開展活水綿和死水綿對As(Ⅴ)的吸附對比研究，發(fā)現(xiàn)水綿中的磺基、羧基、酰胺、酰胺、羥基、多糖等官能團(tuán)在與As(Ⅴ)反應(yīng)后出現(xiàn)變化，且活體水綿較死水綿體去除砷能力更強(qiáng)。

結(jié)合有關(guān)黃水溪砷資料的公開報道，2005年溪水的總砷濃度為0.5～14.5 mg/L(曾敏等，2006)，2015年為0.67～4.00 mg/L(Zhuetal., 2015), 2020年為0.28～10.43 mg/L(Lietal., 2020)，因此可以認(rèn)為季節(jié)變化能夠影響該礦區(qū)砷輸出。本次野外調(diào)查和實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步揭示晝夜變化亦能改變砷濃度和價態(tài)，其中藻的存在起著重要的作用。

3 結(jié)論

(1) 黃水溪中砷濃度存在晝夜變化現(xiàn)象，且湖口附近更為顯著，溫度、pH值、溶解氧(DO)、葉綠素a (Chla.)、碳酸根和碳酸氫根濃度也存在明顯的晝夜變化現(xiàn)象。

(2) 黃水溪藻類物種豐富，已識別的包括水綿、小球藻、枝鞘藻、柵藻、微囊藻、銅綠微囊藻和顫藻。這些藻類的存在引起水體葉綠素含量變化，進(jìn)而影響砷遷移釋放。

(3) 藻的存在可以影響雄黃釋放砷的濃度和價態(tài)，且作用復(fù)雜，低濃度藻促進(jìn)As(Ⅲ)和As(Ⅴ)釋放； 中濃度藻由于體內(nèi)吸收等因素，降低As(Ⅲ)釋放； 高濃度顯著促進(jìn)As(Ⅴ)釋放。中、高濃度藻晝夜切換可以顯著影響As(Ⅴ)變化。

(4) 本次野外調(diào)查和實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步揭示晝夜變化亦能改變砷濃度和價態(tài)，其中藻的存在起著重要的作用。