深圳典型道路原位模擬雨水生物毒性評價(jià)分析

劉 安，李玉清，郭奇聰，程 芹，詹宇婷，洪 念，楊夢婷

深圳大學(xué)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，廣東深圳 518060

雨水回用是海綿城市建設(shè)的關(guān)鍵內(nèi)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(biāo)，包括河道補(bǔ)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(dòng)的影響，道路表面污染物累積負(fù)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(fù)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(zhì)量濃度為1.5～12.5 μg/L．由于大多數(shù)污染物對動(dòng)植物或人體具有毒性，如重金屬和有機(jī)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(shí)，污染物會隨著顆粒被沖刷進(jìn)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(dá)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(shí)際應(yīng)用，也是指示雨水能否安全回用的重要指標(biāo)．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(guān)注道路雨水徑流中所有污染物表達(dá)出的聯(lián)合毒性．蛋白核小球藻是一種單細(xì)胞淡水藻，屬綠色微藻，因其分布廣泛、生長時(shí)間短、對污染物敏感，常被用作水質(zhì)指示物種，或者應(yīng)用于生態(tài)毒理學(xué)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(yù)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(zhì)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(fēng)險(xiǎn)．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(jià)指標(biāo)的適宜性，為保證海綿城市建設(shè)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(diǎn)

在深圳市選取了12個(gè)典型道路作為采樣點(diǎn)，如圖1，各采樣點(diǎn)獲得的水樣樣品對應(yīng)編號為S1—S12．

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

如圖1，每個(gè)采樣點(diǎn)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(shí)收集與道路特征相關(guān)的參數(shù)，如表1．其中，交通流量數(shù)據(jù)采用人工計(jì)數(shù)法得到．土地類型百分?jǐn)?shù)用來表征道路周邊的功能區(qū)分布，其計(jì)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(gè)網(wǎng)格根據(jù)實(shí)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?jǐn)?shù)為：以采樣點(diǎn)所在網(wǎng)格為中心同時(shí)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(diǎn)為中心的正方形網(wǎng)格內(nèi)功能區(qū)面積占總面積的百分?jǐn)?shù)[2-3]．路面粗糙度用路面構(gòu)造深度(surface texture depth, STD)表征，采用鋪沙法得到．文獻(xiàn)[22]研究表明，路面越粗糙，坑洼越多，滯留在路面的污染物負(fù)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(fù)荷增大．因此，路面粗糙度是影響路面污染物負(fù)荷的重要因素．

表1 采樣點(diǎn)道路特征參數(shù)及坐標(biāo)[23]

1.2 原位模擬雨水徑流采集及污染物檢測

由于真實(shí)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(diào)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(gè)道路站點(diǎn)框定1個(gè)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(xiàn)[26-27]研究表明，污染物負(fù)荷在路面各位置的分布存在差異，路緣的污染物負(fù)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(jié)束后將水樣轉(zhuǎn)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?yàn)槌鞘新访嫖廴疚镓?fù)荷通常在7個(gè)干燥日之后達(dá)到累積平衡[28]．

文獻(xiàn)[29]研究表明，約60%～80%(質(zhì)量分?jǐn)?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(jìn)行污染物及毒性的檢測．所檢測的污染物指標(biāo)主要包括與城市交通密切相關(guān)的6種重金屬(Cu、Zn、Ni、Pb、Cd和Cr)總負(fù)荷(單位：μg/m2)、總有機(jī)碳(total organic carbon, TOC；指征有機(jī)污染物)負(fù)荷(單位：mg/m2)和固體總負(fù)荷(total solids, TS；代表雨水徑流的RDS負(fù)荷，單位：g/m2)．以上污染物均根據(jù)《水和廢水檢測標(biāo)準(zhǔn)方法》中的標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)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(zhì)譜(美國Perkin-Elmer，型號為NexION 350X)，TOC的測定使用總有機(jī)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(yàn)

蛋白核小球藻購自中國科學(xué)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(qiáng)度為5 000 lux，光暗周期為12 h/12 h．當(dāng)藻細(xì)胞處于對數(shù)生長期時(shí)，進(jìn)行雨水徑流毒性試驗(yàn)．

從每個(gè)雨水徑流水樣中取出3個(gè)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(nèi)培養(yǎng)72 h后使用自動(dòng)細(xì)胞計(jì)數(shù)儀(中國Countstar， 型號為IA1000)測定藻細(xì)胞密度，同時(shí)使用熒光分光光度計(jì)(美國Thermo Scientific Lumina)測定葉綠素a的熒光強(qiáng)度，基于藻細(xì)胞密度和葉綠素a熒光強(qiáng)度，根據(jù)式(1)和式(2)分別計(jì)算得到對應(yīng)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(jìn)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(xì)胞密度；N0和Nt分別為實(shí)驗(yàn)組的初始及暴露72 h后的藻細(xì)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(shí)驗(yàn)組的葉綠素a熒光響應(yīng)強(qiáng)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(jìn)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(yàn)；② 通過式(3)轉(zhuǎn)換為對應(yīng)的等效毒理面積，并指定4.5 m2對應(yīng)100%的抑制率；③ 將其與另外3個(gè)體積(0、50和240 mL)對應(yīng)的抑制率進(jìn)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(yīng)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(qiáng)，因此，通過比較IC50值的大小可分析各采樣點(diǎn)原位模擬雨水徑流的毒性強(qiáng)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(gè)采樣點(diǎn)原始水樣(已過孔徑為75 μm的分樣篩)的總體積；A為每個(gè)采樣點(diǎn)的總面積．

