烏梁素海冰封期砷與環(huán)境因子響應及風險評價

石文靜,趙心亞,劉軼哲,李衛(wèi)平 (內蒙古科技大學能源與環(huán)境學院,黃河流域內蒙古段生態(tài)保護與綜合利用自治區(qū)協(xié)同創(chuàng)新中心,內蒙古 包頭 014010)

河套地區(qū)地下水砷(As)污染問題嚴重[1],烏梁素海位于河套平原東緣,是河套灌區(qū)生活污水、農田灌溉排水和退水的重要承泄場所[2],易造成As 的污染與富集.As 是典型的有毒致癌元素,在湖泊中主要以化合物的形式存在,與其他形態(tài)相比,無機As( Ⅲ)和As( Ⅴ)含量更高且該兩種形態(tài)的化合物毒性更大,對人體危害更嚴重[3].在湖泊中,水和沉積物中均發(fā)現(xiàn)As 的富集[4-5],且沉積物中As 的富集更明顯[6].北方寒旱區(qū)湖泊冰封期較長,會影響湖泊物質及能量交換、打破沉積物與水之間的動態(tài)平衡[7],影響As在冰-水-沉積物介質中的遷移轉化.冰下水體缺氧區(qū)域因冰封期的延長而擴大、延續(xù),冰下水體氧化還原環(huán)境的改變會導致As 形態(tài)改變,威脅湖泊水生態(tài)安全.史小紅等[8]借助PHREEQC 軟件對烏梁素海冰下水體中As 的存在形態(tài)進行模擬,結果表明由于冰層的覆蓋,As 在湖泊中的形態(tài)受水體的氧化還原性變化的影響,使得冰封期As 的潛在生態(tài)風險增大.冰封期As 的生物地球化學循環(huán)是受沉積物-水界面氧化還原條件等環(huán)境因子影響的復雜過程,與多個環(huán)境因素相耦合.As 的分布受氧化還原條件、pH 值、鐵礦物、含As 鐵(氫)氧化物、微生物及其他環(huán)境因素的影響[9-10].Che 等[11]對亞姆德羅克湖流域寒旱高原湖泊水和沉積物樣品采集發(fā)現(xiàn),旱季水-沉積物中As 含量較高,具有潛在的生態(tài)風險,同時還研究了多相介質中的砷分布及與環(huán)境因子的關系.目前我國已開展了湖泊沉積物-水界面As 遷移轉化的研究[12],但多集中于南方濕潤湖泊,北方寒旱區(qū)湖泊相關研究較少.尤其是冰-水-沉積物多相介質中As 的相關研究甚少,冰封期As 的生態(tài)風險評估相關工作尚不多見,缺少冰封期As 與環(huán)境因子的響應關系及風險評價研究.

本文針對烏梁素海冰封期較長、復氧差等顯著特征,以冰封期冰-水-沉積物多相介質中As 的分布特征為基礎,探究冰封期氮、磷、鐵、微生物等環(huán)境因子對As 分布的影響,結合沉積物基準法[13]、潛在生態(tài)風險評價法和地累積指數(shù)法[14]進行冰封期As的生態(tài)風險評價,揭示冰封期As 與環(huán)境因子的響應關系及As 的潛在生態(tài)風險,以期為豐富寒旱區(qū)湖泊As的生物地球化學行為,判識不同環(huán)境條件下As 的潛在生態(tài)風險等提供依據.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

烏梁素海(40°36'～41°03'N,108°43'～108°57'E)目前湖泊面積為293km2,明水區(qū)面積僅占約1/3,平均水深為1.78m,在1.1m 與2.77m 之間波動[15].湖水于每年11 月初結冰,翌年3 月末到4 月初開始融化,冰封期約為5 個月[16].氣溫變化較大,年平均氣溫為5.6～7.4 ,℃年日照時數(shù)2900～3200h,年平均降水量224.2mm.其屬于典型的灌溉型湖泊,除農田退水外,每年還大約有2×108m3的生活污水以及工業(yè)廢水排入烏梁素海,易造成As 的污染與富集[17].

