杜勝男，張瀚麟，趙漢胤，陳以芹，李娟英

（上海海洋大學(xué)海洋生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，上海 201306）

池塘養(yǎng)殖是我國(guó)水產(chǎn)品供應(yīng)的重要來(lái)源，池塘養(yǎng)殖模式也是我國(guó)淡水養(yǎng)殖的主要模式。然而，在養(yǎng)殖過(guò)程中，水體中的重金屬可能被水生生物直接或間接地利用并通過(guò)食物鏈進(jìn)行放大，從而對(duì)人體造成威脅[1-2]。養(yǎng)殖池塘底泥是污染物匯聚及遷移轉(zhuǎn)化的重要載體，也是眾多水生生物的生存場(chǎng)所和重要的食物來(lái)源[3-4]。養(yǎng)殖池塘中重金屬殘留的報(bào)道時(shí)有發(fā)生：劉金金等[5]的研究發(fā)現(xiàn)，養(yǎng)殖池塘底泥表層沉積物中重金屬的含量分別為Cr 41.96±11.9 mg·kg-1、Cu 20.61±7.76 mg·kg-1、Pb 10.87±5.83 mg·kg-1、Cd 0.13±0.05 mg·kg-1，雖然均處于較低的污染水平，但其來(lái)源廣泛，仍需引起重視；湖州市養(yǎng)殖池塘底泥表層沉積物重金屬含量范圍分別為Hg 0.03～0.39 mg·kg-1、Pb 15.12～72.96 mg·kg-1、Cd 36.43～227.43 mg·kg-1、Cr 0.06～2.31 mg·kg-1、Cu 10.50～98.20 mg·kg-1，其中Cd和Hg 的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平較高[6]；和慶等[3]分析長(zhǎng)三角地區(qū)池塘養(yǎng)殖的水產(chǎn)品重金屬污染的情況發(fā)現(xiàn)，水產(chǎn)品中Cr 和Cd 兩種重金屬含量與養(yǎng)殖底泥息息相關(guān)，且重金屬污染的養(yǎng)殖池塘中的水產(chǎn)品存在食用安全風(fēng)險(xiǎn)。由于養(yǎng)殖池塘底泥重金屬污染具有滯后性、隱蔽性和長(zhǎng)期性的特點(diǎn)，部分元素在低濃度下也會(huì)產(chǎn)生強(qiáng)烈的毒性，所以，修復(fù)重金屬污染的養(yǎng)殖池塘底泥，從而保障水產(chǎn)品的品質(zhì)至關(guān)重要。

目前，針對(duì)底泥污染控制技術(shù)有異位處理和原位修復(fù)技術(shù)兩種[7]，異位處理技術(shù)成本較高，在清除污染物的過(guò)程中對(duì)水體擾動(dòng)較大，且易造成二次污染[8-9]。而原位修復(fù)技術(shù)因具有成本低、對(duì)底泥擾動(dòng)相對(duì)較小且對(duì)環(huán)境潛在危害較小等優(yōu)點(diǎn)被廣泛關(guān)注。原位修復(fù)方法中最常用吸附法，即在底泥中添加生物炭等吸附劑進(jìn)行底泥重金屬污染治理，該技術(shù)通過(guò)降低底泥中重金屬的流動(dòng)性和生物利用度，遏制底泥向上覆水中釋放重金屬，從而減少其在水生食物鏈中的積累[10]。生物炭是由農(nóng)、林廢棄物等生物質(zhì)原料在缺氧條件下高溫裂解制得的結(jié)構(gòu)相對(duì)穩(wěn)定的多孔含碳物質(zhì)，其對(duì)重金屬離子、有機(jī)化合物、氮、磷等污染物均有較好的吸附效果。Liu 等[11]發(fā)現(xiàn)生物炭機(jī)械強(qiáng)度穩(wěn)定，在養(yǎng)殖底泥中是一種較好的重金屬穩(wěn)定劑；張學(xué)慶等[12]利用磷改性牛糞生物炭修復(fù)Pb和Cd復(fù)合污染的土壤，結(jié)果表明改性后的生物炭可使土壤中Pb和Cd 由弱酸可提取態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，且能顯著增加土壤陽(yáng)離子交換量，達(dá)到鈍化重金屬和改善土壤質(zhì)量的目的；小麥秸稈生物炭是一種具有較高固定重金屬能力的生物炭，被人們廣泛用作模型生物炭[13-14]。國(guó)家統(tǒng)計(jì)局顯示，2022 年小麥單位面積產(chǎn)量為5 912.3 kg·hm-2，因此，小麥秸稈生物炭的原料豐富且簡(jiǎn)單易得。將小麥秸稈制成生物炭可以減少傳統(tǒng)處理過(guò)程（堆肥或焚燒）中釋放的固體顆粒和煙塵的數(shù)量。此外，在秸稈碳化方面的研究也逐漸增多[3-4]，因此將小麥秸稈生物炭重新添入土壤，可以達(dá)到以廢治廢的目的。目前，小麥秸稈生物炭多用在修復(fù)受污染的土壤中，且已取得較多成果，若將其運(yùn)用到養(yǎng)殖池塘底泥則具有同樣廣闊的前景。趙漢胤等[4]已證實(shí)小麥秸稈生物炭的添加可以改善養(yǎng)殖池塘底泥中微生物群落結(jié)構(gòu)，有助于底泥中重金屬和多環(huán)芳烴等污染物的降解去除。

