巢湖圩区渍水对溞活动、生殖抑制作用及其与氮磷质量浓度关系

张 翔, 鲍楠楠, 索改弟, 蒋锦刚, 余增亮, 冯慧云

(1.中国科学院 合肥物质科学研究院,安徽 合肥 230031; 2.中国科学技术大学 研究生院科学岛分院,安徽 合肥 230031; 3.安徽科技学院 资源与环境学院, 安徽 凤阳 233100)

巢湖周边有圩区约6×104hm2(90×104亩),其地势低洼,吴淞高程为5.0～10.0 m,降水与农田引水灌溉形成的农田渍水经田间沟渠到达排灌站,在站前池停留达到一定水位后,由排灌机组排入周边入巢河流。据文献[1]估算及笔者团队2020年6月至2021年6月在庐江同大圩开展的以周为频次的调查监测(另文详细报道),同大圩年均排入巢湖的农田渍水约1×108m3,观测期内排灌站排水中总氮(total nitrogen,TN)、总磷(total phosphorus,TP)质量浓度均值分别约为4.21、0.21 mg/L,随季节和农时节律在较大范围内波动。

目前,对环湖圩区污染关注的重点是输入巢湖的氮磷负荷及削减措施等,对排水中氮磷及其他污染物对水生态系统及成员的生物和生态毒性作用尚未给予足够重视。事实上,由施肥引起的圩区排水氮、磷质量浓度在短期内快速升高,可能成为邻近湖区藻华发生的直接刺激因素,还可能对湖中水生动物造成直接损伤。

大量研究显示,非离子氨(NH3-N)、亚硝酸盐氮(NO2--N)和硝酸盐氮(NO3--N)对不同种属水生动物的96 h 50%致死质量浓度(lethal concentration 50,LC50)分别为0.1～1.0 mg/L、1～10 mg/L、20～300 mg/L以上[2]。由于成分及作用方式的多样化和复杂性,单凭对某一组分物质毒性研究的数据,很难判断真实水样的危害程度,全样品测试以及现场在线监测是水体环境生物生态毒性评估的重要内容,并且常常得出不同于实验室单组分检测的结果[3-7]。

浮游动物以浮游植物和有机碎屑为食,在水生食物链中处于承上启下的重要生态位。以水溞等为代表的枝角类浮游动物既可做鱼类饵料,也常被用于快速清除水中蓝绿藻和悬浮颗粒物[8],其中的大型溞(Daphniamagna,DP)是国际通用的环境物质毒性评估模式动物。为了解巢湖圩区地表水的生物毒性,本文采用全样品测试,选择DP及老年低额溞(Simocephalusvetulus,SP)为对象,对取自巢湖同大圩田间、沟渠和排灌站的221个水样进行2种溞急性活动抑制检测,对其中部分水样进行溞寿命和生殖能力检测,比较过滤稀释处理对毒性效应的减缓效果;进一步结合水样氮、磷质量浓度数据,统计分析引起溞急慢性活力和生殖抑制的圩区渍水氮、磷质量浓度特征,取得巢湖圩区水样生物毒性效应与水中氮、磷质量浓度关系的数据,可为巢湖生态安全评估及圩区污染治理工程提供参考。

1 材料与方法

1.1 实验动物

DP和SP采自巢湖与合肥物质科学研究院智能机械研究所附近水塘,已在实验室连续孤雌培养3 a以上,培养液为T85MVK[9],培养环境为(23±2) ℃、3 000 lx,光暗周期为12 h/12 h,喂食BG-11培养基培养的新鲜小球藻(Chlorellavulgaris)。

1.2 实验水样及水质检测

水溞急性活动抑制检测的221个水样采集时间为2020年7月至2021年3月,采样参照文献[10]进行。采集的水样低温避光存放,于1周内完成水质参数检测,其中TN测定参照文献[11],TP测定参照文献[12],氨氮采用氨气敏电极法测定,NO3--N测定参考SL 84—1994标准[13];另取水样采用0.22 μm孔径的微孔滤膜过滤,按TN、TP方法进行测试,得到溶解性总氮(dissolved total nitrogen,DTN)和溶解性总磷(dissolved total phosphorus,DTP)质量浓度。

