乌梁素海冰封期砷与环境因子响应及风险评价

石文静,赵心亚,刘轶哲,李卫平 (内蒙古科技大学能源与环境学院,黄河流域内蒙古段生态保护与综合利用自治区协同创新中心,内蒙古 包头 014010)

河套地区地下水砷(As)污染问题严重[1],乌梁素海位于河套平原东缘,是河套灌区生活污水、农田灌溉排水和退水的重要承泄场所[2],易造成As 的污染与富集.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,与其他形态相比,无机As( Ⅲ)和As( Ⅴ)含量更高且该两种形态的化合物毒性更大,对人体危害更严重[3].在湖泊中,水和沉积物中均发现As 的富集[4-5],且沉积物中As 的富集更明显[6].北方寒旱区湖泊冰封期较长,会影响湖泊物质及能量交换、打破沉积物与水之间的动态平衡[7],影响As在冰-水-沉积物介质中的迁移转化.冰下水体缺氧区域因冰封期的延长而扩大、延续,冰下水体氧化还原环境的改变会导致As 形态改变,威胁湖泊水生态安全.史小红等[8]借助PHREEQC 软件对乌梁素海冰下水体中As 的存在形态进行模拟,结果表明由于冰层的覆盖,As 在湖泊中的形态受水体的氧化还原性变化的影响,使得冰封期As 的潜在生态风险增大.冰封期As 的生物地球化学循环是受沉积物-水界面氧化还原条件等环境因子影响的复杂过程,与多个环境因素相耦合.As 的分布受氧化还原条件、pH 值、铁矿物、含As 铁(氢)氧化物、微生物及其他环境因素的影响[9-10].Che 等[11]对亚姆德罗克湖流域寒旱高原湖泊水和沉积物样品采集发现,旱季水-沉积物中As 含量较高,具有潜在的生态风险,同时还研究了多相介质中的砷分布及与环境因子的关系.目前我国已开展了湖泊沉积物-水界面As 迁移转化的研究[12],但多集中于南方湿润湖泊,北方寒旱区湖泊相关研究较少.尤其是冰-水-沉积物多相介质中As 的相关研究甚少,冰封期As 的生态风险评估相关工作尚不多见,缺少冰封期As 与环境因子的响应关系及风险评价研究.

本文针对乌梁素海冰封期较长、复氧差等显著特征,以冰封期冰-水-沉积物多相介质中As 的分布特征为基础,探究冰封期氮、磷、铁、微生物等环境因子对As 分布的影响,结合沉积物基准法[13]、潜在生态风险评价法和地累积指数法[14]进行冰封期As的生态风险评价,揭示冰封期As 与环境因子的响应关系及As 的潜在生态风险,以期为丰富寒旱区湖泊As的生物地球化学行为,判识不同环境条件下As 的潜在生态风险等提供依据.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

乌梁素海(40°36'～41°03'N,108°43'～108°57'E)目前湖泊面积为293km2,明水区面积仅占约1/3,平均水深为1.78m,在1.1m 与2.77m 之间波动[15].湖水于每年11 月初结冰,翌年3 月末到4 月初开始融化,冰封期约为5 个月[16].气温变化较大,年平均气温为5.6～7.4 ,℃年日照时数2900～3200h,年平均降水量224.2mm.其属于典型的灌溉型湖泊,除农田退水外,每年还大约有2×108m3的生活污水以及工业废水排入乌梁素海,易造成As 的污染与富集[17].

1.2 样品采集

为了保证采样点合理布置,综合考量乌梁素海水域面积、水体流向、湖泊进出水情况、补水特征、水生植物生长、人为干扰等流域特征及各种因素,将研究区域进行网格化处理,在每个分区设置采样点,共布设7 个代表性采样点(W1～W7)(图1).W1 位于总排干处,是湖泊进水口区;W2 是芦苇区,水草区生长较多水生植物以芦苇为主;W3 为湖中区;W4 和W5 位于南部明水区(旅游区);W6 位于退水渠附近,为出水区;而W7 位于北部明水区.综合考虑研究区冰封期水文、环境特征以及取样时的安全性与可操作性,于2022 年1 月进行冰、冰下水样及沉积物样品采集,并于同年8 月进行非冰封期水样及沉积物样品采集,取样点用GPS 定位.为避免样品采集过程中存在的潜在污染,采样前使用超纯水将水样采集器、取样瓶与油锯等采样用品洗净备用.结合前人的取样方法[18],采集冰样时在采样点上画出40cm×40cm 的正方形边框,利用油锯沿边框垂直将冰体四周锯断,将冰体取出,根据冰层的实际厚度,将冰层按照每层10cm 的厚度分为3～5 层(不同采样点的冰层厚度存在差异),同时采集冰下水样.分别使用抓斗式采泥器和柱芯采样器采集表层沉积物和沉积物柱芯样品,沉积物柱芯样品按2cm分层,每个点位采集3 个平行样,混合放入自封袋中,以保证避免采样误差,避光保存运回实验室进行分析测试.

