尚麗霞，柯 凡，李文朝，徐憲根，宋媛媛，馮慕華＊＊

(1:中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京210008)

(2:中國科學院大學，北京100049)

受人類活動的影響，我國部分湖泊富營養(yǎng)化嚴重，藍藻水華頻繁發(fā)生［1-4］.在一定的氣象條件下，藍藻局部堆積厚度可達數(shù)厘米甚至數(shù)十厘米［5］，大量消耗水體中的溶解氧.藍藻在厭氧條件下腐爛分解.大量藍藻堆積衰亡不但導致沉積物中磷的內(nèi)源釋放量增大［6］，而且可能引發(fā)“黑水團”現(xiàn)象使水體散發(fā)出惡臭［7-8］，影響水體的感官性狀.如果水華在水源地取水口附近大量集聚則可能引起水源地的水質(zhì)惡化，危及供水安全［9-10］.

藍藻堆積死亡形成大量有機碎屑，分解時可釋放大量營養(yǎng)鹽和有機物，一部分沉積到底泥中，另一部分會停留在水體中為更多藻類的生長提供營養(yǎng)條件.陳偉民等［11］的研究表明，微囊藻好氧降解過程釋放的溶解態(tài)總磷占水體總磷的53%.藍藻碎屑分解速率(0.072～0.271 d-1)很快，氮、磷營養(yǎng)鹽迅速釋放，并且磷的釋放速率高于氮［12］.堆積密度可影響藍藻衰亡時營養(yǎng)鹽釋放過程，隨堆積密度增大，營養(yǎng)鹽釋放濃度增加［13］.可見，藍藻死亡分解會顯著改變水體中營養(yǎng)鹽和有機物的含量，影響湖泊水質(zhì).巢湖是我國第五大淡水湖，東部水源區(qū)是重要的飲用水源地.近30年來，由于流域內(nèi)產(chǎn)業(yè)經(jīng)濟和人口快速增長，巢湖水質(zhì)嚴重惡化，生態(tài)系統(tǒng)功能退化，富營養(yǎng)化問題十分突出.本課題組監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，在一定的氣象條件下，藍藻大量暴發(fā)時堆積厚度可達數(shù)厘米，表層水體藍藻密度高達1013cells/L，并在厭氧條件下死亡分解.以往文獻多針對低密度下藍藻的死亡分解或未控制厭氧條件進行研究，對高密度藍藻堆積情況下厭氧分解過程的研究鮮有報道.因此開展高密度藍藻腐爛分解對水體影響的研究具有重要意義.由于藍藻大量堆積在湖灣內(nèi)，不易受到風或水流的影響，濃厚的藍藻堆積甚至可以抑制水流和風浪;且藍藻堆積一定厚度時系統(tǒng)內(nèi)部受到氧的擴散影響極小，故試驗環(huán)境選擇在碘量瓶中，旨在模擬研究過度堆積形成的厭氧環(huán)境下的藍藻降解過程對水體的影響.選擇3種不同堆積密度藍藻(2.23×1012、1.19×1013和4.47×1013cells/L)進行厭氧分解過程研究，分析污染物釋放強度，旨在揭示藍藻堆積-死亡-腐爛過程對飲用水源的污染效應，為及時清除堆積藍藻、防止水源污染提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品采集與試驗設計

2010年10月于巢湖東半湖水源區(qū)(31°35'31″N，117°50'47″E)用孔徑為64 μm 的浮游植物網(wǎng)收集漂浮于水體表層的水華藍藻，常溫下用去離子水清洗數(shù)遍后配制成3組不同密度的藻液.藍藻密度由低到高為2.23 ×1012、1.19 ×1013和4.47 ×1013cells/L，分別用 DL、DM和 DH表示.藻液中不另外添加營養(yǎng)元素，測定的污染物均由藍藻分解產(chǎn)生.藻液經(jīng)混合均勻后平行分裝入250 ml碘量瓶中，每個密度梯度重復18次.水封使其與空氣隔絕，模擬藍藻局部堆積形成的厭氧條件.將裝有藻液的碘量瓶置于恒溫振蕩器，在25±1℃條件下蔽光振蕩培養(yǎng)，振蕩頻率為160轉(zhuǎn)/min.