然而，目前養(yǎng)殖池塘底泥生物炭修復(fù)的研究多集中于實(shí)驗(yàn)室階段，但實(shí)驗(yàn)室的理想條件有別于現(xiàn)場(chǎng)修復(fù)，在原位現(xiàn)場(chǎng)應(yīng)用的過(guò)程中，環(huán)境條件的變化可能會(huì)對(duì)生物炭的長(zhǎng)期有效性產(chǎn)生影響，同時(shí)以往研究視角往往集中在修復(fù)過(guò)程中底泥污染物的濃度和形態(tài)變化，很少將修復(fù)過(guò)程與生物生長(zhǎng)階段相結(jié)合來(lái)探討修復(fù)效果。故本研究利用我國(guó)小麥秸稈產(chǎn)量大、制取成本低、修復(fù)效果好等特點(diǎn)，用小麥秸稈生物炭在養(yǎng)殖現(xiàn)場(chǎng)開展原位修復(fù)實(shí)驗(yàn)，結(jié)合生物的完整養(yǎng)殖周期，重點(diǎn)研究：（1）小麥秸稈生物炭作為養(yǎng)殖池塘底泥添加材料在生物生長(zhǎng)的各個(gè)階段對(duì)降低水產(chǎn)品體內(nèi)重金屬累積濃度和食用風(fēng)險(xiǎn)的效果；（2）基于DGT 被動(dòng)采樣法評(píng)估小麥秸稈生物炭添加對(duì)降低各個(gè)時(shí)期底泥中重金屬生物有效性的效果以及降低沉積物-水界面重金屬擴(kuò)散通量作用，以期為小麥秸稈生物炭原位修復(fù)養(yǎng)殖池塘底泥中的重金屬污染提供理論支撐，從而提高水產(chǎn)品食用安全并保障人體健康。

1 材料與方法

1.1 養(yǎng)殖池塘的選擇

養(yǎng)殖池塘位于上海市浦東新區(qū)書院鎮(zhèn)祥園路（121°50′4″E，30°58′40″N），該池塘養(yǎng)殖情況為混養(yǎng)，魚類包括白鰱、花鰱、草魚、鯽魚、鳊魚，混有螺螄、三角帆蚌等底棲生物。池塘水體Cu、Pb、Cd、Cr 重金屬初始濃度分別為18.74±2.66、29.26±2.73、12.65±2.61、1.87±0.02 μg·L-1。整個(gè)實(shí)驗(yàn)分為實(shí)驗(yàn)塘（n=3）和對(duì)照塘（n=3）兩組。

1.2 待修復(fù)底泥和小麥秸稈生物炭的基本理化性質(zhì)

根據(jù)課題組以往研究發(fā)現(xiàn)Cu、Pb、Cd和Cr 4種重金屬在養(yǎng)殖池塘中的殘留量高，食用風(fēng)險(xiǎn)較大[7]，因此本研究選取了Cu、Pb、Cd、Cr 四種重金屬作為研究對(duì)象。

待修復(fù)底泥基本性質(zhì)：待修復(fù)池塘表層底泥中重金屬Cu、Pb、Cd 和Cr 的含量（干質(zhì)量，下同）分別為5.1、23、0.55 μg·g-1和14 μg·g-1，其中Cd 含量最高濃度已超過(guò)《農(nóng)產(chǎn)品安全質(zhì)量 無(wú)公害水產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境要求》（GB/T 18407.4—2001）中Cd 的最高限量濃度（0.5 μg·g-1）。

