范振強,崔福義,馬 華,何文杰,陰沛軍

(1.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,哈爾濱 150090;2.天津自來水集團有限公司,天津 300040）

如何安全高效又經(jīng)濟地去除富營養(yǎng)化原水的藻類是當前飲用水處理的熱點之一。在除藻實踐和研究中,水中不同的藻類通常被不加區(qū)分地視為一個整體去除對象。然而原水中不同藻類之間存在的生理或生態(tài)特征差異,可導致同一工藝對不同藻類去除效率的不同,如混凝工藝對銅綠微囊藻的去除效果就不如綠藻。另外,原水中某些藍藻能產(chǎn)生藻毒素,除藻工藝選擇不當可造成藻毒素的大量釋放[4-5]和消毒副產(chǎn)物產(chǎn)生[6],從而威脅飲用水水質(zhì)安全。因此,有必要對原水中的藻類群落結(jié)構(gòu)特征變化以及相關(guān)影響因素進行全面了解。該研究對引灤原水藻類群落結(jié)構(gòu)變化進行了調(diào)查,分析了藻類含量、藻類群落結(jié)構(gòu)、生物多樣性變化趨勢及影響因素,為提高除藻效率和除藻工藝選擇的針對性提供了有價值的參考。

1 材料與方法

1.1 樣品的取得

在天津某水廠進水口取引灤原水樣品,采樣時間為2006年2月至2006年10月。

1.2 水質(zhì)參數(shù)的測定

水溫、濁度、pH 值、高錳酸鹽指數(shù)、總磷、葉綠素a等參數(shù)的檢測均按照國家標準方法進行[7]。

依據(jù)《湖泊(水庫)富營養(yǎng)化評價方法及分級技術(shù)規(guī)定》對引灤原水的富營養(yǎng)化水平指數(shù)(T LI)進行計算。評價標準:TLI＜30,貧營養(yǎng),30≤TLI≤50,中營養(yǎng);50＜TLI≤60,輕度富營養(yǎng);60＜T LI≤70,中度富營養(yǎng);TLI＞70,為重度富營養(yǎng)。

1.3 藻類的鑒定與計數(shù)

取水樣量為1 L,加魯哥氏碘液固定。從該水樣中取500 mL,用醋酸纖維膜(孔徑 0.65μm)過濾 。然后將帶有浮游植物的濾膜放入50 mL燒杯中,加高純水定容至30 mL。將該盛有濾膜的燒杯放入超聲波清洗器中(CBL,C5860A型)振蕩10 min,取出。以微量移液器吸取0.1 mL樣品注入0.1 mL藻類計數(shù)框(中科院武漢水生所定制),在顯微鏡(OLYMPUS,BX41型)10×40倍鏡下分類計數(shù),其中,對群體水華微囊藻也是按細胞計數(shù)。鏡檢50個視野,根據(jù)藻類標準圖譜[8]進行鑒定并分別計數(shù)各種藻類的數(shù)量,再折算出1 L水樣中的藻類數(shù)量。

1.4 多樣性指數(shù)的計算

采用Shannon指數(shù)表征引灤原水藻類生物多樣性,計算方法如下:

式中:H為Shannon多樣性指數(shù),S為藻類種數(shù),N為藻類總量,Ni為第i種藻的藻類含量。

以多樣性指數(shù)判斷污染程度的標準:當H為0～1時,說明水體受到嚴重污染,當H為1～2時為中等污染,當H為2～3時為輕度污染,當H大于3時說明水體比較清潔。

2 結(jié)果與分析

2.1 引灤原水水質(zhì)

引灤原水水溫呈現(xiàn)春季上升,夏季最高,秋季下降的趨勢,如表1所示。其中8月份平均水溫最高,達27.3℃,最高水溫(28.2℃)出現(xiàn)在8月中下旬。引灤原水的pH值在2月-4月間是上升的,但從4月下旬開始,pH值呈現(xiàn)與水溫相反的變化趨勢。隨著水溫上升,濁度也在上升,并在春季4月份出現(xiàn)一個小高峰,峰值出現(xiàn)在9月。高錳酸鹽指數(shù)變化幅度并不大,總磷的高峰期出在夏季,二者的變化趨勢與濁度相似。