1.2 分析方法

根據(jù)藍藻降解速率，分別于實驗開始后第0、12、24、48、96、168 h固定時刻取樣，每個濃度每次隨機取3個試驗瓶作為重復.取樣后迅速測定溶解氧(DO)、pH值及電導率;每個試驗瓶所有樣品經(jīng)0.45 μm醋酸纖維濾膜抽濾，取濾膜上藍藻測葉綠素a(Chl.a)濃度，取濾液測溶解性污染物含量.有機物指標用化學需氧量(CODCr)和UV254表征;營養(yǎng)鹽的釋放用氮磷指示，分別測定總?cè)芙庑缘?TDN)、硝態(tài)氮(-N)、亞硝態(tài)氮(-N)、銨態(tài)氮(-N)、總?cè)芙庑粤?TDP).溶解性無機氮(DIN)以-N、-N、-N之和表示，溶解性有機氮(DON)為總?cè)芙庑缘?TDN)與DIN之差.相關(guān)測定方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》［14］.

Chl.a的降解速率采用Olson的指數(shù)衰減模型［15］計算:

式中，C0為Chl.a的初始濃度(mg/L);Ct為降解t時間的Chl.a濃度(mg/L);t為分解時間(d);k即為降解速率常數(shù)(d－1).

Chl.a在t時間內(nèi)的降解率r計算公式為:

2 結(jié)果與分析

2.1 表觀特征和Chl.a變化特征

試驗開始時各組試驗瓶中藻類均呈綠色，且漂浮于水體表層，水體較清澈.24 h后，藍藻逐漸沉降到瓶底.DL和DM組藍藻逐漸變黃;DH組試驗瓶中藍藻未明顯變黃，但藻液從48 h開始逐漸變?yōu)樗{紫色.3組藻液均散發(fā)出惡臭，并持續(xù)到實驗結(jié)束.

藍藻厭氧分解 168 h，DL、DM和 DH組初始 Chl.a 含量分別從 2.18、10.79、40.65 mg/L 降至 1.59、5.57、27.69 mg/L，降解率相應為30%、48%、32%(圖1a);其中，24 h內(nèi)降解率分別為5%、13%、24%.根據(jù)Olson的指數(shù)衰減模型對Chl.a的降解速率進行擬合結(jié)果表明(圖1b)，藍藻密度不同的系統(tǒng)中Chl.a的降解速率不同，DL、DM和 DH降解速率常數(shù)分別為 0.074、0.133 和 0.081 d－1.

圖1 藍藻厭氧分解過程中Chl.a濃度變化(a)和降解速率(b)Fig.1 Variations(a)and degradation rates(b)of Chl.a concentration during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

2.2 DO、pH和電導率的變化特征

DL、DM和DH組藻液在12 h 內(nèi)DO 分別從6.76、8.04、7.05 mg/L 降至0.50 mg/L 以下，經(jīng)過短暫的好氧降解過程后，進入?yún)捬踅到怆A段.

由于藍藻細胞內(nèi)有機質(zhì)含量較高，厭氧分解產(chǎn)生有機酸，所以3組藍藻藻液pH均呈酸性(圖2a).在實驗過程中，pH先降低后升高.這可能是因為實驗前期生成大量有機酸使pH降低;實驗后期，隨著有機氮的降解，產(chǎn)生而導致pH回升.

電導率反映水體中離子成分的含量情況，進而可反映湖泊富營養(yǎng)化發(fā)生的程度［16］.藍藻堆積死亡分解產(chǎn)生大量無機鹽離子和有機酸，導致電導率持續(xù)升高，并且隨藍藻密度增大而增加(圖2b).實驗結(jié)束時，DL、DM和 DH組電導率分別達到 141、544 和949 μS/cm.

2.3 有機物的變化特征

用化學需氧量(CODCr)作為衡量藍藻堆積死亡時產(chǎn)生溶解性有機物含量的指標，數(shù)值越大說明水體受污染越嚴重.DL和DM藻液CODCr濃度在升高過程中有短暫的下降，繼而繼續(xù)升高;而DH一直呈升高趨勢(圖 3a).試驗結(jié)束時，DL、DM和 DH組 CODCr分別達到40.75、70.78 和225.20 mg/L，表明藍藻堆積死亡過程中產(chǎn)生大量有機物，且與藍藻初始密度呈正比(R2=0.997).

在厭氧條件下，藍藻可被微生物分解成分子結(jié)構(gòu)復雜的腐殖質(zhì)類物質(zhì)，大多為芳烴化合物和具有共軛雙鍵的有機化合物，與UV254值正相關(guān)，且分子量越大其UV254越高［17］.DL和DM藻液UV254在第24 h分別上升至0.13 和0.42 cm－1，隨后逐漸降低;DH組 UV254在24 h 內(nèi)迅速升高至2.43 cm－1后緩慢上升，96 h 達到最大值(3.25 cm－1)后又呈下降趨勢(圖3b).

