深圳典型道路原位模拟雨水生物毒性评价分析

刘 安，李玉清，郭奇聪，程 芹，詹宇婷，洪 念，杨梦婷

深圳大学化学与环境工程学院，广东深圳 518060

雨水回用是海绵城市建设的关键内容[1]，是缓解水资源短缺的主要途径之一[2]．雨水回用主要用于非饮用目标，包括河道补水、绿化带植物灌溉和景观等，从而有效减少自来水的消耗，这对于缺水且降雨量较大的地区尤为重要．由于城市道路面积较大，所产生的雨水径流较多，因此道路雨水是回用水的主要部分[3]．但由于城市交通等人类活动的影响，道路表面污染物累积负荷较高．HONG等[4]研究发现，城市道路上铬(Cr)、铜(Cu)、铅(Pb)、镍(Ni)和锌(Zn)的累积负荷分别为 19.05～152.01、25.66～310.75、15.61～220.35、10.65～100.28和 38.14～1 047 mg/kg；HWANG等[5]研究发现雨水径流中的多环芳烃质量浓度为1.5～12.5 μg/L．由于大多数污染物对动植物或人体具有毒性，如重金属和有机污染物等[6-10]，而这些污染物大部分附着在道路颗粒(road deposited sediments, RDS)表面[11]，降雨时，污染物会随着颗粒被冲刷进入雨水径流，威胁雨水回用安全．

雨水径流中的污染物种类众多[12-17]，甚至可能含有未知的毒性较大的污染物．目前，大多数雨水回用研究主要集中在污染物本身，对污染物综合表达出的联合毒性尚未深入研究．相比于传统研究单一种类污染物的方法，综合考虑所有污染物产生的联合毒性更符合实际应用，也是指示雨水能否安全回用的重要指标．据此，本研究突破传统以污染物本身为主要对象的研究现状，选取典型淡水藻——蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidasa)， 关注道路雨水径流中所有污染物表达出的联合毒性．蛋白核小球藻是一种单细胞淡水藻，属绿色微藻，因其分布广泛、生长时间短、对污染物敏感，常被用作水质指示物种，或者应用于生态毒理学研究[18-21]．蛋白核小球藻与毒物接触充分且敏感，适用于地表饮用水安全预警以及废水综合毒性研究．而且， 蛋白核小球藻是河道生态系统中的生产者，雨水回用于河道后，水质变化对河道生态系统的影响可根据蛋白核小球藻的生长情况做初步判断，指示生态毒性风险．本研究以道路雨水对蛋白核小球藻的毒性为例，综合解析道路雨水的径流毒性水平及其主要影响因素，探究雨水毒性作为回用安全评价指标的适宜性，为保证海绵城市建设中道路雨水回用安全提供重要的理论依据．

1 材料与方法

1.1 研究地点

在深圳市选取了12个典型道路作为采样点，如图1，各采样点获得的水样样品对应编号为S1—S12．

图1 各采样点的具体位置Fig.1 Study sites and their locations

如图1，每个采样点周边具有不同的土地利用类型(R、C和I分别为住宅区、商业区和工业区占地面积百分比)、交通流量(traffic volume, TV)和路面粗糙度等条件．所有采样道路均平坦且铺有沥青．样品采集的同时收集与道路特征相关的参数，如表1．其中，交通流量数据采用人工计数法得到．土地类型百分数用来表征道路周边的功能区分布，其计算方法为：将研究区域划分成分辨率为50 m×50 m的正方形网格，每个网格根据实际土地利用类型分别定义为居住区、工业区或商业区．土地类型百分数为：以采样点所在网格为中心同时与距该网格3格网格共同组成的正方形为总面积，以采样点为中心的正方形网格内功能区面积占总面积的百分数[2-3]．路面粗糙度用路面构造深度(surface texture depth, STD)表征，采用铺沙法得到．文献[22]研究表明，路面越粗糙，坑洼越多，滞留在路面的污染物负荷越高．另外，汽车轮胎与路面的摩擦力随路面粗糙度的增加而增大，从而使路面污染物负荷增大．因此，路面粗糙度是影响路面污染物负荷的重要因素．

表1 采样点道路特征参数及坐标[23]

1.2 原位模拟雨水径流采集及污染物检测

由于真实道路雨水径流的变异性较大，并受到降雨特征、道路环境等多种因素的影响[24-25]，因此本研究采用原位模拟雨水径流展开调查．利用真空干湿微粒采集器(型号为海尔ZTBJ1200，1 200 W)采集原位模拟的雨水径流．在每个道路站点框定1个4.5 m2的采样区域，且该区域位于路缘与道路中央线之间．文献[26-27]研究表明，污染物负荷在路面各位置的分布存在差异，路缘的污染物负荷相对较高，而道路中心线位置较低．所以采集位于路缘与道路中央线之间的污染物更具有代表性．首先，在道路表面干燥条件下吸尘采集2次；然后，将路面喷湿至刚好不产生径流，再采集1次．采样过程中使用的水均为去离子水，采样结束后将水样转移到酸洗过的聚乙烯瓶中，于4 ℃条件下保存．在本研究中，采样前的前期干燥期为7 d，这是因为城市路面污染物负荷通常在7个干燥日之后达到累积平衡[28]．

