黄天寅，朱甜

(苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏 苏州 215009)

随着经济的快速发展，营养物质的大量涌入导致水体中藻华污染愈发严重，关于蓝藻水华的相关研究已成为当前的热点话题.同时，印染废水中大量砷(As)和锑(Sb)的排放导致天然水体以及沉积物同样受到As和Sb的污染，严重威胁了生态环境与人类健康[1].水体富营养化使许多受As和Sb污染的水域面临严峻的考验.蓝藻腐解造成水体缺氧，有利于沉积物中As以溶解态As(Ⅲ)和甲基化As的形式存在，夏季蓝藻爆发时水体中As浓度水平也明显升高[2-3]，间隙水中的Sb含量也高于冬季.在引水灌溉过程中，水中重金属与藻类易在农田中沉淀堆积，藻类能促使土壤中重金属迁移释放并对农作物生产和食品安全等造成潜在威胁.有研究表明长期污水灌溉下的土壤和小麦籽粒等农作物存在明显的重金属污染问题[4]，因此，研究藻类对重金属迁移的影响具有实际意义.

蓝藻引起沉积物中重金属迁移的原因有很多.藻残体的下沉会增加沉积物中有机质含量，通过有机质与沉积物表面的As等金属进行置换等作用，促进沉积物中As向水和大气的急性释放[5].上覆水和沉积物因藻体衰亡分解呈现缺氧环境，易于导致Fe-Sb，Fe-P，As-Fe/P等矿物质的还原溶解，促进Sb和As的迁移[6-7].沿沉积物深度变化，环境状态由氧化层向缺氧层转化，Sb和As也在沉积物和间隙水之间发生形态转化[6].藻类活动会使所处水体的pH，DO(溶解氧)浓度发生变化，pH的改变会引起沉积物对重金属的循环吸附-释放，影响重金属离子的解离状态[8].在pH和DO浓度波动过程中，沉积物中不同组分形态的重金属含量也随之改变[9].研究发现有些富营养化地区，在有氧条件下Fe氧化物可将Sb(Ⅲ)氧化为Sb(Ⅴ)，导致可溶性Sb浓度增加[10]，藻类活动很可能影响泥水界面处As和Sb的迁移.近年来关于藻类影响As和Sb在泥水界面处迁移转化的研究，主要集中在藻类腐解产生的有机物对As和Sb迁移的影响，而藻类衰亡过程对沉积物中As和Sb迁移过程的影响研究罕见.

文中以模拟柱为研究对象，初步探究铜绿微囊藻的衰亡过程对沉积物中As和Sb迁移的影响，并分析不同藻浓度条件下的影响差异，拟为富营养化环境中重金属防控和水质保护提供依据.

1.1 样品的采集与保存

为监测不同深度间隙水中As和Sb的迁移情况，2019年10月，利用直径8.40 cm，高40.00 cm的大口径重力柱状采样器对受纳水体表层沉积物20.00 cm及上覆水进行采集，保证试验中各层沉积物与河道中位置一致[6].采样柱从采样器取下后作为实验室所用模拟柱，样品运输过程中低温保存并尽量保持样品不被搅动.

1.2 试验方法

模拟柱材料为有机玻璃，底部用橡胶塞密封.采样点分别设在沉积物表面以上10 cm和2 cm、沉积物表面以下2，4，6，8 cm的位置，共6处，如图1所示，其中沉积物部分采用遮光处理.

图1 模拟柱示意图

河流中代表藻细胞含量的叶绿素a(Chl a)浓度通常在20.00～50.00 μg/L，藻密度约在1.0×106个/L，在水华爆发时期可高达150.00～200.00 μg/L，藻密度约在1.0×108个/L[11].此外，苏州河网地表水中优势藻种多为铜绿微囊藻[11].为探究不同浓度藻对水环境的影响以及在此条件下As和Sb迁移规律，以铜绿微囊藻为藻源，以上述河流中藻含量为标准设定藻浓度水平.铜绿微囊藻种购自FACHB-Collection，采用BG11培养液在实验室培养.通过离心获得藻细胞，并用NaHCO3溶液以及纯水反复清洗后投加至上覆水中.

