劉 安，李玉清，郭奇聰，程 芹，詹宇婷，洪 念，楊夢婷

深圳大學化學與環(huán)境工程學院，廣東深圳 518060

雨水回用是海綿城市建設的關鍵內容[1]，是緩解水資源短缺的主要途徑之一[2]．雨水回用主要用于非飲用目標，包括河道補水、綠化帶植物灌溉和景觀等，從而有效減少自來水的消耗，這對于缺水且降雨量較大的地區(qū)尤為重要．由于城市道路面積較大，所產(chǎn)生的雨水徑流較多，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類活動的影響，道路表面污染物累積負荷較高．HONG等[4]研究發(fā)現(xiàn)，城市道路上鉻(Cr)、銅(Cu)、鉛(Pb)、鎳(Ni)和鋅(Zn)的累積負荷分別為 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]研究發(fā)現(xiàn)雨水徑流中的多環(huán)芳烴質量濃度為1.5～12.5 μg/L．由于大多數(shù)污染物對動植物或人體具有毒性，如重金屬和有機污染物等[6-10]，而這些污染物大部分附著在道路顆粒(road deposited sediments, RDS)表面[11]，降雨時，污染物會隨著顆粒被沖刷進入雨水徑流，威脅雨水回用安全．

雨水徑流中的污染物種類眾多[12-17]，甚至可能含有未知的毒性較大的污染物．目前，大多數(shù)雨水回用研究主要集中在污染物本身，對污染物綜合表達出的聯(lián)合毒性尚未深入研究．相比于傳統(tǒng)研究單一種類污染物的方法，綜合考慮所有污染物產(chǎn)生的聯(lián)合毒性更符合實際應用，也是指示雨水能否安全回用的重要指標．據(jù)此，本研究突破傳統(tǒng)以污染物本身為主要對象的研究現(xiàn)狀，選取典型淡水藻——蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidasa)， 關注道路雨水徑流中所有污染物表達出的聯(lián)合毒性．蛋白核小球藻是一種單細胞淡水藻，屬綠色微藻，因其分布廣泛、生長時間短、對污染物敏感，常被用作水質指示物種，或者應用于生態(tài)毒理學研究[18-21]．蛋白核小球藻與毒物接觸充分且敏感，適用于地表飲用水安全預警以及廢水綜合毒性研究．而且， 蛋白核小球藻是河道生態(tài)系統(tǒng)中的生產(chǎn)者，雨水回用于河道后，水質變化對河道生態(tài)系統(tǒng)的影響可根據(jù)蛋白核小球藻的生長情況做初步判斷，指示生態(tài)毒性風險．本研究以道路雨水對蛋白核小球藻的毒性為例，綜合解析道路雨水的徑流毒性水平及其主要影響因素，探究雨水毒性作為回用安全評價指標的適宜性，為保證海綿城市建設中道路雨水回用安全提供重要的理論依據(jù)．

1 材料與方法

1.1 研究地點

在深圳市選取了12個典型道路作為采樣點，如圖1，各采樣點獲得的水樣樣品對應編號為S1—S12．

圖1 各采樣點的具體位置Fig.1 Study sites and their locations

如圖1，每個采樣點周邊具有不同的土地利用類型(R、C和I分別為住宅區(qū)、商業(yè)區(qū)和工業(yè)區(qū)占地面積百分比)、交通流量(traffic volume, TV)和路面粗糙度等條件．所有采樣道路均平坦且鋪有瀝青．樣品采集的同時收集與道路特征相關的參數(shù)，如表1．其中，交通流量數(shù)據(jù)采用人工計數(shù)法得到．土地類型百分數(shù)用來表征道路周邊的功能區(qū)分布，其計算方法為：將研究區(qū)域劃分成分辨率為50 m×50 m的正方形網(wǎng)格，每個網(wǎng)格根據(jù)實際土地利用類型分別定義為居住區(qū)、工業(yè)區(qū)或商業(yè)區(qū)．土地類型百分數(shù)為：以采樣點所在網(wǎng)格為中心同時與距該網(wǎng)格3格網(wǎng)格共同組成的正方形為總面積，以采樣點為中心的正方形網(wǎng)格內功能區(qū)面積占總面積的百分數(shù)[2-3]．路面粗糙度用路面構造深度(surface texture depth, STD)表征，采用鋪沙法得到．文獻[22]研究表明，路面越粗糙，坑洼越多，滯留在路面的污染物負荷越高．另外，汽車輪胎與路面的摩擦力隨路面粗糙度的增加而增大，從而使路面污染物負荷增大．因此，路面粗糙度是影響路面污染物負荷的重要因素．