小麥秸稈生物炭的理化性質(zhì)：本研究選用的小麥秸稈生物炭購(gòu)于河南譽(yù)中奧農(nóng)業(yè)科技有限公司，該小麥秸稈生物炭老化前pH 為10.24，老化后pH 為9.65，比表面積為20.78 m2·g-1，元素組成為C、H、O、N 和S，其占比分別為62.88%、1.08%、16.10%、13.86% 和6.08%，H/C為0.21，（N+O）/C為0.38。

根據(jù)課題組以往研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過(guò)熱解和老化后的小麥秸稈生物炭對(duì)底泥中的復(fù)合污染物有更好的穩(wěn)定效果，同時(shí)有助于提升水產(chǎn)品的質(zhì)量，保障消費(fèi)者人體健康[15]。因此本研究中的小麥秸稈生物炭在加入底泥之前進(jìn)行了熱解和自然老化，具體步驟如下：

熱解：將小麥秸稈生物炭置于200 ℃烘箱中熱解24 h，自然冷卻至室溫后保存于干燥器中。

自然老化：將熱解后的小麥秸稈生物炭放入密閉容器內(nèi)，置于4 ℃冰箱中，避光老化28 d。

1.3 養(yǎng)殖池塘現(xiàn)場(chǎng)原位修復(fù)實(shí)驗(yàn)

整個(gè)現(xiàn)場(chǎng)實(shí)驗(yàn)分為三個(gè)階段：

第1 階段：底泥處理（2019 年4 月）。經(jīng)試驗(yàn)測(cè)定，該養(yǎng)殖池塘底泥含水率約為60%，濕泥密度為1.4×103kg·m-3。預(yù)混合厚度為養(yǎng)殖池塘底泥表層5 cm，單位平方混合體積為0.05 m3，按照密度公式可計(jì)算出待處理底泥單位每平方米濕泥質(zhì)量為70 kg，干泥質(zhì)量為28 kg，參考課題組之前的研究結(jié)果[3-4]，實(shí)驗(yàn)組添加3%干質(zhì)量比的小麥秸稈生物炭，即每平方米底泥小麥秸稈生物炭的添加量約為0.84 kg。實(shí)驗(yàn)中每個(gè)池塘面積為104 m2（8 m×13 m），平均深度為1 m（地下水位2.5 m），為更好地促進(jìn)小麥秸稈生物炭與底泥的混合，將每個(gè)池塘分割成10 個(gè)面積約為10 m2的小塊。用瓢將事先稱質(zhì)量完成的小麥秸稈生物炭均勻覆蓋在底泥表面，再利用印有5 cm 刻度的鐵鏟等工具將其進(jìn)行混合，重復(fù)多次，直至充分混勻。處理完成后，保持小麥秸稈生物炭與底泥接觸自然老化4 周，池塘放水再接觸老化2 周。為保障該池塘內(nèi)水產(chǎn)品有較高的存活率，至6月初再投放魚苗。

第2 階段：水產(chǎn)品養(yǎng)殖（2019 年6 月）。本研究中養(yǎng)殖池塘所選用的飼料為明輝牌淡水魚膨化配合飼料，飼料中Cu、Pb、Cd、Cr 4 種重金屬含量分別為19.86±0.07、2.21±0.01、0.68±0.12、4.62±0 mg·kg-1，每日兩次投放飼料分別為上午八點(diǎn)和下午三點(diǎn)，每次投放量為1.5 kg。實(shí)驗(yàn)階段進(jìn)水兩次，Cu、Pb、Cd、Cr 4種重金屬進(jìn)水濃度分別為19.75±1.38、37.82±5.21、15.34±3.09、12.02±1.08 μg·L-1。

第3 階段：樣品采集（2019 年6 月）。實(shí)驗(yàn)日期從池塘放水后開始計(jì)算，實(shí)驗(yàn)整個(gè)周期持續(xù)28 周。在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中的第1、2、3、4、6、8、12、14、20、24 周分別對(duì)實(shí)驗(yàn)塘與對(duì)照塘進(jìn)行DGT 裝置的投放，對(duì)底泥和上覆水進(jìn)行采樣分析。每個(gè)養(yǎng)殖池塘用彼德森采泥器按對(duì)角線布點(diǎn)法采集5 個(gè)分布點(diǎn)的表層底泥，混勻裝入玻璃罐中，置于加入冰袋的保溫箱中運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，在-20 ℃冰箱中儲(chǔ)存待測(cè)；水樣采用1 L 預(yù)淋洗棕色玻璃瓶采集，暫時(shí)儲(chǔ)存于加入冰袋的保溫箱中運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，在魚類生長(zhǎng)的幼苗期、生長(zhǎng)期和成熟期（即實(shí)驗(yàn)開始后的12 周、18 周和24 周）分別對(duì)實(shí)驗(yàn)塘和對(duì)照塘內(nèi)每種生物進(jìn)行隨機(jī)取樣，將該生長(zhǎng)階段的五種魚類和兩種底棲生物帶回實(shí)驗(yàn)室檢測(cè)，用于實(shí)驗(yàn)分析的水產(chǎn)品均為肌肉組織等可食用部分。本研究關(guān)注魚類和底棲生物的整體修復(fù)效果，因此實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)沒有區(qū)分具體魚的種類和底棲生物的種類，不同種類結(jié)果數(shù)值差異采用誤差值來(lái)代表，具體種類差異待后續(xù)進(jìn)一步研究。

