水体富营养化引起藻类过度生长, 不仅影响水体观感, 更重要的是会造成水质下降, 一些藻类向水体释放藻类毒素, 危害水生生态系统安全和人畜健康。微囊藻毒素 (Microcystins, MCs) 是藻类水华中出现频率最高、危害最严重的藻类毒素, 由微囊藻、鱼腥藻、颤藻等藻类产生, 主要表现为极强的肝毒性和肾毒性, 与肝癌发生、肝坏死等有密切关系, 严重时甚至引起死亡^[1,2]。微囊藻毒素主要有3种亚型, 分别是MC-LR、MC-RR和MC-YR, 其中, MC-LR被国际卫生组织 (WHO) 和我国饮用水卫生标准等列为饮用水控制污染物^[3,4]。水体中微囊藻毒素的含量与藻类有关, 影响藻类生长的水温、氮磷营养盐等因素都会影响水体中微囊藻毒素的浓度, 不同湖库由于其自身特征, 环境因素对微囊藻毒素含量的影响将会有所差异。

　　 青草沙水库位于上海市长兴岛北侧长江口南北港分流口下方, 是上海市重要的饮用水源地, 取水自长江来水, 总磷、总氮较高, 藻类成为水库不可忽视的问题。监测数据显示, 水库水体存在铜绿微囊藻、鱼腥藻、束丝藻、小球藻等藻类。本研究通过对青草沙水库微囊藻毒素和关键水质指标为期3年的连续监测, 研究水库微囊藻毒素的时空分布特征及影响因素, 为水库藻类毒素风险研究和安全运营提供依据。

　　 根据青草沙水库库区地形特点、水流流向等, 在水库中选取了6个代表性采样点, 具体位置见图1。样点涵盖库首 (S1) 、垦区 (S2、S3) 、库中 (S4) 和库尾 (S5) , 同时在上游闸外长江取水口 (S0) 和水库输水区 (S6) 各设置1个样点, 分别监测长江来水和水库输配原水的水质特点。

　　 2012年1月~2014年12月连续3年, 每月采样2次。采集表层水样 (水下0.5 m) , 棕色玻璃瓶盛放, 立即送回实验室, 根据不同监测指标的具体要求保存样品, 一周内完成指标检测。

　　 HLB固相萃取小柱 (500 mg/6 mL, Waters, USA) ;安捷伦液相色谱-串联质谱仪 (Agilent1260HPLC液相色谱仪系统, Agilent 6430Triple Quad三重四极杆串联质谱仪, 电喷雾电离源) ;自动固相萃取装置 (Caliper, USA) ;氮气自动浓缩仪 (Caliper, USA) 。

　　 1.0L水样经0.7μm玻璃纤维滤膜过滤去除悬浮物, 以HLB固相萃取小柱 (500mg/6mL, Waters, USA) 对微囊藻毒素进行富集。富集完毕, 以10mL甲醇洗脱, 氮吹浓缩至1.0 mL, 经0.22μm PVDF滤膜过滤 (Millipore, USA) , -20℃保存待测。处理后样品采用液相色谱-串联质谱仪 (Agilent 6430三重四极杆串联质谱仪, 电喷雾离子源正离子扫描模式) 对微囊藻毒素进行检测^[5]。微囊藻毒素标准品购自Alexis (纯度>95%, Switzerland) , 乙腈、甲醇、甲酸为HPLC级 (Merck, Germany) , 超纯水由Milli-Q制备 (Millipore, USA) 。

　　 水体浊度、pH、电导率、COD_Mn、UV₂₅₄、亚硝酸盐氮、氨氮、总氮、溶解性总氮、硝酸盐氮、总磷、溶解性总磷、氯离子、硫酸盐、溴酸盐、溴离子、氯酸盐、TOC、铁、锰指标按照《地表水环境质量标准》 (GB3838-2002) 方法测定。

　　 叶绿素a采用丙酮提取并以分光光度法测定。

　　 藻细胞总数经鲁格氏液固定浓缩后, 采用高倍显微镜计数法测定。

　　 在Excel中建立检测数据的数据库, SPSS 16.0进行水质数据的相关性分析以及逐步回归分析, Origin 8.0进行图表处理。

　　 2012~2014年青草沙水库微囊藻毒素浓度水平与变化趋势见图2。3种微囊藻毒素在青草沙水库均检测到, MC-LR浓度最高, 月平均浓度为1.02~319.11ng/L, 最高出现在2012年8月;其次是MC-RR, 月平均浓度为1.98~118.96ng/L;MC-YR相对较低, 月平均为0.76~33.78ng/L。因此, 从整体来看MC-LR是青草沙水库最主要的微囊藻毒素, 其次是MC-RR, 两者所占比例分别为55.85%和22.27%, 但浓度均低于WHO和我国生活饮用水推荐标准值 (1.0μg/L) ^[3,4]。同样是以水华微囊藻为优势产毒藻的太湖则表现为MC-RR是主导毒素, MC-LR含量较低^[6], 这可能是地区水体环境综合因素长期调控的结果, 与藻类种类及产毒能力等因素有关, 因水体而异。与国内外其他湖库相比, 青草沙水库微囊藻毒素水平低于太湖流域的慈溪梅湖 (MC-LR最高达4.43μg/L) , 太湖梅梁湾 (3种微囊藻毒素总量夏季平均为0.78μg/L) 、日本湖泊 (MC-LR和MC-RR分别高达1.5μg/L和8.8μg/L) 等^[6,9], 略高于北京官厅水库 (MC-LR和MC-RR分别为29ng/L和4.0ng/L) 和武汉南湖、东湖 (最高121ng/L) ^[10,11], 与五大湖区 (20~380ng/L) 水平相当^[12]。

