砷污染治理背景下陽宗海浮游植物生物量的時空分布模式及驅動因子*

鄭 昕,陳 麗,仇 菲,張 濤,張昭陽,尚 麗,白寧靜,陳小林,趙帥營,孔令陽,陳光杰

(云南師范大學地理學部, 云南省高原地理過程與環境變化重點實驗室,昆明 650500)

重金屬污染物已成為威脅湖泊水質和生態健康的重要脅迫因子[1],目前對于重金屬污染水體的污染防控評估與生態修復效果評價研究總體較少。陽宗海是云南省第三大深水湖泊,于2008年發生了砷污染事件,污染發生后湖水中砷的濃度一度高達176.9 μg/L,為國家飲用水標準(10.0 μg/L)的17.7倍,水質從II類急劇下降為劣V類[2-4]。陽宗海砷污染治理主要分為兩期,第一期時間為2009年10月-2011年10月,治理后湖水平均砷濃度從128.0 μg/L降低到49.0 μg/L;之后砷濃度出現反彈,在2017年10月-2019年10月期間進行了二期污染治理。兩次治理后湖水的平均砷濃度降至29.7 μg/L,但仍然超過國家生活飲用水衛生標準[2,5]。兩次砷污染治理方案中,主要采用噴灑三氯化鐵絮凝劑降低陽宗海湖水中的砷濃度,可能導致沉積物成為砷污染物的高蓄積體和二次污染源[6-8]。底泥污染物的釋放可以造成水體出現二次砷污染的風險及季節性波動,將通過生物吸收作用和食物網營養級的物種傳遞對湖泊生物產生直接或間接的毒性效應并呈現出季節性的變化規律[9-10]。因此,陽宗海沉積物中砷的二次釋放過程可以嚴重威脅湖泊生態系統的健康。

浮游植物(浮游藻類)作為初級生產者,是湖泊食物網的基礎[11]。浮游植物受到溫度、營養鹽、重金屬等非生物因子及浮游動物、魚類等生物因子的共同調控,同時浮游植物由于生長周期短,能夠對外界環境的變化做出快速響應,常被用來作為水環境污染的指示生物,其變化將對湖泊生態系統產生重要的影響,是湖泊生態系統健康的重要評價指標[11]。重金屬濃度超過一定閾值后能夠對浮游植物產生毒害效應,該效應與重金屬種類、元素形態、浮游植物種類等有關[12-14]。其中,砷元素對浮游植物生物量的影響存在“低促高抑”的作用[15-17]。同時,氮磷營養鹽能夠通過影響浮游植物的蛋白質合成和磷代謝從而對砷的作用產生影響,如五價砷通過磷的轉運通道進入藻細胞,磷能夠顯著減輕五價砷的毒性[18-21]。此外,富營養化能夠通過影響水體砷循環而進一步對浮游植物的生長產生影響,富營養化容易導致沉積物-水界面的缺氧環境,從而促進毒性更強的三價砷的釋放,進一步對浮游植物的生長產生影響[22]。砷不僅可以直接影響浮游植物的生長,而且可以通過食物網的傳遞作用間接影響更高營養級的生物,從而對湖泊生態系統的結構和功能產生重要影響[23-25],浮游植物已成為指示砷污染水平及其生態效應的敏感指標[23,26]。因此,有必要系統研究砷污染背景下影響陽宗海浮游植物生物量變化的環境因子,以識別砷對浮游植物生物量的驅動作用。

本研究對2015-2019年陽宗海浮游植物生物量的時空變化規律進行研究,并進一步通過統計分析方法識別其與環境因子的關系,探討砷污染修復后水體遺留砷對藻類的毒性作用和生態效應,以期為陽宗海的砷污染防治和生態安全評價提供科學支撐和數據基礎。

1 材料與方法

1.1 樣點設置

根據陽宗海形態特點,設置T1、T3、T5共3個樣點進行樣品采集(圖1)。采樣時間為2015年4、6、8、12月,2016年3、6、9、12月,2017年4、6、9、12月,2018年和2019年的3、6、9和12月。后續分析中,分別將3(4)、6、8(9)和12月歸為春季、夏季、秋季和冬季。

