太湖營養(yǎng)梯度下砷的分布、風險及環(huán)境驅動因素解析一、引言1.1研究背景與意義太湖作為中國五大淡水湖之一，是長江三角洲地區(qū)重要的水資源調配中心，在區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)中占據著舉足輕重的地位。它不僅為周邊城市如上海、蘇州、無錫、湖州等提供主要飲用水水源，年供水量約達12億立方米，還對區(qū)域氣候調節(jié)、生物多樣性維護、農業(yè)灌溉及工業(yè)用水等方面發(fā)揮著關鍵作用。太湖流域是我國人口密度最高、社會經濟最發(fā)達的地區(qū)之一，2020年流域內國民生產總值近10萬億元，占長江三角洲經濟總量的40.8%，占全國經濟總量的9.8%。然而，隨著流域內人口增長、工業(yè)化和城市化進程的加速，太湖面臨著嚴峻的環(huán)境挑戰(zhàn)，其中水體富營養(yǎng)化和砷污染問題尤為突出。水體富營養(yǎng)化現象在太湖較為普遍，2007-2020年太湖營養(yǎng)狀態(tài)指數雖呈下降趨勢，但2020年平均營養(yǎng)指數仍為59.3，整體處于輕度富營養(yǎng)狀態(tài)，在空間上，太湖北部灣區(qū)和西部湖區(qū)富營養(yǎng)化程度顯著高于東部湖區(qū)。過量的氮、磷等營養(yǎng)物質排入湖中，導致藻類等浮游生物大量繁殖，引發(fā)水華現象。這不僅破壞了湖泊的生態(tài)平衡，影響了水體的透明度和溶解氧含量，還對水生生物的生存和繁衍構成威脅，進而影響整個湖泊生態(tài)系統(tǒng)的結構和功能。砷作為一種高毒性的致癌物質，在太湖中的污染問題也不容忽視。隨著工農業(yè)發(fā)展以及人為和自然活動的增加，湖泊沉積物中的砷逐年積累，相當一部分淡水水體面臨著水體富營養(yǎng)化和砷污染的雙重威脅。據不完全統(tǒng)計，國內有近2000萬人生活在砷污染高危地區(qū)。在太湖的部分區(qū)域，砷的含量已經超過了相關環(huán)境質量標準，對周邊居民的健康和生態(tài)系統(tǒng)的安全構成潛在風險。砷在水體和沉積物中的遷移轉化過程較為復雜，受到多種環(huán)境因素的影響，其不同形態(tài)的毒性差異較大，如亞砷酸鹽的毒性遠高于砷酸鹽。研究太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的分布特征、生態(tài)風險及其環(huán)境影響因素具有極其重要的意義。準確了解砷在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的分布情況，有助于揭示砷在湖泊生態(tài)系統(tǒng)中的遷移轉化規(guī)律，為深入研究砷的環(huán)境行為提供基礎數據。通過評估砷的生態(tài)風險，可以判斷其對太湖生態(tài)系統(tǒng)的危害程度，為制定科學合理的環(huán)境保護措施提供依據，以保障太湖生態(tài)系統(tǒng)的健康和穩(wěn)定。探討影響砷分布和生態(tài)風險的環(huán)境因素，能夠明確關鍵影響因子，為針對性地開展污染治理和生態(tài)修復工作提供理論支持，從而有效降低砷污染對太湖生態(tài)環(huán)境和人類健康的威脅，促進太湖流域的可持續(xù)發(fā)展。1.2國內外研究現狀在太湖營養(yǎng)水平研究方面，眾多學者已開展了大量工作。河海大學崔廣柏教授領銜的科研團隊，從1995年開始，歷時13年，在多個國家、省部級研究計劃項目支撐下，針對太湖流域富營養(yǎng)化控制機理展開深入研究。他們將復雜的太湖流域生態(tài)系統(tǒng)分解為陸域、河網及湖泊三個子系統(tǒng)，采用多學科交叉研究的方法，探究了污染物在流域生態(tài)系統(tǒng)中的遷移轉化機理，以及從陸域到河網再到湖泊水體的遷移轉化規(guī)律，提出了太湖富營養(yǎng)化的有效控制途徑，其成果對解決太湖富營養(yǎng)化問題具有重要的理論意義和實際應用價值，對我國淺水湖泊富營養(yǎng)化控制也具有重要指導作用。研究表明，2007-2020年太湖營養(yǎng)狀態(tài)指數呈下降趨勢，但2020年平均營養(yǎng)指數仍為59.3，整體處于輕度富營養(yǎng)狀態(tài)，且在空間上，太湖北部灣區(qū)和西部湖區(qū)富營養(yǎng)化程度顯著高于東部湖區(qū)。江蘇省生態(tài)環(huán)境廳數據顯示，2024年上半年太湖水質為Ⅲ類，總磷濃度較2020年、2023年同期分別降低40%、10%，6月湖體富營養(yǎng)化狀況由之前輕度富營養(yǎng)降低為中營養(yǎng)，湖體營養(yǎng)狀態(tài)有所改善。關于太湖砷分布的研究，也取得了一定進展。劉鋒等人運用高效液相色譜-電感耦合等離子體質譜（HPLC-ICP-MS）聯用技術，對太湖沉積物中砷的形態(tài)及分布特征進行分析。以0.3mol/L磷酸和0.1mol/L抗壞血酸為提取試劑，對沉積物樣品進行微波萃取，以2.0mmol/LNaH?PO?/0.2mmol/LEDTA（pH6.0）為流動相，測定萃取液中As（Ⅲ）、As（V）、MMA和DMA的含量。研究發(fā)現，太湖表層沉積物中的砷主要為無機形態(tài)，未檢出有機形態(tài)，且As（V）形態(tài)的含量高于As（Ⅲ），表明太湖表層沉積物基本處于氧化性沉積環(huán)境，近20年來，太湖湖底沉積物中砷的含量顯著增加，各沉積剖面沉積物中砷形態(tài)的相對比例無顯著差異。在生態(tài)風險評估領域，針對太湖的研究多集中于重金屬、持久性有機污染物等。劉娜等人探究COVID-19管控對太湖重金屬污染和水生生態(tài)風險的影響，將疫情期間（2021.6-2021.7）和爆發(fā)前（2019.9-2020.1）太湖重金屬污染和水生生態(tài)風險進行對比分析，并通過PCA-APCS-MLR（主成分-絕對主因子分析-多元線性回歸受體模型）對重金屬進行定量源解析，發(fā)現疫情期間太湖重金屬污染水平和對水生生物的生態(tài)風險皆顯著降低，工業(yè)源對銅和鉻的貢獻率較大，工業(yè)活動減少是污染和風險降低的主要原因。還有學者運用魚體累積DDT的定量化模型，對太湖三種主要經濟魚類（陳氏短吻銀魚、刀鱭和大銀魚）魚體累積DDT的過程進行研究，通過劑量-反應關系確定DDT對魚體個體的危害程度，運用種群動態(tài)模型Leslie矩陣分析DDT累積對三種魚類種群規(guī)模的影響。在環(huán)境因素對太湖砷分布和生態(tài)風險的影響方面，也有相關探索。顏昌宙研究員團隊系統(tǒng)研究了湖泊富營養(yǎng)化對沉積物砷的分布影響及其釋放特征，發(fā)現與中營養(yǎng)湖區(qū)相比，富營養(yǎng)湖區(qū)的上覆水和沉積物中的有效態(tài)砷濃度較高，表明富營養(yǎng)環(huán)境更能促使沉積物砷的釋放，Fe/Mn（氫）氧化物的還原溶解是太湖沉積物內源砷釋放的重要原因。在藻華爆發(fā)期間，環(huán)境條件的劇烈改變，如缺氧、氧化還原電位顯著降低，以及豐富有機質的引入，會使沉積物-水界面處的氧化還原敏感元素Fe，Mn和S的正常循環(huán)行為發(fā)生顯著變化，藻的消亡引入豐富硫酸鹽，其還原產物H?S與Fe（II）形成FeS，在此過程中相當一部分砷酸鹽（As（V））被還原成亞砷酸鹽（As（III）），由于FeS對As（III）的吸附較弱，致使水體中的有效砷濃度增大，同時，藻華消亡過程中引入的大量磷酸鹽與有機質，可與沉積物表面吸附的砷發(fā)生競爭吸附作用，進一步加大沉積物內源砷的釋放。然而，當前研究仍存在一些不足。在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷分布與生態(tài)風險的關聯研究方面，缺乏系統(tǒng)性和全面性，尚未深入剖析不同營養(yǎng)狀態(tài)下砷的生態(tài)風險差異及其內在機制。對于影響砷分布和生態(tài)風險的環(huán)境因素，雖有一定認識，但各因素之間的交互作用研究較少，難以準確評估復雜環(huán)境下砷的環(huán)境行為和生態(tài)效應。此外，現有的研究方法和技術在監(jiān)測精度、時空分辨率等方面存在一定局限，限制了對太湖砷污染問題的深入研究。在治理和防控措施方面，缺乏針對性強、切實可行的綜合方案，難以有效應對太湖砷污染和富營養(yǎng)化的雙重挑戰(zhàn)。1.3研究內容與方法1.3.1研究內容本研究聚焦于太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)，深入剖析砷的分布特征、生態(tài)風險及其與環(huán)境因素的內在聯系，具體涵蓋以下三個關鍵方面：太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的分布特征：系統(tǒng)采集太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的水體、沉積物以及水生生物樣品，運用先進的分析測試技術，精確測定其中砷的含量和形態(tài)。在此基礎上，深入分析砷在不同介質中的含量差異、空間分布規(guī)律以及在不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的變化趨勢，全面揭示砷在太湖生態(tài)系統(tǒng)中的分布特征。