河蜆擾動對不同質(zhì)地沉積物中重金屬生物有效性與毒性的影響

賈艷霞，尹洪斌，唐婉瑩

(1.南京理工大學化工學院，江蘇 南京 210094； 2.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，江蘇 南京 210008)

隨著經(jīng)濟的快速發(fā)展和人類活動加劇，含重金屬的工業(yè)廢水和生活廢水等的大量排放導致我國地表水面臨著嚴重的重金屬污染問題。重金屬通過食物鏈逐級富集，由于其危害的持續(xù)性、難降解性以及不可逆轉(zhuǎn)性，受到社會的廣泛關(guān)注[1-2]。郭朝暉等[3-4]的研究表明，湘江衡陽—長沙段土壤中重金屬Cd的平均質(zhì)量比達2.44 mg/kg，Pb的平均質(zhì)量比達65.00 mg/kg，分別超湖南省相應土壤重金屬背景值[5]7.97和3.69倍。滑麗萍等[6]的研究表明，洱海沉積物中Cr的最高質(zhì)量比達到130 mg/kg，太湖沉積物中As的最高質(zhì)量比達到了21.4 mg/kg；滇池中Cu、Zn、Pb、Cd、Ni的平均濃度均已達到了污染水平。林曼利等[7]的研究表明，宿州市部分地區(qū)農(nóng)村地下水中Pb、Ni的平均濃度分別超過GB5479—2006《生活飲用水衛(wèi)生標準》1.43%和7.14%。

沉積物中的重金屬受到復雜的氧化-還原、吸附解析、再懸浮沉降等地球化學過程的影響，當微環(huán)境(pH值、溶解氧、氧化還原電位等)發(fā)生變化時，沉積物中富集的重金屬會釋放到上覆水中，造成二次污染[8]。沉積物中重金屬的毒性不僅取決于其總量，與其形態(tài)也密切相關(guān)。Pempkowiak等[9]的研究表明，以還原態(tài)、有機質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)存在的重金屬在通常環(huán)境條件下難以被生物吸收利用。Toro等[10-12]認為酸可揮發(fā)性硫化物(acid volatile sulfide，AVS)是重金屬在沉積物中的重要結(jié)合相，在還原環(huán)境中，二價重金屬能與AVS反應形成低毒化合物或不溶性化合物，因此AVS濃度的大小影響著沉積物中重金屬的生物有效性，也決定了重金屬的毒性。Toro等[10，13-14]均以同步可提取金屬(simultaneously extracted metals，SEM)與AVS的質(zhì)量摩爾濃度差值bS-A來表示重金屬的生物有效性，且 Toro等[10]認為當bS-A<2 μmol/g時, 沉積物中重金屬對底棲生物無生物有效性, 反之則表現(xiàn)出生物毒性。

底棲動物以沉積物為棲息地，既是沉積物-水界面的有機組成部分，又是界面附近重要的環(huán)境因子[15]，其活動會對沉積物-水界面的理化環(huán)境產(chǎn)生很大的影響[16]。生物擾動是指棲息在沉積物中的底棲生物的各種活動，如攝食、筑穴、排泄、避敵等[17]。研究[18]發(fā)現(xiàn)，生物擾動可以改變沉積物的pH值、氧化還原電位等微環(huán)境指標，對沉積物-水界面的物質(zhì)與能量交換產(chǎn)生影響。在生物擾動作用下，沉積物與上覆水的接觸面增大，導致沉積物含氧量增加[19-20]，使得沉積物或間隙水中的一些重金屬離子氧化成難溶的金屬氧化物沉積在底部，從而降低其毒性；但AVS的氧化使原本與AVS結(jié)合的重金屬被釋放出來，導致間隙水中的重金屬含量提高。河蜆是我國湖泊沉積物中常見的底棲生物，高密度的河蜆擾動勢必會對沉積物-水界面的微環(huán)境產(chǎn)生影響，進而影響到沉積物中重金屬的生物有效性和毒性，但目前相關(guān)研究較少。本文通過研究河蜆擾動對微環(huán)境的影響，分析河蜆擾動作用下底泥重金屬的生物有效性和毒性的變化特征。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與制備

