王永強(qiáng),國(guó)曉春,盧少勇,宋 迪1,蔣昀耕,楊莉園

(1:云南省生態(tài)環(huán)境科學(xué)研究院,云南省高原湖泊流域污染過(guò)程與管理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,昆明 650034) (2:中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院,湖泊水污染治理與生態(tài)修復(fù)技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室,北京 100012)

近年來(lái),富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中藍(lán)藻水華問(wèn)題愈發(fā)普遍,隨之帶來(lái)的環(huán)境、社會(huì)與經(jīng)濟(jì)問(wèn)題也更加嚴(yán)重,這引起了人們的廣泛關(guān)注[1]。藍(lán)藻水華會(huì)增加氧氣消耗,這可能導(dǎo)致湖體局部缺氧和魚(yú)類(lèi)死亡[2-3]。藍(lán)藻水華還會(huì)阻止光線透過(guò)水面,抑制底棲初級(jí)生產(chǎn)者活動(dòng),從而可能對(duì)依賴(lài)湖底生境的食物網(wǎng)產(chǎn)生不利影響[4]。藍(lán)藻水華導(dǎo)致水質(zhì)惡化不僅會(huì)使當(dāng)?shù)貪O業(yè)減少和水處理成本增加,還會(huì)對(duì)湖泊景觀效應(yīng)產(chǎn)生負(fù)面影響[5]。除了上述更廣泛的生態(tài)影響外,藍(lán)藻最重要的危害之一是會(huì)產(chǎn)生一系列次生代謝物,包括肝毒素、神經(jīng)毒素和皮膚毒性化合物[6]。微囊藻毒素(Microcysins,MCs)是一類(lèi)環(huán)狀七肽類(lèi)肝毒素,其廣泛產(chǎn)生于藍(lán)藻水華污染的水體中。由于對(duì)蛋白磷酸酶活性的強(qiáng)烈抑制作用以及肝臟腫瘤促進(jìn)作用,MCs不僅會(huì)對(duì)水生生物產(chǎn)生毒害作用,還可能通過(guò)飲用水和食物鏈的生物富集危害人類(lèi)健康[7-8]。在已經(jīng)發(fā)現(xiàn)的上百種MCs的同分異構(gòu)體中,MC-LR、MC-RR和MC-YR(L、R和Y分別代表亮氨酸、精氨酸和酪氨酸)是最受人們關(guān)注的,其中又以MC-LR的毒性較強(qiáng)[9]。

MCs的產(chǎn)生受多種環(huán)境因子影響,包括非生物因子如營(yíng)養(yǎng)鹽[10]、水力條件、光照和溫度[11],以及生物因子如藻類(lèi)生物量等[12-13]。大量野外和實(shí)驗(yàn)室研究考察了環(huán)境因素對(duì)MCs濃度的影響,其中總氮(TN)、總磷(TP)和浮游植物生物量等是最重要的。例如:低N∶P比值有利于產(chǎn)毒微囊藻菌株的生長(zhǎng);高N∶P比值和溶解性總磷濃度較低的湖泊區(qū)域的MCs毒性相對(duì)較小[14]。Horst等[15]在野外調(diào)查分析銅綠微囊藻的MCs濃度與硝酸鹽呈正相關(guān)關(guān)系,也證明了N限制導(dǎo)致純培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中銅綠微囊藻MCs濃度的減少。Lee等[16]發(fā)現(xiàn)正磷酸鹽是影響有毒和無(wú)毒藍(lán)藻豐度以及細(xì)胞內(nèi)MCs濃度的主要環(huán)境變量。王敏等[17]在洋河水庫(kù)調(diào)查發(fā)現(xiàn)產(chǎn)毒微囊藻種群豐度及其比例是影響MCs濃度變化的主要因子,且其與TP和Chl.a濃度呈顯著正相關(guān)(P<0.01)。因此,環(huán)境中非生物與生物因子均會(huì)對(duì)MCs的產(chǎn)生與毒性造成影響。在這種復(fù)雜的綜合作用下,MCs在不同湖泊流域中的時(shí)空分布特征與環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)會(huì)存在較大的變化。相對(duì)于低海拔地區(qū)的湖泊,高原湖泊具有氣溫低、輻射強(qiáng)等特點(diǎn),對(duì)研究MCs污染特征與影響因素具有重要意義。

杞麓湖是云南九大高原湖泊之一,流域處于典型的高原湖盆地,中部為湖泊,湖周為平壩區(qū)。杞麓湖作為懸掛式湖泊,自然生態(tài)在空間上呈環(huán)狀分布,系統(tǒng)高度封閉,先天脆弱[18]。由于杞麓湖處于流域最低位置,是流域污染物的積聚地,工業(yè)廢水、生活污水和農(nóng)田灌溉向湖體輸入物質(zhì)大大增加其污染負(fù)荷[19]。早在1980s初已進(jìn)入富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài),近年來(lái)水質(zhì)不斷惡化,營(yíng)養(yǎng)水平持續(xù)增加,到2019年,已經(jīng)成為全國(guó)營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)第二高、云貴湖區(qū)營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)最高的典型富營(yíng)養(yǎng)化湖泊[20]。得益于云南地區(qū)四季如春的氣候特征,秋季流域內(nèi)浮游植物的密度相對(duì)較高,因此相對(duì)國(guó)內(nèi)其他湖泊,杞麓湖的MCs污染可能具有獨(dú)特的季節(jié)污染特征;同時(shí)杞麓湖流域秋冬季多雨,其作為典型的高原富營(yíng)養(yǎng)化封閉性湖泊,大量污染物通過(guò)地表徑流、農(nóng)業(yè)徑流等方式經(jīng)主要入湖河流匯入杞麓湖造成污染,可能具有明顯的空間特征。盡管已有學(xué)者調(diào)查了杞麓湖的整體浮游生物群落,但尚無(wú)研究MCs污染情況與環(huán)境因子對(duì)MCs的潛在影響,也缺乏MCs的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。因此本研究的目的為:(1)確定總MCs及其主要異構(gòu)體的來(lái)源與時(shí)空分布特征;(2)分析MCs與環(huán)境因子的相關(guān)性;(3)評(píng)估杞麓湖MCs的潛在健康風(fēng)險(xiǎn)。以期為杞麓湖水生態(tài)安全和科學(xué)治理提供依據(jù),助力推動(dòng)高原湖泊水生態(tài)健康保護(hù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域概況與采樣點(diǎn)位

