孫 楠，蔡振興，祁博偉，王梓健

（東北農(nóng)業(yè)大學(xué)水利與土木工程學(xué)院，哈爾濱 150030）

東北三省是我國水稻主產(chǎn)區(qū)，也是稻蟹綜合養(yǎng)殖地區(qū)。稻蟹綜合養(yǎng)殖在黑龍江省已有20余年歷史，種養(yǎng)面積達(dá)2.21×105hm2，占全省稻米生產(chǎn)總面積5.5%。稻蟹共作是以水產(chǎn)養(yǎng)殖和農(nóng)業(yè)系統(tǒng)相結(jié)合的綜合農(nóng)業(yè)-水產(chǎn)養(yǎng)殖系統(tǒng)（IAA），對確保國家糧食安全和促進(jìn)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展具有重要意義[1]。該模式中，水生生物和植物之間有效的內(nèi)部循環(huán)可減少系統(tǒng)對外部能量和物質(zhì)輸入的依賴[2]。尤其是蟹類可疏松土壤，增加土壤含氧量，促進(jìn)微生物群落生長和發(fā)展，豐富微生物多樣性[3]。同時有利于水稻對氮等營養(yǎng)元素的吸收，進(jìn)一步減少化肥使用，提高水稻品質(zhì)和產(chǎn)量[4-5]。

多環(huán)芳烴（PAHs）是一組普遍存在的持久性有機(jī)污染物，對生物具有致癌、致畸和致突變性，威脅生態(tài)系統(tǒng)和人類健康[6]。美國國家環(huán)境保護(hù)局已將16種PAHs列為優(yōu)先控制污染物。環(huán)境中PAHs來源分為自然源和人為源。自然來源包括沉積成巖、火山爆發(fā)和生物活動；人為源包括化石燃料和有機(jī)材料的不完全燃燒、石油精煉和車輛排放等[7]。土壤主要由礦物顆粒和有機(jī)物組成，有較強(qiáng)容納污染物的能力，也為PAHs主要儲存庫和匯集地。研究表明，我國農(nóng)田土壤中PAHs含量為9.90～59.11 ng·g-1，總體污染水平較高[8]。

生物擾動顯著改變底泥物理、化學(xué)和生物特性，影響底泥中污染物遷移，使其重新釋放到水體中，增加污染物生物有效性[9]。Karickhoff等研究發(fā)現(xiàn)，顫蚓生物擾動導(dǎo)致底泥中有機(jī)污染物釋放增加，對比無擾動組，水體中有機(jī)污染物含量增加4～6倍[10]；Timmermann等研究表明生物擾動促進(jìn)底泥中芘的降解[11]；Menone等研究發(fā)現(xiàn)雄性穴居蟹（Chasmagnathus granulatus）促進(jìn)河口底泥中有機(jī)氯農(nóng)藥向水體釋放[12]。在稻蟹田中，蟹類及其他底棲生物是主要擾動者，可促使底泥中PAHs二次向水體釋放，對環(huán)境造成潛在風(fēng)險。目前，關(guān)于稻田底泥PAHs釋放研究未見報(bào)道。

生物擾動可促進(jìn)底泥污染物釋放，重新釋放的PAHs包括游離態(tài)、溶解態(tài)以及吸附態(tài)，通常溶解態(tài)污染物具有較高生物有效性。生物對PHAs的富集程度與多種因素相關(guān)。Zhai等研究斑馬魚（Danio rerio）在不同粒徑懸浮顆粒中對PAHs的富集，添加懸浮顆粒組斑馬魚體內(nèi)PAHs濃度較高，表明懸浮顆粒可增加PAHs生物有效性[13]。生物富集程度可能與生物擾動者的種類相關(guān)，不同生物擾動類型不同，影響效果也不同。Tian等基于室內(nèi)微宇宙試驗(yàn)研究水絲蚓（Tubificid worms）擾動對鯉魚（Cyprinu carpio）生物富集多溴聯(lián)苯醚（PBDEs）的效果，結(jié)果顯示水絲蚓生物擾動并未顯著增加鯉魚對多溴聯(lián)苯醚的生物富集[14]；Zhang等研究表明，泥鰍生物擾動顯著促進(jìn)鯉魚生物富集六溴環(huán)十二烷（HCCB）[15]。底泥中總有機(jī)碳（TOC）含量也影響PAHs的生物有效性和吸附特性，從而降低生物利用度和生態(tài)毒理學(xué)風(fēng)險，在控制底泥PAHs濃度方面具有重要作用[16]。