基于總磷和高錳酸鹽指數(shù)計算得到的富營養(yǎng)化水平指數(shù)(TLI)表明,引灤原水處于中營養(yǎng)～輕度富營養(yǎng)狀態(tài),見表1。關(guān)于水質(zhì)變化,將在下文中結(jié)合藻類進行深入討論。

表1 引灤原水水質(zhì)逐月變化

2.2 引灤原水中的藻類

取樣期間,在引灤原水中檢出藻類共7門43屬68種,其中藍藻門7屬11種,綠藻門21屬36種,硅藻門7屬10種,隱藻門1屬1種,裸藻門5屬8種,甲藻門1屬1種,黃藻門1屬1種。藻類組成的逐月變化見表2。需要注意的是,在Palmer[9]所列的能耐污的20個屬中,引灤原水中就檢出13屬。

表2 引灤原水藻類組成逐月變化

引灤原水中以綠藻最為常見。在9個月的研究過程中,每個月都出現(xiàn)的藻種類中屬于綠藻的有小球藻、細小四角藻、直透明單針藻和四尾柵藻,屬于藍藻的有水華微囊藻。出現(xiàn)過7～8個月的藻種類屬于裸藻的有不定囊裸藻,屬于硅藻的有短線脆桿藻、梅尼小環(huán)藻、短小舟形藻,屬于綠藻的有纖細角星鼓藻、三角四角藻、扭曲蹄形藻、布朗單針藻、集球藻、單角盤星藻、二角盤星藻纖細變種、豐富柵藻、雙對柵藻和球衣藻。

結(jié)合表1和表2分析可知,引灤原水中檢出的藻類種數(shù)與水溫有一定的相關(guān)性,水溫高的月份檢出的藻類種數(shù)多,水溫低的月份檢出的藻種數(shù)相對較少。

2.3 藻類含量及群落結(jié)構(gòu)變化過程

由于引灤原水中葉綠素a與藻類總量變化趨勢相似,因此下文將重點分析藻類含量(C)及群落結(jié)構(gòu)變化。

取樣期間,引灤原水藻類群落結(jié)構(gòu)呈現(xiàn)季節(jié)性的演替過程。如圖1所示(橫坐標中(m-d)表示月-日),引灤原水中春季及秋季以綠藻為優(yōu)勢類群,藻類含量較低;夏季時藍藻為優(yōu)勢類群,藻類含量高。

圖1 2006年引灤原水藻類含量變化

根據(jù)上述特點,按照春季(7月3日之前)、夏季(7月 3日-9月26日)和秋季(9月26日之后)分段描述引灤原水藻類群落結(jié)構(gòu)變化過程。

2.3.1 春季(7月3日之前)

如圖1及表3所示,雖然水溫持續(xù)上升,然而引灤原水春季藻類含量較低,平均含量為189.4×104cells/L。自2月末至4月上旬,引灤原水中藻類含量保持在較低水平,見圖2。由于綠藻的恢復性增長,藻類總量在4月份出現(xiàn)一個高峰,達591.6×104cells/L,此后藻類總量又降到較低水平。6月中下旬,當水溫上升至25℃附近時,由于藍藻(特別是水華微囊藻)的增殖,藻類含量有所上升。

表3 2006年春季引灤原水藻類結(jié)構(gòu)

春季引灤原水中檢出藻類7門40屬61種,其中綠藻是優(yōu)勢類群,硅藻和藍藻含量次之。裸藻、隱藻、黃藻和甲藻的含量較低。

春季引灤原水中綠藻平均含量為152.7×104cells/L,占藻類總量的比例平均為81.1%,最高值出現(xiàn)在4月份,達569.6×104cells/L,占到藻類總量的96.3%,見圖2及圖3,共檢出綠藻20屬34種,優(yōu)勢種有小球藻、細小四角藻、四尾柵藻、球衣藻、雙對柵藻等。其中小球藻、四尾柵藻及細小四角藻較為常見。小球藻的平均含量為66.9×104cells/L、四尾柵藻的平均含量為17.4×104cells/L。