杞麓湖(24°4′36″～24°14′2″N,102°33′48″～102°52′36″E)位于云南省中部,隸屬玉溪市通?？h,是云南省九大高原湖泊之一。杞麓湖流域面積354.22 km2,湖面海拔1796.62 m,湖泊湖面面積37.26 km2,最大水深6.8 m,平均水深4.5 m,湖泊容積1.83×108m3,湖岸線長(zhǎng)42 km,屬珠江流域西江水系,是珠江水系上源海拔最高的湖泊之一[21]。杞麓湖位于流域中部稍偏東北,為流域內(nèi)地表徑流匯集的中心地,流域內(nèi)產(chǎn)水主要來(lái)源于陸地產(chǎn)流和湖面降雨,多年平均產(chǎn)水量11700萬(wàn)m3,包括陸面產(chǎn)流量8430萬(wàn)m3和湖面降雨量3270萬(wàn)m3[22]。

杞麓湖藻華暴發(fā)一般在6-8月,秋季浮游植物密度達(dá)到最高,同時(shí)秋季為雨季,外源污染負(fù)荷較重,MCs是細(xì)胞內(nèi)合成毒素,待細(xì)胞裂解后即釋放入水體中,表現(xiàn)出毒性,考慮到杞麓湖流域可能存在的獨(dú)特季節(jié)污染特征,因此本研究重點(diǎn)針對(duì)9月和11月進(jìn)行采樣,考慮湖泊面積與主要入湖河流情況(納入監(jiān)測(cè)考核的7條:紅旗河、中河、者灣河、大新河、白漁河、窯溝、萬(wàn)家大溝),共設(shè)置10個(gè)采樣點(diǎn)(圖1),分別為S1(馬家灣)、S2(湖心)、S3(湖管站)、S4(大新河入湖口)、S5(白魚(yú)河入湖口)、S6(窯溝入湖口)、S7(中河入湖口)、S8(萬(wàn)家大溝入湖口)、S9(紅旗河入湖口)和S10(者灣河入湖口)。

圖1 杞麓湖采樣點(diǎn)示意圖Fig.1 Location of sampling sites of Lake Qilu

1.2 樣品采集與分析

1.2.1 水質(zhì) 使用YSI多功能水質(zhì)參數(shù)儀原位測(cè)定各點(diǎn)位的pH、溶解氧(DO)、透明度(SD)等指標(biāo),按照《湖泊富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》,每個(gè)點(diǎn)位采集200 mL水樣用于常規(guī)水質(zhì)檢測(cè),主要包括高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、化學(xué)需氧量(COD)、總磷(TP)、氨氮(NH3-N)、總氮(TN)、葉綠素a(Chl.a)等指標(biāo)[23]。

1.2.2 浮游植物 定性樣品采集:用25號(hào)浮游生物網(wǎng)在水面以下約0.5 m處以“∞”字形反復(fù)劃動(dòng),將采集到的樣品轉(zhuǎn)移至50 mL的采樣瓶中并加入4%甲醛固定。定量樣品采集:在水面以下約0.5 m處取1 L表層水樣,加入15 mL魯哥試劑,靜止48 h后,使用虹吸法將水樣濃縮至50 mL。依據(jù)《中國(guó)淡水藻類(lèi)——系統(tǒng)、分類(lèi)及生態(tài)》,在光學(xué)顯微鏡下對(duì)浮游植物進(jìn)行鑒定和計(jì)數(shù)。浮游植物生物量的計(jì)算采用體積法,根據(jù)形態(tài)相近似的幾何體積公式計(jì)算而得[24]。

1.2.3 藻毒素 采集1 L水樣用真空泵經(jīng)過(guò)1.2 μm玻璃纖維濾膜(GF/C)過(guò)濾后分為濾液和濾膜兩部分,濾膜中顆粒物質(zhì)用于測(cè)定胞內(nèi)MCs(IMCs),濾液則用于測(cè)定胞外MCs(EMCs)。EMCs:1 L濾液通過(guò)HLB固相萃取柱(6 cc,200 mg)進(jìn)行富集,萃取柱分別先后用5 mL分析純甲醇和5 mL去離子水活化調(diào)節(jié),然后將1 L濾液分次加入進(jìn)行過(guò)濾富集,富集好的萃取柱用15 mL 5%(v/v)的甲醇溶液淋洗,最后再10 mL 100%的甲醇溶液洗脫,用離心管收集洗脫液。將收集的洗脫液用氮吹儀吹干,殘留物用100%甲醇溶解定容至1 mL,轉(zhuǎn)移至EP離心管,冷凍保存,待測(cè)。IMCs:將GF/C濾膜冷凍干燥,剪碎濾膜置于50 mL離心管中,加入 5 mL 5%的乙酸,接著超聲粉碎5 min,然后在4℃條件下以10000轉(zhuǎn)/min離心15 min得到上清液,吸取上清液,重復(fù)以上步驟3次,收集上清液等待下一步固相萃取。3次得到的上清液中MCs固相萃取及后續(xù)實(shí)驗(yàn)步驟方法同上述水體中EMCs的提取。