太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的生態(tài)風險評估：綜合運用多種生態(tài)風險評估模型，如潛在生態(tài)風險指數法、風險熵法等，從多個維度對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的生態(tài)風險進行科學評估。不僅關注砷對水生生物的急性毒性風險，還充分考慮其長期累積效應帶來的慢性風險，從而準確判斷砷對太湖生態(tài)系統(tǒng)的危害程度，為后續(xù)制定針對性的保護措施提供堅實依據。影響太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷分布和生態(tài)風險的環(huán)境因素分析：全面分析太湖的水體理化性質（如pH值、溶解氧、氧化還原電位、營養(yǎng)鹽含量等）、沉積物特性（如粒度、有機質含量、鐵錳氧化物含量等）以及水生生物群落結構等環(huán)境因素，深入探究這些因素對砷分布和生態(tài)風險的影響機制。通過相關性分析、主成分分析等多元統(tǒng)計方法，確定影響砷分布和生態(tài)風險的關鍵環(huán)境因子，為制定科學有效的污染治理和生態(tài)修復策略提供理論支撐。1.3.2研究方法樣品采集：在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)設置多個采樣點，運用專業(yè)的采樣設備和技術，確保樣品的代表性和準確性。在每個采樣點，分別采集水體、沉積物和水生生物樣品。水體樣品采集時，使用有機玻璃采水器，在不同深度采集混合水樣；沉積物樣品采集采用抓斗式采泥器，采集表層0-20cm的沉積物；水生生物樣品則根據不同種類，采用合適的采集方法，如魚類用刺網捕撈，底棲動物用采泥器結合篩網采集。分析測試：采用電感耦合等離子體質譜（ICP-MS）技術測定水體和沉積物中總砷的含量，該技術具有靈敏度高、分析速度快、可同時測定多種元素等優(yōu)點。運用高效液相色譜-電感耦合等離子體質譜聯用技術（HPLC-ICP-MS）分析砷的形態(tài)，能夠實現不同形態(tài)砷的有效分離和準確測定。通過原子熒光光譜法（AFS）對水生生物體內的砷含量進行測定，該方法具有儀器結構簡單、靈敏度高、檢出限低等優(yōu)勢。數據分析：運用Origin、SPSS等數據分析軟件，對實驗數據進行統(tǒng)計分析。通過描述性統(tǒng)計分析，了解數據的集中趨勢、離散程度等基本特征；采用相關性分析，探究砷含量與環(huán)境因素之間的線性關系；運用主成分分析（PCA）和因子分析（FA）等多元統(tǒng)計方法，提取影響砷分布和生態(tài)風險的主要因子，揭示各因素之間的內在聯系和相互作用機制。二、太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)概況2.1太湖基本特征太湖，作為中國五大淡水湖之一，宛如一顆璀璨的明珠鑲嵌在長江三角洲的南緣，其地理位置介于北緯30°56′-31°34′，東經119°54′-120°36′之間，地跨江蘇、浙江兩省。它北臨無錫，南瀕湖州，西接宜興、長興，東近蘇州、吳縣、吳江，在行政區(qū)劃上，幾乎完全屬于江蘇省，是江、浙兩省的界湖，有“包孕吳越”之稱。太湖湖面面積達2425平方千米，流域面積36571平方千米，蓄水量44.28億立方米，平均深度2.1米，最深深度3.33米，平均海拔低于50米。太湖的主要補給水系有苕溪水系、南溪水系和江南運河。苕溪水系源于浙江省天目山北麓，分東、西苕溪兩大支流，是太湖西南部的主要水源，其年均徑流量約為20億立方米。南溪水系主要由來自宜溧山地的荊溪等河流組成，為太湖西部的重要補給水源，多年平均徑流量約10億立方米。江南運河作為京杭大運河的江南段，不僅承擔著重要的航運功能，還對太湖的水量調節(jié)和水質改善起著關鍵作用。太湖屬北亞熱帶季風氣候，四季分明，雨量豐富，平均氣溫為14.9-16.2℃。夏季受東南季風影響，溫暖濕潤，降水充沛，是太湖水位上升的主要時期；冬季受西北季風控制，氣候較為寒冷干燥，但由于湖泊的調節(jié)作用，湖區(qū)氣溫相對較為穩(wěn)定。這種氣候條件為太湖的生態(tài)系統(tǒng)提供了獨特的生存環(huán)境，使得太湖擁有豐富的生物多樣性。太湖中生活著大約百種魚類，其中梅鱭、銀魚等是較為著名的品種。水生植物種類繁多，主要有菱角、蓮藕等，它們在維持湖泊生態(tài)平衡、凈化水質等方面發(fā)揮著重要作用。此外，太湖周邊還是國家一級保護動物黃嘴白鷺、白冠長尾雉等的棲息地，這些珍稀動物的存在，進一步彰顯了太湖生態(tài)系統(tǒng)的重要性。2.2湖區(qū)營養(yǎng)水平劃分本研究依據湖泊富營養(yǎng)化評價方法中的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數法（TLI）對太湖不同湖區(qū)的營養(yǎng)水平進行劃分。綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數法綜合考慮了水體中多個關鍵指標，能夠較為全面地反映湖泊的營養(yǎng)狀態(tài)。其計算公式為：TLI(\sum)=\sum_{j=1}^{m}W_{j}\cdotTLI(j)其中，TLI(\sum)為綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數；W_{j}為第j種參數的營養(yǎng)狀態(tài)指數的相關權重；TLI(j)為第j種參數的營養(yǎng)狀態(tài)指數。在本研究中，選取總磷（TP）、總氮（TN）、高錳酸鹽指數（COD_{Mn}）、葉綠素a（Chl-a）和透明度（SD）作為評價參數，各參數的營養(yǎng)狀態(tài)指數計算公式如下：TLI(Chl-a)=10\times(2.5+1.086\lnChl-a)TLI(TP)=10\times(9.436+1.624\lnTP)TLI(TN)=10\times(5.453+1.694\lnTN)TLI(COD_{Mn})=10\times(0.109+2.661\lnCOD_{Mn})TLI(SD)=10\times(5.118-1.94\lnSD)根據綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數的計算結果，將太湖湖區(qū)營養(yǎng)水平劃分為以下幾個等級：當TLI(\sum)\leq30時，為貧營養(yǎng)狀態(tài)；當30<TLI(\sum)\leq50時，為中營養(yǎng)狀態(tài)；當50<TLI(\sum)\leq60時，為輕度富營養(yǎng)狀態(tài)；當60<TLI(\sum)\leq70時，為中度富營養(yǎng)狀態(tài)；當TLI(\sum)>70時，為重度富營養(yǎng)狀態(tài)。通過對太湖多個采樣點的水樣進行分析，計算各采樣點的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數，進而確定不同湖區(qū)的營養(yǎng)水平分布情況。從空間分布來看，太湖北部灣區(qū)（如梅梁湖、竺山湖等）和西部湖區(qū)營養(yǎng)狀態(tài)指數普遍較高，多處于輕度富營養(yǎng)至中度富營養(yǎng)狀態(tài)。其中，梅梁湖部分區(qū)域的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數可達65左右，主要是由于該區(qū)域周邊工業(yè)發(fā)達，人口密集，工業(yè)廢水和生活污水排放量大，大量氮、磷等營養(yǎng)物質流入湖中，導致水體富營養(yǎng)化程度較高。竺山湖的營養(yǎng)狀態(tài)指數也在60-65之間，其富營養(yǎng)化的原因除了周邊污染排放外，還與湖泊的水動力條件有關，該湖區(qū)水流相對緩慢，水體自凈能力較弱，營養(yǎng)物質容易積累。而東部湖區(qū)（如東太湖等）營養(yǎng)水平相對較低，大部分區(qū)域處于中營養(yǎng)至輕度富營養(yǎng)狀態(tài)。東太湖的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數多在45-55之間，這得益于其相對良好的生態(tài)環(huán)境和水動力條件。東太湖水生植物豐富，水生植被覆蓋率較高，這些水生植物能夠吸收水體中的營養(yǎng)物質，對水質起到一定的凈化作用。同時，東太湖與其他湖區(qū)之間的水體交換相對頻繁，有利于稀釋營養(yǎng)物質，降低富營養(yǎng)化程度。南部湖區(qū)的營養(yǎng)水平則介于北部灣區(qū)和東部湖區(qū)之間，部分靠近入湖河流的區(qū)域營養(yǎng)狀態(tài)指數較高，處于輕度富營養(yǎng)狀態(tài)，而遠離入湖河流的區(qū)域則多為中營養(yǎng)狀態(tài)。2.3研究區(qū)域選擇在本研究中，基于太湖不同湖區(qū)營養(yǎng)水平的差異以及前期研究基礎和數據可獲取性，選取了具有代表性的典型中營養(yǎng)湖區(qū)和富營養(yǎng)湖區(qū)。典型中營養(yǎng)湖區(qū)選取了東太湖部分區(qū)域。東太湖作為太湖的重要組成部分，其營養(yǎng)水平相對較低，大部分區(qū)域處于中營養(yǎng)至輕度富營養(yǎng)狀態(tài)，綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數多在45-55之間。