呼倫湖砷的時空分布特征及成因分析

車霏霏, 君 珊, 陳俊伊, 郭云艷, 王書航*, 包文旗

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院， 湖泊水污染治理與生態(tài)修復(fù)技術(shù)國家工程實驗室， 北京 100012 2.中國環(huán)境科學(xué)研究院， 國家環(huán)境保護湖泊污染控制重點實驗室， 北京 100012 3.內(nèi)蒙古自治區(qū)呼倫貝爾生態(tài)環(huán)境監(jiān)測站， 內(nèi)蒙古 呼倫貝爾 021008

As(砷)是一種廣泛存在于自然界中的生物非必需元素，因其部分化合物的生物毒性和高致癌風(fēng)險引起全球范圍內(nèi)的廣泛關(guān)注. 環(huán)境中的As能夠在自然過程或人為活動作用下進入水體，地表水ρ(As)范圍跨度較大，可從0.5 μg/L到 5 000 μg/L[1]. 通常，As在天然水體中多以As(Ⅴ)(砷酸鹽)和As(Ⅲ)(亞砷酸鹽)等無機As形態(tài)存在，其中As(Ⅴ)在富氧水體中占主要優(yōu)勢，As(Ⅲ)則多在還原條件下存在，后者的生物毒性約為前者的25～60倍[2-3]. 此外，水體中的無機砷還可能通過浮游藻類的生物代謝轉(zhuǎn)化為微量的有機As化合物，其中以毒性較低的MMA(一甲基砷)和DMA(二甲基砷)為主[4-5]. 除上述生物作用外，水體中的As能夠以吸附或共沉淀等形式累積在沉積物中[6]，因此沉積物通常是水環(huán)境中As的一個重要“儲庫”；同時，沉積物中部分不穩(wěn)定As也可在一定環(huán)境條件影響下向水體遷移[7-8]，從而引起As的二次釋放風(fēng)險.

呼倫湖是亞洲中部草原區(qū)最大的湖泊，也是我國第五大湖泊，于1992年被批準(zhǔn)為國家級濕地自然保護區(qū)，在呼倫貝爾草原的生態(tài)保護與經(jīng)濟發(fā)展中發(fā)揮著不可替代的作用[9]. 近年來，受持續(xù)暖干氣候和人類活動等因素影響，呼倫湖水情發(fā)生劇烈變化，進而導(dǎo)致湖濱濕地大面積銳減，湖泊水生生態(tài)系統(tǒng)退化，草場退化、土地沙化等生態(tài)環(huán)境問題，水質(zhì)持續(xù)下降. 據(jù)相關(guān)報道[10]，近五年來呼倫湖湖水的As超標(biāo)問題突顯，基于高As暴露帶來的環(huán)境風(fēng)險，深入調(diào)查研究呼倫湖的As污染問題刻不容緩. 目前，已有一些研究[11-13]對呼倫湖沉積物中包括As在內(nèi)的重金屬開展調(diào)查，指出沉積物中As的潛在風(fēng)險相對較高，且As的生物有效性呈自湖泊西北部向東南部遞減的趨勢. 然而，目前關(guān)于呼倫湖水體As的相關(guān)調(diào)查研究較少. 因此，該研究對呼倫湖水體及沉積物中As的時空分布進行詳細調(diào)查，并在此基礎(chǔ)上探討了相關(guān)環(huán)境因素對As分布特征的影響，以期為深入了解呼倫湖水As分布及高As成因提供數(shù)據(jù)及理論支撐.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

呼倫湖流域(包括海拉爾河流域及哈拉哈河流域)位于中國和蒙古國境內(nèi)，流域面積2.92×105km2，其中我國境內(nèi)流域面積占總面積的37%. 湖區(qū)位于內(nèi)蒙古自治區(qū)呼倫貝爾市西端，屬半干旱大陸性氣候，降水量少，蒸發(fā)強烈，全年盛行西北風(fēng). 呼倫湖水量補給主要來源于地表徑流、降水及地下水，其中入湖河流主要包括克魯倫河、烏爾遜河以及海拉爾河(通過引河濟湖工程入湖)，排水通道為新開河；河流沿岸地勢開闊，畜牧業(yè)較為發(fā)達. 歷史上呼倫湖最大水域面積超過 2 300 km2，平均水深約6 m，但近幾十年來受氣候變化等影響，湖泊水量補給減小，湖泊面積呈萎縮趨勢[14].