　　 青草沙水库2011年6月通水, 分析通水初期和水力调控措施实施前后的微囊藻毒素年度变化可见, 2012年水库通水初期的微囊藻毒素最高, 总浓度为14.46~456.08ng/L。2013年起, 青草沙水库为了控制藻类增殖, 实施了上下游泵闸联动水力调度、生物操控 (放养滤食鱼类、边滩芦苇净化等) 等措施, 藻类生物量较2012年降低约40%, 微囊藻毒素也显著降低, 2013年微囊藻毒素总浓度为12.60~149.44ng/L, 年均值较运行初期的2012年降低57.42%;2014年微囊藻毒素浓度为5.66~16.96ng/L, 较2012年降低88.86%, 全年维持较低水平。

　　 分析不同季节的微囊藻毒素变化特征可见, 3年趋势基本相同:伴随着气温升高和藻类生物量的增加, 微囊藻毒素从5月至6月开始上升, 7月至9月浓度较高, 其中8月达到最高值, 10月开始下降, 11月至次年4月浓度较低, 呈现出明显的夏秋季 (6~11月) 高于冬春季 (12~5月) 的季节变化特征。2012年, 夏秋季的微囊藻毒素总浓度 (51.39~456.08ng/L, 平均188.17ng/L) 为冬春季 (15.89~33.72ng/L, 平均20.83ng/L) 的7.79倍, 其中, MC-LR、MC-RR、MC-YR夏秋季平均浓度分别为冬春季的8.69倍、14.27倍和3.74倍。2013年, 夏秋季微囊藻毒素浓度 (28.31~149.44ng/L, 平均61.95ng/L) 为冬春季 (15.62~25.95ng/L, 平均18.61ng/L) 的3.33倍, 其中, 夏秋季MC-LR、MC-RR、MC-YR分别为冬春季的2.61倍、5.71倍、3.68倍。研究期间, 青草沙水库夏季以蓝藻门微囊藻为主, 冬春季以硅藻为主, 微囊藻是微囊藻毒素的主要生产者, 因此夏季微囊藻毒素浓度高。这种季节分布特征与太湖、巢湖等大致相同。

　　 青草沙水库不同区域的微囊藻毒素分布如图3。在夏秋季, 微囊藻毒素的空间分布特征表现为:S3>S4、S5、S6>S2、S1, 即青草沙垦区北侧最高, 水库中间和下游也较高, 垦区南侧和库区上游浓度较低。这可能是因为上游水体泥沙含量高, 水质浑浊, 影响藻类光合作用, 藻类生长受到影响;经过垦区后水质自净澄清, 浊度降低, 利于藻类光合作用, 因此下游藻类大量生长, 释放的藻毒素也增多。并且, 青草沙水库夏季以东南风为主, 使得藻类在北堤附近相对聚集, 同时垦区北侧水流相对较缓, 导致这些区域藻类相对聚集, 藻毒素浓度较高。对冬春季, 各区域微囊藻毒素未显示出明显的区域性空间分布差异。

　　 另外, 比较库内与库外长江来水的微囊藻毒素水平, 长江来水的微囊藻毒素总浓度为8.97~90.85ng/L, 未显现出库内相似的夏季高峰, 夏秋季库内藻毒素浓度较高时, 库内平均浓度为库外的1.72~10.53倍, 冬季藻毒素水平较低时, 水库内、外无明显差异。藻细胞生物量分析也显示, 夏季库外来水的藻细胞平均生物量比库内低一个数量级, 说明青草沙水库微囊藻毒素主要来源于库内的藻类繁殖和藻毒素释放。

　　 2012~2013年水库的微囊藻毒素相对较高, 分析该时间段微囊藻毒素与水质环境因子的关系。

　　 青草沙水库环境因子的总体水平以及与微囊藻毒素的相关性分析结果见表1。微囊藻毒素总量与水温、COD_Mn、藻细胞总数呈极显著正相关 (p<0.01) , 与电导率、硝酸盐氮、溶解性总氮、氯离子、氯酸盐和溴离子呈极显著负相关, 与氨氮、锰呈显著正相关 (p<0.05) 。除氨氮与锰外, 上述因子的相关性系数均大于0.5, 相关性较好, 尤其是硝酸盐氮和藻细胞总数, 相关系数分别为-0.721和0.710。