图1 乌梁素海采样点分布Fig.1 Locations of sampling points in the WLSH

1.3 样品的分析测定

在样品采集时现场使用多功能便携式水质分析仪(HACH HQ40d,美国)测定水中pH 值和Eh 值.采集的冰样与水样分别进行As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、总砷(TAs)、亚铁(Fe(Ⅱ))、总铁(TFe)、总磷(TP)和总氮(TN)含量的测定.As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量均采用砷钼蓝法测定[19];TAs 含量采用电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)测定[20]; Fe(Ⅱ)、TFe、TP 和TN的含量测定参考《水和废水监测分析方法》[21],分别使用邻菲啰啉分光光度法、钼锑抗分光光度法和碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法.

沉积物中As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、Fe(Ⅱ)、和活性TFe 的含量均使用新鲜沉积物测定,鲜沉积物用浸提剂浸提振荡过滤后,滤液采用砷钼蓝法测定[19]As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量;用1mol/L HCl 浸提后滤液使用邻菲啰啉分光光度法测定Fe(Ⅱ)和活性TFe 的含量.TAs、TP、TN 和有机质(OM)的含量均使用风干沉积物样品测定,分别采用原子荧光法、碱熔-钼锑抗分光光度法(HJ 632-2011)、凯式定氮法(HJ 717-2014)和重铬酸钾氧化外加热法测定.新鲜沉积物样品采集后立即送至专业检测机构,使用高通量测序技术测定微生物群落结构.

为避免实验过程中所存在的外部潜在污染,实验器材选用玻璃制品,实验与取样前所使用的玻璃器皿均用1:3(体积比)硝酸浸泡24h 以上,用超纯水洗净后放入烘干箱干燥,实验与取样时衣着纯棉实验服和一次性丁腈手套.实验使用所有试剂均为分析纯或优级纯,实验用水均为超纯水(Milli-Q, Millipore,≥18.2MΩ cm).实验设置空白对照组且每个样品分析测试2～3 次以保证试验结果的准确性,所有分析方法的标准偏差均在5%以内.

1.4 生态风险评价

综合不同风险评价方法的优缺点及适用情况,选取沉积物基准法、潜在生态风险指数法、地累积指数法3 种不同评估方法进行比较研究以期对冰封期乌梁素海砷进行全面风险评估.

沉积物基准法(SQGs)是根据沉积物中污染物的浓度,对比阈值效应水平(TEL)和可能效应水平(PEL),评价污染物可能引发的毒性效应[13].本文通过与 As 的质量基准相比较,评价乌梁素海表层沉积物中As 的毒性效应风险;采用As 的TEL 值为 5.9mg/kg, PEL 为 17mg/kg(以 TAs计)[22].当As 浓度低于TEL 值时,发生生物毒性效应的概率偏低;高于 PEL 值时,生物毒性效应将频繁发生.

潜在生态风险指数法(PER)是基于沉积学原理评价重金属污染状况与生物毒性,综合考虑研究区对重金属污染的敏感性.单一重金属的潜在生态风险指数法的计算公式如下:

本文使用河套平原As 背景值[23].单一重金属潜在生态风险划分为5 种不同等级,具体见表1.

表1 单项指标潜在生态风险评估等级Table 1 Individual indices and grades of potential ecological risk assessment

地累积指数法(Igeo)是研究重金属污染程度的定量指标,主要考虑重金属污染的人为因素、环境的地球化学背景值和自然成岩引起背景值变化的因素[14].其计算公式如下:

式中:Igeo为地累积指数;Ci是指元素i在土壤沉积物中的含量(mg/kg);Bi是重金属在地球中的化学背景值,地球化学背景值的选择和最终重金属污染程度有密切关系,本文以河套地区土壤重金属背景值作为参考值,取As 的背景值为6.12mg/kg[23];K考虑到成岩的作用可能会引起背景值变化而取的系数,一般为1.5,地积累指数共分为7 级,0～6 级,表示污染程度由无污染至严重污染,如表2 所示.

