高密度蓝藻厌氧分解过程与污染物释放实验研究*

尚丽霞，柯 凡，李文朝，徐宪根，宋媛媛，冯慕华＊＊

(1:中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，南京210008)

(2:中国科学院大学，北京100049)

受人类活动的影响，我国部分湖泊富营养化严重，蓝藻水华频繁发生［1-4］.在一定的气象条件下，蓝藻局部堆积厚度可达数厘米甚至数十厘米［5］，大量消耗水体中的溶解氧.蓝藻在厌氧条件下腐烂分解.大量蓝藻堆积衰亡不但导致沉积物中磷的内源释放量增大［6］，而且可能引发“黑水团”现象使水体散发出恶臭［7-8］，影响水体的感官性状.如果水华在水源地取水口附近大量集聚则可能引起水源地的水质恶化，危及供水安全［9-10］.

蓝藻堆积死亡形成大量有机碎屑，分解时可释放大量营养盐和有机物，一部分沉积到底泥中，另一部分会停留在水体中为更多藻类的生长提供营养条件.陈伟民等［11］的研究表明，微囊藻好氧降解过程释放的溶解态总磷占水体总磷的53%.蓝藻碎屑分解速率(0.072～0.271 d-1)很快，氮、磷营养盐迅速释放，并且磷的释放速率高于氮［12］.堆积密度可影响蓝藻衰亡时营养盐释放过程，随堆积密度增大，营养盐释放浓度增加［13］.可见，蓝藻死亡分解会显著改变水体中营养盐和有机物的含量，影响湖泊水质.巢湖是我国第五大淡水湖，东部水源区是重要的饮用水源地.近30年来，由于流域内产业经济和人口快速增长，巢湖水质严重恶化，生态系统功能退化，富营养化问题十分突出.本课题组监测发现，在一定的气象条件下，蓝藻大量暴发时堆积厚度可达数厘米，表层水体蓝藻密度高达1013cells/L，并在厌氧条件下死亡分解.以往文献多针对低密度下蓝藻的死亡分解或未控制厌氧条件进行研究，对高密度蓝藻堆积情况下厌氧分解过程的研究鲜有报道.因此开展高密度蓝藻腐烂分解对水体影响的研究具有重要意义.由于蓝藻大量堆积在湖湾内，不易受到风或水流的影响，浓厚的蓝藻堆积甚至可以抑制水流和风浪;且蓝藻堆积一定厚度时系统内部受到氧的扩散影响极小，故试验环境选择在碘量瓶中，旨在模拟研究过度堆积形成的厌氧环境下的蓝藻降解过程对水体的影响.选择3种不同堆积密度蓝藻(2.23×1012、1.19×1013和4.47×1013cells/L)进行厌氧分解过程研究，分析污染物释放强度，旨在揭示蓝藻堆积-死亡-腐烂过程对饮用水源的污染效应，为及时清除堆积蓝藻、防止水源污染提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 样品采集与试验设计

2010年10月于巢湖东半湖水源区(31°35'31″N，117°50'47″E)用孔径为64 μm 的浮游植物网收集漂浮于水体表层的水华蓝藻，常温下用去离子水清洗数遍后配制成3组不同密度的藻液.蓝藻密度由低到高为2.23 ×1012、1.19 ×1013和4.47 ×1013cells/L，分别用 DL、DM和 DH表示.藻液中不另外添加营养元素，测定的污染物均由蓝藻分解产生.藻液经混合均匀后平行分装入250 ml碘量瓶中，每个密度梯度重复18次.水封使其与空气隔绝，模拟蓝藻局部堆积形成的厌氧条件.将装有藻液的碘量瓶置于恒温振荡器，在25±1℃条件下蔽光振荡培养，振荡频率为160转/min.