綜上，生物擾動可增加稻田底泥中PAHs釋放量，重新釋放的PAHs在生物體內(nèi)富集程度和富集機(jī)制尚不明確。目前對PAHs生物富集機(jī)制的分析多采用單一分析方法。本文通過主成分分析（PCA）探究生物擾動對環(huán)境的主要影響，基于皮爾遜相關(guān)性分析和結(jié)構(gòu)方程模型闡述環(huán)境介質(zhì)與生物富集程度關(guān)系，利用3種方法結(jié)合說明生物擾動下PAHs富集機(jī)制，為稻蟹共作模式風(fēng)險評估提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 代表污染物和生物選擇

東北灌區(qū)多處被石油廢水污染，其中菲（PHE）在東北灌區(qū)土壤中濃度較高，且較易在水相、固相和有機(jī)相之間轉(zhuǎn)移[17]。本試驗(yàn)選擇PHE作為代表性污染物。

試驗(yàn)所用水稻、蟹、鰍、魚（鯽魚）均來自黑龍江本土稻田。水稻選擇生長較快的分蘗期，高度為15 cm。水生生物生長期選擇幼期，以減少因多樣性引起的誤差。水生生物在試驗(yàn)前馴養(yǎng)兩周，其體長及質(zhì)量如表1所示。

表1 生物平均體長和質(zhì)量Table 1 Average body length and mass of organisms

1.1.2 污染土壤制備

使用干凈未受污染稻田土壤?？屯寥』睾笞匀伙L(fēng)干，剔除根莖和大顆粒雜物，粉碎后過篩，確保粒徑小于2 mm。向土壤中加入溶于甲醇的菲溶液，不斷攪拌使土壤染毒均勻。陳化一周后使用，最終土壤中PHE濃度為（36.3±1.19）mg·kg-1（干重）。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)置

本試驗(yàn)選取常規(guī)稻田綜合養(yǎng)殖模式：稻-蟹、稻-鰍、稻-蟹-鰍3種共作模式。在室內(nèi)微宇宙（直徑20 cm，高30 cm圓柱體玻璃缸）中進(jìn)行，裝置如圖1所示。

圖1 試驗(yàn)裝置Fig.1 Experimental device

微宇宙包括上覆水和底泥，上覆水采用自來水，充分曝氣后使用。采用預(yù)先染毒的稻田底泥作為實(shí)驗(yàn)底泥，底泥高度為15 cm，上覆水高度為10 cm。按照實(shí)際稻田水稻種植密度，每平方米種植水稻25～33穴，1個圓形玻璃缸移植3～4株水稻，水稻生長穩(wěn)定后再放入水生生物。蟹、鰍、魚養(yǎng)殖密度分別采用0.60、0.30、0.15 kg·m-2，即每種水生生物數(shù)量均為2只。每個微宇宙放置一個空氣泵以增加水中含氧量。系統(tǒng)溫度保持在（20±3）℃，光照為自然光，為避免有機(jī)物對PHE的影響，試驗(yàn)期間不投食，時間為30 d。共設(shè)置4組處理，每組處理3個平行樣，具體設(shè)置如下：

①蟹擾動組（CD）：微宇宙中加入底泥和上覆水，同時加入蟹、水稻、魚（鯽魚），分析蟹單獨(dú)擾動時，蟹、水稻及魚對PHE的富集；②泥鰍擾動組（LD）：微宇宙中加入底泥和上覆水，同時加入泥鰍、水稻、魚，分析泥鰍單獨(dú)擾動時，泥鰍、水稻以及魚對PHE的富集；③聯(lián)合擾動組（MD）：微宇宙中加入底泥和上覆水，同時加入蟹、泥鰍、水稻、魚，分析蟹與泥鰍聯(lián)合擾動時，蟹、泥鰍、水稻以及魚對PHE的富集；④無擾動組（ND）：微宇宙中加入底泥和上覆水，同時加入水稻、魚，分析無生物擾動時，水稻、魚對PHE的富集；設(shè)置空白試驗(yàn)組，僅有上覆水和底泥，用于質(zhì)量控制。

