活性污泥生物炭對沉積物中鎘生態(tài)毒性的影響

田 斌，王 萌，陳環(huán)宇，梁 翠，龔雙姣，馬陶武①

(1.吉首大學(xué)生物資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，湖南 吉首 416000；2.同濟大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092)

沉積物是水生態(tài)系統(tǒng)中污染物的關(guān)鍵受體和最終沉積庫[1],因此,受污染沉積物是潛在的二次污染源。采用合適的方法對污染沉積物進行修復(fù)是維持水生態(tài)系統(tǒng)健康的重要手段。傳統(tǒng)的沉積物修復(fù)措施如疏浚和封蓋不能有效實現(xiàn)降低污染沉積物對水生生物和人類健康不利影響和保護水生態(tài)系統(tǒng)的目標,有時甚至可能對水生態(tài)系統(tǒng)具有破壞作用[2]。因此,發(fā)展低能耗、低成本、高效率和對環(huán)境干擾小的沉積物原位修復(fù)技術(shù)非常必要。一般來說,底棲生物對污染物的吸收很大程度上取決于沉積物中污染物的生物有效性,而生物有效性主要與污染物和沉積物顆粒結(jié)合的強弱程度有關(guān)[3]。因此,行之有效的沉積物原位修復(fù)方法就是最大程度地降低污染物的生物有效性。有研究證實,黑炭顆?？梢詮娏业匚脚c沉積物結(jié)合的污染物,其吸附親和常數(shù)比無定形有機質(zhì)高1～2個數(shù)量級,因此可以有效降低污染物的生物有效性和減少生物積累[4-5],從而有可能降低這些與沉積物結(jié)合的污染物對底棲生物的生態(tài)毒性[6-7]。

生物炭(BC)是在限氧條件下將生物質(zhì)材料通過熱化學(xué)轉(zhuǎn)化即熱裂解(200～900 ℃)而得到的一種固態(tài)材料[8]。目前,生物炭被認為是一種重要的綠色環(huán)境吸附劑[9],對污染沉積物的原位修復(fù)具有很大潛力。然而,目前關(guān)于生物炭的長期野外應(yīng)用研究還十分缺乏,因此在將生物炭應(yīng)用于野外沉積物修復(fù)之前,應(yīng)該明確不同類型生物炭對沉積物中污染物吸附阻控的效力以及生物炭和污染物相互作用的潛在環(huán)境生物學(xué)效應(yīng)的變化,這對于將來應(yīng)用生物炭修復(fù)污染沉積物的工程實踐具有重要的指導(dǎo)意義。目前關(guān)于生物炭對水土環(huán)境中污染物阻控的研究主要關(guān)注污染物的生物有效性[10-14],而對生物炭與污染物相互作用后的潛在生態(tài)毒性風(fēng)險改變的評價研究則較少,而且已有的報道大多關(guān)注生物炭與污染物相互作用對植物的影響[11-12],僅BIELSK等[15]報道了在土壤中生物炭與芘相互作用對秀麗隱桿線蟲(Caenorhabditiselegans)毒性的影響。此外,評判生物炭與沉積物中污染物相互作用后生態(tài)毒性風(fēng)險的變化必須考慮底棲生物種類的相關(guān)性[16],采用沉積物棲居型底棲動物將更有利于評價生物炭修復(fù)污染沉積物的效力和潛在生態(tài)毒性風(fēng)險。銅銹環(huán)棱螺(Bellamyaaeruginosa)是屬于腹足綱田螺科的淡水軟體動物,在我國淡水環(huán)境中分布廣泛,是一種典型的沉積物棲居型底棲動物,該物種對一些典型重金屬和持久性有機污染物表現(xiàn)出較好的敏感性,是進行沉積物毒性測試的理想生物[17-19]。

筆者以城市污水處理廠活性污泥制備的生物炭為研究對象,以重金屬鎘(Cd)為目標污染物,以銅銹環(huán)棱螺為測試生物,采用沉積物14-d亞慢性生物測試,研究不同添加水平的生物炭與不同濃度Cd聯(lián)合作用對Cd的生物積累、肝胰臟氧化脅迫、氧化損傷和DNA損傷的影響,評價活性污泥生物炭降低沉積物中鎘生態(tài)毒性風(fēng)險的潛力。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