表1 采樣點道路特征參數(shù)及坐標[23]

1.2 原位模擬雨水徑流采集及污染物檢測

由于真實道路雨水徑流的變異性較大，并受到降雨特征、道路環(huán)境等多種因素的影響[24-25]，因此本研究采用原位模擬雨水徑流展開調查．利用真空干濕微粒采集器(型號為海爾ZTBJ1200，1 200 W)采集原位模擬的雨水徑流．在每個道路站點框定1個4.5 m2的采樣區(qū)域，且該區(qū)域位于路緣與道路中央線之間．文獻[26-27]研究表明，污染物負荷在路面各位置的分布存在差異，路緣的污染物負荷相對較高，而道路中心線位置較低．所以采集位于路緣與道路中央線之間的污染物更具有代表性．首先，在道路表面干燥條件下吸塵采集2次；然后，將路面噴濕至剛好不產(chǎn)生徑流，再采集1次．采樣過程中使用的水均為去離子水，采樣結束后將水樣轉移到酸洗過的聚乙烯瓶中，于4 ℃條件下保存．在本研究中，采樣前的前期干燥期為7 d，這是因為城市路面污染物負荷通常在7個干燥日之后達到累積平衡[28]．

文獻[29]研究表明，約60%～80%(質量分數(shù))的污染物均吸附在粒徑小于75 μm的RDS上，因此，本研究所采集的原位模擬雨水徑流樣品針對粒徑小于75 μm的樣品進行污染物及毒性的檢測．所檢測的污染物指標主要包括與城市交通密切相關的6種重金屬(Cu、Zn、Ni、Pb、Cd和Cr)總負荷(單位：μg/m2)、總有機碳(total organic carbon, TOC；指征有機污染物)負荷(單位：mg/m2)和固體總負荷(total solids, TS；代表雨水徑流的RDS負荷，單位：g/m2)．以上污染物均根據(jù)《水和廢水檢測標準方法》中的標準方法進行檢測．其中，TS的測定使用重量法，重金屬的測定主要使用電感耦合等離子體質譜(美國Perkin-Elmer，型號為NexION 350X)，TOC的測定使用總有機碳分析儀(日本Shimadzu，型號為TOC-L CHS)．

1.3 原位模擬雨水徑流對蛋白核小球藻的毒性試驗

蛋白核小球藻購自中國科學院水生生物研究所，接種于BG-11培養(yǎng)液中，外部培養(yǎng)條件由人工氣候箱(BluePard)提供，溫度為25 ℃，光源為白色熒光燈，光照強度為5 000 lux，光暗周期為12 h/12 h．當藻細胞處于對數(shù)生長期時，進行雨水徑流毒性試驗．

從每個雨水徑流水樣中取出3個不同體積(0、 50和240 mL)的水樣，冷凍干燥成灰白色粉末后加至8 mL藻液中．在人工氣候箱內培養(yǎng)72 h后使用自動細胞計數(shù)儀(中國Countstar， 型號為IA1000)測定藻細胞密度，同時使用熒光分光光度計(美國Thermo Scientific Lumina)測定葉綠素a的熒光強度，基于藻細胞密度和葉綠素a熒光強度，根據(jù)式(1)和式(2)分別計算得到對應的生長抑制率I1和I2， 隨后使用Sigmaplot 12軟件對毒性數(shù)據(jù)進行回歸分析．

100%

(1)

其中，Ntc和N0c分別為對照組的初始及暴露72 h后的藻細胞密度；N0和Nt分別為實驗組的初始及暴露72 h后的藻細胞密度；t為暴露天數(shù)，這里t=3 d．

(2)

