賈艷霞，尹洪斌，唐婉瑩

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

隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展和人類(lèi)活動(dòng)加劇，含重金屬的工業(yè)廢水和生活廢水等的大量排放導(dǎo)致我國(guó)地表水面臨著嚴(yán)重的重金屬污染問(wèn)題。重金屬通過(guò)食物鏈逐級(jí)富集，由于其危害的持續(xù)性、難降解性以及不可逆轉(zhuǎn)性，受到社會(huì)的廣泛關(guān)注[1-2]。郭朝暉等[3-4]的研究表明，湘江衡陽(yáng)—長(zhǎng)沙段土壤中重金屬Cd的平均質(zhì)量比達(dá)2.44 mg/kg，Pb的平均質(zhì)量比達(dá)65.00 mg/kg，分別超湖南省相應(yīng)土壤重金屬背景值[5]7.97和3.69倍?；惼嫉萚6]的研究表明，洱海沉積物中Cr的最高質(zhì)量比達(dá)到130 mg/kg，太湖沉積物中As的最高質(zhì)量比達(dá)到了21.4 mg/kg；滇池中Cu、Zn、Pb、Cd、Ni的平均濃度均已達(dá)到了污染水平。林曼利等[7]的研究表明，宿州市部分地區(qū)農(nóng)村地下水中Pb、Ni的平均濃度分別超過(guò)GB5479—2006《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》1.43%和7.14%。

沉積物中的重金屬受到復(fù)雜的氧化-還原、吸附解析、再懸浮沉降等地球化學(xué)過(guò)程的影響，當(dāng)微環(huán)境(pH值、溶解氧、氧化還原電位等)發(fā)生變化時(shí)，沉積物中富集的重金屬會(huì)釋放到上覆水中，造成二次污染[8]。沉積物中重金屬的毒性不僅取決于其總量，與其形態(tài)也密切相關(guān)。Pempkowiak等[9]的研究表明，以還原態(tài)、有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)存在的重金屬在通常環(huán)境條件下難以被生物吸收利用。Toro等[10-12]認(rèn)為酸可揮發(fā)性硫化物(acid volatile sulfide，AVS)是重金屬在沉積物中的重要結(jié)合相，在還原環(huán)境中，二價(jià)重金屬能與AVS反應(yīng)形成低毒化合物或不溶性化合物，因此AVS濃度的大小影響著沉積物中重金屬的生物有效性，也決定了重金屬的毒性。Toro等[10，13-14]均以同步可提取金屬(simultaneously extracted metals，SEM)與AVS的質(zhì)量摩爾濃度差值bS-A來(lái)表示重金屬的生物有效性，且 Toro等[10]認(rèn)為當(dāng)bS-A<2 μmol/g時(shí), 沉積物中重金屬對(duì)底棲生物無(wú)生物有效性, 反之則表現(xiàn)出生物毒性。

底棲動(dòng)物以沉積物為棲息地，既是沉積物-水界面的有機(jī)組成部分，又是界面附近重要的環(huán)境因子[15]，其活動(dòng)會(huì)對(duì)沉積物-水界面的理化環(huán)境產(chǎn)生很大的影響[16]。生物擾動(dòng)是指棲息在沉積物中的底棲生物的各種活動(dòng)，如攝食、筑穴、排泄、避敵等[17]。研究[18]發(fā)現(xiàn)，生物擾動(dòng)可以改變沉積物的pH值、氧化還原電位等微環(huán)境指標(biāo)，對(duì)沉積物-水界面的物質(zhì)與能量交換產(chǎn)生影響。在生物擾動(dòng)作用下，沉積物與上覆水的接觸面增大，導(dǎo)致沉積物含氧量增加[19-20]，使得沉積物或間隙水中的一些重金屬離子氧化成難溶的金屬氧化物沉積在底部，從而降低其毒性；但AVS的氧化使原本與AVS結(jié)合的重金屬被釋放出來(lái)，導(dǎo)致間隙水中的重金屬含量提高。河蜆是我國(guó)湖泊沉積物中常見(jiàn)的底棲生物，高密度的河蜆擾動(dòng)勢(shì)必會(huì)對(duì)沉積物-水界面的微環(huán)境產(chǎn)生影響，進(jìn)而影響到沉積物中重金屬的生物有效性和毒性，但目前相關(guān)研究較少。本文通過(guò)研究河蜆擾動(dòng)對(duì)微環(huán)境的影響，分析河蜆擾動(dòng)作用下底泥重金屬的生物有效性和毒性的變化特征。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與制備

