裴舟韜，徐柔柔，高月香，張萌，張李凌，張靜，王文強(qiáng)，張家銘，張毅敏，孫麗偉*

(1.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210018；2.東南大學(xué)無錫分校，江蘇 無錫 214028；3.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，江蘇 南京 210042)

沉積物作為水體的重要組成部分，參與水體的物質(zhì)與生態(tài)循環(huán)，并對(duì)水體水質(zhì)有著直接影響。污染物排入水體后，未分解的污染物將吸附在顆粒物上，并逐步沉降到水體底部，經(jīng)過不斷的富集，沉積物中的污染物濃度要比上覆水高出數(shù)個(gè)數(shù)量級(jí)，因此沉積物污染已經(jīng)成為黑臭水體的重要監(jiān)測(cè)和治理對(duì)象[1]。沉積物中的污染物成分復(fù)雜，國內(nèi)外針對(duì)沉積物的質(zhì)量評(píng)價(jià)多以化學(xué)分析為主，程序復(fù)雜、成本高昂，而且無法反映沉積物對(duì)水生生物的影響，缺乏生態(tài)相關(guān)性。由美國環(huán)?？偸?U.S.EPA)提出的全沉積物毒性(Whole Sediment Toxicity,WST)，可以通過受試生物暴露于沉積物的反應(yīng)(例如致死率、生長(zhǎng)狀況、繁殖率)衡量沉積物的總體毒性作用，而無須測(cè)定具體污染物，實(shí)現(xiàn)對(duì)治理前黑臭水體沉積物的生物毒害性識(shí)別和治理后沉積物的生態(tài)安全性評(píng)價(jià)[2]。

沉積物毒性實(shí)驗(yàn)的實(shí)驗(yàn)相包括孔隙水、浸出液和全沉積物。沉積物浸出液毒性實(shí)驗(yàn)是實(shí)現(xiàn)浮游水生生物測(cè)定沉積物毒性的重要途徑，但在浸出液的制備過程中，從沉積物中進(jìn)入浸出液的污染物濃度通常會(huì)由于揮發(fā)、沉淀或氧化作用而降低。例如，F(xiàn)e2+在厭氧環(huán)境中相對(duì)穩(wěn)定，但暴露于空氣中會(huì)被氧化成Fe3+，不易溶解且以Fe(OH)3形式沉淀，由于氫氧化物的螯合作用，含有較多鐵離子的浸出液樣品表現(xiàn)出酸性，導(dǎo)致樣品中的污染物對(duì)受試生物均表現(xiàn)出毒性。全沉積物中與固相顆粒結(jié)合的污染物濃度通常是孔隙水或浸出液污染物濃度的10～10 000倍[3-4]，此外和固相顆粒結(jié)合的污染物會(huì)表現(xiàn)出更強(qiáng)的生物可利用性，因?yàn)樗飻z食沉積物顆粒會(huì)促進(jìn)其對(duì)毒性物質(zhì)的攝入。全沉積物的制備過程無須過多的人為操作，全沉積物的使用會(huì)建立多種暴露途徑，最能體現(xiàn)生物暴露在污染沉積物中的實(shí)際情況。Geffard等[5]分別用全沉積物、浸出液對(duì)海膽和牡蠣胚胎進(jìn)行了測(cè)試，由于與沉積物顆粒(或碳顆粒)結(jié)合的疏水污染物在離心(過濾)過程中被去除，使得復(fù)溶水的毒性下降，發(fā)現(xiàn)全沉積物比浸出液毒性效應(yīng)高出2個(gè)數(shù)量級(jí)，因此使用復(fù)溶水作為實(shí)驗(yàn)相可能會(huì)導(dǎo)致對(duì)污染沉積物的實(shí)際風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估過低，說明使用全沉積物進(jìn)行毒性實(shí)驗(yàn)對(duì)沉積物毒性的準(zhǔn)確評(píng)價(jià)有著重要意義[6]。

