余秀娟，霍守亮，昝逢宇，趙廣超，席北斗*

1.安徽師范大學環(huán)境科學與工程學院，安徽 蕪湖 241000

2.中國環(huán)境科學研究院，北京 100012

砷(As)是一種在自然環(huán)境中廣泛存在的類金屬元素，在天然水體中砷主要以無機態(tài)的砷酸根或亞砷酸根形態(tài)存在［1-2］。砷化合物之間可相互轉(zhuǎn)換，環(huán)境中的無機砷化合物毒性高于有機砷化合物，某些形態(tài)的砷化合物因其具有高毒性受到全球?qū)W者的廣泛關(guān)注。環(huán)境中的砷通過自然過程(風化、生物活動和火山噴發(fā)等)和人類活動的綜合作用進行遷移［3］，進入水體的砷化合物絕大部分由水相轉(zhuǎn)入懸浮物中，并隨懸浮物的沉降進入沉積物。受污染的沉積物中砷濃度會增大，而高濃度的砷通過解吸或溶解作用進入間隙水或表層水中，影響生態(tài)系統(tǒng)的功能［4-5］。因此，湖泊沉積物能明顯地反映湖泊受砷污染狀況。

沉積物中砷總量的研究雖然能夠反映沉積物受砷污染的總體水平，但在沉積物中不同形態(tài)的砷具有不同的生物有效性和毒性，而對沉積物中可被利用部分砷的分析，對于辨識沉積物的地球化學特性和人類活動的影響具有重要的作用［3］。連續(xù)多級提取法為一種廣泛用于評價沉積物中重金屬相對可利用性的方法，其中的三級四步提取法(BCR法)［6］由歐共體標準物質(zhì)局(European Communities Bureau of Reference)提出，該方法是將沉積物中的重金屬分為四種結(jié)合態(tài):弱酸提取態(tài)(可交換及碳酸鹽結(jié)合態(tài)，Soluble)、可還原態(tài)(Fe/Mn氧化物結(jié)合態(tài)，Reducible)、可氧化態(tài)(有機物及硫化物結(jié)合態(tài)，Oxidisable)和殘渣態(tài)(Residual)，其中前三種形態(tài)不穩(wěn)定(為可提取態(tài)，與人類活動有關(guān))，殘渣態(tài)較穩(wěn)定(與自然過程有關(guān))［7-8］。

筆者以巢湖表層沉積物為研究對象，用BCR法分析沉積物中砷的賦存形態(tài)，并探討了砷的各種形態(tài)之間、與沉積物其他指標之間的關(guān)系，同時利用潛在生態(tài)風險指數(shù)法、地累積指數(shù)法和沉積物重金屬質(zhì)量基準法綜合評價了巢湖表層沉積物中砷的污染狀況以及存在的潛在風險。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

巢湖位于安徽省中部，是我國長江中下游五大淡水湖泊之一，入湖水系主要有杭埠河、豐樂河、派河、南淝河、店埠河、柘皋河等，湖水經(jīng)由裕溪河匯入長江，以姥山島為界，分為東湖區(qū)和西湖區(qū)，西湖區(qū)的水質(zhì)狀況明顯劣于東湖區(qū)，氮磷污染比東湖區(qū)嚴重［9］。綜合考慮不同區(qū)域的水質(zhì)差異、水動力和流域特征［10-11］，在東湖區(qū)和西湖區(qū)共設(shè)置12個采樣點，西湖區(qū)為 C1、C2、C3、C4、C5 和 C6 點，東湖區(qū)為C10、C11、C13、C14、C15 和 C16 點，采樣布點如圖 1所示。

圖1 巢湖采樣布點示意Fig.1 Locations of sampling sites in Lake Chaohu

1.2 樣品采集與制備

2009年7月，用彼得森表層沉積物采樣器采集12個采樣點的表層沉積物柱狀樣，分別裝入密封袋中，低溫密閉保存，運回實驗室后，超低溫冷凍干燥，研磨、過100目(粒徑為149 μm)篩、密封、冷藏保存，備用。