1.4 DGT介紹及布置方法

ZrO-Chelex 型DGT 裝置購(gòu)置于南京智感環(huán)境科技有限公司，由固定膜、瓊脂糖擴(kuò)散膜和PVDF 濾膜組成，通過(guò)新型平板式塑料外殼將三者依次疊加密封組成，其固定膜厚度0.40 mm，擴(kuò)散層厚度0.90 mm，暴露窗口面積154 mm×20 mm（長(zhǎng)×寬）。在底泥中部署之前，裝置需用氮?dú)饷撗?6 h 以上，并將其保存在無(wú)氧的NaCl 溶液（0.03 mol·L-1）中。本實(shí)驗(yàn)采用的DGT裝置已密封包裝進(jìn)行充氮處理，在使用前再打開裝置。

在DGT 裝置頂部圓孔處固定魚線，在魚線的末端系上浮標(biāo)用以標(biāo)定位置?，F(xiàn)場(chǎng)投放使用時(shí)，實(shí)驗(yàn)人員身著下水服，將DGT 裝置緩慢插入底泥中。每塊DGT 總長(zhǎng)15 cm，以9 cm 的深度插入底泥中，并留有6 cm 部分在水體中。放置24 h 后取出DGT，將洗凈的DGT 裝置放入自封袋中，加入少量去離子水保濕。收集完成后低溫冷藏，迅速帶回實(shí)驗(yàn)室分析。

1.5 DGT提取的有效態(tài)濃度和表觀擴(kuò)散通量計(jì)算方法

ZrO-Chelex 型DGT 總長(zhǎng)150 mm，以10 mm 為標(biāo)準(zhǔn)將其切段，將切段后DGT 膜放入4 mL 1.0 mol·L-1HNO3提取液中，確保固定膜完全浸沒，常溫靜置24 h后，將提取液吸出轉(zhuǎn)移至另一空白離心管中，保存待分析（Cu、Pb、Cd）；加入10 mL 超純水浸沒固定膜2 h（水洗離心管中殘留的HNO3提取液），然后吸出水洗液，在DGT 中加入混合提取劑0.2 mol·L-1NaOH-0.5 mol·L-1H2O24 mL，確保固定膜完全浸沒，4 ℃條件下提取3～5 h，取出固定膜，保存提取液待測(cè)定（Cr）。上機(jī)前用0.22 μm 玻璃纖維膜過(guò)濾。DGT 膜上累積量M（ng）和有效態(tài)濃度CDGT（mg·L-1）的計(jì)算方法如下：

式中：Ce是所測(cè)量的金屬濃度，ng·mL-1；Ve是提取液的體積，mL；Vg是固定膜的體積，mL；fe是每種金屬的洗脫因子。

式中：t是部署時(shí)間，s；A是每個(gè)固定膜片段的暴露面積，cm2；Δg是擴(kuò)散凝膠層厚度（0.9 cm），D是金屬在固定膜上的擴(kuò)散系數(shù)，E-6·cm2·s-1。

基于DGT的表觀擴(kuò)散通量計(jì)算如下：

式中：表觀擴(kuò)散通量是沉積物和上覆水的通量之和，Jw和Js分別表示上覆水和沉積物中不穩(wěn)定的金屬通量值。此計(jì)算著重于SWI（沉積物-水界面）附近的區(qū)域。在上式中，φ是沉積物的孔隙度，根據(jù)Gao等[16]的結(jié)果，將其選擇為0.88；Dw和Ds分別是金屬在水和沉積物中的擴(kuò)散系數(shù)，Cu、Pb、Cd 和Cr 在水體中擴(kuò)算系數(shù)分別為7.33×10-6、9.45×10-6、7.17×10-6cm2·s-1和5.94×10-6cm2·s-1；金屬在沉積物中的擴(kuò)算系數(shù)Ds=φ2Dw[17]。分別表示在上覆水和沉淀物中DGT 不穩(wěn)定濃度梯度，以DGT 濃度與深度的比值斜率梯度計(jì)算[18]。

