周 慶，楊小杰，韓士群

(江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，南京 210014)

PAC改性粘土處理藍(lán)藻水華對(duì)水環(huán)境的影響*

周 慶，楊小杰，韓士群**

(江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，南京 210014)

利用改性粘土治理藍(lán)藻水華堆積的湖泊近岸區(qū)域以及發(fā)生水華的養(yǎng)殖水體成為應(yīng)急治理藍(lán)藻的重要措施，然而負(fù)載有毒藻體的改性粘土沉積水體可能引發(fā)的安全性風(fēng)險(xiǎn)尚缺乏研究. 選取PAC改性粘土作為研究對(duì)象，通過(guò)模擬實(shí)驗(yàn)，研究改性粘土處理藍(lán)藻水華后沉積水體對(duì)負(fù)載的藻細(xì)胞結(jié)構(gòu)、水體營(yíng)養(yǎng)鹽與藻毒素的釋放與削減以及對(duì)其他水體功能性細(xì)菌(硝化、反硝化細(xì)菌)的影響. 結(jié)果表明，PAC改性粘土的施用對(duì)低水華水體藍(lán)藻細(xì)胞的去除率為96.04%±0.99%，高水華水體與低水華水體施用的去除率之間差異不顯著，PAC改性粘土的施用能夠在較長(zhǎng)的時(shí)間內(nèi)有效地控制水體中的藍(lán)藻濃度. 透射電鏡結(jié)果表明，PAC改性粘土沉降藍(lán)藻第4 d后，藍(lán)藻細(xì)胞膜出現(xiàn)了一定程度的不完整，細(xì)胞內(nèi)規(guī)則的類(lèi)囊體片層結(jié)構(gòu)出現(xiàn)了實(shí)質(zhì)性損傷. 隨著粘土負(fù)載藍(lán)藻細(xì)胞的損傷，水體中的總可溶性氮濃度迅速上升，但總可溶性磷濃度仍可在較長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi)維持在較低水平. PAC改性粘土施用后，水體的總細(xì)菌數(shù)與空白對(duì)照組趨于一致，但硝化、反硝化細(xì)菌數(shù)卻呈顯著下降趨勢(shì). PAC改性粘土施用下的藻毒素釋放風(fēng)險(xiǎn)主要集中在高水華水體. 高水華水體中，PAC改性粘土施用導(dǎo)致藻毒素MC-LR和MC-RR加速釋放，其最高峰值分別達(dá)到空白對(duì)照組的1.69±0.09和2.04±0.09倍，但水體MC-LR濃度達(dá)到安全限(<1 μg/L)的時(shí)間明顯比空白對(duì)照組早8 d. 此外，PAC改性粘土的施用并沒(méi)有導(dǎo)致水體中Al3+和Cl-濃度超標(biāo).

PAC改性粘土；藍(lán)藻水華；營(yíng)養(yǎng)鹽釋放；藻毒素釋放；硝化、反硝化細(xì)菌

我國(guó)自1980s以來(lái)，由于經(jīng)濟(jì)的急速發(fā)展和環(huán)境保護(hù)的相對(duì)滯后，許多湖泊、河流、水庫(kù)進(jìn)入了富營(yíng)養(yǎng)化、甚至嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài). 其中，60%的湖泊和水庫(kù)受到有毒藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā)的困擾[1]. 而產(chǎn)毒銅綠微囊藻是我國(guó)最常見(jiàn)的一種水華藍(lán)藻[2]，其釋放的微囊藻毒素(MCs)對(duì)水環(huán)境安全和人畜健康構(gòu)成了嚴(yán)重的威脅[3]. 2007年太湖梅梁灣微囊藻水華引發(fā)的無(wú)錫南泉水廠(chǎng)水質(zhì)惡化事件，在國(guó)內(nèi)學(xué)者們的分析建議下，相關(guān)部門(mén)最終重視了對(duì)重點(diǎn)湖區(qū)藍(lán)藻水華的應(yīng)急治理. 對(duì)藍(lán)藻水華堆積的近岸區(qū)域，采用改性粘土進(jìn)行噴灑，使水面藍(lán)藻沉降到底泥，成為藍(lán)藻水華應(yīng)急治理的重要措施之一[4]. 而長(zhǎng)期積累形成的“藻型生境條件”很難在短期內(nèi)得到根本改變[5]，藍(lán)藻水華還將會(huì)在相當(dāng)長(zhǎng)的一段時(shí)間內(nèi)持續(xù)發(fā)生，并且從自然水體延伸到了養(yǎng)殖水體.