采用彼得森采樣器在太湖竺山灣(31°12′53″N，120°7′10″E)采集18 kg沉積物樣品并將其均勻分為6份，其中3份樣品中分別加入質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0、5%、15%的α-纖維素，另3份樣品中分別加入質(zhì)量分?jǐn)?shù)為20%、40%和70%的石英砂，得到6組試驗(yàn)樣品，編號(hào)分別為S-0、S-A5、 S-A15和S-B20、S-B40、S-B70。

將每組混合均勻的試驗(yàn)樣品平均分成4份并填裝到直徑10 cm、高15 cm的有機(jī)玻璃柱中，玻璃柱底部密封，泥面磨平，標(biāo)明編號(hào)后統(tǒng)一放入樣品箱內(nèi)穩(wěn)定7 d待用。樣品準(zhǔn)備完成后，沿管柱壁向箱內(nèi)緩慢加入湖水，保證沉積物-水界面不被擾動(dòng)。為保證試驗(yàn)結(jié)果可信，每組樣品都設(shè)置兩個(gè)平行試驗(yàn)，每組試驗(yàn)又分為對(duì)照組和擾動(dòng)組，其中，在擾動(dòng)組樣品中加入10只數(shù)量大小及生理狀態(tài)一致的河蜆，對(duì)照組中不加河蜆。河蜆均采集于太湖，單個(gè)體長(zhǎng)1.1～2.3 cm。采用曝氣泵在沉積物-水界面3 cm處進(jìn)行微曝氣，以滿(mǎn)足河蜆生存所需氧氣。每隔2 d取15 mL 上覆水，21 d后換水，同時(shí)注意河蜆的生存情況。在試驗(yàn)結(jié)束前2 d，將間隙水平衡(Peeper)裝置和薄膜擴(kuò)散梯度(diffusive gradient in thin film，DGT)裝置放于沉積物中。

1.2 分析方法

1.2.1 重金屬的測(cè)定

取不同性質(zhì)的沉積物底泥2～3 g于自封袋中，放入冷凍干燥機(jī)中干燥，研磨后過(guò)直徑0.154 mm的篩網(wǎng)。稱(chēng)取0.1 g過(guò)篩的干泥樣，加入 1 mL 過(guò)氧化氫、2 mL 氫氟酸、1 mL 硝酸，放入微波消解爐(Mars6)中消解 4 h，冷卻后過(guò)濾上清液，取 1 mL 過(guò)濾后的上清液稀釋到10 mL。用安捷倫電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(7700X)測(cè)定其中的重金屬含量，相對(duì)誤差在10%以?xún)?nèi)，回收率在80%～120%范圍內(nèi)，每個(gè)樣品重復(fù)3次。

1.2.2 AVS和SEM提取與測(cè)定

稱(chēng)3 g沉積物于500 mL的廣口瓶中。用鑷子將裝有5 mL堿性乙酸鋅(3 %)的玻璃試管傾斜放入廣口瓶中，蓋上帶三通閥的橡膠塞，向瓶中通入1～2 min高純氮?dú)夂螅⑷?5 mL的鹽酸溶液(6 mol/L)和2 mL的抗壞血酸溶液(6 mol/L)，關(guān)閉閥門(mén)。4 h后取出試管，用亞甲基藍(lán)比色法測(cè)定并計(jì)算AVS[21]的質(zhì)量摩爾濃度bAVS。將廣口瓶?jī)?nèi)的底泥移至離心管中，以6 500 r/min的轉(zhuǎn)速離心10 min，測(cè)定上清液中的重金屬含量并計(jì)算SEM的質(zhì)量摩爾濃度bSEM及bS-A。

1.2.3 間隙水提取與測(cè)定

將Peeper裝置和DGT裝置插入底泥中，分別平衡48 h和24 h，標(biāo)記好沉積物-水界面的位置，并記下溫度。用去離子水將取出的Peeper板表面泥漬沖洗干凈，將液體轉(zhuǎn)移到離心管中并稀釋用于測(cè)定重金屬的含量。同樣用去離子水將取出的DGT板表面泥漬沖洗干凈，以沉積物-水界面為起點(diǎn)分別向兩個(gè)方向?qū)⑽侥で谐蓷l狀，寬度為4 mm，然后將切好的小條吸附膜按順序放入離心管中，加入1 mL硝酸(1 mol/L)后震蕩24 h(180 r/min)獲得提取液，測(cè)定并計(jì)算其中的重金屬含量。