文献[29]研究表明，约60%～80%(质量分数)的污染物均吸附在粒径小于75 μm的RDS上，因此，本研究所采集的原位模拟雨水径流样品针对粒径小于75 μm的样品进行污染物及毒性的检测．所检测的污染物指标主要包括与城市交通密切相关的6种重金属(Cu、Zn、Ni、Pb、Cd和Cr)总负荷(单位：μg/m2)、总有机碳(total organic carbon, TOC；指征有机污染物)负荷(单位：mg/m2)和固体总负荷(total solids, TS；代表雨水径流的RDS负荷，单位：g/m2)．以上污染物均根据《水和废水检测标准方法》中的标准方法进行检测．其中，TS的测定使用重量法，重金属的测定主要使用电感耦合等离子体质谱(美国Perkin-Elmer，型号为NexION 350X)，TOC的测定使用总有机碳分析仪(日本Shimadzu，型号为TOC-L CHS)．

1.3 原位模拟雨水径流对蛋白核小球藻的毒性试验

蛋白核小球藻购自中国科学院水生生物研究所，接种于BG-11培养液中，外部培养条件由人工气候箱(BluePard)提供，温度为25 ℃，光源为白色荧光灯，光照强度为5 000 lux，光暗周期为12 h/12 h．当藻细胞处于对数生长期时，进行雨水径流毒性试验．

从每个雨水径流水样中取出3个不同体积(0、 50和240 mL)的水样，冷冻干燥成灰白色粉末后加至8 mL藻液中．在人工气候箱内培养72 h后使用自动细胞计数仪(中国Countstar， 型号为IA1000)测定藻细胞密度，同时使用荧光分光光度计(美国Thermo Scientific Lumina)测定叶绿素a的荧光强度，基于藻细胞密度和叶绿素a荧光强度，根据式(1)和式(2)分别计算得到对应的生长抑制率I1和I2， 随后使用Sigmaplot 12软件对毒性数据进行回归分析．

100%

(1)

其中，Ntc和N0c分别为对照组的初始及暴露72 h后的藻细胞密度；N0和Nt分别为实验组的初始及暴露72 h后的藻细胞密度；t为暴露天数，这里t=3 d．

(2)

其中，Fc和Ft分别为对照组和实验组的叶绿素a荧光响应强度．

为直观反映城市路面径流毒性的大小，本研究采用等效毒理面积(equivalent toxicity area, ETA)法进行样品间的毒性水平比较．具体步骤为：① 从原始水样(已过孔径为75 μm的分样筛)中取出体积为Vi的水样用于毒性试验；② 通过式(3)转换为对应的等效毒理面积，并指定4.5 m2对应100%的抑制率；③ 将其与另外3个体积(0、50和240 mL)对应的抑制率进行函数拟合，得到“抑制率-等效毒理面积”曲线．生长抑制率为50%所对应的等效毒理面积称为半抑制等效毒性面积(half lethal concentration, IC50)，其数值越小代表该水样对藻的毒性越强，因此，通过比较IC50值的大小可分析各采样点原位模拟雨水径流的毒性强弱．

(3)

其中， ETAi为已过孔径为75 μm分样筛的原始水样的等效毒理面积；V为每个采样点原始水样(已过孔径为75 μm的分样筛)的总体积；A为每个采样点的总面积．

2 结果与讨论

2.1 原位模拟雨水径流中典型污染物的负荷解析

通过对原位模拟雨水径流所采样品污染物进行检测，结果如图2．由图2(a)可知，在12个采样点中，大部分采样点的TS负荷低于20.00 g/m2，但S2和S6的TS负荷明显高于平均水平，分别为44.60 g/m2和40.46 g/m2．由图2(b)可知，多数采样点水样的TOC负荷介于50.00～100.00 mg/m2，但S4和S12的TOC负荷超过平均水平的2倍，分别为229.20 mg/m2和195.70 mg/m2．根据图2(c)数据，大多数采样点水样的6种重金属(heavy metal, HM)负荷之和低于350.00 μg/m2，有的甚至接近0；而S4的HM负荷远远高于平均水平，为4 588.89 μg/m2，比S12的HM值高出14倍；S12的HM负荷仅次于S14，为319.47 μg/m2．

图2 原位模拟雨水径流水质数据Fig 2 In-situ simulated stormwater quality

综合比较图2(a)、(b)、(c)的数据可知，S2和S6的TS负荷明显高于其他采样点，但二者的TOC负荷却处于平均水平，介于50.00～100.00 mg/m2，且二者的HM负荷相对较低，分别为25.46 μg/m2和58.69 μg/m2；S4和S12的TS负荷相对较小，但二者的TOC和HM负荷均远高于其他采样点．这说明城市路面的重金属和有机污染物并不随着TS负荷的增加而增大，即城市路面的TS累积的越多并不代表该路面受污染程度越大．然而，目前许多用于揭示城市雨水径流污染强度的数学模型(如MIKE URBAN和 SWMM等)大多基于TS值来建立，通过赋某种污染物与TS比值，从而以TS负荷的模拟值计算其他污染物的负荷水平．根据本研究结果，传统的以TS为主的雨水径流水质模拟方法存在缺陷，并不能较为准确地预测城市雨水径流的受污染程度．

