高原富營養化湖泊杞麓湖微囊藻毒素分布特征、相關因子及其健康風險分析*

王永強,國曉春,盧少勇,宋 迪1,蔣昀耕,楊莉園

(1:云南省生態環境科學研究院,云南省高原湖泊流域污染過程與管理重點實驗室,昆明 650034) (2:中國環境科學研究院,湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室,北京 100012)

近年來,富營養化湖泊中藍藻水華問題愈發普遍,隨之帶來的環境、社會與經濟問題也更加嚴重,這引起了人們的廣泛關注[1]。藍藻水華會增加氧氣消耗,這可能導致湖體局部缺氧和魚類死亡[2-3]。藍藻水華還會阻止光線透過水面,抑制底棲初級生產者活動,從而可能對依賴湖底生境的食物網產生不利影響[4]。藍藻水華導致水質惡化不僅會使當地漁業減少和水處理成本增加,還會對湖泊景觀效應產生負面影響[5]。除了上述更廣泛的生態影響外,藍藻最重要的危害之一是會產生一系列次生代謝物,包括肝毒素、神經毒素和皮膚毒性化合物[6]。微囊藻毒素(Microcysins,MCs)是一類環狀七肽類肝毒素,其廣泛產生于藍藻水華污染的水體中。由于對蛋白磷酸酶活性的強烈抑制作用以及肝臟腫瘤促進作用,MCs不僅會對水生生物產生毒害作用,還可能通過飲用水和食物鏈的生物富集危害人類健康[7-8]。在已經發現的上百種MCs的同分異構體中,MC-LR、MC-RR和MC-YR(L、R和Y分別代表亮氨酸、精氨酸和酪氨酸)是最受人們關注的,其中又以MC-LR的毒性較強[9]。

MCs的產生受多種環境因子影響,包括非生物因子如營養鹽[10]、水力條件、光照和溫度[11],以及生物因子如藻類生物量等[12-13]。大量野外和實驗室研究考察了環境因素對MCs濃度的影響,其中總氮(TN)、總磷(TP)和浮游植物生物量等是最重要的。例如:低N∶P比值有利于產毒微囊藻菌株的生長;高N∶P比值和溶解性總磷濃度較低的湖泊區域的MCs毒性相對較小[14]。Horst等[15]在野外調查分析銅綠微囊藻的MCs濃度與硝酸鹽呈正相關關系,也證明了N限制導致純培養實驗中銅綠微囊藻MCs濃度的減少。Lee等[16]發現正磷酸鹽是影響有毒和無毒藍藻豐度以及細胞內MCs濃度的主要環境變量。王敏等[17]在洋河水庫調查發現產毒微囊藻種群豐度及其比例是影響MCs濃度變化的主要因子,且其與TP和Chl.a濃度呈顯著正相關(P<0.01)。因此,環境中非生物與生物因子均會對MCs的產生與毒性造成影響。在這種復雜的綜合作用下,MCs在不同湖泊流域中的時空分布特征與環境風險會存在較大的變化。相對于低海拔地區的湖泊,高原湖泊具有氣溫低、輻射強等特點,對研究MCs污染特征與影響因素具有重要意義。

杞麓湖是云南九大高原湖泊之一,流域處于典型的高原湖盆地,中部為湖泊,湖周為平壩區。杞麓湖作為懸掛式湖泊,自然生態在空間上呈環狀分布,系統高度封閉,先天脆弱[18]。由于杞麓湖處于流域最低位置,是流域污染物的積聚地,工業廢水、生活污水和農田灌溉向湖體輸入物質大大增加其污染負荷[19]。早在1980s初已進入富營養化狀態,近年來水質不斷惡化,營養水平持續增加,到2019年,已經成為全國營養狀態第二高、云貴湖區營養狀態最高的典型富營養化湖泊[20]。得益于云南地區四季如春的氣候特征,秋季流域內浮游植物的密度相對較高,因此相對國內其他湖泊,杞麓湖的MCs污染可能具有獨特的季節污染特征;同時杞麓湖流域秋冬季多雨,其作為典型的高原富營養化封閉性湖泊,大量污染物通過地表徑流、農業徑流等方式經主要入湖河流匯入杞麓湖造成污染,可能具有明顯的空間特征。盡管已有學者調查了杞麓湖的整體浮游生物群落,但尚無研究MCs污染情況與環境因子對MCs的潛在影響,也缺乏MCs的健康風險評價。因此本研究的目的為:(1)確定總MCs及其主要異構體的來源與時空分布特征;(2)分析MCs與環境因子的相關性;(3)評估杞麓湖MCs的潛在健康風險。以期為杞麓湖水生態安全和科學治理提供依據,助力推動高原湖泊水生態健康保護。