1.2 樣品采集

為了保證采樣點合理布置,綜合考量烏梁素海水域面積、水體流向、湖泊進出水情況、補水特征、水生植物生長、人為干擾等流域特征及各種因素,將研究區(qū)域進行網格化處理,在每個分區(qū)設置采樣點,共布設7 個代表性采樣點(W1～W7)(圖1).W1 位于總排干處,是湖泊進水口區(qū);W2 是蘆葦區(qū),水草區(qū)生長較多水生植物以蘆葦為主;W3 為湖中區(qū);W4 和W5 位于南部明水區(qū)(旅游區(qū));W6 位于退水渠附近,為出水區(qū);而W7 位于北部明水區(qū).綜合考慮研究區(qū)冰封期水文、環(huán)境特征以及取樣時的安全性與可操作性,于2022 年1 月進行冰、冰下水樣及沉積物樣品采集,并于同年8 月進行非冰封期水樣及沉積物樣品采集,取樣點用GPS 定位.為避免樣品采集過程中存在的潛在污染,采樣前使用超純水將水樣采集器、取樣瓶與油鋸等采樣用品洗凈備用.結合前人的取樣方法[18],采集冰樣時在采樣點上畫出40cm×40cm 的正方形邊框,利用油鋸沿邊框垂直將冰體四周鋸斷,將冰體取出,根據冰層的實際厚度,將冰層按照每層10cm 的厚度分為3～5 層(不同采樣點的冰層厚度存在差異),同時采集冰下水樣.分別使用抓斗式采泥器和柱芯采樣器采集表層沉積物和沉積物柱芯樣品,沉積物柱芯樣品按2cm分層,每個點位采集3 個平行樣,混合放入自封袋中,以保證避免采樣誤差,避光保存運回實驗室進行分析測試.

圖1 烏梁素海采樣點分布Fig.1 Locations of sampling points in the WLSH

1.3 樣品的分析測定

在樣品采集時現(xiàn)場使用多功能便攜式水質分析儀(HACH HQ40d,美國)測定水中pH 值和Eh 值.采集的冰樣與水樣分別進行As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、總砷(TAs)、亞鐵(Fe(Ⅱ))、總鐵(TFe)、總磷(TP)和總氮(TN)含量的測定.As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量均采用砷鉬藍法測定[19];TAs 含量采用電感耦合等離子體質譜法(ICP-MS)測定[20]; Fe(Ⅱ)、TFe、TP 和TN的含量測定參考《水和廢水監(jiān)測分析方法》[21],分別使用鄰菲啰啉分光光度法、鉬銻抗分光光度法和堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法.

沉積物中As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、Fe(Ⅱ)、和活性TFe 的含量均使用新鮮沉積物測定,鮮沉積物用浸提劑浸提振蕩過濾后,濾液采用砷鉬藍法測定[19]As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量;用1mol/L HCl 浸提后濾液使用鄰菲啰啉分光光度法測定Fe(Ⅱ)和活性TFe 的含量.TAs、TP、TN 和有機質(OM)的含量均使用風干沉積物樣品測定,分別采用原子熒光法、堿熔-鉬銻抗分光光度法(HJ 632-2011)、凱式定氮法(HJ 717-2014)和重鉻酸鉀氧化外加熱法測定.新鮮沉積物樣品采集后立即送至專業(yè)檢測機構,使用高通量測序技術測定微生物群落結構.

為避免實驗過程中所存在的外部潛在污染,實驗器材選用玻璃制品,實驗與取樣前所使用的玻璃器皿均用1:3(體積比)硝酸浸泡24h 以上,用超純水洗凈后放入烘干箱干燥,實驗與取樣時衣著純棉實驗服和一次性丁腈手套.實驗使用所有試劑均為分析純或優(yōu)級純,實驗用水均為超純水(Milli-Q, Millipore,≥18.2MΩ cm).實驗設置空白對照組且每個樣品分析測試2～3 次以保證試驗結果的準確性,所有分析方法的標準偏差均在5%以內.

1.4 生態(tài)風險評價

綜合不同風險評價方法的優(yōu)缺點及適用情況,選取沉積物基準法、潛在生態(tài)風險指數(shù)法、地累積指數(shù)法3 種不同評估方法進行比較研究以期對冰封期烏梁素海砷進行全面風險評估.