2.2 原位模拟雨水径流对蛋白核小球藻的毒性分析

图3为每条道路基于藻细胞密度和藻叶绿素a含量的毒性曲线．图4是基于藻细胞密度和藻叶绿素a含量的IC50值(分别记作IC50-cell和IC50-chla)，其中，由于S4和S9的样品量不足，因此该图中未包括S4和S9的拟合曲线．由图3和图4可见，同一水样中，污染物对藻细胞密度的IC50值与叶绿素a含量的IC50值相差不大． 几乎所有水样的IC50值均小于1 m2．这说明导致藻的抑制率为50%的原位模拟雨水径流所需道路面积均小于1 m2．

图3 各采样点水样对蛋白核小球藻的抑制率-等效毒理面积拟合曲线Fig.3 The Chlorella pyrenoidasa toxicity curve of stormwater runoff for each road site

图4 各采样点水样基于藻细胞密度和叶绿素a含量的IC50值Fig.4 IC50 value in cell number and IC50 value in chlorophyll a

对比所有道路水样可发现，S5水样的毒性最强，藻细胞密度和叶绿素a含量的IC50值分别为0.22 m2和0.27 m2；S1水样的毒性最弱，藻细胞密度和叶绿素a含量的IC50值分别为1.01 m2和0.89 m2；S6、S7、S8和S12水样的毒性接近但略弱于S5；S2和S3水样的毒性接近，但略强于S1的；S10和S11水样毒性大小比较接近．将污染物的藻毒性数据与典型污染物负荷数据进行对比可知，S5水样对藻的毒性最强，但其TOC和HM负荷均不是最高的；S1水样对藻的毒性最弱，但其TOC和HM负荷均不是最低的；S12水样的TOC和HM负荷虽明显大于S5、S6、S7和S8的，但其对藻的毒性却并未明显强于以上4者．由相关性分析(表2)也可知，雨水径流毒性与TS、TOC和HM负荷之间的相关系数较低，进一步说明了城市雨水径流的毒性并不与城市路面的颗粒物，重金属和有机污染物负荷存在明显的正相关(P>0.05)， 雨水径流毒性的来源除了重金属和有机污染物外，很有可能来自其他污染物(或未知污染物)．因此传统的雨水回用研究方法中仅以某单一种(类)污染物的含量来评价城市雨水径流危害性的方法是不合适的，而应关注各类污染物共存时表现出的联合毒性．这能够为海绵城市建设中最大限度保障道路雨水回用安全提供重要的技术方法．

表2 相关性分析

1)在0.05级别相关性显著

2.3 毒性影响因子的解析

城市雨水径流毒性的影响因素众多，本研究主要分析TV、STD、C、I、R、 TS、TOC、6种HM总负荷与雨水径流毒性之间的关系，从而识别城市道路雨水径流毒性的主要影响因素．其中，毒性数据采用IC50值(基于藻细胞数量和藻叶绿素a)的倒数，即IC50值倒数越大，对应毒性越大．

由主成分分析图(图5)可知，工业区比例(I)的矢量与毒性矢量(基于细胞数量和叶绿素a)的夹角最小，这说明道路周边工业区土地利用占比是影响城市雨水径流毒性的最主要因素；重金属和有机污染物含量的矢量也均与毒性矢量呈现相对较小的夹角．但相比于有机物，重金属矢量与毒性矢量的夹角更小，这说明重金属对雨水径流毒性的贡献可能相对大于有机污染物；道路周边商业区和居住区土地利用占比对城市雨水径流毒性的影响不大，交通流量和路面构造深度对城市雨水径流毒性的影响也相对较弱．该结果说明相比有机污染物，回用城市路面雨水时更应关注重金属的去除．此外，因为工业区路面雨水径流毒性较大，在回用中可能存在较高风险．但值得注意的是，这并不代表所有工业区道路的雨水径流均不适宜回用．在海绵城市建设中，应根据不同的回用目标，遵循“低质低用，高质高用”的原则，对毒性较高的雨水径流进行适宜性回用．

图5 城市雨水径流毒性影响因素的主成分分析图Fig.5 PCA biplot for stormwater toxicity and influential factors

结 语

本研究探索了毒性作为新的指标来评价雨水回用安全的适宜性．主要结论如下：

1)在海绵城市建设中，为保障雨水回用安全，仅关注雨水中的污染物是不适合的．采用污染物-毒性联合的评价方法更能够为安全性保障提供理论和数据依据．

2)工业用地是影响城市雨水径流毒性的最主要因素． 相比有机污染物，重金属对城市雨水径流的毒性贡献更大．因此，在海绵城市建设中，应关注重金属的去除．

3)在海绵城市建设中，应根据不同的回用目标，遵循“低质低用，高质高用”的原则，对毒性较高的雨水径流进行适宜性回用．