松桃河錳行業(yè)聚集區(qū)河流絲狀藻的分布和錳富集特征

謝蔚嵩　黃代寬　朱令　張重乾　龔效宇　朱彬

摘要：電解錳行業(yè)較聚集的松桃河流域錳污染問題突出，對該流域藻類、水質、底泥及金屬含量的調查，可為該流域污染源治理和水環(huán)境管理提供參考數(shù)據(jù)。根據(jù)現(xiàn)場調研和監(jiān)測，了解了松桃河主要藻類的分布和生長情況，并對松桃河的水質指標、底泥和藻類的金屬含量進行了研究和分析，對該流域水生態(tài)系統(tǒng)自凈能力作了初步探索。結果發(fā)現(xiàn)：松桃河有藻類聚集生長的區(qū)域較少，僅在河水流速較緩、周邊有居民區(qū)的受污染河段發(fā)現(xiàn)了附著在河底石塊上生長茂盛的水綿屬（Spirogyra）和剛毛藻屬（Cladophora）絲狀藻群落；松桃河水體中的主要污染物為氨氮和錳（Mn），在錳聚集區(qū)河段主要污染物超標情況明顯。絲狀藻和底泥的Mn含量均較高且呈現(xiàn)出明顯的空間差異；兩者的金屬元素含量特征存在明顯的差異，絲狀藻呈現(xiàn)出對金屬離子選擇性的累積，特別是對Mn的累積能力較強；絲狀藻中的Mn等金屬元素主要來自底泥，其次來自河流，絲狀藻的Mn含量比較綜合地反映了河流Mn污染水平和累積情況；松桃河的活體絲狀藻對Mn的富集系數(shù)達到2.6以上，顯示了超強的Mn富集和耐受能力。

關鍵詞：錳行業(yè)；絲狀藻；錳；富集；松桃河

中圖分類號：X826? ? ? ? 文獻標志碼：A? ? ? ? 文章編號：1674-3075（2023）05-0123-10

位于湘黔渝交界的花垣縣、松桃縣以及秀山縣等地是我國錳礦資源稟賦最豐富的地區(qū)，俗稱“錳三角”。進入21世紀以來，錳礦資源開采利用活動日趨強烈，形成了以電解金屬錳為主導的產業(yè)結構，由于企業(yè)和渣庫的不良結構布局和空間布局，造成酉水上游的花垣河（貴州境內稱為“松桃河”）Mn2+、NH3-N等特征指標異常，對地表水、地下水以及水生生物等都構成了嚴重威脅（金修齊等， 2021; 謝蔚嵩等， 2022），具有一定生態(tài)風險。錳是植物和藻類正常生命活動必需的微量元素之一，錳不但是葉綠體結構的必要組成成分，而且還直接參與光合作用中的光合放氧過程（Geoffrey et al， 1992; 許文博等， 2011）。但是過量的錳對生物有顯著的毒害作用，會抑制植物幼苗的生長發(fā)育（梁文斌等， 2011），造成葉綠素含量的下降（任立民和劉鵬， 2007）和損害光合作用（Gimenes et al， 2020），且過量攝入錳也會對人體功能造成損害（荊俊杰和謝吉民， 2008; Roth et al，2013;丁宏偉和李巖， 2016）。氨氮是地表水的主要污染指標之一，會引起水體富營養(yǎng)化，破壞水生態(tài)系統(tǒng)，但水中的氨也是藻類生長所必須的物質，通常NH[+4]是優(yōu)先被藻類同化吸收的氮源（周浩媛等， 2020）。

松桃河地處長江重要支流沅江的源頭地區(qū)，發(fā)源于貴州省銅仁市松桃縣冷水溪鎮(zhèn)，流經(jīng)素有中國“錳三角”之稱的松桃縣、重慶市秀山縣和湖南省花垣縣，于保靖縣注入酉水河。松桃河在松桃境內有一級支流14條、二級支流6條，主河道全長115 km，集雨面積約1 534 km2，流域內碳酸鹽巖層廣布，巖溶發(fā)育，地下水較豐富（肖殷， 2019）。2000年以來松桃河流域聚集了數(shù)量可觀、規(guī)模較大的電解錳企業(yè)和錳渣庫，特別是靠近松桃縣縣城的松桃河干流及其支流，分布了規(guī)模不等、生產經(jīng)營情況不同的 8 家電解錳企業(yè)以及 13 座渣庫，現(xiàn)存渣量約680萬m3，因歷史原因大部分渣庫都未做底部防滲。