试验设计为3组，藻浓度水平：① 对照组(CG组)：不添加藻细胞；
② 低藻组(LAD组)：向上覆水中投入铜绿微囊藻使Chl a浓度达到50.00 μg/L，藻密度约为1.0×106个/L，模拟藻华初步形成时水中的藻细胞浓度水平；
③ 高藻组(HAD组)：向上覆水中加入铜绿微囊藻使Chl a浓度达到180.00～200.00 μg/L，藻密度约为2.5×108个/L，表示重度营养水平下的藻细胞浓度水平.试验周期为14 d，温度为室温(20～25 ℃)，每天光照12 h，光暗比为1∶1.每天同一时间对模拟柱进行水样采集.上覆水直接用注射器采样，间隙水利用预置的Rhizon采样器采样.

模拟柱搭建完成静置24 h后，分析上覆水和间隙水中Chl a和重金属浓度，并对上覆水中DO(溶解氧)、pH和Eh(氧化还原电位)进行测定，结果如表1所示，表中c为浓度.按照试验设计向模拟柱中投加不同浓度的微囊藻，并对投加后上覆水和间隙水中上述指标进行监测，记为初始状态(第0天)，此后每隔24 h进行采样分析，共计14 d.每组设3个平行试验，结果为平行试验的平均值.

表1 未加藻细胞时模拟柱上覆水和间隙水中各指标值

1.3 检测指标测定方法

DO，pH以及Eh：采用便携式溶解氧测定仪(JPB-607A，上海雷磁仪器有限公司美国)和数显pH计(PH-100B，上海雷磁仪器有限公司武)测定，测量深度为水面下7.50 cm.叶绿素a(Chl a)浓度：由于试验中可以采集的水样有限，因此采用PHYTO-PAM浮游植物荧光仪(Chlorophyll Fluore-scence System，泽泉科技有限公司德国)测定Chl a浓度.As，Sb，Fe这3种元素均采用电感耦合等离子质谱仪(美国 ICP-MS，iCAP RQ，Thermo scientific)测定浓度.

As，Sb，Fe的结果以释放率表示，释放率的计算公式为

式中：x为释放率；
a为第n天水中元素浓度；
b为第0天水中元素浓度.

2.1 上覆水环境变化特征

自投加藻细胞后的14 d时间内，投加的藻细胞逐渐下沉，LAD组和HAD组上覆水颜色逐渐变淡，分别在第7天和第12天时达到与CG组相似水平；
沉积物表面先逐渐呈绿色，随后绿色逐渐减少至消失.3组模拟柱上覆水的DO浓度,pH,氧化还原电位Eh以及叶绿素Chl a浓度随时间的变化特征，如图2所示.

上覆水Chl a浓度变化如图2a所示，第0天CG组、LAD组和HAD组上覆水中Chl a浓度分别为7.47,59.65,207.37 μg/L，试验开始后，LAD组与HAD组上覆水中Chl a浓度持续下降，分别在第12天和第14天降至CG组同一水平.

图2b为3组试验中上覆水pH的变化曲线，CG组pH始终保持在7.00左右，LAD组和HAD组的pH变化曲线呈山峰状，第2天达到峰值，分别为7.90和8.20，随后持续下降，逐渐趋近于CG组同一水平.

3组模拟柱中DO浓度变化情况如图2c所示，试验初期LAD组、HAD组和CG组DO浓度均保持在6.00 mg/L左右.第4天起，LAD组和HAD组中DO浓度逐渐下降，至第14天2组模拟柱中DO浓度分别下降了1.08, 1.24 mg/L.

图2 上覆水环境变化特征

各组上覆水中Eh的变化趋势如图2d所示，试验过程中CG组Eh始终保持在10.00 mV左右，在投加藻细胞后，LAD组和HAD组Eh迅速下降，第4天下降趋势放缓，至第14天分别降至-16.00 mV和-18.00 mV.

2.2 间隙水中Chl a浓度变化特征

投加藻细胞前后CG组、LAD组和HAD组间隙水中Chl a浓度随时间的变化特征如图3所示，图中h为深度.第0天3组间隙水中Chl a浓度的范围在10.00～15.00 μg/L，第0—2天，由于上覆水中高浓度的铜绿微囊藻逐渐向沉积物堆积，LAD组和HAD组间隙水中Chl a浓度分别上升至20.00 μg/L和25.00 μg/L；
第2—4天，LAD组和HAD组Chl a浓度逐渐降到约15.00 μg/L，CG组Chl a浓度无明显变化；
第4—8天，LAD组Chl a浓度维持在15.00 μg/L左右，HAD组回升至20.00 μg/L；
第8—14天，LAD和HAD组间隙水中Chl a浓度逐渐降低至CG组水平.