使用廉價(jià)的粘土凝聚除藻被國(guó)內(nèi)外學(xué)者認(rèn)為是最有希望治理藻類(lèi)污染的方法[6]. 但自然粘土用量過(guò)大，容易改變底棲動(dòng)物的群落結(jié)構(gòu)與多樣性[7-8]. 不僅如此，很多粘土在海水中應(yīng)用有效果，在淡水中卻沒(méi)有[9]. 許多學(xué)者通過(guò)對(duì)粘土的殼聚糖改性[10]、十六烷基三甲基溴化銨(CTAB)改性[11]和聚合氯化鋁(PAC)改性[12]等，有效提升了粘土在淡水中除藻的效率，顯著降低了投加量. Lewis等[13]研究認(rèn)為改性過(guò)的粘土與有害藻類(lèi)相比不會(huì)對(duì)底棲生物形成更多的壓力. 曹西華等[14]利用改性粘土去除養(yǎng)殖水體的甲藻水華，發(fā)現(xiàn)對(duì)養(yǎng)殖對(duì)蝦幼體的存活沒(méi)有明顯影響.

但是近年來(lái)有學(xué)者逐漸發(fā)現(xiàn)殼聚糖、CTAB、PAC這類(lèi)改性劑能夠?qū)Τ两档挠卸舅{(lán)藻細(xì)胞產(chǎn)生不同程度的傷害效應(yīng)[11,15]，那么通過(guò)改性粘土應(yīng)急沉降藍(lán)藻后，負(fù)載藻體的粘土沉積在水體對(duì)水體營(yíng)養(yǎng)鹽、藻毒素再釋放的影響如何，改性粘土的施用是否會(huì)影響其他功能微生物以及影響藻毒素的降解，進(jìn)而干擾水體的自?xún)艄δ?，這些問(wèn)題尚缺乏研究.

本研究選取目前使用最廣泛、成本較低廉的PAC改性粘土作為研究對(duì)象，探討改性粘土處理藍(lán)藻水華后在水體對(duì)負(fù)載的藻細(xì)胞結(jié)構(gòu)、水體營(yíng)養(yǎng)鹽、藻毒素釋放與削減以及對(duì)其他水體功能性細(xì)菌(硝化、反硝化細(xì)菌)的影響，對(duì)負(fù)載產(chǎn)毒藍(lán)藻的改性粘土沉積水體的風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行初步的研究，為其在藍(lán)藻水華應(yīng)急治理與養(yǎng)殖水體除藻中的應(yīng)用提供一定的理論基礎(chǔ).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

1.1.1 藻種 產(chǎn)毒銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa，F(xiàn)ACHB-912)購(gòu)于中國(guó)科學(xué)院武漢水生生物研究所淡水藻種庫(kù)，采用1/10改良Hoagland’s培養(yǎng)基(pH 7.0). 1/10改良Hoagland’s培養(yǎng)基經(jīng)121℃滅菌20 min.