1 材料和方法

1.1 研究區域概況與采樣點位

杞麓湖(24°4′36″～24°14′2″N,102°33′48″～102°52′36″E)位于云南省中部,隸屬玉溪市通?？h,是云南省九大高原湖泊之一。杞麓湖流域面積354.22 km2,湖面海拔1796.62 m,湖泊湖面面積37.26 km2,最大水深6.8 m,平均水深4.5 m,湖泊容積1.83×108m3,湖岸線長42 km,屬珠江流域西江水系,是珠江水系上源海拔最高的湖泊之一[21]。杞麓湖位于流域中部稍偏東北,為流域內地表徑流匯集的中心地,流域內產水主要來源于陸地產流和湖面降雨,多年平均產水量11700萬m3,包括陸面產流量8430萬m3和湖面降雨量3270萬m3[22]。

杞麓湖藻華暴發一般在6-8月,秋季浮游植物密度達到最高,同時秋季為雨季,外源污染負荷較重,MCs是細胞內合成毒素,待細胞裂解后即釋放入水體中,表現出毒性,考慮到杞麓湖流域可能存在的獨特季節污染特征,因此本研究重點針對9月和11月進行采樣,考慮湖泊面積與主要入湖河流情況(納入監測考核的7條:紅旗河、中河、者灣河、大新河、白漁河、窯溝、萬家大溝),共設置10個采樣點(圖1),分別為S1(馬家灣)、S2(湖心)、S3(湖管站)、S4(大新河入湖口)、S5(白魚河入湖口)、S6(窯溝入湖口)、S7(中河入湖口)、S8(萬家大溝入湖口)、S9(紅旗河入湖口)和S10(者灣河入湖口)。

圖1 杞麓湖采樣點示意圖Fig.1 Location of sampling sites of Lake Qilu

1.2 樣品采集與分析

1.2.1 水質 使用YSI多功能水質參數儀原位測定各點位的pH、溶解氧(DO)、透明度(SD)等指標,按照《湖泊富營養化調查規范》,每個點位采集200 mL水樣用于常規水質檢測,主要包括高錳酸鹽指數(CODMn)、化學需氧量(COD)、總磷(TP)、氨氮(NH3-N)、總氮(TN)、葉綠素a(Chl.a)等指標[23]。

1.2.2 浮游植物 定性樣品采集:用25號浮游生物網在水面以下約0.5 m處以“∞”字形反復劃動,將采集到的樣品轉移至50 mL的采樣瓶中并加入4%甲醛固定。定量樣品采集:在水面以下約0.5 m處取1 L表層水樣,加入15 mL魯哥試劑,靜止48 h后,使用虹吸法將水樣濃縮至50 mL。依據《中國淡水藻類——系統、分類及生態》,在光學顯微鏡下對浮游植物進行鑒定和計數。浮游植物生物量的計算采用體積法,根據形態相近似的幾何體積公式計算而得[24]。

1.2.3 藻毒素 采集1 L水樣用真空泵經過1.2 μm玻璃纖維濾膜(GF/C)過濾后分為濾液和濾膜兩部分,濾膜中顆粒物質用于測定胞內MCs(IMCs),濾液則用于測定胞外MCs(EMCs)。EMCs:1 L濾液通過HLB固相萃取柱(6 cc,200 mg)進行富集,萃取柱分別先后用5 mL分析純甲醇和5 mL去離子水活化調節,然后將1 L濾液分次加入進行過濾富集,富集好的萃取柱用15 mL 5%(v/v)的甲醇溶液淋洗,最后再10 mL 100%的甲醇溶液洗脫,用離心管收集洗脫液。將收集的洗脫液用氮吹儀吹干,殘留物用100%甲醇溶解定容至1 mL,轉移至EP離心管,冷凍保存,待測。IMCs:將GF/C濾膜冷凍干燥,剪碎濾膜置于50 mL離心管中,加入 5 mL 5%的乙酸,接著超聲粉碎5 min,然后在4℃條件下以10000轉/min離心15 min得到上清液,吸取上清液,重復以上步驟3次,收集上清液等待下一步固相萃取。3次得到的上清液中MCs固相萃取及后續實驗步驟方法同上述水體中EMCs的提取。