1.2 樣品采集與預(yù)處理

采用6 km×6 km網(wǎng)格布點法布設(shè)呼倫湖采樣點，并分別于2018年10月(秋季)、2019年3月(冬季)、2019年5月(春季)和2019年7月(夏季)對呼倫湖水面下約20 cm的表層水及0～10 cm的表層沉積物進行采集，共采集水和沉積物樣品各215個，其中3月為冰封期，同步采集冰層樣品；同時，于2019年5月和2019年7月在入湖河流采集表層水，并在5月同步采集表層沉積物，共采集河流水樣28個，沉積物樣品14個. 采樣點布設(shè)見圖1.

水樣置于保溫箱中低溫保存，其中用于測定As形態(tài)的水樣經(jīng)0.45 μm水系濾膜過濾后添加0.25 mol/L EDTA-Na2以固定形態(tài)[15]，1周內(nèi)完成As總量及其形態(tài)的分析測定；沉積物封裝在干凈的自封袋中低溫保存，并在實驗室內(nèi)完成冷凍干燥、研磨過篩等預(yù)處理步驟.

圖1 呼倫湖及入湖河流采樣點位布設(shè)Fig.1 Sampling sites and location of Lake Hulun and inflowing rivers

1.3 指標(biāo)測定

水樣ρ(TAs)(TAs為總As)的測定方法參照HJ 678—2013《水質(zhì) 金屬總量的消解 微波消解法》，即在水樣中加入濃HNO3并進行微波消解，消解后使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS，Agilent7700，安捷倫公司，美國)測定消解液中ρ(TAs)；冰層樣品待冰樣融化后同樣加入濃HNO3進行微波消解，并使用ICP-MS測定消解液中ρ(TAs)；水樣ρ(DTAs)(DTAs為溶解態(tài)TAs)通過對原水樣過濾并直接使用ICP-MS測定獲得. 水樣As形態(tài)測定參照文獻[16]中高效液相色譜(HPLC，Agilent1200，安捷倫公司，美國)與ICP-MS聯(lián)用法，使用流動相通過PRP (苯乙烯-二乙烯基苯共聚物)-X100(250 mm×4.1 mm)型陰離子交換柱完成As形態(tài)分離.

沉積物TAs通過微波消解法提取，并由ICP-MS測定w(TAs)[17]；同時，采用BCR連續(xù)提取法[18]對2019年5月的沉積物As賦存形態(tài)進行分析，具體形態(tài)包括F1 (可交換態(tài)及碳酸鹽結(jié)合態(tài)As)、F2 (Fe/Mn 氧化物結(jié)合態(tài)As)、F3 (有機物及硫化物結(jié)合態(tài)As)及F4 (殘渣態(tài)As)，各形態(tài)含量均通過ICP-MS測定得到.

此外，為分析呼倫湖As的來源及分布影響因素，對表層水ρ(TFe)(TFe為鐵總量)、pH、沉積物w(TFe)、以及沉積物黏粒(<4 μm)、粉粒(4～63 μm)、砂粒(63～2 000 μm)占比等物理化學(xué)指標(biāo)進行測定，測定結(jié)果如表1所示.

