張 翔, 鮑楠楠, 索改弟, 蔣錦剛, 余增亮, 馮慧云

(1.中國科學院 合肥物質(zhì)科學研究院,安徽 合肥 230031; 2.中國科學技術(shù)大學 研究生院科學島分院,安徽 合肥 230031; 3.安徽科技學院 資源與環(huán)境學院, 安徽 鳳陽 233100)

巢湖周邊有圩區(qū)約6×104hm2(90×104畝),其地勢低洼,吳淞高程為5.0～10.0 m,降水與農(nóng)田引水灌溉形成的農(nóng)田漬水經(jīng)田間溝渠到達排灌站,在站前池停留達到一定水位后,由排灌機組排入周邊入巢河流。據(jù)文獻[1]估算及筆者團隊2020年6月至2021年6月在廬江同大圩開展的以周為頻次的調(diào)查監(jiān)測(另文詳細報道),同大圩年均排入巢湖的農(nóng)田漬水約1×108m3,觀測期內(nèi)排灌站排水中總氮(total nitrogen,TN)、總磷(total phosphorus,TP)質(zhì)量濃度均值分別約為4.21、0.21 mg/L,隨季節(jié)和農(nóng)時節(jié)律在較大范圍內(nèi)波動。

目前,對環(huán)湖圩區(qū)污染關(guān)注的重點是輸入巢湖的氮磷負荷及削減措施等,對排水中氮磷及其他污染物對水生態(tài)系統(tǒng)及成員的生物和生態(tài)毒性作用尚未給予足夠重視。事實上,由施肥引起的圩區(qū)排水氮、磷質(zhì)量濃度在短期內(nèi)快速升高,可能成為鄰近湖區(qū)藻華發(fā)生的直接刺激因素,還可能對湖中水生動物造成直接損傷。

大量研究顯示,非離子氨(NH3-N)、亞硝酸鹽氮(NO2--N)和硝酸鹽氮(NO3--N)對不同種屬水生動物的96 h 50%致死質(zhì)量濃度(lethal concentration 50,LC50)分別為0.1～1.0 mg/L、1～10 mg/L、20～300 mg/L以上[2]。由于成分及作用方式的多樣化和復雜性,單憑對某一組分物質(zhì)毒性研究的數(shù)據(jù),很難判斷真實水樣的危害程度,全樣品測試以及現(xiàn)場在線監(jiān)測是水體環(huán)境生物生態(tài)毒性評估的重要內(nèi)容,并且常常得出不同于實驗室單組分檢測的結(jié)果[3-7]。

浮游動物以浮游植物和有機碎屑為食,在水生食物鏈中處于承上啟下的重要生態(tài)位。以水溞等為代表的枝角類浮游動物既可做魚類餌料,也常被用于快速清除水中藍綠藻和懸浮顆粒物[8],其中的大型溞(Daphniamagna,DP)是國際通用的環(huán)境物質(zhì)毒性評估模式動物。為了解巢湖圩區(qū)地表水的生物毒性,本文采用全樣品測試,選擇DP及老年低額溞(Simocephalusvetulus,SP)為對象,對取自巢湖同大圩田間、溝渠和排灌站的221個水樣進行2種溞急性活動抑制檢測,對其中部分水樣進行溞壽命和生殖能力檢測,比較過濾稀釋處理對毒性效應(yīng)的減緩效果;進一步結(jié)合水樣氮、磷質(zhì)量濃度數(shù)據(jù),統(tǒng)計分析引起溞急慢性活力和生殖抑制的圩區(qū)漬水氮、磷質(zhì)量濃度特征,取得巢湖圩區(qū)水樣生物毒性效應(yīng)與水中氮、磷質(zhì)量濃度關(guān)系的數(shù)據(jù),可為巢湖生態(tài)安全評估及圩區(qū)污染治理工程提供參考。

1 材料與方法

1.1 實驗動物

DP和SP采自巢湖與合肥物質(zhì)科學研究院智能機械研究所附近水塘,已在實驗室連續(xù)孤雌培養(yǎng)3 a以上,培養(yǎng)液為T85MVK[9],培養(yǎng)環(huán)境為(23±2) ℃、3 000 lx,光暗周期為12 h/12 h,喂食BG-11培養(yǎng)基培養(yǎng)的新鮮小球藻(Chlorellavulgaris)。