主要儀器:多功能酶標儀(DTX-880,Beckman Coulter);臺式高速冷凍離心機(長沙平凡TGL-16M);電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES,iCAP6300 Radial,Thermo Fisher Scientific,USA);全自動雪花制冰機(IMS-30,雪科);熒光顯微鏡(日本尼康ECLIPSE 80i);水平電泳儀(北京六一儀器廠DYY-12型);分體式自控電熱消化器(CN61M/AED-IV,北京中西遠大科技有限公司);玻璃勻漿器;電動食物攪拌機(酒思JS-601)。

主要試劑:活性污泥生物炭來自密西西比國際水務(wù)(中國)有限公司;超氧化物歧化酶(SOD)、丙二醛(MDA)和蛋白測定試劑盒、低熔點瓊脂糖、正常熔點瓊脂糖、碘化丙啶、考馬斯亮藍-G250、1-氯-2,4-二硝基苯(CDNB)以及硫代巴比妥酸,均來自南京建成生物工程研究所;蛋白酶抑制劑苯甲基磺酰氟(PMSF)來自Genview公司;Cd標準溶液來自國家鋼鐵材料測試中心鋼鐵研究總院;Cd(CH3COO)2·2H2O、蔗糖、Tris、EDTA-Na2、2,4-二硝基苯肼(DNPH)、鹽酸胍及其它輔助試劑均為國產(chǎn)分析純。

1.2 測試生物

實驗室人工培養(yǎng)的銅銹環(huán)棱螺用作毒性測試生物。按照MA等[17]的方法對銅銹環(huán)棱螺進行實驗室培養(yǎng),并進行多代繁殖。挑選大小均勻的健康個體〔殼長為(20.34±1.28) mm,體重為(1.94±0.32) g〕用于暴露實驗。

1.3 生物炭預(yù)處理與理化表征

預(yù)處理:活性污泥生物炭是將城市污水處理廠剩余污泥在密封、無氧、非燃燒和高溫(600 ℃)狀態(tài)下進行干餾和熱分解而制成,原始粒徑為0.1～4.0 mm。由于制備的生物炭偏堿性,因此在實驗前根據(jù)李揚等[20]的方法,按1 g生物炭對應(yīng)10 mL鹽酸(1 mol·L-1)浸泡24 h,再用去離子水反復(fù)沖洗至中性,然后在80 ℃烘箱中烘48 h,取出研磨,過150 μm孔徑尼龍篩,去除粗顆粒,保存?zhèn)溆谩?/p>

生物炭表征:在實驗前對處理過的生物炭樣品進行理化特性表征:pH值為7.8,陽離子交換容量(CEC)為12.6 cmol·kg-1,比表面積為16.68 m2·g-1;在生物炭中,灰分和揮發(fā)性物質(zhì)w分別占54.15%和23.58%;非金屬元素C、H、O、N、S和P分別占28.98%、1.32%、16.18%、3.8%、0.28%和6.89%;常量金屬元素Al、K、Fe和Ca的w分別為37.91、12.63、264.28和4.6 mg·g-1;重金屬元素As、Zn、Pb、Ni、Cd、Cr和Cu的w分別為0.010、1.563、0.089、0.046、0.002、0.043和0.365 mg·g-1,遠低于國際生物炭聯(lián)盟(International Biochar Initiative,IBI) 建議的生物炭中重金屬含量安全閾值[8]。As、Zn、Pb和Cu的水浸出率分別為4.31%、0.31%、0.64%和0.08%,Ni、Cd、Cr則未檢出。

1.4 沉積物加標

實驗所用沉積物是以采自湖南吉首市德夯自然保護區(qū)內(nèi)的無污染土壤制作的人工沉積物,采集與處理見MA等[17]的方法。該人工沉積物在使用前過150 μm孔徑尼龍篩以去除粗顆粒(與生物炭的處理相同)。經(jīng)分析測定,該人工沉積物的w(TOC)為4.8%,pH 值為8.01,w(TN) 為987 μg·g-1,w(TP)為 1 145 μg·g-1,重金屬Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb的w分別為58.62、32.14、16.22、111.36、0.35和25.26 μg·g-1,均低于淡水沉積物質(zhì)量指南中的生物毒性閾值效應(yīng)濃度[21]。根據(jù)我國淡水沉積物中Cd的環(huán)境相關(guān)水平設(shè)置Cd的實驗加標濃度[22-23],實驗共設(shè)9個處理組,包括2個Cd單獨處理組(10和50 μg·g-1)、2個生物炭單獨處理組(添加比例w分別為1%和5%)、4個Cd和生物炭的聯(lián)合處理組以及1個空白對照組,每個處理組設(shè)3個重復(fù)。參照王萌等[19]的方法對沉積物加標,為每個處理組稱取干的人工沉積物樣品600 g,先加入所需數(shù)量的生物炭,放入攪拌機中連續(xù)攪拌1 h,然后轉(zhuǎn)入預(yù)先準備好的潔凈帶蓋小塑料桶中,按V(沉積物)∶V(去離子水)=1∶1的比例攪拌混合均勻。以Cd(CH3COO)2·2H2O配置Cd儲備液(2 mg·mL-1),在不同處理中加入所需數(shù)量的Cd儲備液,用小木鏟攪拌至少24 h,每隔3 h攪拌1次,每次持續(xù)1 h?？瞻讓φ战M除不添加Cd和生物炭外,按相同方式處理。實驗沉積物處理完成后于室溫下靜置14 d,在儲存期間,每隔3 d對加標沉積物充分攪拌1次以使加標沉積物達到理化平衡[24]。