1.2 分析方法

根据蓝藻降解速率，分别于实验开始后第0、12、24、48、96、168 h固定时刻取样，每个浓度每次随机取3个试验瓶作为重复.取样后迅速测定溶解氧(DO)、pH值及电导率;每个试验瓶所有样品经0.45 μm醋酸纤维滤膜抽滤，取滤膜上蓝藻测叶绿素a(Chl.a)浓度，取滤液测溶解性污染物含量.有机物指标用化学需氧量(CODCr)和UV254表征;营养盐的释放用氮磷指示，分别测定总溶解性氮(TDN)、硝态氮(-N)、亚硝态氮(-N)、铵态氮(-N)、总溶解性磷(TDP).溶解性无机氮(DIN)以-N、-N、-N之和表示，溶解性有机氮(DON)为总溶解性氮(TDN)与DIN之差.相关测定方法参照《水和废水监测分析方法(第四版)》［14］.

Chl.a的降解速率采用Olson的指数衰减模型［15］计算:

式中，C0为Chl.a的初始浓度(mg/L);Ct为降解t时间的Chl.a浓度(mg/L);t为分解时间(d);k即为降解速率常数(d－1).

Chl.a在t时间内的降解率r计算公式为:

2 结果与分析

2.1 表观特征和Chl.a变化特征

试验开始时各组试验瓶中藻类均呈绿色，且漂浮于水体表层，水体较清澈.24 h后，蓝藻逐渐沉降到瓶底.DL和DM组蓝藻逐渐变黄;DH组试验瓶中蓝藻未明显变黄，但藻液从48 h开始逐渐变为蓝紫色.3组藻液均散发出恶臭，并持续到实验结束.

蓝藻厌氧分解 168 h，DL、DM和 DH组初始 Chl.a 含量分别从 2.18、10.79、40.65 mg/L 降至 1.59、5.57、27.69 mg/L，降解率相应为30%、48%、32%(图1a);其中，24 h内降解率分别为5%、13%、24%.根据Olson的指数衰减模型对Chl.a的降解速率进行拟合结果表明(图1b)，蓝藻密度不同的系统中Chl.a的降解速率不同，DL、DM和 DH降解速率常数分别为 0.074、0.133 和 0.081 d－1.

图1 蓝藻厌氧分解过程中Chl.a浓度变化(a)和降解速率(b)Fig.1 Variations(a)and degradation rates(b)of Chl.a concentration during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

2.2 DO、pH和电导率的变化特征

DL、DM和DH组藻液在12 h 内DO 分别从6.76、8.04、7.05 mg/L 降至0.50 mg/L 以下，经过短暂的好氧降解过程后，进入厌氧降解阶段.

由于蓝藻细胞内有机质含量较高，厌氧分解产生有机酸，所以3组蓝藻藻液pH均呈酸性(图2a).在实验过程中，pH先降低后升高.这可能是因为实验前期生成大量有机酸使pH降低;实验后期，随着有机氮的降解，产生而导致pH回升.

电导率反映水体中离子成分的含量情况，进而可反映湖泊富营养化发生的程度［16］.蓝藻堆积死亡分解产生大量无机盐离子和有机酸，导致电导率持续升高，并且随蓝藻密度增大而增加(图2b).实验结束时，DL、DM和 DH组电导率分别达到 141、544 和949 μS/cm.

2.3 有机物的变化特征

用化学需氧量(CODCr)作为衡量蓝藻堆积死亡时产生溶解性有机物含量的指标，数值越大说明水体受污染越严重.DL和DM藻液CODCr浓度在升高过程中有短暂的下降，继而继续升高;而DH一直呈升高趋势(图 3a).试验结束时，DL、DM和 DH组 CODCr分别达到40.75、70.78 和225.20 mg/L，表明蓝藻堆积死亡过程中产生大量有机物，且与蓝藻初始密度呈正比(R2=0.997).

在厌氧条件下，蓝藻可被微生物分解成分子结构复杂的腐殖质类物质，大多为芳烃化合物和具有共轭双键的有机化合物，与UV254值正相关，且分子量越大其UV254越高［17］.DL和DM藻液UV254在第24 h分别上升至0.13 和0.42 cm－1，随后逐渐降低;DH组 UV254在24 h 内迅速升高至2.43 cm－1后缓慢上升，96 h 达到最大值(3.25 cm－1)后又呈下降趋势(图3b).