表1 不同質(zhì)地沉積物的理化性質(zhì)

(a)有機(jī)質(zhì)沉積物 (b)砂質(zhì)沉積物

(a)有機(jī)質(zhì)沉積物 (b)砂質(zhì)沉積物

2 結(jié)果與分析

2.1 基本理化性質(zhì)

根據(jù)GB15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》，由表1可知，Ni、Cd、As、Cr、Pb的質(zhì)量比在一級(jí)范圍內(nèi)，Cu、Zn的質(zhì)量比在二級(jí)范圍內(nèi)，屬輕度污染。沉積物中Cr、Ni、Cu、Cd、Zn等的質(zhì)量比隨著砂質(zhì)或者有機(jī)質(zhì)含量的增加逐漸降低。相比于S-0樣品，S-A5、S-A15、S-B40和S-B70樣品中重金屬質(zhì)量比分別降低了25%～30%、40%～44%、7%～26%和16%～23%。隨著有機(jī)質(zhì)含量增加，沉積物的含水率不斷降低，而砂質(zhì)沉積物隨砂質(zhì)含量的增加含水率不斷升高。

2.2 河蜆擾動(dòng)對(duì)上覆水中重金屬Cd和As的影響

在眾多的重金屬元素中，Cd和As對(duì)生物影響較大，不同樣品上覆水中Cd和As的質(zhì)量濃度變化分別如圖1和圖2所示。從圖1可以看出，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，樣品上覆水中Cd的質(zhì)量濃度越來(lái)越高，這說(shuō)明沉積物中的河蜆擾動(dòng)可以明顯提高上覆水中Cd的質(zhì)量濃度，并且試驗(yàn)時(shí)間越長(zhǎng)，影響越大。相比于其對(duì)照組中Cd的平均質(zhì)量濃度，S-0、S-A5、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品擾動(dòng)組Cd的平均質(zhì)量濃度分別增大了9%、6%、9%、4%、2%和12%。從圖1還可以看出，不同質(zhì)地沉積物中的Cd質(zhì)量濃度存在較大差異，砂質(zhì)沉積物中上覆水Cd的質(zhì)量濃度明顯高于有機(jī)質(zhì)沉積物，這主要與河蜆的攝食行為有關(guān)。 Tessier等[22]認(rèn)為，河蜆擾動(dòng)能夠顯著增強(qiáng)溶解氧在表層沉積物的滲透深度，進(jìn)而造成了硫化物的氧化；沉積物中Cd主要與硫形成鎘硫沉淀(CdS)，生物擾動(dòng)使得沉積物中的AVS氧化，使原本與AVS結(jié)合的重金屬Cd被釋放出來(lái)，導(dǎo)致上覆水中重金屬Cd含量增加，而好氧型的砂質(zhì)沉積物相對(duì)于厭氧型的有機(jī)質(zhì)沉積物表現(xiàn)得更為明顯。

從圖2可以看出，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，樣品上覆水中As質(zhì)量濃度越來(lái)越低。除S-A5樣品外，其余幾組樣品中的河蜆擾動(dòng)明顯增大了上覆水中As的質(zhì)量濃度，相比于其對(duì)照組中As的平均質(zhì)量濃度，S-0、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品擾動(dòng)組As的平均質(zhì)量濃度增大了198%、10%、6%、2%和23%。這是由于As在沉積物中通常與Fe/Mn化合物結(jié)合成不同的形態(tài)，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，沉積物中Fe/Mn含量升高，導(dǎo)致了上覆水As的質(zhì)量濃度越來(lái)越低，而生物擾動(dòng)促進(jìn)了Fe、Mn向上覆水釋放，使原本與Fe/Mn化合物結(jié)合的As被釋放出來(lái)，導(dǎo)致擾動(dòng)組上覆水中As的質(zhì)量濃度高于對(duì)照組。

(a)有機(jī)質(zhì)沉積物

(b)砂質(zhì)沉積物
圖3 沉積物間隙水中溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度

(a)有機(jī)質(zhì)沉積物

(b)砂質(zhì)沉積物
圖4 沉積物間隙水中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度

此外，從圖2可以發(fā)現(xiàn)，在砂質(zhì)沉積物中，河蜆擾動(dòng)對(duì)于As質(zhì)量濃度的影響較小，試驗(yàn)進(jìn)行到21 d左右，擾動(dòng)組和對(duì)照組才表現(xiàn)出明顯的差別；而在有機(jī)質(zhì)沉積物中，底棲生物對(duì)上覆水As的質(zhì)量濃度影響較大，尤其是原始沉積物(不含有機(jī)質(zhì))中As的質(zhì)量濃度變化最為顯著，增加了將近2倍。