大型溞(Daphniamagna)繁殖周期短，易于實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)，對(duì)毒性物質(zhì)敏感，因此已被廣泛用作水體毒性的標(biāo)準(zhǔn)測(cè)試物種[7]。Robinson等[8]將大型溞暴露于含有毒性物質(zhì)的水溶液中，記錄大型溞的死亡率，以對(duì)照組大型溞的死亡率為參照判斷毒性高低。但大型溞無法直接應(yīng)用于全沉積物毒性實(shí)驗(yàn)，這是因?yàn)樗械膽腋〕练e物(Suspended Sediments，SPS)會(huì)對(duì)大型溞的呼吸、進(jìn)食和運(yùn)動(dòng)造成危害，當(dāng)SPS質(zhì)量濃度達(dá)到51 mg/L時(shí)，大型溞7 d后的死亡率達(dá)到50%。為了實(shí)現(xiàn)大型溞在全沉積物毒性實(shí)驗(yàn)中的應(yīng)用，控制沉積物顆粒在水中的懸浮至關(guān)重要。Pei等[9]成功地將固定沉積物應(yīng)用于小球藻的全沉積物急性毒性實(shí)驗(yàn)中，實(shí)現(xiàn)了比傳統(tǒng)的固定藻球-全沉積物毒性實(shí)驗(yàn)方法更靈敏的毒性響應(yīng)。這種固定沉積物具有生物安全性、結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性和出色的污染物傳輸能力。固定沉積物的這些優(yōu)點(diǎn)有望使大型溞能直接暴露于全沉積物中，同時(shí)避免懸浮顆粒物所造成的脅迫作用。

現(xiàn)以固定沉積物技術(shù)為基礎(chǔ)，利用大型溞-固定沉積物毒性實(shí)驗(yàn)，對(duì)中國常州市武進(jìn)區(qū)神童浜治理前、后4個(gè)點(diǎn)位的沉積物毒性變化進(jìn)行監(jiān)測(cè)和評(píng)價(jià)，以期對(duì)河道治理手段和效果評(píng)價(jià)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)生物及條件

實(shí)驗(yàn)生物：大型溞(中國科學(xué)院水生生物研究所)，培養(yǎng)在曝氣48 h以上的自來水中，喂食新鮮的普通小球藻。取同齡同母體后代，使用出生6～24 h的幼溞作為實(shí)驗(yàn)生物，實(shí)驗(yàn)前使用重鉻酸鉀測(cè)試其敏感性。

實(shí)驗(yàn)條件：溫度為(20±1)℃；pH值為7.0～8.0；t(光照)∶t(黑暗)=16 h∶8 h。

1.2 儀器和試劑

1.2.1 儀器

KYC-100C恒溫?fù)u床(上海新苗公司)；1290高效液相色譜儀(美國安捷倫公司)；Aanalyst 600電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(美國珀金埃爾默公司)；GZX-300 BS恒溫光照培養(yǎng)箱(上海新苗公司)；HQ-30d pH計(jì)/溶氧儀(美國哈希公司)；GL-20G高速冷凍離心機(jī)(上海安亭公司)；T-61超聲清洗機(jī)(深圳德意生公司)；Elab-TOC/DWT總有機(jī)碳分析儀(蘇州埃蘭公司)。

1.2.2 試劑配制

標(biāo)準(zhǔn)稀釋液：根據(jù)文獻(xiàn)[10]，分別稱取11.76 g的二水合氯化鈣(CaCl2·2H2O)、4.93 g的七水合硫酸錳(MgSO4·7H2O)、2.59 g的碳酸氫鈉(NaHCO3)和0.25 g的氯化鉀(KCl)，溶解于去離子水中并定容至1 L。取上述4種溶液各25 mL混合，定容至1 L，用氫氧化鈉(NaOH)溶液或鹽酸(HCl)溶液調(diào)節(jié)pH值至(7.8±0.2)。上述試劑均為分析純，購自國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。

海藻酸鈉溶液：3 g海藻酸鈉(分析純，上海麥克林試劑公司)加入100 mL去離子水，封住杯口，加熱至95 ℃溶解；氯化鈣溶液：40 g無水氯化鈣(CaCl2,分析純，國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司)溶于1 L去離子水。