圖2 藍藻厭氧分解過程中水體pH(a)和電導率(b)的變化Fig.2 Variations of pH(a)and conductivity(b)of the water during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

圖3 藍藻厭氧分解過程中有機物濃度變化Fig.3 Variations of organic compounds concentrations of water during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

2.4 氮、磷的釋放

藍藻分解釋放各形態(tài)氮的濃度均隨藍藻堆積密度的增大而增加，但趨勢有所差別(圖4).DL組TDN濃度在48 h內(nèi)上升至9.15 mg/L，而后減緩，第96 h后濃度繼續(xù)上升，實驗結(jié)束時濃度為19.36 mg/L;DM組TDN在第24 h濃度即達到28.16 mg/L，占最終濃度的57%，隨后緩慢升高;而DH組第48 h TDN濃度升至104.86 mg/L，繼而逐漸降低，實驗結(jié)束時濃度為81.03 mg/L.DL、DM和 DH組藻液 DON 分別在第48、24、48 h 達到濃度峰值，分別為 6.68、20.09 和 73.91 mg/L，隨后分別下降至 1.84、3.83、17.59 mg/L.DIN 與-N釋放趨勢一致，DL組濃度升高后又有所下降，繼而繼續(xù)上升;DM組濃度持續(xù)上升;DH組在第24 h上升至28.31 mg/L，占最終釋放量的 45%.DL、DM和 DH組-N 最終濃度分別為 17.52、44.06 和59.41 mg/L，均占相應DIN含量的90%以上.-N濃度先升高后降低，甚至減少為0.-N在整個過程中含量均低于0.01 mg/L，可忽略不計.

TDP的釋放過程與TDN差異較大，TDP釋放濃度逐漸升高，48 h之后趨于平衡，168 h后DL、DM和DH組濃度分別達到 2.76、11.73 和 44.47 mg/L，并與藍藻初始密度呈正比(R2=0.999).

2.5 黑臭指數(shù)的變化

藍藻大規(guī)模聚集并堆積死亡，導致溶解氧迅速降低，銨態(tài)氮濃度升高，水體呈黑色或醬褐色，有明顯臭味［8］.藍藻水華產(chǎn)生的黑臭現(xiàn)象可用黑臭指數(shù)I表征，I與水中-N濃度和DO飽和百分率之間的相互關(guān)系為［18］:

圖4 藍藻厭氧分解過程中氮、磷濃度變化Fig.4 The variations of concentrations of nitrogen and phosphorus during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

當I＞5時，表明水質(zhì)發(fā)生異臭［18］.藍藻堆積進入?yún)捬醴纸膺^程，溶解氧濃度為0 mg/L，則-N含量超過2 mg/L即產(chǎn)生異臭.在試驗48 h后，3組實驗系統(tǒng)I＞5，可見藍藻堆積極易引發(fā)水體黑臭現(xiàn)象(圖5).

2.6 對水源地水質(zhì)的影響

為了探討藍藻厭氧堆積對水源地水質(zhì)造成的影響，本文嘗試將厭氧分解模擬試驗獲得的污染物釋放量應用于巢湖東部水源區(qū).假設藍藻厭氧分解產(chǎn)生的可溶性污染物全部垂直進入水柱中，以每年5-10月藍藻暴發(fā)期間巢湖東部水源區(qū)平均水深1.5 m和本試驗所用碘量瓶高度10 cm進行換算，獲得藍藻厭氧堆積釋放至水體中的污染物濃度(圖6).根據(jù)我國地表水環(huán)境質(zhì)量標準，集中式生活飲用水地表水源地二級保護區(qū)需達到地表水環(huán)境質(zhì)量Ⅲ類水標準(GB/T 3838—2002)(其中TP 濃度≤0.05 mg/L，TN 濃度≤1.0 mg/L，-N濃度≤1.0 mg/L，COD濃度≤20 mg/L)［19］.不同密度藍藻堆積分解造成水源區(qū) TP、TN 和-N濃度均超過地表III類水質(zhì)標準.當藍藻密度為2.23×1012cells/L時，水源區(qū) TP、TN 和-N 濃度將分別為 0.18、1.29、1.17 mg/L;藍藻密度為1.19 ×1013cells/L 時，TP、TN 和-N 濃度分別達到0.78、3.29 和2.93 mg/L;藍藻密度為4.47 ×1013cells/L 時，TP、TN 和-N 濃度分別達到 2.96、5.40 和 3.96 mg/L，這與巢湖水源區(qū)實際監(jiān)測值相近.2010年7月巢湖東部水源地藍藻堆積密度為(3.20±0.53)×1012cells/L時，TP、TN和-N 濃度分別為 0.63 ±0.18、8.31 ±4.45 和1.16 ±0.84 mg/L.但試驗計算得到的 COD 釋放量最大值為15.0 mg/L(DH組，第168 h)與實際監(jiān)測值(225±110 mg/L)差別較大.并且藍藻厭氧分解對水源區(qū)的影響非常迅速，藍藻堆積48 h釋放的氮磷就能造成水源區(qū)TP、TN和-N濃度超過標準限值，如DL組TP為0.12 mg/L，DM組 TN 為 2.10 mg/L，DH組-N 為 1.82 mg/L.