沉積物基準法(SQGs)是根據沉積物中污染物的濃度,對比閾值效應水平(TEL)和可能效應水平(PEL),評價污染物可能引發(fā)的毒性效應[13].本文通過與 As 的質量基準相比較,評價烏梁素海表層沉積物中As 的毒性效應風險;采用As 的TEL 值為 5.9mg/kg, PEL 為 17mg/kg(以 TAs計)[22].當As 濃度低于TEL 值時,發(fā)生生物毒性效應的概率偏低;高于 PEL 值時,生物毒性效應將頻繁發(fā)生.

潛在生態(tài)風險指數(shù)法(PER)是基于沉積學原理評價重金屬污染狀況與生物毒性,綜合考慮研究區(qū)對重金屬污染的敏感性.單一重金屬的潛在生態(tài)風險指數(shù)法的計算公式如下:

本文使用河套平原As 背景值[23].單一重金屬潛在生態(tài)風險劃分為5 種不同等級,具體見表1.

表1 單項指標潛在生態(tài)風險評估等級Table 1 Individual indices and grades of potential ecological risk assessment

地累積指數(shù)法(Igeo)是研究重金屬污染程度的定量指標,主要考慮重金屬污染的人為因素、環(huán)境的地球化學背景值和自然成巖引起背景值變化的因素[14].其計算公式如下:

式中:Igeo為地累積指數(shù);Ci是指元素i在土壤沉積物中的含量(mg/kg);Bi是重金屬在地球中的化學背景值,地球化學背景值的選擇和最終重金屬污染程度有密切關系,本文以河套地區(qū)土壤重金屬背景值作為參考值,取As 的背景值為6.12mg/kg[23];K考慮到成巖的作用可能會引起背景值變化而取的系數(shù),一般為1.5,地積累指數(shù)共分為7 級,0～6 級,表示污染程度由無污染至嚴重污染,如表2 所示.

表2 沉積物中地質累積指數(shù)(Igeo)的污染等級Table 2 Geoaccumulation index (Igeo) to determine the contamination levels in sediments

表3 冰封期與非冰封期烏梁素海表層沉積物中砷的地累積指數(shù)(Igeo)Table 3 Geoaccumulation index (Igeo) of As in the surface sediments of WLSH during the ice-bound period and the non-frozen period

1.5 數(shù)據分析

基礎數(shù)據處理和均值、相對標準偏差采用Excel 2022,使用SPSS 24.0 完成數(shù)據相關性分析和最小顯著差異,冗余分析采用 Canoco 5 完成,圖形處理由ArcGIS 10.8 和Origin 2022 完成.微生物數(shù)據分析均在美吉生物云平臺上進行.

2 結果與討論

2.1 冰封期烏梁素海砷的分布特征

烏梁素海冰體中TAs 濃度范圍為0～1.42μg/L,平均濃度為0.22μg/L(圖2).上覆水中TAs 濃度范圍為1.72～6.62μg/L,平均濃度為3.94μg/L(圖3).表層沉積物中TAs 濃度范圍為8.03～17.50mg/kg,全部高于河套平原背景值[23],平均濃度為10.65mg/kg,是河套平原背景值的1.7 倍(圖3).上覆水中TAs 平均濃度為冰體中平均濃度的17.9 倍,表明烏梁素海在形成冰蓋的過程中,隨著冰晶的析出,導致As 逐漸在水體中富集.

圖2 烏梁素海冰體中As( Ⅲ)、As( Ⅴ)和TAs 的含量Fig.2 Concentration of As( Ⅲ), As( Ⅴ) and TAs in the ice of WLSH

圖3 烏梁素海上覆水-沉積物中As(Ⅲ )、As( Ⅴ)和TAs 的含量Fig.3 Concentration of As( Ⅲ), As( Ⅴ) and TAs in the overlying water sediments of WLSH

冰-水-沉積物多相介質中TAs 濃度的最大值均出現(xiàn)在W1 點(總排干口),且W1 點上覆水濃度接近于WHO 飲用水限值(10μg/L),表明存在潛在的生態(tài)風險.烏梁素海冰-水-沉積物中TAs 的空間分布呈現(xiàn)出由湖泊北部向南部明水區(qū)逐漸遞減的趨勢;湖泊補給水源大部分來自河套灌區(qū)的農田排水,在總排干處也排入大量生活污水和工業(yè)廢水[24],這可能就導致W1 點沉積物中As 的富集.同時也表明外源污染是烏梁素海As 污染的主要誘因之一.