图3 间隙水中叶绿素a浓度随时间的变化规律

2.3 As和Sb释放率的变化特征

间隙水中As和Sb的释放率变化情况如图4，5所示.第0天间隙水中As和Sb浓度范围分别为10.95～24.92 μg/L和1.40～4.58 μg/L.根据纵向深度，各元素均在-2～-4 cm处有明显的释放现象，在此主要对-2 cm处的释放率进行讨论.

图4 沉积物中As浓度的垂向分布情况

投加微囊藻细胞后的第1—2天，CG组、LAD组和HAD组中As和Sb的释放率均有明显升高，第2天分别升至极大值；
3组中As的释放率分别是1.19，1.87和2.73；
Sb的释放率分别是1.89，1.01和1.21.第2—4天，除Sb在LAD组的释放率处于持续降低状态外，CG组、LAD组和HAD中As和Sb的释放率大部分降至拐点.第4—8天，LAD组和HAD组中As的释放率再次上升，第8天达到峰值，分别为0.82和1.58，2组中Sb的释放率持续缓慢下降.第8—14天，CG组、LAD组和HAD组中As的释放率持续下降，试验结束时降至-0.87，-0.44，0.01.CG组中Sb的释放率在此期间达到最高值2.13，而LAD组和HAD组中Sb的释放率分别缓慢降至0.13和0.12，处于几乎不释放的状态.

可以看出，在观察期间Sb与As的迁移规律相反.在相同时间条件下，3组同一深度As的释放率从大到小依次为HAD组，LAD组，CG组，而Sb的释放率从大到小依次为CG组，LAD组，HAD组.说明藻的浓度水平对As和Sb的迁移具有显著的影响.

图5 沉积物中Sb浓度的垂向分布情况

3.1 上覆水环境因素变化情况

上覆水中Chl a浓度、pH、DO浓度和Eh的变化反映了模拟柱中环境因素的变化.可以看出，各项指标在CG组均未出现明显波动，而LAD组和HAD组因微囊藻不同投加量导致上覆水环境指标变化显著.其变化特征基本符合水环境中藻类活动引起的环境变化规律[8]，一定程度上模拟了因藻类活动引起的水体环境变化情况.上覆水中Chl a浓度变化规律与pH变化规律相似，这是由于藻细胞繁殖和衰亡过程会显著影响水中pH的变化[8].LAD组Chl a浓度下降速率明显低于HAD组，可能是上覆水中营养物质有限，藻浓度更大的HAD组更不利于藻类生存，藻细胞衰亡更快.随着藻细胞的衰亡，光合作用减弱，同时藻细胞腐解消耗水中溶解氧，为沉积物中细菌提供营养物，使得上覆水中Eh和DO浓度持续下降[9].投加藻细胞后，水中Eh基本处于持续降低的状态，可能是藻细胞自身作为有机质贡献了还原性.pH的变化影响着水中络合物的溶解与沉淀，DO浓度与Eh的变化改变了沉积物表面的赋氧状态并提供了还原性环境[6]，对重金属的迁移转化起着不可或缺的作用.

3.2 模拟柱中藻细胞的生长规律

微囊藻细胞在模拟柱沉积物间隙水中也表现出一定的活动状态.试验开始后，上覆水中的微囊藻细胞逐渐下沉至沉积物表面并向下扩散，这部分微囊藻细胞在营养贫乏、光线较少的沉积物中的衰败状况呈现出一定的波动性，可能是藻细胞衰亡分解和营养物质再利用造成的.根据沉积物中Chl a分布随时间变化的情况，可将研究周期分成4个阶段.试验初期第0—2天时，Chl a缓慢变化，认为是藻细胞缓慢适应环境的阶段，称为适应阶段；
在第2—4天，Chl a浓度第1次出现下降，说明藻细胞开始衰亡，称为衰亡阶段；
在第4—8天，Chl a浓度再次升高，认为是藻细胞生长状态达到稳定阶段，称为稳定阶段；
在第8—14天，Chl a浓度再次下降说明了间隙水中藻细胞的大量死亡与衰败，称为腐解阶段.藻细胞的沉积和分解，可能会对间隙水中溶解氧、Eh以及pH产生影响，进而引起环境变化，为重金属在沉积物中的迁移提供了有利条件.

3.3 藻类活动对As和Sb释放率的影响

为方便讨论，将As和Sb在沉积物深度方向典型位置(-2，-4 cm处)的释放率以及反映还原性环境的Fe的释放率进行作图，如图6所示.

图6 As，Sb和Fe在沉积物不同深度的释放规律

在适应阶段，间隙水中的藻细胞处于适应环境的状态，此时As和Sb的释放率同步增大，这可能是因为藻细胞代谢导致沉积物中污染物释放.