采用超高效液相色譜(H-Class,Waters,USA)串聯(lián)三重四極桿質(zhì)譜(XEVO-TQD,Waters,USA)色譜柱:Acquity UPLC BEH C18(100 mm×1 mm,1.7 μm)測(cè)定MC-LR、MC-YR和MC-RR的濃度。液相色譜:流動(dòng)相為含1%甲酸(A)和乙腈(B)的蒸餾水,流動(dòng)相梯度洗脫流程為:0～0.5 min,B的比例從0%增加到25%;0.5～4.0 min,B的比例從25%增加到60%;在0.1 min內(nèi)B的比例降至25%,4.1～6.0 min保持不變。流速為0.3 μL/min,進(jìn)樣量為10 μL。3種MC同源物的校準(zhǔn)范圍(R2≥0.99)為0～200 μg/L,MC標(biāo)準(zhǔn)品均購(gòu)買(mǎi)自Sigma-Aldrich(≥95%,München,德國(guó))。

1.3 數(shù)據(jù)分析與統(tǒng)計(jì)

1.3.1 水質(zhì)營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)分析 應(yīng)用綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(TLI)評(píng)價(jià)水質(zhì)營(yíng)養(yǎng)狀態(tài):

(1)

式中,TLI(Σ)為綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù);j為具體參數(shù),包括Chl.a、TP、TN、SD和CODMn;Wj為第j種參數(shù)的營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的相關(guān)權(quán)重;TLI(j)為第j種參數(shù)的營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)。TLI(Σ)<30為貧營(yíng)養(yǎng),30≤TLI(Σ)≤50為中營(yíng)養(yǎng),5070為重度富營(yíng)養(yǎng)。

1.3.2 浮游植物分析 將浮游植物的優(yōu)勢(shì)度≥0.02的種類(lèi)作為該水域的優(yōu)勢(shì)種類(lèi)。優(yōu)勢(shì)度(Y)計(jì)算公式為:

Y=fi·ni/N

(2)

式中,ni為第i種的個(gè)體數(shù)量(cells/L);N為某點(diǎn)位總生物數(shù)量(cells/L);fi為某種生物的出現(xiàn)頻率(%)。

1.3.3 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法 參照優(yōu)化的USEPA推薦的模型,采用風(fēng)險(xiǎn)熵值法(HQ)評(píng)估杞麓湖及主要入湖河口水體中MCs對(duì)人體的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)大小,計(jì)算公式為:

HQ=CDI/RfD

(3)

式中,CDI為長(zhǎng)期日攝入劑量(μg/(kg·d));RfD為最大暴露參考劑量(μg/(kg·d)),在未規(guī)定RfD時(shí)可用日容許攝入量(TDI)代替,因此取值為0.04 μg/kg。經(jīng)口飲用方式暴露時(shí)的CDI可按下式計(jì)算:

CDI=Cwater·IR/BW

(4)

式中,CDI為污染物經(jīng)口的攝入劑量(μg/(kg·d)),Cwater為飲用水MCs的濃度(μg/L),IR為飲水?dāng)z入量(L/d),取值1.85 L/d,BW為體重(kg),取值60.6 kg。由于MCs不同異構(gòu)體的毒性不同,因此在估算人體通過(guò)水產(chǎn)品攝入MCs的健康風(fēng)險(xiǎn)時(shí),按照不同異構(gòu)體對(duì)生物的半致死劑量的比例,將MC-RR和MC-YR分別換算為0.2和0.4倍的MC-LR。因此,Cwater=CMC-LR+CMC-RR×0.2+CMC-YR×0.4。具體方法參照丁劍楠等[25]和葛思敏[26]文獻(xiàn)中的描述。按照風(fēng)險(xiǎn)等級(jí),MCs的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)分為5個(gè)等級(jí):HQ≤0.03為極低風(fēng)險(xiǎn),0.032.86為極高風(fēng)險(xiǎn)。

1.3.4 統(tǒng)計(jì)分析 本研究中除 pH外,其他藻毒素、影響因子等數(shù)據(jù)都經(jīng)過(guò)lg(X+1)轉(zhuǎn)換用于相關(guān)性分析,采用R 4.2.3軟件繪制Heatmap圖,分析杞麓湖MCs濃度與浮游植物、理化指標(biāo)等參數(shù)的相關(guān)關(guān)系。單因素方差分析等數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析由 SPSS 22軟件完成。使用 Origin 2022軟件繪圖。

2 結(jié)果

2.1 水質(zhì)指標(biāo)與生物因子變化特征

杞麓湖表層水中常規(guī)水質(zhì)pH無(wú)明顯季節(jié)差異,空間分布存在一定規(guī)律,湖內(nèi)pH高于入湖口,整體呈弱堿性;溶解氧濃度范圍為3.2～10.8 mg/L,最高值出現(xiàn)在秋季湖內(nèi)點(diǎn)位,最低值出現(xiàn)在冬季入湖口。綜合營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)均值分別為65.84(秋季)和59.04(冬季),屬于輕度-中度富營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)。營(yíng)養(yǎng)鹽CODMn、COD、TP、NH3-N和TN等濃度呈現(xiàn)明顯的時(shí)空分布特征:季節(jié)上CODMn濃度最高值(18.1 mg/L)出現(xiàn)在秋季,最低值(7.0 mg/L)出現(xiàn)在冬季,秋季CODMn平均濃度高于冬季;空間上,入湖口CODMn平均濃度高于湖內(nèi)。COD濃度范圍為17.0～74.0 mg/L,秋季COD平均濃度高于冬季;秋季濃度空間分布為湖內(nèi)>入湖口,而冬季相反。TP濃度時(shí)空分布特征為秋季>冬季,最高值為0.92 mg/L(秋季),最低值為0.03 mg/L(冬季),空間上:入湖口>湖內(nèi),NH3-N、TN與TP呈現(xiàn)相同的時(shí)空分布特征。生物因子中Chl.a平均濃度秋季(0.10 mg/L)高于冬季(0.03 mg/L),最高值為0.14 mg/L,最低值為0.01 mg/L。藻類(lèi)密度(3.70×106～12.01×107cells/L)和微囊藻密度(1.20×104～7.68×107cells/L)均呈現(xiàn)秋季高于冬季的特征,空間分布上秋季湖內(nèi)藻類(lèi)密度高于入湖口,冬季相反(表1)。