图2 蓝藻厌氧分解过程中水体pH(a)和电导率(b)的变化Fig.2 Variations of pH(a)and conductivity(b)of the water during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

图3 蓝藻厌氧分解过程中有机物浓度变化Fig.3 Variations of organic compounds concentrations of water during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

2.4 氮、磷的释放

蓝藻分解释放各形态氮的浓度均随蓝藻堆积密度的增大而增加，但趋势有所差别(图4).DL组TDN浓度在48 h内上升至9.15 mg/L，而后减缓，第96 h后浓度继续上升，实验结束时浓度为19.36 mg/L;DM组TDN在第24 h浓度即达到28.16 mg/L，占最终浓度的57%，随后缓慢升高;而DH组第48 h TDN浓度升至104.86 mg/L，继而逐渐降低，实验结束时浓度为81.03 mg/L.DL、DM和 DH组藻液 DON 分别在第48、24、48 h 达到浓度峰值，分别为 6.68、20.09 和 73.91 mg/L，随后分别下降至 1.84、3.83、17.59 mg/L.DIN 与-N释放趋势一致，DL组浓度升高后又有所下降，继而继续上升;DM组浓度持续上升;DH组在第24 h上升至28.31 mg/L，占最终释放量的 45%.DL、DM和 DH组-N 最终浓度分别为 17.52、44.06 和59.41 mg/L，均占相应DIN含量的90%以上.-N浓度先升高后降低，甚至减少为0.-N在整个过程中含量均低于0.01 mg/L，可忽略不计.

TDP的释放过程与TDN差异较大，TDP释放浓度逐渐升高，48 h之后趋于平衡，168 h后DL、DM和DH组浓度分别达到 2.76、11.73 和 44.47 mg/L，并与蓝藻初始密度呈正比(R2=0.999).

2.5 黑臭指数的变化

蓝藻大规模聚集并堆积死亡，导致溶解氧迅速降低，铵态氮浓度升高，水体呈黑色或酱褐色，有明显臭味［8］.蓝藻水华产生的黑臭现象可用黑臭指数I表征，I与水中-N浓度和DO饱和百分率之间的相互关系为［18］:

图4 蓝藻厌氧分解过程中氮、磷浓度变化Fig.4 The variations of concentrations of nitrogen and phosphorus during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

当I＞5时，表明水质发生异臭［18］.蓝藻堆积进入厌氧分解过程，溶解氧浓度为0 mg/L，则-N含量超过2 mg/L即产生异臭.在试验48 h后，3组实验系统I＞5，可见蓝藻堆积极易引发水体黑臭现象(图5).

2.6 对水源地水质的影响

为了探讨蓝藻厌氧堆积对水源地水质造成的影响，本文尝试将厌氧分解模拟试验获得的污染物释放量应用于巢湖东部水源区.假设蓝藻厌氧分解产生的可溶性污染物全部垂直进入水柱中，以每年5-10月蓝藻暴发期间巢湖东部水源区平均水深1.5 m和本试验所用碘量瓶高度10 cm进行换算，获得蓝藻厌氧堆积释放至水体中的污染物浓度(图6).根据我国地表水环境质量标准，集中式生活饮用水地表水源地二级保护区需达到地表水环境质量Ⅲ类水标准(GB/T 3838—2002)(其中TP 浓度≤0.05 mg/L，TN 浓度≤1.0 mg/L，-N浓度≤1.0 mg/L，COD浓度≤20 mg/L)［19］.不同密度蓝藻堆积分解造成水源区 TP、TN 和-N浓度均超过地表III类水质标准.当蓝藻密度为2.23×1012cells/L时，水源区 TP、TN 和-N 浓度将分别为 0.18、1.29、1.17 mg/L;蓝藻密度为1.19 ×1013cells/L 时，TP、TN 和-N 浓度分别达到0.78、3.29 和2.93 mg/L;蓝藻密度为4.47 ×1013cells/L 时，TP、TN 和-N 浓度分别达到 2.96、5.40 和 3.96 mg/L，这与巢湖水源区实际监测值相近.2010年7月巢湖东部水源地蓝藻堆积密度为(3.20±0.53)×1012cells/L时，TP、TN和-N 浓度分别为 0.63 ±0.18、8.31 ±4.45 和1.16 ±0.84 mg/L.但试验计算得到的 COD 释放量最大值为15.0 mg/L(DH组，第168 h)与实际监测值(225±110 mg/L)差别较大.并且蓝藻厌氧分解对水源区的影响非常迅速，蓝藻堆积48 h释放的氮磷就能造成水源区TP、TN和-N浓度超过标准限值，如DL组TP为0.12 mg/L，DM组 TN 为 2.10 mg/L，DH组-N 为 1.82 mg/L.

