黃天寅，朱甜

(蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009)

隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，營養(yǎng)物質(zhì)的大量涌入導(dǎo)致水體中藻華污染愈發(fā)嚴(yán)重，關(guān)于藍(lán)藻水華的相關(guān)研究已成為當(dāng)前的熱點(diǎn)話題.同時，印染廢水中大量砷(As)和銻(Sb)的排放導(dǎo)致天然水體以及沉積物同樣受到As和Sb的污染，嚴(yán)重威脅了生態(tài)環(huán)境與人類健康[1].水體富營養(yǎng)化使許多受As和Sb污染的水域面臨嚴(yán)峻的考驗(yàn).藍(lán)藻腐解造成水體缺氧，有利于沉積物中As以溶解態(tài)As(Ⅲ)和甲基化As的形式存在，夏季藍(lán)藻爆發(fā)時水體中As濃度水平也明顯升高[2-3]，間隙水中的Sb含量也高于冬季.在引水灌溉過程中，水中重金屬與藻類易在農(nóng)田中沉淀堆積，藻類能促使土壤中重金屬遷移釋放并對農(nóng)作物生產(chǎn)和食品安全等造成潛在威脅.有研究表明長期污水灌溉下的土壤和小麥籽粒等農(nóng)作物存在明顯的重金屬污染問題[4]，因此，研究藻類對重金屬遷移的影響具有實(shí)際意義.

藍(lán)藻引起沉積物中重金屬遷移的原因有很多.藻殘?bào)w的下沉?xí)黾映练e物中有機(jī)質(zhì)含量，通過有機(jī)質(zhì)與沉積物表面的As等金屬進(jìn)行置換等作用，促進(jìn)沉積物中As向水和大氣的急性釋放[5].上覆水和沉積物因藻體衰亡分解呈現(xiàn)缺氧環(huán)境，易于導(dǎo)致Fe-Sb，F(xiàn)e-P，As-Fe/P等礦物質(zhì)的還原溶解，促進(jìn)Sb和As的遷移[6-7].沿沉積物深度變化，環(huán)境狀態(tài)由氧化層向缺氧層轉(zhuǎn)化，Sb和As也在沉積物和間隙水之間發(fā)生形態(tài)轉(zhuǎn)化[6].藻類活動會使所處水體的pH，DO(溶解氧)濃度發(fā)生變化，pH的改變會引起沉積物對重金屬的循環(huán)吸附-釋放，影響重金屬離子的解離狀態(tài)[8].在pH和DO濃度波動過程中，沉積物中不同組分形態(tài)的重金屬含量也隨之改變[9].研究發(fā)現(xiàn)有些富營養(yǎng)化地區(qū)，在有氧條件下Fe氧化物可將Sb(Ⅲ)氧化為Sb(Ⅴ)，導(dǎo)致可溶性Sb濃度增加[10]，藻類活動很可能影響泥水界面處As和Sb的遷移.近年來關(guān)于藻類影響As和Sb在泥水界面處遷移轉(zhuǎn)化的研究，主要集中在藻類腐解產(chǎn)生的有機(jī)物對As和Sb遷移的影響，而藻類衰亡過程對沉積物中As和Sb遷移過程的影響研究罕見.

文中以模擬柱為研究對象，初步探究銅綠微囊藻的衰亡過程對沉積物中As和Sb遷移的影響，并分析不同藻濃度條件下的影響差異，擬為富營養(yǎng)化環(huán)境中重金屬防控和水質(zhì)保護(hù)提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品的采集與保存

為監(jiān)測不同深度間隙水中As和Sb的遷移情況，2019年10月，利用直徑8.40 cm，高40.00 cm的大口徑重力柱狀采樣器對受納水體表層沉積物20.00 cm及上覆水進(jìn)行采集，保證試驗(yàn)中各層沉積物與河道中位置一致[6].采樣柱從采樣器取下后作為實(shí)驗(yàn)室所用模擬柱，樣品運(yùn)輸過程中低溫保存并盡量保持樣品不被攪動.

1.2 試驗(yàn)方法

模擬柱材料為有機(jī)玻璃，底部用橡膠塞密封.采樣點(diǎn)分別設(shè)在沉積物表面以上10 cm和2 cm、沉積物表面以下2，4，6，8 cm的位置，共6處，如圖1所示，其中沉積物部分采用遮光處理.