采用超高效液相色譜(H-Class,Waters,USA)串聯三重四極桿質譜(XEVO-TQD,Waters,USA)色譜柱:Acquity UPLC BEH C18(100 mm×1 mm,1.7 μm)測定MC-LR、MC-YR和MC-RR的濃度。液相色譜:流動相為含1%甲酸(A)和乙腈(B)的蒸餾水,流動相梯度洗脫流程為:0～0.5 min,B的比例從0%增加到25%;0.5～4.0 min,B的比例從25%增加到60%;在0.1 min內B的比例降至25%,4.1～6.0 min保持不變。流速為0.3 μL/min,進樣量為10 μL。3種MC同源物的校準范圍(R2≥0.99)為0～200 μg/L,MC標準品均購買自Sigma-Aldrich(≥95%,München,德國)。

1.3 數據分析與統計

1.3.1 水質營養狀態分析 應用綜合營養狀態指數(TLI)評價水質營養狀態:

(1)

式中,TLI(Σ)為綜合營養狀態指數;j為具體參數,包括Chl.a、TP、TN、SD和CODMn;Wj為第j種參數的營養狀態指數的相關權重;TLI(j)為第j種參數的營養狀態指數。TLI(Σ)<30為貧營養,30≤TLI(Σ)≤50為中營養,5070為重度富營養。

1.3.2 浮游植物分析 將浮游植物的優勢度≥0.02的種類作為該水域的優勢種類。優勢度(Y)計算公式為:

Y=fi·ni/N

(2)

式中,ni為第i種的個體數量(cells/L);N為某點位總生物數量(cells/L);fi為某種生物的出現頻率(%)。

1.3.3 風險評價方法 參照優化的USEPA推薦的模型,采用風險熵值法(HQ)評估杞麓湖及主要入湖河口水體中MCs對人體的非致癌健康風險大小,計算公式為:

HQ=CDI/RfD

(3)

式中,CDI為長期日攝入劑量(μg/(kg·d));RfD為最大暴露參考劑量(μg/(kg·d)),在未規定RfD時可用日容許攝入量(TDI)代替,因此取值為0.04 μg/kg。經口飲用方式暴露時的CDI可按下式計算:

CDI=Cwater·IR/BW

(4)

式中,CDI為污染物經口的攝入劑量(μg/(kg·d)),Cwater為飲用水MCs的濃度(μg/L),IR為飲水攝入量(L/d),取值1.85 L/d,BW為體重(kg),取值60.6 kg。由于MCs不同異構體的毒性不同,因此在估算人體通過水產品攝入MCs的健康風險時,按照不同異構體對生物的半致死劑量的比例,將MC-RR和MC-YR分別換算為0.2和0.4倍的MC-LR。因此,Cwater=CMC-LR+CMC-RR×0.2+CMC-YR×0.4。具體方法參照丁劍楠等[25]和葛思敏[26]文獻中的描述。按照風險等級,MCs的非致癌健康風險分為5個等級:HQ≤0.03為極低風險,0.032.86為極高風險。

1.3.4 統計分析 本研究中除 pH外,其他藻毒素、影響因子等數據都經過lg(X+1)轉換用于相關性分析,采用R 4.2.3軟件繪制Heatmap圖,分析杞麓湖MCs濃度與浮游植物、理化指標等參數的相關關系。單因素方差分析等數據統計分析由 SPSS 22軟件完成。使用 Origin 2022軟件繪圖。

2 結果

2.1 水質指標與生物因子變化特征

杞麓湖表層水中常規水質pH無明顯季節差異,空間分布存在一定規律,湖內pH高于入湖口,整體呈弱堿性;溶解氧濃度范圍為3.2～10.8 mg/L,最高值出現在秋季湖內點位,最低值出現在冬季入湖口。綜合營養狀態指數均值分別為65.84(秋季)和59.04(冬季),屬于輕度-中度富營養狀態。營養鹽CODMn、COD、TP、NH3-N和TN等濃度呈現明顯的時空分布特征:季節上CODMn濃度最高值(18.1 mg/L)出現在秋季,最低值(7.0 mg/L)出現在冬季,秋季CODMn平均濃度高于冬季;空間上,入湖口CODMn平均濃度高于湖內。COD濃度范圍為17.0～74.0 mg/L,秋季COD平均濃度高于冬季;秋季濃度空間分布為湖內>入湖口,而冬季相反。TP濃度時空分布特征為秋季>冬季,最高值為0.92 mg/L(秋季),最低值為0.03 mg/L(冬季),空間上:入湖口>湖內,NH3-N、TN與TP呈現相同的時空分布特征。生物因子中Chl.a平均濃度秋季(0.10 mg/L)高于冬季(0.03 mg/L),最高值為0.14 mg/L,最低值為0.01 mg/L。藻類密度(3.70×106～12.01×107cells/L)和微囊藻密度(1.20×104～7.68×107cells/L)均呈現秋季高于冬季的特征,空間分布上秋季湖內藻類密度高于入湖口,冬季相反(表1)。