根據(jù)謝蔚嵩等（2022）和金修齊等（2021）報道，松桃河部分干流和支流錳超標嚴重，此流域具有一定的錳生態(tài)風險，但其水生生物的富集情況尚不清楚，研究松桃河的水生生物受到區(qū)域錳污染的影響及其生物富集特征具有重要的理論和實踐意義。藻類是一類形體多樣（絲狀體、群體、管狀體及葉狀體）、適應性較強、分布廣泛的低等單細胞微生物體，作為水體中的初級生產者，在水生生態(tài)系統(tǒng)中占據(jù)著極其重要的地位，而且在污染水體的環(huán)境修復和水體凈化方面起著重要的作用（尚海等， 2018）。由于藻類的細胞壁上有大量的功能基團（Raize et al， 2004; Sarada et al， 2014），且為細胞代謝提供場所（Jahan et al， 2004），所以能有效地吸附和吸收各種金屬離子，同時藻類作為重金屬的去除材料，還具有富集和吸附重金屬速度快、成本低和環(huán)境友好等優(yōu)勢（王碧荷等， 2017）。目前流域內尚未見藻類等初級水生生物錳富集情況的相關報道，亟待進行研究。

本文通過調查松桃河藻類的分布特征和金屬含量，結合水質和底泥情況進行相關性分析，進一步了解錳企業(yè)聚集區(qū)的松桃河流域的水環(huán)境狀況，并分析了藻類和底泥的金屬累積特征和主要來源，研究了藻類的富集耐受性和影響因素，為松桃河藻類的應用提供了數(shù)據(jù)支撐。本文的研究是對松桃河的水生態(tài)系統(tǒng)自凈能力所做的初步探索，可為下一步開展更全面的水生態(tài)環(huán)境研究和更深入的實驗室研究及應用奠定前期基礎，也可為松桃河流域污染源治理和水環(huán)境管理提供理論依據(jù)與決策支持。

1? ?材料與方法

1.1? ?監(jiān)測與采樣

2021年12月，對松桃河背景區(qū)、錳企業(yè)和渣庫聚集區(qū)的核心區(qū)及其下游的主要河段進行水質監(jiān)測調查，共布設監(jiān)測點位16個。按《水和廢水監(jiān)測分析方法》（國家環(huán)境保護總局編委會， 2002）采集各點位水樣，并加入固定劑保存待測，主要監(jiān)測指標有pH、溶解氧、氨氮和重金屬等。在進行水質監(jiān)測調查的同時，沿河實地調查松桃河藻類的生長情況，尋找河中生長較為茂盛的藻類并采集，記錄采樣地點。藻類用網(wǎng)兜和鑷子采集，用刮刀將固著于石塊等物體上的藻類從基部刮下或連同附著物一起采集，采集時，先清洗掉藻體表面附著的泥沙等物質，后密封保存，采集到的鮮樣不少于1 kg，同時在采集藻類的區(qū)域采集對應的底泥樣品，用抓斗采樣器或鏟子采集底泥鮮樣不少于2 kg（李浩，2013）。采樣點位和監(jiān)測區(qū)域見圖1和表1。

1.2? ?實驗方法

按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》（國家環(huán)境保護總局編委會， 2002）進行水樣分析，測定重金屬指標時先用0.45 [μ]m濾頭過濾，再用Thermo ICP-OES 6300 Duo測定。藻類中重金屬的測定參考水產品（DB12/T 1020-2020）（天津市市場監(jiān)督管理委員會， 2020）和植物（陳福強， 2017）中重金屬的測定方法并改進，先將采集到的藻類樣品依次用自來水和去離子水洗凈，低溫烘干粉碎，然后稱取少量藻類干粉試樣加入適量過氧化氫和硝酸進行微波消解，消解結束并冷卻后進行趕酸、定容、過濾，最后用ICP-OES測定重金屬含量。

底泥的重金屬測定參考微波消解法（HJ832-2017）（中華人民共和國環(huán)境保護部， 2017），將采集的樣品風干、磨碎、過100目篩后備用，然后稱取少量樣品加入適量硝酸、鹽酸和氫氟酸進行微波消解，消解結束并冷卻后，進行趕酸、定容、過濾，最后用ICP-OES測定重金屬含量。

1.3? ?分析方法

1.3.1? ?生物富集系數(shù)? ?采用富集系數(shù)（Bioconcentration factors，F(xiàn)BC）評價藻類對重金屬的富集能力（王謙等， 2009; 李金輝等， 2020），一般來說富集系數(shù)越大，表明其對重金屬的富集能力越強，計算公式如下：

FBC = MA/MS ①

式中：FBC為富集系數(shù)；MA為藻類中重金屬含量，以干重計，mg/kg；MS為底泥中重金屬含量，以干重計，mg/kg。

1.3.2? ?相關性分析? ?相關性分析（Correlation analysis，CA）是指對具備相關性的2個或多個變量元素進行分析，衡量2個變量之間的密切程度，用相關系數(shù)r來表示。采用Pearson 線性因子分析，在Origin 6.0軟件中計算。

1.3.3? ?因子分析? ?因子分析（Factor analysis，F(xiàn)A）是從眾多復雜的變量中提取少數(shù)幾個不可觀測的共性因子的多變量統(tǒng)計分析技術，是一種既可以降低變量維數(shù)，又可以對變量進行分類的廣泛應用的方法（Singh et al， 2004; Shrestha & Kazama et al， 2007）。本文通過因子分析法提取松桃河底泥和藻類測定結果中的主要影響因子，并識別其污染來源。