圖5 藍藻厭氧分解過程中黑臭指數(shù)變化Fig.5 Changes of odour intensive indexes during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

3 討論

水華藍藻在適當?shù)臏囟?、光照和風力條件下大量堆積，導致水體中溶解氧大幅下降并趨于零，使藍藻在厭氧條件下死亡分解，并對湖泊水體產(chǎn)生影響.藍藻堆積密度不同，厭氧分解過程有所變化.24 h內(nèi)，Chl.a降解率隨藍藻密度增加而增大，說明堆積密度越大，藍藻死亡越迅速;而168 h內(nèi)DM組Chl.a表現(xiàn)出更快的分解速率，可能是因為該藍藻密度更適宜分解細菌的生長，細菌活性相對較高［20］.在自然衰亡過程中，藍藻會釋放藻藍素，顏色逐漸由綠色變?yōu)辄S綠色，再變?yōu)闇\黃色，最后變?yōu)榘咨珰報w;周圍水體可能會出現(xiàn)藍紫色［21］.本研究發(fā)現(xiàn)，當藍藻堆積密度＜1.19×1013cells/L(DM)時，藍藻顏色逐漸由綠色變?yōu)辄S色，藍藻細胞破裂釋放的色素并未在水體中積累，水體未明顯變色.而當藍藻密度更高(達到4.47×1013cells/L)時水體呈藍紫色，可能是因為藍藻細胞破裂釋放出大量藻藍素［21］，且其釋放速率遠高于降解速率.第48 h后3組試驗系統(tǒng)的黑臭指數(shù)均＞5，水體異臭.另外，部分水華藍藻可產(chǎn)生具有霉臭味的次生代謝產(chǎn)物如土臭素、二甲基異莰醇等，藍藻衰亡時這些嗅味物質(zhì)從細胞內(nèi)大量釋放至水體中，進一步加劇湖泊異味問題［22］.可見，高密度藍藻厭氧降解會影響湖泊感官性狀.

藍藻堆積死亡過程中，水體中CODCr持續(xù)升高，UV254呈先升高后降低趨勢;并且藍藻密度越高，UV254表征的芳香性有機物在水體中累積時間越長.在藍藻厭氧分解過程中，先產(chǎn)生分子量較大的有機物，隨后逐漸分解為小分子有機物.這是由于厭氧分解可使藍藻細胞內(nèi)碳水化合物、蛋白質(zhì)、脂肪等復雜的有機物質(zhì)水解和發(fā)酵轉(zhuǎn)化為單糖、氨基酸、肽等，并進一步分解成分子量更小的物質(zhì).藍藻厭氧分解釋放的揮發(fā)性硫化物、二甲基三硫等硫醚類物質(zhì)與底泥中的重金屬化合形成致黑物質(zhì)在風浪作用下懸浮，導致水體發(fā)黑，會引發(fā)“黑水團”現(xiàn)象，并伴有刺激性異味氣體產(chǎn)生［7-8］.以往研究報導出現(xiàn)“黑水團”的水域，電導率達774 μS/cm，并且有機物和氮、磷，尤其是-N濃度急劇升高與藍藻腐敗分解密切相關(guān)［8-10］.這與本研究中高密度藍藻厭氧分解水體電導率達到949 μS/cm的結(jié)果一致，藍藻厭氧分解釋放大量有機酸和無機鹽離子，使水體電導率大幅升高.可見，高密度藍藻厭氧分解會改變水體的溶解氧、酸堿度、電導率等物理性質(zhì)，使水體中有機物含量升高，導致湖泊水環(huán)境惡化.