表1 杞麓湖各水質與生物指標的時空變化Tab.1 Temporal-spatial variations of water quality and biological indexes in Lake Qilu

2.2 浮游植物群落結構特征

2.2.1 浮游植物種類組成 杞麓湖共檢出浮游植物153種,隸屬于8門84屬,其中綠藻門(38屬86種)占浮游植物總種類數的56.2%,藍藻門(17屬23種)和硅藻門(15屬22種)分別占浮游植物總種類數的15.0%和14.4%,裸藻門(7屬12種)占總種類數的7.8%,隱藻門(2屬4種)占總種類數的2.6%,金藻門(3屬3種)占總種類數的2.0%,甲藻門(2屬2種)占總種類數的1.3%,黃藻門(1屬1種)僅占總種類數的0.7%。從種類數的季節變化來看,冬季(121種)>秋季(118種)。從種類數的空間變化來看,S9點位(60種)>S8(54種)>S2(52種)=S10(52種)>S4(48種)>S3(46種)=S7(46種)>S5(44種)>S1(35種)>S6(29種),湖內藻類種類數空間分布差異小于入湖口之間藻類空間分布差異。

杞麓湖秋季與冬季藍藻平均細胞密度明顯高于其他藻類,占總密度的87.5%和60.8%,為主要優勢類群。10個采樣點位秋季和冬季浮游植物的平均密度分別為5.22×107和2.24×107cells/L,細胞密度分別介于(0.37～12.01)×107和(1.28～3.91)×107cells/L之間,其中秋季最高值在S10點位,最低值在S4點位,冬季最高值在S4點位,最低值在S1點位。10個采樣點位秋季和冬季浮游植物的生物量分別介于1.11～6.57和0.81～12.21 mg/L之間,平均生物量分別為3.75和3.49 mg/L。秋季藍藻平均生物量高于其他藻類,占總生物量的52.5%,其中最高值出現在S10點位,最低值出現在S4點位。冬季S4和S10點位硅藻生物量較高,使得平均生物量高于其他藻類,占總生物量的53.0%,最高值出現在S4點位,最低值出現在S1點位(圖2)。

圖2 杞麓湖浮游植物密度(a:秋季;b:冬季)和生物量(c:秋季;d:冬季)的時空分布Fig.2 Temporal-spatial distribution of phytoplankton density (a: autumn; b: winter) and biomass (c: autumn; d: winter) in Lake Qilu

2.2.2 浮游植物優勢種 杞麓湖秋季湖內與主要入湖口浮游植物優勢種共3種(圖3a),分別為微囊藻(Microcystisspp.)、假魚腥藻(Pseudanabaenaspp.)和四尾柵藻(Scenedesmusquadricauda)。微囊藻為第一優勢種,優勢度為0.70,平均細胞密度為3.64×107cells/L,在S10點位占比最高;假魚腥藻(Pseudanabaenaspp.)第二優勢種,平均細胞密度為5.70×106cells/L,優勢度為0.10,同樣在S10點位占比最高。冬季浮游植物優勢種共7種,分別為微囊藻、小環藻(Cyclotellaspp.)、顫藻(Oscillatoriaspp.)、隱球藻(Aphanocapsasp.)、四尾柵藻、尖尾藍隱藻(Chroomonasacuta)和隱藻(Cryptomonasspp.)(圖3b)。與秋季相同,微囊藻仍為第一優勢種,優勢度為0.33,平均細胞密度為7.50×106cells/L,在S9點位占比最高;小環藻為第二優勢種,平均細胞密度為3.60×106cells/L,優勢度為0.16,在S4點位占比最高。

圖3 杞麓湖浮游植物優勢種的時空分布(a:秋季;b:冬季)Fig.3 Temporal-spatial distribution of dominant phytoplankton species in Lake Qilu (a: autumn; b: winter)