圖2 2006年春季引灤原水藻類組成變化

如圖3所示,春季引灤原水中的硅藻含量及所占比例都比較平穩(wěn),其含量平均為16×104cells/L(最高58.7×104cells/L),占藻類總量的比例平均為10.2%(最高29.4%)。共檢出硅藻有7屬 10種,其中常見的硅藻種類有短線脆桿藻和短小舟形藻,又以短小舟形藻的平均含量最高,為5.1×104cells/L。

圖3 2006年引灤原水藻類比例變化圖

藍藻是春季引灤原水中含量占第3位的藻類,占藻類總量的比例平均為5.9%(最高42.6%),共檢出藍藻有4屬6種。春季藍藻的最高含量出現(xiàn)在6月份。

春季引灤原水中裸藻、隱藻、黃藻和甲藻的含量較低,占藻類總量比例的平均值分別為1.5%、1.2%、0.7%以及不到0.1%。春季引灤原水中,共檢出裸藻5屬8種,隱藻1屬1種,黃藻1屬1種,甲藻1屬1種。

2.3.2 夏季(7月3日-9月26日)

夏季的引灤原水中共檢出藻類7門37屬55種,比春季少了6種。從藻類總量看,夏季明顯高于春季,藻類總量的平均值為2724.8×104cells/L(最高5933×104cells/L),是春季藻類總量平均值189.4×104cells/L的14.4倍。所以,也可稱夏季為高藻期。

藍藻在夏季引灤原水中占絕對優(yōu)勢地位,其占藻類總量的比例在53.3%～98.1%之間,平均為90.0%,見圖3、圖4及表4。藍藻含量在夏季的平均值為2587.6×104cells/L(最高5810.8×104cells/L)。

圖4 2006年夏季引灤原水藻類組成變化

夏季引灤原水中共檢到藍藻7屬11種,其中以水華微囊藻和圓胞束球藻比較常見,它們的平均含量分別為2320.8×104cells/L和168.3×104cells/L。

表4 2006年夏季引灤原水藻類結(jié)構(gòu)

藍藻在夏季引灤原水中成為優(yōu)勢類群是高溫條件下水華微囊藻大幅增殖并發(fā)揮競爭優(yōu)勢的結(jié)果。多項研究[10-11]表明,水溫高于25℃是微囊藻水華暴發(fā)的重要條件。有研究表明,微囊藻通過分泌藻毒素可以抑制綠藻的生長,甚至微囊藻還可以抑制魚腥藻的生長[12]。在培養(yǎng)小球藻和銅綠微囊藻時,雖然小球藻最初對磷的利用效率和生長速度都高于銅綠微囊藻,但最后還是銅綠微囊藻占優(yōu)勢地位[13]。而銅綠微囊藻與柵藻共培養(yǎng)時,銅綠微囊藻在高溫條件下獲得了優(yōu)勢地位[14]。在6月下旬水溫上升到25℃左右時,引灤原水中的水華微囊藻開始增殖。隨著水溫的上升,水華微囊藻的含量開始快速增加,到7月3日,水華微囊藻含量占引灤原水藻類含量的50.3%,成為優(yōu)勢藻,而藍藻也取代了綠藻在原水中的優(yōu)勢地位。整個夏季看,水華微囊藻占引灤原水藻類總量比例的平均值為80.9%,占藍藻含量比例的平均值為89.7%。

由于水華微囊藻的競爭抑制作用,夏季引灤原水中的綠藻含量明顯低于春季,平均含量為125.6×104cells/L(最高229.8×104cells/L),占藻類總量的比例也降為7.9%。夏季引灤原水中共檢到綠藻19屬29種,其中以四尾柵藻、雙對柵藻、細小四角藻、小球藻、單角盤星藻比較常見。

硅藻在夏季引灤原水中藻類含量占第3位,夏季引灤原水中共檢到硅藻6屬9種。其中以短線脆桿藻、梅尼小環(huán)藻和窄異極藻較為常見。裸藻、隱藻、黃藻和甲藻在夏季引灤原水中占藻類總量的比例都低于0.5%。在夏季引灤原水中共觀察到裸藻2屬 3種,隱藻 1屬種,黃藻1屬 1種,甲藻 1屬1種。