1.4? ?質量控制與數(shù)據(jù)分析

樣品測定分別做5%的空白和標樣，并做10%的平行樣品。本研究使用Excel 2010和SPSS 21對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，采用SigmaPlot 14.0和Origin 6.0進行分析和制圖。

2? ?結果與分析

2.1? ?松桃河水質特征

監(jiān)測結果顯示，松桃河水質主要污染指標為氨氮和Mn，而其他常規(guī)指標均未超標，其他重金屬基本都未檢出（圖2）。松桃河pH從背景區(qū)到錳聚區(qū)下游變化不大，總體呈弱堿性（pH均值為7.91），溶解氧除在錳聚區(qū)的部分支流河段（S11～S13）變化較明顯（3.8～10.7 mg/L）外，其他河段整體變化不大（8.2～10.9 mg/L）；氨氮和Mn在背景區(qū)的濃度均低于地表水環(huán)境質量III類標準（氨氮為1.0 mg/L，Mn為0.1 mg/L），但進入錳聚區(qū)后兩者的濃度都顯著升高且超標明顯，氨氮濃度為0.991～15.6 mg/L，均值為3.83 mg/L，Mn濃度為0.142～10.2 mg/L，均值為1.62 mg/L，其中S11～S13斷面氨氮和Mn濃度最高，分別為標準限值的2.89～15.6倍和35～102倍，代表了錳聚區(qū)內受污染較嚴重的一條支流。本次流域調查的監(jiān)測結果與前期的相關研究結果（金修等， 2021）類似，也與區(qū)域電解錳行業(yè)的污染特征一致。

2.2? ?松桃河絲狀藻分布特征

根據(jù)自背景區(qū)到錳聚區(qū)下游的沿河現(xiàn)場調查發(fā)現(xiàn)，松桃河流域有藻類聚集生長的區(qū)域較少，在背景區(qū)河段未發(fā)現(xiàn)有明顯的藻類生長，僅發(fā)現(xiàn)少量的沉水植物菹草（Potamogeton crispus），但在錳聚區(qū)及下游的部分河段發(fā)現(xiàn)了大量群聚且附著在河底石塊上生長茂盛的絲狀藻群落（Filamentous algae），經(jīng)鑒別主要為水綿屬（Spirogyra）和剛毛藻屬（Cladophora），依據(jù)絲狀藻采集情況進行編號（Z1～Z6），具體所屬區(qū)域見表2?，F(xiàn)場采集樣品時發(fā)現(xiàn)，松桃河的絲狀藻大多生長狀況較好，藻絲濃密且細長，顏色鮮綠，而且分布面積較大，如河道較寬的S6、S7和S15處，絲狀藻的分布面積均達到500 m2以上，同時生長較密集，幾乎河底每一塊石頭上都有絲狀藻富集生長。

通過現(xiàn)場監(jiān)測數(shù)據(jù)分析，松桃河流域的絲狀藻主要生長在流速較緩（<0.3 m/s），河深較淺（<0.5 m）的河段中，且在流經(jīng)縣城區(qū)域河段（S6和S7）的絲狀藻長勢最為茂盛。這可能與松桃河流域絲狀藻的生存方式有關，由于主要是附著在河中石塊上生長，較緩的流速和較淺的河深有利于絲狀藻的存活和進行光合作用等，靠近居民區(qū)的河段由于營養(yǎng)物質豐富會有助于絲狀藻的生長。

2.3? ?絲狀藻和菹草的金屬含量

根據(jù)現(xiàn)場發(fā)現(xiàn)的絲狀藻分布情況，將采集的菹草和絲狀藻進行編號，測試其體內的主要金屬含量，結果如表3（n=3）。

由表3可以看出，松桃河流域的菹草和絲狀藻中的金屬主要為Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb、Zn，其中Fe和Mn的含量較高，其他重金屬含量相對較低。Fe含量的空間差異不大，除錳聚區(qū)下游河段（Z6）的絲狀藻（Fe含量較高外，背景區(qū)（Z1和Z2）和錳聚區(qū)（Z3～Z5）的絲狀藻Fe含量基本都在8 000 mg/kg左右；Mn含量空間差異則較大，背景區(qū)Mn含量較低，基本在1 000 mg/kg左右，而在錳聚區(qū)，絲狀藻的Mn含量急劇增高，基本在16 000 mg/kg以上，重污染支流老撲次河（Z5）生長的絲狀藻Mn含量甚至達到了60 000 mg/kg以上，錳聚區(qū)下游河段（Z6）的絲狀藻Mn含量也達到了50 000 mg/kg以上。

2.4? ?底泥的金屬含量

參照貴州土壤背景值（中國環(huán)境監(jiān)測總站， 1990），本次采集的松桃河底泥樣品的金屬測定結果如表4（n=3），其中底泥樣品D1到D6依次與絲狀藻樣品Z1到Z6的取樣區(qū)域相對應。