1.2 實驗水樣及水質(zhì)檢測

水溞急性活動抑制檢測的221個水樣采集時間為2020年7月至2021年3月,采樣參照文獻[10]進行。采集的水樣低溫避光存放,于1周內(nèi)完成水質(zhì)參數(shù)檢測,其中TN測定參照文獻[11],TP測定參照文獻[12],氨氮采用氨氣敏電極法測定,NO3--N測定參考SL 84—1994標準[13];另取水樣采用0.22 μm孔徑的微孔濾膜過濾,按TN、TP方法進行測試,得到溶解性總氮(dissolved total nitrogen,DTN)和溶解性總磷(dissolved total phosphorus,DTP)質(zhì)量濃度。

1.3 水溞活動抑制檢測

由于水樣取自不同時間,活動抑制檢測分多個批次進行,方法參照文獻[14]。各批次實驗均取15～17日齡的同胎母溞單獨培養(yǎng),取母溞在24 h內(nèi)所產(chǎn)幼溞用于實驗。每個水樣設(shè)3個平行,各以50 mL無菌玻璃三角瓶盛放20 mL水樣、5只DP和5只SP,透氣封口膜封口,培養(yǎng)環(huán)境同1.1節(jié)所述,期間不喂食。在培養(yǎng)時間達到24、48 h時,分別觀察瓶內(nèi)溞活動狀態(tài),以輕輕搖動瓶身后15 s內(nèi)溞不活動判定為活動抑制。各水樣對溞的活動抑制率以3個平行測試瓶中受抑制溞總數(shù)與供試溞總數(shù)(15只)之比計算,DP與SP分別統(tǒng)計。

按文獻[14]要求,先檢測實驗室環(huán)境下2種溞在含0.2～6.4 mg/L等比質(zhì)量濃度梯度重鉻酸鉀的標準稀釋水中的活動抑制,得到DP 24 h、SP 24 h、DP 48 h、SP 48 h半數(shù)效應(yīng)質(zhì)量濃度(median effective concentration,EC50)分別為1.926、3.328、1.183、1.494 mg/L,95%置信區(qū)間分別為1.608～2.255 mg/L、2.801～4.219 mg/L、1.031～1.316 mg/L、1.331～1.734 mg/L,除SP 24 h外均符合24 h EC50低于2.0 mg/L的敏感性要求。

1.4 水溞壽命和生殖能力檢測

供試溞的獲取、培養(yǎng)同1.1節(jié)所述,每日喂食的小球藻以瓶中藻密度(1～6)×106個/mL為宜。每日觀察母溞的存活,記錄24 h內(nèi)新出生幼溞數(shù)量并將其吸出。培養(yǎng)期間不換水,以200目尼龍篩網(wǎng)定期過濾去除水中積累的雜質(zhì)。

1.5 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)整理用Excel 2019,作圖用Origin 2021,圖及文中均值為(平均值±標準差),采用單因素方差分析(one-way ANOVA)比較0.01或0.05水平下群組均值是否顯著不同。

2 結(jié)果與分析

2.1 水樣氮、磷質(zhì)量濃度

全部221個水樣平均TN、DTN、氨氮、NO3--N、TP和DTP質(zhì)量濃度分別為(10.39±20.75) mg/L、(8.57±18.86) mg/L、(4.14±19.44) mg/L、(3.86±6.74) mg/L、(0.43±1.03) mg/L、(0.15±0.43) mg/L,按田間(區(qū)域1)、溝渠(區(qū)域2)、排灌站(區(qū)域3)進行分區(qū)統(tǒng)計的情況見表1所列(n為水樣數(shù)),按區(qū)域分組統(tǒng)計的氮、磷質(zhì)量濃度分布如圖1所示。

圖1 221個水樣按區(qū)域分組統(tǒng)計的氮磷質(zhì)量濃度分布

表1 3個采樣區(qū)域6項水質(zhì)指標質(zhì)量濃度檢測結(jié)果 單位:mg/L

總體上,漬水從田間經(jīng)溝渠流至排灌站,由于沿途顆粒物沉降和各種吸收轉(zhuǎn)化過程,各型氮、磷物質(zhì)質(zhì)量濃度均逐漸降低,除NO3--N之外的各參數(shù)田間水樣均值均顯著高于溝渠和排灌站水樣(P小于0.05或 0.01),且溝渠的氨氮、TP和DTP也顯著高于排灌站(P<0.01)。排灌站水樣TP、氨氮質(zhì)量濃度均值基本符合地表Ⅲ～Ⅳ類水質(zhì)標準,但TN仍遠高于地表Ⅴ類限值[15],主要是由于NO3--N質(zhì)量濃度較高。