表1 杞麓湖各水質(zhì)與生物指標(biāo)的時(shí)空變化Tab.1 Temporal-spatial variations of water quality and biological indexes in Lake Qilu

2.2 浮游植物群落結(jié)構(gòu)特征

2.2.1 浮游植物種類(lèi)組成 杞麓湖共檢出浮游植物153種,隸屬于8門(mén)84屬,其中綠藻門(mén)(38屬86種)占浮游植物總種類(lèi)數(shù)的56.2%,藍(lán)藻門(mén)(17屬23種)和硅藻門(mén)(15屬22種)分別占浮游植物總種類(lèi)數(shù)的15.0%和14.4%,裸藻門(mén)(7屬12種)占總種類(lèi)數(shù)的7.8%,隱藻門(mén)(2屬4種)占總種類(lèi)數(shù)的2.6%,金藻門(mén)(3屬3種)占總種類(lèi)數(shù)的2.0%,甲藻門(mén)(2屬2種)占總種類(lèi)數(shù)的1.3%,黃藻門(mén)(1屬1種)僅占總種類(lèi)數(shù)的0.7%。從種類(lèi)數(shù)的季節(jié)變化來(lái)看,冬季(121種)>秋季(118種)。從種類(lèi)數(shù)的空間變化來(lái)看,S9點(diǎn)位(60種)>S8(54種)>S2(52種)=S10(52種)>S4(48種)>S3(46種)=S7(46種)>S5(44種)>S1(35種)>S6(29種),湖內(nèi)藻類(lèi)種類(lèi)數(shù)空間分布差異小于入湖口之間藻類(lèi)空間分布差異。

杞麓湖秋季與冬季藍(lán)藻平均細(xì)胞密度明顯高于其他藻類(lèi),占總密度的87.5%和60.8%,為主要優(yōu)勢(shì)類(lèi)群。10個(gè)采樣點(diǎn)位秋季和冬季浮游植物的平均密度分別為5.22×107和2.24×107cells/L,細(xì)胞密度分別介于(0.37～12.01)×107和(1.28～3.91)×107cells/L之間,其中秋季最高值在S10點(diǎn)位,最低值在S4點(diǎn)位,冬季最高值在S4點(diǎn)位,最低值在S1點(diǎn)位。10個(gè)采樣點(diǎn)位秋季和冬季浮游植物的生物量分別介于1.11～6.57和0.81～12.21 mg/L之間,平均生物量分別為3.75和3.49 mg/L。秋季藍(lán)藻平均生物量高于其他藻類(lèi),占總生物量的52.5%,其中最高值出現(xiàn)在S10點(diǎn)位,最低值出現(xiàn)在S4點(diǎn)位。冬季S4和S10點(diǎn)位硅藻生物量較高,使得平均生物量高于其他藻類(lèi),占總生物量的53.0%,最高值出現(xiàn)在S4點(diǎn)位,最低值出現(xiàn)在S1點(diǎn)位(圖2)。

圖2 杞麓湖浮游植物密度(a:秋季;b:冬季)和生物量(c:秋季;d:冬季)的時(shí)空分布Fig.2 Temporal-spatial distribution of phytoplankton density (a: autumn; b: winter) and biomass (c: autumn; d: winter) in Lake Qilu

2.2.2 浮游植物優(yōu)勢(shì)種 杞麓湖秋季湖內(nèi)與主要入湖口浮游植物優(yōu)勢(shì)種共3種(圖3a),分別為微囊藻(Microcystisspp.)、假魚(yú)腥藻(Pseudanabaenaspp.)和四尾柵藻(Scenedesmusquadricauda)。微囊藻為第一優(yōu)勢(shì)種,優(yōu)勢(shì)度為0.70,平均細(xì)胞密度為3.64×107cells/L,在S10點(diǎn)位占比最高;假魚(yú)腥藻(Pseudanabaenaspp.)第二優(yōu)勢(shì)種,平均細(xì)胞密度為5.70×106cells/L,優(yōu)勢(shì)度為0.10,同樣在S10點(diǎn)位占比最高。冬季浮游植物優(yōu)勢(shì)種共7種,分別為微囊藻、小環(huán)藻(Cyclotellaspp.)、顫藻(Oscillatoriaspp.)、隱球藻(Aphanocapsasp.)、四尾柵藻、尖尾藍(lán)隱藻(Chroomonasacuta)和隱藻(Cryptomonasspp.)(圖3b)。與秋季相同,微囊藻仍為第一優(yōu)勢(shì)種,優(yōu)勢(shì)度為0.33,平均細(xì)胞密度為7.50×106cells/L,在S9點(diǎn)位占比最高;小環(huán)藻為第二優(yōu)勢(shì)種,平均細(xì)胞密度為3.60×106cells/L,優(yōu)勢(shì)度為0.16,在S4點(diǎn)位占比最高。

圖3 杞麓湖浮游植物優(yōu)勢(shì)種的時(shí)空分布(a:秋季;b:冬季)Fig.3 Temporal-spatial distribution of dominant phytoplankton species in Lake Qilu (a: autumn; b: winter)