1.5 14-d亞慢性生物測試

按王萌等[19]的方法進行14-d亞慢性生物測試。先將處理好的加標沉積物加到體積為4 L的玻璃測試缸中,按V(沉積物)∶V(去離子水)=1∶1的比例加入上覆水,然后將測試缸置于一個恒溫水浴槽中,靜置3 d。將所選實驗螺隨機分組,以12只·缸-1放入測試缸中,以靜水充氧的方式暴露,光照周期為t(白晝)∶t(黑暗)=12 h∶12 h,水溫為(24±1) ℃,對每個測試缸加蓋尼龍網(wǎng),中間留1個直徑為5 cm的圓孔,以供喂食。每隔2 d按每只螺每天5 mg的量投喂觀賞魚餌料(三友創(chuàng)美)[17]。在整個暴露實驗期間,每個測試缸中實驗螺的存在率都在90%以上,符合國際通行的沉積物毒性測試標準要求[25]。暴露結(jié)束后,取出實驗螺,用去離子水清洗干凈。從每個處理組隨機取9只螺,從內(nèi)臟團中分離出肝胰臟,立即進行DNA損傷測定;再從每個處理組隨機取9只螺,分離肝胰臟放入液氮中速凍保存用于后續(xù)生化測定(對每個樣品進行單獨測定);最后將每個處理組剩余螺放入去離子水中清腸24 h,分離全部內(nèi)臟團并保存于-20 ℃條件下用于Cd含量測定。此外,在暴露實驗開始和結(jié)束時,從每個測試缸中取約50 g沉積物樣品,用于測定沉積物和間隙水中Cd含量。

1.6 DNA損傷測定

肝胰臟細胞DNA損傷程度采用彗星實驗(Comet assay)[26]進行測定,按照王萌等[19]的方法用熒光顯微鏡進行彗星圖像采集,以彗星圖像分析軟件CASP進行圖像數(shù)據(jù)分析,獲取Olive尾距(Olive tail moment,OTM,指彗星頭部重心與尾部重心間距離與彗尾DNA含量的乘積),對每個處理組檢測9個平行個體,每個平行觀察1張載玻片,取50個細胞數(shù)據(jù)的中位數(shù)作為DNA損傷測定值。

1.7 生化分析

取冷凍的肝胰臟樣品,按質(zhì)量比1∶4的比例加入含0.000 1 mol·L-1EDTA-2Na、0.01 mol·L-1蔗糖和w=0.8% NaCl的Tris-HCl勻漿介質(zhì)(0.01 mol·L-1,pH 值為7.4),同時加入苯甲基磺酰氟(PMSF,1 mmol·L-1),冰浴條件下用玻璃勻漿器制成勻漿,然后于4 ℃條件下按所測指標要求離心并取上清液,置于-20 ℃條件下保存?zhèn)錅y。SOD活性采用氯化硝基四氮唑藍(NBT)光化還原法測定,以活力單位表示SOD活性值,在550 nm處測吸光度,以50%抑制率的酶量為1個活力單位(U·mg-1蛋白);MDA含量采用硫代苯巴比妥酸(TBA)比色法測定,在532 nm處測定吸光度,活力單位以nmol·mg-1蛋白表示;采用考馬斯亮藍染色法在595 nm處測定蛋白含量[27]。