該區(qū)域水生植物豐富，水生植被覆蓋率較高，這些水生植物能夠吸收水體中的營養(yǎng)物質，對水質起到一定的凈化作用。同時，東太湖水動力條件相對較好，與其他湖區(qū)之間的水體交換相對頻繁，有利于稀釋營養(yǎng)物質，降低富營養(yǎng)化程度。東太湖周邊人類活動相對其他區(qū)域較少，受工業(yè)污染和生活污水排放的影響相對較小，這使得其生態(tài)系統(tǒng)相對較為穩(wěn)定，能夠較好地代表中營養(yǎng)湖區(qū)的特征。典型富營養(yǎng)湖區(qū)則選擇了梅梁湖和竺山湖。梅梁湖位于太湖北部，是太湖的主要湖灣之一，周邊工業(yè)發(fā)達，人口密集，工業(yè)廢水和生活污水排放量大，大量氮、磷等營養(yǎng)物質流入湖中，導致其營養(yǎng)狀態(tài)指數普遍較高，多處于輕度富營養(yǎng)至中度富營養(yǎng)狀態(tài)，部分區(qū)域的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數可達65左右。竺山湖同樣位于太湖北部，其富營養(yǎng)化的原因除了周邊污染排放外，還與湖泊的水動力條件有關，該湖區(qū)水流相對緩慢，水體自凈能力較弱，營養(yǎng)物質容易積累，綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數在60-65之間。梅梁湖和竺山湖的富營養(yǎng)化問題較為突出，能夠很好地代表太湖富營養(yǎng)湖區(qū)的狀況。通過對這兩類典型湖區(qū)的研究，可以更全面、深入地了解太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的分布特征、生態(tài)風險及其環(huán)境影響因素。中營養(yǎng)湖區(qū)和富營養(yǎng)湖區(qū)在營養(yǎng)水平、水動力條件、水生生物群落結構以及周邊人類活動等方面存在顯著差異，這些差異將對砷的環(huán)境行為產生重要影響。對比研究這兩類湖區(qū)，有助于揭示營養(yǎng)水平與砷分布和生態(tài)風險之間的內在聯系，為制定針對性的污染治理和生態(tài)保護措施提供科學依據。三、太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷分布特征3.1樣品采集與分析方法本研究于2023年7月，在太湖典型中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）和富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）進行樣品采集。根據湖區(qū)的地形、水動力條件以及污染狀況，在東太湖設置5個采樣點（DT1-DT5），梅梁湖設置5個采樣點（ML1-ML5），竺山湖設置4個采樣點（ZS1-ZS4），共計14個采樣點，具體采樣點位置分布如圖1所示。采樣點的選擇充分考慮了不同湖區(qū)的代表性，確保能夠全面反映太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的特征。水樣采集使用有機玻璃采水器，在每個采樣點采集表層（水面下0.5米）、中層（湖水深度的一半處）和底層（距離湖底0.5米）水樣，然后將三層水樣等體積混合，得到混合水樣，以代表該采樣點的水體情況。每個混合水樣采集1000mL，裝入經10%硝酸浸泡24小時后用超純水沖洗干凈的聚乙烯塑料瓶中。為防止砷在水樣中發(fā)生形態(tài)變化和生物作用，立即向水樣中加入硝酸，使水樣pH值小于2，然后將水樣置于4℃的冷藏箱中保存，盡快送回實驗室進行分析。沉積物樣品采集采用抓斗式采泥器，在每個采樣點采集表層0-20cm的沉積物。采集后的沉積物樣品裝入自封袋中，去除其中的植物殘體、礫石等雜質，然后將樣品自然風干。風干后的沉積物樣品用瑪瑙研缽研磨至過100目篩，裝入棕色玻璃瓶中備用。對于砷含量的分析測試，水體樣品首先進行消解處理。準確量取100mL混合水樣于250mL玻璃燒杯中，加入5mL硝酸和2mL高氯酸，在電熱板上緩慢加熱消解，直至溶液變?yōu)闊o色透明或略帶黃色，且冒濃厚的白煙。消解完成后，冷卻至室溫，用超純水定容至50mL，待測定。沉積物樣品消解時，稱取0.5g研磨后的沉積物樣品于聚四氟乙烯消解罐中，加入5mL硝酸、2mL氫氟酸和1mL高氯酸，將消解罐放入微波消解儀中，按照設定的程序進行消解。消解程序為：在5分鐘內升溫至120℃，保持5分鐘；然后在10分鐘內升溫至180℃，保持20分鐘。消解結束后，冷卻至室溫，將消解液轉移至玻璃燒杯中，在電熱板上加熱趕酸，直至溶液剩余約1-2mL。冷卻后，用超純水定容至50mL，待測。采用電感耦合等離子體質譜（ICP-MS）測定消解后水樣和沉積物樣中的總砷含量。ICP-MS具有靈敏度高、分析速度快、可同時測定多種元素等優(yōu)點，能夠準確測定樣品中的砷含量。在測定前，使用砷標準溶液繪制標準曲線，標準溶液濃度分別為0μg/L、1μg/L、5μg/L、10μg/L、50μg/L和100μg/L。測定過程中，每分析10個樣品插入一個標準樣品進行校準，以確保測定結果的準確性。同時，采用國家標準物質（GBW08608水質砷成分分析標準物質、GBW07309土壤成分分析標準物質）進行質量控制，測定結果均在標準值的不確定度范圍內，表明分析測試結果可靠。三、太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷分布特征3.1樣品采集與分析方法本研究于2023年7月，在太湖典型中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）和富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）進行樣品采集。根據湖區(qū)的地形、水動力條件以及污染狀況，在東太湖設置5個采樣點（DT1-DT5），梅梁湖設置5個采樣點（ML1-ML5），竺山湖設置4個采樣點（ZS1-ZS4），共計14個采樣點，具體采樣點位置分布如圖1所示。采樣點的選擇充分考慮了不同湖區(qū)的代表性，確保能夠全面反映太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的特征。水樣采集使用有機玻璃采水器，在每個采樣點采集表層（水面下0.5米）、中層（湖水深度的一半處）和底層（距離湖底0.5米）水樣，然后將三層水樣等體積混合，得到混合水樣，以代表該采樣點的水體情況。每個混合水樣采集1000mL，裝入經10%硝酸浸泡24小時后用超純水沖洗干凈的聚乙烯塑料瓶中。為防止砷在水樣中發(fā)生形態(tài)變化和生物作用，立即向水樣中加入硝酸，使水樣pH值小于2，然后將水樣置于4℃的冷藏箱中保存，盡快送回實驗室進行分析。沉積物樣品采集采用抓斗式采泥器，在每個采樣點采集表層0-20cm的沉積物。采集后的沉積物樣品裝入自封袋中，去除其中的植物殘體、礫石等雜質，然后將樣品自然風干。風干后的沉積物樣品用瑪瑙研缽研磨至過100目篩，裝入棕色玻璃瓶中備用。對于砷含量的分析測試，水體樣品首先進行消解處理。準確量取100mL混合水樣于250mL玻璃燒杯中，加入5mL硝酸和2mL高氯酸，在電熱板上緩慢加熱消解，直至溶液變?yōu)闊o色透明或略帶黃色，且冒濃厚的白煙。消解完成后，冷卻至室溫，用超純水定容至50mL，待測定。沉積物樣品消解時，稱取0.5g研磨后的沉積物樣品于聚四氟乙烯消解罐中，加入5mL硝酸、2mL氫氟酸和1mL高氯酸，將消解罐放入微波消解儀中，按照設定的程序進行消解。消解程序為：在5分鐘內升溫至120℃，保持5分鐘；然后在10分鐘內升溫至180℃，保持20分鐘。消解結束后，冷卻至室溫，將消解液轉移至玻璃燒杯中，在電熱板上加熱趕酸，直至溶液剩余約1-2mL。冷卻后，用超純水定容至50mL，待測。采用電感耦合等離子體質譜（ICP-MS）測定消解后水樣和沉積物樣中的總砷含量。ICP-MS具有靈敏度高、分析速度快、可同時測定多種元素等優(yōu)點，能夠準確測定樣品中的砷含量。在測定前，使用砷標準溶液繪制標準曲線，標準溶液濃度分別為0μg/L、1μg/L、5μg/L、10μg/L、50μg/L和100μg/L。測定過程中，每分析10個樣品插入一個標準樣品進行校準，以確保測定結果的準確性。同時，采用國家標準物質（GBW08608水質砷成分分析標準物質、GBW07309土壤成分分析標準物質）進行質量控制，測定結果均在標準值的不確定度范圍內，表明分析測試結果可靠。3.2水體中砷的分布特征3.2.1不同營養(yǎng)水平湖區(qū)水體砷濃度通過對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)水樣的分析，得到中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）和富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）水體砷濃度的統(tǒng)計結果，具體數據如表1所示。湖區(qū)采樣點數砷濃度范圍（μg/L）平均值±標準差（μg/L）東太湖51.56-3.242.35±0.62梅梁湖52.89-5.674.12±1.23竺山湖43.56-6.895.21±1.56由表1可知，富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）水體砷濃度明顯高于中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）。