2.3 河蜆擾動(dòng)對(duì)沉積物中重金屬活性的影響

Peeper裝置測(cè)得的沉積物間隙水中溶解態(tài)的Cd和As的質(zhì)量濃度如圖3和圖4所示(圖中深度h以沉積物-水界面為0界面，沉積物-水界面以上為正值，以下為負(fù)值)。由圖3可以看出，Peeper裝置測(cè)得的溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度為0.01～11.07 μg/L。在不同質(zhì)地的沉積物樣品中，溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度均隨著沉積物深度的增加呈現(xiàn)先增大而后降低的趨勢(shì)，S-0、S-A5和S-A15樣品中質(zhì)量濃度峰值分別出現(xiàn)在0.8 cm、-1.2 cm和0.4 cm，S-B20、S-B40和S-B70 樣品中質(zhì)量濃度峰值分別出現(xiàn)1.2 cm、0 cm和1.2 cm。與對(duì)照組相比，生物擾動(dòng)均增加了沉積物間隙水中溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度，其中S-0、S-A5、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品中間隙水溶解態(tài)Cd的平均質(zhì)量濃度分別是對(duì)照組的1.5倍、2.9倍、1.2倍、4.9倍、1.3倍和2.9倍。

在不同質(zhì)地沉積物樣品中，S-0、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度均隨著沉積物深度的增加先減小后趨于穩(wěn)定；S-A5樣品中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度均隨著沉積物深度的增加先減小然后趨于穩(wěn)定，質(zhì)量濃度峰值出現(xiàn)在1.2 cm。與對(duì)照組相比，生物擾動(dòng)均增加了沉積物間隙水中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度，其中S-0、S-A5、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70中間隙水溶解態(tài)As的平均質(zhì)量濃度分別是對(duì)照組的1.6倍、2.9倍、1.3倍、1.3倍、1.3倍和1.9倍。

以上結(jié)果表明，生物擾動(dòng)增加了不同質(zhì)地沉積物間隙水溶解態(tài)重金屬的質(zhì)量濃度，這可能是由于生物擾動(dòng)增加了沉積物-水界面溶解氧的穿透深度，從而導(dǎo)致金屬硫化物的氧化，F(xiàn)e/Mn化合物發(fā)生氧化還原反應(yīng)而釋放出與之結(jié)合的重金屬[23]，而隨后質(zhì)量濃度的降低可能是由于缺氧條件導(dǎo)致金屬硫化物沉淀[24]。

DGT裝置測(cè)得的沉積物間隙水中有效態(tài)的Cd和As的質(zhì)量濃度如圖5和圖6所示，相對(duì)于Peeper裝置來(lái)講，DGT裝置中測(cè)得的間隙水中有效態(tài)重金屬的質(zhì)量濃度較低，有效態(tài)Cd和As的質(zhì)量濃度分別為0.001～1.302 μg/L和0.001～2.314 μg/L，且有效態(tài)Cd和As的質(zhì)量濃度的變化趨勢(shì)和Peeper裝置測(cè)得的基本一致。

圖5 沉積物間隙水中有效態(tài)Cd的質(zhì)量濃度

圖6 沉積物間隙水中有效態(tài)As的質(zhì)量濃度

DGT裝置測(cè)得的有效態(tài)金屬的質(zhì)量濃度與溶解態(tài)金屬的質(zhì)量濃度的比值R反映了金屬?gòu)墓滔嗟揭合嗟尼尫潘俾逝c金屬?gòu)囊合嗟紻GT裝置的擴(kuò)散速率的相對(duì)大小。R值接近于1說(shuō)明重金屬?gòu)某练e物到間隙水的釋放速率相比于重金屬?gòu)囊合鄶U(kuò)散到DGT固定凝膠層更快，R值接近0.05說(shuō)明重金屬?gòu)某练e物到間隙水的釋放速率很慢[25]，重金屬主要通過(guò)在間隙水中的擴(kuò)散到達(dá)DGT膜。由表2可知，As的R值在0.001～0.162范圍內(nèi)，基本都接近0.05，說(shuō)明As從沉積物到間隙水的釋放速率非常慢；Cd的R值在0.067～0.763范圍內(nèi)，說(shuō)明Cd從沉積物到間隙水的釋放速率較快，且Cd從沉積物到間隙水的釋放速率在砂質(zhì)沉積物中最大，在有機(jī)質(zhì)沉積物中最小；而As從沉積物到間隙水的釋放速率在原始沉積物中最大，在砂質(zhì)沉積物中最小，且不同質(zhì)地的沉積物中擾動(dòng)組的釋放速率大于無(wú)擾動(dòng)組，說(shuō)明生物擾動(dòng)能影響沉積物中重金屬的活性。