表2 沉积物中地质累积指数(Igeo)的污染等级Table 2 Geoaccumulation index (Igeo) to determine the contamination levels in sediments

表3 冰封期与非冰封期乌梁素海表层沉积物中砷的地累积指数(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 数据分析

基础数据处理和均值、相对标准偏差采用Excel 2022,使用SPSS 24.0 完成数据相关性分析和最小显著差异,冗余分析采用 Canoco 5 完成,图形处理由ArcGIS 10.8 和Origin 2022 完成.微生物数据分析均在美吉生物云平台上进行.

2 结果与讨论

2.1 冰封期乌梁素海砷的分布特征

乌梁素海冰体中TAs 浓度范围为0～1.42μg/L,平均浓度为0.22μg/L(图2).上覆水中TAs 浓度范围为1.72～6.62μg/L,平均浓度为3.94μg/L(图3).表层沉积物中TAs 浓度范围为8.03～17.50mg/kg,全部高于河套平原背景值[23],平均浓度为10.65mg/kg,是河套平原背景值的1.7 倍(图3).上覆水中TAs 平均浓度为冰体中平均浓度的17.9 倍,表明乌梁素海在形成冰盖的过程中,随着冰晶的析出,导致As 逐渐在水体中富集.

图2 乌梁素海冰体中As( Ⅲ)、As( Ⅴ)和TAs 的含量Fig.2 Concentration of As( Ⅲ), As( Ⅴ) and TAs in the ice of WLSH

图3 乌梁素海上覆水-沉积物中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-沉积物多相介质中TAs 浓度的最大值均出现在W1 点(总排干口),且W1 点上覆水浓度接近于WHO 饮用水限值(10μg/L),表明存在潜在的生态风险.乌梁素海冰-水-沉积物中TAs 的空间分布呈现出由湖泊北部向南部明水区逐渐递减的趋势;湖泊补给水源大部分来自河套灌区的农田排水,在总排干处也排入大量生活污水和工业废水[24],这可能就导致W1 点沉积物中As 的富集.同时也表明外源污染是乌梁素海As 污染的主要诱因之一.

冰封期乌梁素海冰体、上覆水和表层沉积物中As( )Ⅴ平均浓度均高于As( )Ⅲ,均为As( )Ⅴ占主导地位.在冰体、上覆水和表层沉积物中As( )Ⅴ的分布规律与TAs 相似(图2 和图3),且上覆水和沉积物中As( )Ⅴ的分布趋势基本一致,均表现为W1 点的含量较高.

如图4 所示,在北部湖区W1、W2、W3 和W7点TAs 浓度基本均随深度的增加逐渐趋于稳定,且在沉积物不同深度上,As 的浓度不同,而在南部明水区的W5 和W6 点,TAs 浓度随着深度的增加而逐渐减少,W6 点尤为明显,W6 点在0～2cm 处TAs 浓度最高,10～12cm 处最低,可能是由于As 是氧化还原敏感元素,当氧化还原条件改变时,吸附或共沉淀的As 在铁硫等还原过程中可再释放到上覆水中[25].这就可能导致沉积物剖面的峰值.在大多数采样点的沉积物中,TAs、As(Ⅲ )和As(Ⅴ )基本上都是随深度的增加而逐渐趋于稳定,且剖面有多个转折点,深度越深,As 浓度越高,导致该现象的原因可能是由于多种因素的干扰,沉积物中的元素可能通过吸附或共沉淀与某些化合物结合,且不同沉积物层之间的无机化合物也可能不同[9].而W6 点表层沉积物浓度较深层浓度偏高原因可能为冰下水体处于还原环境,并且水流缓慢,致使As 在运输途中被河床吸附,富集至表层沉积物中[11].除以上因素外,微生物对沉积物的干扰也可能导致As 的释放,有研究曾表明,即使是较小的生物扰动也会对元素的迁移产生较大的影响[26].