表1 呼倫湖水體及沉積物物理化學(xué)指標(biāo)Table 1 Physical and chemical parameters in water and sediments of Lake Hulun

2 結(jié)果與討論

2.1 呼倫湖水體中As的時空分布及組成特征

2.1.1ρ(TAs)的時空變化

根據(jù)各季節(jié)調(diào)查結(jié)果，呼倫湖全湖水體ρ(TAs)在6.6～87.3 μg/L之間，平均值為47.0 μg/L；其中春季、夏季、秋季、冬季的ρ(TAs)平均值分別為(53.1±5.7)(45.4±7.2)(40.3±6.6)(48.0±20.5)μg/L，春、冬兩季ρ(TAs)平均值較夏、秋兩季高.

圖2 呼倫湖水體ρ(TAs)的空間分布Fig.2 Spatial distribution of ρ(TAs) in water of Lake Hulun

圖2顯示了各季節(jié)呼倫湖水體中ρ(TAs)的空間分布. 由圖2可見，ρ(TAs)高值區(qū)在冬季、春季、夏季、秋季經(jīng)歷了自呼倫湖沿岸(特別是西北沿岸)逐漸向全湖擴散，之后又逐漸集中在湖心的變化過程，入湖河口處的ρ(TAs)相對湖體較低. 值得注意的是，與其他3個季節(jié)不同，冬季水體中的ρ(TAs)呈明顯空間波動，ρ(TAs)高值區(qū)集中在西北沿岸，其最高值達到87.3 μg/L，約為其他季節(jié)檢出最高值的1.3～1.7倍.ρ(TAs)空間變化可能受到不同時期氣候氣象及河流補給等的共同影響. 冬季冰封對水體中污染物具有濃縮效應(yīng)[19]，因沿岸與湖心水深及冰層厚度的不同，導(dǎo)致岸邊濃縮效應(yīng)大于湖心，因此沿岸水體ρ(TAs)高于湖心；春季冰融后，湖水在強烈西北風(fēng)影響下水體交換增強，驅(qū)使高ρ(As)區(qū)域逐漸由西北沿岸向湖心乃至東南部擴散，特別是夏季又多偏東北風(fēng)[19]，使得整個湖泊夏季ρ(TAs)呈無顯著空間波動的特征；秋季氣溫劇降，受河流補給稀釋及西南高東北低的湖盆地勢影響[20]，ρ(TAs)高值區(qū)逐漸匯集在湖心及西南部.

2.1.2水體中As的組成

As在水體中能夠以溶解態(tài)或被懸浮顆粒物吸附的形式存在；其中，As的生物毒性主要來自其溶解態(tài). 調(diào)查發(fā)現(xiàn)，呼倫湖水體中的As以溶解態(tài)為主，占水體中ρ(TAs)的70.6%～99.8%；ρ(DTAs)與ρ(TAs)相關(guān)性達0.973(P<0.01)，表明ρ(DTAs)的時空分布與ρ(TAs)較為相似.

圖3 呼倫湖水體不同季節(jié)As形態(tài)分布Fig.3 Distribution of As species in different seasons in water of Lake Hulun

圖4 呼倫湖表層沉積物w(TAs)的空間分布Fig.4 Spatial distribution of w(TAs) in surface sediments of Lake Hulun

基于水體中不同形態(tài)As的生物毒性差異，進一步調(diào)查了As形態(tài)的賦存特征(見圖3). 由圖3可見，As(Ⅴ)是呼倫湖水體中As的主要賦存形態(tài)，ρ〔As(Ⅴ)〕范圍在1.9～73.4 μg/L之間，平均值為41.62 μg/L，約占水體中ρ(DTAs)的99.3%±5.9%.ρ〔As(Ⅴ)〕與ρ(TAs)呈顯著正相關(guān)(R=0.972，P<0.01)，表明二者之間有相似的時空變化趨勢. 與As(Ⅴ)相比，僅有個別點位檢測到As(Ⅲ)的存在，且ρ〔As(Ⅲ)〕(0.27～6.47 μg/L)明顯低于ρ〔As(Ⅴ)〕. 值得注意的是，冬季水體中檢測到的ρ〔As(Ⅲ)〕相對較高〔(1.71±2.08)μg/L〕，這可能歸因于湖泊冰封對表層底泥厭氧環(huán)境的促進，使得底泥中與Fe氧化物結(jié)合的As(Ⅴ)在厭氧微生物的作用下被還原為As(Ⅲ)，并因其相對較弱的吸附性而發(fā)生向水體的遷移[21-23]. 另外，夏季呼倫湖水體中還檢測到微量的DMA (0.12 μg/L)，可能來自于夏季浮游藻類對無機砷的生物轉(zhuǎn)化作用. 呼倫湖目前存在水體富營養(yǎng)化的問題[14]，夏季迅速繁殖的浮游藻類可通過對無機As進行生物轉(zhuǎn)化，進而向水體釋放有機代謝產(chǎn)物，其中DMA正是主要代謝產(chǎn)物之一[1,4].