2.3 微囊藻毒素及其異構體的時空分布

杞麓湖秋季總MCs濃度范圍為0.05～23.54 μg/L,平均值為6.46 μg/L,湖內總MCs濃度平均值(12.15 μg/L)顯著高于入湖河口(4.02 μg/L),其中,入湖口內總MCs濃度差異明顯,S10點位高達23.54 μg/L,其次為S9(2.89 μg/L),其余入湖口的總MCs濃度均處于較低水平(<1 μg/L)。冬季總MCs濃度范圍為0.05～0.46 μg/L,平均值為0.24 μg/L,湖內總MCs濃度范圍為0.08～0.20 μg/L,平均值為0.13 μg/L。其中,S1點位總MCs濃度最高(0.20 μg/L),其次為S2(0.10 μg/L)。7個主要入湖河口的總MCs濃度范圍為0.05～0.53 μg/L,平均值為0.29 μg/L,冬季湖泊總MCs濃度整體處于較低水平。3種異構體(MC-LR、MC-RR、MC-YR)在秋季與冬季均有檢出,檢出率均為100%。其中,秋季占比最高的為MC-RR,占比為31.29%～72.45%,濃度范圍為0.01～15.26 μg/L,其次為MC-LR,占比為24.59%～59.33%,濃度范圍為0.05～23.54 μg/L。冬季占比最高的為MC-LR,占比為26.22%～75.61%,濃度范圍為0.02～0.38 μg/L,其次為MC-RR,占比為19.81%～71.02%,濃度范圍為0.03～0.32 μg/L(圖4)。

圖4 杞麓湖微囊藻毒素濃度及其異構體占比(a:秋季;b:冬季)Fig.4 Concentration of microcystin and proportion of isomers in Lake Qilu (a: autumn; b: winter)

秋季EMCs濃度范圍為0.01～0.20 μg/L,平均值為0.06 μg/L,IMCs濃度范圍為0.004～23.54 μg/L,平均值為6.41 μg/L(圖5)。IMCs濃度水平顯著高于EMCs(約116倍),說明秋季藍藻等浮游植物大量繁殖,細胞內產生的毒素大量累積。冬季EMCs濃度范圍為0.03～0.28 μg/L,平均值為0.09 μg/L,IMCs濃度范圍為0.04～0.45 μg/L,平均值為0.15 μg/L,IMCs濃度水平為EMCs的1.67倍。因此,EMCs季節上呈冬季高于秋季的趨勢,而IMCs呈秋季高于冬季的趨勢?？臻g上,杞麓湖秋季南岸入湖河口S4～S8表層水中EMCs平均濃度(0.10 μg/L)高于湖內(0.01 μg/L)和西岸河口(0.01 μg/L),濃度最高值出現在南岸S8點位。冬季則呈南岸河口(0.11 μg/L)>西岸河口(0.08 μg/L)>湖內(0.06 μg/L),濃度最高值出現在南岸S4點位。IMCs秋季空間分布為西岸河口(13.20 μg/L)>湖內(12.14 μg/L)>南岸河口(0.25 μg/L),而冬季為西岸河口(0.31 μg/L)>南岸河口(0.13 μg/L)>湖內(0.06 μg/L),兩個季節濃度最高值也均位于西岸河口,分別為S8(秋季23.54 μg/L)和S9(冬季0.45 μg/L)。

圖5 胞內與胞外微囊藻毒素異構體濃度的時空分布(a、c:秋季;b、d:冬季)Fig.5 Temporal-spatial distribution of intracellular and extracellular microcystin isomers (a, c: autumn; b, d: winter)

EMCs異構體(EMC-YR、EMC-RR和EMC-LR)呈現明顯的時空差異。季節上,EMC-RR和EMC-LR平均濃度均為秋季高于冬季,EMC-YR為冬季高于秋季。秋季EMC-RR和EMC-LR的平均濃度占比接近,分別為45.52%和45.93%,EMC-YR占比最低(8.55%),而冬季3種異構體的比例有所變化,EMC-RR占比升高(52.09%),EMC-LR和EMC-YR占比分別下降至42.96%和4.94%?？臻g上,3種異構體秋季和冬季濃度分布均為南岸河口>西岸河口>湖內。IMCs的3種異構體(IMC-YR、IMC-RR和IMC-LR)時空差異更為顯著。季節上,3種異構體平均濃度均為秋季高于冬季。秋季IMC-RR平均濃度占比最高(61.50%),IMC-LR和IMC-YR占比分別為32.44%和6.06%,冬季IMC-LR占比最高為53.59%,IMC-RR占比降低至41.78%,IMC-YR占比僅為4.92%?？臻g上,3種異構體秋季濃度分布均為西岸河口>湖內>南岸河口,而冬季IMC-LR和IMC-YR為西岸河口>南岸河口>湖內,IMC-RR最高值則出現在南岸河口(S5),濃度分布呈現南岸河口>西岸河口>湖內。