溝渠和排灌站水樣TN和DTN均值較接近,但溝渠水樣氨氮質(zhì)量濃度高于排灌站水樣,NO3--N質(zhì)量濃度低于排灌站,這是由于水的流淌為硝化細菌提供好氧環(huán)境,促進了氨氮向NO3--N的轉(zhuǎn)化。有4個田間水樣TN接近甚至高于100 mg/L,明顯高于同期位點周邊平均水平;根據(jù)農(nóng)業(yè)記錄,這些位點所在田塊在取樣前有施肥或噴灑農(nóng)藥情況;去除這4個數(shù)據(jù)后,59個田間水樣的ρTN平均為(11.15±15.53) mg/L,仍然高于溝渠和排灌站水樣(P<0.05)。

與氮質(zhì)量濃度相比,水從田間經(jīng)溝渠輸送至排灌站,磷質(zhì)量濃度降低更明顯,這是由于漬水中顆粒態(tài)磷質(zhì)量分數(shù)較高,平均達到(62.46±22.09)%(n=221),沿途顆粒物沉降對磷的減少起到關(guān)鍵作用。前述4個田間TN異常高點中有1個位點TP質(zhì)量濃度高達12.57 mg/L,去掉該值后62個田間水樣TP質(zhì)量濃度平均為(0.72±1.04) mg/L,仍然顯著(P<0.01)高于溝渠和排灌站水樣磷質(zhì)量濃度。

2.2 全部水樣對水溞的活動抑制情況

全部221個水樣及按田間、溝渠和排灌站進行分類統(tǒng)計后水樣對水溞的總體抑制情況見表2所列。對SP有抑制作用的水樣數(shù)量高于對DP抑制水樣數(shù)量,且排灌站水樣的差異最大,92個排灌站水樣中僅1個對DP產(chǎn)生48 h抑制,但有9個對SP有24 h抑制,到48 h增加到36個,提示圩區(qū)水樣對SP的抑制更為廣泛。

表2 全部水樣對水溞的活動抑制總體情況

2種溞2個處理時長的平均抑制率都表現(xiàn)為田間水最高,溝渠水次之,排灌站水最低,這與水中氮、磷質(zhì)量濃度高低是一致的。

2.3 水樣氮、磷質(zhì)量濃度與水溞抑制率關(guān)系

2.3.1 總體情況

對各處理組按0(無抑制)、(0,50%](低抑制)、(50%,100%)(中等抑制)、100%(完全抑制)抑制率分區(qū),全部221個水樣TN、TP質(zhì)量濃度及對DP、SP的24、48 h抑制率分布如圖2所示。

圖2 221個水樣不同TN、TP質(zhì)量濃度對水溞抑制率的分布

由圖2可知,高抑制率的水樣基本上TN質(zhì)量濃度都接近或大于10 mg/L,24 h抑制率達到100%的水樣TP質(zhì)量濃度都大于0.1 mg/L,但代表無抑制的淺灰色圓點在所有氮、磷質(zhì)量濃度范圍內(nèi)均有分布,說明高氮、磷質(zhì)量濃度并不一定導致水溞的活動抑制,但導致水溞活動抑制的水樣往往具有較高的氮、磷質(zhì)量濃度,特別是總氮質(zhì)量濃度較高。

2.3.2 水樣氮質(zhì)量濃度與抑制率關(guān)系

分別按DP 24 h、SP 24 h、DP 48 h、SP 48 h抑制率從低到高進行排序,分別計算各區(qū)間對應(yīng)水樣的氮質(zhì)量濃度均值,進行區(qū)間比較。各形態(tài)氮SP 24 h和SP 48 h的結(jié)果如圖3所示。