1.2.2 參數(shù)測定

取2 g冷凍干燥并研磨的底泥樣品于提取管中，使用菲-d10作為內(nèi)標(biāo)，加入30 mL正己烷和丙酮（1∶1，V/V）混合液，超聲提取后離心，取上清液于旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀中濃縮，用甲醇定容至1 mL。將濃縮提取液加入硅膠層析柱中分離凈化，并用40 mL正己烷和二氯甲烷（1∶1，V/V）混合液淋洗，淋洗液濃縮定容至1 mL，轉(zhuǎn)移到小瓶中密封，以便分析。生物取可食用部分，水稻取根莖葉，處理方法同上。取1 000 mL上覆水過濾，濾膜上PHE濃度為懸浮物中PHE濃度，濾液中PHE濃度為上覆水中溶解態(tài)PHE濃度，向?yàn)V液中加入30 mL二氯甲烷液液萃取，提取液處理方法同上，濾膜樣品處理方法與底泥相同。

采用高效液相色譜法分析PHE，包括自動進(jìn)樣器與熒光檢測器，流動相為超純水和色譜級甲醇（1∶9，V/V），流速為1.0 mL·min-1，柱溫為30℃。

水中溶解性有機(jī)碳、懸浮物中顆粒狀有機(jī)碳、底泥中總有機(jī)碳采用總有機(jī)碳分析儀（TOC-5000A，日本島津）測定。萃取液中脂肪采用重量差法測定。

1.2.3 數(shù)據(jù)處理與分析

本研究采用生物-底泥富集因子（BSAF）描述PHE在底泥有機(jī)質(zhì)與生物脂肪之間的分配，公式如下：

式中，Cbiota-生物體內(nèi)PHE濃度（mg·kg-1，干重），flip-生物體內(nèi)脂肪含量，Csed-底泥中PHE濃度（mg·kg-1，干重），foc-底泥有機(jī)質(zhì)含量。

采用生物富集因子（BAFW）描述生物對水體中溶解性PHE的富集趨勢，公式如下：

式中，CW-上覆水中自由溶解態(tài)PHE濃度（μg·L-1）。

采用生物-懸浮物富集因子（BSSAF）描述生物對懸浮顆粒中PHE的富集趨勢，公式如下：

式中，CTSS-懸浮顆粒中HE濃度（mg·kg-1，干重）。

1.2.4 統(tǒng)計(jì)分析

所有樣品測定結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示。樣品中PHE回收率為65.4%～83.7%。所有數(shù)據(jù)使用SPSS 26、Amos 24、Origin 2021作統(tǒng)計(jì)學(xué)分析。采用非參數(shù)檢驗(yàn)驗(yàn)證數(shù)據(jù)正態(tài)性。采用單因素方差分析評估不同處理組差異性，顯著水平為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 上覆水中懸浮物和溶解性有機(jī)碳

底泥與上覆水理化性質(zhì)如圖2所示。水稻單一栽培是一個靜態(tài)系統(tǒng)，導(dǎo)致ND組中懸浮物（TSS）濃度變化不明顯，在0.8 g·L-1附近上下波動。CD和MD組中TSS濃度對比ND和LD組明顯提高，蟹可使TSS濃度平均提高約90倍。LD組中TSS濃度的增加量相對較小，可能因鰍的生物擾動強(qiáng)度較小。ND組中溶解性有機(jī)碳（DOC）濃度增長緩慢，從第5天的98.6 mg·L-1增至30 d的126.5 mg·L-1。擾動組中DOC濃度隨時間顯著提高，表明底棲生物增加上覆水中DOC濃度。試驗(yàn)結(jié)果表明，相比鰍擾動作用，蟹擾動作用顯著增加環(huán)境中TSS和DOC濃度。TSS和DOC濃度變化幅度反映不同組中生物擾動強(qiáng)度，變化幅度小的ND與LD組屬于弱擾動組，變化幅度大的CD與MD組屬于強(qiáng)擾動組。