由表4可以看出，與絲狀藻一樣，底泥中的金屬主要為Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb、Zn，其中主要以Fe和Mn的含量最高。底泥中Fe的含量整體略低于土壤背景值且空間分布無明顯規(guī)律性；底泥中Mn含量分布具有明顯的空間差異，背景區(qū)（D1和D2）濃度較低，約900 mg/kg，到錳聚區(qū)則出現(xiàn)了明顯增高，部分重污染支流（D5）達到了20 000 mg/kg以上，而錳聚區(qū)下游（D6）則達到了30 000 mg/kg左右，呈現(xiàn)出一定的累積效應，污染河段底泥的Mn含量是土壤背景值的7.7～37倍；底泥中Cr、Cu、Ni、Pb、Zn的含量均值都與各自的土壤背景值接近，且空間分布差異不大。

2.5? ?絲狀藻和底泥的金屬含量對比

將在相同河段處采集的絲狀藻和底泥的金屬含量結果進行對比（圖3），可看出，同河段底泥中的Cr、Cu、Fe、Pb、Zn等金屬含量一般都明顯高于絲狀藻，Ni含量在部分低污染河段（S6和S7）中絲狀藻低于底泥，而在部分高污染河段（S13和S15）中絲狀藻又高于底泥，且絲狀藻的Mn含量呈現(xiàn)出隨著底泥Mn含量升高而升高的趨勢，但在各河段中的絲狀藻Mn含量都明顯高于底泥。

2.6 絲狀藻的金屬富集系數(shù)

根據(jù)松桃河絲狀藻的生長方式和底泥的金屬含量特征，分析絲狀藻的金屬富集系數(shù)（表5）。從表中可知，松桃河絲狀藻對Mn的富集系數(shù)最高，均值達到2.0以上，錳聚區(qū)河段的絲狀藻（Z3～Z5）均達到2.6以上，對Ni也顯示出了一定的富集效果，富集系數(shù)的均值為1.33，而絲狀藻對Cr、Cu、Fe、Pb、Zn等的整體富集效果較低，富集系數(shù)的均值都小于1.0。

2.7? ?相關性分析

2.7.1? ?絲狀藻中金屬元素的相關性? ?采用Pearson相關性檢驗分析絲狀藻中金屬元素之間的相關性，得到相關系數(shù)矩陣（表6）。從表6可看出，絲狀藻中金屬元素Cr-Ni -Zn，Cu-Fe，Zn-Mn-Ni等呈顯著正相關。

2.7.2? ?絲狀藻Mn含量與底泥Mn含量及水質指標的相關性? ?采用Pearson相關性檢驗分析流域內絲狀藻的Mn含量與所在區(qū)域底泥Mn含量，以及河流的主要水質指標之間的相關性，結果如表7。由表中可知，絲狀藻的Mn含量與底泥的Mn含量呈顯著正相關，同時與水中氨氮呈顯著正相關，與水中Mn濃度呈正相關但達不到顯著水平，另外與水質pH呈顯著的負相關。

2.8? ?因子分析

通過因子分析得到絲狀藻金屬元素的旋轉因子載荷矩陣（表8），從表中可看出，絲狀藻金屬元素可提取2個主因子，累計貢獻率達到97.2%，Cr、Fe、Mn、Ni、Pb、Zn在第一主因子有較大的載荷量，貢獻率為74.4%，Cu在第二主因子有較大的載荷量，貢獻率為22.9%。

3? ?討論

3.1? ?底泥和絲狀藻的金屬含量特征差異

通過底泥和絲狀藻的金屬含量結果和對比分析可知，兩者呈現(xiàn)出明顯的差異性（圖3）。同河段底泥的金屬含量除Mn和Ni外，其他均明顯高于絲狀藻，這說明在目前松桃河的水環(huán)境下，底泥對Cr、Cu、Fe、Pb、Zn等金屬的累積能力相對強于絲狀藻，底泥中金屬元素的累積主要與外環(huán)境相關，而絲狀藻對Mn和Ni的累積能力相對較強，尤其對Mn的累積明顯超過底泥，這顯示了絲狀藻對松桃河的金屬離子是有選擇性的累積，特別呈現(xiàn)出對Mn極強的富集能力。

另一方面也可看出，松桃河的絲狀藻不同種群也表現(xiàn)出對金屬離子累積能力的差異性。剛毛藻屬絲狀藻對除Mn外的金屬元素的富集系數(shù)都要高于其他水綿屬絲狀藻，其中以Cu、Ni、Zn的富集系數(shù)較高，而水綿屬絲狀藻對Mn的富集系數(shù)又明顯高于剛毛藻屬絲狀藻，說明松桃河的剛毛藻屬絲狀藻對Cr、Cu、Fe、Ni、Pb、Zn等金屬的累積能力要略強于水綿屬絲狀藻，而水綿屬絲狀藻對Mn的累積能力則又略強于剛毛藻屬絲狀藻。對松桃河來說其絲狀藻對金屬離子的富集有其特殊性，由于水體和底泥中除Mn外的其他金屬離子含量都不高，所以目前主要展現(xiàn)出其對Mn的超富集效果的差異。