冰封期烏梁素海冰體、上覆水和表層沉積物中As( )Ⅴ平均濃度均高于As( )Ⅲ,均為As( )Ⅴ占主導地位.在冰體、上覆水和表層沉積物中As( )Ⅴ的分布規(guī)律與TAs 相似(圖2 和圖3),且上覆水和沉積物中As( )Ⅴ的分布趨勢基本一致,均表現(xiàn)為W1 點的含量較高.

如圖4 所示,在北部湖區(qū)W1、W2、W3 和W7點TAs 濃度基本均隨深度的增加逐漸趨于穩(wěn)定,且在沉積物不同深度上,As 的濃度不同,而在南部明水區(qū)的W5 和W6 點,TAs 濃度隨著深度的增加而逐漸減少,W6 點尤為明顯,W6 點在0～2cm 處TAs 濃度最高,10～12cm 處最低,可能是由于As 是氧化還原敏感元素,當氧化還原條件改變時,吸附或共沉淀的As 在鐵硫等還原過程中可再釋放到上覆水中[25].這就可能導致沉積物剖面的峰值.在大多數(shù)采樣點的沉積物中,TAs、As(Ⅲ )和As(Ⅴ )基本上都是隨深度的增加而逐漸趨于穩(wěn)定,且剖面有多個轉折點,深度越深,As 濃度越高,導致該現(xiàn)象的原因可能是由于多種因素的干擾,沉積物中的元素可能通過吸附或共沉淀與某些化合物結合,且不同沉積物層之間的無機化合物也可能不同[9].而W6 點表層沉積物濃度較深層濃度偏高原因可能為冰下水體處于還原環(huán)境,并且水流緩慢,致使As 在運輸途中被河床吸附,富集至表層沉積物中[11].除以上因素外,微生物對沉積物的干擾也可能導致As 的釋放,有研究曾表明,即使是較小的生物擾動也會對元素的遷移產生較大的影響[26].

圖4 烏梁素海沉積物中As( Ⅲ)、As( Ⅴ)和TAs 的垂直分布Fig.4 Vertical distribution of As( Ⅲ), As( Ⅴ) and TAs in the sediment of WLSH

2.2 冰封期烏梁素?；经h(huán)境因子分析

冰封期烏梁素海Eh 值范圍為50.00～72.70mV, pH范圍為7.85～8.29,表明冰封期形成冰蓋,導致烏梁素海冰下水環(huán)境Eh 偏低,處于強還原弱堿性環(huán)境.在冰體和上覆水中,總排干W1 點TP 濃度相對較高(圖5 和圖6),該點TFe 和TN 濃度也相對較高.在南部明水區(qū)的W5、W6 點明顯偏低,具有一定的空間差異,OM 分布亦是如此.可能是由于烏梁素海作為流域排水唯一的承泄區(qū),富含大量氮磷的農田退水、工業(yè)廢水和生活污水等均排入湖泊[27],進而導致表層沉積物中營養(yǎng)鹽含量過高,尤其是W1 點含量最高(圖7).其次可能是因為冬季湖泊結冰后將冰面上蘆葦收割,冰面下蘆葦留在湖中,而這些水下部分蘆葦以及植物殘骸會在湖底腐爛沉積,植物腐敗會產生有機質并釋放大量的氮磷物質,進而富集到沉積物中.

圖5 烏梁素海冰體中一般理化指標Fig.5 General characteristics in the ice of WLSH

圖7 烏梁素海表層沉積物中一般理化指標Fig.7 General characteristics in the surface sediments of WLSH

此外,高通量測序結果表明冰封期烏梁素海沉積物中細菌種群豐富多樣,65 個門和1877 個種.屬分類水平上Thiobacillus、Bacillus、norank_f_Anaerolineaceae、norank_f_Steroidobacteracea、norank_f_norank_o_SBR1031以及norank_f_norank_o_norank_c_Anaerolineae豐度相對較高(圖8).W2 的細菌群落和其余點位均不同,而W1 和W4 細菌群落相似,W3、W5、W6 和W7 較為相似.屬分類水平上W1、W4、W5 和W6 點細菌主要是Thiobacillus,其中W1中的相對豐度最高,約占樣品中已鑒定微生物總數(shù)的23.78%(圖8).