1.6 重金屬目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)（THQs）的計(jì)算

重金屬的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)采用目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)法（THQ），通過(guò)假定人體日常攝入的重金屬總量與吸收量相等，將測(cè)定的吸收量與各重金屬的參考劑量的比值作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)[19]。計(jì)算公式如下：

單一重金屬風(fēng)險(xiǎn)計(jì)算公式：

多種重金屬?gòu)?fù)合風(fēng)險(xiǎn)計(jì)算公式：

式中：EF為重金屬在人群中暴露頻率365 d·a-1；ED是暴露期限，30 a；IR是攝入速率（魚類為30.5 g·d-1[20]，蝦類為93.43 g·d-1[20]，貝類為5 g·d-1[21]）；C為水產(chǎn)品中重金屬含量（μg·g-1，鮮質(zhì)量，下同）；RfD是口服參考劑量，μg·g-1·d-1，Cu、Pb、Cd、Cr 分別為4×10-2、4×10-3、1×10-3、1.5×10-3μg·g-1·d-1[22]；BW是體質(zhì)量，70 kg；AT是平均年齡，70 a。

1.7 質(zhì)量控制與保證

為保證實(shí)驗(yàn)結(jié)果的準(zhǔn)確性和科學(xué)性，所有樣品設(shè)定3 個(gè)平行樣，底泥樣品的重金屬檢出限和回收率如表1 所示。圖表制作及數(shù)據(jù)分析均采用Prism8.0 和Origin8.0完成。

表1 重金屬的檢出限和回收率Table 1 Detection limits and recovery rates of heavy metals

2 結(jié)果與討論

2.1 對(duì)養(yǎng)殖生物體內(nèi)重金屬累積濃度和食用風(fēng)險(xiǎn)的影響

養(yǎng)殖生物體內(nèi)污染物累積濃度的變化是驗(yàn)證修復(fù)方法是否有效最直接的體現(xiàn)，修復(fù)期間養(yǎng)殖生物不同生長(zhǎng)階段的重金屬累積濃度情況如表2所示。

表2 修復(fù)期間養(yǎng)殖生物不同生長(zhǎng)階段的重金屬累積濃度（μg·g-1）Table 2 Heavy metals in cultured organisms in different growth stages during remediation（μg·g-1）

在整個(gè)修復(fù)期間養(yǎng)殖生物的不同生長(zhǎng)階段內(nèi)，實(shí)驗(yàn)組所有生物的4 種重金屬數(shù)據(jù)均低于空白組，表明養(yǎng)殖底泥中加入小麥秸稈生物炭對(duì)于降低養(yǎng)殖水產(chǎn)品中重金屬含量有明顯效果。小麥秸稈生物炭的表面含有豐富的含氧官能團(tuán)，能對(duì)重金屬產(chǎn)生絡(luò)合作用，變成金屬絡(luò)合物，而小麥秸稈生物炭的添加也使底泥pH 由7.2～7.4 提高到7.6～7.8，底泥pH 的升高能夠促進(jìn)重金屬鹽的沉淀，而小麥秸稈生物炭表面存有的吸附點(diǎn)位也能對(duì)重金屬進(jìn)行吸附，因此小麥秸稈生物炭能夠吸附固定底泥中的重金屬，從而降低了重金屬的有效性[23]。此外堿性生物炭還能與Cd、Pb 等重金屬產(chǎn)生共沉淀作用[15]，從而降低了重金屬在水產(chǎn)品體內(nèi)的遷移，使實(shí)驗(yàn)組中水產(chǎn)品體內(nèi)重金屬累積濃度降低。