圖2 30 d內(nèi)ND、LD、CD和MD組上覆水中TSS和DOC濃度變化Fig.2 Change of TSS and DOC concentrations in overlying water of ND,LD,CD and MD groups within 30 days

2.2 上覆水、懸浮物、底泥中PHE濃度

環(huán)境介質(zhì)中PHE濃度如圖3所示。

圖3 30 d內(nèi)ND、LD、CD和MD組上層水、TSS和底泥PHE濃度變化Fig.3 Change of PHE concentrations of overlying water,TSS and sediment in ND,LD,CD and MD groups within 30 d

上覆水中PHE濃度（CW）總體呈上升趨勢，弱擾動組（ND，LD）中上覆水PHE濃度低于強(qiáng)擾動組（CD，MD）。CD與MD組中上覆水PHE濃度和增長趨勢相似。30 d時，上覆水PHE濃度分別為11.29和13.00 μg·L-1。強(qiáng)擾動組懸浮物PHE濃度（CTSS）相比弱擾動組更高，波動更劇烈。弱擾動組中底泥與懸浮物PHE濃度差異明顯高于強(qiáng)擾動組。

2.3 PHE在生物中的濃度變化

3種生物脂肪含量試驗(yàn)前后變化不明顯。生物在試驗(yàn)期間生長狀態(tài)良好，表明PHE存在對生物30 d內(nèi)生長發(fā)育無明顯影響。蟹、鰍、魚、水稻中PHE濃度變化如圖4所示。

圖4 30 d內(nèi)ND、LD、CD和MD組水生生物（a）和水稻（b）中PHE濃度變化Fig.4 Change of PHE concentrations of aquatic organisms（a）and rice（b）in ND,LD,CD and MD groups within 30 d

擾動組中魚類（CF）和水稻中PHE濃度普遍高于無擾動組，蟹鰍混合擾動組高于單獨(dú)擾動組。PHE在水稻根部濃度最高為138.7 mg·kg-1，高于同一時間莖（8.39 mg·kg-1）和葉（6.47 mg·kg-1）的PHE濃度。而在LD組中，鰍對PHE的富集程度高于魚類。30 d時鰍體內(nèi)PHE濃度為18.05 mg·kg-1，而魚體內(nèi)PHE濃度為15.15 mg·kg-1，可能與底棲生物習(xí)性有關(guān)。