2.3 微囊藻毒素及其異構(gòu)體的時(shí)空分布

杞麓湖秋季總MCs濃度范圍為0.05～23.54 μg/L,平均值為6.46 μg/L,湖內(nèi)總MCs濃度平均值(12.15 μg/L)顯著高于入湖河口(4.02 μg/L),其中,入湖口內(nèi)總MCs濃度差異明顯,S10點(diǎn)位高達(dá)23.54 μg/L,其次為S9(2.89 μg/L),其余入湖口的總MCs濃度均處于較低水平(<1 μg/L)。冬季總MCs濃度范圍為0.05～0.46 μg/L,平均值為0.24 μg/L,湖內(nèi)總MCs濃度范圍為0.08～0.20 μg/L,平均值為0.13 μg/L。其中,S1點(diǎn)位總MCs濃度最高(0.20 μg/L),其次為S2(0.10 μg/L)。7個(gè)主要入湖河口的總MCs濃度范圍為0.05～0.53 μg/L,平均值為0.29 μg/L,冬季湖泊總MCs濃度整體處于較低水平。3種異構(gòu)體(MC-LR、MC-RR、MC-YR)在秋季與冬季均有檢出,檢出率均為100%。其中,秋季占比最高的為MC-RR,占比為31.29%～72.45%,濃度范圍為0.01～15.26 μg/L,其次為MC-LR,占比為24.59%～59.33%,濃度范圍為0.05～23.54 μg/L。冬季占比最高的為MC-LR,占比為26.22%～75.61%,濃度范圍為0.02～0.38 μg/L,其次為MC-RR,占比為19.81%～71.02%,濃度范圍為0.03～0.32 μg/L(圖4)。

圖4 杞麓湖微囊藻毒素濃度及其異構(gòu)體占比(a:秋季;b:冬季)Fig.4 Concentration of microcystin and proportion of isomers in Lake Qilu (a: autumn; b: winter)

秋季EMCs濃度范圍為0.01～0.20 μg/L,平均值為0.06 μg/L,IMCs濃度范圍為0.004～23.54 μg/L,平均值為6.41 μg/L(圖5)。IMCs濃度水平顯著高于EMCs(約116倍),說(shuō)明秋季藍(lán)藻等浮游植物大量繁殖,細(xì)胞內(nèi)產(chǎn)生的毒素大量累積。冬季EMCs濃度范圍為0.03～0.28 μg/L,平均值為0.09 μg/L,IMCs濃度范圍為0.04～0.45 μg/L,平均值為0.15 μg/L,IMCs濃度水平為EMCs的1.67倍。因此,EMCs季節(jié)上呈冬季高于秋季的趨勢(shì),而IMCs呈秋季高于冬季的趨勢(shì)?？臻g上,杞麓湖秋季南岸入湖河口S4～S8表層水中EMCs平均濃度(0.10 μg/L)高于湖內(nèi)(0.01 μg/L)和西岸河口(0.01 μg/L),濃度最高值出現(xiàn)在南岸S8點(diǎn)位。冬季則呈南岸河口(0.11 μg/L)>西岸河口(0.08 μg/L)>湖內(nèi)(0.06 μg/L),濃度最高值出現(xiàn)在南岸S4點(diǎn)位。IMCs秋季空間分布為西岸河口(13.20 μg/L)>湖內(nèi)(12.14 μg/L)>南岸河口(0.25 μg/L),而冬季為西岸河口(0.31 μg/L)>南岸河口(0.13 μg/L)>湖內(nèi)(0.06 μg/L),兩個(gè)季節(jié)濃度最高值也均位于西岸河口,分別為S8(秋季23.54 μg/L)和S9(冬季0.45 μg/L)。

圖5 胞內(nèi)與胞外微囊藻毒素異構(gòu)體濃度的時(shí)空分布(a、c:秋季;b、d:冬季)Fig.5 Temporal-spatial distribution of intracellular and extracellular microcystin isomers (a, c: autumn; b, d: winter)

EMCs異構(gòu)體(EMC-YR、EMC-RR和EMC-LR)呈現(xiàn)明顯的時(shí)空差異。季節(jié)上,EMC-RR和EMC-LR平均濃度均為秋季高于冬季,EMC-YR為冬季高于秋季。秋季EMC-RR和EMC-LR的平均濃度占比接近,分別為45.52%和45.93%,EMC-YR占比最低(8.55%),而冬季3種異構(gòu)體的比例有所變化,EMC-RR占比升高(52.09%),EMC-LR和EMC-YR占比分別下降至42.96%和4.94%?？臻g上,3種異構(gòu)體秋季和冬季濃度分布均為南岸河口>西岸河口>湖內(nèi)。IMCs的3種異構(gòu)體(IMC-YR、IMC-RR和IMC-LR)時(shí)空差異更為顯著。季節(jié)上,3種異構(gòu)體平均濃度均為秋季高于冬季。秋季IMC-RR平均濃度占比最高(61.50%),IMC-LR和IMC-YR占比分別為32.44%和6.06%,冬季IMC-LR占比最高為53.59%,IMC-RR占比降低至41.78%,IMC-YR占比僅為4.92%?？臻g上,3種異構(gòu)體秋季濃度分布均為西岸河口>湖內(nèi)>南岸河口,而冬季IMC-LR和IMC-YR為西岸河口>南岸河口>湖內(nèi),IMC-RR最高值則出現(xiàn)在南岸河口(S5),濃度分布呈現(xiàn)南岸河口>西岸河口>湖內(nèi)。

2.4 微囊藻毒素與環(huán)境因子的關(guān)系

杞麓湖MCs濃度與浮游植物、理化指標(biāo)等參數(shù)的相關(guān)關(guān)系如圖6所示。環(huán)境因子從聚類(lèi)分析上被歸為了5類(lèi):CODMn單獨(dú)為一類(lèi),COD、TP和NH3-N為一類(lèi),TN、pH和DO為一類(lèi),Chl.a與藻毒素歸為一類(lèi),浮游植物參數(shù)浮游植物密度(PD)、微囊藻密度(MD)、藍(lán)藻密度(CD)與藍(lán)藻生物量(CB)被歸為一類(lèi)。TMCs、IMCs和EMCs三者呈極顯著正相關(guān)(P<0.01),藻毒素與環(huán)境因子的相關(guān)關(guān)系基本保持一致。TMCs、IMCs和EMCs三者與PD、MD、CD和CB呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05),與TP、NH3-N和TN呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05),與pH、DO和Chl.a呈正相關(guān)關(guān)系,與COD和CODMn基本無(wú)相關(guān)性。4個(gè)浮游植物參數(shù)PD、MD、CD與CB之間均兩兩極顯著正相關(guān)(P<0.01)。