1.3 沉積物的采集和制備

2017年10月，在神童浜(劣Ⅴ類)河道中的4個(gè)點(diǎn)位分別使用彼得遜(Perdoson)采泥器采集表層沉積物，分別將沉積物樣品命名為A1，B1，C1和D1。2018年8月，實(shí)施河道疏浚等治理工程后，在4個(gè)相同點(diǎn)位采集沉積物，分別將沉積物樣品命名為A2，B2，C2和D2。所有沉積物采集后立即送實(shí)驗(yàn)室并在-20 ℃下儲(chǔ)存，毒性實(shí)驗(yàn)中所有沉積物都經(jīng)過冷凍干燥，過100目篩，并在4周內(nèi)完成所有毒性實(shí)驗(yàn)。

1.4 沉積物理化性質(zhì)測(cè)試

將沉積物在110 ℃下干燥12 h，稱量干重，計(jì)算含水量。利用總有機(jī)碳分析儀檢測(cè)土壤有機(jī)碳(灼燒法)[11]。用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜測(cè)定重金屬(Cr、Cu、Mn、Zn和Pb)含量；用高效液相色譜測(cè)定16種多環(huán)芳烴(PAHs)[12]。使用50 mL CaCl2溶液(0.1 mol/L)浸提10 g沉積物，再用pH計(jì)測(cè)量沉積物的pH值。使用100 mL KCl 溶液(2 mol/L)浸提20 g沉積物，振蕩30 min，0.45 μm濾膜過濾后用納氏試劑比色法測(cè)量沉積物的氨氮濃度。

1.5 急性毒性實(shí)驗(yàn)

1.5.1 浸出液的制備及沉積物浸出液毒性實(shí)驗(yàn)

將50 g冷凍干燥后的沉積物與500 mL經(jīng)過曝氣的自來水混合，在無光、室溫下震蕩(150 r/min)10 h，離心(5 000 r/min)后取上清液[13]，制備的浸出液在4 ℃下避光保存。使用標(biāo)準(zhǔn)稀釋液稀釋浸出液，設(shè)置5個(gè)濃度組，浸出液體積比分別為0%(全部為稀釋液)，25%，50%，75%和100%。使用100 mL玻璃燒杯，加入50 mL上述實(shí)驗(yàn)溶液，每個(gè)燒杯中放入8只大型溞(不喂食)。實(shí)驗(yàn)持續(xù)48 h，每12 h觀察大型溞的存活情況，在24和48 h時(shí)計(jì)數(shù)死亡的大型溞數(shù)量，及時(shí)移出死亡的大型溞，計(jì)算死亡率和半數(shù)致死濃度(LC50)并判定毒性等級(jí)。

1.5.2 去毒沉積物的制備及固定沉積物毒性實(shí)驗(yàn)

各點(diǎn)位去毒(對(duì)照)沉積物樣品制備：分別稱取治理前后各點(diǎn)位的沉積物樣品10 g(干重)，加入50 mL 0.01 mol/L的CaCl2溶液，200 r/min震蕩4 h后離心，棄上清液，加入去離子水超聲水洗15 min后，10 000 r/min離心3次，去除可溶態(tài)的重金屬和CaCl2。依次加入30 mL丙酮和30 mL二氯甲烷，各超聲提取3次，每次15 min，10 000 r/min離心3次，每次10 min，去除有機(jī)污染物，最后用去離子水清洗3次，冷凍干燥[14]。

每個(gè)樣品用沉積物及其對(duì)應(yīng)的去毒沉積物樣品進(jìn)行配制，共設(shè)置5個(gè)濃度組，沉積物體積比分別為0%(全部為去毒沉積物)，25%，50%，75%和100%，最終樣品均為1 g(干重)。在100 mL燒杯中，將1g稀釋后的沉積物樣品(冷凍干燥后)混合于7.5 mL的海藻酸鈉溶液中，攪拌均勻后倒入10 mL注射器(去針頭)，在45 cm的高度，以1 mL/s的流量緩慢注入CaCl2溶液，35 min后取出固定沉積物，用去離子水沖洗3遍。經(jīng)過篩選和優(yōu)化，該方法制得的固定沉積物的穩(wěn)定性及污染物釋放性均達(dá)到最佳[9]。分別將5個(gè)濃度組的固定沉積物以及50 mL標(biāo)準(zhǔn)稀釋液加入100 mL玻璃燒杯中，每個(gè)燒杯中放入8只大型溞。在48 h實(shí)驗(yàn)期間，大型溞不喂食。每24 h觀察燒杯中大型溞的活動(dòng)情況，在24和48 h時(shí)計(jì)數(shù)死亡的大型溞數(shù)量，及時(shí)移出死亡的大型溞，計(jì)算死亡率和LC50并判定毒性等級(jí)。