1.3 樣品分析

1.3.1 方法

砷各種形態(tài)的測定采用BCR法［12-14］。具體步驟:1)準確稱取1.0000 g預處理后的樣品置于100 mL聚丙烯離心管中，加入0.11 mol/L的醋酸40 mL，(25 ±2)℃ (室溫)振蕩 16 h，離心 15 min(4500 r/min)，過濾，上清液移入50 mL聚乙烯瓶中，用于弱酸提取態(tài)砷的測定;殘渣備用。2)向步驟1的殘渣中加入20 mL超純水，振蕩15 min，離心15 min(4500 r/min)，棄上清液，加入0.1 mol/L的鹽酸羥胺40 mL，按步驟1方法振蕩、離心和過濾，濾后液用于可還原態(tài)砷的測定;殘渣備用。3)向步驟2的殘渣中緩慢加入8.8 mol/L的雙氧水(HNO3酸化，pH為2)10 mL，室溫下放置1 h(每隔15 min振蕩一次)，置于水浴鍋中(85℃)溫浴1 h，待溶液蒸至近干，涼置室溫，重復操作一次，加入1 mol/L的醋酸銨(HNO3酸化，pH為2)40 mL，按步驟1方法振蕩、離心和過濾，濾后液用于可氧化態(tài)砷的測定;殘渣備用。4)向步驟3的殘渣中加入(1+1)王水10 mL，水浴消解，消解液用于殘渣態(tài)砷的測定。

總砷的測試方法同步驟4中殘渣態(tài)的處理。提取液和消解液中砷的濃度用氫化物發(fā)生原子熒光光度計測定［15-16］。沉積物中總有機碳(TOC)與總氮(TN)，總磷(TP)，無機磷(IP)和有機磷(OP)濃度的測定方法見文獻［9］。

酸揮發(fā)性硫化物(AVS)的測定:準確稱取1.0000～2.0000 g預處理后的樣品放入三口燒瓶中，加入去氧水20 mL，以流量為40 mL/min通入氮氣20 min，添加0.1 g/L的醋酸鋅吸收液50 mL于吸收瓶中，在通氮氣條件下，用注射器加入2 mol/L HCl溶液20 mL，同時打開攪拌器，反應(yīng)40 min，用對氨基二甲基苯胺光度法測定吸收液中的AVS［17］。

1.3.2 儀器與試劑

試驗所用儀器為AFS-9800氫化物發(fā)生原子熒光光度計(北京科創(chuàng)海光儀器有限公司)、ISRDV1恒溫振蕩器(美國精騏CRYSTAL有限公司)、DT5-2低速離心機(北京時代北利離心機有限公司)、HW-SY系列電熱恒溫水浴鍋(北京長風儀器儀表公司)、PCWJ超純水機(成都品成科技有限公司)。

試驗所用試劑均為優(yōu)級純，試驗用水為超純水(電阻率＞18 MΩ/cm)，所有器皿均用25%硝酸溶液浸泡48 h以上。

1.3.3 質(zhì)量控制

用加拿大沉積物標準樣品SUD-1控制沉積物中總砷的測定，沉積物標樣8次測定結(jié)果平均值在推薦值誤差范圍內(nèi)，相對標準偏差(RSD)為5.5%(表1)。所有試驗均重復進行三次，每10個樣品加1個沉積物標樣，試驗結(jié)果取平均值。

表1 沉積物標準樣品(SUD－1)測定結(jié)果Table 1 Repeatedly determination value of sediment standard sample(SUD-1)