1.8 沉積物、間隙水和組織樣品中Cd的測定

將新鮮沉積物樣品在轉(zhuǎn)速為2 500 r·min-1(離心半徑為2.5 cm)條件下離心20 min獲得間隙水,然后加入1 mL 1 mol·L-1HNO3,靜置24 h。所得間隙水經(jīng)0.45 μm孔徑微孔濾膜過濾,保存?zhèn)錅y。沉積物樣品和肝胰臟樣品分別采用HCl-HNO3-HClO4-HF法和HNO3-HClO4法[27]進行消解,用w=1%的HNO3洗至容量瓶定容到10 mL,保存?zhèn)錅y。采用ICP-OES測定Cd含量。

1.9 統(tǒng)計分析

采用SPSS 20.0軟件對實驗數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。實驗結(jié)果以平均值±標準差表示。利用單因素方差分析法(ANOVA)和多重比較檢驗法(LSD)進行組間差異顯著性檢驗,差異顯著性水平為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 沉積物與間隙水中Cd含量

暴露實驗前后沉積物及相應(yīng)間隙水中Cd含量見表1。

表1 暴露實驗前后沉積物及其間隙水中Cd含量

Table 1 Cd contents in the sediments and porewaters before and after the 14 d of exposure experiments

處理組沉積物中w(Cd)/(μg·g-1)間隙水中ρ(Cd)/(μg·mL-1)實驗前實驗后實驗前實驗后對照0.36±0.02c0.39±0.03cNDND1%BC0.41±0.03c0.42±0.05cNDND5%BC0.42±0.04c0.43±0.05cNDND10μg·g-1Cd11.39±1.12b11.27±1.24b0.024±0.003d0.023±0.004d10μg·g-1Cd+1%BC11.04±1.08b10.99±1.15b0.015±0.003e0.014±0.002e10μg·g-1Cd+5%BC10.74±1.28b10.60±1.09b0.007±0.001f0.006±0.001f50μg·g-1Cd55.94±1.95a56.14±2.19a0.171±0.023a0.158±0.019a50μg·g-1Cd+1%BC55.18±2.23a54.37±2.17a0.118±0.015b0.102±0.011b50μg·g-1Cd+5%BC54.42±1.85a53.75±2.17a0.075±0.012c0.071±0.013c

BC為生物炭。同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理組間Cd含量差異顯著(P<0.05)。ND表示未檢出。

各處理組沉積物中Cd含量在暴露實驗前后均沒有顯著變化,添加生物炭也并沒有顯著增加沉積物Cd含量。在間隙水中,暴露實驗前后對照組和生物炭單獨處理組均未檢測到Cd;在其他處理組暴露后的Cd含量略低于暴露前,但差異不顯著,說明在亞慢性暴露實驗過程中生物擾動對沉積物化學(xué)特性的影響可以忽略不計。與Cd單獨處理組相比,Cd與生物炭聯(lián)合處理組間隙水Cd含量均顯著下降,當生物炭添加量為1%時,低Cd聯(lián)合處理組和高Cd聯(lián)合處理組間隙水中Cd含量分別下降33%和31%。當生物炭添加量為5%時,則分別下降70%和56%。

2.2 Cd的生物積累

生物炭和Cd單一或復(fù)合加標沉積物14 d暴露后,銅銹環(huán)棱螺內(nèi)臟團Cd的累積情況如圖1所示。生物炭單獨處理組內(nèi)臟團Cd含量與對照組〔(0.98±0.09) μg·g-1〕相比無顯著差異,其他處理組Cd含量均顯著高于對照組。

BC為生物炭;直方柱上方英文小寫字母不同表示 各處理組間Cd含量差異顯著(P<0.05)。

當沉積物w(Cd)為10 μg·g-1時,Cd單獨處理組與聯(lián)合處理組的內(nèi)臟團Cd含量之間沒有顯著差異,平均約為17.71 μg·g-1,為對照組的18倍。當w(Cd)為50 μg·g-1時,Cd單獨處理組與聯(lián)合處理組內(nèi)臟團Cd含量均顯著高于相應(yīng)低濃度處理組,分別增加約195%、145%和73%,Cd與5%生物炭聯(lián)合處理組內(nèi)臟團Cd含量比Cd單獨處理組降低38%。

2.3 肝胰臟DNA損傷

生物炭和Cd單一或復(fù)合加標沉積物對銅銹環(huán)棱螺肝胰臟細胞DNA的損傷程度如圖2～3所示。由圖3可知,生物炭單獨處理組OTM與對照組相比無顯著差異,其他處理組OTM均顯著升高。當沉積物w(Cd)為10 μg·g-1時,Cd單獨處理組與聯(lián)合處理組OTM之間無顯著差異,分別約為對照組的27.6倍和29.5倍。當沉積物w(Cd)為50 μg·g-1時,Cd單獨處理組與聯(lián)合處理組OTM均顯著高于相應(yīng)低Cd濃度處理組,Cd與5%生物炭聯(lián)合處理組OTM與Cd單獨處理組相比均顯著降低,分別下降約32.8%和48.3%。