2.3.3 秋季(9月26日之后)

秋季采樣雖然只有兩次(10月9日與10月12日),但也能大致反映秋季引灤原水藻類群落結(jié)構(gòu)特征。水溫下降不再適合微囊藻生長[15],導致水中微囊藻含量急劇下降,因而引灤原水藻類總量下降為145.5×104cells/L。而綠藻含量受水溫影響不大,仍保持在100～200×104cells/L左右。綠藻在秋季引灤原水中重新成為為優(yōu)勢類群,藻類群落結(jié)構(gòu)特征與春季相似,如表5所示。秋季引灤原水中共檢出藻類15屬18種。

表5 2006年秋季引灤原水藻類結(jié)構(gòu)

2.4 藻類生物多樣性

生物多樣性是測量生態(tài)系統(tǒng)中有機體間相對多樣性的尺度。原水的藻類生物多樣性指數(shù)在一定程度上能夠反映水體污染程度。該研究采用廣泛應(yīng)用的Shannon指數(shù)表征藻類生物多樣性,該指數(shù)包含了物種豐富性和物種均勻性2方面的信息。對引灤原水藻類的Shannon指數(shù)進行計算的結(jié)果如圖5所示。

圖5 2006年引灤原水藻類多樣性指數(shù)變化

引灤原水藻類的Shannon指數(shù)在春季、夏季和秋季的平均值分別為2.03、0.855和2.193。根據(jù)多樣性指數(shù)的評價標準,引灤原水在春秋季屬于輕度污染,而夏季屬于嚴重污染。從表2可知,夏季的引灤原水中藻類種數(shù)明顯高于春季,然而多樣性指數(shù)卻降到最低。這是因為春季綠藻優(yōu)勢類群由多種藻類組成,藻種之間保持了相對均勻,而夏季水華微囊藻的大量增殖影響了這種均勻,從而導致群落結(jié)構(gòu)不平衡。引灤原水多樣性指數(shù)和水華微囊藻含量之間呈顯著的負相關(guān)關(guān)系(r=-0.793,p＜0.001),水華微囊藻的大量增殖導致了多樣性指數(shù)的降低。

2.5 水質(zhì)與藻類的相互影響

由前述可知,水溫對引灤原水藻類群落結(jié)構(gòu)的變化有重要影響。水溫相對較低的春季和秋季,引灤原水中綠藻為優(yōu)勢類群、藻類含量相對較低;而水溫較高的夏季,藍藻為優(yōu)勢類群、藻類含量相對較高。這種趨勢性的判斷也得到了Pearson相關(guān)性分析的數(shù)據(jù)支持。如表6所示,水溫同藻類總量,藍藻含量及葉綠素a含量有顯著的正相關(guān)關(guān)系,同綠藻呈弱的負相關(guān)關(guān)系。由于藍藻對高水溫的適應(yīng)和競爭優(yōu)勢的發(fā)揮,水溫升高促進了藍藻、藻類總量和葉綠素a含量的升高,而導致綠藻含量有所下降。

表6 引灤原水藻類含量與水質(zhì)參數(shù)相關(guān)系數(shù)

在2月-4月間,引灤原水pH值隨著藻類的復蘇性增長而升高。但此后pH值與藻類含量并未呈正相關(guān)關(guān)系。一般情況下,由于藻類光合作用消耗CO2,藻類含量增加導致pH值升高,即藻類含量與pH值之間呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系。然而,由表6可知,引灤原水藻類總量、藍藻及葉綠素a含量同pH值呈負相關(guān)關(guān)系。為進一步了解水溫、藻類總量對pH值的影響,進行了偏相關(guān)分析。首先控制藻類總量的影響,對水溫和pH值進行偏相關(guān)分析,二者呈負相關(guān)關(guān)系(r=-0.555,p＜0.01);控制了水溫的影響后,對藻類總量和pH值進行偏相關(guān)分析,二者無相關(guān)關(guān)系(r=-0.047,p=0.648)。偏相關(guān)分析表明,藻類總量對引灤原水pH值并無影響,而水溫與pH值有一定的相關(guān)性,這仍與其他水體中的常見趨勢不同。推測原因,可能是由于在長距離引水的某個環(huán)節(jié)中其他因素影響了引灤水的pH值,從而破壞了自然水體中藻類總量與pH值之間固有的相關(guān)關(guān)系。