图5 蓝藻厌氧分解过程中黑臭指数变化Fig.5 Changes of odour intensive indexes during the anaerobic decomposition of cyanobacteria

3 讨论

水华蓝藻在适当的温度、光照和风力条件下大量堆积，导致水体中溶解氧大幅下降并趋于零，使蓝藻在厌氧条件下死亡分解，并对湖泊水体产生影响.蓝藻堆积密度不同，厌氧分解过程有所变化.24 h内，Chl.a降解率随蓝藻密度增加而增大，说明堆积密度越大，蓝藻死亡越迅速;而168 h内DM组Chl.a表现出更快的分解速率，可能是因为该蓝藻密度更适宜分解细菌的生长，细菌活性相对较高［20］.在自然衰亡过程中，蓝藻会释放藻蓝素，颜色逐渐由绿色变为黄绿色，再变为浅黄色，最后变为白色残体;周围水体可能会出现蓝紫色［21］.本研究发现，当蓝藻堆积密度＜1.19×1013cells/L(DM)时，蓝藻颜色逐渐由绿色变为黄色，蓝藻细胞破裂释放的色素并未在水体中积累，水体未明显变色.而当蓝藻密度更高(达到4.47×1013cells/L)时水体呈蓝紫色，可能是因为蓝藻细胞破裂释放出大量藻蓝素［21］，且其释放速率远高于降解速率.第48 h后3组试验系统的黑臭指数均＞5，水体异臭.另外，部分水华蓝藻可产生具有霉臭味的次生代谢产物如土臭素、二甲基异莰醇等，蓝藻衰亡时这些嗅味物质从细胞内大量释放至水体中，进一步加剧湖泊异味问题［22］.可见，高密度蓝藻厌氧降解会影响湖泊感官性状.

蓝藻堆积死亡过程中，水体中CODCr持续升高，UV254呈先升高后降低趋势;并且蓝藻密度越高，UV254表征的芳香性有机物在水体中累积时间越长.在蓝藻厌氧分解过程中，先产生分子量较大的有机物，随后逐渐分解为小分子有机物.这是由于厌氧分解可使蓝藻细胞内碳水化合物、蛋白质、脂肪等复杂的有机物质水解和发酵转化为单糖、氨基酸、肽等，并进一步分解成分子量更小的物质.蓝藻厌氧分解释放的挥发性硫化物、二甲基三硫等硫醚类物质与底泥中的重金属化合形成致黑物质在风浪作用下悬浮，导致水体发黑，会引发“黑水团”现象，并伴有刺激性异味气体产生［7-8］.以往研究报导出现“黑水团”的水域，电导率达774 μS/cm，并且有机物和氮、磷，尤其是-N浓度急剧升高与蓝藻腐败分解密切相关［8-10］.这与本研究中高密度蓝藻厌氧分解水体电导率达到949 μS/cm的结果一致，蓝藻厌氧分解释放大量有机酸和无机盐离子，使水体电导率大幅升高.可见，高密度蓝藻厌氧分解会改变水体的溶解氧、酸碱度、电导率等物理性质，使水体中有机物含量升高，导致湖泊水环境恶化.