圖6 微囊藻毒素及不同環(huán)境因子之間的相關(guān)關(guān)系熱圖(PD-浮游植物密度,MD-微囊藻密度,CD-藍(lán)藻密度,CB-藍(lán)藻生物量)Fig.6 Heat map of correlation between microcystin and different environmental factors(PD-phytoplankton density; MD-Microcystis density; CD-cyanobacteria density; CB-cyanobacteria biomass)

2.5 微囊藻毒素人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

杞麓湖3種EMCs的人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)值計(jì)算結(jié)果顯示(圖7),在研究期內(nèi),秋季EMCs健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)范圍為0.004～0.077,平均值為0.023,總體處于極低和低風(fēng)險(xiǎn)等級(jí),最高值出現(xiàn)在S8點(diǎn)位,其次為S7點(diǎn)位。其中,EMC-LR的健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)范圍為0.003～0.057,貢獻(xiàn)EMCs風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的67.90%～87.38%,其次為EMC-RR,最后為EMC-YR。冬季EMCs健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)范圍為0.014～0.110,平均值為0.037,均為極低和低風(fēng)險(xiǎn)等級(jí),但整體風(fēng)險(xiǎn)水平高于秋季,最高值出現(xiàn)在S4點(diǎn)位。EMC-LR的健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)范圍為0.009～0.042,貢獻(xiàn)EMCs風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的66.19%～89.99%,其次為EMC-RR,最后為EMC-YR。

圖7 杞麓湖水體胞外微囊藻毒素對(duì)人體非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)Fig.7 Non-carcinogenic risk index of extracellular microcystin in Lake Qilu

3 討論

3.1 MCs主要源自湖內(nèi)原生與河口輸入的微囊藻

研究結(jié)果顯示,微囊藻為杞麓湖秋冬季節(jié)的第一優(yōu)勢(shì)種屬,在MCs與環(huán)境因子的相關(guān)性分析中也發(fā)現(xiàn)微囊藻與TMCs、EMCs和IMCs呈極顯著正相關(guān)關(guān)系,可能是杞麓湖流域MCs的主要貢獻(xiàn)者,其作為典型的藍(lán)藻優(yōu)勢(shì)屬也已在巢湖[27]和太湖[28]等多個(gè)湖泊中發(fā)現(xiàn)對(duì)MCs的產(chǎn)生有較大貢獻(xiàn)。值得注意的是,秋季微囊藻密度湖內(nèi)/入湖河流比值為1.57,湖內(nèi)原生微囊藻對(duì)MCs起主要貢獻(xiàn),而冬季該比值降為1.10,說(shuō)明輸入性微囊藻源貢獻(xiàn)增強(qiáng)。這種動(dòng)態(tài)變化的過(guò)程可能是受微囊藻的生長(zhǎng)特性影響,藍(lán)藻水華暴發(fā)后微囊藻由浮游生長(zhǎng)轉(zhuǎn)變?yōu)橄鲁林脸练e物表面休眠[28],此時(shí)入湖河流的微囊藻輸入會(huì)對(duì)湖內(nèi)MCs的濃度起到促進(jìn)效果。因此,秋冬季的MCs可能是來(lái)自湖內(nèi)藻華暴發(fā)與入湖河流持續(xù)匯入的微囊藻的共同貢獻(xiàn),針對(duì)杞麓湖這類(lèi)高原富營(yíng)養(yǎng)化湖泊的MCs治理,往往需要治內(nèi)源與控外源結(jié)合的治污手段才能起到最好的效果。

3.2 微囊藻毒素時(shí)空分布特征明顯

杞麓湖冬季總MCs的濃度水平顯著低于秋季(P<0.01)。杞麓湖近年來(lái)富營(yíng)養(yǎng)化嚴(yán)重,夏季藻華暴發(fā),藍(lán)藻大量繁殖,而隨著秋季氣溫降低和光照減弱,藻類(lèi)生長(zhǎng)變緩,同時(shí)考慮到微囊藻的生理特點(diǎn)較易沉降至沉積物中休眠,因此杞麓湖MCs濃度水平自秋入冬后降低。不僅如此,杞麓湖作為高原淺水湖泊,年平均風(fēng)速在2.7 m/s左右,對(duì)湖水的擾動(dòng)較弱,也是有利于微囊藻沉降的一個(gè)關(guān)鍵因素[29]。微囊藻休眠和沉降導(dǎo)致冬季IMCs的大量減少,使EMCs濃度占比上升接近45%。同為高原富營(yíng)養(yǎng)化湖泊的滇池和洱海MCs濃度也呈現(xiàn)秋季高于冬季的現(xiàn)象,與巢湖和洞庭湖等平原湖泊相比,濃度也普遍較高,冬季尤為明顯[26]。值得注意的是,較淺的水深和較弱的風(fēng)浪擾動(dòng)同樣有利于春夏微囊藻的復(fù)蘇與繁殖[28],這可能是杞麓湖藻華常年暴發(fā)的重要因素之一。從藻毒素組成來(lái)看,秋季以IMCs為主,湖內(nèi)的IMCs濃度占比超過(guò)99%,7條入湖河口中S9和S10點(diǎn)位IMCs濃度占比同樣也超過(guò)99%,其MCs濃度與湖內(nèi)接近,因此紅旗河與者灣河可能是湖內(nèi)MCs的重要輸入源。袁麗娟等[30]在研究鄱陽(yáng)湖MCs時(shí)也發(fā)現(xiàn)秋高東低的季節(jié)變化趨勢(shì),蚌湖入湖口處EMCs濃度高于其他區(qū)域。丁劍楠等[25]對(duì)太湖貢湖灣MCs分析時(shí)發(fā)現(xiàn)EMC/TMC接近70%,與本研究杞麓湖MCs組成差異較大,這種現(xiàn)象是否受高原富營(yíng)養(yǎng)化湖泊獨(dú)特的地理與環(huán)境條件影響值得進(jìn)一步的研究。