2.2 呼倫湖表層沉積物中As的分布特征

2.2.1w(TAs)的時空分布

這是市第一人民醫(yī)院婦產(chǎn)科開具的關(guān)于竹韻的婦檢證明。鑒定結(jié)果是這樣寫的：處女膜完整，無損缺，亦未發(fā)現(xiàn)修補痕跡，被檢查者尚未在過性行為。

呼倫湖表層沉積物中w(TAs)在1.64～15.49 mg/kg之間，平均值為8.76 mg/kg，與張曉晶等[12]調(diào)查結(jié)果相近. 其中，春季、夏季、秋季、冬季的w(TAs)平均值分別為(8.79±3.90)(9.39±3.95)(8.89±3.33)和(8.25±3.40)mg/kg；冬季w(TAs)相對較低，但各季節(jié)w(TAs)無顯著差異(P>0.05).

由圖4可見，各季節(jié)表層沉積物中w(TAs)的空間分布相似，均表現(xiàn)為由西北部向東南部遞減的趨勢，該特征主要受湖底細顆粒物分布的影響. 已有研究[24-25]發(fā)現(xiàn)，在自然條件影響下，沉積物中絕大多數(shù)元素的含量均隨粒徑的變小而升高，除細顆粒物較強的吸附作用外，還歸因于細粒沉積物一般具有氧化還原電位低、有機質(zhì)含量高的特點，因此造成的氧化-還原環(huán)境更易使元素發(fā)生富集. 相關(guān)分析結(jié)果顯示，呼倫湖表層沉積物中w(TAs)與黏粒占比及粉粒占比均呈顯著正相關(guān)(R=0.802和0.843，P<0.01)，而與砂粒占比呈顯著負相關(guān)(R=-0.863，P<0.01)，證實了表層沉積物中細顆粒物分布對w(TAs)空間變化趨勢的顯著調(diào)控作用.

2.2.2As的賦存特征

呼倫湖表層沉積物中w(F1)、w(F2)、w(F3)和w(F4)分別為0.30～7.19、0.66～4.90、0.34～3.95和0.39～2.76 mg/kg，平均值分別為2.95、2.59、1.98和1.32 mg/kg(見表2). 相關(guān)分析顯示，w(F1)、w(F2)、w(F3)、w(F4)與w(TAs)的相關(guān)系數(shù)分別為0.91、0.96、0.92和0.60(P< 0.01)，表明各As形態(tài)含量，特別是w(F1)、w(F2)、w(F3)均與w(TAs)在空間分布上趨于一致.

從各形態(tài)占比來看，w(F1)、w(F2)、w(F3)和w(F4)在w(TAs)中的占比分別為11.0%～56.6%、22.4%～47.1%、12.6%～32.5%和3.4%～37.1%，平均值分別為31.7%、30.0%、21.9%和16.3%. 結(jié)果顯示，呼倫湖表層沉積物中的As主要以吸附在金屬礦物、黏粒等表面，或與金屬(氫)氧化物以共沉淀的形式存在，殘渣態(tài)占比相對較低.