　　 氮磷是藻类生长的必需营养元素, 分析了青草沙水库微囊藻毒素与5种氮形态、2种磷形态的相关性, 总体来看, 微囊藻毒素与氮元素的相关性高于磷元素。氮是参与藻毒素合成必需的元素, 氮缺乏会限制藻的生长及藻毒素的分泌^[13], 对青草沙水库不同形态氮的分析显示, 硝酸盐氮、溶解性总氮与微囊藻毒素呈极显著或显著性负相关, 而氨氮与微囊藻毒素呈显著正相关, 亚硝酸盐氮、总氮与微囊藻毒素无相关性。对磷的相关性分析显示, 青草沙水库微囊藻毒素与总磷、溶解性总磷均无直接相关。关于磷对微囊藻毒素的影响尚无一致的研究结论, 有研究报道微囊藻产生的毒素与磷呈负相关^[14,15], 也有研究报道自然水体中磷的浓度对微囊藻毒素的产生没有影响^[16]。青草沙水库运行两年至2013年, 底泥中的磷在合适的环境动力作用下会释放到水体中, 除个别监测数据外, 青草沙水库水体总磷和溶解性总磷的年度变化均不明显, 对微囊藻生长的影响也逐渐减小。由于TN/TP波动较大, 在4.33~138.33之间, TN/TP与微囊藻毒素的相关性不明显。

　　 金属元素是藻类生长的重要因素, 会影响藻类产毒能力。分析显示, 青草沙水库微囊藻毒素浓度与锰呈显著相关, 与铁无相关性。有实验室研究, 锰浓度低于0.055 mg/L时, 微囊藻的生长和产毒能力都随着锰浓度的增加而增高, 当锰过高则会抑制藻类的生长, 但是藻毒素的合成并未减少^[17]。青草沙水库的锰浓度在0.01~0.04mg/L, 夏季浓度高, 冬季相对较低, 结果显示在水库自然条件下微囊藻毒素的释放同样与锰有关, 因此有必要控制锰等微量元素向水体的排放。

　　 微囊藻毒素与藻细胞总数的相关性分析显示, 两者具有极显著正相关, 尤其是在夏季藻类高发期。2012~2013年期间, 青草沙水库夏季的优势藻种为蓝藻门微囊藻, 占总浮游植物总量的70%, 微囊藻正是微囊藻毒素的主要生产者, 因此微囊藻毒素与藻细胞总数呈现较好的相关性。但是, 微囊藻毒素与叶绿素未表现显著相关性, 可能由于青草沙水库在冬春季硅藻大量生长, 硅藻不释放微囊藻毒素, 但会使水体叶绿素一定程度升高, 因此叶绿素表现出夏季和春季两个峰值。青草沙水库夏季藻细胞总数最高为7.5×10⁸个/L, 叶绿素含量最高为58.40μg/L, 微囊藻毒素总浓度最高为456.08ng/L, 说明虽然藻类是青草沙水库的重要问题, 但是藻类产毒不多, 微囊藻毒素并不会超标, 藻毒素并不是水库的重要风险因子。

　　 此外, 青草沙水库微囊藻毒素与电导率、溴离子、氯离子和氯酸盐具有极显著负相关, 这种相关性可能由于冬春季长江口咸潮入侵, 青草沙河口水库的电导率、溴离子、氯离子等指标存在冬春高、夏季低的季节变化, 这与微囊藻毒素的季节变化特征相反所致, 并不能说明上述因子对微囊藻毒素产生的作用。

　　 以上述环境因子对青草沙水库水中微囊藻毒素进行逐步回归分析 (见表2) , 结果显示微囊藻毒素的回归结果较好, 最先进入回归方程的是硝酸盐氮。微囊藻毒素总量的最佳回归模型r为0.924, 硝酸盐氮、藻细胞总数、叶绿素和氨氮依次进入模型;MC-LR的最佳回归模型r为0.924, 硝酸盐氮和氨氮依次进入模型。

　　 (1) 对青草沙水库连续3年的微囊藻毒素监测发现, 藻类高峰期主要微囊藻毒素亚型为MC-LR, 其次是MC-RR, 浓度低于生活饮用水推荐的标准值, 不存在健康安全风险。2011年通水后, 运行初期2012年微囊藻毒素浓度最高, 2013年实施水力调控措施后, 2014年藻类和微囊藻毒素明显降低。季节变化上, 表现为夏秋季高、冬春季低的特征, 高峰期出现在每年8月。空间上, 水库北侧和下游区域藻毒素浓度相对较高。

　　 (2) 通过微囊藻毒素与环境因子的相关性分析, 微囊藻毒素总量与水温、COD_Mn、藻细胞总数呈极显著正相关, 与溶解性总氮、硝酸盐氮极显著负相关, 与氨氮、锰呈显著正相关。对各因子逐步回归分析, 硝酸盐氮、藻细胞总数、叶绿素、氨氮进入不同的微囊藻毒素模型 (∑r=0.924) 。