綜上，生物擾動促進(jìn)PHE在魚和水稻中的富集。本文首次證明蟹等底棲生物的生物擾動可增加稻蟹田中環(huán)境風(fēng)險。

2.4 PHE在生物體內(nèi)富集的影響因素

圖5為環(huán)境介質(zhì)與水稻及生物體內(nèi)PHE濃度的皮爾遜相關(guān)性分析，4組裝置中魚類富集程度均與上覆水中PHE濃度顯著正相關(guān)（P＜0.05），上覆水中PHE濃度與DOC濃度顯著正相關(guān)（P＜0.05），表明DOC濃度可能間接影響生物富集。在CD與MD組中，生物富集程度受多種因素影響，蟹體內(nèi)PHE濃度與TSS、DOC、上覆水中PHE濃度均具有顯著相關(guān)性（P＜0.05）。為探究生物擾動對環(huán)境的影響，分析魚、水稻體內(nèi)PHE濃度和環(huán)境參數(shù)主成分，結(jié)果如圖6所示。不同擾動類型中TSS和DOC濃度在坐標(biāo)軸上被明顯區(qū)分，表明生物擾動對TSS和DOC濃度影響最顯著。ND和LD組中TSS和DOC濃度較小，在不受外界干擾的條件下，環(huán)境中PHE隨時間推移在底泥、水、生物中趨于穩(wěn)定。在擾動強(qiáng)度較大MD組中情況較復(fù)雜，基于結(jié)構(gòu)方程模型對MD組中水稻及水生生物PHE富集程度的影響因素分析，結(jié)果見圖7。蟹、鰍、魚和水稻根中PHE濃度均受上覆水中PHE濃度直接影響，DOC濃度和上覆水中PHE濃度受TSS濃度直接影響，路徑系數(shù)分別為0.86、0.61（P＜0.001）。DOC濃度可影響上覆水中PHE濃度，路徑系數(shù)為0.4（P＜0.05）。皮爾遜相關(guān)性分析和結(jié)構(gòu)方程模型計(jì)算結(jié)果表明，水稻莖和葉中PHE濃度與環(huán)境的改變無明顯相關(guān)性，反映PHE在水稻莖、葉濃度主要與水稻內(nèi)部轉(zhuǎn)運(yùn)能力有關(guān)。綜上，基于相關(guān)性分析、主成分分析、結(jié)構(gòu)方程模型3種方法聯(lián)合闡明生物擾動的作用機(jī)制，揭示生物擾動作用可提高上覆水中TSS和DOC濃度，且高濃度TSS和DOC可促進(jìn)PHE在生物體內(nèi)富集。

圖5 4組中生物體內(nèi)PHE濃度與環(huán)境介質(zhì)相關(guān)性分析Fig.5 Correlation analysis of PHE concentrations in organisms with environmental media in four groups

圖6 ND、LD、CD、MD四組數(shù)據(jù)的主成分分析Fig.6 Principal component analysis of data in four groups of ND,LD,CD,MD

圖7 CF、CC、CL、CR結(jié)構(gòu)方程模型Fig.7 Structural equation models of CF,CC,CL,CR

2.5 生物富集系數(shù)

生物富集潛力對評價環(huán)境生態(tài)效益具有重要意義。通過計(jì)算BAF、BSAF、BSSAF 3種生物富集因子，比較各組裝置中PHE在生物體內(nèi)濃度水平，評價生物擾動的影響。當(dāng)BAF值＞5 000時，認(rèn)為該污染物具有生物富集效應(yīng)，BAF值在2 000～5 000時考慮潛在生物富集效應(yīng)[18]。生物的3種富集因子計(jì)算結(jié)果如圖8所示。蟹的3種生物富集因子在CD組與MD組中無明顯差異，BSAF與BSSAF值均＜1，BAF值均＜2 000，未表現(xiàn)富集趨勢。鰍在LD組中BSSAF值為（2.91±1.58）＞1，遠(yuǎn)高于MD組。當(dāng)TSS濃度和懸浮物PHE濃度提高時，魚BSSAF值呈降低趨勢。魚BAF值與生物擾動類型無明顯相關(guān)性，4組裝置BAF值均在2 000波動。魚對底泥中PHE富集趨勢在不同擾動組中差異顯著，ND與LD組BSAF值分別為（1.18±0.08）、（0.85±0.30），而CD與MD組BSAF值均超過2，且ND與LD組中水稻根BSAF值為2～3。CD和MD組BSAF值分別為（9.19±2.17）、（5.09±1.58）。水稻根部BSSAF值在不同擾動組中也有較大波動。

圖8 蟹、鰍、魚和水稻根系在ND，CD，LD，MD中的3種生物富集因子Fig.8 Three bioaccumulation factors of crab,loach,fish and rice root in ND,LD,CD and MD

3 討 論

在生物擾動作用對環(huán)境要素影響方面，研究表明，底棲生物如蟹、河蜆（Corbicula fluminea）等可增加上覆水中TSS和DOC含量，與本研究結(jié)論一致[19-20]。生物擾動作用可使帶有PHE的固體顆粒從底泥進(jìn)入上覆水，直接增加上覆水中TSS含量與PHE濃度。致使上覆水中DOC濃度發(fā)生變化原因主要有兩方面：一是底棲生物可混合顆粒和孔隙水，改變底泥向水中的釋放通量，促進(jìn)有機(jī)碳從底泥向水中釋放[21]；二是底棲生物排泄物中有大量小分子溶解性有機(jī)質(zhì)，直接提高上覆水中DOC濃度[22]。同時，生物擾動作用可促進(jìn)底泥中多環(huán)芳烴在泥水交界處發(fā)生吸附-解吸作用，造成本研究底泥和懸浮物中PHE濃度處于動態(tài)波動[23]。