1.4 沉積物中砷污染評價方法

目前國內(nèi)外評價沉積物中重金屬污染的常用方法有潛在生態(tài)風險指數(shù)法、地累積指數(shù)法、沉積物重金屬質(zhì)量基準法、沉積物富集系數(shù)法、回歸過量分析法和臉譜圖法等［18-21］。這些評價方法的特點和適用范圍各不相同，實際應(yīng)用方面存在各自的局限性。根據(jù)不同方法的特點、適用條件和范圍，選擇目前最普遍使用的潛在生態(tài)風險指數(shù)法、地累積指數(shù)法和沉積物重金屬質(zhì)量基準法三種方法評價巢湖表層沉積物中砷的污染程度。三種方法既具有簡單易行，快速可靠和易于推廣等優(yōu)點，又具有各自不同的特點。地累積指數(shù)法可反映重金屬分布的自然變化特征，同時還考慮了人類活動對環(huán)境的影響，但未考慮不同重金屬毒性效應(yīng)的差別;潛在生態(tài)危害指數(shù)法全面考慮了評價區(qū)域重金屬的毒性和重金屬區(qū)域背景值的差異，可用于綜合評價重金屬對生態(tài)環(huán)境的潛在影響［22-23］;沉積物重金屬質(zhì)量基準法易于定量化和模型化，并結(jié)合重金屬的形態(tài)分析，可以很好地反映沉積物中重金屬的來源和背景差異以及污染物對生物的毒性。因此，綜合運用這三種方法能較好的評價沉積物受重金屬污染的程度，有助于更全面的分析和了解沉積物中砷的毒性和潛在危害，并可對不同評價結(jié)果進行比較和校正，以保證評價結(jié)果的真實可靠。

1.4.1 潛在生態(tài)風險指數(shù)法

采用瑞典學者 Hak?nson［24］提出的沉積物潛在生態(tài)風險指數(shù)法對巢湖表層沉積物中砷污染狀況進行評價。潛在生態(tài)風險指數(shù)法是利用沉積學原理評價重金屬污染以及對生物的影響。其中沉積物中單一重金屬的潛在生態(tài)風險指數(shù)為:

式中，Eri為單一重金屬潛在風險指數(shù);Tri為重金屬的生物毒性響應(yīng)因子，反映了重金屬在水相、固相和生物相之間的響應(yīng)關(guān)系，砷的生物毒性響應(yīng)因子為10;Cfi為單一重金屬污染指數(shù);Csi為重金屬實測值;Cni為計算所需要的參照值。

不同的Eri值范圍對應(yīng)的潛在生態(tài)風險為:Eri＜40，低潛在生態(tài)風險;40≤Eri＜80，中潛在生態(tài)風險;80≤Eri＜160，較高潛在生態(tài)風險;160≤Eri＜320，高潛在生態(tài)風險;Eri≥320，很高潛在生態(tài)風險。

1.4.2 地累積指數(shù)法

地累積指數(shù)法近年來被國內(nèi)外的學者專家廣泛用于人為活動產(chǎn)生的重金屬對土壤污染的評價［25-27］，其計算公式如下:

式中，Igeo為地累積指數(shù);Cn為元素n在沉積巖中的實測濃度;Cb為黏質(zhì)沉積巖(普通頁巖)中該元素的地球化學背景值;常量K為消除各地巖石差異可能引起背景值變動的轉(zhuǎn)換系數(shù)，通常為1.5。

1.4.3 沉積物重金屬質(zhì)量基準法

在缺乏生物毒性試驗數(shù)據(jù)時，應(yīng)用生物效應(yīng)數(shù)據(jù)庫的沉積物質(zhì)量基準對重金屬的毒性做出判斷可以對水體沉積物污染進行評價，已證明該方法具有很好的可靠性［28-30］。其判斷方法為當污染物中某種重金屬濃度低于臨界效應(yīng)濃度(TEL)時，意味著負面生物毒性效應(yīng)幾乎不會發(fā)生;污染物濃度高于必然效應(yīng)濃度(PEL)時，則負面生物毒性效應(yīng)將頻繁發(fā)生，如介于二者之間，負面生物毒性效應(yīng)會偶爾發(fā)生［31］。

2 結(jié)果與分析

2.1 總砷濃度的空間分布特征

巢湖表層沉積物中總砷濃度為(9.63±0.18)～(16.61±0.17)mg/kg，均超過沉積物中砷的濃度背景值(源自“安徽省江淮流域區(qū)域生態(tài)地球化學調(diào)查”項目9個湖泊663件沉積物樣品統(tǒng)計結(jié)果，為8.8 mg/kg);各形態(tài)砷的測定結(jié)果如表2所示。