1.1.2 PAC改性粘土 將分別預(yù)處理后的凹凸棒土(AT)與PAC以5∶1(W/W)混合，鹽基度調(diào)至70%，經(jīng)復(fù)合反應(yīng)和熟化反應(yīng)后干燥制得成品[12].

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

取江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院2#塘水(總氮(TN)濃度為7.88±0.26 mg/L, 總磷(TP)濃度為0.14±0.03 mg/L，葉綠素a(Chl.a)濃度為22.32±1.31 μg/L，水體中的浮游藻類(lèi)以柵藻、十字藻、弓形藻等綠藻為主)，經(jīng)濾紙(最大孔徑20 μm)過(guò)濾后，備用. 分別設(shè)置無(wú)水華塘水(僅為過(guò)濾塘水)、低水華塘水(銅綠微囊藻純培養(yǎng)物與過(guò)濾塘水混合后，藻細(xì)胞密度為6.99×105cells/ml)、高水華塘水(銅綠微囊藻純培養(yǎng)物與過(guò)濾塘水混合后，藻細(xì)胞密度為3.83×106cells/ml)，每種塘水均通過(guò)添加硝酸銨和磷酸二氫鉀將TN、TP濃度分別調(diào)至約25和4 mg/L左右. 對(duì)于每一種塘水，不添加PAC改性粘土的為空白對(duì)照組；添加PAC改性粘土的為處理組，投加量為200 mg/L，反應(yīng)體系為10 L，攪拌參數(shù)為450 轉(zhuǎn)/min下攪拌1 min、150 轉(zhuǎn)/min下攪拌10 min、靜置30 min. 此后每天低速(50 轉(zhuǎn)/min)擾動(dòng)1 h，使改性粘土沉積期內(nèi)水體仍有一定的擾動(dòng). 每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)平行. 水體擾動(dòng)后靜置30 min再取樣，定期測(cè)定無(wú)水華塘水、低水華塘水、高水華塘水中水體Chl.a濃度、營(yíng)養(yǎng)鹽等指標(biāo)；低水華塘水、高水華塘水中水體MCs指標(biāo)；無(wú)水華塘水中的總細(xì)菌數(shù)、硝化與反硝化細(xì)菌數(shù)；以及高水華塘水沉淀粘土中的銅綠微囊藻細(xì)胞結(jié)構(gòu)狀況.

圖1 不同水華程度下PAC改性粘土的施用對(duì)水體葉綠素a(a)、DTP(b)和DTN(c)濃度的影響

1.3 測(cè)定方法

總可溶性氮濃度(TDN)采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定[16]，總可溶性磷濃度(TDP)采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定測(cè)定[16]，鋁離子濃度(Al3+)采用鉻天青S分光光度法測(cè)定[17]，氯離子濃度(Cl-)采用硝酸銀滴定法測(cè)定[18].

Chl.a濃度采用熱乙醇法測(cè)定[19]. 總細(xì)菌計(jì)數(shù)采用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基-平板計(jì)數(shù)法[20]，硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌計(jì)數(shù)采用MPN計(jì)數(shù)法[21].

沉淀粘土中的銅綠微囊藻細(xì)胞外部形態(tài)的分析通過(guò)掃描電鏡(ESEM Philips XL-30)進(jìn)行，內(nèi)部結(jié)構(gòu)狀況的分析通過(guò)透射電鏡(TEM Philips CM100)進(jìn)行.

水體中可溶性MC-LR和MC-RR的測(cè)定參照國(guó)標(biāo)方法(GB 20466-2006-T)，采集的培養(yǎng)液經(jīng)膜過(guò)濾 (Whatman GF/C,0.45 μm孔徑)，濾液再經(jīng)C18固相萃取小柱(Waters,Sep-Pak?Vac 3cc)分離富集后，其甲醇洗脫液通過(guò)懸轉(zhuǎn)蒸干，再重懸于50%的甲醇(色譜純)，最后經(jīng)高效液相色譜儀(Agilent 1200)測(cè)定. 色譜條件為250 mm×0.46 mm的C18反相柱，柱溫40℃，流動(dòng)相為甲醇與磷酸鹽緩沖溶液(pH 3.0)按體積比57∶43混合，流速1 ml/min，紫外可見(jiàn)檢測(cè)器波長(zhǎng)為238 nm.

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

采用SPSS 13.0軟件包進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，Pearson相關(guān)系數(shù)用于分析各指標(biāo)間的相關(guān)性，處理間差異分析采用ANOVA，P<0.05表示顯著性差異，P<0.01 表示極顯著性差異.