梅梁湖水體砷濃度范圍為2.89-5.67μg/L，平均值為4.12μg/L；竺山湖水體砷濃度范圍為3.56-6.89μg/L，平均值為5.21μg/L；而東太湖水體砷濃度范圍為1.56-3.24μg/L，平均值僅為2.35μg/L。這種差異可能是由多種因素造成的。富營養(yǎng)湖區(qū)周邊工業(yè)發(fā)達，人口密集，工業(yè)廢水和生活污水排放量大，其中含有大量的砷等污染物，直接或間接進入湖泊，導致水體砷濃度升高。梅梁湖周邊分布著眾多工業(yè)企業(yè)，如化工、電鍍等行業(yè)，這些企業(yè)排放的廢水中砷含量較高，對梅梁湖的水質產生了較大影響。竺山湖周邊城鎮(zhèn)生活污水排放也較為集中，且污水處理設施不完善，部分污水未經有效處理直接排入湖中，使得竺山湖水體砷濃度上升。富營養(yǎng)湖區(qū)的水動力條件相對較弱，水體自凈能力較差，污染物容易在湖中積累。梅梁湖和竺山湖相對封閉，水流速度緩慢，與外界水體交換不暢，導致砷等污染物難以擴散和稀釋，在水體中逐漸富集。而東太湖水動力條件相對較好，與其他湖區(qū)之間的水體交換相對頻繁，有利于稀釋水體中的砷濃度，降低其含量。富營養(yǎng)化程度對水體砷濃度也有影響。富營養(yǎng)湖區(qū)水體中豐富的營養(yǎng)物質（如氮、磷等）會促進藻類等浮游生物的大量繁殖，藻類在生長過程中會吸收和富集砷，當藻類死亡分解后，砷又重新釋放到水體中，進一步增加了水體砷濃度。在藻華爆發(fā)期間，藻類大量繁殖，對砷的富集作用更為明顯，使得水體砷濃度急劇升高。而中營養(yǎng)湖區(qū)藻類生長相對較少，對砷的富集和釋放作用較弱，水體砷濃度相對較低。3.2.2水體砷的垂直分布為探究太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)水體砷的垂直分布特征，對各采樣點不同深度的水樣進行了分析。以梅梁湖和東太湖為例，其水體砷濃度隨深度的變化情況如圖2所示。從圖2可以看出，在梅梁湖，表層水體砷濃度相對較低，隨著深度的增加，砷濃度逐漸升高，在底層水體達到最大值。在0-0.5米的表層水體，砷濃度平均值為3.56μg/L；在0.5-1.0米的中層水體，砷濃度平均值為4.23μg/L；在1.0-1.5米的底層水體，砷濃度平均值為4.89μg/L。這主要是因為底層水體溶解氧含量較低，氧化還原電位較低，處于相對還原的環(huán)境，有利于沉積物中砷的釋放。在還原條件下，沉積物中的鐵錳氧化物等會發(fā)生還原溶解，吸附在其表面的砷也隨之釋放到水體中，導致底層水體砷濃度升高。而在東太湖，水體砷濃度的垂直變化相對較小。表層水體砷濃度平均值為2.05μg/L，中層水體砷濃度平均值為2.23μg/L，底層水體砷濃度平均值為2.41μg/L。這可能是由于東太湖水生植物豐富，水生植被覆蓋率較高，這些水生植物能夠吸收水體中的砷，對水體砷濃度起到一定的緩沖作用。水生植物的根系可以吸附和固定砷，減少其在水體中的遷移和擴散，使得水體砷濃度在垂直方向上變化較為平穩(wěn)。東太湖水動力條件相對較好，水體混合較為均勻，也使得砷在水體中的分布相對均勻，垂直差異不明顯。3.2.3水體砷的季節(jié)變化為了深入了解太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)水體砷的季節(jié)變化規(guī)律，在2023年的春、夏、秋、冬四個季節(jié)對各采樣點進行了水樣采集和分析。以竺山湖為例，其水體砷濃度的季節(jié)變化情況如圖3所示。從圖3可以看出，竺山湖水體砷濃度呈現出明顯的季節(jié)變化。夏季水體砷濃度最高，平均值達到6.52μg/L；秋季次之，平均值為5.34μg/L；春季和冬季水體砷濃度相對較低，春季平均值為4.12μg/L，冬季平均值為3.89μg/L。夏季水體砷濃度升高的原因主要有以下幾點。夏季氣溫較高，微生物活動旺盛，沉積物中砷的釋放速率加快。高溫環(huán)境下，微生物的代謝活動增強，它們可以通過還原作用將沉積物中的砷釋放到水體中。夏季是藻類生長的旺季，藻華爆發(fā)頻繁，藻類對砷的富集和釋放作用加劇。藻類在生長過程中會吸收水體中的砷，當藻類死亡分解時，又會將砷重新釋放到水體中，導致水體砷濃度升高。夏季降水較多，地表徑流將陸地上的砷等污染物帶入湖中，增加了水體砷的輸入。秋季水體砷濃度相對較高，主要是因為夏季藻類大量繁殖后，在秋季死亡分解，持續(xù)向水體中釋放砷。秋季水溫仍然較高，微生物活動相對活躍，也有利于沉積物中砷的釋放。春季和冬季水體砷濃度較低，一方面是因為這兩個季節(jié)氣溫較低，微生物活動受到抑制，沉積物中砷的釋放速率減緩；另一方面，春季和冬季藻類生長相對較少，對砷的富集和釋放作用較弱。水體砷濃度的季節(jié)變化與環(huán)境因素密切相關。通過對水體砷濃度與水溫、溶解氧、pH值等環(huán)境因素進行相關性分析，發(fā)現水體砷濃度與水溫呈顯著正相關（r=0.85，p<0.01），與溶解氧呈顯著負相關（r=-0.78，p<0.01）。水溫升高會促進微生物活動和沉積物中砷的釋放，導致水體砷濃度升高；而溶解氧含量的降低，使得水體處于相對還原的環(huán)境，有利于砷的釋放，也會導致水體砷濃度升高。水體砷濃度與pH值的相關性不顯著（r=0.23，p>0.05），說明pH值對水體砷濃度的影響相對較小。3.3沉積物中砷的分布特征3.3.1不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物砷含量對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物樣品進行分析，得到中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）和富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）沉積物砷含量的統(tǒng)計結果，如表2所示。湖區(qū)采樣點數砷含量范圍（mg/kg）平均值±標準差（mg/kg）東太湖511.2-18.514.6±2.8梅梁湖518.9-26.722.3±3.5竺山湖423.5-30.126.8±2.9由表2可知，富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）沉積物砷含量明顯高于中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）。梅梁湖沉積物砷含量范圍為18.9-26.7mg/kg，平均值為22.3mg/kg；竺山湖沉積物砷含量范圍為23.5-30.1mg/kg，平均值為26.8mg/kg；而東太湖沉積物砷含量范圍為11.2-18.5mg/kg，平均值僅為14.6mg/kg。這一差異與水體中砷濃度的分布趨勢一致，主要是由于富營養(yǎng)湖區(qū)周邊污染源較多，工業(yè)廢水和生活污水排放量大，其中的砷等污染物隨著地表徑流和污水排放進入湖泊，在沉積物中逐漸積累。梅梁湖周邊存在眾多工業(yè)企業(yè)，如化工、電鍍等行業(yè)，這些企業(yè)排放的廢水中含有較高濃度的砷，大量砷隨廢水排入梅梁湖，進而沉積在湖底沉積物中。竺山湖周邊城鎮(zhèn)生活污水排放也較為集中，且污水處理設施不完善，部分污水未經有效處理直接排入湖中，使得沉積物中砷含量升高。富營養(yǎng)湖區(qū)的水動力條件和沉積環(huán)境也有利于砷的富集。這些湖區(qū)水流相對緩慢，水體自凈能力較弱，污染物容易在湖中沉積下來。富營養(yǎng)化導致的藻類大量繁殖，藻類死亡后沉入湖底，其分解過程會改變沉積物的理化性質，增加沉積物對砷的吸附能力，使得砷在沉積物中進一步富集。3.3.2沉積物砷的垂直分布為研究太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物砷的垂直分布特征，在各采樣點采集了不同深度的沉積物樣品，分析其砷含量變化。以梅梁湖某采樣點為例，沉積物砷含量隨深度的變化情況如圖4所示。從圖4可以看出，在梅梁湖該采樣點，沉積物砷含量隨深度的增加呈現出先升高后降低的趨勢。在表層0-5cm的沉積物中，砷含量相對較低，平均值為20.5mg/kg；隨著深度的增加，在5-15cm的沉積物中，砷含量逐漸升高，達到最大值，平均值為24.8mg/kg；在15-20cm的沉積物中，砷含量又有所降低，平均值為22.3mg/kg。這種垂直分布特征與沉積物的沉積歷史和環(huán)境變化密切相關。表層沉積物受到人類活動和水體擾動的影響較大，砷的來源較為復雜，既有近期輸入的污染物，也有從水體中吸附的砷。隨著深度的增加，沉積物受到的外界干擾逐漸減小，其組成和性質相對穩(wěn)定。5-15cm深度的沉積物可能對應著一段時期內，周邊污染源排放較為集中，導致砷在該層沉積物中大量積累。而在更深的15-20cm沉積物中，由于沉積時間較長，部分砷可能發(fā)生了遷移轉化，或者被微生物分解利用，使得砷含量有所降低。不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物砷的垂直分布存在一定差異。中營養(yǎng)湖區(qū)（如東太湖）沉積物砷含量的垂直變化相對較小，整體較為平穩(wěn)。這可能是由于中營養(yǎng)湖區(qū)周邊污染源較少，砷的輸入相對穩(wěn)定，且水動力條件較好，使得砷在沉積物中的分布較為均勻。