表2 各形態(tài)砷的測定結(jié)果Table 2 Results for different fractions of As

從表2可以看出，在空間上呈現(xiàn)出東西高，中間低的分布特征，這與巢湖流域的人類活動有關(guān)。20世紀50年代，巢湖流域開始使用含砷的農(nóng)藥化肥，隨著使用量的增大，致使砷化合物進入巢湖，增大了巢湖表層沉積物中砷的濃度。另外，由于西湖區(qū)鄰接工業(yè)活動發(fā)達、人類經(jīng)濟活動較為頻繁的合肥市，東湖區(qū)的C15和C16點受巢湖市工業(yè)排放的影響，更加劇了巢湖東湖區(qū)和西湖區(qū)沉積物砷的污染程度，也導致西湖區(qū)表層沉積物中的砷濃度要高于東湖區(qū)。由于整個合肥市區(qū)的工業(yè)和生活污水均通過南淝河流入巢湖，致使西湖區(qū)表層沉積物呈現(xiàn)出距南淝河口越近砷濃度越高的空間分布特征，即C1＞C5＞C2＞C6＞C3＞C4。

2.2 砷的形態(tài)分布特征

從表2可以看出，BCR法對于巢湖表層沉積物12個采樣點的平均提取率達92%，重現(xiàn)性較好。巢湖表層沉積物中各形態(tài)砷的絕對濃度為:殘渣態(tài)＞弱酸提取態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)。以砷的四種地球化學形態(tài)之和來計算砷各形態(tài)所占比例，得出巢湖表層沉積物12個采樣點的砷形態(tài)分布特征(圖2)。從圖2可以看出，巢湖表層沉積物中的砷主要以殘渣態(tài)為主，所占比例為68.64%～79.24%，平均為73.54%;三種可提取態(tài)砷所占比例依次為弱酸提取態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)。

圖2 各采樣點不同形態(tài)砷所占比例Fig.2 Percentage of different fractions of As for different sampling sites

沉積物中的殘渣態(tài)重金屬性質(zhì)非常穩(wěn)定，通常賦存在原生礦物和次生硅酸鹽礦物晶格中，基本不參與沉積物-水系統(tǒng)的再分配平衡，其遷移和生物可利用性都很小，這種形態(tài)的重金屬對環(huán)境和生物是安全的［32］;可提取態(tài)的重金屬(弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài))性質(zhì)不穩(wěn)定，極易從沉積物中釋放，造成二次污染，而由于人為污染產(chǎn)生的重金屬主要疊加在沉積物的次生相中，因此沉積物中可提取態(tài)重金屬的濃度較高，表明其受到人為污染相對較重［33-34］。在巢湖西湖區(qū)，各采樣點表層沉積物中可提取態(tài)砷所占比例為C1＞C5＞C6＞C2＞C4＞C3，表現(xiàn)出與總量分布相似的特征，即距排污河道南淝河越近，表層沉積物中的可提取態(tài)砷的比例愈高，沉積物受到的污染愈重;在東湖區(qū)，靠近整個湖區(qū)中部兩個采樣點(C10和C11)表層沉積物中可提取態(tài)砷所占比例低于其他四個采樣點。