2.4 微囊藻毒素與環境因子的關系

杞麓湖MCs濃度與浮游植物、理化指標等參數的相關關系如圖6所示。環境因子從聚類分析上被歸為了5類:CODMn單獨為一類,COD、TP和NH3-N為一類,TN、pH和DO為一類,Chl.a與藻毒素歸為一類,浮游植物參數浮游植物密度(PD)、微囊藻密度(MD)、藍藻密度(CD)與藍藻生物量(CB)被歸為一類。TMCs、IMCs和EMCs三者呈極顯著正相關(P<0.01),藻毒素與環境因子的相關關系基本保持一致。TMCs、IMCs和EMCs三者與PD、MD、CD和CB呈顯著正相關關系(P<0.05),與TP、NH3-N和TN呈顯著的負相關關系(P<0.05),與pH、DO和Chl.a呈正相關關系,與COD和CODMn基本無相關性。4個浮游植物參數PD、MD、CD與CB之間均兩兩極顯著正相關(P<0.01)。

圖6 微囊藻毒素及不同環境因子之間的相關關系熱圖(PD-浮游植物密度,MD-微囊藻密度,CD-藍藻密度,CB-藍藻生物量)Fig.6 Heat map of correlation between microcystin and different environmental factors(PD-phytoplankton density; MD-Microcystis density; CD-cyanobacteria density; CB-cyanobacteria biomass)

2.5 微囊藻毒素人體健康風險評估

杞麓湖3種EMCs的人體健康風險評價值計算結果顯示(圖7),在研究期內,秋季EMCs健康風險指數范圍為0.004～0.077,平均值為0.023,總體處于極低和低風險等級,最高值出現在S8點位,其次為S7點位。其中,EMC-LR的健康風險指數范圍為0.003～0.057,貢獻EMCs風險指數的67.90%～87.38%,其次為EMC-RR,最后為EMC-YR。冬季EMCs健康風險指數范圍為0.014～0.110,平均值為0.037,均為極低和低風險等級,但整體風險水平高于秋季,最高值出現在S4點位。EMC-LR的健康風險指數范圍為0.009～0.042,貢獻EMCs風險指數的66.19%～89.99%,其次為EMC-RR,最后為EMC-YR。

圖7 杞麓湖水體胞外微囊藻毒素對人體非致癌風險指數Fig.7 Non-carcinogenic risk index of extracellular microcystin in Lake Qilu

3 討論

3.1 MCs主要源自湖內原生與河口輸入的微囊藻

研究結果顯示,微囊藻為杞麓湖秋冬季節的第一優勢種屬,在MCs與環境因子的相關性分析中也發現微囊藻與TMCs、EMCs和IMCs呈極顯著正相關關系,可能是杞麓湖流域MCs的主要貢獻者,其作為典型的藍藻優勢屬也已在巢湖[27]和太湖[28]等多個湖泊中發現對MCs的產生有較大貢獻。值得注意的是,秋季微囊藻密度湖內/入湖河流比值為1.57,湖內原生微囊藻對MCs起主要貢獻,而冬季該比值降為1.10,說明輸入性微囊藻源貢獻增強。這種動態變化的過程可能是受微囊藻的生長特性影響,藍藻水華暴發后微囊藻由浮游生長轉變為下沉至沉積物表面休眠[28],此時入湖河流的微囊藻輸入會對湖內MCs的濃度起到促進效果。因此,秋冬季的MCs可能是來自湖內藻華暴發與入湖河流持續匯入的微囊藻的共同貢獻,針對杞麓湖這類高原富營養化湖泊的MCs治理,往往需要治內源與控外源結合的治污手段才能起到最好的效果。