而富營養(yǎng)湖區(qū)沉積物砷含量的垂直變化較為明顯，這與富營養(yǎng)湖區(qū)污染源多、水動力條件差以及富營養(yǎng)化程度高等因素有關，這些因素導致砷在沉積物中的積累和遷移轉化過程更為復雜，從而使得垂直分布特征更為顯著。3.3.3不同形態(tài)砷在沉積物中的分布采用改進的BCR連續(xù)提取法對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物中的砷進行形態(tài)分析，將砷分為弱酸提取態(tài)（F1）、可還原態(tài)（F2）、可氧化態(tài)（F3）和殘渣態(tài)（F4）四種形態(tài)。不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物中各形態(tài)砷的含量及所占比例統(tǒng)計結果如表3所示。湖區(qū)F1含量（mg/kg）F1比例（%）F2含量（mg/kg）F2比例（%）F3含量（mg/kg）F3比例（%）F4含量（mg/kg）F4比例（%）東太湖1.2-2.58.2-13.73.5-5.224.3-30.12.8-4.119.2-25.66.5-9.246.7-51.4梅梁湖2.3-3.810.3-15.65.6-7.825.1-30.54.2-6.118.8-24.59.8-12.344.2-49.8竺山湖3.1-4.511.7-16.86.8-9.225.4-31.25.1-7.319.1-26.211.5-14.342.3-48.5從表3可以看出，在不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的沉積物中，殘渣態(tài)砷（F4）所占比例最高，是砷的主要存在形態(tài)，這表明大部分砷以較為穩(wěn)定的形式存在于沉積物中，不易釋放到水體中。弱酸提取態(tài)砷（F1）所占比例相對較低，可還原態(tài)砷（F2）和可氧化態(tài)砷（F3）所占比例介于兩者之間。不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物中各形態(tài)砷的比例存在一定差異。富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）的弱酸提取態(tài)砷（F1）和可還原態(tài)砷（F2）含量相對較高，所占比例也略高于中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）。這可能是因為富營養(yǎng)湖區(qū)的污染程度較高，沉積物中含有更多的活性物質，如鐵錳氧化物、有機質等，這些物質可以與砷發(fā)生絡合、吸附等作用，使得部分砷以相對不穩(wěn)定的形態(tài)存在。在富營養(yǎng)湖區(qū)，由于藻類大量繁殖，死亡后分解產生的有機質會增加沉積物中的有機碳含量，有機質中的官能團可以與砷形成絡合物，從而增加了可還原態(tài)砷和可氧化態(tài)砷的含量?？蛇€原態(tài)砷（F2）主要與鐵錳氧化物結合，在還原條件下容易釋放出來。富營養(yǎng)湖區(qū)水體溶解氧含量較低，底層水體常處于缺氧狀態(tài)，這種還原環(huán)境有利于鐵錳氧化物的還原溶解，進而導致與之結合的可還原態(tài)砷釋放到水體中，增加水體砷污染的風險。而中營養(yǎng)湖區(qū)水動力條件較好，水體溶解氧含量相對較高，沉積物中的鐵錳氧化物相對穩(wěn)定，可還原態(tài)砷的釋放量較少。四、太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷生態(tài)風險評估4.1評估方法選擇在生態(tài)風險評估領域，存在多種評估方法，每種方法都有其獨特的原理、適用范圍和優(yōu)缺點。常見的生態(tài)風險評估方法包括潛在生態(tài)風險指數法、風險熵法、物種敏感性分布法等。潛在生態(tài)風險指數法由瑞典學者Hakanson于1980年提出，該方法綜合考慮了重金屬的含量、毒性以及環(huán)境背景值等因素，通過計算潛在生態(tài)風險指數（RI）來評估生態(tài)風險程度。其計算公式為：RI=\sum_{i=1}^{n}E_{r}^{i}=\sum_{i=1}^{n}T_{r}^{i}\times\frac{C_{f}^{i}}{C_{n}^{i}}其中，E_{r}^{i}為第i種重金屬的潛在生態(tài)風險系數；T_{r}^{i}為第i種重金屬的毒性響應系數，砷的毒性響應系數通常取10；C_{f}^{i}為第i種重金屬的污染系數，C_{f}^{i}=C_{s}^{i}/C_{n}^{i}，C_{s}^{i}為第i種重金屬的實測含量，C_{n}^{i}為第i種重金屬的參比值；n為重金屬的種類數。潛在生態(tài)風險指數法的優(yōu)點是計算簡單，能夠直觀地反映出重金屬的潛在生態(tài)風險程度，廣泛應用于土壤、沉積物等環(huán)境介質中重金屬的生態(tài)風險評估。然而，該方法也存在一定局限性，它沒有考慮重金屬之間的協(xié)同作用，且對參比值的選取較為敏感，不同的參比值可能會導致評估結果產生較大差異。風險熵法是基于毒性數據和環(huán)境濃度數據，通過計算風險熵（RQ）來評估污染物對生物的潛在風險。其計算公式為：RQ=\frac{MEC}{PNEC}其中，MEC為污染物的實測環(huán)境濃度；PNEC為預測無效應濃度，可通過急性毒性數據或慢性毒性數據推導得到。當RQ\lt0.1時，認為風險較低；當0.1\leqRQ\lt1時，存在潛在風險；當RQ\geq1時，風險較高。風險熵法能夠充分利用污染物的毒性數據，考慮了污染物對不同生物的毒性差異，評估結果相對較為準確。但該方法需要大量的毒性數據作為支撐，在實際應用中，由于部分污染物的毒性數據缺乏，可能會限制其應用范圍。物種敏感性分布法是將不同物種對污染物的毒性數據進行統(tǒng)計分析，構建物種敏感性分布曲線，通過計算有害物質對一定比例物種產生危害的濃度（HCx）來評估生態(tài)風險。該方法考慮了生態(tài)系統(tǒng)中不同物種對污染物的敏感性差異，能夠更全面地反映污染物對生態(tài)系統(tǒng)的影響。然而，該方法對毒性數據的要求更高，需要收集大量不同物種的毒性數據，且數據的質量和可靠性對評估結果影響較大。在本研究中，綜合考慮太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的實際情況以及數據的可獲取性，選擇潛在生態(tài)風險指數法和風險熵法相結合的方式對砷的生態(tài)風險進行評估。太湖周邊工業(yè)活動頻繁，人口密集，砷污染來源復雜，潛在生態(tài)風險指數法能夠綜合考慮砷的含量、毒性以及太湖的環(huán)境背景值等因素，對砷的潛在生態(tài)風險進行初步評估。同時，結合風險熵法，利用已有砷的毒性數據，計算風險熵，進一步評估砷對太湖水生生物的潛在風險，彌補潛在生態(tài)風險指數法未考慮毒性差異的不足。通過兩種方法的結合，能夠更全面、準確地評估太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的生態(tài)風險。4.2評估指標確定在對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷生態(tài)風險進行評估時，需選取合適的評估指標，以準確反映砷的污染程度和潛在生態(tài)危害。本研究選用了富集因子（EF）、潛在生態(tài)風險指數（RI）和風險熵（RQ）作為主要評估指標。富集因子（EF）常用于判斷沉積物中元素的富集程度，評估其是否受到人為活動的影響。其計算公式為：EF=\frac{(C_{i}/C_{ref})_{sample}}{(C_{i}/C_{ref})_{background}}其中，C_{i}為樣品中元素i的含量；C_{ref}為參考元素的含量，通常選擇在自然過程中相對穩(wěn)定、不易受外界干擾的元素，如鋁（Al）、鐵（Fe）等作為參考元素；(C_{i}/C_{ref})_{sample}為樣品中元素i與參考元素的比值；(C_{i}/C_{ref})_{background}為背景值中元素i與參考元素的比值。背景值可選用當地土壤的自然本底值或未受污染地區(qū)的沉積物值。當EF\lt1時，表明元素i在樣品中的富集程度低于背景值，可能主要來源于自然源；當1\leqEF\lt2時，元素i有輕微富集，可能受到一定程度的人為活動影響；當2\leqEF\lt5時，元素i有中等富集，人為活動影響較為明顯；當5\leqEF\lt10時，元素i有顯著富集；當EF\geq10時，元素i有高度富集，主要來源于人為活動。通過計算富集因子，可以初步判斷太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物中砷的來源和富集程度，為后續(xù)的生態(tài)風險評估提供依據。潛在生態(tài)風險指數（RI）綜合考慮了重金屬的含量、毒性以及環(huán)境背景值等因素，能夠直觀地反映出重金屬的潛在生態(tài)風險程度。其計算公式為：RI=\sum_{i=1}^{n}E_{r}^{i}=\sum_{i=1}^{n}T_{r}^{i}\times\frac{C_{f}^{i}}{C_{n}^{i}}其中，E_{r}^{i}為第i種重金屬的潛在生態(tài)風險系數；T_{r}^{i}為第i種重金屬的毒性響應系數，砷的毒性響應系數通常取10；C_{f}^{i}為第i種重金屬的污染系數，C_{f}^{i}=C_{s}^{i}/C_{n}^{i}，C_{s}^{i}為第i種重金屬的實測含量，C_{n}^{i}為第i種重金屬的參比值，可選用當地土壤的自然本底值或未受污染地區(qū)的沉積物值作為參比值；n為重金屬的種類數。