其中，F(xiàn)c和Ft分別為對照組和實驗組的葉綠素a熒光響應強度．

為直觀反映城市路面徑流毒性的大小，本研究采用等效毒理面積(equivalent toxicity area, ETA)法進行樣品間的毒性水平比較．具體步驟為：① 從原始水樣(已過孔徑為75 μm的分樣篩)中取出體積為Vi的水樣用于毒性試驗；② 通過式(3)轉換為對應的等效毒理面積，并指定4.5 m2對應100%的抑制率；③ 將其與另外3個體積(0、50和240 mL)對應的抑制率進行函數(shù)擬合，得到“抑制率-等效毒理面積”曲線．生長抑制率為50%所對應的等效毒理面積稱為半抑制等效毒性面積(half lethal concentration, IC50)，其數(shù)值越小代表該水樣對藻的毒性越強，因此，通過比較IC50值的大小可分析各采樣點原位模擬雨水徑流的毒性強弱．

(3)

其中， ETAi為已過孔徑為75 μm分樣篩的原始水樣的等效毒理面積；V為每個采樣點原始水樣(已過孔徑為75 μm的分樣篩)的總體積；A為每個采樣點的總面積．

2 結果與討論

2.1 原位模擬雨水徑流中典型污染物的負荷解析

通過對原位模擬雨水徑流所采樣品污染物進行檢測，結果如圖2．由圖2(a)可知，在12個采樣點中，大部分采樣點的TS負荷低于20.00 g/m2，但S2和S6的TS負荷明顯高于平均水平，分別為44.60 g/m2和40.46 g/m2．由圖2(b)可知，多數(shù)采樣點水樣的TOC負荷介于50.00～100.00 mg/m2，但S4和S12的TOC負荷超過平均水平的2倍，分別為229.20 mg/m2和195.70 mg/m2．根據(jù)圖2(c)數(shù)據(jù)，大多數(shù)采樣點水樣的6種重金屬(heavy metal, HM)負荷之和低于350.00 μg/m2，有的甚至接近0；而S4的HM負荷遠遠高于平均水平，為4 588.89 μg/m2，比S12的HM值高出14倍；S12的HM負荷僅次于S14，為319.47 μg/m2．

圖2 原位模擬雨水徑流水質數(shù)據(jù)Fig 2 In-situ simulated stormwater quality

綜合比較圖2(a)、(b)、(c)的數(shù)據(jù)可知，S2和S6的TS負荷明顯高于其他采樣點，但二者的TOC負荷卻處于平均水平，介于50.00～100.00 mg/m2，且二者的HM負荷相對較低，分別為25.46 μg/m2和58.69 μg/m2；S4和S12的TS負荷相對較小，但二者的TOC和HM負荷均遠高于其他采樣點．這說明城市路面的重金屬和有機污染物并不隨著TS負荷的增加而增大，即城市路面的TS累積的越多并不代表該路面受污染程度越大．然而，目前許多用于揭示城市雨水徑流污染強度的數(shù)學模型(如MIKE URBAN和 SWMM等)大多基于TS值來建立，通過賦某種污染物與TS比值，從而以TS負荷的模擬值計算其他污染物的負荷水平．根據(jù)本研究結果，傳統(tǒng)的以TS為主的雨水徑流水質模擬方法存在缺陷，并不能較為準確地預測城市雨水徑流的受污染程度．

2.2 原位模擬雨水徑流對蛋白核小球藻的毒性分析

圖3為每條道路基于藻細胞密度和藻葉綠素a含量的毒性曲線．圖4是基于藻細胞密度和藻葉綠素a含量的IC50值(分別記作IC50-cell和IC50-chla)，其中，由于S4和S9的樣品量不足，因此該圖中未包括S4和S9的擬合曲線．由圖3和圖4可見，同一水樣中，污染物對藻細胞密度的IC50值與葉綠素a含量的IC50值相差不大． 幾乎所有水樣的IC50值均小于1 m2．這說明導致藻的抑制率為50%的原位模擬雨水徑流所需道路面積均小于1 m2．

圖3 各采樣點水樣對蛋白核小球藻的抑制率-等效毒理面積擬合曲線Fig.3 The Chlorella pyrenoidasa toxicity curve of stormwater runoff for each road site

圖4 各采樣點水樣基于藻細胞密度和葉綠素a含量的IC50值Fig.4 IC50 value in cell number and IC50 value in chlorophyll a