修復(fù)期間養(yǎng)殖生物不同生長(zhǎng)階段的4 種重金屬累積濃度下降率如圖1a所示。其中，4種重金屬積累濃度在整個(gè)生長(zhǎng)階段總體下降率為Cd＞Pb＞Cr＞Cu，下降率范圍在15%～55%。從圖1a中可以觀察到在生物生長(zhǎng)的幼苗期Pb 和Cd 兩種重金屬積累濃度下降率達(dá)到最大值，而重金屬Cu 和Cr 的積累濃度下降率的最大值在生長(zhǎng)期，這可能與Cu 的來(lái)源有關(guān)，Cu 普遍添加在養(yǎng)殖飼料中[6]，在生長(zhǎng)期會(huì)大量投入養(yǎng)殖飼料使池塘Cu 含量增大。在兩類水生生物中，重金屬Cd和Pb 的下降率都高于Cr 和Cu，這可能是由于重金屬Cd 和Pb 在底泥中有較高的流動(dòng)性，其代表流動(dòng)性的形態(tài)（弱酸可提取態(tài)和Fe-Mn 氧化物結(jié)合態(tài)）占比較高（約60%），而生物炭的添加將其固定于底泥中，大幅減少了其向水產(chǎn)品體內(nèi)的遷移[8]。Cr 的下降率較低可能與Cr 在底泥中的存在形態(tài)有關(guān)，Cr 的殘?jiān)鼞B(tài)比例相對(duì)較高[24]，這說(shuō)明底泥中Cr 的流動(dòng)性相對(duì)較低，不易釋放，因此生物炭對(duì)其修復(fù)作用較小。Munir 等[25]的研究也表明，使用2%竹生物炭進(jìn)行修復(fù)，孔隙水中Cr的降低仍不顯著。

圖1 水產(chǎn)品體內(nèi)4種重金屬累積濃度的下降率（a）和水產(chǎn)品體內(nèi)4種重金屬目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)的下降率（b）Figure 1 Decline rates of four heavy metals（a）and THQs（b）of four heavy metals in aquaculture products

從圖1a 中可以看出，與魚類相比，底棲生物的重金屬累積濃度的下降率更高，這可能是因?yàn)轸~類是在上層水體中進(jìn)行生物活動(dòng)，而底棲生物活動(dòng)在底泥表面，能更多地接觸底泥中的重金屬。對(duì)底泥進(jìn)行生物炭修復(fù)可以有效阻止重金屬進(jìn)入生物體內(nèi)，故在底棲生物中的作用更為明顯[4]。另外，不同生物本身對(duì)于不同重金屬應(yīng)激響應(yīng)和解毒機(jī)制也有所不同，這也是可能導(dǎo)致魚類與底棲生物重金屬累積濃度下降率有差異的原因[26-27]；重金屬的生物有效性也影響著重金屬在生物體內(nèi)的累積程度。

在投入小麥秸稈生物炭原位修復(fù)底泥重金屬實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，還可能存在因飼養(yǎng)過(guò)程和底泥性質(zhì)差異、納米級(jí)生物炭懸浮和生物炭老化以及微生物群落變化等對(duì)實(shí)驗(yàn)結(jié)果產(chǎn)生影響，但是，僅根據(jù)本實(shí)驗(yàn)結(jié)果，實(shí)驗(yàn)組相較于對(duì)照組4 種重金屬含量平均降低達(dá)39.75%，這部分因素對(duì)實(shí)驗(yàn)結(jié)果沒有明顯影響，具體影響機(jī)制需進(jìn)一步研究。由通過(guò)投入小麥秸稈生物炭進(jìn)行底泥重金屬修復(fù)的水生生物重金屬累積濃度下降率可見，向養(yǎng)殖底泥中添加生物炭可以有效抑制底泥中重金屬在生物體內(nèi)的累積，并顯著降低水產(chǎn)品的食用風(fēng)險(xiǎn)。

底泥中添加小麥秸稈生物炭后，在整個(gè)養(yǎng)殖周期的不同生長(zhǎng)階段，各水產(chǎn)品的食用風(fēng)險(xiǎn)THQ值的計(jì)算結(jié)果如表3所示。

表3 修復(fù)期間養(yǎng)殖生物不同生長(zhǎng)階段的食用風(fēng)險(xiǎn)THQ值Table 3 THQ values of cultured organisms at different growth stages during remediation

縱觀整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期，實(shí)驗(yàn)組中水產(chǎn)品的THQs值均低于空白組，且水產(chǎn)品的ΣTHQs值均低于USEPA規(guī)定的限值（1.0），這表明實(shí)驗(yàn)組中的水產(chǎn)品是安全可食用的，且添加小麥秸稈生物炭可控制底泥中重金屬在生物體內(nèi)的累積并顯著降低水產(chǎn)品的食用風(fēng)險(xiǎn)。計(jì)算了不同水產(chǎn)品在各生長(zhǎng)階段不同重金屬目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)的下降率變化，結(jié)果如圖1b所示。