圖1 陽宗海采樣點分布Fig.1 Sampling sites of Lake Yangzong

1.2 樣品采集和測定

采集2 L表層水樣用于分析總磷(TP)、總氮(TN)等水質理化因子,水溫(WT)和pH用YSI 6600多參數水質分析儀測量,透明度(SD)用塞氏盤測定?？偭缀涂偟姆治鰠⒖肌端蛷U水監測分析方法》(第四版)[27]。水樣經0.45 μm的膜過濾后采用二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法(中華人民共和國國家標準GB 7485-1987)和原子熒光法(中華人民共和國國家標準HJ 694-2014)測定砷含量,其中2015年4月-2016年12月樣品的砷含量采用二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法測定,2017年4月-2019年12月樣品的砷含量采用原子熒光法測定。浮游植物現存量一般用藻數量(細胞個數和個體數)和重量(生物量)來表示,由于不同種類的藻個體差異較大,因此生物量已經被廣泛用于浮游植物的定量分析[28]。采集1 L表層水樣,加入魯哥和甲醛固定后靜置48 h,采用虹吸法吸掉上清液后將樣品濃縮至50 mL,混勻后吸取0.10 mL在顯微鏡下計數并計算生物量[27-29]。

1.3 數據統計分析

2015年8月T1和T3位點的砷濃度低于檢測限,根據T5位點砷濃度從底層到表層減少的規律及T1和T3位點分層水樣的砷濃度(本課題組未發表數據)對T1和T3位點表層水的砷濃度進行校正[30]。對浮游植物生物量和環境因子進行正態分布檢驗并進行轉換使其趨于正態分布。利用ANOVA分析浮游植物生物量和環境因子的時空差異性。采用Pearson分析浮游植物生物量與環境因子之間的相關性,并對顯著環境因子與生物量做散點圖。利用多元線性回歸分析解釋浮游植物生物量與多個環境因子之間的線性關系。數據進行標準化處理后對環境因子進行VIF檢驗,去掉膨脹系數大于10的環境因子后,采用多元線性回歸分析識別驅動陽宗海浮游植物生物量變化的顯著環境因子。所有數據分析均通過Origin 9.0和R 4.1.0處理。

2 結果

2.1 2015-2019年浮游植物生物量的時空分布特征

2015-2019年,陽宗海浮游植物生物量的范圍為0.7～30.4 mg/L,平均生物量2016年最低,2017年最高。采樣期間浮游植物生物量表現為秋季相對較高,冬季相對較低(圖2)。2015-2019年藍藻門占據絕對優勢,生物量相對比例為24.6%～97.2%,平均值為74.9%,其生物量變化趨勢與浮游植物生物量變化趨勢基本一致(圖2)。ANOVA分析結果顯示,2015-2019年年際上以及分年度季節上浮游植物生物量差異顯著,而空間差異均不顯著。

圖2 陽宗海浮游植物生物量的變化特征 Fig.2 Variation characteristics of phytoplankton biomass in Lake Yangzong

2.2 2015-2019年環境因子的變化特征

2015-2019年陽宗海主要環境因子的變化見圖3。砷濃度年平均值在2016年最高,為(63.4±24.1)μg/L,2017年治理后呈下降趨勢,2019年平均值最低,為(26.6±9.0)μg/L;2015、2018和2019年均為混合期,相對濃度較高,而2016和2017年夏季砷濃度最高。2015-2019年年平均溫度分別為(20.7±3.3)、(18.0±5.2)、(20.0±4.1)、(19.1±4.0)和(19.7±4.4)℃,2016年平均溫度最低;季節上均表現為夏季(5年平均值為(23.6±0.7)℃)和秋季(5年平均值為(24.7±0.9)℃)溫度較高,而春季(5年平均值為(15.7±1.6)℃)和冬季(5年平均值為(15.0±1.9)℃)溫度相對較低?？偟昶骄?018年最高((1110.3±640.3)μg/L),2016年最低,為(792.5±183.5)μg/L;季節上,總氮5年平均值表現為2015和2019年冬季最高而夏季最低,2016年春季最高而夏季最低,2017年冬季最高而秋季最低,2018年秋季最高而夏季最低?？偭啄昶骄翟?015年最高((39.6±8.6)μg/L),2018年最低((28.3±5.7)μg/L);2015、2017、2018年總磷濃度均為冬季最高,而2016和2019年分別為春季和夏季最高。透明度5年來總體呈升高趨勢,范圍為0.9～4.9 m;季節上春季和冬季相對較高,秋季最低。pH最高值為10.1,最小值為7.2;季節上,除2018年外,春季與冬季pH值較夏季和秋季低(圖3)。ANOVA結果顯示,除2015年的透明度和2016年的pH外,砷、溫度、總氮、總磷、透明度和pH在分年度上均存在顯著的季節差異(P<0.05),所有指標空間差異均不顯著(P>0.05)。

圖3 陽宗海環境因子的變化特征Fig.3 Variation characteristics of environmental factors in Lake Yangzong