2.3 呼倫湖As的來源分析

表2 呼倫湖表層沉積物中As化學(xué)形態(tài)含量及占比Table 2 Content and proportions of As chemical forms in surface sediments of Lake Hulun

研究[26-27]表明：滿洲里-新巴爾虎右旗成礦帶位于呼倫湖西-額爾古納河斷裂帶以西，即呼倫湖北側(cè)及西南側(cè)，典型礦床為鉛鋅銀及鉬礦床，且多集中于克魯倫河與額爾古納河兩岸；As常以硫化物的形式作為伴生礦存在于上述區(qū)域. 底層礦床的風(fēng)化侵蝕與地?zé)帷⑺畮r交互等自然過程使包括As在內(nèi)的眾多金屬元素從巖石圈進入地表環(huán)境[28-29]，這可能為呼倫湖沉積物中的As提供了最初來源；進入地表環(huán)境的As可在徑流作用下發(fā)生長距離傳輸，并隨著河流向湖泊的輸入逐漸沉積[30]，最終在沉積動力環(huán)境的影響下形成w(TAs)由湖泊西北部向東南部遞減的分布趨勢. 根據(jù)調(diào)查結(jié)果，3條入湖河流沉積物的w(TAs)平均值呈克魯倫河(9.97 mg/kg)>烏爾遜河及引河濟湖(5.51～5.95 mg/kg)的特征，且克魯倫河沉積物w(TAs)平均值高于呼倫湖，側(cè)面證實了成礦帶及河流運輸對湖泊中As累積的顯著影響. 此外，F(xiàn)e作為一種對人為干擾不敏感的元素，可被用于區(qū)分沉積物中金屬元素的自然來源與人為來源[31]，而粒度分布與物源及沉積動力環(huán)境之間密切相關(guān)[32]. 呼倫湖表層沉積物中w(TAs)與w(TFe)呈顯著正相關(guān)(R=0.890，P<0.01)，同時與細顆粒物占比呈顯著正相關(guān). 綜上，呼倫湖沉積物中的As以自然源為主，其累積與分布可能主要受到自然沉積過程的影響.

根據(jù)沉積物As賦存形態(tài)的分析結(jié)果，F(xiàn)1及F2形態(tài)在As中占比較高，并且這兩種形態(tài)的穩(wěn)定性通常相對較低[21]，特別是可交換態(tài)As由于其鍵合力微弱，對環(huán)境條件的改變最為敏感. 因此，沉積物中的As能在一定環(huán)境條件下向水體釋放，從而可能成為呼倫湖水體中As的主要內(nèi)源. 由圖5可見，呼倫湖水體中ρ(DTAs)與沉積物中w(F1)、w(F2)均呈顯著正相關(guān)，進一步證實了水體中As的富集受到沉積物中不穩(wěn)定As形態(tài)的影響.

圖5 呼倫湖水體ρ(DTAs)與沉積物w(F1)、w(F2)的相關(guān)性Fig.5 Correlations between ρ(DTAs) in water and w(F1) and w(F2) in sediment

2.4 環(huán)境因素對水體As分布的影響

2.4.1水體pH

根據(jù)已有研究[20]及筆者調(diào)查結(jié)果，呼倫湖水體的pH在9.0波動，偏堿性的盆地型湖泊有利于湖水中As的富集，這主要來自于大量OH-與沉積物中As的競爭吸附所引起的As解吸[6,8]. 由圖6(a)可見，呼倫湖水體的pH與ρ(TAs)呈顯著正相關(guān)，表明呼倫湖pH的升高促進了沉積物中As向水體的釋放.