弱酸提取態(tài)重金屬包括可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，可交換態(tài)重金屬是指吸附在黏土、腐殖質(zhì)及其他成份上的金屬，對環(huán)境變化敏感，在中性條件下可釋放出來，易于遷移轉(zhuǎn)化，能被植物吸收;碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬是指沉積物中重金屬元素在碳酸鹽礦物上形成的共沉淀結(jié)合態(tài)［35］，這種形態(tài)的重金屬對pH敏感度最高，在酸性條件下容易釋放?？商崛B(tài)重金屬是對環(huán)境和生物可能產(chǎn)生的危害和毒性程度最高的。巢湖表層沉積物12個采樣點中弱酸提取態(tài)砷占總砷的比例為9.88%～17.17%(圖2)，是可提取態(tài)砷的主要組成部分。可還原態(tài)重金屬是指被包裹在鐵錳氧化物內(nèi)或者本身就是氫氧化物沉淀的這部分金屬，由于具有較強的離子鍵結(jié)合，這部分金屬不易釋放出來，但當水體中某些條件改變時(氧化還原電位降低或水體缺氧等)，這種結(jié)合態(tài)的重金屬會被還原成生物可利用態(tài)，從而造成水體的二次污染。巢湖表層沉積物12個采樣點中可還原態(tài)砷占總砷的比例為6.06%～13.98%(圖2)，占可提取態(tài)砷的比例僅次于弱酸提取態(tài)，是可提取態(tài)砷的另一個重要的組成部分。西湖區(qū)距離南淝河口較近的四個采樣點(C1、C2、C5和C6)，由于受工業(yè)污染較重，表層沉積物中可還原態(tài)砷的比例明顯高于湖心的C3和C4;東湖區(qū)六個采樣點沉積物中可還原態(tài)砷的比例差別不大。沉積物中可氧化態(tài)重金屬主要受有機質(zhì)濃度的影響，巢湖表層沉積物中可氧化態(tài)砷占所有形態(tài)砷的比例最小，為0.42%～7.07%(圖2)。其原因為，水體中的砷酸根離子多呈負離子形態(tài)存在，而有機膠體多帶負電荷，因此砷與沉積物中的有機質(zhì)結(jié)合能力較弱，導致有機質(zhì)對砷的吸附量較小。在12個采樣點中，西湖區(qū)的六個采樣點可氧化態(tài)砷所占比例低于東湖區(qū)，其與西湖區(qū)的有機污染負荷大于東湖區(qū)有關(guān)［9，36-37］。

2.3 沉積物中砷各形態(tài)以及與其他指標間的關(guān)系

為了評價不同砷形態(tài)之間以及與沉積物其他指標間的關(guān)系，分析砷的來源及不同形態(tài)砷的遷移和相互轉(zhuǎn)化關(guān)系，對巢湖表層沉積物中不同形態(tài)砷之間及其與總有機碳(TOC)與總氮(TN)，總磷(TP)，無機磷(IP)，有機磷(OP)和酸揮發(fā)性硫化物(AVS)等指標進行了相關(guān)性分析，結(jié)果如表3和表4所示。

表3 不同形態(tài)砷與其他指標間的相關(guān)性Table 3 Correlation coefficient matrix of different fractions of As and other indicators

表4 巢湖表層沉積物中不同形態(tài)砷之間的相關(guān)性Table 4 Correlation coefficient matrix of different fractions of As in the Lake Chaohu sediments

從表3可看出，巢湖表層沉積物中的總砷和各形態(tài)砷與沉積物中的有機磷相關(guān)性不顯著，同時，只有總砷和可還原態(tài)砷與四個指標(TOC、TN、TP和AVS)表現(xiàn)出顯著正相關(guān)，其他形態(tài)砷與這四個指標的相關(guān)性不顯著。TOC濃度與重金屬在水環(huán)境中的行為存在密切關(guān)系，吸附在沉積物中的有機質(zhì)可在沉積物中滯留幾年甚至幾十年，從而對水環(huán)境產(chǎn)生長期的潛在影響［38］。巢湖表層沉積物中砷濃度與TOC呈顯著正相關(guān)，即有機污染負荷較高的西湖區(qū)砷污染要高于東湖區(qū)，這與砷在全湖的分布規(guī)律一致。Seidemann［39］研究發(fā)現(xiàn)沉積物重金屬的污染程度與TOC濃度呈顯著正相關(guān)。鐵對砷的親合力很強，砷酸鹽會被水合氧化鐵吸附共沉淀，同時由于有機質(zhì)又是鐵錳氧化物極好的結(jié)合相或吸附相，因而可還原態(tài)砷與TOC表現(xiàn)出顯著的相關(guān)性。由于沉積物黏粒中的氧化鐵帶正的表面電荷，優(yōu)先吸附陰離子，而砷酸鹽在化學性質(zhì)上類似于磷酸鹽，因此可以同晶型互相替代，使底泥中砷的濃度與磷的濃度呈較好的相關(guān)性［40］，其良好的相關(guān)性說明巢湖出現(xiàn)砷污染的跡象。砷的濃度除與母質(zhì)有關(guān)外，還與流域人類活動的輸入有關(guān)，同時總砷與TN顯著的相關(guān)性也反映出巢湖地區(qū)的砷元素來源可能是人類活動所致［41-42］。因此巢湖有機質(zhì)、氮磷等的輸入是影響沉積物中砷濃度的關(guān)鍵因素，其環(huán)境行為決定著沉積物中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化和遷移過程。