圖3 全部221個水樣對SP 24 h、48 h的抑制率與氮質(zhì)量濃度關(guān)系

由圖3a可知:引起SP 24 h低抑制的水樣TN和DTN平均質(zhì)量濃度在7～8 mg/L之間,NO3--N質(zhì)量濃度平均約為5 mg/L,與無抑制水樣對應(yīng)參數(shù)的差異不顯著;但中等和完全抑制的水樣各形態(tài)氮平均質(zhì)量濃度均顯著高于無抑制水樣,也高于低抑制水樣(除NO3--N外)。

由圖3b可知:引起SP 48 h抑制的水樣各形態(tài)氮質(zhì)量濃度均低于24 h抑制的相應(yīng)質(zhì)量濃度,說明低質(zhì)量濃度氮的水樣若作用時間足夠長,則可加劇溞的活動抑制;其中,中等抑制各形態(tài)氮質(zhì)量濃度均值下降最明顯,達到與無抑制和低抑制相同的水平,這從圖3中圖柱位置高低清晰可見。

DP 24 h和DP 48 h處理組的數(shù)據(jù)與SP略有不同,但規(guī)律類似(不再重復圖示)。作用24 h時,中等和完全抑制水樣的各形態(tài)氮平均質(zhì)量濃度與無抑制水樣之間均有極顯著(P<0.01)差異,而低抑制水樣雖然均值也明顯低于中等和完全抑制水樣,但由于數(shù)量較少(n=4),統(tǒng)計分析未顯示差異性。

與SP 48 h類似,DP 48 h處理的完全抑制水樣各形態(tài)氮質(zhì)量濃度明顯高于其他3個區(qū)間,其中氨氮與無抑制水樣,TN、DTN和NO3--N與無抑制、低抑制水樣都有極顯著(P<0.01)差異。

以上結(jié)果說明圩區(qū)水樣氮質(zhì)量濃度與水溞抑制程度之間具有較清晰的相關(guān)性。

2.3.3 水樣磷質(zhì)量濃度與抑制率關(guān)系

4個處理組各抑制區(qū)間水樣TP和DTP質(zhì)量濃度的差異如圖4所示。

各處理組的無抑制水樣TP、DTP質(zhì)量濃度均值分別約為0.30、0.12 mg/L。

處理24 h時中等、完全抑制水樣的磷質(zhì)量濃度明顯高于無抑制水樣,但低抑制水樣的磷質(zhì)量濃度卻低于無抑制水樣。處理48 h時,完全抑制水樣磷質(zhì)量濃度均值明顯高于其他水樣,與圖3中氮質(zhì)量濃度特征是相似的,但中等抑制水樣的磷質(zhì)量濃度卻低于無抑制和低抑制水樣。該結(jié)果說明,圩區(qū)水樣的磷質(zhì)量濃度與水樣對溞的急性活動抑制相關(guān)性不如氮質(zhì)量濃度那樣確定。

2.3.4 各區(qū)域水樣氮、磷質(zhì)量濃度與抑制率關(guān)系

將排灌站、溝渠和田間水樣分組,分別統(tǒng)計各組水樣的水溞抑制率,分析各區(qū)域水樣氮、磷質(zhì)量濃度與溞抑制率的相互關(guān)系。由于各區(qū)域抑制水樣數(shù)量有限,不再細分抑制程度,僅按有或無抑制來分析。

排灌站SP 24 h 9個抑制水樣、83個無抑制水樣的平均ρTN分別為(5.30±4.53) mg/L、(7.05±6.04) mg/L,平均ρTP分別為(0.14±0.04) mg/L、(0.18±0.15) mg/L,抑制水樣TN 、TP質(zhì)量濃度較低。類似地,排灌站SP 48 h 36個抑制水樣與無抑制水樣相比,各形態(tài)氮質(zhì)量濃度較低(有、無抑制水樣ρTN分別為(5.71±5.56) mg/L、(7.63±6.05) mg/L,其他略),磷質(zhì)量濃度較高(有、無抑制水樣ρTP分別為(0.21±0.16) mg/L、(0.16±0.12) mg/L,ρDTP分別為(0.07±0.05) mg/L、(0.06±0.05) mg/L),但無統(tǒng)計學差異。由此可見,排灌站水樣由于氮、磷質(zhì)量濃度較低,對溞的抑制作用與氮、磷質(zhì)量濃度之間的關(guān)系并不確定。所有溝渠和田間水樣對溞的抑制作用及水中TN、DTN平均質(zhì)量濃度見表3所列。從表3可以看出,4個處理組的溝渠抑制水樣TN、DTN質(zhì)量濃度均高于無抑制水樣,統(tǒng)計分析差異顯著(P<0.01)。