杞麓湖MCs異構(gòu)體的時(shí)空分布呈現(xiàn)一定的規(guī)律性,秋季以MC-RR為主,冬季以MC-LR為主,MC-YR一直保持較低濃度水平,這與余麗等[27]在巢湖的研究結(jié)果相似。從秋季MC-RR空間分布特征可以看出,IMC-RR在湖內(nèi)與S9和S10點(diǎn)位的濃度及占比均高于S4～S8點(diǎn)位,而EMC-RR則呈現(xiàn)相反的分布規(guī)律。因此秋季西岸河流以IMC-RR為主,南岸河流以EMC-RR為主,可能由于紅旗河與者灣河對(duì)湖泊的補(bǔ)給能力較強(qiáng),導(dǎo)致大量未裂解藻類(lèi)能夠隨水流快速輸入湖內(nèi),而南岸河網(wǎng)多為小型河道,藻類(lèi)流動(dòng)性差,易大量繁殖裂解釋放藻毒素。此外,有研究表明隨著湖水溫度與水質(zhì)的變化,湖泊中本土藻類(lèi)與外源輸入藻類(lèi)的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系會(huì)發(fā)生變化[31],從杞麓湖浮游植物群落的季節(jié)性演替也發(fā)現(xiàn),秋冬季節(jié)藍(lán)藻會(huì)取代綠藻成為優(yōu)勢(shì)藻[20],這都會(huì)影響藻類(lèi)中MCs的產(chǎn)生。冬季隨著濃度占比較大的IMCs減少,MCs總濃度降低,杞麓湖流域MC-LR濃度水平基本一致,從MC-LR組成來(lái)看,IMC-LR平均濃度僅略高于EMC-LR。

3.3 微囊藻毒素與環(huán)境因子的相關(guān)性分析

生物因子(藍(lán)藻生物量及微囊藻密度)與營(yíng)養(yǎng)鹽(TN、TP和NH3-N)均對(duì)杞麓湖的MCs濃度水平有影響。本研究顯示藍(lán)藻生物量及微囊藻密度與MCs呈顯著正相關(guān)關(guān)系,微囊藻生長(zhǎng)對(duì)MCs濃度的上升有著促進(jìn)作用。同時(shí)Chl.a和MCs的正相關(guān)關(guān)系也說(shuō)明了這一點(diǎn),秋季微囊藻大量繁殖,藻類(lèi)生物量和Chl.a濃度增加,胞內(nèi)合成的MCs濃度也升高。秋季后微囊藻逐漸停止生長(zhǎng),生物量下降,不利于毒素的產(chǎn)生,使得進(jìn)入冬季后總MCs及其3種異構(gòu)體的濃度均降至最低。有研究將這種生物因素引起的變化歸因于環(huán)境溫度的改變,不同季節(jié)水溫的差異以及生物生命周期不斷循環(huán),使得MCs濃度水平產(chǎn)生季節(jié)差異[32]。氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素對(duì)湖泊水環(huán)境中的藍(lán)藻生長(zhǎng)與衰亡也同樣起到關(guān)鍵作用,相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)TN、TP和NH3-N與MCs濃度均呈現(xiàn)顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05),說(shuō)明杞麓湖流域氮、磷是MCs的限制性因素,這與袁麗娟等[30]在鄱陽(yáng)湖的研究結(jié)果相同。在富營(yíng)養(yǎng)化嚴(yán)重的高原湖泊滇池也發(fā)現(xiàn)MCs濃度與TP和TN呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系,其原因歸結(jié)于多雨少光照的氣候條件與流域內(nèi)氮、磷大量排入河流的情況[33]。氮是藻類(lèi)生長(zhǎng)的必需營(yíng)養(yǎng)元素,同時(shí)氮被認(rèn)為是MCs產(chǎn)生的決定因素,因此藻的生長(zhǎng)以及藻毒素的分泌均會(huì)受到氮缺乏的抑制[34]。有研究認(rèn)為高濃度磷有利于微囊藻產(chǎn)毒,也有研究表明微囊藻的產(chǎn)毒能力隨著磷濃度的減小而增加[16,35]。考慮到營(yíng)養(yǎng)鹽對(duì)藻類(lèi)的限制作用,在對(duì)太湖MCs研究中,Wan等[36]建議將氮、磷閾值分別限定為1.19和0.0714 mg/L進(jìn)行營(yíng)養(yǎng)控制管理,以降低MCs產(chǎn)生濃度較高的可能性。而Agathokleous等[37]實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),鑒于菌落形成以及藻毒素的產(chǎn)生和釋放因污染物濃度小于毒理學(xué)閾值而增強(qiáng)的現(xiàn)象,低濃度污染物會(huì)刺激有害藻類(lèi)生物生長(zhǎng)并促進(jìn)毒素釋放。因此目前關(guān)于氮、磷營(yíng)養(yǎng)元素對(duì)MCs的影響仍然沒(méi)有一致的研究結(jié)論。

3.4 微囊藻毒素的潛在健康風(fēng)險(xiǎn)