3.2? ?絲狀藻內金屬元素的來源識別和錳累積方式

絲狀藻中金屬元素的相關性分析發(fā)現(xiàn)，主要是Cr-Ni -Zn，Cu-Fe，Zn-Mn-Ni這幾組呈顯著正相關，說明Cr、Mn、Ni、Zn的同源性較大，而Cu和Fe的同源性較大。通過絲狀藻中金屬元素的旋轉因子載荷矩陣得出，影響絲狀藻中金屬含量的主要因子有2個，第一主因子（F1）貢獻率為74.4%，與Cr、Fe、Mn、Ni、Pb、Zn呈明顯的正相關關系，根據(jù)絲狀藻的生長方式并結合相關性分析，可以認為F1代表底泥的貢獻；第二主因子（F2）貢獻率為22.9%，主要與Cu呈明顯的正相關關系，結合相關性分析可認為F2代表河流水體的影響。

進一步分析松桃河的Mn累積現(xiàn)象，底泥和絲狀藻中的Mn含量在一定程度上都代表了松桃河水生環(huán)境對Mn的累積，但兩者的累積方式卻不一樣，底泥中的Mn主要來源于區(qū)域的巖石、土壤、河流中含Mn顆粒物的沉降以及河水中Mn離子的化學沉淀等，而絲狀藻對Mn的累積除了來源于底泥，也來源于藻類對河水中Mn等金屬離子的吸附（李建宏等， 1998; Davis et al， 2004）和吸收（Ba?kor et al， 2007; 鄭蒙蒙等， 2017）作用，雖然兩者都呈現(xiàn)出同步增加的趨勢，但Mn含量的變化情況則有所不同，松桃河的絲狀藻相對于底泥，展現(xiàn)出了更強的Mn累積能力，絲狀藻的Mn含量比較綜合的反映了河段水質的Mn污染水平和累積情況。

3.3? ?絲狀藻的Mn富集和耐受性

目前研究藻類對Mn吸附和富集的報道較少，而且相關研究主要集中在綠藻類，僅Kaonga等（2008）和Rajfur等（2010）開展了對水綿Spirogyra吸附Cd，Pb，Mn能力的研究；Yang等（2015）報道了對小球藻Chlorella UTEX2341吸附Zn，Mn， Cd，Cu等重金屬的結果；Saavedra等（2018）對柵藻Scenedesmus、小球藻Chlorella、衣藻Chlamydomonas和綠藻Chlorophyceae吸附As，Cu，Mn等金屬的能力進行了研究，將主要文獻中藻類對Mn和其他重金屬的最大吸附濃度與本文絲狀藻對Mn和Fe的吸附結果作對比，結果見表9。

通過對比可以看出，除特別培養(yǎng)的產油小球藻Chlorella UTEX2341外，目前各地研究的藻類對Mn的富集量都不高，絕大多數(shù)藻類的最大富集量未超過5 000 mg/kg，而松桃河流域的絲狀藻Mn含量較高，受污染河段的均值為38 000 mg/kg，高值已達到了60 000 mg/kg以上，同時其對Mn的富集系數(shù)最高，均值達到2.0以上，受污染河段達到2.6以上，顯示了對Mn的超富集現(xiàn)象。另一方面，由于活藻類對重金屬有耐受性和易受外部環(huán)境因素的影響，一般認為死藻對重金屬的吸附效率都高于活藻（Tam et al， 2002; 駱巧琦等， 2006），所以一直以來在研究藻類對重金屬的吸附上大多用的都是死藻。從表9也可看出，目前研究藻類對Mn的富集也基本是用死藻，但本文研究的活體絲狀藻展現(xiàn)出了對Mn的高富集，而且活體藻一般都具有很強的N、P吸收能力（劉玉和陳桂珠， 1994; 鄧莉萍， 2008），具有協(xié)同處置多種污染指標的潛力。

從前面的調查可知，松桃河絲狀藻的生長健康情況良好，展現(xiàn)出了對區(qū)域Mn污染較強的耐受性，其原因有二：一是Mn是絲狀藻生長所必須的微量元素，一定濃度的Mn等金屬能促進藻類的生長；二是大多數(shù)藻類一般對Mn的耐受力均較強，如柵藻對Pb、Zn、Mn等金屬的耐受力較強，對Mn的耐受濃度能達到8 mg/L（王珊珊， 2013），還有Mn、Cu、Zn等金屬均對球等鞭金藻（Isochrysis galbana）的生長表現(xiàn)了明顯的促進作用，而高濃度Mn未表現(xiàn)出對球等鞭金藻生長的抑制作用（孫穎穎等， 2005），另外剛毛藻對Cu、Pb、Zn等也有一定的耐受性（曹德菊等， 2010; 李浩， 2013）。綜上所述，松桃河的絲狀藻展現(xiàn)出的對區(qū)域Mn污染較強的耐受性和生物富集作用，以及其固著型生長方式等特點，使其在環(huán)境監(jiān)測等方面作為生物指示器有著無法比擬的優(yōu)勢，同時也可以用于修復重金屬污染的水生生境，具有廣闊的應用前景。