2 結(jié)果與分析

2.1 PAC改性粘土施用對(duì)水體浮游藻細(xì)胞濃度的影響

PAC改性粘土施用當(dāng)天對(duì)無(wú)水華塘水浮游藻細(xì)胞的去除率為3.64%±5.15%，對(duì)低水華塘水藍(lán)藻細(xì)胞的去除率為96.04%±0.99%，對(duì)高水華塘水藍(lán)藻細(xì)胞的去除率為97.01%±1.15%，低水華與高水華塘水之間的去除率差異不顯著. PAC改性粘土施用后第2 d，低水華塘水與高水華塘水中的藍(lán)藻細(xì)胞均呈顯著上升趨勢(shì)，第4 d時(shí)高水華塘水中的藍(lán)藻細(xì)胞數(shù)量顯著高于低水華塘水. 但與空白對(duì)照組相比，PAC改性粘土處理后低水華塘水與高水華塘水中的藻細(xì)胞即使出現(xiàn)逃離絮體、恢復(fù)生長(zhǎng)的現(xiàn)象，其水體中的藍(lán)藻細(xì)胞的最高濃度仍顯著低于空白對(duì)照組(圖1a). 可見(jiàn)，PAC改性粘土能夠在較長(zhǎng)的時(shí)間內(nèi)有效地控制水體中的藍(lán)藻細(xì)胞濃度.

2.2 PAC改性粘土施用對(duì)水體氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽再釋放的影響

空白對(duì)照組中的藍(lán)藻在生長(zhǎng)過(guò)程中可以極大地?cái)z取水體中的DTP，但隨著水華藍(lán)藻的衰亡，水體中的DTP濃度又呈現(xiàn)迅速上升趨勢(shì)(圖1b). 通過(guò)Pearson相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)空白對(duì)照組中水體Chl.a濃度與DTP濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(低水華塘水對(duì)照組中Pearson’sr=-0.792、P<0.01；高水華塘水對(duì)照組中Pearson’sr=-0.917、P<0.01). PAC改性粘土的施用干擾了水體DTP濃度與水體Chl.a濃度之間的相關(guān)性，使水體DTP和藻細(xì)胞密度在較長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi)均維持在相對(duì)較低水平.

空白對(duì)照組中的藍(lán)藻在生長(zhǎng)過(guò)程中同樣攝取了水體中的DTN. 隨著水華藍(lán)藻的衰亡，第16 d水體中的DTN濃度逐漸呈迅速上升趨勢(shì). 然而，PAC改性粘土施用第4 d，DTN濃度就迅速上升，顯著快于空白對(duì)照組(圖1c). 但此時(shí)，處理水體中的浮游藍(lán)藻仍未出現(xiàn)衰亡趨勢(shì)，推測(cè)PAC改性粘土沉降的大量藍(lán)藻細(xì)胞可能出現(xiàn)了死亡.

空白對(duì)照組中的無(wú)水華塘水DTN濃度呈現(xiàn)逐漸下降趨勢(shì)，而PAC改性粘土施用無(wú)水華塘水20 d后，其水體DTN濃度與初始值并未產(chǎn)生顯著差異. 這可能是因?yàn)镻AC改性粘土的施用限制了無(wú)水華水體浮游藻類(lèi)的生長(zhǎng)，同時(shí)也可能對(duì)水體硝化、反硝化細(xì)菌產(chǎn)生了一定的負(fù)面影響.

2.3 PAC改性粘土沉降藍(lán)藻對(duì)藻細(xì)胞結(jié)構(gòu)的影響

從掃描電鏡觀(guān)察可看出，PAC改性粘土對(duì)銅綠微囊藻細(xì)胞具有強(qiáng)大的電荷中和與絮凝網(wǎng)撲作用(圖2a). 藍(lán)藻細(xì)胞在沉降8 d后，其細(xì)胞表觀(guān)結(jié)構(gòu)并未出現(xiàn)嚴(yán)重的損壞. 但從透射電鏡觀(guān)察可看出，正常的銅綠微囊藻細(xì)胞的細(xì)胞膜與細(xì)胞壁緊密結(jié)合，藻細(xì)胞無(wú)核膜，大量片層類(lèi)囊體分布在周邊區(qū)，大致與細(xì)胞壁側(cè)壁平行排列，而PAC改性粘土沉降藍(lán)藻第4 d后，藍(lán)藻細(xì)胞膜出現(xiàn)了一定程度的不完整，類(lèi)囊體片層結(jié)構(gòu)松散，部分區(qū)域有溶解現(xiàn)象，原本緊密排列在類(lèi)囊體上的藻膽體也出現(xiàn)了溶解，細(xì)胞內(nèi)部結(jié)構(gòu)出現(xiàn)了實(shí)質(zhì)性損傷(圖2e). 8 d后，藍(lán)藻細(xì)胞內(nèi)規(guī)則的類(lèi)囊體片層結(jié)構(gòu)完全瓦解，擬核區(qū)消失(圖2f). 可見(jiàn)，PAC改性粘土短期內(nèi)可造成銅綠微囊藻細(xì)胞的病變損傷，并最終導(dǎo)致了死亡.