1.3 水溞活动抑制检测

由于水样取自不同时间,活动抑制检测分多个批次进行,方法参照文献[14]。各批次实验均取15～17日龄的同胎母溞单独培养,取母溞在24 h内所产幼溞用于实验。每个水样设3个平行,各以50 mL无菌玻璃三角瓶盛放20 mL水样、5只DP和5只SP,透气封口膜封口,培养环境同1.1节所述,期间不喂食。在培养时间达到24、48 h时,分别观察瓶内溞活动状态,以轻轻摇动瓶身后15 s内溞不活动判定为活动抑制。各水样对溞的活动抑制率以3个平行测试瓶中受抑制溞总数与供试溞总数(15只)之比计算,DP与SP分别统计。

按文献[14]要求,先检测实验室环境下2种溞在含0.2～6.4 mg/L等比质量浓度梯度重铬酸钾的标准稀释水中的活动抑制,得到DP 24 h、SP 24 h、DP 48 h、SP 48 h半数效应质量浓度(median effective concentration,EC50)分别为1.926、3.328、1.183、1.494 mg/L,95%置信区间分别为1.608～2.255 mg/L、2.801～4.219 mg/L、1.031～1.316 mg/L、1.331～1.734 mg/L,除SP 24 h外均符合24 h EC50低于2.0 mg/L的敏感性要求。

1.4 水溞寿命和生殖能力检测

供试溞的获取、培养同1.1节所述,每日喂食的小球藻以瓶中藻密度(1～6)×106个/mL为宜。每日观察母溞的存活,记录24 h内新出生幼溞数量并将其吸出。培养期间不换水,以200目尼龙筛网定期过滤去除水中积累的杂质。

1.5 数据分析

数据整理用Excel 2019,作图用Origin 2021,图及文中均值为(平均值±标准差),采用单因素方差分析(one-way ANOVA)比较0.01或0.05水平下群组均值是否显著不同。

2 结果与分析

2.1 水样氮、磷质量浓度

全部221个水样平均TN、DTN、氨氮、NO3--N、TP和DTP质量浓度分别为(10.39±20.75) mg/L、(8.57±18.86) mg/L、(4.14±19.44) mg/L、(3.86±6.74) mg/L、(0.43±1.03) mg/L、(0.15±0.43) mg/L,按田间(区域1)、沟渠(区域2)、排灌站(区域3)进行分区统计的情况见表1所列(n为水样数),按区域分组统计的氮、磷质量浓度分布如图1所示。

图1 221个水样按区域分组统计的氮磷质量浓度分布

表1 3个采样区域6项水质指标质量浓度检测结果 单位:mg/L

总体上,渍水从田间经沟渠流至排灌站,由于沿途颗粒物沉降和各种吸收转化过程,各型氮、磷物质质量浓度均逐渐降低,除NO3--N之外的各参数田间水样均值均显著高于沟渠和排灌站水样(P小于0.05或 0.01),且沟渠的氨氮、TP和DTP也显著高于排灌站(P<0.01)。排灌站水样TP、氨氮质量浓度均值基本符合地表Ⅲ～Ⅳ类水质标准,但TN仍远高于地表Ⅴ类限值[15],主要是由于NO3--N质量浓度较高。

沟渠和排灌站水样TN和DTN均值较接近,但沟渠水样氨氮质量浓度高于排灌站水样,NO3--N质量浓度低于排灌站,这是由于水的流淌为硝化细菌提供好氧环境,促进了氨氮向NO3--N的转化。有4个田间水样TN接近甚至高于100 mg/L,明显高于同期位点周边平均水平;根据农业记录,这些位点所在田块在取样前有施肥或喷洒农药情况;去除这4个数据后,59个田间水样的ρTN平均为(11.15±15.53) mg/L,仍然高于沟渠和排灌站水样(P<0.05)。