圖1 模擬柱示意圖

河流中代表藻細(xì)胞含量的葉綠素a(Chl a)濃度通常在20.00～50.00 μg/L，藻密度約在1.0×106個/L，在水華爆發(fā)時期可高達(dá)150.00～200.00 μg/L，藻密度約在1.0×108個/L[11].此外，蘇州河網(wǎng)地表水中優(yōu)勢藻種多為銅綠微囊藻[11].為探究不同濃度藻對水環(huán)境的影響以及在此條件下As和Sb遷移規(guī)律，以銅綠微囊藻為藻源，以上述河流中藻含量為標(biāo)準(zhǔn)設(shè)定藻濃度水平.銅綠微囊藻種購自FACHB-Collection，采用BG11培養(yǎng)液在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng).通過離心獲得藻細(xì)胞，并用NaHCO3溶液以及純水反復(fù)清洗后投加至上覆水中.

試驗(yàn)設(shè)計(jì)為3組，藻濃度水平：① 對照組(CG組)：不添加藻細(xì)胞；② 低藻組(LAD組)：向上覆水中投入銅綠微囊藻使Chl a濃度達(dá)到50.00 μg/L，藻密度約為1.0×106個/L，模擬藻華初步形成時水中的藻細(xì)胞濃度水平；③ 高藻組(HAD組)：向上覆水中加入銅綠微囊藻使Chl a濃度達(dá)到180.00～200.00 μg/L，藻密度約為2.5×108個/L，表示重度營養(yǎng)水平下的藻細(xì)胞濃度水平.試驗(yàn)周期為14 d，溫度為室溫(20～25 ℃)，每天光照12 h，光暗比為1∶1.每天同一時間對模擬柱進(jìn)行水樣采集.上覆水直接用注射器采樣，間隙水利用預(yù)置的Rhizon采樣器采樣.

模擬柱搭建完成靜置24 h后，分析上覆水和間隙水中Chl a和重金屬濃度，并對上覆水中DO(溶解氧)、pH和Eh(氧化還原電位)進(jìn)行測定，結(jié)果如表1所示，表中c為濃度.按照試驗(yàn)設(shè)計(jì)向模擬柱中投加不同濃度的微囊藻，并對投加后上覆水和間隙水中上述指標(biāo)進(jìn)行監(jiān)測，記為初始狀態(tài)(第0天)，此后每隔24 h進(jìn)行采樣分析，共計(jì)14 d.每組設(shè)3個平行試驗(yàn)，結(jié)果為平行試驗(yàn)的平均值.

表1 未加藻細(xì)胞時模擬柱上覆水和間隙水中各指標(biāo)值

1.3 檢測指標(biāo)測定方法

DO，pH以及Eh：采用便攜式溶解氧測定儀(JPB-607A，上海雷磁儀器有限公司美國)和數(shù)顯pH計(jì)(PH-100B，上海雷磁儀器有限公司武)測定，測量深度為水面下7.50 cm.葉綠素a(Chl a)濃度：由于試驗(yàn)中可以采集的水樣有限，因此采用PHYTO-PAM浮游植物熒光儀(Chlorophyll Fluore-scence System，澤泉科技有限公司德國)測定Chl a濃度.As，Sb，F(xiàn)e這3種元素均采用電感耦合等離子質(zhì)譜儀(美國 ICP-MS，iCAP RQ，Thermo scientific)測定濃度.

As，Sb，F(xiàn)e的結(jié)果以釋放率表示，釋放率的計(jì)算公式為

式中：x為釋放率；a為第n天水中元素濃度；b為第0天水中元素濃度.

2 試驗(yàn)結(jié)果與分析

2.1 上覆水環(huán)境變化特征

自投加藻細(xì)胞后的14 d時間內(nèi)，投加的藻細(xì)胞逐漸下沉，LAD組和HAD組上覆水顏色逐漸變淡，分別在第7天和第12天時達(dá)到與CG組相似水平；沉積物表面先逐漸呈綠色，隨后綠色逐漸減少至消失.3組模擬柱上覆水的DO濃度,pH,氧化還原電位Eh以及葉綠素Chl a濃度隨時間的變化特征，如圖2所示.

上覆水Chl a濃度變化如圖2a所示，第0天CG組、LAD組和HAD組上覆水中Chl a濃度分別為7.47,59.65,207.37 μg/L，試驗(yàn)開始后，LAD組與HAD組上覆水中Chl a濃度持續(xù)下降，分別在第12天和第14天降至CG組同一水平.