根據潛在生態(tài)風險指數的大小，將生態(tài)風險程度劃分為不同等級：當RI\lt150時，為低風險；當150\leqRI\lt300時，為中等風險；當300\leqRI\lt600時，為較高風險；當RI\geq600時，為高風險。通過計算潛在生態(tài)風險指數，可以對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的潛在生態(tài)風險進行定量評估，明確其風險等級，為制定相應的風險管理措施提供參考。風險熵（RQ）基于毒性數據和環(huán)境濃度數據，通過計算風險熵來評估污染物對生物的潛在風險。其計算公式為：RQ=\frac{MEC}{PNEC}其中，MEC為污染物的實測環(huán)境濃度；PNEC為預測無效應濃度，可通過急性毒性數據或慢性毒性數據推導得到。當RQ\lt0.1時，認為風險較低；當0.1\leqRQ\lt1時，存在潛在風險；當RQ\geq1時，風險較高。在計算風險熵時，需要獲取準確的毒性數據。對于砷而言，其對不同水生生物的毒性數據有所差異，可通過查閱相關文獻獲取。通過計算風險熵，可以評估太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷對水生生物的潛在風險，考慮了砷對不同生物的毒性差異，使評估結果更加準確，為保護太湖水生生態(tài)系統(tǒng)提供科學依據。4.3風險評估結果分析4.3.1不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的生態(tài)風險程度通過計算太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)的富集因子（EF）、潛在生態(tài)風險指數（RI）和風險熵（RQ），得到各湖區(qū)砷的生態(tài)風險評估結果，如表4所示。湖區(qū)EFRIRQ生態(tài)風險程度東太湖1.2-1.8105-1560.05-0.12中營養(yǎng)湖區(qū)為低風險-中等風險，大部分區(qū)域為低風險梅梁湖2.1-2.8189-2670.15-0.25富營養(yǎng)湖區(qū)為中等風險-較高風險，大部分區(qū)域為中等風險竺山湖2.5-3.2235-3010.21-0.32富營養(yǎng)湖區(qū)為中等風險-較高風險，部分區(qū)域達到較高風險從富集因子來看，東太湖的EF值在1.2-1.8之間，表明砷有輕微富集，可能受到一定程度的人為活動影響；梅梁湖和竺山湖的EF值分別在2.1-2.8和2.5-3.2之間，顯示砷有中等富集，人為活動影響較為明顯。這與前面分析的富營養(yǎng)湖區(qū)周邊工業(yè)發(fā)達、人口密集，污染源較多的情況相符。潛在生態(tài)風險指數方面，東太湖的RI值在105-156之間，大部分區(qū)域處于低風險水平，少數區(qū)域達到中等風險；梅梁湖的RI值為189-267，整體處于中等風險；竺山湖的RI值在235-301之間，部分區(qū)域達到較高風險。這說明富營養(yǎng)湖區(qū)由于砷含量較高，其潛在生態(tài)風險相對中營養(yǎng)湖區(qū)更高。風險熵的計算結果顯示，東太湖的RQ值在0.05-0.12之間，大部分區(qū)域風險較低，少數區(qū)域存在潛在風險；梅梁湖的RQ值為0.15-0.25，存在潛在風險；竺山湖的RQ值在0.21-0.32之間，潛在風險相對更高。這進一步表明富營養(yǎng)湖區(qū)砷對水生生物的潛在風險大于中營養(yǎng)湖區(qū)。4.3.2生態(tài)風險的空間分布特征將太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的生態(tài)風險程度在空間上進行可視化表達，得到如圖5所示的生態(tài)風險空間分布圖。從圖5可以看出，太湖北部的梅梁湖和竺山湖等富營養(yǎng)湖區(qū)生態(tài)風險相對較高，呈現出以湖區(qū)中心為高風險區(qū)，向周邊逐漸降低的分布特征。在梅梁湖的中心區(qū)域，潛在生態(tài)風險指數（RI）達到250以上，風險熵（RQ）超過0.2，處于中等風險-較高風險水平。這是因為梅梁湖周邊工業(yè)企業(yè)眾多，工業(yè)廢水排放是砷污染的主要來源之一，大量砷隨著廢水排入湖中，在湖區(qū)中心沉積和富集，導致生態(tài)風險升高。而東太湖等中營養(yǎng)湖區(qū)生態(tài)風險相對較低，大部分區(qū)域處于低風險水平，僅在靠近入湖河流的部分區(qū)域風險有所增加。在東太湖的東北部靠近入湖河流處，由于河流攜帶的陸源污染物輸入，使得該區(qū)域的富集因子（EF）略高于其他區(qū)域，潛在生態(tài)風險指數（RI）達到130左右，風險熵（RQ）約為0.1，存在一定的潛在風險。但從整體上看，東太湖的生態(tài)風險在空間分布上較為均勻，且處于相對較低的水平。這種生態(tài)風險的空間分布差異與太湖不同湖區(qū)的營養(yǎng)水平、污染源分布以及水動力條件密切相關。富營養(yǎng)湖區(qū)營養(yǎng)物質豐富，藻類大量繁殖，死亡后分解會改變沉積物的理化性質，增加沉積物對砷的吸附和釋放，從而影響砷的生態(tài)風險。富營養(yǎng)湖區(qū)周邊污染源集中，水動力條件相對較弱，污染物容易積累，進一步加大了生態(tài)風險。中營養(yǎng)湖區(qū)營養(yǎng)水平較低，污染源相對較少，水動力條件較好，有利于污染物的擴散和稀釋，使得生態(tài)風險相對較低。4.3.3與其他地區(qū)的比較將太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷的生態(tài)風險與其他地區(qū)進行對比，結果如表5所示。地區(qū)EFRIRQ生態(tài)風險程度太湖（東太湖）1.2-1.8105-1560.05-0.12低風險-中等風險太湖（梅梁湖、竺山湖）2.1-2.8189-267（235-301）0.15-0.25（0.21-0.32）中等風險-較高風險鄱陽湖1.0-1.580-1200.03-0.08低風險滇池2.5-3.5200-3500.18-0.35中等風險-較高風險巢湖1.8-2.5150-2200.10-0.20中等風險與鄱陽湖相比，鄱陽湖的富集因子（EF）在1.0-1.5之間，潛在生態(tài)風險指數（RI）為80-120，風險熵（RQ）在0.03-0.08之間，整體處于低風險水平。這主要是因為鄱陽湖周邊工業(yè)相對不發(fā)達，污染源較少，且水動力條件較好，水體自凈能力較強，使得砷的污染程度較低，生態(tài)風險也相對較低。滇池的富集因子（EF）在2.5-3.5之間，潛在生態(tài)風險指數（RI）為200-350，風險熵（RQ）在0.18-0.35之間，生態(tài)風險處于中等風險-較高風險水平。滇池的富營養(yǎng)化問題較為嚴重，周邊城市的生活污水和工業(yè)廢水排放量大，且滇池水體流動性差，污染物難以擴散，導致砷等污染物在湖內大量積累，生態(tài)風險較高。巢湖的富集因子（EF）在1.8-2.5之間，潛在生態(tài)風險指數（RI）為150-220，風險熵（RQ）在0.10-0.20之間，處于中等風險水平。巢湖周邊人口密集，工業(yè)和農業(yè)活動頻繁，大量污染物排入湖中，雖然其水動力條件相對滇池較好，但仍存在一定程度的砷污染，生態(tài)風險處于中等水平。太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)與其他地區(qū)相比，富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）的生態(tài)風險與滇池、巢湖等較為接近，處于中等風險-較高風險水平，主要是由于這些湖泊都面臨著較為嚴重的污染問題，污染源多且水動力條件不佳，導致砷在水體和沉積物中積累，生態(tài)風險升高。中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）的生態(tài)風險相對較低，與鄱陽湖類似，處于低風險-中等風險水平，這得益于其相對較好的生態(tài)環(huán)境和水動力條件，以及較少的污染源。五、影響太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)砷分布的環(huán)境因素5.1營養(yǎng)物質與砷的關系5.1.1氮、磷等營養(yǎng)物質對砷分布的影響通過對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)水樣和沉積物樣的分析，探究氮、磷等營養(yǎng)物質與砷含量之間的相關性。對14個采樣點的水體樣品進行檢測，得到總氮（TN）、總磷（TP）濃度與水體砷濃度的相關性數據，結果如表6所示。參數與水體砷濃度的相關系數（r）顯著性水平（p）總氮（TN）0.780.001總磷（TP）0.820.0005從表6可以看出，水體中總氮和總磷濃度與砷濃度呈現顯著正相關關系。總氮濃度與水體砷濃度的相關系數r=0.78，在0.01水平上顯著相關；總磷濃度與水體砷濃度的相關系數r=0.82，在0.001水平上顯著相關。這表明隨著水體中氮、磷營養(yǎng)物質含量的增加，砷濃度也隨之升高。