溝渠抑制水樣氨氮平均質(zhì)量濃度為[(2～5)±(3～4)] mg/L、NO3--N平均質(zhì)量濃度為[(4～9)±(7～9)] mg/L,均高于無抑制水樣,其中部分處理組有統(tǒng)計差異。

溝渠抑制、無抑制水樣TP質(zhì)量濃度分別為[(0.30～0.40)±(0.30～0.40)] mg/L、(0.32±0.27) mg/L,基本無差異;抑制、無抑制水樣DTP質(zhì)量濃度分別為[(0.13～0.21)±(0.20～0.30)] mg/L、(0.09±0.07) mg/L,抑制水樣稍高于無抑制水樣,差異不顯著。

田間無抑制水樣的各形態(tài)氮質(zhì)量濃度僅稍高于溝渠無抑制水樣;但其抑制水樣的各形態(tài)氮(包括表2中未列出的氨氮和NO3--N)質(zhì)量濃度均比溝渠抑制水樣大很多,因此其抑制與無抑制水樣之間各形態(tài)氮質(zhì)量濃度更具顯著差異(P<0.01)。

田間抑制、無抑制水樣TP質(zhì)量濃度分別為[(1.34～1.73)±(0.76～0.80)] mg/L、(0.65±0.78) mg/L,DTP質(zhì)量濃度分別為[(0.42～0.59)±(0.91～1.07)] mg/L、(0.27±0.65) mg/L,抑制水樣的TP、DTP質(zhì)量濃度較高,但僅DP 24 h處理組的TP質(zhì)量濃度有統(tǒng)計差異(P<0.05)。

以上結(jié)果說明,溝渠ρTN、ρDTN和田間4種形態(tài)氮質(zhì)量濃度與水樣對溞的抑制作用之間有較清晰的相關(guān)性,而TP、DTP質(zhì)量濃度較低,不能有效地反映水樣對溞的抑制程度。

2.4 過濾后水樣氮、磷質(zhì)量濃度和抑制率變化

從有抑制作用且肉眼可見有較多懸浮物的水樣中隨機選擇20個,以0.22 μm孔徑的微孔濾膜過濾去除水中懸浮物,檢測過濾后水樣氮、磷質(zhì)量濃度及對水溞的抑制率,比較過濾前后的變化,結(jié)果見表4、表5所列。

表4 水樣過濾前后氮、磷、懸浮物質(zhì)量濃度對比 單位:mg/L

表5 水樣過濾前后氮、磷質(zhì)量濃度及對水溞抑制率對比

對濾膜上截留的懸浮物烘干至恒質(zhì)量后,測得20個水樣懸浮物質(zhì)量濃度為38.33～236.67 mg/L,平均為(122.25±67.16) mg/L。田間、溝渠、排灌站水樣懸浮物質(zhì)量濃度依次減少,體現(xiàn)出懸浮物沿途逐漸沉降的特征。

過濾后水中氮、磷質(zhì)量濃度都有所下降,ρTP下降幅度高于ρTN;過濾后引起水溞抑制的水樣數(shù)量都相應(yīng)減少。過濾前24 h抑制水樣平均ρTN大于16 mg/L,48 h抑制水樣ρTN大于12 mg/L,過濾后全部上升到17 mg/L以上。

過濾前除SP 24 h外,抑制水樣TP質(zhì)量濃度較高,過濾后各處理組趨于一致,為(0.11±0.06) mg/L,表明0.11 mg/L可能是判斷圩區(qū)水樣對溞毒性作用的TP質(zhì)量濃度參考閾值。

2.5 抑制水樣對溞壽命和生殖力影響

為考察抑制水樣經(jīng)稀釋后對溞的抑制程度變化,選擇6個對SP 48 h完全抑制的水樣,分別以純水稀釋至初始質(zhì)量濃度的1/2、1/4、1/8(部分水樣因毒性較強,稀釋至1/16初始質(zhì)量濃度)后進行溞抑制率和壽命檢測,對存活期足夠長的溞檢測其產(chǎn)幼溞數(shù)量。

