王先拓，韩 毅，李丰超，王静怡，杨 辉

(云南农业大学水利学院，云南昆明 650201)

云南阳宗海2008年6月出现严重砷(As)污染，至2008年9月16日砷浓度高达0.128 mg/L[1]。2008年10月—12月，湖水和表层沉积物样品砷形态分布特征研究[2]表明：湖水中三价砷[As(Ⅲ)]平均含量为84.0 μg/L，五价砷[As(Ⅴ)]平均含量为156.1 μg/L，总As含量平均值为167.0 μg/L；表层沉积物总As含量为54.86～193.29 mg/kg，沉积物中As、Cd含量远高于我国内陆湖泊水体中的沉积物。2008年12月—2009年9月，As含量及其变化趋势研究[3]表明，阳宗海湖水As浓度经历了先升后降再到平稳的变化过程，底泥As含量迅速升高后缓慢下降，湖水和底泥间As交换还在进行。水生植物中As水平多为100～200 μg/g，最高为苦草，As含量超过300 μg/g，说明该植物对As有一定的富集能力。云南大学砷污染治理团队在实验室小试、湖水放大、现场扩大试验的基础上，于2009年10月—2012年3月启动全湖三氯化铁絮凝法降As作业，至2010年9月，湖水As浓度从0.117 mg/L快速下降到0.021 mg/L并可持续达到Ⅱ～Ⅲ类水标准(<0.05 mg/L)，总除As率高达82.05%；沉积物中的As绝大部分以残渣态被固定在沉积物中，生态风险很低[4]。As污染治理结束后，2012年10月阳宗海水质As浓度又上升突破Ⅲ类水限值[5]。2012年8月—2013年11月沉积物As分布及稳定性研究[6]表明，表层沉积物As含量在湖底的水平分布不均匀，且随沉积物深度的增加而略有降低，沉积物中As含量随时间推移而增加，各层沉积物中稳定性高的残渣态As含量及比例均较高，不易溶出形成二次污染。湖水As来源研究[2,5,7]表明，As污染物主要来自地表磷化工污染物渗漏进入地下，再通过地下的泉眼进入阳宗海湖泊；沉积物中As的水平分布呈现出明显的污染晕特征，高As地区主要分布在南岸谭葛营、东岸宝尖山及北岸施家咀等企业和城镇的集中区，并呈现沿湖岸向湖中心扩散的趋势。

阳宗海沉积物As稳定性[4,6,8]研究多采用沉淀物放置陈化-搅动-静沉测上清液As浓度,或者采用Tessier连续提取法分析各形态砷含量及比例的方法，试验过程没有考虑As在沉积物-水-植物之间的迁移、富集。为模拟阳宗海水As浓度进一步降低后沉积物释放对藻类As富集的影响，本研究在测定阳宗海南岸水、表层沉积物、植物As含量的基础上，用自来水稀释阳宗海水样(阳宗海水样∶自来水=1∶3)用于藻类室内静置培养，研究阳宗海南岸沉积物对藻类砷富集的影响，为阳宗海沉积物As稳定性及风险评价提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集

2018年7月12日，对阳宗海南岸区域进行系统采样(图1、表1)并现场测定湖水pH、DO(溶解氧)、ORP(氧化还原电位)、氨氮、硝态氮等水质指标。水样用“有机玻璃定深采样器”采集，浮游生物样品用25#浮游生物网采集，0～2 cm表层沉积物样品用“Psc-700重力式活塞沉积物采样器”采集，沉水植物挑自沉积物采样时带上的穗状狐尾藻，岸边浅水区域采集优势植物水花生。

图1 采样点分布示意Fig.1 Sample Types Collected at Sampling Points

表1 各采样点采集样品类型Tab.1 Sample Types of Various Sampling Points

注：表层水样为湖水面以下0.5 m处水样，底层水样为湖底以上0.5 m处水样

测定水质的水样在现场经硝酸酸化至pH值<2，保存于棕色玻璃瓶，运回实验室后于4 ℃保存；用于藻类培养的水样不做处理装于PE水样瓶；浮游生物、植物及沉积物样品用食品级PE自封袋封装带回实验室。浮游生物及植物样品先用自来水反复冲洗干净后，再用0.01 mg/L EDTA冲洗，最后用去离子水淋洗2～3次，将表面水分用定性滤纸吸干后称鲜重，于105 ℃杀青30 min，然后在60 ℃下烘干至恒重，用不锈钢植物粉碎机磨碎后过60目尼龙筛备用。部分沉积物样品风干后剔除石块和植物残根，研磨过200目尼龙筛，备用。部分沉积物样品原样放入1 000 mL烧杯，加入定量阳宗海稀释水样(阳宗海水样∶自来水=1∶3)用于藻类培养。