圖8 沉積物中微生物相對豐度(在屬水平上分類)Fig.8 Relative abundance of microorganisms identified in sediment samples (classification at the genus level)

2.3 冰封期烏梁素海砷與環(huán)境因子的響應關系

冰、水、沉積物多相介質中As 與環(huán)境因子的相關性和RDA 分析結果表明(圖9 和圖10),上覆水中As(Ⅲ )、As( Ⅴ)和TAs 以及沉積物中As( Ⅴ)和TAs均與Eh 顯著相關,表明氧化還原環(huán)境確實對As 的遷移轉化有重要影響.在還原環(huán)境中,溶解的As( Ⅴ)和吸附的As(Ⅴ )都有可能還原為As( Ⅲ).而As( Ⅲ)的毒性遠大于As( Ⅴ),因此,在冰封期冰蓋的形成可能會導致As 污染進一步加重.冰體中As(Ⅲ )、As( Ⅴ)和TAs 均與冰體中TFe 呈負相關,而與上覆水中Fe( Ⅱ)和TFe 呈顯著正相關(P≤0.05),這說明在冰下水體中As 可以與鐵氧化物結合,在還原環(huán)境中,并與鐵同時釋放[9].上覆水中As( Ⅲ)與沉積物中Fe(Ⅱ )和活性TFe 顯著正相關(P≤0.05),而與冰體中TFe 呈顯著負相關(P≤0.05);同時沉積物中As( Ⅲ)與沉積物、冰及水體中Fe(Ⅱ )、TFe 均呈相關關系,其中沉積物中As(Ⅲ )與As(Ⅴ )呈負相關,說明除砷鐵氧化物的還原溶解導致As 釋放的原因之外,還包括As( Ⅴ)直接還原為As(Ⅲ ).與As(Ⅴ )相比,As(Ⅲ )對礦物表面的親和力較低[28],吸附的As( Ⅴ)的減少導致沉積物中As 釋放到上覆水中,造成二次污染.這表明TFe 和Fe(Ⅱ )顯著影響冰-水-沉積物中As(Ⅲ )、As( Ⅴ)和TAs的分布.研究也表明,鐵(氫)氧化物的氧化還原過程影響As 在沉積物中的含量,鐵還原對As 的遷移和形態(tài)轉化有重要的影響[29].一方面,As 通常伴隨著鐵氧/氫氧化物(即針鐵礦、赤鐵礦和三水鐵礦、鐵水鐵礦和粘土礦物)和含碳酸鹽或重碳酸鹽礦物,鐵還原溶解可以使以吸附或共沉淀與鐵礦物結合態(tài)的As 釋放出來,促進As 的遷移;另一方面鐵還原使環(huán)境中Fe( Ⅱ)濃度增加,為生成次生礦物提供了相應的條件,其中可能伴隨著As 的再吸附和共沉淀[26].相關性分析和RDA 結果(圖9 和圖10)也證明冰封期烏梁素海冰-水-沉積物中As 均與鐵顯著正相關(P≤0.05),表明冰封期烏梁素海含鐵礦物可能是As主要的固相載體.同時,屬水平細菌群落與理化環(huán)境因子的 RDA 分析結果(圖 11)表明沉積物中Thiobacillus和norank_f_Steroidobacteracea與As( Ⅲ)、As( Ⅴ)、Fe( Ⅱ)、活性TFe 均呈正相關,且Fe( Ⅱ)與Thiobacillus呈極顯著正相關(P<0.01).As( )Ⅴ與Fe(Ⅱ )呈顯著正相關(P≤0.05),與Bacillus呈正相關.Thiobacillus除了可以通過其硫氧化作用驅動硫化礦物的溶解外,還可將輝銻礦、雄黃礦、雌黃礦中的As元素氧化,生成As( )Ⅴ[30],并且可以通過將有機物氧化與鐵還原耦合來獲得生長能量,酶促還原Fe( Ⅲ)[31].norank_f_Steroidobacteraceae的潛在功能與鐵硫代謝有關,并且與鐵還原有關[32],Bacillus也具備As、Fe 還原功能[33].這也證明冰封期鐵是影響As 在冰-水-沉積物相遷移的主控因子,微生物介導的鐵氧化物的還原溶解是影響As 分布的主要原因.