圖2 PAC改性粘土沉降對(duì)藍(lán)藻結(jié)構(gòu)影響的電鏡觀(guān)察(a～c分別為沉淀0、4、8 d的掃描電鏡；d～f分別為沉淀0、4、8 d的透射電鏡)

2.4 PAC改性粘土施用對(duì)水體藻毒素釋放、降解的影響

由于無(wú)水華水體中的藻類(lèi)以綠藻為主，且通過(guò)高效液相色譜未檢測(cè)出MC-LR和MC-RR. 因此在研究PAC改性粘土施用對(duì)水體藻毒素釋放、降解的影響時(shí)僅針對(duì)低水華塘水和高水華塘水. PAC改性粘土施用下的低水華塘水，其MC-LR和MC-RR濃度變化趨勢(shì)與空白對(duì)照組相比差異均不顯著(圖3). 但在高水華水體中，PAC改性粘土的施用并沉積至水體導(dǎo)致MC-LR與MC-RR的釋放最高峰出現(xiàn)在第4 d，明顯早于空白對(duì)照組的第8 d. 且PAC改性粘土施用并沉積至水體導(dǎo)致MC-LR與MC-RR釋放的最高峰值分別為空白對(duì)照組的1.69±0.09和2.04±0.09倍. 而藻毒素的快速釋放，可能主要由于PAC改性粘土造成銅綠微囊藻細(xì)胞病變損傷引起的. 我國(guó)《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749-2006)和世界衛(wèi)生組織(WHO)的標(biāo)準(zhǔn)均指出MC-LR的安全限為1 μg/L. 在20 d的實(shí)驗(yàn)周期里，對(duì)于PAC改性粘土施用下的低水華水體，其水體MC-LR達(dá)到安全限的時(shí)間和空白對(duì)照組一致，均為4 d. 而對(duì)于PAC改性粘土施用下的高水華水體，其水體MC-LR達(dá)到安全限的時(shí)間明顯比空白對(duì)照組早8 d. 通過(guò)Pearson相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)PAC改性粘土的施用使水體MC-LR濃度與DTP濃度呈顯著負(fù)相關(guān)(低水華塘水處理組中Pearson’sr=-0.805、P<0.01；高水華塘水處理組中Pearson’sr=-0.709、P<0.05). 以DTP為代表的細(xì)胞內(nèi)容物在水體呈現(xiàn)逐步釋放的過(guò)程中，水體的MC-LR濃度卻呈下降趨勢(shì)，可見(jiàn)，藻毒素降解菌對(duì)MC-LR的降解作用并未受到PAC改性粘土的強(qiáng)烈抑制.

圖3 不同水華程度下PAC改性粘土的施用對(duì)水體MC-LR(a)和MC-RR(b)濃度的影響

2.5 PAC改性粘土施用對(duì)水體硝化、反硝化細(xì)菌的影響

為排除藍(lán)藻水華對(duì)水體硝化、反硝化細(xì)菌影響的干擾，PAC改性粘土施用對(duì)水體硝化、反硝化細(xì)菌影響的研究?jī)H針對(duì)無(wú)水華塘水展開(kāi). PAC改性粘土施用當(dāng)日，水體的總細(xì)菌數(shù)相比空白對(duì)照組顯著下降，而硝化、反硝化細(xì)菌數(shù)的變化并不顯著(圖4). 隨著PAC改性粘土沉積水體時(shí)間的增加，水體的總細(xì)菌數(shù)與空白對(duì)照組趨于一致，但硝化、反硝化細(xì)菌數(shù)卻顯著下降，尤其是硝化細(xì)菌的減少早于反硝化細(xì)菌. 可見(jiàn)，PAC改性粘土沉積水體對(duì)水體硝化、反硝化細(xì)菌產(chǎn)生了一定的不利影響. 而硝化、反硝化細(xì)菌是水體自?xún)糇饔弥兄匾墓δ苄晕⑸?，PAC改性粘土的施用對(duì)水體硝化、反硝化細(xì)菌的不利影響，是否會(huì)對(duì)水體自?xún)艄δ茉斐筛蓴_尚需要進(jìn)一步明確.