1.2 样品分析

水样、浮游生物及植物样品总As采用微波消解[9]，原子荧光分光光度(AFS-2100双道原子荧光光度计，北京海光)法[10]测定，方法检出限为0.3 μg/mL；采用Tessier连续提取法[11]分离沉积物中各形态As：水溶态As用蒸馏水提取，离子交换态As用1 mol/L氯化镁溶液提取，碳酸盐结合态As用1 mol/L醋酸钠溶液提取，铁锰氧化态As用盐酸羟胺盐酸混合溶液(0.25 mol/L盐酸羟胺+0.25 mol/L盐酸)提取，强有机结合态As用0.02 mol/L硝酸和30%过氧化氢氧化后提取，残渣态As用混酸(氢氟酸、盐酸、硝酸、高氯酸)溶解提取，各提取液经微波消解后用原子荧光分光光度法测定；溶解性磷采用0.45 μm滤膜过滤、钼酸铵分光光度法测定。

1.3 藻类As富集室内培养试验

由于阳宗海浮游植物(小型藻类)个体小，各烧杯藻总量均衡控制相对困难。项目组在附近池塘采集浮萍和满江红，用自来水反复冲洗干净、再用0.01 mg/LEDTA冲洗、最后用去离子水淋洗2～3次后培养于光照并曝气48 h的自来水中。称取65 g原样沉积物放置入1 000 mL烧杯，加混合水样(湖水∶自来水=1∶3)至700 mL，静置1 d，待上清液澄清透明后，挑选生长状况一致的浮萍和满江红各6株接入烧杯，置于靠窗的培养架上自然光培养，每两天添加蒸馏水使烧杯水位不变，同时设混合水样纯培养(不加沉积物)作为对照。各处理重复三次。

培养60 d后，用滤网将各烧杯藻类全部捞出，自来水反复冲洗干净后，再用0.01 mg/L EDTA冲洗，最后用去离子水淋洗2～3次，置于坩埚内105 ℃烘干至恒重。上清液总As、藻类总As采用微波消解、原子荧光分光光度法测定。

1.4 数据处理

采用SPSS 21.0软件进行数据分析。用多配对样本Friedman秩和检验对各采样点沉积物As形态分布差异性进行检验；用配对样本T检验对各采样点表层与底层水样总As浓度差异性进行检验；用单因素方差分析对研究区域3种植物总As含量差异性进行检验；用两独立样本Kolmogorov-Smirnov秩和检验对室内培养结束后的上清液总As浓度、藻总As含量差异性进行检验；用Spearman双变量相关分析对沉积物表层各形态As之间，各形态As与阳宗海狐尾藻总As含量、培养60 d后的上清液总As浓度及藻总As含量之间相关性进行分析。用Origin 9.1制作图件。

2 结果与分析

2.1 各采样点水质指标

表2 阳宗海水质指标Tab.2 Water Quality Indexes of Yangzonghai Lake

2.2 表层沉积物As形态分布

图2 阳宗海表层沉积物形态As含量分布Fig.2 Concentration Distribution of Arsenic Species in Surface Sediments of Yangzonghai Lake

由图2可知，采样区域表层沉积物中As以稳定性较高的残渣态和铁锰氧化态为主，各形态As含量关系为：残渣态[(17.199±3.726) μg/g]>铁锰氧化态[(0.425±0.439) μg/g]>离子交换态[(0.020±0.027) μg/g]>水溶态[(0.012±0.011) μg/g]>强有机结合态[(0.010±0.014) μg/g]>碳酸盐结合态[(0.005±0.004) μg/g]。对各点位As形态分布进行多配对样本Friedman秩和检验，c2=16.351，P=0.012<0.05，表明各点位As形态分布不全相同，与文献[6]结论相同；表层沉积物水溶态As含量平均为0.01 μg/g，平均占总As的质量分数为0.07%；离子交换态As含量平均为0.02 μg/g，平均占总As的质量分数为0.12%；与文献[6-7]相比，相对活泼形态As(水溶态和离子交换态)含量降低，生态风险更低。

