黃天寅，朱甜

(蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院，江蘇 蘇州 215009)

隨著經(jīng)濟的快速發(fā)展，營養(yǎng)物質的大量涌入導致水體中藻華污染愈發(fā)嚴重，關于藍藻水華的相關研究已成為當前的熱點話題.同時，印染廢水中大量砷(As)和銻(Sb)的排放導致天然水體以及沉積物同樣受到As和Sb的污染，嚴重威脅了生態(tài)環(huán)境與人類健康[1].水體富營養(yǎng)化使許多受As和Sb污染的水域面臨嚴峻的考驗.藍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田中沉淀堆積，藻類能促使土壤中重金屬遷移釋放并對農作物生產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際意義.

藍藻引起沉積物中重金屬遷移的原因有很多.藻殘體的下沉會增加沉積物中有機質含量，通過有機質與沉積物表面的As等金屬進行置換等作用，促進沉積物中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，易于導致Fe-Sb，F(xiàn)e-P，As-Fe/P等礦物質的還原溶解，促進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化，Sb和As也在沉積物和間隙水之間發(fā)生形態(tài)轉化[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.近年來關于藻類影響As和Sb在泥水界面處遷移轉化的研究，主要集中在藻類腐解產生的有機物對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保護提供依據(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及上覆水進行采集，保證試驗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驗室所用模擬柱，樣品運輸過程中低溫保存并盡量保持樣品不被攪動.

1.2 試驗方法

模擬柱材料為有機玻璃，底部用橡膠塞密封.采樣點分別設在沉積物表面以上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準設定藻濃度水平.銅綠微囊藻種購自FACHB-Collection，采用BG11培養(yǎng)液在實驗室培養(yǎng).通過離心獲得藻細胞，并用NaHCO3溶液以及純水反復清洗后投加至上覆水中.

試驗設計為3組，藻濃度水平：① 對照組(CG組)：不添加藻細胞；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)水平下的藻細胞濃度水平.試驗周期為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行水樣采集.上覆水直接用注射器采樣，間隙水利用預置的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)進行測定，結果如表1所示，表中c為濃度.按照試驗設計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進行監(jiān)測，記為初始狀態(tài)(第0天)，此后每隔24 h進行采樣分析，共計14 d.每組設3個平行試驗，結果為平行試驗的平均值.

表1 未加藻細胞時模擬柱上覆水和間隙水中各指標值

1.3 檢測指標測定方法

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(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譜儀(美國 ICP-MS，iCAP RQ，Thermo scientific)測定濃度.

As，Sb，F(xiàn)e的結果以釋放率表示，釋放率的計算公式為

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 試驗結果與分析

2.1 上覆水環(huán)境變化特征

自投加藻細胞后的14 d時間內，投加的藻細胞逐漸下沉，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，試驗過程中CG組Eh始終保持在10.00 mV左右，在投加藻細胞后，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.第4—8天，LAD組和HAD組中As的釋放率再次上升，第8天達到峰值，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，試驗結束時降至-0.87，-0.44，0.01.CG組中Sb的釋放率在此期間達到最高值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，各項指標在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致上覆水環(huán)境指標變化顯著.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)物質有限，藻濃度更大的HAD組更不利于藻類生存，藻細胞衰亡更快.隨著藻細胞的衰亡，光合作用減弱，同時藻細胞腐解消耗水中溶解氧，為沉積物中細菌提供營養(yǎng)物，使得上覆水中Eh和DO濃度持續(xù)下降[9].投加藻細胞后，水中Eh基本處于持續(xù)降低的狀態(tài)，可能是藻細胞自身作為有機質貢獻了還原性.pH的變化影響著水中絡合物的溶解與沉淀，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]，對重金屬的遷移轉化起著不可或缺的作用.

3.2 模擬柱中藻細胞的生長規(guī)律

微囊藻細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).試驗開始后，上覆水中的微囊藻細胞逐漸下沉至沉積物表面并向下擴散，這部分微囊藻細胞在營養(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，可能是藻細胞衰亡分解和營養(yǎng)物質再利用造成的.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.試驗初期第0—2天時，Chl a緩慢變化，認為是藻細胞緩慢適應環(huán)境的階段，稱為適應階段；在第2—4天，Chl a濃度第1次出現(xiàn)下降，說明藻細胞開始衰亡，稱為衰亡階段；在第4—8天，Chl a濃度再次升高，認為是藻細胞生長狀態(tài)達到穩(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胞的大量死亡與衰敗，稱為腐解階段.藻細胞的沉積和分解，可能會對間隙水中溶解氧、Eh以及pH產生影響，進而引起環(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

在適應階段，間隙水中的藻細胞處于適應環(huán)境的狀態(tài)，此時As和Sb的釋放率同步增大，這可能是因為藻細胞代謝導致沉積物中污染物釋放.

在衰亡階段，沉積物表面的藻細胞以及進入沉積物中的藻細胞在營養(yǎng)不足的條件下逐漸死亡，不僅導致水體中DO和Eh降低，也導致間隙水中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以及多糖細胞基質對重金屬的吸附性能更為顯著[12]，導致間隙水中的As和Sb的釋放率顯著降低.

在穩(wěn)定階段，細菌將沉積物表面的藻殘體降解為小分子有機物并釋放營養(yǎng)鹽，為間隙水中藻細胞的繁殖提供養(yǎng)分，此時藻類活性逐漸恢復.伴隨著細菌以及藻細胞代謝活動，藻體對沉積物中營養(yǎng)物質的攝取能力增強，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，推測As與Sb存在向還原態(tài)轉化的可能[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，導致間隙水中Sb的表觀釋放率降低，而藻細胞活動以及還原環(huán)境均有利于As的釋放，導致間隙水中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生的大量藻殘體對As和Sb有吸附作用.受還原環(huán)境下As的溶解和藻殘體對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.

試驗證明，藻細胞進入沉積物中的最初活動會促進沉積物中As和Sb向水體中釋放；而藻細胞的衰亡會導致還原性環(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.實際富營養(yǎng)化水體中藻類爆發(fā)，會有源源不斷的藻細胞進入沉積物，沉積物表層顆粒也會因水體擾動進入上覆水中，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.

在試驗過程中，加入微囊藻細胞不僅導致上覆水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.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存在顯著的負相關[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釋放的貢獻需要進一步的研究.

4 結 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，得出以下結論：

1) 銅綠微囊藻加入模擬柱中未能正常生長，導致上覆水中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.

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