采用彼得森采樣器在太湖竺山灣(31°12′53″N，120°7′10″E)采集18 kg沉積物樣品并將其均勻分為6份，其中3份樣品中分別加入質(zhì)量分數(shù)為0、5%、15%的α-纖維素，另3份樣品中分別加入質(zhì)量分數(shù)為20%、40%和70%的石英砂，得到6組試驗樣品，編號分別為S-0、S-A5、 S-A15和S-B20、S-B40、S-B70。

將每組混合均勻的試驗樣品平均分成4份并填裝到直徑10 cm、高15 cm的有機玻璃柱中，玻璃柱底部密封，泥面磨平，標明編號后統(tǒng)一放入樣品箱內(nèi)穩(wěn)定7 d待用。樣品準備完成后，沿管柱壁向箱內(nèi)緩慢加入湖水，保證沉積物-水界面不被擾動。為保證試驗結(jié)果可信，每組樣品都設置兩個平行試驗，每組試驗又分為對照組和擾動組，其中，在擾動組樣品中加入10只數(shù)量大小及生理狀態(tài)一致的河蜆，對照組中不加河蜆。河蜆均采集于太湖，單個體長1.1～2.3 cm。采用曝氣泵在沉積物-水界面3 cm處進行微曝氣，以滿足河蜆生存所需氧氣。每隔2 d取15 mL 上覆水，21 d后換水，同時注意河蜆的生存情況。在試驗結(jié)束前2 d，將間隙水平衡(Peeper)裝置和薄膜擴散梯度(diffusive gradient in thin film，DGT)裝置放于沉積物中。

1.2 分析方法

1.2.1 重金屬的測定

取不同性質(zhì)的沉積物底泥2～3 g于自封袋中，放入冷凍干燥機中干燥，研磨后過直徑0.154 mm的篩網(wǎng)。稱取0.1 g過篩的干泥樣，加入 1 mL 過氧化氫、2 mL 氫氟酸、1 mL 硝酸，放入微波消解爐(Mars6)中消解 4 h，冷卻后過濾上清液，取 1 mL 過濾后的上清液稀釋到10 mL。用安捷倫電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(7700X)測定其中的重金屬含量，相對誤差在10%以內(nèi)，回收率在80%～120%范圍內(nèi)，每個樣品重復3次。

1.2.2 AVS和SEM提取與測定

稱3 g沉積物于500 mL的廣口瓶中。用鑷子將裝有5 mL堿性乙酸鋅(3 %)的玻璃試管傾斜放入廣口瓶中，蓋上帶三通閥的橡膠塞，向瓶中通入1～2 min高純氮氣后，注入15 mL的鹽酸溶液(6 mol/L)和2 mL的抗壞血酸溶液(6 mol/L)，關(guān)閉閥門。4 h后取出試管，用亞甲基藍比色法測定并計算AVS[21]的質(zhì)量摩爾濃度bAVS。將廣口瓶內(nèi)的底泥移至離心管中，以6 500 r/min的轉(zhuǎn)速離心10 min，測定上清液中的重金屬含量并計算SEM的質(zhì)量摩爾濃度bSEM及bS-A。

1.2.3 間隙水提取與測定

將Peeper裝置和DGT裝置插入底泥中，分別平衡48 h和24 h，標記好沉積物-水界面的位置，并記下溫度。用去離子水將取出的Peeper板表面泥漬沖洗干凈，將液體轉(zhuǎn)移到離心管中并稀釋用于測定重金屬的含量。同樣用去離子水將取出的DGT板表面泥漬沖洗干凈，以沉積物-水界面為起點分別向兩個方向?qū)⑽侥で谐蓷l狀，寬度為4 mm，然后將切好的小條吸附膜按順序放入離心管中，加入1 mL硝酸(1 mol/L)后震蕩24 h(180 r/min)獲得提取液，測定并計算其中的重金屬含量。