2.3 Pearson相關分析和多元回歸分析結果

Pearson相關分析結果(表1)顯示,2015-2019年浮游植物總生物量和藍藻生物量均與水溫和pH呈顯著正相關,與透明度和砷含量呈顯著負相關。浮游植物總生物量和藍藻生物量與水溫、pH、透明度、砷含量的相關系數分別為0.57、0.45、-0.58、-0.49和0.56、0.31、-0.48、-0.43。由于pH、透明度和浮游植物生物量存在相互影響的關系,進一步對水溫和砷與浮游植物生物量和藍藻生物量的關系做了散點圖,結果見圖4。

表1 陽宗海浮游植物生物量與環境因子的Pearson相關分析Tab.1 Pearson correlation analysis of phytoplankton biomass and environmental factors in Lake Yangzong

圖4 陽宗海環境因子與浮游植物生物量的散點圖(橘色為治理前,藍色為治理后,正方形為春季,圓形為夏季,三角形為秋季,五角星形為冬季)Fig.4 Scatter diagram of environmental factors and phytoplankton biomass in Lake Yangzong

對浮游植物總生物量和藍藻生物量與各環境因子進行多元線性回歸分析,通過逐步篩選建立回歸方程,回歸方程見表2。溫度和砷是驅動陽宗海浮游植物生物量和藍藻生物量變化的顯著因子,其中溫度對浮游植物生物量和藍藻生物量的解釋比例最大,系數分別為0.54和0.63,其次是砷,系數分別為-0.41和-0.34,總氮的解釋比例最小,系數分別為0.19和0.33。

表2 陽宗海浮游植物生物量與環境因子的多元線性回歸分析Tab.2 Multiple linear regression analysis of phytoplankton biomass and environmental factors in Lake Yangzong

2.4 浮游植物細胞豐度/生物量、砷和氮磷營養鹽的長期變化

陽宗海浮游植物細胞豐度/生物量、砷和氮磷營養鹽的長期變化見表3。2008年砷污染之前陽宗海浮游植物細胞豐度和砷濃度均相對較低[31-33],2008年砷污染事件后浮游植物細胞豐度顯著升高。2008-2013年,浮游植物細胞豐度呈上升趨勢,范圍為4.1×103～8.0×107cells/L,在此期間磷和砷濃度先上升后下降而氮濃度變化趨勢相反[31,34-35]。2015-2019年,浮游植物細胞豐度的范圍為7.6×106～4.2×109cells/L,與生物量的變化趨勢一致。ANOVA分析顯示,調查期間浮游植物細胞豐度和總氮濃度顯著高于2008-2013年(P<0.05),砷濃度顯著低于2008-2013年(P<0.05),而總磷與2008-2013年不存在顯著差異(P>0.05),反映了調查期間浮游植物細胞豐度的增加可能與砷濃度的降低和總氮濃度的增加有關。

表3 陽宗海浮游植物細胞豐度、生物量與氮磷營養鹽的長期變化Tab.3 Long-term changes of phytoplankton cell abundance, biomass, nitrogen and phosphorus nutrients in Lake Yangzong

3 討論

3.1 砷對浮游植物的影響

研究表明不同種類的浮游植物對砷的敏感性不同,長期砷污染能夠改變水體中浮游植物的物種組成,導致優勢種向耐砷種類轉變,同時降低浮游植物多樣性[26,38-39]。陽宗海砷污染以來,藍藻成為浮游植物的全年絕對優勢門類,2015-2019年藍藻門的生物量相對比例平均值為74.9%,這可能與藍藻對砷的耐受性相對較高有關[8-9,16,31,34]。此外藍藻的競爭優勢較強,水體營養鹽濃度高等條件均可能導致藍藻占優[40-41]。