2.4 肝胰臟SOD活性

生物炭和Cd單一或復(fù)合加標沉積物對銅銹環(huán)棱螺肝胰臟SOD活性的影響如圖4所示。生物炭單獨處理組SOD活性與對照組〔(21.80±1.37) U·mg-1蛋白〕相比沒有顯著差異。當沉積物Cd濃度為10 μg·g-1時,Cd單獨處理組與聯(lián)合處理組之間沒有顯著差異,但SOD活性顯著高于對照組,約為對照組的1.28倍。當沉積物w(Cd)為50 μg·g-1時,Cd單獨處理組與聯(lián)合處理組SOD活性均顯著低于對照組,與對照組相比分別下降38%、35%和21%;與相應(yīng)低Cd濃度處理組相比分別下降48%、51%和38%;Cd與5%生物炭聯(lián)合處理組SOD活性顯著高于Cd單獨處理組和Cd+1% BC聯(lián)合處理組。

BC為生物炭。

2.5 肝胰臟MDA水平

生物炭和Cd單一或復(fù)合加標沉積物對銅銹環(huán)棱螺肝胰臟MDA含量的影響如圖5所示。生物炭單獨處理組、低Cd濃度單獨處理組及低Cd濃度與生物炭聯(lián)合處理組MDA含量與對照組〔(0.83±0.03) nmol·mg-1蛋白〕相比均沒有顯著差異。高Cd濃度單獨處理組及與生物炭聯(lián)合處理組MDA含量顯著高于對照組,高Cd濃度單獨處理組MDA含量最高〔(2.17±0.14) nmol·mg-1蛋白〕,但隨著BC添加量的增加,MDA含量下降,Cd與5%生物炭聯(lián)合處理組MDA含量則顯著下降,與Cd單獨處理組相比下降39%。

3 討論

污染物的生物積累通常用來指示污染物的初級生物學(xué)效應(yīng),可以作為判斷其潛在生態(tài)毒性風(fēng)險的初步依據(jù)。

BC為生物炭;直方柱上方英文小寫字母不同 表示各處理組間OTM差異顯著(P<0.05)。

BC為生物炭;直方柱上方英文小寫字母不同表示 各處理組間SOD活性差異顯著(P<0.05)。

目前關(guān)于在沉積物中添加生物炭后對污染物生物積累影響的研究僅有少量報道。SHEN等[28]的研究指出,當沉積物中生物炭添加量在1.5%以下時,多環(huán)芳烴(PAHs)在搖蚊幼蟲體內(nèi)的生物積累顯著降低,當生物炭添加量大于1.5%時,對PAHs生物積累的影響不大;XIA等[29]發(fā)現(xiàn)生物炭可以顯著降低沉積物中全氟化合物(PFOS)在搖蚊幼蟲體內(nèi)的生物積累,并且PFOS生物積累的降低與生物炭用量增加直接相關(guān)。筆者研究結(jié)果表明,當沉積物w(Cd)較低(10 μg·g-1)時,添加1%和5%的生物炭并不顯著降低Cd的生物積累,當w(Cd)較高(50 μg·g-1)時,只有5%的生物炭才能顯著降低Cd的生物積累。這與SHEN等[28]的研究結(jié)果基本相反,而與XIA等[29]的研究結(jié)果類似。WANG等[16]研究了在土壤中添加生物炭后對污染物生物積累的影響,結(jié)果顯示,松木源生物炭雖然能顯著降低阿特拉津在2種蚯蚓體內(nèi)的生物積累,但當生物炭添加量w為0.5%時,阿特拉津在威廉腔環(huán)蚓(Metaphireguillelmi)體內(nèi)的生物積累低于赤子愛勝蚓(Eiseniafoetida),而當生物炭用量w為2%時,阿特拉津在2種蚯蚓體內(nèi)的生物積累沒有差異。由以上結(jié)果可以看出,生物炭對沉積物或土壤中共存污染物生物積累影響的差異應(yīng)該與污染物種類(有機物和重金屬)和濃度、生物炭種類和添加水平以及測試生物的種類有關(guān)。在針對特定測試生物的研究中尤其要考察污染物的濃度效應(yīng)。