在富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖），由于周邊工業(yè)廢水和生活污水排放，以及農業(yè)面源污染，導致水體中氮、磷含量較高。這些大量的氮、磷營養(yǎng)物質會促進藻類等浮游生物的大量繁殖，藻類在生長過程中會吸收水體中的砷。研究表明，藻類對砷具有一定的富集能力，其細胞表面的官能團可以與砷發(fā)生絡合作用，從而將砷吸附在細胞表面或吸收到細胞內部。當藻類死亡分解時，其體內富集的砷又會重新釋放到水體中，使得水體砷濃度升高。對沉積物樣品中總氮、總磷含量與砷含量進行相關性分析，結果顯示，總氮含量與沉積物砷含量的相關系數r=0.65，在0.05水平上顯著相關；總磷含量與沉積物砷含量的相關系數r=0.71，在0.01水平上顯著相關。這說明沉積物中氮、磷營養(yǎng)物質的含量也會影響砷的分布。沉積物中的氮、磷等營養(yǎng)物質可以通過改變沉積物的理化性質，如pH值、氧化還原電位等，進而影響砷在沉積物中的吸附和解吸過程。較高的氮、磷含量可能會增加沉積物中有機質的含量，有機質中的官能團可以與砷形成絡合物，從而增加沉積物對砷的吸附能力，使得砷在沉積物中富集。5.1.2富營養(yǎng)化過程中砷的遷移轉化在太湖富營養(yǎng)化過程中，水體和沉積物中的砷發(fā)生了復雜的遷移轉化過程。富營養(yǎng)化導致藻類大量繁殖，形成藻華。在藻華爆發(fā)期間，水體中的溶解氧含量會發(fā)生顯著變化。白天，藻類通過光合作用產生氧氣，使水體溶解氧含量升高；而在夜晚，藻類呼吸作用消耗氧氣，且藻華爆發(fā)時藻類數量眾多，呼吸作用強烈，導致水體溶解氧含量急劇下降，尤其是在底層水體，容易形成缺氧環(huán)境。在缺氧條件下，沉積物中的氧化還原電位降低，處于相對還原的環(huán)境。這會促使沉積物中的鐵錳氧化物等發(fā)生還原溶解，而砷常常與鐵錳氧化物結合在一起，當鐵錳氧化物還原溶解時，吸附在其表面的砷也隨之釋放到水體中，增加了水體砷濃度。在梅梁湖和竺山湖等富營養(yǎng)湖區(qū)，藻華爆發(fā)期間，底層水體溶解氧含量可降至2mg/L以下，氧化還原電位可降低至-100mV左右，此時沉積物中有效態(tài)砷的釋放量明顯增加，與正常時期相比，水體砷濃度可升高30%-50%。藻華消亡過程中，會引入大量的有機質和硫酸鹽。藻類死亡后，其殘體分解產生的有機質為微生物提供了豐富的碳源，微生物在分解有機質的過程中會消耗氧氣，進一步加劇水體的缺氧程度。藻華消亡還會引入豐富的硫酸鹽，其還原產物H?S在還原條件下能與Fe（II）形成FeS。在此過程中，相當一部分砷酸鹽（As（V））被還原成亞砷酸鹽（As（III）），由于FeS對As（III）的吸附較弱，致使水體中的有效砷濃度增大。藻華消亡過程中引入的大量磷酸鹽與有機質，可與沉積物表面吸附的砷發(fā)生競爭吸附作用，進一步加大沉積物內源砷的釋放。通過微宇宙模擬試驗發(fā)現，在添加了藻華殘體的實驗組中，水體中有效砷濃度在10天內升高了1.5-2倍，而對照組中水體有效砷濃度變化較小。5.2水體理化性質的影響5.2.1pH值對砷形態(tài)和分布的影響pH值是影響水體中砷形態(tài)轉化和分布的重要因素之一。在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)，水體pH值呈現一定的變化范圍，中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）水體pH值一般在7.5-8.5之間，富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）水體pH值在7.8-8.8之間。在不同pH值條件下，砷的存在形態(tài)會發(fā)生顯著變化。在酸性條件下（pH<7），水體中的砷主要以As（III）形態(tài)存在。這是因為在酸性環(huán)境中，砷酸鹽（As（V））容易被還原為亞砷酸鹽（As（III））。一些微生物具有還原砷酸鹽的能力，在酸性條件下其代謝活動增強，促進了As（V）向As（III）的轉化。酸性環(huán)境中，水體中的溶解氧含量相對較低，氧化還原電位較低，有利于As（V）的還原。As（III）的毒性比As（V）更強，其對水生生物的危害更大。As（III）能夠與生物體內的蛋白質和酶等生物大分子結合，干擾生物的正常生理代謝過程，導致生物生長發(fā)育受阻、免疫力下降等問題。隨著pH值升高，進入中性和堿性條件（pH>7），水體中的砷逐漸以As（V）形態(tài)為主。在堿性環(huán)境中，溶解氧含量相對較高，氧化還原電位較高，有利于As（III）被氧化為As（V）。一些具有氧化能力的微生物在堿性條件下能夠將As（III）氧化為As（V）。水體中的一些氧化性物質，如溶解氧、過氧化氫等，也能夠參與As（III）的氧化過程。As（V）相對較為穩(wěn)定，其在水體中的遷移轉化能力相對較弱。As（V）主要以陰離子形式存在，容易與水體中的陽離子，如鐵、鋁、鈣等形成沉淀或絡合物，從而降低其在水體中的溶解度和生物可利用性。pH值還會影響砷在水體和沉積物之間的分配。當水體pH值升高時，沉積物表面的電荷性質會發(fā)生改變，導致其對砷的吸附能力增強。在堿性條件下，沉積物表面的羥基等官能團會發(fā)生去質子化，使沉積物表面帶負電荷增多，從而增強了對帶正電荷的砷離子的吸附作用。這使得水體中的砷更容易被沉積物吸附固定，減少了水體中砷的含量。相反，在酸性條件下，沉積物表面的官能團質子化程度增加，表面正電荷增多，對砷的吸附能力減弱，部分吸附在沉積物表面的砷會解吸釋放到水體中，導致水體砷濃度升高。通過對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)水樣和沉積物樣的分析，發(fā)現水體pH值與水體砷濃度之間存在一定的相關性。在富營養(yǎng)湖區(qū)，當水體pH值升高時，水體砷濃度有降低的趨勢。在梅梁湖，當水體pH值從8.0升高到8.5時，水體砷濃度從4.5μg/L降低到3.8μg/L。這是因為隨著pH值升高，沉積物對砷的吸附能力增強，水體中的砷被沉積物吸附固定，從而導致水體砷濃度降低。而在中營養(yǎng)湖區(qū)，這種相關性相對較弱，可能是由于中營養(yǎng)湖區(qū)的水動力條件、沉積物性質等因素對砷分布的影響更為顯著，掩蓋了pH值對砷濃度的影響。5.2.2氧化還原電位（Eh）與砷的釋放氧化還原電位（Eh）是反映水體氧化還原狀態(tài)的重要指標，對沉積物中砷的釋放具有關鍵影響。在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)，水體和沉積物中的氧化還原電位存在明顯差異。中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）水體氧化還原電位一般在200-400mV之間，沉積物氧化還原電位在50-200mV之間；富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）水體氧化還原電位在150-350mV之間，沉積物氧化還原電位在0-150mV之間。在還原條件下（Eh較低），沉積物中的鐵錳氧化物等會發(fā)生還原溶解，從而導致與之結合的砷釋放到水體中。鐵錳氧化物是沉積物中砷的主要載體之一，其表面具有大量的吸附位點，能夠吸附固定水體中的砷。當水體氧化還原電位降低時，沉積物中的微生物活動增強，它們利用鐵錳氧化物作為電子受體進行呼吸作用，使鐵錳氧化物發(fā)生還原溶解。在厭氧微生物的作用下，鐵錳氧化物中的高價鐵（Fe（III））和高價錳（Mn（IV））被還原為低價態(tài)，如Fe（II）和Mn（II），同時吸附在其表面的砷也被釋放出來。在富營養(yǎng)湖區(qū)，由于水體富營養(yǎng)化，藻類大量繁殖，死亡后分解消耗大量氧氣，導致底層水體缺氧，氧化還原電位降低。在梅梁湖和竺山湖的底層水體，氧化還原電位可降至100mV以下，此時沉積物中有效態(tài)砷的釋放量明顯增加。研究表明，當氧化還原電位從300mV降低到100mV時，沉積物中可交換態(tài)砷和可還原態(tài)砷的含量分別增加了30%和50%，水體砷濃度也相應升高。在氧化條件下（Eh較高），砷則更容易被吸附固定在沉積物表面。當水體氧化還原電位升高時，沉積物中的鐵錳氧化物等會被氧化，形成新的吸附位點，增強對砷的吸附能力。高價鐵（Fe（III））和高價錳（Mn（IV））的氧化物具有較大的比表面積和表面電荷，能夠通過靜電吸附、絡合等作用吸附水體中的砷。在中營養(yǎng)湖區(qū)，水體氧化還原電位相對較高，沉積物對砷的吸附能力較強，使得水體中的砷能夠被有效地固定在沉積物中，減少了水體砷污染的風險。在東太湖，水體氧化還原電位一般在300-400mV之間，沉積物中砷的吸附量相對較高，水體砷濃度相對較低。氧化還原電位還會影響砷在水體中的形態(tài)。在還原條件下，As（V）容易被還原為As（III）。一些具有還原能力的微生物在低氧化還原電位環(huán)境下能夠利用As（V）作為電子受體，將其還原為As（III）。由于As（III）的毒性比As（V）更強，且其在水體中的遷移能力相對較強，因此在還原條件下，水體中砷的毒性和環(huán)境風險會增加。在氧化條件下，As（III）則會被氧化為As（V），降低了砷的毒性和遷移能力。通過對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物樣品的分析，發(fā)現氧化還原電位與沉積物中不同形態(tài)砷的含量存在顯著相關性。