1.6 數(shù)據(jù)處理

所有實(shí)驗(yàn)都做3組平行實(shí)驗(yàn)，統(tǒng)計(jì)每組濃度的燒杯中死亡的大型溞個(gè)體數(shù)，用寇氏修正法計(jì)算LC50，計(jì)算公式如下：

logLC50=Xk-d(∑pi-0.5)

(1)

式中：Xk——最大劑量對(duì)數(shù)；d——相鄰2組對(duì)數(shù)量之差；∑pi——各組死亡率的總和。

沉積物的毒性等級(jí)計(jì)算公式如下：

TU = 1/LC50

(2)

毒性分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)見表1[15]。

表1 毒性分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)

2 結(jié)果與討論

2.1 治理前后沉積物的理化性質(zhì)變化

神童浜治理前后沉積物的理化性質(zhì)變化見表2。由表2可見，治理后4個(gè)點(diǎn)位沉積物的TOC和氨氮質(zhì)量比都有所降低，16種多環(huán)芳烴總質(zhì)量比也顯著下降。除A點(diǎn)位沉積物的鉛(Pb)質(zhì)量比在治理后有小幅度上升外，其余各點(diǎn)位的沉積物在治理后重金屬質(zhì)量比均呈下降趨勢(shì)。

表2 治理前后沉積物的理化性質(zhì)變化

2.2 治理前后沉積物對(duì)大型溞的急性毒性變化

治理前，4個(gè)點(diǎn)位去毒沉積物(固定化)對(duì)大型溞的死亡率分別為12.5%，20.8%，16.6%和12.6%，治理后去毒沉積物(固定化)對(duì)大型溞的死亡率分別為4.1%，8.3%，4.1%和4.1%，見圖1(a)(b)(c)(d)，誤差棒代表標(biāo)準(zhǔn)誤差。

治理前去毒沉積物的大型溞死亡原因可能與沉積物中過高的TOC和氨氮濃度有關(guān)，在去毒過程中，盡管大部分有機(jī)污染物和重金屬被去除，但治理前的沉積物中過高的有機(jī)質(zhì)濃度促進(jìn)了氨氮的釋放，使之產(chǎn)生氨氮毒性[16]。治理后沉積物的TOC和氨氮質(zhì)量比下降，去毒沉積物對(duì)應(yīng)的大型溞死亡率也隨之下降，死亡率均<10%。而在復(fù)溶水毒性實(shí)驗(yàn)中，使用稀釋液作為對(duì)照組的大型溞未出現(xiàn)死亡，這表明使用去毒沉積物作為對(duì)照能夠反映沉積物在未受到污染時(shí)對(duì)受試生物造成的脅迫效應(yīng)。

治理前，隨著沉積物體積比的增加(圖1)，大型溞的死亡率也在增大，其中沉積物A1和D1對(duì)大型溞的毒性效應(yīng)較為一致，沉積物B1和C1的毒性效應(yīng)相似，相同沉積物體積比的情況下，前2個(gè)沉積物的毒性效應(yīng)要高于后者。沉積物A1、 B1、C1和D1的大型溞48 h LC50值分別為24.98%，27.28%，29.62%和27.27%，見表3。治理后的沉積物A2、B2、C2和D2對(duì)大型溞48 h LC50值均顯著上升，分別為122.72%，155.9%，312%和140.46%，其毒性等級(jí)也由治理前的中毒下降到微毒或無毒。