濁度與總磷這2項參數(shù)與藻類總量、藍藻、硅藻及葉綠素a含量呈正相關(guān)關(guān)系。然而控制了水溫的影響,分別對濁度與藻類總量以及總磷與藻類總量進行偏相關(guān)回歸分析之后發(fā)現(xiàn),濁度與藻類總量仍然呈正相關(guān)關(guān)系(r=0.465,p＜0.01),總磷與藻類總量之間幾乎沒有了相關(guān)關(guān)系(r=0.120,p=0.29)。這是由于水溫升高導致了濁度和藻類含量的同步增加,而濁度升高并不影響藍藻的增殖。偏相關(guān)分析表明,總磷并不是引灤水中藻類含量增加的限制性因素,與前述富營養(yǎng)化水平指數(shù)(TLI)分析結(jié)果一致。

氮和磷是對藻類的生長有著決定性的影響營養(yǎng)元素,很多情況下,藻類的生長處于氮限制或磷限制的狀態(tài)。如表1所示,引灤原水處于中營養(yǎng)-輕度富營養(yǎng)狀態(tài),藻類生長過程中營養(yǎng)充足甚至相對過剩。因此,文中引灤原水的高錳酸鹽指數(shù)、氨氮和總?cè)芙庑粤椎葏?shù)與藻類含量之間沒有表現(xiàn)出明顯的相關(guān)性,是可以理解的。

需要指出的是,這里的相關(guān)分析是指線性相關(guān),上述的相關(guān)性較弱或無相關(guān)性都是從線性相關(guān)而言,并不表示它們之間不存在更為復雜的非線性相關(guān)關(guān)系。

3 討論

引灤原水藻類群落結(jié)構(gòu)變化有很強的季節(jié)特點,春季以綠藻為優(yōu)勢類群,雖然在4月份出現(xiàn)過一個復蘇性的藻類小高峰,但整個春季中引灤原水藻類含量平均小于200×104cells/L,這個含量不影響給水處理工藝的正常運行。到了夏季,由于水華微囊藻的大量增殖,藍藻成為優(yōu)勢類群,引灤原水藻類含量平均達到2748.8×104cells/L,最高時曾接近6000×104cells/L,如此高的藻類含量當然會影響給水處理工藝的正常運行。由于水溫降低,秋季中藍藻優(yōu)勢不再,綠藻重新成為優(yōu)勢類群,藻類含量也降低到不再明顯影響給水處理工藝正常運行的水平。因此,對于引灤原水,應(yīng)該針對夏季以微囊藻為優(yōu)勢藻的高藻期進行除藻研究或除藻方案制定,并且在選擇有可能破壞藍藻細胞的除藻工藝(如預(yù)氧化)時應(yīng)該特別慎重。

4 結(jié)論

根據(jù)對引灤原水藻類群落結(jié)構(gòu)的調(diào)查及分析,可以得出如下結(jié)論:

1)引灤原水中溫度對藻類群落結(jié)構(gòu)變化有重要影響。引灤原水中的藻類在春、秋季以綠藻為主,藻類含量較低;夏季由于水華微囊藻的大幅增殖,藍藻成為優(yōu)勢類群,藻類含量較高。

2)夏季水華微囊藻的大幅增殖導致引灤原水藻類生物多樣性指數(shù)下降。

3)總磷不是引灤水中藻類含量增加的限制性因素,pH值與藻類群落結(jié)構(gòu)變化之間也未體現(xiàn)出自然水體中常見的相關(guān)關(guān)系。

[1]趙志偉,崔福義,任剛,等.預(yù)氧化對灤河天津段高藻期藻類的控制效果[J].沈陽建筑大學學報,2006,22(4):617-621.ZHAO ZHI-WEI,CUI FU-YI,REN GANG,et al.Control alga in Tianjin Luanhe river during high alga period by preoxidation[J].Journal of Shenyang Jianzhu University,2006,22(4):617-621.