3.2 微囊藻毒素時空分布特征明顯

杞麓湖冬季總MCs的濃度水平顯著低于秋季(P<0.01)。杞麓湖近年來富營養化嚴重,夏季藻華暴發,藍藻大量繁殖,而隨著秋季氣溫降低和光照減弱,藻類生長變緩,同時考慮到微囊藻的生理特點較易沉降至沉積物中休眠,因此杞麓湖MCs濃度水平自秋入冬后降低。不僅如此,杞麓湖作為高原淺水湖泊,年平均風速在2.7 m/s左右,對湖水的擾動較弱,也是有利于微囊藻沉降的一個關鍵因素[29]。微囊藻休眠和沉降導致冬季IMCs的大量減少,使EMCs濃度占比上升接近45%。同為高原富營養化湖泊的滇池和洱海MCs濃度也呈現秋季高于冬季的現象,與巢湖和洞庭湖等平原湖泊相比,濃度也普遍較高,冬季尤為明顯[26]。值得注意的是,較淺的水深和較弱的風浪擾動同樣有利于春夏微囊藻的復蘇與繁殖[28],這可能是杞麓湖藻華常年暴發的重要因素之一。從藻毒素組成來看,秋季以IMCs為主,湖內的IMCs濃度占比超過99%,7條入湖河口中S9和S10點位IMCs濃度占比同樣也超過99%,其MCs濃度與湖內接近,因此紅旗河與者灣河可能是湖內MCs的重要輸入源。袁麗娟等[30]在研究鄱陽湖MCs時也發現秋高東低的季節變化趨勢,蚌湖入湖口處EMCs濃度高于其他區域。丁劍楠等[25]對太湖貢湖灣MCs分析時發現EMC/TMC接近70%,與本研究杞麓湖MCs組成差異較大,這種現象是否受高原富營養化湖泊獨特的地理與環境條件影響值得進一步的研究。

杞麓湖MCs異構體的時空分布呈現一定的規律性,秋季以MC-RR為主,冬季以MC-LR為主,MC-YR一直保持較低濃度水平,這與余麗等[27]在巢湖的研究結果相似。從秋季MC-RR空間分布特征可以看出,IMC-RR在湖內與S9和S10點位的濃度及占比均高于S4～S8點位,而EMC-RR則呈現相反的分布規律。因此秋季西岸河流以IMC-RR為主,南岸河流以EMC-RR為主,可能由于紅旗河與者灣河對湖泊的補給能力較強,導致大量未裂解藻類能夠隨水流快速輸入湖內,而南岸河網多為小型河道,藻類流動性差,易大量繁殖裂解釋放藻毒素。此外,有研究表明隨著湖水溫度與水質的變化,湖泊中本土藻類與外源輸入藻類的競爭關系會發生變化[31],從杞麓湖浮游植物群落的季節性演替也發現,秋冬季節藍藻會取代綠藻成為優勢藻[20],這都會影響藻類中MCs的產生。冬季隨著濃度占比較大的IMCs減少,MCs總濃度降低,杞麓湖流域MC-LR濃度水平基本一致,從MC-LR組成來看,IMC-LR平均濃度僅略高于EMC-LR。

3.3 微囊藻毒素與環境因子的相關性分析

生物因子(藍藻生物量及微囊藻密度)與營養鹽(TN、TP和NH3-N)均對杞麓湖的MCs濃度水平有影響。本研究顯示藍藻生物量及微囊藻密度與MCs呈顯著正相關關系,微囊藻生長對MCs濃度的上升有著促進作用。同時Chl.a和MCs的正相關關系也說明了這一點,秋季微囊藻大量繁殖,藻類生物量和Chl.a濃度增加,胞內合成的MCs濃度也升高。秋季后微囊藻逐漸停止生長,生物量下降,不利于毒素的產生,使得進入冬季后總MCs及其3種異構體的濃度均降至最低。有研究將這種生物因素引起的變化歸因于環境溫度的改變,不同季節水溫的差異以及生物生命周期不斷循環,使得MCs濃度水平產生季節差異[32]。氮、磷等營養元素對湖泊水環境中的藍藻生長與衰亡也同樣起到關鍵作用,相關性分析發現TN、TP和NH3-N與MCs濃度均呈現顯著的負相關關系(P<0.05),說明杞麓湖流域氮、磷是MCs的限制性因素,這與袁麗娟等[30]在鄱陽湖的研究結果相同。在富營養化嚴重的高原湖泊滇池也發現MCs濃度與TP和TN呈顯著負相關關系,其原因歸結于多雨少光照的氣候條件與流域內氮、磷大量排入河流的情況[33]。氮是藻類生長的必需營養元素,同時氮被認為是MCs產生的決定因素,因此藻的生長以及藻毒素的分泌均會受到氮缺乏的抑制[34]。有研究認為高濃度磷有利于微囊藻產毒,也有研究表明微囊藻的產毒能力隨著磷濃度的減小而增加[16,35]?？紤]到營養鹽對藻類的限制作用,在對太湖MCs研究中,Wan等[36]建議將氮、磷閾值分別限定為1.19和0.0714 mg/L進行營養控制管理,以降低MCs產生濃度較高的可能性。而Agathokleous等[37]實驗發現,鑒于菌落形成以及藻毒素的產生和釋放因污染物濃度小于毒理學閾值而增強的現象,低濃度污染物會刺激有害藻類生物生長并促進毒素釋放。因此目前關于氮、磷營養元素對MCs的影響仍然沒有一致的研究結論。