圖4 PAC改性粘土的施用對(duì)水體總細(xì)菌(a)、硝化細(xì)菌(b)和反硝化細(xì)菌(c)數(shù)量的影響(圖中不同小寫(xiě)字母表示差異達(dá)到P<0.05)

2.6 PAC改性粘土施用對(duì)水體游離鋁和氯的影響

空白對(duì)照組中水體Al3+與Cl-濃度呈顯著正相關(guān)(無(wú)水華塘水對(duì)照組中Pearson’sr=0.676、P<0.05；低水華塘水對(duì)照組中Pearson’sr=0.741、P<0.05；高水華塘水對(duì)照組中Pearson’sr=0.780、P<0.05). PAC改性粘土的施用打破了原有的相關(guān)性，促進(jìn)了水體中Al3+和Cl-濃度的增加，但隨著粘土沉積時(shí)間的增加，Al3+濃度出現(xiàn)回落并逐步穩(wěn)定，Cl-濃度則相對(duì)保持平穩(wěn)(圖5). 我國(guó)《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749-2006)指出，Al3+濃度不得超過(guò)0.2 mg/L，Cl-濃度不得超過(guò)250 mg/L. 可見(jiàn)，PAC改性粘土的施用并沒(méi)有導(dǎo)致水體中Al3+和Cl-濃度超標(biāo). Al3+與Cl-是PAC改性最優(yōu)先考慮的離子，PAC改性粘土的施用對(duì)其他離子間相關(guān)性的影響以及離子濃度的安全性影響還有待進(jìn)一步研究.

3 討論

通過(guò)PAC這類(lèi)預(yù)聚合無(wú)機(jī)混凝劑的改性粘土，使粘土含有較高的正電荷，電性中和成為其混凝除藻的重要機(jī)理之一[22]. 有研究發(fā)現(xiàn)，短裸甲藻(Gymnodiniumbreve)能夠逃離粘土絮體，使水體中的藻細(xì)胞濃度在24 h內(nèi)迅速增加，120 h后達(dá)到空白對(duì)照組的約66.67%[23].研究表明，PAC改性粘土沉降銅綠微囊藻細(xì)胞，48 h后藻細(xì)胞也存在一部分逃離絮體、恢復(fù)生長(zhǎng)的現(xiàn)象，但PAC改性粘土卻仍然能夠在較長(zhǎng)時(shí)間內(nèi)有效地降低水體中的藻細(xì)胞濃度. 以高水華塘水實(shí)驗(yàn)為例，PAC改性粘土處理后恢復(fù)生長(zhǎng)的藍(lán)藻細(xì)胞最高濃度僅為空白對(duì)照組的22.70%，這很可能是由于銅綠微囊藻與短裸甲藻不同，不具有鞭毛的原因.