与氮质量浓度相比,水从田间经沟渠输送至排灌站,磷质量浓度降低更明显,这是由于渍水中颗粒态磷质量分数较高,平均达到(62.46±22.09)%(n=221),沿途颗粒物沉降对磷的减少起到关键作用。前述4个田间TN异常高点中有1个位点TP质量浓度高达12.57 mg/L,去掉该值后62个田间水样TP质量浓度平均为(0.72±1.04) mg/L,仍然显著(P<0.01)高于沟渠和排灌站水样磷质量浓度。

2.2 全部水样对水溞的活动抑制情况

全部221个水样及按田间、沟渠和排灌站进行分类统计后水样对水溞的总体抑制情况见表2所列。对SP有抑制作用的水样数量高于对DP抑制水样数量,且排灌站水样的差异最大,92个排灌站水样中仅1个对DP产生48 h抑制,但有9个对SP有24 h抑制,到48 h增加到36个,提示圩区水样对SP的抑制更为广泛。

表2 全部水样对水溞的活动抑制总体情况

2种溞2个处理时长的平均抑制率都表现为田间水最高,沟渠水次之,排灌站水最低,这与水中氮、磷质量浓度高低是一致的。

2.3 水样氮、磷质量浓度与水溞抑制率关系

2.3.1 总体情况

对各处理组按0(无抑制)、(0,50%](低抑制)、(50%,100%)(中等抑制)、100%(完全抑制)抑制率分区,全部221个水样TN、TP质量浓度及对DP、SP的24、48 h抑制率分布如图2所示。

图2 221个水样不同TN、TP质量浓度对水溞抑制率的分布

由图2可知,高抑制率的水样基本上TN质量浓度都接近或大于10 mg/L,24 h抑制率达到100%的水样TP质量浓度都大于0.1 mg/L,但代表无抑制的浅灰色圆点在所有氮、磷质量浓度范围内均有分布,说明高氮、磷质量浓度并不一定导致水溞的活动抑制,但导致水溞活动抑制的水样往往具有较高的氮、磷质量浓度,特别是总氮质量浓度较高。

2.3.2 水样氮质量浓度与抑制率关系

分别按DP 24 h、SP 24 h、DP 48 h、SP 48 h抑制率从低到高进行排序,分别计算各区间对应水样的氮质量浓度均值,进行区间比较。各形态氮SP 24 h和SP 48 h的结果如图3所示。

图3 全部221个水样对SP 24 h、48 h的抑制率与氮质量浓度关系

由图3a可知:引起SP 24 h低抑制的水样TN和DTN平均质量浓度在7～8 mg/L之间,NO3--N质量浓度平均约为5 mg/L,与无抑制水样对应参数的差异不显著;但中等和完全抑制的水样各形态氮平均质量浓度均显著高于无抑制水样,也高于低抑制水样(除NO3--N外)。

由图3b可知:引起SP 48 h抑制的水样各形态氮质量浓度均低于24 h抑制的相应质量浓度,说明低质量浓度氮的水样若作用时间足够长,则可加剧溞的活动抑制;其中,中等抑制各形态氮质量浓度均值下降最明显,达到与无抑制和低抑制相同的水平,这从图3中图柱位置高低清晰可见。

DP 24 h和DP 48 h处理组的数据与SP略有不同,但规律类似(不再重复图示)。作用24 h时,中等和完全抑制水样的各形态氮平均质量浓度与无抑制水样之间均有极显著(P<0.01)差异,而低抑制水样虽然均值也明显低于中等和完全抑制水样,但由于数量较少(n=4),统计分析未显示差异性。

与SP 48 h类似,DP 48 h处理的完全抑制水样各形态氮质量浓度明显高于其他3个区间,其中氨氮与无抑制水样,TN、DTN和NO3--N与无抑制、低抑制水样都有极显著(P<0.01)差异。

以上结果说明圩区水样氮质量浓度与水溞抑制程度之间具有较清晰的相关性。

2.3.3 水样磷质量浓度与抑制率关系

4个处理组各抑制区间水样TP和DTP质量浓度的差异如图4所示。

各处理组的无抑制水样TP、DTP质量浓度均值分别约为0.30、0.12 mg/L。

处理24 h时中等、完全抑制水样的磷质量浓度明显高于无抑制水样,但低抑制水样的磷质量浓度却低于无抑制水样。处理48 h时,完全抑制水样磷质量浓度均值明显高于其他水样,与图3中氮质量浓度特征是相似的,但中等抑制水样的磷质量浓度却低于无抑制和低抑制水样。该结果说明,圩区水样的磷质量浓度与水样对溞的急性活动抑制相关性不如氮质量浓度那样确定。