圖2b為3組試驗(yàn)中上覆水pH的變化曲線，CG組pH始終保持在7.00左右，LAD組和HAD組的pH變化曲線呈山峰狀，第2天達(dá)到峰值，分別為7.90和8.20，隨后持續(xù)下降，逐漸趨近于CG組同一水平.

3組模擬柱中DO濃度變化情況如圖2c所示，試驗(yàn)初期LAD組、HAD組和CG組DO濃度均保持在6.00 mg/L左右.第4天起，LAD組和HAD組中DO濃度逐漸下降，至第14天2組模擬柱中DO濃度分別下降了1.08, 1.24 mg/L.

圖2 上覆水環(huán)境變化特征

各組上覆水中Eh的變化趨勢如圖2d所示，試驗(yàn)過程中CG組Eh始終保持在10.00 mV左右，在投加藻細(xì)胞后，LAD組和HAD組Eh迅速下降，第4天下降趨勢放緩，至第14天分別降至-16.00 mV和-18.00 mV.

2.2 間隙水中Chl a濃度變化特征

投加藻細(xì)胞前后CG組、LAD組和HAD組間隙水中Chl a濃度隨時間的變化特征如圖3所示，圖中h為深度.第0天3組間隙水中Chl a濃度的范圍在10.00～15.00 μg/L，第0—2天，由于上覆水中高濃度的銅綠微囊藻逐漸向沉積物堆積，LAD組和HAD組間隙水中Chl a濃度分別上升至20.00 μg/L和25.00 μg/L；第2—4天，LAD組和HAD組Chl a濃度逐漸降到約15.00 μg/L，CG組Chl a濃度無明顯變化；第4—8天，LAD組Chl a濃度維持在15.00 μg/L左右，HAD組回升至20.00 μg/L；第8—14天，LAD和HAD組間隙水中Chl a濃度逐漸降低至CG組水平.

圖3 間隙水中葉綠素a濃度隨時間的變化規(guī)律

2.3 As和Sb釋放率的變化特征

間隙水中As和Sb的釋放率變化情況如圖4，5所示.第0天間隙水中As和Sb濃度范圍分別為10.95～24.92 μg/L和1.40～4.58 μg/L.根據(jù)縱向深度，各元素均在-2～-4 cm處有明顯的釋放現(xiàn)象，在此主要對-2 cm處的釋放率進(jìn)行討論.

圖4 沉積物中As濃度的垂向分布情況

投加微囊藻細(xì)胞后的第1—2天，CG組、LAD組和HAD組中As和Sb的釋放率均有明顯升高，第2天分別升至極大值；3組中As的釋放率分別是1.19，1.87和2.73；Sb的釋放率分別是1.89，1.01和1.21.第2—4天，除Sb在LAD組的釋放率處于持續(xù)降低狀態(tài)外，CG組、LAD組和HAD中As和Sb的釋放率大部分降至拐點(diǎn).第4—8天，LAD組和HAD組中As的釋放率再次上升，第8天達(dá)到峰值，分別為0.82和1.58，2組中Sb的釋放率持續(xù)緩慢下降.第8—14天，CG組、LAD組和HAD組中As的釋放率持續(xù)下降，試驗(yàn)結(jié)束時降至-0.87，-0.44，0.01.CG組中Sb的釋放率在此期間達(dá)到最高值2.13，而LAD組和HAD組中Sb的釋放率分別緩慢降至0.13和0.12，處于幾乎不釋放的狀態(tài).

可以看出，在觀察期間Sb與As的遷移規(guī)律相反.在相同時間條件下，3組同一深度As的釋放率從大到小依次為HAD組，LAD組，CG組，而Sb的釋放率從大到小依次為CG組，LAD組，HAD組.說明藻的濃度水平對As和Sb的遷移具有顯著的影響.