本研究結果顯示調查期間陽宗海浮游植物生物量與砷呈顯著負相關。研究表明低濃度砷促進浮游植物的生長而高濃度砷抑制浮游植物的生長[15-17,20]。一定濃度的砷能夠抑制浮游植物的光合作用、破壞細胞結構、誘導細胞發生氧化損傷,從而對浮游植物產生毒性效應,抑制浮游植物的生長[8,16,18-21,23,42-43]。砷對浮游植物的毒性以及浮游植物對砷的富集和轉化與氮磷營養鹽有關[17-20]。淡水浮游植物對砷響應較為敏感,自然本底的砷濃度已經是一些營養鹽限制淡水水體浮游植物變化的驅動因子[42],而營養鹽如磷濃度的增加能夠減輕砷對浮游植物的毒性,甚至可能出現低促效應,如對砷污染湖泊大屯海的研究結果顯示浮游植物生物量與砷呈正相關,反映了砷對浮游植物生長的促進作用,這可能與大屯海磷濃度相對較高有關[44]。此外,研究顯示經歷過砷污染的浮游植物對砷的耐受性增強[23,26]。2015-2019年,陽宗海砷的濃度范圍為13.1～107.0 μg/L,平均值為(42.6±19.7)μg/L,氮的濃度范圍為220.7～2561.1 μg/L,平均值為(943.2±357.0)μg/L,磷濃度的范圍為13.5～79.5 μg/L,平均值為(34.7±10.8)μg/L。雖然陽宗海浮游植物經歷了長期的砷污染后對砷的耐受性可能增強,但是浮游植物生物量與砷呈負相關,表明在以上砷和營養鹽濃度范圍內,砷對浮游植物的生長仍然表現為抑制作用[23-25]。此外,2016年浮游植物的細胞豐度和生物量低于其他年份也可能與2016年砷濃度相對較高有關。

3.2 溫度對浮游植物生長的影響

Pearson和多元線性回歸的結果表明,溫度是驅動陽宗海浮游植物2015-2019年生物量變化的顯著因子。溫度對浮游植物至關重要,通過影響浮游植物的新陳代謝而對其生長產生影響[45]。本研究結果顯示2016年平均溫度較低((18.0±5.2)℃),年平均生物量也相對較低((3.0±1.8)mg/L);2015-2019年陽宗海秋季浮游植物生物量平均值最高((15.2±7.1)mg/L),水溫平均值為(24.7±0.9)℃;春季和冬季生物量相對較低(平均值分別為(5.7±2.9)和(3.3±1.2)mg/L),與此相對應水溫也相對較低,平均值分別為(15.7±1.6)和(15.0±1.9)℃,對浮游植物全年優勢門類藍藻的生長產生了一定的抑制作用。不同種類的浮游植物最適生長溫度不同,藍藻的最適生長溫度高于綠藻和硅藻[46]。因此陽宗海溫度與浮游植物呈顯著正相關也可能與藍藻占據絕對優勢有關。周起超等的季節調查顯示陽宗海浮游植物生物量(以葉綠素a濃度表征)與溫度呈負相關,本研究結果與其不一致,這可能與采樣時間有關[47]。研究顯示湖泊浮游植物生物量峰值出現的時間在不同的年份可能不同,如李春永和楊中蘭對陽宗海2009-2010年浮游植物的逐月調查顯示,2009年7月藻細胞密度最高而2010年9月和10月相對較高[34]。周起超等的采樣時間為2014年10月、2015年1月、4月和2016年7月,溫度較低的2015年1月陽宗海浮游植物生物量最高,從而導致浮游植物生物量與溫度呈負相關[47]。

此外,溫度可能通過影響湖水表層砷濃度而對浮游植物生物量產生影響[9]。陽宗海為暖單次混合型深水湖泊,其熱力學分層存在季節變化特征,表現為冬季湖水混合、春季開始形成分層、夏秋季分層穩定[47]。研究表明湖泊混合狀態能夠影響砷從沉積物到上覆水體中的轉移。在存在顯著季節性熱力學分層的深水砷污染湖泊,夏季熱分層引起底層水體的季節性缺氧,導致了沉積物中砷的釋放并限制于底層缺氧水體中,表層湖水中砷濃度相對較低;隨著分層現象的消退,水體出現混合,底層砷向上層水體轉移,導致表層湖水中砷含量升高[48-49]。因此,陽宗海水溫的季節性變化導致水體熱力學分層的季節變化,從而可能對湖水表層的砷濃度產生影響,進一步影響浮游植物生物量的季節性變化。本研究中砷與水溫呈負相關,但是相關性不顯著,相關性系數僅為-0.14,這可能與2016年6月砷濃度較高及2017年12月(二次砷污染開始治理后)砷濃度降低有關。

4 小結

2015年4月-2019年12月,藍藻門為陽宗海浮游植物的主要優勢門類,其生物量變化趨勢與浮游植物生物量基本一致。浮游植物生物量和藍藻生物量均夏秋季較高而冬季相對較低,2016年平均生物量最低而2017年最高。溫度和砷是調查期間浮游植物生物量和藍藻生物量變化的顯著驅動因子。溫度與浮游植物生物量和藍藻生物量呈顯著正相關,可能與藍藻相對喜高溫有關。砷表現出對陽宗海浮游植物生長的抑制作用,可能反映了水體砷遺留物的藻類毒性效應和長期生態效應。研究結果可為陽宗海的生態安全評價及綜合治理提供科學依據。