2.3.4 各区域水样氮、磷质量浓度与抑制率关系

将排灌站、沟渠和田间水样分组,分别统计各组水样的水溞抑制率,分析各区域水样氮、磷质量浓度与溞抑制率的相互关系。由于各区域抑制水样数量有限,不再细分抑制程度,仅按有或无抑制来分析。

排灌站SP 24 h 9个抑制水样、83个无抑制水样的平均ρTN分别为(5.30±4.53) mg/L、(7.05±6.04) mg/L,平均ρTP分别为(0.14±0.04) mg/L、(0.18±0.15) mg/L,抑制水样TN 、TP质量浓度较低。类似地,排灌站SP 48 h 36个抑制水样与无抑制水样相比,各形态氮质量浓度较低(有、无抑制水样ρTN分别为(5.71±5.56) mg/L、(7.63±6.05) mg/L,其他略),磷质量浓度较高(有、无抑制水样ρTP分别为(0.21±0.16) mg/L、(0.16±0.12) mg/L,ρDTP分别为(0.07±0.05) mg/L、(0.06±0.05) mg/L),但无统计学差异。由此可见,排灌站水样由于氮、磷质量浓度较低,对溞的抑制作用与氮、磷质量浓度之间的关系并不确定。所有沟渠和田间水样对溞的抑制作用及水中TN、DTN平均质量浓度见表3所列。从表3可以看出,4个处理组的沟渠抑制水样TN、DTN质量浓度均高于无抑制水样,统计分析差异显著(P<0.01)。

沟渠抑制水样氨氮平均质量浓度为[(2～5)±(3～4)] mg/L、NO3--N平均质量浓度为[(4～9)±(7～9)] mg/L,均高于无抑制水样,其中部分处理组有统计差异。

沟渠抑制、无抑制水样TP质量浓度分别为[(0.30～0.40)±(0.30～0.40)] mg/L、(0.32±0.27) mg/L,基本无差异;抑制、无抑制水样DTP质量浓度分别为[(0.13～0.21)±(0.20～0.30)] mg/L、(0.09±0.07) mg/L,抑制水样稍高于无抑制水样,差异不显著。

田间无抑制水样的各形态氮质量浓度仅稍高于沟渠无抑制水样;但其抑制水样的各形态氮(包括表2中未列出的氨氮和NO3--N)质量浓度均比沟渠抑制水样大很多,因此其抑制与无抑制水样之间各形态氮质量浓度更具显著差异(P<0.01)。

田间抑制、无抑制水样TP质量浓度分别为[(1.34～1.73)±(0.76～0.80)] mg/L、(0.65±0.78) mg/L,DTP质量浓度分别为[(0.42～0.59)±(0.91～1.07)] mg/L、(0.27±0.65) mg/L,抑制水样的TP、DTP质量浓度较高,但仅DP 24 h处理组的TP质量浓度有统计差异(P<0.05)。

以上结果说明,沟渠ρTN、ρDTN和田间4种形态氮质量浓度与水样对溞的抑制作用之间有较清晰的相关性,而TP、DTP质量浓度较低,不能有效地反映水样对溞的抑制程度。

2.4 过滤后水样氮、磷质量浓度和抑制率变化

从有抑制作用且肉眼可见有较多悬浮物的水样中随机选择20个,以0.22 μm孔径的微孔滤膜过滤去除水中悬浮物,检测过滤后水样氮、磷质量浓度及对水溞的抑制率,比较过滤前后的变化,结果见表4、表5所列。