通過(guò)透射電鏡觀(guān)察到PAC改性粘土對(duì)銅綠微囊藻細(xì)胞的損傷作用. 有研究發(fā)現(xiàn)，0.5 mg/L Al3+能夠?qū)е露攀消}藻(Dunaliellatertiolecta)細(xì)胞的皺縮，但不致死[24]，15 mg/L Al3+能夠?qū)е卖~(yú)害微囊藻(Microcystisichthyoblabe)細(xì)胞的死亡[25]. 本研究結(jié)果顯示，投加PAC改性粘土后，水體中Al3+濃度最高達(dá)到70.07 μg/L. 以此濃度為參考依據(jù)，分別采用PAC改性粘土混凝處理過(guò)的Hogland’s培養(yǎng)基、添加80 μg/L Al3+的Hogland’s培養(yǎng)基和正常的Hogland’s培養(yǎng)基來(lái)培養(yǎng)銅綠微囊藻，結(jié)果顯示，15 d后銅綠微囊藻的生物量增長(zhǎng)率分別為4.45%±0.83%、4.64%±1.07%、3.81%±0.11%，3個(gè)處理組之間的藻細(xì)胞增長(zhǎng)率差異并不顯著. 可見(jiàn)，Al3+等這類(lèi)PAC改性粘土釋放到水中的成分并不是PAC改性粘土對(duì)銅綠微囊藻細(xì)胞產(chǎn)生損傷重要原因. 銅綠微囊藻細(xì)胞表面帶負(fù)電荷，而PAC改性粘土含有的大量正電荷是否對(duì)藻細(xì)胞膜電位、電阻產(chǎn)生了不可逆的影響，從而導(dǎo)致銅綠微囊藻細(xì)胞的損傷死亡，這一推測(cè)還有待進(jìn)一步研究.

改性粘土除藻一直被視為環(huán)境友好型的處理方法[15]. 研究表明，PAC改性粘土施用下的低水華塘水，其MC-LR和MC-RR濃度變化趨勢(shì)與空白對(duì)照組相比差異不顯著. 然而，正是由于PAC改性粘土短期內(nèi)可造成銅綠微囊藻細(xì)胞的病變損傷并最終致死的特點(diǎn)，在處理高濃度水華時(shí)，容易導(dǎo)致藻細(xì)胞中含有的氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽和微囊藻毒素加快釋放到水體中. 雖然從藻毒素的降解速度來(lái)看，PAC改性粘土并沒(méi)有抑制藻毒素的降解，反而加快了高水華水體中MC-LR濃度達(dá)到安全限值以下，但短期內(nèi)PAC改性粘土引起高水華水體藻毒素快速釋放的隱患不容忽視. 改性粘土的施用仍需考慮施用的水體性質(zhì). 在處理養(yǎng)殖水體時(shí)，除了注意施用改性粘土的種類(lèi)、劑量外，更需注意施用時(shí)水華形成的嚴(yán)重度以防止藻毒素過(guò)快釋放帶來(lái)的安全風(fēng)險(xiǎn). 對(duì)藍(lán)藻水華堆積的湖泊近岸區(qū)域應(yīng)急噴灑改性粘土?xí)r，最好配合適當(dāng)?shù)恼惩寥〕鰴C(jī)制或者藻毒素強(qiáng)化去除機(jī)制來(lái)盡可能的減少其安全風(fēng)險(xiǎn).

另外，水體硝化、反硝化細(xì)菌是水體自?xún)糇饔弥兄匾墓δ苄晕⑸?，本文首次?bào)道了PAC改性粘土沉積水體對(duì)水體硝化、反硝化細(xì)菌產(chǎn)生的不利影響，但是這種不利影響對(duì)硝化、反硝化脫氮效應(yīng)影響的程度和時(shí)效性還有待進(jìn)一步探討. 由于水華藍(lán)藻及其產(chǎn)生的微囊藻毒素本身對(duì)硝化、反硝化細(xì)菌有一定的競(jìng)爭(zhēng)抑制作用[26-27]，那么相比這種來(lái)自藍(lán)藻的壓力，改性粘土對(duì)硝化、反硝化細(xì)菌有沒(méi)有形成更多的壓力，有沒(méi)有進(jìn)一步對(duì)水體自?xún)糇饔卯a(chǎn)生干擾，這一問(wèn)題也有待進(jìn)一步結(jié)合沉積物因素進(jìn)行深入研究. 本研究補(bǔ)充了改性粘土除藻的部分研究空白，為其應(yīng)用的安全性研究奠定了一定的基礎(chǔ)數(shù)據(jù).

圖5 不同水華程度下PAC改性粘土的施用對(duì)水體Al3+(a)和Cl-濃度(b)的影響

4 結(jié)論

1)PAC改性粘土的施用對(duì)低水華水體藍(lán)藻細(xì)胞的去除率達(dá)到96.04%±0.99%，高水華水體與低水華水體施用的去除率之間差異不顯著，PAC改性粘土的施用能夠在較長(zhǎng)的時(shí)間內(nèi)有效地控制水體中的藍(lán)藻濃度.