在環(huán)境介質(zhì)影響生物富集程度方面，針對體系中魚類而言，PHE可通過溶解態(tài)形式進(jìn)入魚類體內(nèi)，還可通過鰓以懸浮物形式被魚吸收，導(dǎo)致在TSS濃度較高的擾動組中，魚類生物富集程度普遍偏高[24]。不同于魚類，底泥攝入是底棲生物主要的生物富集途徑[25]。蟹與鰍均為穴居底棲生物，本試驗(yàn)中底泥PHE濃度直接影響PHE在其體內(nèi)的富集。PHE在水稻中的富集程度則取決于體系中底泥和上覆水兩部分PHE可利用濃度。一方面，水稻主要通過根系在底泥中富集PHE，導(dǎo)致根系部位PHE富集濃度大于莖葉，且不同于水稻其他部位，PHE作為一種具有揮發(fā)性PAHs，可從葉片揮發(fā)到大氣中，最終導(dǎo)致葉片中PHE濃度有所下降，這種差異在小麥和水稻的研究中均有報(bào)道[26-27]。另一方面，生物擾動增強(qiáng)PHE從底泥到水中釋放，導(dǎo)致水稻獲得大部分上覆水中PHE，增加PHE生物有效性，導(dǎo)致擾動組中水稻PHE富集程度較高[22]。

在生物富集機(jī)制與生態(tài)風(fēng)險評估方面，基于上述相關(guān)性分析、主成分分析、結(jié)構(gòu)方程模型分析的結(jié)果則證明PHE在生物體內(nèi)的富集與諸多因素有關(guān)。在擾動組中，菲富集最主要原因是生物擾動作用使環(huán)境條件發(fā)生變化，打破體系原有平衡，提高上覆水中TSS濃度，間接提高上覆水中DOC濃度，最終加劇PHE在生物體內(nèi)富集狀況，導(dǎo)致生物體內(nèi)相關(guān)富集因子偏高。因DOC是溶解性有機(jī)質(zhì)（DOM）的重要組成成分，Lin等研究表明，DOM對PAHs具有增溶作用，可促進(jìn)PHE在生物體內(nèi)富集[28]。在無擾動組中，魚類等生物的BSAF和BSSAF等也有相應(yīng)累積，說明PHE在生物體內(nèi)富集程度主要受上覆水中PHE濃度影響。試驗(yàn)結(jié)束后，無擾動組中水稻根3種生物富集因子整體偏高，可能因水田飽和狀態(tài)下，水稻根浸泡在水中可能增加根表面對PHE的吸附，導(dǎo)致水稻根中PHE濃度偏高，對水稻產(chǎn)生健康風(fēng)險[29]。

4 結(jié)論

本試驗(yàn)結(jié)果表明：①生物擾動作用提高微宇宙環(huán)境中TSS和DOC濃度，TSS和DOC濃度變化程度反映生物擾動強(qiáng)度。蟹是主要擾動者，當(dāng)蟹、鰍同時存在時，擾動更為劇烈。②生物擾動促進(jìn)底泥中PHE解吸，導(dǎo)致PHE在水稻和水生生物中的富集程度增加，提高稻蟹共作模式的環(huán)境風(fēng)險。③在不同擾動類型中，生物富集PHE機(jī)理不同。在無生物擾動（ND）或擾動強(qiáng)度較小（LD）的微宇宙裝置中，PHE在生物體內(nèi)富集程度受上覆水中PHE濃度直接影響。在生物擾動較大（CD，MD）的裝置中，生物擾動提高TSS和DOC濃度，高濃度TSS和DOC促進(jìn)PHE在生物體內(nèi)富集。④生物擾動對生物富集因子的影響表現(xiàn)在改變魚、鰍、水稻的根BASF值和BASSF值，對BAF值影響較小。