表1 不同質(zhì)地沉積物的理化性質(zhì)

(a)有機質(zhì)沉積物 (b)砂質(zhì)沉積物

(a)有機質(zhì)沉積物 (b)砂質(zhì)沉積物

2 結(jié)果與分析

2.1 基本理化性質(zhì)

根據(jù)GB15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》，由表1可知，Ni、Cd、As、Cr、Pb的質(zhì)量比在一級范圍內(nèi)，Cu、Zn的質(zhì)量比在二級范圍內(nèi)，屬輕度污染。沉積物中Cr、Ni、Cu、Cd、Zn等的質(zhì)量比隨著砂質(zhì)或者有機質(zhì)含量的增加逐漸降低。相比于S-0樣品，S-A5、S-A15、S-B40和S-B70樣品中重金屬質(zhì)量比分別降低了25%～30%、40%～44%、7%～26%和16%～23%。隨著有機質(zhì)含量增加，沉積物的含水率不斷降低，而砂質(zhì)沉積物隨砂質(zhì)含量的增加含水率不斷升高。

2.2 河蜆擾動對上覆水中重金屬Cd和As的影響

在眾多的重金屬元素中，Cd和As對生物影響較大，不同樣品上覆水中Cd和As的質(zhì)量濃度變化分別如圖1和圖2所示。從圖1可以看出，隨著試驗的進行，樣品上覆水中Cd的質(zhì)量濃度越來越高，這說明沉積物中的河蜆擾動可以明顯提高上覆水中Cd的質(zhì)量濃度，并且試驗時間越長，影響越大。相比于其對照組中Cd的平均質(zhì)量濃度，S-0、S-A5、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品擾動組Cd的平均質(zhì)量濃度分別增大了9%、6%、9%、4%、2%和12%。從圖1還可以看出，不同質(zhì)地沉積物中的Cd質(zhì)量濃度存在較大差異，砂質(zhì)沉積物中上覆水Cd的質(zhì)量濃度明顯高于有機質(zhì)沉積物，這主要與河蜆的攝食行為有關(guān)。 Tessier等[22]認為，河蜆擾動能夠顯著增強溶解氧在表層沉積物的滲透深度，進而造成了硫化物的氧化；沉積物中Cd主要與硫形成鎘硫沉淀(CdS)，生物擾動使得沉積物中的AVS氧化，使原本與AVS結(jié)合的重金屬Cd被釋放出來，導致上覆水中重金屬Cd含量增加，而好氧型的砂質(zhì)沉積物相對于厭氧型的有機質(zhì)沉積物表現(xiàn)得更為明顯。

從圖2可以看出，隨著試驗的進行，樣品上覆水中As質(zhì)量濃度越來越低。除S-A5樣品外，其余幾組樣品中的河蜆擾動明顯增大了上覆水中As的質(zhì)量濃度，相比于其對照組中As的平均質(zhì)量濃度，S-0、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品擾動組As的平均質(zhì)量濃度增大了198%、10%、6%、2%和23%。這是由于As在沉積物中通常與Fe/Mn化合物結(jié)合成不同的形態(tài)，隨著試驗的進行，沉積物中Fe/Mn含量升高，導致了上覆水As的質(zhì)量濃度越來越低，而生物擾動促進了Fe、Mn向上覆水釋放，使原本與Fe/Mn化合物結(jié)合的As被釋放出來，導致擾動組上覆水中As的質(zhì)量濃度高于對照組。

(a)有機質(zhì)沉積物

(b)砂質(zhì)沉積物
圖3 沉積物間隙水中溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度

(a)有機質(zhì)沉積物

(b)砂質(zhì)沉積物
圖4 沉積物間隙水中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度

此外，從圖2可以發(fā)現(xiàn)，在砂質(zhì)沉積物中，河蜆擾動對于As質(zhì)量濃度的影響較小，試驗進行到21 d左右，擾動組和對照組才表現(xiàn)出明顯的差別；而在有機質(zhì)沉積物中，底棲生物對上覆水As的質(zhì)量濃度影響較大，尤其是原始沉積物(不含有機質(zhì))中As的質(zhì)量濃度變化最為顯著，增加了將近2倍。