對(duì)比圖1a 和圖1b 可知，對(duì)于底棲生物，4 種重金屬的目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)下降率與4 種重金屬的累積濃度下降率變化趨勢(shì)基本一致，下降率范圍也在15%～55%，Cd、Pb 和Cr 3 種重金屬的目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)下降率在幼苗期就達(dá)到最大，分別為49%、46%和41%。Cu在生長(zhǎng)期目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)下降率達(dá)最大值（約50%），這與重金屬積累濃度下降率一致。對(duì)于魚類，Pb、Cd、Cu 目標(biāo)危險(xiǎn)系數(shù)在其生長(zhǎng)期達(dá)到最大值，這與危險(xiǎn)系數(shù)計(jì)算模型中所提到的底棲生物和魚類的攝入速率與各重金屬的口服參考速率不同有關(guān)[21]。

2.2 對(duì)底泥孔隙水中重金屬生物有效態(tài)濃度的影響

為進(jìn)一步了解小麥秸稈生物炭的添加對(duì)原位底泥中重金屬生物有效性的影響，采用原位監(jiān)測(cè)以保證結(jié)果的準(zhǔn)確非常必要，而DGT 即薄膜擴(kuò)散梯度裝置原位測(cè)定底泥孔隙水中重金屬的濃度可滿足這一要求。因此，在本研究中采用ZrO-Chelex 型DGT 對(duì)底泥中重金屬的生物有效性進(jìn)行了深入探討。4 種重金屬在修復(fù)過(guò)程中生物的各個(gè)生長(zhǎng)階段中底泥孔隙水中有效態(tài)的濃度變化如圖2所示。

圖2 修復(fù)期間水生生物不同生長(zhǎng)階段底泥孔隙水CDGT變化Figure 2 Changes in pore water CDGT of substrate at different growth stages during restoration

縱觀整個(gè)修復(fù)周期，經(jīng)小麥秸稈生物炭修復(fù)的底泥孔隙水中重金屬濃度絕大部分低于空白組。具體而言，Cu、Pb、Cd 和Cr 的底泥有效態(tài)濃度降低率范圍分別為3.7%～21%，16%～48%，35%～71% 和3.7%～19%。修復(fù)初期，底泥孔隙水中4 種重金屬濃度都明顯下降，這與2.1 中生物體內(nèi)重金屬累積濃度在幼苗期下降率最大相呼應(yīng)。隨著修復(fù)時(shí)間的延長(zhǎng)，尤其到幼苗期后期和生長(zhǎng)期階段，對(duì)照組與修復(fù)組中底泥孔隙水濃度差異較小。除Cd 之外，其他3 種重金屬的CDGT在生長(zhǎng)期有明顯升高的趨勢(shì)，可能與幼苗后期和生長(zhǎng)期大量飼料投加，以及雨水流入、換水等來(lái)源有關(guān)[28-29]。因此，為了控制生長(zhǎng)期水產(chǎn)品體內(nèi)重金屬的累積，需要加大底泥中生物炭的投加量或者采用其他方法降低養(yǎng)殖水體中的重金屬濃度。

雖然實(shí)驗(yàn)組底泥孔隙水中重金屬的濃度顯示出一定的下降，其下降范圍在3%～70%，與水產(chǎn)品體內(nèi)累積的重金屬濃度下降相比（圖1a）范圍更大。這可能由于DGT 和生物累積污染物的方式不同，生物累積重金屬的過(guò)程是十分復(fù)雜的，一系列生物活動(dòng)會(huì)改變底泥的物理化學(xué)組成，從而影響底泥的重金屬存在形態(tài)，進(jìn)而影響生物對(duì)重金屬的累積[30]。DGT 裝置則是通過(guò)Fick第一定律，靠結(jié)合相源源不斷地累積環(huán)境中的有效態(tài)重金屬，是純粹的物理過(guò)程[31]。因此，在用DGT 模擬生物累積底泥中重金屬污染時(shí)，生物累積與DGT膜上的累積結(jié)果會(huì)有差異。

2.3 對(duì)水生生物不同生長(zhǎng)階段底泥中重金屬擴(kuò)散通量的影響

DGT不僅能夠評(píng)估底泥中重金屬的生物有效性，而且能夠?qū)Τ练e物-水界面附近重金屬元素的流動(dòng)方向以及交換通量進(jìn)行預(yù)測(cè)[32-33]。將DGT 部分垂直插入底泥并保留部分在水環(huán)境中可以同時(shí)反映沉積物和水兩個(gè)界面的濃度差異，對(duì)比兩個(gè)界面的濃度可以確定重金屬的流動(dòng)方向。通過(guò)計(jì)算DGT 裝置上的濃度CDGT與所處底泥深度的斜率梯度比值從而估算固液界面處的交換通量，這可以反映泥水界面處重金屬的化學(xué)活性。