圖1 治理前后A、B、C、D 4個(gè)點(diǎn)位沉積物的48 h對(duì)大型溞急性毒性

表3 使用固定沉積物方法和浸出液方法測(cè)得的治理前后A、B、C、D點(diǎn)位沉積物的LC50及毒性等級(jí)①

沉積物B1和C1的浸出液毒性效應(yīng)相似，而沉積物A1和D1的高濃度浸出液對(duì)大型溞具有很強(qiáng)的毒性，A1、B1、C1和D1沉積物浸出液的大型溞48 LC50值分別為55.88%，68.92%，189.31%和60.2%。治理后，4個(gè)點(diǎn)位100%浸出液均未造成超過50%的個(gè)體死亡，其毒性等級(jí)也由治理前的中毒或微毒下降到無毒。

固定沉積物毒性實(shí)驗(yàn)和浸出液毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，治理后，沉積物對(duì)大型溞的急性毒性顯著下降。造成毒性下降的原因?yàn)椋阂皇墙?jīng)過治理，沉積物中大部分重金屬和多環(huán)芳烴被清除；二是沉積物中有機(jī)質(zhì)成分的減少導(dǎo)致營養(yǎng)鹽和氨氮濃度的降低，從而降低了氨氮毒性。

當(dāng)固定沉積物和浸出液的體積比相同時(shí)(圖1)，固定沉積物造成的大型溞死亡率均高于浸出液。4個(gè)點(diǎn)位治理前沉積物的48 h LC50均顯著低于其對(duì)應(yīng)的浸出液(表3)。沉積物和浸出液毒性測(cè)試方法在沉積物C1毒性等級(jí)結(jié)果上有差異，浸出液方法結(jié)果顯示為微毒，而固定沉積物方法結(jié)果顯示為中毒。治理后，浸出液方法測(cè)得的沉積物毒性等級(jí)均為無毒，而固定沉積物毒性測(cè)試中，僅C2點(diǎn)沉積物呈無毒，其余沉積物為微毒。證明固定沉積物毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果的敏感性更高，更能準(zhǔn)確地反映沉積物毒性。相對(duì)于固定沉積物，采用浸出液作為實(shí)驗(yàn)相容易造成對(duì)沉積物毒性的低估。

3 結(jié)論

(1)大型溞-固定沉積物毒性實(shí)驗(yàn)優(yōu)勢(shì)：①固定沉積物具有可靠性。海藻酸鈉基質(zhì)對(duì)大型溞生長(zhǎng)不造成影響，固定沉積物在形態(tài)上具有穩(wěn)定性，避免了水中可能存在的懸浮沉積物對(duì)大型溞生命活動(dòng)的影響；②有效的毒性暴露。固定沉積物擴(kuò)大的表面積以及長(zhǎng)達(dá)48 h在溶液中的污染物持續(xù)釋放，相比于浸出液，能夠更充分地反映沉積物的毒性效應(yīng)；③實(shí)驗(yàn)簡(jiǎn)單快速。實(shí)驗(yàn)過程中方便對(duì)大型溞活動(dòng)和死亡狀況進(jìn)行觀察和計(jì)數(shù)；d.實(shí)驗(yàn)結(jié)果的科學(xué)性。對(duì)采集的沉積物樣品進(jìn)行去毒處理，可反映沉積物在未受到污染時(shí)對(duì)受試生物造成的脅迫作用。

(2)研究結(jié)果表明，治理前神童浜4個(gè)采樣點(diǎn)的沉積物毒性均為中毒級(jí)，治理后，C點(diǎn)位毒性降為無毒，其余3個(gè)點(diǎn)位的毒性下降到微毒級(jí)。表明治理后沉積物對(duì)生物仍具有一定的毒性效應(yīng)，河道修復(fù)措施需要長(zhǎng)效跟進(jìn)。本研究使用固定沉積物技術(shù)，成功評(píng)價(jià)了河道治理前后的全沉積物毒性，獲得了比沉積物浸出液毒性實(shí)驗(yàn)更為靈敏的結(jié)果，進(jìn)一步證明了該技術(shù)的實(shí)際應(yīng)用價(jià)值。