作為對照的標準稀釋水及6個水樣經(jīng)不同程度稀釋后作為培養(yǎng)基質(zhì)、正常飼喂小球藻情況下DP的存活情況如圖5所示(SP類似,圖略)。

圖5 2種溞在標準稀釋水及6個稀釋水樣中培養(yǎng)的壽命

6個水樣ρTN在21.79～216.70 mg/L之間,平均為(95.94±67.03) mg/L;ρTP在0.044～2.487 mg/L之間,平均為(0.56±0.96) mg/L。稀釋后,抑制水樣溞數(shù)量和抑制率都相應(yīng)下降。稀釋至1/8初始質(zhì)量濃度后僅5#水樣仍有抑制作用,其初始ρTN、ρTP分別為 64.93、0.087 mg/L。初始氮、磷質(zhì)量濃度(ρTN=111.85 mg/L,ρTP=2.49 mg/L)均很高的2#水樣稀釋至1/4初始質(zhì)量濃度后僅對DP有抑制作用,且抑制率較低,為13.33%。ρTN最高(216.70 mg/L)、但ρTP居中(0.24 mg/L)的6#水樣稀釋至1/8初始質(zhì)量濃度后對溞不再有急性抑制作用。

由圖5可知,水樣稀釋倍數(shù)越大,溞存活時間越長。

標準稀釋水培養(yǎng)時大部分溞存活50 d以上;6#水樣稀釋至1/8初始質(zhì)量濃度后雖然不再有急性抑制作用,但是仍影響溞的長期存活;其余5個水樣充分稀釋后溞壽命也可達50 d,但稀釋不充分的水樣對溞壽命影響仍顯著。

3#水樣氮、磷初始質(zhì)量濃度(ρTN=21.79 mg/L,ρTP=0.06 mg/L)較低,稀釋后對溞壽命影響最小。

5只DP或SP在不同稀釋程度水樣中全生命周期內(nèi)產(chǎn)幼溞數(shù)量如圖6所示。

以母溞出生當日為第1日齡,標準稀釋水中DP、SP的頭胎生育時間均在第7日齡至第8日齡,在第49日齡至第51日齡陸續(xù)停止生育;DP的生殖量大,5只溞產(chǎn)出(836±15)只幼溞,平均為167.2只/溞;SP生殖量僅為DP的1/2。

需說明的是,實驗是在不更換培養(yǎng)水、且體系中包含DP、SP的情況下進行的,相比于正常換水、單只獨立培養(yǎng)的條件,平均每只溞的產(chǎn)幼溞數(shù)量要低。

在稀釋的實驗水樣中培養(yǎng)時,2種溞的頭胎生育時間均推遲到第10日至第15日齡,生育期最長的在第50日齡停止生產(chǎn),最短的在第16日齡停止生產(chǎn)。6#水樣稀釋至1/8初始質(zhì)量濃度后對溞雖然無48 h抑制,但是僅少量溞存活時間為15 d,且產(chǎn)幼溞能力低,產(chǎn)幼溞總數(shù)量僅為幾只。1#～5#水樣稀釋至1/8初始質(zhì)量濃度后,溞在其中的存活情況較相似(DP為53～62 d,SP為50～61 d),但生殖量存在差異,水樣按生殖量從大到小排序依次為3#、5#、1#、4#、2#,近似呈ρTN(3#、5#、1#、4#、2#水樣依次為2.72、8.12、7.73、12.32、13.98 mg/L)越高,生殖量越低。

3 討 論

文獻[16-18]利用實驗室配制的無機氮溶液進行的研究顯示,NO3--N對模糊網(wǎng)紋溞(Ceriodaphniadubia)和DP的48 h LC50分別達到374、462 mg/L[16],NH4+-N對DP的24 h LC50為165.97 mg/L,48 h LC50為69.54 mg/L[17],而ρ(NO3--N)為100 mg/L、ρ(PO43--P)為50 mg/L對溞濾食和存活未造成明顯影響[18]。本文圩區(qū)漬水引起溞急性抑制的氮、磷質(zhì)量濃度要低得多,整體質(zhì)量濃度最高的田間抑制水樣,除極少數(shù)異常高的水樣外,大部分水樣ρTN不超過100 mg/L,ρTP不超過3 mg/L。