高AVS值表明沉積物的高還原特性，因此巢湖表層沉積物中TOC與AVS為極顯著的正相關(guān)關(guān)系(R=0.900，P＜0.01)。AVS能降低重金屬的生物有效性和潛在毒性，在控制沉積物/空隙水界面重金屬的分布、生物有效性和建立沉積物質(zhì)量標準中扮演著重要角色。在對AVS的提取過程中，可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)以及Fe/Mn氧化物結(jié)合態(tài)都可被提取出來，理論上AVS與這三種形態(tài)的砷都表現(xiàn)出良好的相關(guān)性，但在巢湖表層沉積物中，AVS只與可還原態(tài)表現(xiàn)出極顯著的正相關(guān)性，與弱酸提取態(tài)(可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)之和)相關(guān)性不顯著，其原因為AVS只與每種形態(tài)有顯著相關(guān)性，而與表征兩種形態(tài)之和的弱酸提取態(tài)相關(guān)性不顯著。AVS與總砷表現(xiàn)出顯著的相關(guān)性，這說明巢湖表層沉積物中AVS也極有可能是砷的主要結(jié)合相或吸附相。巢湖表層沉積物中的可氧化態(tài)砷雖然與其他六個指標的相關(guān)性不顯著，但總體上表現(xiàn)出了負相關(guān)的趨勢，這與巢湖表層沉積物中該形態(tài)砷空間上的分布規(guī)律基本一致，即受有機物和營養(yǎng)鹽污染負荷較大的西湖區(qū)中可氧化態(tài)砷的濃度要明顯低于東湖區(qū)。

從表4可看出，巢湖表層沉積物中弱酸提取態(tài)砷與總砷相關(guān)性不顯著，而沉積物中弱酸提取態(tài)砷被認為是其所有形態(tài)中最具活性的，常用來評價土壤中砷的生物有效性和地下水中砷的可給性［43］，這表明對于沉積物砷的危害評價不能只通過總砷的濃度來評判?？偵榕c可還原態(tài)和殘渣態(tài)砷都存在顯著的正相關(guān)關(guān)系，說明總砷受這兩種形態(tài)砷的影響，其中殘渣態(tài)砷的影響最大，也表明巢湖表層沉積物中砷的遷移能力不強。弱酸提取態(tài)砷、可還原態(tài)砷、殘渣態(tài)砷三種形態(tài)之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系，在一定程度上說明殘渣態(tài)的“惰性”只是相對的，當沉積物的物理化學環(huán)境條件發(fā)生改變時，也有可能釋放出來，這種釋放過程可能為從殘渣態(tài)到可還原態(tài)，再到弱酸可提取態(tài)的轉(zhuǎn)變過程，因此需通過重金屬的總量和形態(tài)的綜合分析來研究沉積物重金屬對環(huán)境的影響程度?？裳趸瘧B(tài)砷與其他各形態(tài)砷之間的相關(guān)性不顯著，說明該形態(tài)的砷向其他形態(tài)砷遷移轉(zhuǎn)化的幾率比較小。同時，雖然可氧化態(tài)砷與弱酸提取態(tài)砷的相關(guān)性不顯著，但二者之間表現(xiàn)出負相關(guān)趨勢，說明這兩種形態(tài)的砷極有可能具有不同的來源。