3.4? ?絲狀藻Mn富集的影響因素

由于絲狀藻大多附著于河底的石塊上生長，絲狀藻的Mn含量受底泥Mn濃度的直接影響，所以隨著底泥Mn濃度升高，絲狀藻的Mn累積量也明顯增大，兩者顯著正相關；其次，藻類在生長過程中，藻細胞能吸收和同化大量的氮、磷等營養(yǎng)物質，進行光合自養(yǎng)作用，許多藻類對NH[+4]-N有較大的吸收率（Matusiak et al， 1976; Maestrini et al， 1986; 徐永健等， 2007），所以氨氮含量增加有助于絲狀藻的生長，同時也促進了其對其他營養(yǎng)物質和Mn離子的吸收；再次，水中Mn濃度對絲狀藻的Mn含量也有著直接的影響，如Mn含量最高的絲狀藻發(fā)現(xiàn)在河流Mn污染最高的河段，但也發(fā)現(xiàn)河流Mn污染較低河段的絲狀藻Mn含量卻明顯高于河流Mn污染較高河段的絲狀藻Mn含量的現(xiàn)象，說明兩者的相關性不顯著，因為水中的Mn濃度是動態(tài)變化的，本次研究的監(jiān)測值僅反映了一小段時間水質的Mn濃度狀況，而絲狀藻的Mn含量則代表了一個逐漸累積的過程；最后，pH是環(huán)境因素中影響藻類對重金屬吸附效果的重要影響因素之一，很多研究顯示，在中性和弱酸性條件下比較有利于藻類對重金屬離子的吸附（吳海鎖等， 2004; Liu et al， 2009），本研究的絲狀藻Mn含量隨著河水pH的降低呈現(xiàn)出了一定的升高趨勢，但松桃河的pH從背景區(qū)到錳聚區(qū)下游的整體變化不大，所以河水pH對絲狀藻Mn累積的影響效果還不明確。

總之，絲狀藻的Mn含量直接受底泥Mn含量的影響，而河水的氨氮、Mn濃度和pH都是影響絲狀藻Mn富集的重要因素，由于水質指標是動態(tài)變化的，其對絲狀藻Mn累積的具體影響效果和機理等還需要更深入的研究。

參考文獻

陳福強，2017. 微波消解——電感耦合等離子體質譜法同時測定植物樣品中的Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、Cr、As、Hg[J]. 資源節(jié)約與環(huán)保， （7）：41-42.

曹德菊，李浩，葉碧碧，2010. 剛毛藻對Cu、Fe、Zn的耐受與污染控制研究[J]. 資源開發(fā)與市場，26（8）：728-730.

丁宏偉，李巖，2016. 錳的神經(jīng)毒性機制研究進展[J]. 實用預防醫(yī)學，23（8）：1022-1025.

鄧莉萍，2008. 藻體對水環(huán)境中N、P及重金屬Cu2+、Pb2+、Cd2+、Cr6+的吸附特征研究[D]. 山東青島：中國科學院大學（中國科學院海洋研究所）：15-18.

國家環(huán)境保護總局編委會，2002. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版. 北京：中國環(huán)境科學出版社.

荊俊杰，謝吉民，2008. 微量元素錳污染對人體的危害[J]. 廣東微量元素科學，2：6-9.

金修齊，黃代寬，趙書晗，等，2021. 松桃河流域氨氮和錳污染特征及生態(tài)風險評價[J]. 中國環(huán)境科學，41（1）：385-395.

李浩，2013. 重金屬的剛毛藻毒害效應及藻體富集機理[D]. 合肥：安徽農業(yè)大學：12-41.

李金輝，丁薇，翁貴英，等，2020. 明湖國家濕地公園10種水生植物的重金屬富集特征[J]. 水生態(tài)學雜志，41（1）：86-90.

李建宏，曾昭琪，薛宇鳴，等，1998．極大螺旋藻富積重金屬機理的研究[J]. 海洋與湖沼，29（3）：274-279．

劉玉，陳桂珠，1994. 深圳福田紅樹林系統(tǒng)藻類生態(tài)及系統(tǒng)凈化功能研究[J]. 環(huán)境科學研究，7（6）：29 -34.

梁文斌，薛生國，沈吉紅，等，2011. 錳脅迫對垂序商陸生長發(fā)育的影響[J]. 生態(tài)學雜志， 30（8）：1632-1636.

駱巧琦，陳長平，梁君榮，等，2006.利用藻類去除電鍍廢水中重金屬的實驗研究[J].廈門大學學報（自然科學版），45：277-280.