從基于EMCs數(shù)據(jù)核算的人體健康風(fēng)險(xiǎn)來(lái)看,杞麓湖湖體與7個(gè)主要入湖河口的EMCs人體非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)處于極低或低風(fēng)險(xiǎn)水平,3種EMCs異構(gòu)體中EMC-LR對(duì)風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)占比最大。湖內(nèi)3種EMCs人體健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)低于7個(gè)主要入湖口,均為極低風(fēng)險(xiǎn)水平。除S7和S8點(diǎn)位以外,其余點(diǎn)位冬季風(fēng)險(xiǎn)水平均高于秋季,S4和S5點(diǎn)位秋季為低風(fēng)險(xiǎn),S7和S8點(diǎn)位冬季為低風(fēng)險(xiǎn),可見(jiàn)杞麓湖南岸輸入EMCs污染具有一定風(fēng)險(xiǎn)。有研究指出,位于云貴高原湖區(qū)的滇池和洱海相對(duì)于東部平原湖區(qū)的巢湖和洞庭湖MCs的人體健康綜合風(fēng)險(xiǎn)度要高[26]。Wan等[36]對(duì)中國(guó)東部30個(gè)亞熱帶湖泊進(jìn)行了調(diào)查,發(fā)現(xiàn)有28個(gè)湖泊均檢出MCs,除巢湖和太湖外,其余湖泊MCs對(duì)人體健康的風(fēng)險(xiǎn)均處于中低水平。Xue等[38]對(duì)太湖MCs進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估,發(fā)現(xiàn)MCs已經(jīng)對(duì)淡水螺產(chǎn)生了顯著的不良影響;雖然對(duì)人類(lèi)的不良影響較弱,但兒童比成人面臨的風(fēng)險(xiǎn)更大。Metcalf等[39]對(duì)佛羅里達(dá)州西海岸河湖內(nèi)藻華暴發(fā)進(jìn)行研究,強(qiáng)調(diào)了多種潛在有毒水華共存的可能性以及對(duì)人類(lèi)和動(dòng)物健康的可能影響。整體來(lái)看,杞麓湖EMCs的健康風(fēng)險(xiǎn)較低,但是MCs長(zhǎng)期低劑量暴露引發(fā)的健康風(fēng)險(xiǎn)不容忽視。大量的魚(yú)類(lèi)實(shí)驗(yàn)表明,慢性低劑量暴露MCs表現(xiàn)出顯著的肝臟、神經(jīng)、生殖和胚胎毒性。例如,MC-LR會(huì)引發(fā)雄魚(yú)的睪丸損傷,使性腺組織萎縮,卵黃含量降低[40];降低魚(yú)類(lèi)的先天免疫力,誘發(fā)雄性斑馬魚(yú)的免疫紊亂[41]。長(zhǎng)期低劑量暴露于MC-LR會(huì)引起大鼠肝臟中氨基酸含量顯著下降,干擾絡(luò)氨酸的合成與分解代謝,影響肝臟功能[42]。流行病學(xué)研究發(fā)現(xiàn)MCs長(zhǎng)期暴露嚴(yán)重危害人體肝臟功能。飲用水中的MCs濃度與當(dāng)?shù)卦l(fā)性肝癌的發(fā)病率有很大的相關(guān)性[43]。關(guān)于通過(guò)飲用水和食用水產(chǎn)品方式長(zhǎng)期慢性暴露于MCs的漁民相關(guān)研究顯示,指示肝臟損傷的生化指標(biāo)顯著升高[44]。男性血清睪酮水平下降和生殖障礙也是 MCs引發(fā)的健康問(wèn)題之一[45]。此外,秋季藍(lán)藻IMCs含量顯著高于EMCs,且超過(guò)了我國(guó)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的MC-LR限值(1 μg/L)。雖然高生物量和高IMCs濃度不會(huì)迅速導(dǎo)致MCs的大量釋放,但當(dāng)藍(lán)藻細(xì)胞死亡和水華消失時(shí),MCs會(huì)被大量釋放到水中,對(duì)飲用水供應(yīng)構(gòu)成巨大威脅[46],因此胞內(nèi)毒素釋放后的健康風(fēng)險(xiǎn)仍值得持續(xù)關(guān)注。

4 結(jié)語(yǔ)

1)杞麓湖MCs主要貢獻(xiàn)者為藍(lán)藻中的微囊藻屬,秋季湖內(nèi)原生微囊藻對(duì)MCs起主要貢獻(xiàn),而從秋季進(jìn)入冬季后湖內(nèi)產(chǎn)生的MCs的占比下降,入湖河流輸入的MCs對(duì)杞麓湖內(nèi)TMCs的貢獻(xiàn)增強(qiáng)。

2)杞麓湖內(nèi)MCs總體呈現(xiàn)秋高冬低的季節(jié)特征,湖內(nèi)IMCs濃度在冬季受微囊藻密度下降和營(yíng)養(yǎng)鹽(TN、TP和NH3-N)濃度增加等因素影響而顯著下降是出現(xiàn)季節(jié)差異的主要原因,入湖河流MCs濃度季節(jié)變化不明顯。MCs異構(gòu)體中MC-RR在秋季占比高于MC-LR和MC-YR,而冬季MC-LR占比最高。空間上,秋季湖內(nèi)MCs污染濃度高于入湖河流,而冬季相反。西岸河流入湖口IMCs平均濃度最高,EMCs平均濃度在南岸河流入湖口最高。

3)基于人體非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)發(fā)現(xiàn),杞麓湖EMCs污染總體上呈極低或低風(fēng)險(xiǎn)水平,冬季風(fēng)險(xiǎn)略高于秋季?？梢酝ㄟ^(guò)有效削減主要入湖河流營(yíng)養(yǎng)鹽的輸入來(lái)降低藻華暴發(fā)的風(fēng)險(xiǎn),同時(shí)加強(qiáng)藻華暴發(fā)時(shí)期的應(yīng)急處理處置以降低藻毒素的釋放與遷移危害。