圖9 As( Ⅲ)、As(Ⅴ )和TAs 與環(huán)境因子的相關性熱圖Fig.9 Heat Map of correlation of between As( Ⅲ), As( Ⅴ), TAs and environmental factors of WLSH

圖10 As( Ⅲ)、As(Ⅴ )和TAs 與環(huán)境因子的RDA 分析Fig.10 Redundancy analysis(RDA) of between As( Ⅲ),As(Ⅴ ), TAs and environmental factors of WLSH

此外,由圖9 和圖10 可知,冰中As( )Ⅲ、As( Ⅴ)和TAs 均與冰中TP、TN 顯著負相關,水中As( )Ⅲ與水中TP、TN 呈相關關系,沉積物中As( )Ⅲ也與沉積物中TP、TN 顯著相關.屬水平細菌群落與理化環(huán)境因子的RDA 結果(圖11)也表明As( Ⅲ)受norank_f_Anaerolineaceae、norank_f_norank_o_SBR1031和norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17菌屬的影響,同時均與 TN、TP 相關.研究證實norank_f_Anaerolineaceae能夠利用氮、磷等元素進行豐富的代謝反應,參與氮磷循環(huán)[34-35],而norank_f_norank_o_SBR1031也是參與氮循環(huán)的重要微生物[36],除此之外,該菌屬和norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17菌屬參與 As 甲基化過程[37].norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17在高As 湖濱濕地底泥細菌群落中豐度較高[38],且參與脫氮過程[39].因此,冰封期氮和磷也是影響As 含量的重要環(huán)境因子.并且,在冰體、上覆水和沉積物中TFe 與TP 均呈正相關.研究表明,鐵的活動對磷的含量變化有重要影響,由于鐵(氫)氧化物及其它鐵礦物擁有具大的比表面積和活潑的表面化學活性,使其對磷酸鹽有強大的吸附作用[40].鐵的沉積使磷被束縛帶出水體,鐵的溶解又使磷返回水層.本研究中沉積物中As(Ⅴ )、TAs、Fe( Ⅱ)和活性 TFe 均與 OM 呈極顯著負相關(P<0.01),As(Ⅲ )與OM 呈正相關,表明有機質也對冰封期As 含量有影響.含砷鐵礦物中的Fe( Ⅲ)在通過厭氧微生物呼吸氧化OM的過程中可能充當電子受體,導致鐵礦物的還原溶解并同時從沉積物中釋放As 和鐵.

圖11 所測理化指標與屬水平微生物的RDA 分析Fig.11 Redundancy analysis(RDA) of the bacterial taxa at the genus level using the measured environmental variables

2.4 冰封期烏梁素海砷生態(tài)風險評價

沉積物質量基準法結果表明,非冰封期烏梁素海表層沉積物中TAs 濃度為4.74～12.30mg/kg,均超出TEL 閾值,但均在PEL 值之內;而冰封期烏梁素海表層沉積物中TAs 濃度為8.03～17.50mg/ kg,均超出TEL閾值,且最大值(W1 點)超出PEL值;表明烏梁素海表層沉積物中可能會發(fā)生As 的毒性效應風險,并且在冰封期總排干處發(fā)生As 污染的可能性較大.

潛在生態(tài)危害指數(shù)法結果表明,烏梁素海表層沉積物中非冰封期和冰封期As 分別7.75～20.10 和13.12～28.59,平均15.62 和17.40.2 個時期潛在生態(tài)風險等級均為低風險.但冰封期As 的潛在生態(tài)風險指數(shù)均高于非冰封期,冰封期的污染相較非冰封期嚴重.