圖6 水體ρ(TAs)時空變化的環(huán)境因素影響Fig.6 Influences of environmental factors on spatio-temporal variation of ρ(TAs) in water

2.4.2冬季冰封

根據(jù)調(diào)查結(jié)果，冬季呼倫湖水體As分布呈顯著空間波動，高ρ(TAs)水體聚集在西北沿岸，這可能受冬季冰封影響所致. 呼倫湖地處半干旱的高緯度地帶，具有長冰封期的特點[20]，湖面冰凍時間約從11月初持續(xù)至翌年3月末. 一方面，湖面結(jié)冰過程對水體中污染物有一定的濃縮效應(yīng)[19]，使得水體ρ(TAs)顯著高于冰層中ρ(TAs)〔見圖6(b)〕，且湖心與沿岸區(qū)域的水深差異使沿岸淺水區(qū)域的As濃縮更為強烈；另一方面，冰蓋的形成能阻止大氣與水體的物質(zhì)交換，而太陽輻射依然可以穿透冰體，在其內(nèi)部形成良好的“保溫作用”，從而加強沉積物-水界面的厭氧環(huán)境[19,33]，該環(huán)境條件易導(dǎo)致作為黏土礦物重要組成部分的Fe氧化物發(fā)生還原溶解[34]，使得吸附在Fe氧化物表面或與其共沉淀的As從沉積物中釋放到水體. 上述結(jié)果可由呼倫湖冬季水體中ρ(TAs)與ρ(TFe)的顯著正相關(guān)性證實〔見圖6(c)〕. 由于呼倫湖沉積物中w(TAs)與w(TFe)呈顯著正相關(guān)，表明二者均呈西北部高于東南部的分布特征，加之西北部以富含有機質(zhì)的細粒沉積物為主，有機質(zhì)分解過程中耗氧相對較多，更易造成缺氧環(huán)境[35]. 因此在冬季冰封期間，西北部沉積物中因Fe氧化物還原溶解帶來的As釋放量可能較其他區(qū)域更高，加之沿岸淺水區(qū)域污染物濃縮作用增強，導(dǎo)致冬季呈現(xiàn)出西北部沿岸水體中ρ(TAs)明顯升高的特征. 相對而言，其他季節(jié)水體ρ(TFe)與ρ(TAs)不存在相關(guān)關(guān)系(P>0.05).

2.4.3入湖河流

由圖2可見，非冰封期間(春季、夏季、秋季)3條河流入湖口處的ρ(TAs)整體較低，其中春季與夏季烏爾遜河入湖口附近ρ(TAs)變化不明顯，可能是由于受到了西北風(fēng)造成的水體交換影響. 為探討入湖河流對湖泊ρ(TAs)分布可能造成的影響，進一步調(diào)查了河流水體中的ρ(TAs)，結(jié)果如圖6(d)所示，盡管克魯倫河水體中的ρ(TAs)高于其他兩條河流，但河流中ρ(TAs)平均值均顯著低于湖體(P<0.05). 因此，河流匯入對湖中ρ(TAs)可起到一定的稀釋作用，從而同樣影響著ρ(TAs)在湖水中的分布趨勢，相似的河流稀釋作用在韓知明等[19]對呼倫湖水體磷分布的研究中也有提及.

此外，水體ρ(TAs)的時空變化可能還受到其他眾多環(huán)境因素的影響. 如筆者調(diào)查結(jié)果顯示，春季、夏季、秋季水體ρ(TAs)的空間變異性(10.7%、15.9%、16.4%)均明顯低于冬季(42.7%). 已有研究[19,36]表明，呼倫湖全年多大風(fēng)天氣，其中以西北風(fēng)為盛行風(fēng)向，夏季又多偏東北風(fēng)；因此風(fēng)力作用可能是促進春季、夏季、秋季水體擾動而使ρ(TAs)空間波動減小的原因，而冬季形成的冰蓋能有效阻隔風(fēng)力對水體擾動的影響. 另外，與冬季冰封有利于底泥形成缺氧環(huán)境不同，非冰封期風(fēng)力作用下的水體擾動可為水-沉積物界面提供溶氧補給；有氧環(huán)境中游離態(tài)As易以重新吸附在金屬氧化物表面等形式沉積在湖底[5]，加之入湖河流的稀釋作用，從而可能使得夏季與秋季水體中ρ(TAs)有所降低.