湖泊藍藻水華發(fā)生后，大量藍藻細胞分解釋放的氮磷是水體營養(yǎng)鹽的一個重要來源.本研究中高密度藍藻(4.47×1013cells/L)厭氧培養(yǎng)168 h后，釋放到水體中的 TDN和 TDP濃度分別達81.03 mg/L和44.47 mg/L，并釋放出大量-N(濃度為59.41 mg/L).藍藻堆積死亡分解過程中，細胞破裂釋放出的大量顆粒有機氮(PON)逐漸通過微生物活動轉(zhuǎn)化為DON，并進一步分解為DIN.當水體中含有溶解氧時，有機氮在好氧微生物作用下分解產(chǎn)生-N，同時硝化細菌使一部分-N經(jīng)硝化作用轉(zhuǎn)化為-N.隨著氧氣的消耗，PON在厭氧微生物作用下直接由氨化作用生成-N或先生成DON后逐漸礦化為-N，另有部分-N也可通過氨異化作用被還原成-N［23］.-N和-N在反硝化作用或硝酸鹽異化還原作用的系列反應中被還原，產(chǎn)生氣態(tài)的N2和N2O釋放到大氣中，造成一定的N損耗［24］，從而使系統(tǒng)內(nèi)TDN濃度呈先升高后略微降低趨勢.N2O是溫室氣體，但目前富營養(yǎng)化湖泊逸散的N2O氣體尚無定量研究.藍藻分解速率遠高于一般水生高等植物殘體，因此短期內(nèi)可能會有更大比例的營養(yǎng)物質(zhì)以溶解態(tài)營養(yǎng)鹽的形式留在水體中［12］.試驗結(jié)果表明藍藻堆積48 h即造成水源區(qū)水質(zhì)嚴重下降，TP、TN和-N濃度高于地表水環(huán)境質(zhì)量Ⅲ類水標準限值(GB/T 3838—2002).藍藻厭氧分解過程水體中-N含量占絕對優(yōu)勢，可為藻類再生長提供營養(yǎng)條件，從而引起藍藻水華再次暴發(fā).而且水源區(qū)藍藻堆積死亡，導致進入自來水廠的原水含氮量過高，影響自來水出水質(zhì)量.盡管目前還沒有關(guān)于飲用水中-N危害人體健康的報道，但自來水中高濃度的-N可通過硝化反應產(chǎn)生大量-N，并與氯發(fā)生反應，使自來水消毒劑的用量大大增加，產(chǎn)生令人厭惡的嗅和味［25］.藻類及其降解產(chǎn)物在氯化消毒過程中還會產(chǎn)生有害健康消毒副產(chǎn)物［26］.近年來，含氮消毒副產(chǎn)物(N-DBPs)在飲用水中不斷被檢出，盡管含量遠低于常規(guī)消毒副產(chǎn)物，但其危害卻遠高于后者，而水中DON化合物為N-DBPs主要前驅(qū)物［27］.因此，高密度藍藻堆積死亡產(chǎn)生的大量氮磷釋放至水體中，會加劇湖泊富營養(yǎng)化并危害飲用水安全.

圖6 藍藻厭氧分解釋放至水源地水體中的污染物濃度變化Fig.6 Changes of contaminant concentrations during the anaerobic decomposition of cyanobacteria in source water

湖泊富營養(yǎng)化和藍藻水華現(xiàn)象的發(fā)生，使得水源地的安全性下降，甚至引起飲用水危機.藍藻大量堆積死亡時，污染物的釋放量隨堆積時間而變化，在48 h即對湖泊水源地水質(zhì)安全形成威脅.因此，及時打撈水華藍藻并防止其堆積死亡，可有效抑制藍藻水華危機的發(fā)生.

4 結(jié)論

高密度藍藻堆積導致水體的溶解氧迅速下降，12 h內(nèi)進入?yún)捬鯛顟B(tài);藍藻在厭氧條件下腐爛分解并散發(fā)出惡臭，使湖泊水體感官性狀下降.高密度藍藻厭氧分解過程中水體pH呈酸性，電導率逐漸升高，并釋放大量有機物和可溶性營養(yǎng)鹽至水體中，甚至導致湖泊水體中TN、TP和-N濃度超過地表水環(huán)境質(zhì)量標準GB/T 3838—2002中Ⅲ類水標準的限值.隨著藍藻堆積密度的升高，污染物釋放強度大大增加，對水環(huán)境的影響也越大.為避免藍藻大量堆積死亡致水源區(qū)水質(zhì)下降并影響自來水出水質(zhì)量，建議在水華期間及時打撈藍藻.

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