地累積指數(shù)法評價結果顯示(表 3),烏梁素海非冰封期各點表層沉積物中As 除W5 和W6點為無污染外,其余點位處于輕度污染水平.而冰封期各點表層沉積物中除W4 和W7 點為無污染外,其余點位均處于輕度污染水平,且冰封期 W1點污染最為嚴重,已經趨向于偏中度污染,明顯高于非冰封期污染水平.沉積物質量基準法結果也表明冰封期W1 點發(fā)生As 的毒性效應風險概率較大.

基于潛在生態(tài)風險指數(shù)和地累積指數(shù)風險評價,冰封期與非冰封期的污染指數(shù)均較低.可能是由于總排干處每年都有大量農田退水、工業(yè)廢水和生活污水排入湖內,使得重金屬進入湖泊,易沉積于入口處,不易向下游運輸,導致As 截留.因此,從空間分布來看,湖泊北部(總排干附近)較湖泊中部和南部(明水區(qū))污染嚴重.我國北方地區(qū)每年11 月份開始結冰,形成長達5～6 個月冰封期.冰封期形成冰蓋,冰蓋的存在致使水流緩慢,污染物不能隨水流快速擴散而富集,導致烏梁素海冰封期沉積物中As 富集[41].此外,結冰過程的冷凍濃縮作用使得各類污染物不斷地由冰體遷至冰下水體,乃至遷移到沉積物中富集[42].因此冰蓋的形成可能是導致烏梁素海As 污染的原因之一.從季節(jié)分布來看,3 種不同評價方法結果均表明冰封期的生態(tài)風險高于非冰封期.這也表明冰封期烏梁素海As 的潛在生態(tài)風險不容忽視.地累積指數(shù)風險評價結果顯示,大部分采樣點為輕度污染,個別采樣點為無污染;而潛在生態(tài)風險指數(shù)結果顯示,所有取樣點均為低風險,但個別采樣點由地累積指數(shù)風險評價的無污染變?yōu)闈撛谏鷳B(tài)風險指數(shù)評價的低風險.這說明潛在生態(tài)風險指數(shù)法對污染物富集的影響更為敏感.

3 結論

3.1 冰封期烏梁素海各點位沉積物TAs 的濃度均高于河套地區(qū)背景值,平均濃度是河套平原背景值的1.7 倍.冰-水-沉積物多相介質中As 主要為As(V),且TAs 濃度的最大值均出現(xiàn)在總排干處,且總磷、總氮和總鐵的含量也相對較高,表明冰封期砷存在潛在的生態(tài)風險且外源污染可能是烏梁素海As 污染的主要誘因之一.

3.2 冰封期上覆水中As(III)與沉積物中Fe(Ⅱ )、活性TFe 顯著正相關,而與冰體中TFe 呈顯著負相關;沉積物中As(III)與冰、水及沉積物中Fe( )Ⅱ、TFe均呈相關關系.并且沉積物中Thiobacillus和norank_f_Steroidobacteraceae與As(III)、As(V)、Fe( )Ⅱ、活性TFe 均呈正相關,且Fe( Ⅱ)與Thiobacillus呈極顯著正相關.As(V)與 Fe(Ⅱ )呈顯著正相關,與Bacillus呈正相關.冰封期烏梁素海中鐵是影響砷在冰-水-沉積物相分布的主控因子之一,并且微生物在其中扮演重要角色.此外,冰封期氮、磷和有機質也是影響As 含量的重要環(huán)境因子.

3.3 三種不同評價方法結果均表明冰封期和非冰封期表層沉積物中烏梁素海北部(總排干附近)較中部和南部(明水區(qū))污染嚴重.與非冰封期相比,冰封期As 的污染水平較高,潛在生態(tài)風險評價法結果表明冰封期烏梁素海As 潛在風險等級為低風險,沉積物基準法表明冰封期烏梁素?？偱鸥商幇l(fā)生As 毒性效應風險的概率很大.地累積指數(shù)法結果表明冰封期烏梁素海表層沉積物大都處于輕度污染狀態(tài),但總排干處已經趨向于偏中度污染.冰封期烏梁素海As 的潛在生態(tài)風險不容忽視.