2.5 呼倫湖As的潛在生態(tài)風(fēng)險分析

2.5.1沉積物As潛在風(fēng)險

該研究參照Singh等[37]提出的重金屬穩(wěn)定度風(fēng)險評估標(biāo)準(zhǔn)(risk assessment code, RAC)，對沉積物中As的潛在釋放風(fēng)險進行了評估(見圖7)，As的RAC值范圍在11.0%～56.6%之間，約46%的點位沉積物中As處于中等穩(wěn)定狀態(tài)(10%

圖7 呼倫湖表層沉積物中As的 穩(wěn)定度(RAC值)累積頻率Fig.7 Accumulation frequency of As stability (RAC value) in surface sediments of Lake Hulun

根據(jù)張立杰[38]2014年對呼倫湖水體ρ(TAs)的調(diào)查結(jié)果，7月及9月ρ(TAs)平均值分別為13.39和8.32 μg/L，在世界衛(wèi)生組織(WHO)規(guī)定的飲用水As濃度閾值(10 μg/L)上下波動；而筆者調(diào)查中ρ(TAs)平均值為2014年的3.5～5.6倍，表明近5年來呼倫湖水體中ρ(TAs)確實有所上升，該結(jié)果可能與近年來內(nèi)源As釋放及相關(guān)自然環(huán)境因素的影響有關(guān).

2.5.2水體As潛在風(fēng)險

值得注意的是，盡管呼倫湖水體的偏堿性條件有利于部分不穩(wěn)定As從沉積物中釋放，但受呼倫湖水域面積大[14]、入湖河流存在稀釋作用[19]，以及湖底氧化/還原條件對As固定/遷移的調(diào)控等作用[6]，使得目前呼倫湖水體中ρ(TAs)除冬季與春季部分區(qū)域外，基本不超過我國GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值(50 μg/L). 此外，美國環(huán)境保護局在《國家推薦的水質(zhì)基準(zhǔn)》[39]中進一步提出了水體中As急性與慢性生物毒性的濃度閾值，分別為150和340 μg/L，均高于呼倫湖水體的ρ(TAs). 特別是從賦存形態(tài)來看，As(Ⅴ)是呼倫湖水體中As的主要形態(tài)，而As(Ⅴ)的生物毒性通常低于As(Ⅲ)[2-3,40]. 綜上，目前呼倫湖水體中的ρ(TAs)水平可能并不會對湖泊生物群落造成明顯的生態(tài)危害，后續(xù)應(yīng)持續(xù)關(guān)注呼倫湖的ρ(As)變化趨勢，并開展對呼倫湖水體As生物有效性的相關(guān)研究，以深入了解As對呼倫湖水生態(tài)系統(tǒng)是否存在潛在影響.

3 結(jié)論

a) 呼倫湖全湖水體ρ(TAs)在6.6～87.3 μg/L之間，平均值為47.0 μg/L，其中ρ(DTAs)占比為70.6%～99.8%，且As(Ⅴ)在水體中有絕對優(yōu)勢；不同季節(jié)ρ(TAs)平均值呈春季>冬季>夏季>秋季的特征，其中冬季ρ(TAs)高值聚集在沿岸區(qū)域，與其他3個季節(jié)的空間分布有明顯差異.

b) 呼倫湖表層沉積物w(TAs)為1.64～15.49 mg/kg，平均值為8.76 mg/kg，且各季節(jié)w(TAs)空間分布一致，呈由西北向東南遞減的趨勢；F1和F2為沉積物中主要的As化學(xué)形態(tài)，致使沉積物As穩(wěn)定度較低，這部分As在一定環(huán)境條件下易向水體遷移，從而成為水體中As的主要內(nèi)源.

c) 呼倫湖水體pH波動、冬季湖面冰封、入湖河流等自然環(huán)境因素均可影響水體中ρ(TAs)的時空分布，其中冰封是造成冬季湖泊西北沿岸區(qū)域水體ρ(TAs)顯著升高的主要原因.