2.4 巢湖表層沉積物中砷污染評價結(jié)果

2.4.1 潛在風險指數(shù)法

利用試驗實測的沉積物中總砷濃度數(shù)據(jù)計算，得到巢湖表層沉積物中砷的潛在生態(tài)風險指數(shù)，結(jié)果如表5所示。

從表5可以看出，巢湖表層沉積物中砷的潛在風險指數(shù)為10.7～18.4，總體上，靠近湖心的采樣點潛在風險指數(shù)相對較低。根據(jù)重金屬潛在風險指數(shù)值對應(yīng)的潛在風險等級分類結(jié)果，表明巢湖表層沉積物中砷的潛在生態(tài)風險非常低，對環(huán)境和生物相對安全，短期內(nèi)不會給周邊環(huán)境帶來威脅。沉積物中砷的潛在風險與砷的形態(tài)密切相關(guān)，巢湖表層沉積物中的低生態(tài)風險性與沉積物中各形態(tài)砷的分析結(jié)果基本一致，即在巢湖表層沉積物中，殘渣態(tài)砷占巢湖表層沉積物總砷的平均比例為73.54%，是沉積物砷的主要組成部分，而高比例的殘渣態(tài)砷表明沉積物中的砷生物有效性較低。

表5 巢湖表層沉積物中砷的潛在生態(tài)風險指數(shù)Table 5 Potential ecological risk index of As in the Lake Chaohu sediments

2.4.2 地累積指數(shù)法

重金屬地累積指數(shù)分級與污染程度之間的關(guān)系如表6所示。

表6 重金屬地累積指數(shù)分級與污染程度之間的關(guān)系Table 6 Relationship between Igeoand pollution level

利用該研究中測定的巢湖表層沉積物中總砷濃度數(shù)據(jù)，計算得到的地累積指數(shù)結(jié)果及污染分級如表7所示。

表7 巢湖表層沉積物砷的地累積指數(shù)Table 7 Igeoin the sediments of Lake Chaohu

從表7可以看出，巢湖表層沉積物中靠近湖心采樣點的砷濃度目前基本還未受到人類污染;而西部和東部采樣點處于無污染—中污染程度?？傮w上巢湖表層沉積物砷的污染程度較低，這與潛在生態(tài)風險評價的結(jié)果基本一致。

2.4.3 沉積物重金屬質(zhì)量基準法

將巢湖表層沉積物中的砷濃度與加拿大淡水沉積物的基準［28］進行比較，12個采樣點的總砷濃度全部在TEL(5.9 mg/kg)與PEL(17 mg/kg)之間。分析表明，巢湖表層沉積物中砷的潛在生物毒性較小，負面生物效應(yīng)偶有發(fā)生，與前兩種評價分析的結(jié)果基本一致。但是東部與西部靠近入湖河口采樣點的砷濃度較高，接近PEL，要引起高度重視。

3 結(jié)論

(1)巢湖表層中的總砷濃度為(9.63±0.18)～(16.61±0.17)mg/kg，表現(xiàn)出東西高，中間低的分布特征，西湖區(qū)中總砷濃度總體上高于東湖區(qū)。

(2)BCR法分析結(jié)果表明，巢湖表層沉積物中的砷主要以殘渣態(tài)為主，占總砷的比例為68.64%～79.24%，三種可提取態(tài)砷的濃度和所占比例表現(xiàn)為弱酸提取態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)，東湖區(qū)可氧化態(tài)砷的濃度和所占比例高于西湖區(qū)。

(3)巢湖表層沉積物中的總砷和各形態(tài)砷與沉積物中的有機磷相關(guān)性不顯著，總砷和可還原態(tài)砷與TOC，TN，TP和AVS表現(xiàn)出顯著正相關(guān)，巢湖表層沉積物中砷濃度的高低與流域有機物和營養(yǎng)鹽的污染負荷密切相關(guān)?？偵榕c可還原態(tài)和殘渣態(tài)砷之間存在顯著的正相關(guān)，弱酸提取態(tài)砷、可還原態(tài)砷、殘渣態(tài)砷三種形態(tài)砷之間亦存在正相關(guān)關(guān)系，殘渣態(tài)砷是巢湖表層沉積物砷的主要組成部分，其“低遷移性”只是一個相對的概念，有可能向其他可提取態(tài)砷遷移轉(zhuǎn)化。

(4)采用潛在生態(tài)風險指數(shù)法、地累積指數(shù)法和沉積物重金屬質(zhì)量基準法對巢湖表層沉積物中的砷污染進行評價，結(jié)果表明巢湖表層沉積物中砷污染程度較輕，潛在風險很小，短期內(nèi)對周邊環(huán)境和生物不會造成很大的威脅。

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