圖5 沉積物中Sb濃度的垂向分布情況

3 討 論

3.1 上覆水環(huán)境因素變化情況

上覆水中Chl a濃度、pH、DO濃度和Eh的變化反映了模擬柱中環(huán)境因素的變化.可以看出，各項(xiàng)指標(biāo)在CG組均未出現(xiàn)明顯波動，而LAD組和HAD組因微囊藻不同投加量導(dǎo)致上覆水環(huán)境指標(biāo)變化顯著.其變化特征基本符合水環(huán)境中藻類活動引起的環(huán)境變化規(guī)律[8]，一定程度上模擬了因藻類活動引起的水體環(huán)境變化情況.上覆水中Chl a濃度變化規(guī)律與pH變化規(guī)律相似，這是由于藻細(xì)胞繁殖和衰亡過程會顯著影響水中pH的變化[8].LAD組Chl a濃度下降速率明顯低于HAD組，可能是上覆水中營養(yǎng)物質(zhì)有限，藻濃度更大的HAD組更不利于藻類生存，藻細(xì)胞衰亡更快.隨著藻細(xì)胞的衰亡，光合作用減弱，同時藻細(xì)胞腐解消耗水中溶解氧，為沉積物中細(xì)菌提供營養(yǎng)物，使得上覆水中Eh和DO濃度持續(xù)下降[9].投加藻細(xì)胞后，水中Eh基本處于持續(xù)降低的狀態(tài)，可能是藻細(xì)胞自身作為有機(jī)質(zhì)貢獻(xiàn)了還原性.pH的變化影響著水中絡(luò)合物的溶解與沉淀，DO濃度與Eh的變化改變了沉積物表面的賦氧狀態(tài)并提供了還原性環(huán)境[6]，對重金屬的遷移轉(zhuǎn)化起著不可或缺的作用.

3.2 模擬柱中藻細(xì)胞的生長規(guī)律

微囊藻細(xì)胞在模擬柱沉積物間隙水中也表現(xiàn)出一定的活動狀態(tài).試驗(yàn)開始后，上覆水中的微囊藻細(xì)胞逐漸下沉至沉積物表面并向下擴(kuò)散，這部分微囊藻細(xì)胞在營養(yǎng)貧乏、光線較少的沉積物中的衰敗狀況呈現(xiàn)出一定的波動性，可能是藻細(xì)胞衰亡分解和營養(yǎng)物質(zhì)再利用造成的.根據(jù)沉積物中Chl a分布隨時間變化的情況，可將研究周期分成4個階段.試驗(yàn)初期第0—2天時，Chl a緩慢變化，認(rèn)為是藻細(xì)胞緩慢適應(yīng)環(huán)境的階段，稱為適應(yīng)階段；在第2—4天，Chl a濃度第1次出現(xiàn)下降，說明藻細(xì)胞開始衰亡，稱為衰亡階段；在第4—8天，Chl a濃度再次升高，認(rèn)為是藻細(xì)胞生長狀態(tài)達(dá)到穩(wěn)定階段，稱為穩(wěn)定階段；在第8—14天，Chl a濃度再次下降說明了間隙水中藻細(xì)胞的大量死亡與衰敗，稱為腐解階段.藻細(xì)胞的沉積和分解，可能會對間隙水中溶解氧、Eh以及pH產(chǎn)生影響，進(jìn)而引起環(huán)境變化，為重金屬在沉積物中的遷移提供了有利條件.

3.3 藻類活動對As和Sb釋放率的影響

為方便討論，將As和Sb在沉積物深度方向典型位置(-2，-4 cm處)的釋放率以及反映還原性環(huán)境的Fe的釋放率進(jìn)行作圖，如圖6所示.

圖6 As，Sb和Fe在沉積物不同深度的釋放規(guī)律

在適應(yīng)階段，間隙水中的藻細(xì)胞處于適應(yīng)環(huán)境的狀態(tài)，此時As和Sb的釋放率同步增大，這可能是因?yàn)樵寮?xì)胞代謝導(dǎo)致沉積物中污染物釋放.

在衰亡階段，沉積物表面的藻細(xì)胞以及進(jìn)入沉積物中的藻細(xì)胞在營養(yǎng)不足的條件下逐漸死亡，不僅導(dǎo)致水體中DO和Eh降低，也導(dǎo)致間隙水中Fe的釋放，沉積物和間隙水逐漸變?yōu)檫€原性環(huán)境.死亡藻體表面的功能基團(tuán)以及多糖細(xì)胞基質(zhì)對重金屬的吸附性能更為顯著[12]，導(dǎo)致間隙水中的As和Sb的釋放率顯著降低.

在穩(wěn)定階段，細(xì)菌將沉積物表面的藻殘?bào)w降解為小分子有機(jī)物并釋放營養(yǎng)鹽，為間隙水中藻細(xì)胞的繁殖提供養(yǎng)分，此時藻類活性逐漸恢復(fù).伴隨著細(xì)菌以及藻細(xì)胞代謝活動，藻體對沉積物中營養(yǎng)物質(zhì)的攝取能力增強(qiáng)，促使As和Sb的再次釋放.在這一階段，上覆水的溶解氧濃度和Eh進(jìn)一步降低，而且間隙水中的Fe濃度增加，表明局部還原性環(huán)境增強(qiáng)，推測As與Sb存在向還原態(tài)轉(zhuǎn)化的可能[10].水中三價砷通常以溶解態(tài)形式存在，而三價銻常以中性分子形式存在[10]，導(dǎo)致間隙水中還原態(tài)As的溶解與還原態(tài)Sb的固化.因此，藻細(xì)胞活動對沉積物中Sb的釋放作用和還原環(huán)境對Sb的固化作用相抵，導(dǎo)致間隙水中Sb的表觀釋放率降低，而藻細(xì)胞活動以及還原環(huán)境均有利于As的釋放，導(dǎo)致間隙水中As的釋放率再次逐步升高至第2峰值.