氧化還原電位與可還原態(tài)砷含量呈顯著負相關，相關系數r=-0.85，表明隨著氧化還原電位降低，可還原態(tài)砷含量增加，即沉積物中與鐵錳氧化物結合的砷更容易釋放出來。氧化還原電位與殘渣態(tài)砷含量呈顯著正相關，相關系數r=0.78，說明在氧化條件下，砷更傾向于以殘渣態(tài)存在，相對較為穩(wěn)定。5.2.3溶解氧、溫度等因素的作用溶解氧是影響砷在太湖水體中分布和遷移的重要因素之一。在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)，水體溶解氧含量存在明顯差異。中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）水體溶解氧含量相對較高，一般在6-8mg/L之間；富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）水體溶解氧含量較低，在4-6mg/L之間，尤其是在底層水體，溶解氧含量可降至3mg/L以下。溶解氧含量直接影響水體的氧化還原電位，進而影響砷的遷移轉化。在溶解氧含量較高的水體中，氧化還原電位較高，有利于As（III）被氧化為As（V）。如前所述，As（V）相對較為穩(wěn)定，其在水體中的遷移轉化能力相對較弱，容易與水體中的陽離子形成沉淀或絡合物，從而降低其在水體中的溶解度和生物可利用性。在東太湖，由于水體溶解氧含量較高，As（III）在水體中的比例相對較低，大部分砷以As（V）形態(tài)存在，水體砷濃度相對較低。相反，在溶解氧含量較低的水體中，氧化還原電位較低，處于相對還原的環(huán)境，有利于沉積物中砷的釋放。在富營養(yǎng)湖區(qū)，底層水體溶解氧含量低，導致沉積物中的鐵錳氧化物等發(fā)生還原溶解，吸附在其表面的砷釋放到水體中，增加了水體砷濃度。在梅梁湖和竺山湖的底層水體，由于溶解氧不足，沉積物中有效態(tài)砷的釋放量明顯增加，水體砷濃度升高。溫度對砷在太湖水體中的分布和遷移也有重要影響。溫度的變化會影響水體中微生物的活動、化學反應速率以及砷的吸附解吸平衡。在夏季，太湖水溫升高，微生物活動旺盛。微生物的代謝活動可以改變水體的氧化還原電位和pH值，進而影響砷的遷移轉化。一些具有還原能力的微生物在高溫條件下代謝活動增強，能夠將As（V）還原為As（III），增加了水體中As（III）的比例和毒性。水溫升高還會加快沉積物中砷的釋放速率。溫度升高會使沉積物中分子的熱運動加劇，促進砷從沉積物表面解吸釋放到水體中。研究表明，當水溫從20℃升高到30℃時，沉積物中砷的釋放量可增加20%-30%。在冬季，水溫降低，微生物活動受到抑制，化學反應速率減慢，砷的遷移轉化過程也相應減緩。此時，沉積物對砷的吸附作用相對增強，水體中砷濃度相對穩(wěn)定且較低。通過對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)水樣的長期監(jiān)測，分析了溶解氧、溫度與水體砷濃度之間的相關性。結果顯示，水體砷濃度與溶解氧含量呈顯著負相關，相關系數r=-0.72，表明隨著溶解氧含量降低，水體砷濃度升高。水體砷濃度與溫度呈顯著正相關，相關系數r=0.80，說明溫度升高會導致水體砷濃度增加。這進一步驗證了溶解氧和溫度對砷在太湖水體中分布和遷移的重要影響。5.3沉積物特性的作用5.3.1沉積物粒度對砷吸附解吸的影響沉積物粒度是影響砷在沉積物中吸附解吸的重要因素之一。不同粒度的沉積物具有不同的比表面積和表面電荷性質，從而對砷的吸附解吸能力產生顯著差異。通過對太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)沉積物樣品的粒度分析，發(fā)現中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）沉積物粒度相對較粗，主要以粉砂和砂粒為主，其中粉砂含量占40%-60%，砂粒含量占30%-50%。富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）沉積物粒度相對較細，以黏土和粉砂為主，黏土含量占30%-50%，粉砂含量占40%-60%。為探究沉積物粒度對砷吸附解吸的影響，進行了室內模擬實驗。分別選取不同粒度的沉積物樣品，將其與一定濃度的砷溶液混合，在恒溫振蕩條件下進行吸附實驗，然后測定溶液中砷的濃度變化，計算沉積物對砷的吸附量。實驗結果表明，隨著沉積物粒度的減小，其對砷的吸附量顯著增加。在相同實驗條件下，黏土含量較高的富營養(yǎng)湖區(qū)沉積物對砷的吸附量比中營養(yǎng)湖區(qū)沉積物高出30%-50%。這是因為粒度較小的沉積物具有較大的比表面積，能夠提供更多的吸附位點，增加了與砷的接觸面積，從而增強了對砷的吸附能力。黏土顆粒表面帶有大量的負電荷，能夠通過靜電吸附作用與帶正電荷的砷離子結合，進一步提高了對砷的吸附量。在解吸實驗中，將吸附了砷的沉積物樣品與去離子水混合，進行振蕩解吸，測定解吸后溶液中砷的濃度。結果顯示，粒度較小的沉積物中砷的解吸量相對較低。富營養(yǎng)湖區(qū)沉積物中砷的解吸率為10%-20%，而中營養(yǎng)湖區(qū)沉積物中砷的解吸率為20%-30%。這是由于粒度小的沉積物對砷的吸附作用較強，砷與沉積物表面的結合更為緊密，使得解吸過程相對困難。黏土顆粒表面的負電荷與砷離子形成的化學鍵較強，不易被破壞，從而減少了砷的解吸量。沉積物粒度還會影響砷在沉積物中的擴散速率。粒度較大的沉積物孔隙較大，砷在其中的擴散速率較快；而粒度較小的沉積物孔隙較小，砷的擴散受到限制，擴散速率較慢。這進一步影響了砷在沉積物中的遷移轉化過程以及在水體和沉積物之間的交換。在中營養(yǎng)湖區(qū)，由于沉積物粒度較粗，砷在沉積物中的擴散相對較快，使得水體和沉積物之間的砷交換較為頻繁；而在富營養(yǎng)湖區(qū)，沉積物粒度較細，砷的擴散受到阻礙，水體和沉積物之間的砷交換相對較慢，導致砷更容易在沉積物中積累。5.3.2有機質、鐵錳氧化物等對砷的固定與釋放有機質和鐵錳氧化物是沉積物中影響砷固定與釋放的關鍵物質。有機質在沉積物中含量豐富，其對砷的固定和釋放起著重要作用。在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)，富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖）沉積物有機質含量相對較高，一般在2%-4%之間；中營養(yǎng)湖區(qū)（東太湖）沉積物有機質含量相對較低，在1%-2%之間。有機質具有復雜的結構和豐富的官能團，如羧基、羥基、氨基等，這些官能團能夠與砷發(fā)生絡合、吸附等作用，從而固定砷。通過紅外光譜分析發(fā)現，沉積物中的有機質與砷形成了穩(wěn)定的絡合物，其中羧基和羥基是主要的絡合位點。有機質還可以通過改變沉積物的表面電荷性質和氧化還原電位，間接影響砷的吸附和解吸。在還原條件下，有機質的分解會消耗氧氣，使沉積物的氧化還原電位降低，有利于鐵錳氧化物的還原溶解，從而導致與之結合的砷釋放出來。在富營養(yǎng)湖區(qū)，由于有機質含量較高，在藻華爆發(fā)后，藻類死亡分解產生大量有機質，這些有機質在微生物的作用下分解，消耗大量氧氣，使得沉積物處于缺氧狀態(tài)，氧化還原電位降低，促進了鐵錳氧化物的還原溶解，導致沉積物中砷的釋放量增加。鐵錳氧化物是沉積物中砷的重要載體。在太湖沉積物中，鐵錳氧化物含量較高，尤其是在富營養(yǎng)湖區(qū)。鐵錳氧化物具有較大的比表面積和表面電荷，能夠通過靜電吸附、絡合等作用吸附固定水體中的砷。研究表明，鐵錳氧化物對砷的吸附能力較強，其吸附量占沉積物總砷吸附量的30%-50%。在氧化條件下，鐵錳氧化物以高價態(tài)存在，其表面的吸附位點較多，對砷的吸附能力較強；而在還原條件下，鐵錳氧化物會發(fā)生還原溶解，導致吸附的砷釋放到水體中。在富營養(yǎng)湖區(qū)，由于水體富營養(yǎng)化，底層水體容易出現缺氧現象，氧化還原電位降低，使得鐵錳氧化物發(fā)生還原溶解，從而釋放出大量的砷。通過對太湖沉積物樣品的分析，發(fā)現氧化還原電位與沉積物中可還原態(tài)砷含量呈顯著負相關，相關系數r=-0.85，表明隨著氧化還原電位降低，鐵錳氧化物還原溶解，可還原態(tài)砷含量增加，即沉積物中與鐵錳氧化物結合的砷更容易釋放出來。有機質和鐵錳氧化物之間還存在相互作用，共同影響砷的固定與釋放。有機質可以與鐵錳氧化物形成有機-無機復合體，改變鐵錳氧化物的表面性質和結構，從而影響其對砷的吸附和解吸。在一定條件下，有機質可以促進鐵錳氧化物對砷的吸附，增強其固定砷的能力；而在另一些條件下，有機質的分解產物可能會與砷競爭吸附位點，導致鐵錳氧化物對砷的吸附能力下降，促進砷的釋放。通過實驗研究發(fā)現，當向含有鐵錳氧化物和砷的體系中加入適量的有機質時，在初期，有機質能夠促進鐵錳氧化物對砷的吸附，使體系中砷的濃度降低；但隨著時間的推移，有機質開始分解，其分解產物與砷競爭吸附位點，導致鐵錳氧化物對砷的吸附能力下降，體系中砷的濃度逐漸升高。5.4生物因素的影響5.4.1藻類生長對砷分布的影響藻類作為太湖水體中的重要生物組成部分，其生長過程對砷的分布有著顯著影響。在太湖不同營養(yǎng)水平湖區(qū)，藻類的種類和生物量存在差異，進而導致其對砷分布的影響也有所不同。在富營養(yǎng)湖區(qū)（梅梁湖、竺山湖），水體中豐富的氮、磷等營養(yǎng)物質為藻類的生長提供了充足的養(yǎng)分，使得藻類大量繁殖，生物量較高。研究表明，藻類對砷具有一定的富集能力。通過室內模擬實驗，將銅綠微囊