3.4 微囊藻毒素的潛在健康風險

從基于EMCs數據核算的人體健康風險來看,杞麓湖湖體與7個主要入湖河口的EMCs人體非致癌健康風險處于極低或低風險水平,3種EMCs異構體中EMC-LR對風險貢獻占比最大。湖內3種EMCs人體健康風險指數低于7個主要入湖口,均為極低風險水平。除S7和S8點位以外,其余點位冬季風險水平均高于秋季,S4和S5點位秋季為低風險,S7和S8點位冬季為低風險,可見杞麓湖南岸輸入EMCs污染具有一定風險。有研究指出,位于云貴高原湖區的滇池和洱海相對于東部平原湖區的巢湖和洞庭湖MCs的人體健康綜合風險度要高[26]。Wan等[36]對中國東部30個亞熱帶湖泊進行了調查,發現有28個湖泊均檢出MCs,除巢湖和太湖外,其余湖泊MCs對人體健康的風險均處于中低水平。Xue等[38]對太湖MCs進行生態風險評估,發現MCs已經對淡水螺產生了顯著的不良影響;雖然對人類的不良影響較弱,但兒童比成人面臨的風險更大。Metcalf等[39]對佛羅里達州西海岸河湖內藻華暴發進行研究,強調了多種潛在有毒水華共存的可能性以及對人類和動物健康的可能影響。整體來看,杞麓湖EMCs的健康風險較低,但是MCs長期低劑量暴露引發的健康風險不容忽視。大量的魚類實驗表明,慢性低劑量暴露MCs表現出顯著的肝臟、神經、生殖和胚胎毒性。例如,MC-LR會引發雄魚的睪丸損傷,使性腺組織萎縮,卵黃含量降低[40];降低魚類的先天免疫力,誘發雄性斑馬魚的免疫紊亂[41]。長期低劑量暴露于MC-LR會引起大鼠肝臟中氨基酸含量顯著下降,干擾絡氨酸的合成與分解代謝,影響肝臟功能[42]。流行病學研究發現MCs長期暴露嚴重危害人體肝臟功能。飲用水中的MCs濃度與當地原發性肝癌的發病率有很大的相關性[43]。關于通過飲用水和食用水產品方式長期慢性暴露于MCs的漁民相關研究顯示,指示肝臟損傷的生化指標顯著升高[44]。男性血清睪酮水平下降和生殖障礙也是 MCs引發的健康問題之一[45]。此外,秋季藍藻IMCs含量顯著高于EMCs,且超過了我國地表水環境質量標準中規定的MC-LR限值(1 μg/L)。雖然高生物量和高IMCs濃度不會迅速導致MCs的大量釋放,但當藍藻細胞死亡和水華消失時,MCs會被大量釋放到水中,對飲用水供應構成巨大威脅[46],因此胞內毒素釋放后的健康風險仍值得持續關注。

4 結語

1)杞麓湖MCs主要貢獻者為藍藻中的微囊藻屬,秋季湖內原生微囊藻對MCs起主要貢獻,而從秋季進入冬季后湖內產生的MCs的占比下降,入湖河流輸入的MCs對杞麓湖內TMCs的貢獻增強。

2)杞麓湖內MCs總體呈現秋高冬低的季節特征,湖內IMCs濃度在冬季受微囊藻密度下降和營養鹽(TN、TP和NH3-N)濃度增加等因素影響而顯著下降是出現季節差異的主要原因,入湖河流MCs濃度季節變化不明顯。MCs異構體中MC-RR在秋季占比高于MC-LR和MC-YR,而冬季MC-LR占比最高?？臻g上,秋季湖內MCs污染濃度高于入湖河流,而冬季相反。西岸河流入湖口IMCs平均濃度最高,EMCs平均濃度在南岸河流入湖口最高。

3)基于人體非致癌健康風險評價發現,杞麓湖EMCs污染總體上呈極低或低風險水平,冬季風險略高于秋季?？梢酝ㄟ^有效削減主要入湖河流營養鹽的輸入來降低藻華暴發的風險,同時加強藻華暴發時期的應急處理處置以降低藻毒素的釋放與遷移危害。