任立民，劉鵬，2007．錳毒及植物耐性機理研究進展[J]. 生態(tài)學報，27（1）：357-367.

天津市市場監(jiān)督管理委員會，2020. 海產品中重金屬元素的測定方法 電感耦合等離子體質譜法： DB12/T 1020－2020[S].天津：天津市市場監(jiān)督管理委員會：1-5.

尚海，薛林貴，馬萍，等，2018. 微藻降解廢水污染物的研究進展[J]. 微生物學雜志，38（3）：114-121.

孫穎穎，孫利芹，王長海，2005. 微量元素對球等鞭金藻生長的影響[J]. 煙臺大學學報（自然科學與工程版），18（4）：282-286.

王謙，成水平，李柱，等，2009. 伊樂藻對Cu、Cd污染底泥修復的應用研究[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報，28（8） ：1676-1682．

王碧荷，王蕾，賈元銘，等，2017. 微藻生物富集重金屬的研究進展[J]. 環(huán)境工程，35（8）：67-71，120.

王珊珊，2013. 柵藻對重金屬離子的富集及其機理的研究[D]. 福州：福建師范大學：1-57.

吳海鎖，張洪玲，張愛茜，等，2004. 小球藻吸附重金屬離子的試驗研究[J]. 環(huán)境化學， 23（2）：173-177.

肖殷，2019. 貴州山地特色新型城鎮(zhèn)規(guī)劃水資源配置探析——以銅仁市松桃苗族自治縣中部城鎮(zhèn)為例[J]. 中國水利，（15）：22-25.

謝蔚嵩，黃代寬，鹿豪杰，等，2022. 電解錳產業(yè)集聚區(qū)河流錳污染演變趨勢和時空分布特征[J]. 環(huán)境化學， 41（1）：315-326.

許文博，邵新慶，王宇通，等，2011. 錳對植物的生理作用及錳中毒的研究進展[J]. 草原與草坪，31（3）：5-11.

徐永健，陸開宏，韋瑋，2007. 大型海藻江蘺對養(yǎng)殖池塘水質污染修復的研究[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報，（5）：156-159.

周浩媛，陳軍，盛彥清，2020. 微藻技術在污水處理中的應用和展望[J]. 環(huán)境科學與技術，43（11）：160-168.

鄭蒙蒙，邵魯澤，管幼青，等，2017. 藻類富集水體重金屬的機理及應用[J]. 環(huán)境科技，30（6）：66-70.

中國環(huán)境監(jiān)測總站，1990．中國土壤元素背景值[M]. 北京： 中國環(huán)境科學出版社：330-483.

中華人民共和國環(huán)境保護部，2017. 土壤和沉積物金屬元素總量的消解 微波消解法： HJ832-2017[S]. 北京：中華人民共和國環(huán)境保護部：1-5.

Ba?kor M， Pawlik-Skowrońska B， BudOvá J， et al， 2007. Response to copper and cadmium stress in wild-type and copper tolerant strains of the lichen alga Trebouxia erici： metal accumulation， toxicity and non-protein thiols[J]. Plant Growth Regulation， 52 （1） ：17-27.

Davis T A， Ramirez M， Mucci A， et al， 2004. Extraction， isolation and cadmium binding of alginate from Sargassum spp[J]. Journal of applied phycology，16（4）：275-284.

Geoffrey W G， Geoffrey A， Geoffrey M G，1992. Effect of nutritional regime on accumulation of cobalt， manganese and zinc by green microalgae[J]. FEMS Microbiology Letters，98：45-50.

Gimenes L L S， Freschi G P G， Júnior I B， et al， 2020. Growth of the aquatic macrophyte Ricciocarpos natans （L.） Corda in different temperatures and in distinct concentrations of aluminum and manganese[J]. Aquatic Toxicology， 224：105484.

Jahan K， Mosto P， Mattson C， et al， 2004. Metal uptake by algal[J]. Waste management ＆the environment Ⅱ：223-232．

Kaonga C C， Chiotha S S， Monjerezi M， et al， 2008. Levels of cadmium， manganese and lead in water and algae; Spirogyra aequinoctialis[J]. Int. J. Environ. Sci. Tech.，5（4）：471-478.

Liu Y， Cao Q， Luo F， et al， 2009．Biosorption of Cd2+， Cu2+， Ni2+ and Zn2+ ions from aqueous solutions by pretreated biomass of brown algae[J]. Hazard Mater，163：931-938.

Matusiak K， Pryztocka-Jusiak M， Leszczynska-Gerula K， et al， 1976. Studies on the purification of wastewater from nitrogen fertilizer industry by intensive algal cultures. II. Removal of nitrogen from wastewater [J]. Acta Microbiol Pol，25：361-374.

Maestrini S Y， Robert J M， Lefley J W， et al， 1986. Ammonium thresholds for simultaneous uptake of ammonium and nitrate by oyster-pond algae [J]. J Exp Mar Biol Ecol，102：75-98.