BC為生物炭;直方柱上方英文小寫字母不同 表示各處理組間MDA水平差異顯著(P<0.05)。

沉積物間隙水中Cd濃度與生物積累之間的相關(guān)性不高。特別是在沉積物低Cd濃度下,隨著生物炭添加水平的增加,間隙水Cd濃度顯著下降(表1),而Cd的生物積累沒有顯著改變(圖1),間隙水Cd濃度與Cd生物積累基本不相關(guān)。而XIA等[29]研究發(fā)現(xiàn)沉積物中全氟化合物(PFOS)在搖蚊(Chironomusplumosus)幼蟲體內(nèi)生物積累的降低與沉積物孔隙水中全氟化合物濃度的降低直接相關(guān)。因此,沉積物中污染物在不同底棲動物體內(nèi)生物積累的差異不僅與污染物種類和濃度有關(guān),而且還可能與攝食方式不同有關(guān)。銅銹環(huán)棱螺是一種沉積物棲居型以鰓呼吸的底棲動物,主要通過攝取沉積物顆粒獲得食物[17],銅銹環(huán)棱螺吸收Cd主要有2種途徑,一種來自沉積物的間隙水,另一種來自沉積物顆粒[18]。MCLEOD等[30]曾指出間隙水中污染物濃度的降低并不足以有效減少沉積物棲居型生物對污染物的攝取。BIELSK等[15]的研究同樣指出土壤間隙水中芘濃度與其在秀麗隱桿線蟲(Caenorhabditiselegans)體內(nèi)的生物積累并沒有明顯的相關(guān)性,因而不能有效地指示其毒性。因此沉積物中污染物生物有效性的降低并不必然導(dǎo)致污染物在底棲生物體內(nèi)生物積累的減少,應(yīng)該考慮不同生物種類的差異。

與對照組相比,在沉積物中單獨添加生物炭沒有引起肝胰臟DNA損傷指數(shù)以及SOD活性和MDA水平的改變,說明該實驗所采用的活性污泥生物炭對銅銹環(huán)棱螺不具有毒性。就Cd單獨處理組而言,實驗所采用的Cd濃度都對銅銹環(huán)棱螺肝胰臟造成顯著的DNA損傷,這與王萌等[19]的研究結(jié)果是一致的;同時,低Cd濃度導(dǎo)致SOD活性顯著升高,但MDA含量沒有變化,高Cd濃度導(dǎo)致SOD活性顯著降低,而MDA含量則顯著增加,這說明低Cd濃度時激活的SOD可以有效清除活性氧自由基,未引起氧化損傷;高Cd濃度時肝胰臟細胞已經(jīng)受到氧化損傷(細胞內(nèi)MDA含量增加指示細胞受到氧化損傷),SOD活性被抑制,因而不能有效地清除活性氧自由基[18,27]。就低Cd濃度處理組而言,添加生物炭后,DNA損傷指數(shù)、SOD活性和MDA含量均沒有顯著改變,這說明在低Cd濃度沉積物中添加生物炭不影響Cd毒性。就高Cd濃度處理組而言,添加1%生物炭也未明顯降低Cd毒性,只有當添加5%生物炭時,DNA損傷指數(shù)顯著降低，SOD活性明顯升高，MDA含量顯著下降,提示5%生物炭顯著降低了Cd對銅銹環(huán)棱螺的毒性,降幅大約為60%。添加生物炭后,Cd毒性的變化與其生物積累的變化基本一致,這說明沉積物中較高比例的生物炭通過對Cd的吸附阻控在一定程度上減少了生物積累,從而降低了對銅銹環(huán)棱螺的毒性。

綜上所述,在沉積物中添加生物炭可以降低間隙水中游離Cd含量,但沉積物間隙水中Cd濃度與Cd在銅銹環(huán)棱螺體內(nèi)的生物積累之間沒有明顯的相關(guān)性。在亞慢性測試中,活性污泥生物炭對銅銹環(huán)棱螺不具有毒性。當沉積物中Cd濃度較低時,添加生物炭不影響Cd對銅銹環(huán)棱螺的生態(tài)毒性。當沉積物中Cd濃度較高時,只有較高比例的生物炭才能降低Cd的生物積累,并因此降低了Cd對銅銹環(huán)棱螺的毒性。因此,綜合前人的研究,筆者認為在考察生物炭對沉積物中污染物生態(tài)毒性的影響時應(yīng)當考慮污染物種類與濃度、生物炭用量以及測試生物種類等關(guān)鍵因素。

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