在腐解階段，受環(huán)境光照等條件限制，沉積物中藻體最終死亡產(chǎn)生的大量藻殘?bào)w對As和Sb有吸附作用.受還原環(huán)境下As的溶解和藻殘?bào)w對As吸附的綜合影響，間隙水中As的釋放率呈下降趨勢，但仍保持釋放狀態(tài).間隙水中Sb受還原性環(huán)境中固化作用影響更加顯著，其釋放率幾乎可以忽略.

試驗(yàn)證明，藻細(xì)胞進(jìn)入沉積物中的最初活動會促進(jìn)沉積物中As和Sb向水體中釋放；而藻細(xì)胞的衰亡會導(dǎo)致還原性環(huán)境造成As的釋放和Sb的固化，使As和Sb的表觀釋放速率呈現(xiàn)出不同的變化規(guī)律.實(shí)際富營養(yǎng)化水體中藻類爆發(fā)，會有源源不斷的藻細(xì)胞進(jìn)入沉積物，沉積物表層顆粒也會因水體擾動進(jìn)入上覆水中，這可能會對生態(tài)安全造成威脅.

3.4 藻類活動下As和Sb垂向分布變化

在垂向分布上，As在整個沉積物中十分活躍，均存在釋放可能，且As于LAD組和HAD組中的釋放率均在-4 cm處出現(xiàn)釋放峰值.Sb在沉積物上層相對活躍，其釋放率在-2 cm處出現(xiàn)峰值，且隨著沉積物深度增加，釋放率呈現(xiàn)降低趨勢，甚至接近于0.

在試驗(yàn)過程中，加入微囊藻細(xì)胞不僅導(dǎo)致上覆水DO和Eh的持續(xù)降低，還引起了沉積物中還原性環(huán)境的增強(qiáng).間隙水中的Fe的釋放可以反映沉積物中的還原性程度.沉積物中Fe的釋放集中在-2 cm處，CG組中Fe釋放率一直保持相對較低水平，LAD組和HAD組中Fe的釋放率顯著增加，按照釋放率排序從大到小依次為HAD組、LAD組、CG組，與Sb的釋放率相反，這與太湖水域中水中溶解性Sb濃度與溶解性Fe存在顯著的負(fù)相關(guān)[9]一致.

此外，不同深度沉積物中所聚集的微生物群落存在差異，微囊藻細(xì)胞的加入可能會引起微生物群落的改變[13].微生物活動對沉積物-2～-4 cm處As和Sb釋放的貢獻(xiàn)需要進(jìn)一步的研究.

4 結(jié) 論

通過人為向模擬柱中投加銅綠微囊藻的方式，探究藻類活動對沉積物中As和Sb遷移規(guī)律的影響，得出以下結(jié)論：

1) 銅綠微囊藻加入模擬柱中未能正常生長，導(dǎo)致上覆水中DO和Eh降低，間隙水中出現(xiàn)Fe，表明模擬柱中逐步呈現(xiàn)還原性環(huán)境.

2) 間隙水中銅綠微囊藻的活動影響了沉積物中As和Sb的遷移，其中HAD組的影響更大.

3) 在銅綠微囊藻活動的影響下，沉積物中的As在整個深度上始終處于釋放狀態(tài)，且在同一深度上按照釋放率排序從大到小依次為HAD組、LAD組、CG組.

4) 沉積物中的Sb在銅綠微囊藻活動的影響下表現(xiàn)出與As不同的規(guī)律，在同一深度上按照釋放率排序從大到小依次為CG組、LAD組、HAD組，主要是由于被還原的Sb的固化作用占主導(dǎo).

綜上所述，若灌溉的水體中含有大量藻類物質(zhì)，將會增大重金屬對農(nóng)作物污染的威脅，并且水體中藻濃度越大，農(nóng)作物受到As和Sb的威脅越嚴(yán)重.