表4 水样过滤前后氮、磷、悬浮物质量浓度对比 单位:mg/L

表5 水样过滤前后氮、磷质量浓度及对水溞抑制率对比

对滤膜上截留的悬浮物烘干至恒质量后,测得20个水样悬浮物质量浓度为38.33～236.67 mg/L,平均为(122.25±67.16) mg/L。田间、沟渠、排灌站水样悬浮物质量浓度依次减少,体现出悬浮物沿途逐渐沉降的特征。

过滤后水中氮、磷质量浓度都有所下降,ρTP下降幅度高于ρTN;过滤后引起水溞抑制的水样数量都相应减少。过滤前24 h抑制水样平均ρTN大于16 mg/L,48 h抑制水样ρTN大于12 mg/L,过滤后全部上升到17 mg/L以上。

过滤前除SP 24 h外,抑制水样TP质量浓度较高,过滤后各处理组趋于一致,为(0.11±0.06) mg/L,表明0.11 mg/L可能是判断圩区水样对溞毒性作用的TP质量浓度参考阈值。

2.5 抑制水样对溞寿命和生殖力影响

为考察抑制水样经稀释后对溞的抑制程度变化,选择6个对SP 48 h完全抑制的水样,分别以纯水稀释至初始质量浓度的1/2、1/4、1/8(部分水样因毒性较强,稀释至1/16初始质量浓度)后进行溞抑制率和寿命检测,对存活期足够长的溞检测其产幼溞数量。

作为对照的标准稀释水及6个水样经不同程度稀释后作为培养基质、正常饲喂小球藻情况下DP的存活情况如图5所示(SP类似,图略)。

图5 2种溞在标准稀释水及6个稀释水样中培养的寿命

6个水样ρTN在21.79～216.70 mg/L之间,平均为(95.94±67.03) mg/L;ρTP在0.044～2.487 mg/L之间,平均为(0.56±0.96) mg/L。稀释后,抑制水样溞数量和抑制率都相应下降。稀释至1/8初始质量浓度后仅5#水样仍有抑制作用,其初始ρTN、ρTP分别为 64.93、0.087 mg/L。初始氮、磷质量浓度(ρTN=111.85 mg/L,ρTP=2.49 mg/L)均很高的2#水样稀释至1/4初始质量浓度后仅对DP有抑制作用,且抑制率较低,为13.33%。ρTN最高(216.70 mg/L)、但ρTP居中(0.24 mg/L)的6#水样稀释至1/8初始质量浓度后对溞不再有急性抑制作用。

由图5可知,水样稀释倍数越大,溞存活时间越长。

标准稀释水培养时大部分溞存活50 d以上;6#水样稀释至1/8初始质量浓度后虽然不再有急性抑制作用,但是仍影响溞的长期存活;其余5个水样充分稀释后溞寿命也可达50 d,但稀释不充分的水样对溞寿命影响仍显著。

3#水样氮、磷初始质量浓度(ρTN=21.79 mg/L,ρTP=0.06 mg/L)较低,稀释后对溞寿命影响最小。

5只DP或SP在不同稀释程度水样中全生命周期内产幼溞数量如图6所示。

以母溞出生当日为第1日龄,标准稀释水中DP、SP的头胎生育时间均在第7日龄至第8日龄,在第49日龄至第51日龄陆续停止生育;DP的生殖量大,5只溞产出(836±15)只幼溞,平均为167.2只/溞;SP生殖量仅为DP的1/2。

需说明的是,实验是在不更换培养水、且体系中包含DP、SP的情况下进行的,相比于正常换水、单只独立培养的条件,平均每只溞的产幼溞数量要低。

在稀释的实验水样中培养时,2种溞的头胎生育时间均推迟到第10日至第15日龄,生育期最长的在第50日龄停止生产,最短的在第16日龄停止生产。6#水样稀释至1/8初始质量浓度后对溞虽然无48 h抑制,但是仅少量溞存活时间为15 d,且产幼溞能力低,产幼溞总数量仅为几只。1#～5#水样稀释至1/8初始质量浓度后,溞在其中的存活情况较相似(DP为53～62 d,SP为50～61 d),但生殖量存在差异,水样按生殖量从大到小排序依次为3#、5#、1#、4#、2#,近似呈ρTN(3#、5#、1#、4#、2#水样依次为2.72、8.12、7.73、12.32、13.98 mg/L)越高,生殖量越低。