2.4 河蜆擾動(dòng)對(duì)沉積物AVS與SEM的影響

2.4.1 AVS質(zhì)量摩爾濃度的變化

表3 不同質(zhì)地沉積物不同深度AVS與SEM的質(zhì)量摩爾濃度 μmol/g

AVS很容易與金屬Cd、Cu、Ni、Pb和Zn絡(luò)合，因此，沉積物表面中AVS的氧化對(duì)沉積物中重金屬的生物利用度有很大的影響。試驗(yàn)結(jié)束后，將沉積物-水界面以下的沉積物按0～2 cm、2～5 cm分層，分別測(cè)其AVS、SEM的質(zhì)量摩爾濃度，結(jié)果如表3所示?？梢钥闯?，在砂質(zhì)沉積物中，AVS質(zhì)量摩爾濃度為0.170～0.548 μmol/g，2～5 cm沉積物層的AVS質(zhì)量摩爾濃度大于0～2 cm沉積物層，擾動(dòng)組的AVS質(zhì)量摩爾濃度低于對(duì)照組，是由于擾動(dòng)使沉積物含氧量增加，導(dǎo)致AVS被氧化，說(shuō)明生物擾動(dòng)改變了沉積物的氧化還原電位；在有機(jī)質(zhì)沉積物中，AVS質(zhì)量摩爾濃度為0.254～2.174 μmol/g，擾動(dòng)組AVS質(zhì)量摩爾濃度也是低于對(duì)照組，但 0～2 cm沉積物層AVS的質(zhì)量摩爾濃度大于2～5 cm沉積物層，這與砂質(zhì)沉積物中相反，可能是由于河蜆在沉積物中的生活高度不同，沉積物中溶解氧量受生物擾動(dòng)的影響，進(jìn)而影響AVS的質(zhì)量摩爾濃度。

2.4.2 SEM質(zhì)量摩爾濃度的變化及與重金屬生物有效性和毒性的關(guān)系

AVS的質(zhì)量摩爾濃度能直接影響重金屬的生物利用度，當(dāng)沉積物中含有過(guò)量的AVS時(shí)，其中SEM的質(zhì)量摩爾濃度可忽略，且對(duì)底棲生物無(wú)毒害[26-28]。由表3可知，不同質(zhì)地的沉積物所測(cè)得的bSEM在0.190～3.326 μmol/g之間，bS-A的值在-0.578～2.934 μmol/g之間。在砂質(zhì)沉機(jī)物中，只有S-B20擾動(dòng)組0～2 cm沉積物層中的bS-A大于2 μmol/g。在原始沉積物中，0～2 cm 沉積物層中的bS-A均大于2 μmol/g，表示該沉積物中的重金屬具有潛在的生物毒性。在有機(jī)質(zhì)沉積物中，bS-A的值均在2 μmol/g以下，且2～5 cm沉積物層中小于0，說(shuō)明其對(duì)生物不產(chǎn)生毒性。在不同質(zhì)地沉積物中，擾動(dòng)組的bS-A的值大于對(duì)照組，說(shuō)明生物擾動(dòng)能改變沉積物中重金屬的生物有效性，增加其毒性。

3 結(jié) 論

a. 河蜆擾動(dòng)使得沉積物中的AVS氧化，使原本與AVS結(jié)合的重金屬Cd被釋放出來(lái)，導(dǎo)致間隙水中的重金屬Cd的質(zhì)量濃度增大；擾動(dòng)也促進(jìn)了Fe、Mn向上覆水釋放，使原本與Fe/Mn化合物結(jié)合的As被釋放出來(lái)，導(dǎo)致擾動(dòng)組上覆水中As的質(zhì)量濃度增大。

b. 河蜆擾動(dòng)使Cd、As的擴(kuò)散能力增強(qiáng)，增大了其活性，且在砂質(zhì)沉積物中的活性大于有機(jī)質(zhì)沉積物中的活性。

c. 河蜆擾動(dòng)可促使沉積物中AVS的質(zhì)量摩爾濃度降低，進(jìn)而改變其對(duì)沉積物中親硫金屬的結(jié)合能力，增強(qiáng)了沉積物中重金屬的毒性。