對比所有道路水樣可發(fā)現(xiàn)，S5水樣的毒性最強，藻細胞密度和葉綠素a含量的IC50值分別為0.22 m2和0.27 m2；S1水樣的毒性最弱，藻細胞密度和葉綠素a含量的IC50值分別為1.01 m2和0.89 m2；S6、S7、S8和S12水樣的毒性接近但略弱于S5；S2和S3水樣的毒性接近，但略強于S1的；S10和S11水樣毒性大小比較接近．將污染物的藻毒性數(shù)據(jù)與典型污染物負荷數(shù)據(jù)進行對比可知，S5水樣對藻的毒性最強，但其TOC和HM負荷均不是最高的；S1水樣對藻的毒性最弱，但其TOC和HM負荷均不是最低的；S12水樣的TOC和HM負荷雖明顯大于S5、S6、S7和S8的，但其對藻的毒性卻并未明顯強于以上4者．由相關性分析(表2)也可知，雨水徑流毒性與TS、TOC和HM負荷之間的相關系數(shù)較低，進一步說明了城市雨水徑流的毒性并不與城市路面的顆粒物，重金屬和有機污染物負荷存在明顯的正相關(P>0.05)， 雨水徑流毒性的來源除了重金屬和有機污染物外，很有可能來自其他污染物(或未知污染物)．因此傳統(tǒng)的雨水回用研究方法中僅以某單一種(類)污染物的含量來評價城市雨水徑流危害性的方法是不合適的，而應關注各類污染物共存時表現(xiàn)出的聯(lián)合毒性．這能夠為海綿城市建設中最大限度保障道路雨水回用安全提供重要的技術方法．

表2 相關性分析

1)在0.05級別相關性顯著

2.3 毒性影響因子的解析

城市雨水徑流毒性的影響因素眾多，本研究主要分析TV、STD、C、I、R、 TS、TOC、6種HM總負荷與雨水徑流毒性之間的關系，從而識別城市道路雨水徑流毒性的主要影響因素．其中，毒性數(shù)據(jù)采用IC50值(基于藻細胞數(shù)量和藻葉綠素a)的倒數(shù)，即IC50值倒數(shù)越大，對應毒性越大．

由主成分分析圖(圖5)可知，工業(yè)區(qū)比例(I)的矢量與毒性矢量(基于細胞數(shù)量和葉綠素a)的夾角最小，這說明道路周邊工業(yè)區(qū)土地利用占比是影響城市雨水徑流毒性的最主要因素；重金屬和有機污染物含量的矢量也均與毒性矢量呈現(xiàn)相對較小的夾角．但相比于有機物，重金屬矢量與毒性矢量的夾角更小，這說明重金屬對雨水徑流毒性的貢獻可能相對大于有機污染物；道路周邊商業(yè)區(qū)和居住區(qū)土地利用占比對城市雨水徑流毒性的影響不大，交通流量和路面構造深度對城市雨水徑流毒性的影響也相對較弱．該結果說明相比有機污染物，回用城市路面雨水時更應關注重金屬的去除．此外，因為工業(yè)區(qū)路面雨水徑流毒性較大，在回用中可能存在較高風險．但值得注意的是，這并不代表所有工業(yè)區(qū)道路的雨水徑流均不適宜回用．在海綿城市建設中，應根據(jù)不同的回用目標，遵循“低質低用，高質高用”的原則，對毒性較高的雨水徑流進行適宜性回用．

圖5 城市雨水徑流毒性影響因素的主成分分析圖Fig.5 PCA biplot for stormwater toxicity and influential factors

結 語

本研究探索了毒性作為新的指標來評價雨水回用安全的適宜性．主要結論如下：

1)在海綿城市建設中，為保障雨水回用安全，僅關注雨水中的污染物是不適合的．采用污染物-毒性聯(lián)合的評價方法更能夠為安全性保障提供理論和數(shù)據(jù)依據(jù)．

2)工業(yè)用地是影響城市雨水徑流毒性的最主要因素． 相比有機污染物，重金屬對城市雨水徑流的毒性貢獻更大．因此，在海綿城市建設中，應關注重金屬的去除．

3)在海綿城市建設中，應根據(jù)不同的回用目標，遵循“低質低用，高質高用”的原則，對毒性較高的雨水徑流進行適宜性回用．