3 讨 论

文献[16-18]利用实验室配制的无机氮溶液进行的研究显示,NO3--N对模糊网纹溞(Ceriodaphniadubia)和DP的48 h LC50分别达到374、462 mg/L[16],NH4+-N对DP的24 h LC50为165.97 mg/L,48 h LC50为69.54 mg/L[17],而ρ(NO3--N)为100 mg/L、ρ(PO43--P)为50 mg/L对溞滤食和存活未造成明显影响[18]。本文圩区渍水引起溞急性抑制的氮、磷质量浓度要低得多,整体质量浓度最高的田间抑制水样,除极少数异常高的水样外,大部分水样ρTN不超过100 mg/L,ρTP不超过3 mg/L。

圩区渍水作为天然的混合物,其氮、磷元素存在多种形式,如TP就可能包括有机磷成分。有证据表明,当氨氮质量浓度高于0.415 mg/L时,DP对3种有机磷农药的敏感性随氨氮质量浓度升高而升高[19]。文献[20]对加拿大某蔬菜和蓝莓种植区沟渠和河流进行半年的监测发现,50个沟渠水样中有4%对水溞产生致命毒性,14%的沟渠水样和9%的河流水样抑制网纹溞的繁殖能力,分析认为有机磷杀虫剂是引起溞毒性的主要原因之一,但该文未报道所观测水样的氮、磷质量浓度。本文中,221个水样中有56.1%的水样氨氮质量浓度高于0.415 mg/L,大部分水样氨氮质量浓度达到或超过可与其他毒物协同作用而增强毒性的质量浓度。这类协同作用较为普遍,如农药与重金属[21-22]、营养盐与农药[23]、营养盐与重金属[24]之间都存在。考虑到这些因素,仅水质监测、单一物质的毒性研究数据均难以准确、客观地描述实际样品的生物毒性,采用真实样品甚至是现场原位测试是非常必要的。

从引起溞抑制的较低氮、磷质量浓度可推测,巢湖圩区渍水中很可能存在其他类型的生物毒性污染物。氮、磷质量浓度虽然无法表征其他污染物的存在水平,但是测试简便快捷,若结合田间施肥施药调查和农药成分测试分析,则可尝试建立氮、磷质量浓度与农药成分含量之间的相关性,进而可通过氮、磷质量浓度预判圩区渍水生物毒性。

4 结 论

本研究采用全样品分析方法,根据221个圩区地表水样氮、磷质量浓度及其对DP、SP存活与生殖抑制的相互关系,得出巢湖典型圩区渍水对水生溞属动物的急慢性毒性特征数据。

整体上,引起溞急性活动抑制的水样TN质量浓度一般大于10 mg/L,TP质量浓度大于0.1 mg/L。其中,作用24 h即引起溞50%以上活动抑制率的水样TN、TP平均质量浓度分别达到40、0.6 mg/L以上。水样稀释后急性抑制程度降低,但仍可能对溞产生生殖干扰,表现为TN质量浓度越高,生殖量越低。低抑制和无抑制水样的氮、磷质量浓度没有显著性差异,其抑制作用可能与其他因素有关。

对田间、沟渠和排灌站分别统计显示,有抑制作用的水样数量占比及平均抑制率均是田间最高,沟渠次之,排灌站最低,说明田间渍水在经沟渠流向排灌站的过程中毒性逐渐降低,这与氮、磷质量浓度沿程降低是一致的,提示通过增加田间排水传输的距离,延长渍水在沟渠的停留时间,可降低入巢渍水的氮、磷质量浓度和生物毒性。田间和沟渠水体较高的氮、磷质量浓度及生物毒性对于圩区生物物种多样性可能不利。

过滤可削减水中悬浮颗粒,大幅降低水中磷的质量浓度,部分降低氮的质量浓度,对溞的抑制作用相应减弱。通过砂坝过滤、絮凝沉淀等工程措施对渍水进行去除悬浮物的处理,既可削减圩区输入巢湖的氮磷负荷,也可降低入巢渍水的潜在生物毒性。