[2]張錦,陳忠林,范潔,等.高錳酸鉀及其復合藥劑強化混凝除藻除嗅對比[J].哈爾濱工業(yè)大學學報,2004,36(6):736-738.ZHANG JIN,CHEN ZHONG-LIN,FAN Jie,et al.Comparison between removals of algae and odor by coagulation and enhanced coagulation ofpotassium permanganate and its composite chemical[J].Journal of Harbin Institute of Technology,2004,36(6):736-738.

[3]王玉恒,王啟山,吳玉寶,等.分段回流式逆流氣浮工藝處理高藻水的研究[J].環(huán)境科學,2008,29(11):3071-3076.WANGYU-HENG,WANGQI-SHAN,WUYUBAO,et al.T reatment of high algae-laden water by step-recycle counter current flotation[J].Environmental Science,2008,29(11):3071-3076.

[4]侯翠榮,賈瑞寶.化學氧化破壞藻體及胞內(nèi)藻毒素釋放特性研究[J].中國給水排水,2006,22(13):98-101.HOUCUI-RONG,JIA RUI-BAO.Mechanism of discomposing of cyanobacterium cells and release of intracellular Microcystins bychemical oxidation for drinking watertreatment[J].China Water &Wastewater,2006,22(13):98-101.

[5]DALY R I,HO L,and BROOKES D.Effect of Chlorination on Microcystis aeruginosa Cell Integrity and Subsequent Microcystin Release and Degradation[J].Environmental Science&Technology.,2007,41(12):4447-4453.

[6]方晶云,馬軍,王立寧,等.臭氧預(yù)氧化對藻細胞及胞外分泌物消毒副產(chǎn)物生成勢的影響[J].環(huán)境科學,2006,27(6):1127-1132.FANG JING-YUN,M A JUN,WANG LI-NING,et al.Effect of preozonation on disinfection by-products formation potential ofalgae cells and extracellular organic matter[J].Environmental Science,2006,27(6):1127-1132.

[7]國家環(huán)保總局.水和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版.北京:中國環(huán)境科學出版社,2002.

[8]胡鴻鈞,魏印心.中國淡水藻類[M].北京:科學出版社,2006

[9]PA LMER C M.A composite rating of algae tolerating organic pollution[J].Journal of Phycology,1969,5(1):78-82.

[10]王得玉,馮學智,周立國,等.太湖藍藻爆發(fā)與水溫的關(guān)系的 MODIS遙感[J].湖泊科學,2008,20(2):173-178.WANG DE-YU,FENG XUE-ZHI,ZHOU LI-GUO,et al.Relationship between blue algal bloom and water temperature in Lake Taihu based on MODIS[J].Journal of Lake Sciences,2008,20(2):173-178.

[11]陳橋,韓紅娟,翟學晶,等.太湖地區(qū)太陽輻射與水溫的變化特征及其對葉綠素a的影響[J].環(huán)境科學學報,2009,29(1):199-206.CHENQIAO,HANHONG-JUAN,ZHAIXUEJING,et al.Influence of solar radiation and water temperature on chlorophyll-a levels in LakeTaihu,China[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2009,29(1):199-206.

[12]LAM C W Y,SILVESTER W B.Growth interactions among blue-green(Anabaena Oscillarioides,Microcystis aeruginosa)and green(Chlorellasp.)algae[J].Hydrobiologia,1979,63(2):135-143.

[13]QIAN S,KONG F,SHIX,et al.Interspecific interaction between microcystis aeruginosa and Chlorella Pyrenoidosa in Different Phosphate Media[J].Journal of Freshwater Ecology,2008,23(4):635-642.

[14]譚嘯;孔繁翔;曹煥生,等.利用流式細胞儀研究溫度對兩種藻競爭的影響[J].湖泊科學,2006,18(4):419-424.TANXIAO,KONGFAN-XIANG,CAOHUANSHENG,etal.Influences of temperatures on the competition between species of algae assayed by flow cytometry[J].Journal of Lake Sciences,2006,18(4):419-424.

[15]WU Z,SONG L and LI R.Different tolerances and responses to low temperature and darkness between waterbloom forming cyanobacterium microcystis and a green alga Scenedesmus[J].Hydrobiologia,2008,596(1):47-55.