2.3 河蜆擾動對沉積物中重金屬活性的影響

Peeper裝置測得的沉積物間隙水中溶解態(tài)的Cd和As的質(zhì)量濃度如圖3和圖4所示(圖中深度h以沉積物-水界面為0界面，沉積物-水界面以上為正值，以下為負值)。由圖3可以看出，Peeper裝置測得的溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度為0.01～11.07 μg/L。在不同質(zhì)地的沉積物樣品中，溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度均隨著沉積物深度的增加呈現(xiàn)先增大而后降低的趨勢，S-0、S-A5和S-A15樣品中質(zhì)量濃度峰值分別出現(xiàn)在0.8 cm、-1.2 cm和0.4 cm，S-B20、S-B40和S-B70 樣品中質(zhì)量濃度峰值分別出現(xiàn)1.2 cm、0 cm和1.2 cm。與對照組相比，生物擾動均增加了沉積物間隙水中溶解態(tài)Cd的質(zhì)量濃度，其中S-0、S-A5、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品中間隙水溶解態(tài)Cd的平均質(zhì)量濃度分別是對照組的1.5倍、2.9倍、1.2倍、4.9倍、1.3倍和2.9倍。

在不同質(zhì)地沉積物樣品中，S-0、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70樣品中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度均隨著沉積物深度的增加先減小后趨于穩(wěn)定；S-A5樣品中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度均隨著沉積物深度的增加先減小然后趨于穩(wěn)定，質(zhì)量濃度峰值出現(xiàn)在1.2 cm。與對照組相比，生物擾動均增加了沉積物間隙水中溶解態(tài)As的質(zhì)量濃度，其中S-0、S-A5、S-A15、S-B20、S-B40和S-B70中間隙水溶解態(tài)As的平均質(zhì)量濃度分別是對照組的1.6倍、2.9倍、1.3倍、1.3倍、1.3倍和1.9倍。

以上結(jié)果表明，生物擾動增加了不同質(zhì)地沉積物間隙水溶解態(tài)重金屬的質(zhì)量濃度，這可能是由于生物擾動增加了沉積物-水界面溶解氧的穿透深度，從而導致金屬硫化物的氧化，F(xiàn)e/Mn化合物發(fā)生氧化還原反應而釋放出與之結(jié)合的重金屬[23]，而隨后質(zhì)量濃度的降低可能是由于缺氧條件導致金屬硫化物沉淀[24]。

DGT裝置測得的沉積物間隙水中有效態(tài)的Cd和As的質(zhì)量濃度如圖5和圖6所示，相對于Peeper裝置來講，DGT裝置中測得的間隙水中有效態(tài)重金屬的質(zhì)量濃度較低，有效態(tài)Cd和As的質(zhì)量濃度分別為0.001～1.302 μg/L和0.001～2.314 μg/L，且有效態(tài)Cd和As的質(zhì)量濃度的變化趨勢和Peeper裝置測得的基本一致。

圖5 沉積物間隙水中有效態(tài)Cd的質(zhì)量濃度

圖6 沉積物間隙水中有效態(tài)As的質(zhì)量濃度

DGT裝置測得的有效態(tài)金屬的質(zhì)量濃度與溶解態(tài)金屬的質(zhì)量濃度的比值R反映了金屬從固相到液相的釋放速率與金屬從液相到DGT裝置的擴散速率的相對大小。R值接近于1說明重金屬從沉積物到間隙水的釋放速率相比于重金屬從液相擴散到DGT固定凝膠層更快，R值接近0.05說明重金屬從沉積物到間隙水的釋放速率很慢[25]，重金屬主要通過在間隙水中的擴散到達DGT膜。由表2可知，As的R值在0.001～0.162范圍內(nèi)，基本都接近0.05，說明As從沉積物到間隙水的釋放速率非常慢；Cd的R值在0.067～0.763范圍內(nèi)，說明Cd從沉積物到間隙水的釋放速率較快，且Cd從沉積物到間隙水的釋放速率在砂質(zhì)沉積物中最大，在有機質(zhì)沉積物中最小；而As從沉積物到間隙水的釋放速率在原始沉積物中最大，在砂質(zhì)沉積物中最小，且不同質(zhì)地的沉積物中擾動組的釋放速率大于無擾動組，說明生物擾動能影響沉積物中重金屬的活性。