Raize O， Argaman Y， Yannai S， 2004. Mechanisms of biosorption of different heavy metals by brown marine macroalgae [J]. Biotechnol Bioeng，87（4）：451-458.

Rajfur M， Klos A， Waclawek M， 2010. Sorption properties of algae Spirogyra sp. and their use for determination of heavy metal ions concentrations in surface water[J]. Bioelectrochemistry， 80（1）：81-86.

Roth J A， Li Z， Sridhar S， et al， 2013. The effect of manganese on dopamine toxicity and dopamine transporter （DAT） in control and dat transfected hek cells[J]. Neurotoxicology， 35（3）：121-128．

Sarada B， Prasad MK， Kumar KK， et al， 2014．Potential use of Caulerpa fastigiata biomass for removal of lead： kinetics， isotherms， thermodynamic， and characterization studies[J]. Environmental Science and Pollution Research，21（2）：1314-1325．

Saavedra R， Mu?oz R， Taboada M E， et al， 2018. Comparative uptake study of arsenic，? boron， copper， manganese and zinc from water by different green microalgae[J]. Bioresource Technology，263：49-57.

Shrestha S， Kazama F， 2007．Assessment of surface water quality using multivariate statistical techniques： a case study of the Fuji river basin， Japan[J]. Environmental Modelling ＆ Software，22（4）：464-475．

Singh K P， Malik A， Mohan D， et al， 2004．Multivariate statistical techniques for the evaluation of spatial and temporal variations in water quality of Gomti River （India） -a case study[J]. Water Research，38（18） ：3980-3992．

Tam N， Chong A， Wong Y， 2002. Removal of tributyltin （TBT） by live and dead microalgal cells[J]. Mar. Pollut. Bull，45 （1-12）：362-371.

Yang J S， Cao J， Xing G L， et al， 2015. Lipid production combined with biosorption and bioaccumulation of cadmium， copper， manganese and zinc by oleaginous microalgae Chlorella minutissima UTEX2341[J]. Bioresource Technology，175：537-544.

（責任編輯? ?張俊友? ?熊美華）

Filamentous Algae Distribution and Manganese Accumulation

in the Manganese Industry Area of Songtao River

XIE Wei‐song， HUANG Dai‐kuan， ZHU Ling， ZHANG Chong‐qian， GONG Xiao‐yu， ZHU Bin

（Guizhou Institute of Environmental Science Research and Designing， Guiyang? ?550081， P.R. China）

Abstract：Manganese pollution is very high in the Songtao River basin where the manganese industry is concentrated， but the risk to the aquatic ecosystem is not clear. In this study， we investigated the distribution characteristics and growth status of filamentous algae in Songtao River. Water quality indices and heavy metal concentrations in algae and sediments were analyzed to characterize the water environment status of the Songtao River basin and explore the enrichment and tolerance of algae to heavy metals as well as the influencing factors. The aim was to understand the self-purification capacity of the aquatic ecosystem of Songtao River basin and provide data to support algal health in Songtao River. In December 2021， water quality monitoring （pH， dissolved oxygen， ammonia nitrogen and heavy metals）， algae growth and sediment heavy metals were investigated at 16 sampling points in three areas of Songtao River basin， including the control area in the tributary （S1-S3）， the manganese industry aggregation area （S4-S10） and the downstream area （S14-16）. There were fewer areas of algae accumulation and growth in Songtao River， and filamentous algae， mainly of genera Spirogyra and Cladophora， was found flourishing on rocks at the river bottom in some contaminated sections where the river had moderate flow and was surrounded by residential areas. The primary water pollutants in Songtao River were ammonia nitrogen and Mn， and water quality standards were exceeded in the section where the electrolytic manganese industry is concentrated. The manganese concentrations of sediments and filamentous algae were both high， with obvious spatial differences. There were also evident differences in metal concentrations between the sediments and filamentous algae. Filamentous algae displayed selective accumulation of metal ions， and the abilities of Spirogyra and Cladophora to accumulate metals were different. Mn and other metals in filamentous algae came primarily from sediments and secondarily from water. The bioconcentration factors of Mn by filamentous algae in Songtao River were above 2.6， indicating hyperaccumulation and tolerance. The manganese concentration of filamentous algae gives a comprehensive reflection of the manganese pollution level and degree of accumulation in the river and has broad applicability in pollution monitoring.

Key words：manganese industry; filamentous algae; manganese; accumulation; Songtao River

收稿日期：2022-08-02? ? ? 修回日期：2023-06-04

基金項目：貴州省科技支撐計劃項目（黔科合支撐[2023]一般182）； 貴州省基礎研究計劃項目（黔科合基礎-ZK[2022]一般238）；國家重點研發(fā)計劃項目（2022YFC3705000）。

作者簡介：謝蔚嵩，1981年生，男，貴州貴陽人，高級工程師，碩士，主要研究方向為環(huán)境監(jiān)測和分析。E-mail：42580274@qq.com

通信作者：黃代寬，男，研究員。E-mail： huangdaikuan@pku.edu.cn