表觀擴(kuò)散通量的正值和負(fù)值分別代表了重金屬遷移到上覆水或是沉積物的通量，圖3 顯示了4 種重金屬在生物生長(zhǎng)的各個(gè)階段在沉積物-水界面處的表觀擴(kuò)散通量。從圖中可明顯看出實(shí)驗(yàn)組中重金屬向底泥沉積，而空白組中的情況則相反，表明小麥秸稈生物炭能降低重金屬向上覆水?dāng)U散的可能性，使實(shí)驗(yàn)組中的養(yǎng)殖底泥成為重金屬的匯，這對(duì)養(yǎng)殖塘底泥的修復(fù)是有利的。從重金屬污染物遷移的角度，生物炭吸附重金屬使底泥中重金屬的有效態(tài)降低，且底泥中剩余重金屬遷移性降低；從水生生物角度，遷移性較強(qiáng)的重金屬經(jīng)生物炭吸附，生物體內(nèi)積累的重金屬濃度降低，有效改善水產(chǎn)品品質(zhì)。

圖3 修復(fù)期間水生生物不同生長(zhǎng)階段固液界面表觀擴(kuò)散通量的變化Figure 3 Changes of apparent diffusion flux at different growth stages during remediation

空白組中Cu、Pb、Cd 和Cr 的擴(kuò)散通量范圍分別在-0.050～0.097、-0.011～0.11、0.001 9～0.017 ng·cm-2·d-1和0.060～0.19 ng·cm-2·d-1，多數(shù)為正值，表明對(duì)照組中的養(yǎng)殖底泥在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中充當(dāng)重金屬的源，即底泥向養(yǎng)殖水環(huán)境中釋放重金屬。當(dāng)?shù)啄嗵砑有←溄斩捝锾亢?，?shí)驗(yàn)組中底泥重金屬的表觀擴(kuò)散通量有降低的趨勢(shì)，Cu、Pb、Cd 和Cr 的范圍分別在-0.210 00～0.000 28、-0.120～0.027、-0.018 0～0.000 40 ng·cm-2·d-1和-0.090～0.081 ng·cm-2·d-1，數(shù)值多數(shù)為負(fù)，表明水體中的重金屬易向養(yǎng)殖底泥中沉積，小麥秸稈生物炭的添加使重金屬向底泥匯聚，從而降低重金屬向上覆水遷移的可能性，并最終降低水產(chǎn)品體內(nèi)累積的濃度。

對(duì)比實(shí)驗(yàn)組各個(gè)生長(zhǎng)階段Cu、Pb、Cd 和Cr 4 種重金屬的擴(kuò)散通量，重金屬Cu、Pb 在生長(zhǎng)期擴(kuò)散通量最大，而重金屬Cd 和Cr 的擴(kuò)散通量在成熟期才達(dá)最大值，表明小麥秸稈生物炭的添加對(duì)養(yǎng)殖底泥中重金屬的修復(fù)作用主要發(fā)生在生長(zhǎng)期末期到成熟期階段。

3 結(jié)論

（1）經(jīng)小麥秸稈生物炭修復(fù)，生物體內(nèi)4 種重金屬濃度和食用風(fēng)險(xiǎn)下降率范圍都在15%～55%，4種重金屬下降率的總體趨勢(shì)為Cd＞Pb＞Cr＞Cu，對(duì)于Pb 和Cd，都是在幼苗期下降率達(dá)到最大，而對(duì)于重金屬Cr、Cu，下降率在生長(zhǎng)期才達(dá)最大值。底棲生物的重金屬積累濃度和危險(xiǎn)系數(shù)下降率普遍大于魚類。

（2）對(duì)小麥秸稈生物炭修復(fù)階段的底泥進(jìn)行原位監(jiān)測(cè)的結(jié)果表明，重金屬的有效態(tài)濃度在小麥秸稈生物炭修復(fù)后是逐漸降低的，Cu、Pb、Cd 和Cr 4 種重金屬的底泥有效性濃度下降范圍分別為3.7%～21%、16%～48%、35%～71%和3.7%～19%，且小麥秸稈生物炭對(duì)底泥孔隙水中重金屬的修復(fù)主要集中于幼苗期階段。

（3）沉積物-水界面處表觀擴(kuò)散通量計(jì)算結(jié)果表明，實(shí)驗(yàn)組底泥中添加的小麥秸稈生物炭能夠成功控制底泥重金屬的釋放，使實(shí)驗(yàn)組中的養(yǎng)殖底泥成為重金屬的匯，降低了重金屬向上覆水?dāng)U散的可能性。