2.4 河蜆擾動對沉積物AVS與SEM的影響

2.4.1 AVS質(zhì)量摩爾濃度的變化

表3 不同質(zhì)地沉積物不同深度AVS與SEM的質(zhì)量摩爾濃度 μmol/g

AVS很容易與金屬Cd、Cu、Ni、Pb和Zn絡合，因此，沉積物表面中AVS的氧化對沉積物中重金屬的生物利用度有很大的影響。試驗結(jié)束后，將沉積物-水界面以下的沉積物按0～2 cm、2～5 cm分層，分別測其AVS、SEM的質(zhì)量摩爾濃度，結(jié)果如表3所示。可以看出，在砂質(zhì)沉積物中，AVS質(zhì)量摩爾濃度為0.170～0.548 μmol/g，2～5 cm沉積物層的AVS質(zhì)量摩爾濃度大于0～2 cm沉積物層，擾動組的AVS質(zhì)量摩爾濃度低于對照組，是由于擾動使沉積物含氧量增加，導致AVS被氧化，說明生物擾動改變了沉積物的氧化還原電位；在有機質(zhì)沉積物中，AVS質(zhì)量摩爾濃度為0.254～2.174 μmol/g，擾動組AVS質(zhì)量摩爾濃度也是低于對照組，但 0～2 cm沉積物層AVS的質(zhì)量摩爾濃度大于2～5 cm沉積物層，這與砂質(zhì)沉積物中相反，可能是由于河蜆在沉積物中的生活高度不同，沉積物中溶解氧量受生物擾動的影響，進而影響AVS的質(zhì)量摩爾濃度。

2.4.2 SEM質(zhì)量摩爾濃度的變化及與重金屬生物有效性和毒性的關(guān)系

AVS的質(zhì)量摩爾濃度能直接影響重金屬的生物利用度，當沉積物中含有過量的AVS時，其中SEM的質(zhì)量摩爾濃度可忽略，且對底棲生物無毒害[26-28]。由表3可知，不同質(zhì)地的沉積物所測得的bSEM在0.190～3.326 μmol/g之間，bS-A的值在-0.578～2.934 μmol/g之間。在砂質(zhì)沉機物中，只有S-B20擾動組0～2 cm沉積物層中的bS-A大于2 μmol/g。在原始沉積物中，0～2 cm 沉積物層中的bS-A均大于2 μmol/g，表示該沉積物中的重金屬具有潛在的生物毒性。在有機質(zhì)沉積物中，bS-A的值均在2 μmol/g以下，且2～5 cm沉積物層中小于0，說明其對生物不產(chǎn)生毒性。在不同質(zhì)地沉積物中，擾動組的bS-A的值大于對照組，說明生物擾動能改變沉積物中重金屬的生物有效性，增加其毒性。

3 結(jié) 論

a. 河蜆擾動使得沉積物中的AVS氧化，使原本與AVS結(jié)合的重金屬Cd被釋放出來，導致間隙水中的重金屬Cd的質(zhì)量濃度增大；擾動也促進了Fe、Mn向上覆水釋放，使原本與Fe/Mn化合物結(jié)合的As被釋放出來，導致擾動組上覆水中As的質(zhì)量濃度增大。

b. 河蜆擾動使Cd、As的擴散能力增強，增大了其活性，且在砂質(zhì)沉積物中的活性大于有機質(zhì)沉積物中的活性。

c. 河蜆擾動可促使沉積物中AVS的質(zhì)量摩爾濃度降低，進而改變其對沉積物中親硫金屬的結(jié)合能力，增強了沉積物中重金屬的毒性。