湖泊蓝藻水华发生后，大量蓝藻细胞分解释放的氮磷是水体营养盐的一个重要来源.本研究中高密度蓝藻(4.47×1013cells/L)厌氧培养168 h后，释放到水体中的 TDN和 TDP浓度分别达81.03 mg/L和44.47 mg/L，并释放出大量-N(浓度为59.41 mg/L).蓝藻堆积死亡分解过程中，细胞破裂释放出的大量颗粒有机氮(PON)逐渐通过微生物活动转化为DON，并进一步分解为DIN.当水体中含有溶解氧时，有机氮在好氧微生物作用下分解产生-N，同时硝化细菌使一部分-N经硝化作用转化为-N.随着氧气的消耗，PON在厌氧微生物作用下直接由氨化作用生成-N或先生成DON后逐渐矿化为-N，另有部分-N也可通过氨异化作用被还原成-N［23］.-N和-N在反硝化作用或硝酸盐异化还原作用的系列反应中被还原，产生气态的N2和N2O释放到大气中，造成一定的N损耗［24］，从而使系统内TDN浓度呈先升高后略微降低趋势.N2O是温室气体，但目前富营养化湖泊逸散的N2O气体尚无定量研究.蓝藻分解速率远高于一般水生高等植物残体，因此短期内可能会有更大比例的营养物质以溶解态营养盐的形式留在水体中［12］.试验结果表明蓝藻堆积48 h即造成水源区水质严重下降，TP、TN和-N浓度高于地表水环境质量Ⅲ类水标准限值(GB/T 3838—2002).蓝藻厌氧分解过程水体中-N含量占绝对优势，可为藻类再生长提供营养条件，从而引起蓝藻水华再次暴发.而且水源区蓝藻堆积死亡，导致进入自来水厂的原水含氮量过高，影响自来水出水质量.尽管目前还没有关于饮用水中-N危害人体健康的报道，但自来水中高浓度的-N可通过硝化反应产生大量-N，并与氯发生反应，使自来水消毒剂的用量大大增加，产生令人厌恶的嗅和味［25］.藻类及其降解产物在氯化消毒过程中还会产生有害健康消毒副产物［26］.近年来，含氮消毒副产物(N-DBPs)在饮用水中不断被检出，尽管含量远低于常规消毒副产物，但其危害却远高于后者，而水中DON化合物为N-DBPs主要前驱物［27］.因此，高密度蓝藻堆积死亡产生的大量氮磷释放至水体中，会加剧湖泊富营养化并危害饮用水安全.

图6 蓝藻厌氧分解释放至水源地水体中的污染物浓度变化Fig.6 Changes of contaminant concentrations during the anaerobic decomposition of cyanobacteria in source water

湖泊富营养化和蓝藻水华现象的发生，使得水源地的安全性下降，甚至引起饮用水危机.蓝藻大量堆积死亡时，污染物的释放量随堆积时间而变化，在48 h即对湖泊水源地水质安全形成威胁.因此，及时打捞水华蓝藻并防止其堆积死亡，可有效抑制蓝藻水华危机的发生.

4 结论

高密度蓝藻堆积导致水体的溶解氧迅速下降，12 h内进入厌氧状态;蓝藻在厌氧条件下腐烂分解并散发出恶臭，使湖泊水体感官性状下降.高密度蓝藻厌氧分解过程中水体pH呈酸性，电导率逐渐升高，并释放大量有机物和可溶性营养盐至水体中，甚至导致湖泊水体中TN、TP和-N浓度超过地表水环境质量标准GB/T 3838—2002中Ⅲ类水标准的限值.随着蓝藻堆积密度的升高，污染物释放强度大大增加，对水环境的影响也越大.为避免蓝藻大量堆积死亡致水源区水质下降并影响自来水出水质量，建议在水华期间及时打捞蓝藻.

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