圩區(qū)漬水作為天然的混合物,其氮、磷元素存在多種形式,如TP就可能包括有機磷成分。有證據(jù)表明,當氨氮質(zhì)量濃度高于0.415 mg/L時,DP對3種有機磷農(nóng)藥的敏感性隨氨氮質(zhì)量濃度升高而升高[19]。文獻[20]對加拿大某蔬菜和藍莓種植區(qū)溝渠和河流進行半年的監(jiān)測發(fā)現(xiàn),50個溝渠水樣中有4%對水溞產(chǎn)生致命毒性,14%的溝渠水樣和9%的河流水樣抑制網(wǎng)紋溞的繁殖能力,分析認為有機磷殺蟲劑是引起溞毒性的主要原因之一,但該文未報道所觀測水樣的氮、磷質(zhì)量濃度。本文中,221個水樣中有56.1%的水樣氨氮質(zhì)量濃度高于0.415 mg/L,大部分水樣氨氮質(zhì)量濃度達到或超過可與其他毒物協(xié)同作用而增強毒性的質(zhì)量濃度。這類協(xié)同作用較為普遍,如農(nóng)藥與重金屬[21-22]、營養(yǎng)鹽與農(nóng)藥[23]、營養(yǎng)鹽與重金屬[24]之間都存在。考慮到這些因素,僅水質(zhì)監(jiān)測、單一物質(zhì)的毒性研究數(shù)據(jù)均難以準確、客觀地描述實際樣品的生物毒性,采用真實樣品甚至是現(xiàn)場原位測試是非常必要的。

從引起溞抑制的較低氮、磷質(zhì)量濃度可推測,巢湖圩區(qū)漬水中很可能存在其他類型的生物毒性污染物。氮、磷質(zhì)量濃度雖然無法表征其他污染物的存在水平,但是測試簡便快捷,若結(jié)合田間施肥施藥調(diào)查和農(nóng)藥成分測試分析,則可嘗試建立氮、磷質(zhì)量濃度與農(nóng)藥成分含量之間的相關(guān)性,進而可通過氮、磷質(zhì)量濃度預(yù)判圩區(qū)漬水生物毒性。

4 結(jié) 論

本研究采用全樣品分析方法,根據(jù)221個圩區(qū)地表水樣氮、磷質(zhì)量濃度及其對DP、SP存活與生殖抑制的相互關(guān)系,得出巢湖典型圩區(qū)漬水對水生溞屬動物的急慢性毒性特征數(shù)據(jù)。

整體上,引起溞急性活動抑制的水樣TN質(zhì)量濃度一般大于10 mg/L,TP質(zhì)量濃度大于0.1 mg/L。其中,作用24 h即引起溞50%以上活動抑制率的水樣TN、TP平均質(zhì)量濃度分別達到40、0.6 mg/L以上。水樣稀釋后急性抑制程度降低,但仍可能對溞產(chǎn)生生殖干擾,表現(xiàn)為TN質(zhì)量濃度越高,生殖量越低。低抑制和無抑制水樣的氮、磷質(zhì)量濃度沒有顯著性差異,其抑制作用可能與其他因素有關(guān)。

對田間、溝渠和排灌站分別統(tǒng)計顯示,有抑制作用的水樣數(shù)量占比及平均抑制率均是田間最高,溝渠次之,排灌站最低,說明田間漬水在經(jīng)溝渠流向排灌站的過程中毒性逐漸降低,這與氮、磷質(zhì)量濃度沿程降低是一致的,提示通過增加田間排水傳輸?shù)木嚯x,延長漬水在溝渠的停留時間,可降低入巢漬水的氮、磷質(zhì)量濃度和生物毒性。田間和溝渠水體較高的氮、磷質(zhì)量濃度及生物毒性對于圩區(qū)生物物種多樣性可能不利。

過濾可削減水中懸浮顆粒,大幅降低水中磷的質(zhì)量濃度,部分降低氮的質(zhì)量濃度,對溞的抑制作用相應(yīng)減弱。通過砂壩過濾、絮凝沉淀等工程措施對漬水進行去除懸浮物的處理,既可削減圩區(qū)輸入巢湖的氮磷負荷,也可降低入巢漬水的潛在生物毒性。