2 結(jié)果與討論

2.1 原位模擬雨水徑流中典型污染物的負(fù)荷解析

通過對原位模擬雨水徑流所采樣品污染物進(jìn)行檢測，結(jié)果如圖2．由圖2(a)可知，在12個(gè)采樣點(diǎn)中，大部分采樣點(diǎn)的TS負(fù)荷低于20.00 g/m2，但S2和S6的TS負(fù)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(diǎn)水樣的TOC負(fù)荷介于50.00～100.00 mg/m2，但S4和S12的TOC負(fù)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(diǎn)水樣的6種重金屬(heavy metal, HM)負(fù)荷之和低于350.00 μg/m2，有的甚至接近0；而S4的HM負(fù)荷遠(yuǎn)遠(yuǎn)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(fù)荷僅次于S14，為319.47 μg/m2．

圖2 原位模擬雨水徑流水質(zhì)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(fù)荷明顯高于其他采樣點(diǎn)，但二者的TOC負(fù)荷卻處于平均水平，介于50.00～100.00 mg/m2，且二者的HM負(fù)荷相對較低，分別為25.46 μg/m2和58.69 μg/m2；S4和S12的TS負(fù)荷相對較小，但二者的TOC和HM負(fù)荷均遠(yuǎn)高于其他采樣點(diǎn)．這說明城市路面的重金屬和有機(jī)污染物并不隨著TS負(fù)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(qiáng)度的數(shù)學(xué)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(fù)荷的模擬值計(jì)算其他污染物的負(fù)荷水平．根據(jù)本研究結(jié)果，傳統(tǒng)的以TS為主的雨水徑流水質(zhì)模擬方法存在缺陷，并不能較為準(zhǔn)確地預(yù)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(xì)胞密度和藻葉綠素a含量的毒性曲線．圖4是基于藻細(xì)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(xì)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(dǎo)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(diǎn)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(diǎn)水樣基于藻細(xì)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(qiáng)，藻細(xì)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(xì)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(qiáng)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(fù)荷數(shù)據(jù)進(jìn)行對比可知，S5水樣對藻的毒性最強(qiáng)，但其TOC和HM負(fù)荷均不是最高的；S1水樣對藻的毒性最弱，但其TOC和HM負(fù)荷均不是最低的；S12水樣的TOC和HM負(fù)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(qiáng)于以上4者．由相關(guān)性分析(表2)也可知，雨水徑流毒性與TS、TOC和HM負(fù)荷之間的相關(guān)系數(shù)較低，進(jìn)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(jī)污染物負(fù)荷存在明顯的正相關(guān)(P>0.05)， 雨水徑流毒性的來源除了重金屬和有機(jī)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(jià)城市雨水徑流危害性的方法是不合適的，而應(yīng)關(guān)注各類污染物共存時(shí)表現(xiàn)出的聯(lián)合毒性．這能夠?yàn)楹＞d城市建設(shè)中最大限度保障道路雨水回用安全提供重要的技術(shù)方法．

表2 相關(guān)性分析

1)在0.05級別相關(guān)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(fù)荷與雨水徑流毒性之間的關(guān)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(xì)胞數(shù)量和藻葉綠素a)的倒數(shù)，即IC50值倒數(shù)越大，對應(yīng)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(xì)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(jī)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(jī)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(xiàn)可能相對大于有機(jī)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(gòu)造深度對城市雨水徑流毒性的影響也相對較弱．該結(jié)果說明相比有機(jī)污染物，回用城市路面雨水時(shí)更應(yīng)關(guān)注重金屬的去除．此外，因?yàn)楣I(yè)區(qū)路面雨水徑流毒性較大，在回用中可能存在較高風(fēng)險(xiǎn)．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(shè)中，應(yīng)根據(jù)不同的回用目標(biāo)，遵循“低質(zhì)低用，高質(zhì)高用”的原則，對毒性較高的雨水徑流進(jìn)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(jié) 語

本研究探索了毒性作為新的指標(biāo)來評價(jià)雨水回用安全的適宜性．主要結(jié)論如下：

1)在海綿城市建設(shè)中，為保障雨水回用安全，僅關(guān)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(jià)方法更能夠?yàn)榘踩员Ｕ咸峁├碚摵蛿?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(jī)污染物，重金屬對城市雨水徑流的毒性貢獻(xiàn)更大．因此，在海綿城市建設(shè)中，應(yīng)關(guān)注重金屬的去除．

3)在海綿城市建設(shè)中，應(yīng)根據(jù)不同的回用目標(biāo)，遵循“低質(zhì)低用，高質(zhì)高用”的原則，對毒性較高的雨水徑流進(jìn)行適宜性回用．