2)PAC改性粘土沉降藍(lán)藻第4 d后，藍(lán)藻細(xì)胞膜出現(xiàn)了一定程度的不完整，細(xì)胞內(nèi)規(guī)則的類(lèi)囊體片層結(jié)構(gòu)出現(xiàn)了實(shí)質(zhì)性損傷. 水體中的DTN濃度出現(xiàn)迅速的上升，但DTP濃度仍可在較長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi)維持在較低水平.

3)隨著PAC改性粘土沉積水體時(shí)間的增加，水體硝化、反硝化細(xì)菌數(shù)出現(xiàn)了顯著下降.

4)PAC改性粘土施用下的藻毒素釋放風(fēng)險(xiǎn)主要集中在高水華水體. 高水華水體中，PAC改性粘土施用導(dǎo)致MC-LR和MC-RR加速釋放，其最高峰值分別達(dá)到空白對(duì)照組的1.69±0.09和2.04±0.09倍. 但PAC改性粘土施用并沒(méi)有抑制藻毒素的降解，其水體MC-LR達(dá)到安全限(<1 μg/L)的時(shí)間明顯早于空白對(duì)照組.

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Impacts of PAC modified clay applied in the control of cyanobacteria bloom and left in water on water environment

ZHOU Qing, YANG Xiaojie & HAN Shiqun**

(InstituteofAgriculturalResourcesandEnvironmentalSciences,JiangsuAcademyofAgriculturalSciences,Nanjing210014,P.R.China)

It has become an important measure for emergency treatment of cyanobacteria by using modified clays to control algal blooms in coastal regions and aquaculture water.However, there is less research focusing on the security risks led by toxic algae which were attached on the modified clay and left in the water. In this paper, PAC modified clay was selected for simulation experiments.The effects of applying the modified clay on the structure of cyanobacteria attached on the PAC modified clay, release and reduction of nutrients and microcystins, and the amounts of other functional bacteria (nitrifying-denitrifying bacteria) were investigated. The results showed that algae removal rate of modified clay applied in the slightly blooming water was 96.04%±0.99%. There was not a significant difference of algae removal rate inslightly blooming water and severely blooming water. Application of the modified clay effectively controlled the concentration of cyanobacteria in water for a long time. Transmission electron microscopy experiments revealed that cyanobacterial cell membrane became incomplete and the regular lamella structure was damaged after the cyanobacteria being settled with modified clay for 4 days. With the damage of cyanobacteria attached on PAC modified clay, the content of dissoloved total nitrogen in water increased rapidly, while the content of dissoloved total phosphorus could be maintained at a low concentration for a long time. With the application of PAC modified clay in water, the total bacteria number in the water was in agreement with that of the blank control, while the number of nitrifying-denitrifying bacteria decreased significantly. The releasing risks of microcystins after loading the modified clay mainly happened in the severely blooming water. The application of PAC modified clays in severely blooming water resulted in an accelerating release of MC-LR and MC-RR. The peak value of MC-LR and MC-RR amounts were 1.69±0.09 times and 2.04±0.09 times larger than that in control case,respectively. But the time of MC-LR amount reaching to the safety limit(<1 μg/L)was shortened for about 8 days, compared to the control case. In addition, the application of PAC modified clay in water did not lead to excessive concentrations of Al3+and Cl-.

PAC modified clay; cyanobacteria bloom; nutrients release; microcystins release; nitrifying-denitrifying bacteria

*國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)(2012ZX07103-002)和江蘇省自然科學(xué)基金項(xiàng)目(BK20130730)聯(lián)合資助. 2016-05-24收稿；2016-08-05收修改稿. 周慶(1980～)，女，博士研究生，副研究員;E-mail：qqzhouqing@hotmail.com.

J.LakeSci.(湖泊科學(xué))， 2017， 29(2)： 343-350

DOI 10.18307/2017.0210

?2017 byJournalofLakeSciences

**通信作者; E-mail：shyan@jaas.ac.cn.