在衰亡阶段，沉积物表面的藻细胞以及进入沉积物中的藻细胞在营养不足的条件下逐渐死亡，不仅导致水体中DO和Eh降低，也导致间隙水中Fe的释放，沉积物和间隙水逐渐变为还原性环境.死亡藻体表面的功能基团以及多糖细胞基质对重金属的吸附性能更为显著[12]，导致间隙水中的As和Sb的释放率显著降低.

在稳定阶段，细菌将沉积物表面的藻残体降解为小分子有机物并释放营养盐，为间隙水中藻细胞的繁殖提供养分，此时藻类活性逐渐恢复.伴随着细菌以及藻细胞代谢活动，藻体对沉积物中营养物质的摄取能力增强，促使As和Sb的再次释放.在这一阶段，上覆水的溶解氧浓度和Eh进一步降低，而且间隙水中的Fe浓度增加，表明局部还原性环境增强，推测As与Sb存在向还原态转化的可能[10].水中三价砷通常以溶解态形式存在，而三价锑常以中性分子形式存在[10]，导致间隙水中还原态As的溶解与还原态Sb的固化.因此，藻细胞活动对沉积物中Sb的释放作用和还原环境对Sb的固化作用相抵，导致间隙水中Sb的表观释放率降低，而藻细胞活动以及还原环境均有利于As的释放，导致间隙水中As的释放率再次逐步升高至第2峰值.

在腐解阶段，受环境光照等条件限制，沉积物中藻体最终死亡产生的大量藻残体对As和Sb有吸附作用.受还原环境下As的溶解和藻残体对As吸附的综合影响，间隙水中As的释放率呈下降趋势，但仍保持释放状态.间隙水中Sb受还原性环境中固化作用影响更加显著，其释放率几乎可以忽略.

试验证明，藻细胞进入沉积物中的最初活动会促进沉积物中As和Sb向水体中释放；
而藻细胞的衰亡会导致还原性环境造成As的释放和Sb的固化，使As和Sb的表观释放速率呈现出不同的变化规律.实际富营养化水体中藻类爆发，会有源源不断的藻细胞进入沉积物，沉积物表层颗粒也会因水体扰动进入上覆水中，这可能会对生态安全造成威胁.

3.4 藻类活动下As和Sb垂向分布变化

在垂向分布上，As在整个沉积物中十分活跃，均存在释放可能，且As于LAD组和HAD组中的释放率均在-4 cm处出现释放峰值.Sb在沉积物上层相对活跃，其释放率在-2 cm处出现峰值，且随着沉积物深度增加，释放率呈现降低趋势，甚至接近于0.

在试验过程中，加入微囊藻细胞不仅导致上覆水DO和Eh的持续降低，还引起了沉积物中还原性环境的增强.间隙水中的Fe的释放可以反映沉积物中的还原性程度.沉积物中Fe的释放集中在-2 cm处，CG组中Fe释放率一直保持相对较低水平，LAD组和HAD组中Fe的释放率显著增加，按照释放率排序从大到小依次为HAD组、LAD组、CG组，与Sb的释放率相反，这与太湖水域中水中溶解性Sb浓度与溶解性Fe存在显著的负相关[9]一致.

此外，不同深度沉积物中所聚集的微生物群落存在差异，微囊藻细胞的加入可能会引起微生物群落的改变[13].微生物活动对沉积物-2～-4 cm处As和Sb释放的贡献需要进一步的研究.

通过人为向模拟柱中投加铜绿微囊藻的方式，探究藻类活动对沉积物中As和Sb迁移规律的影响，得出以下结论：

1) 铜绿微囊藻加入模拟柱中未能正常生长，导致上覆水中DO和Eh降低，间隙水中出现Fe，表明模拟柱中逐步呈现还原性环境.

2) 间隙水中铜绿微囊藻的活动影响了沉积物中As和Sb的迁移，其中HAD组的影响更大.

3) 在铜绿微囊藻活动的影响下，沉积物中的As在整个深度上始终处于释放状态，且在同一深度上按照释放率排序从大到小依次为HAD组、LAD组、CG组.

4) 沉积物中的Sb在铜绿微囊藻活动的影响下表现出与As不同的规律，在同一深度上按照释放率排序从大到小依次为CG组、LAD组、HAD组，主要是由于被还原的Sb的固化作用占主导.

综上所述，若灌溉的水体中含有大量藻类物质，将会增大重金属对农作物污染的威胁，并且水体中藻浓度越大，农作物受到As和Sb的威胁越严重.

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