2.3 湖水表层、底层水样总As浓度

阳宗海南岸区域表层水样总As浓度为(4.38±1.22) μg/L，底层水样总As浓度为(5.58±2.58) μg/L，底层水样总As浓度平均值及标准差均略高于表层水样。对各采样点表层及底层水样总As浓度进行配对样本T检验，t=-1.293，P=0.244>0.05，研究区域表层与底层水样总As浓度差异不显著，表明阳宗海外源As污染控制及铁盐絮凝治理工程结束后，表层水样与底层水样As浓度基本一致[12]，水体As污染空间分布相对均匀。

图3 阳宗海表层、底层水样总As含量分布Fig.3 Concentration Distribution of Total As in Surface and Bottom Water Samples of Yangzonghai Lake

2.4 阳宗海植物总As含量

图4 采样区3种植物总As含量分布Fig.4 Concentration Distribution of Total As of Three Species of Plants in Sampling Area

阳宗海南岸区域植物总As含量如图4所示，植物总As含量单因素方差分析如表3所示。

表3 阳宗海植物总As单因素方差分析Tab.3 One-Way ANOVA of Total As of Plants in Yangzonghai Lake

与文献[3]狐尾藻总As含量(169±64) μg/g相比，本次植物样品总As含量大幅度下降，可能与植物As富集水平下降以及近岸植物收割更新快有关；三种植物方差分析显著性=0.706>0.05，表明三种植物总As含量差异无统计学意义，与文献[3]相比，植物种类间富集水平差异变小，可能与本次采样区域相对集中有关。

2.5 室内培养上清液及藻类As含量

图5 60 d培养上清液及藻总As含量分布Fig.5 Concentration Distribution of Total As of Supernatant and Algae in 60 days

培养前稀释水样(阳宗海水样∶自来水=1∶3)总As浓度为1.48 μg/L，藻类总As含量为(0.65±0.32) μg/g。60 d室内培养后，加入表层沉积物水样与对照上清液总As浓度及藻类总As富集量如图5所示。加入阳宗海表层沉积物的上清液总As浓度为(3.78±2.68) μg/L，藻总As含量为(1.48±0.67) μg/g；对照上清液总As浓度为(1.38±0.11) μg/L，藻总As含量为(0.73±0.01) μg/g。加入表层沉积物后，水样上清液总As浓度及藻总As含量平均值和标准差均有所升高。对上清液总As浓度及藻富集总As含量进行两独立样本kolmogorov-smirnov秩和检验，上清液总As浓度统计量Z=1.292，P=0.071>0.05；藻总As含量统计量Z=1.477，P=0.025<0.05。说明添加表层沉积物后，上清液总As浓度差异没有统计学意义，而藻总As含量差异有统计学意义。表明阳宗海表层沉积物As释放对水体As浓度升高影响不大但对藻类As富集有显著促进作用。

采用Spearman双变量相关分析对沉积物表层各形态As之间以及各形态As与阳宗海狐尾藻总As含量、60 d培养后上清液总As及藻总As含量进行相关分析，结果如图6、表4所示。

由图6、表4可知，沉积物水溶态As、离子交换态As、碳酸盐结合态As两两之间均呈显著正相关(P<0.05)。其他形态As之间以及各形态As与植物As、培养上清液As之间相关性均不显著，可能与As在沉积物-水-植物之间的迁移影响因素复杂有关。

图6 沉积物-上清液-藻As相关性Fig.6 Correlation Analysis of As in Sediment-Supernatant-Algae

表4 沉积物、培养液、植物As相关系数Tab.4 Correlation Coefficient of Total As of Sediments,Supernatant and Plants

注：*在0.05水平上显著相关

3 结论

(1)阳宗海南岸区域表层沉积物As形态分布与空间有关，但均以稳定性高的残渣态、铁锰氧化态为主；与文献相比，表层沉积物水溶态、离子交换态等活泼形态As含量、植物总As含量及植物种类间总As差异性均有所降低；表层沉积物As释放对水体As浓度升高影响不大，但对藻类As富集有显著促进作用。

(2)As在沉积物-水体-植物之间的迁移、富集影响因素复杂，建议在阳宗海水体As常规监测的基础上，加强水体生物总As监测以及As形态与生物总As富集量定量关系的研究，评估As经生物链富集对流域生态系统的影响。