图4 乌梁素海沉积物中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 冰封期乌梁素海基本环境因子分析

冰封期乌梁素海Eh 值范围为50.00～72.70mV, pH范围为7.85～8.29,表明冰封期形成冰盖,导致乌梁素海冰下水环境Eh 偏低,处于强还原弱碱性环境.在冰体和上覆水中,总排干W1 点TP 浓度相对较高(图5 和图6),该点TFe 和TN 浓度也相对较高.在南部明水区的W5、W6 点明显偏低,具有一定的空间差异,OM 分布亦是如此.可能是由于乌梁素海作为流域排水唯一的承泄区,富含大量氮磷的农田退水、工业废水和生活污水等均排入湖泊[27],进而导致表层沉积物中营养盐含量过高,尤其是W1 点含量最高(图7).其次可能是因为冬季湖泊结冰后将冰面上芦苇收割,冰面下芦苇留在湖中,而这些水下部分芦苇以及植物残骸会在湖底腐烂沉积,植物腐败会产生有机质并释放大量的氮磷物质,进而富集到沉积物中.

图5 乌梁素海冰体中一般理化指标Fig.5 General characteristics in the ice of WLSH

图7 乌梁素海表层沉积物中一般理化指标Fig.7 General characteristics in the surface sediments of WLSH

此外,高通量测序结果表明冰封期乌梁素海沉积物中细菌种群丰富多样,65 个门和1877 个种.属分类水平上Thiobacillus、Bacillus、norank_f_Anaerolineaceae、norank_f_Steroidobacteracea、norank_f_norank_o_SBR1031以及norank_f_norank_o_norank_c_Anaerolineae丰度相对较高(图8).W2 的细菌群落和其余点位均不同,而W1 和W4 细菌群落相似,W3、W5、W6 和W7 较为相似.属分类水平上W1、W4、W5 和W6 点细菌主要是Thiobacillus,其中W1中的相对丰度最高,约占样品中已鉴定微生物总数的23.78%(图8).

图8 沉积物中微生物相对丰度(在属水平上分类)Fig.8 Relative abundance of microorganisms identified in sediment samples (classification at the genus level)

2.3 冰封期乌梁素海砷与环境因子的响应关系

冰、水、沉积物多相介质中As 与环境因子的相关性和RDA 分析结果表明(图9 和图10),上覆水中As(Ⅲ )、As( Ⅴ)和TAs 以及沉积物中As( Ⅴ)和TAs均与Eh 显著相关,表明氧化还原环境确实对As 的迁移转化有重要影响.在还原环境中,溶解的As( Ⅴ)和吸附的As(Ⅴ )都有可能还原为As( Ⅲ).而As( Ⅲ)的毒性远大于As( Ⅴ),因此,在冰封期冰盖的形成可能会导致As 污染进一步加重.冰体中As(Ⅲ )、As( Ⅴ)和TAs 均与冰体中TFe 呈负相关,而与上覆水中Fe( Ⅱ)和TFe 呈显著正相关(P≤0.05),这说明在冰下水体中As 可以与铁氧化物结合,在还原环境中,并与铁同时释放[9].上覆水中As( Ⅲ)与沉积物中Fe(Ⅱ )和活性TFe 显著正相关(P≤0.05),而与冰体中TFe 呈显著负相关(P≤0.05);同时沉积物中As( Ⅲ)与沉积物、冰及水体中Fe(Ⅱ )、TFe 均呈相关关系,其中沉积物中As(Ⅲ )与As(Ⅴ )呈负相关,说明除砷铁氧化物的还原溶解导致As 释放的原因之外,还包括As( Ⅴ)直接还原为As(Ⅲ ).与As(Ⅴ )相比,As(Ⅲ )对矿物表面的亲和力较低[28],吸附的As( Ⅴ)的减少导致沉积物中As 释放到上覆水中,造成二次污染.这表明TFe 和Fe(Ⅱ )显著影响冰-水-沉积物中As(Ⅲ )、As( Ⅴ)和TAs的分布.研究也表明,铁(氢)氧化物的氧化还原过程影响As 在沉积物中的含量,铁还原对As 的迁移和形态转化有重要的影响[29].一方面,As 通常伴随着铁氧/氢氧化物(即针铁矿、赤铁矿和三水铁矿、铁水铁矿和粘土矿物)和含碳酸盐或重碳酸盐矿物,铁还原溶解可以使以吸附或共沉淀与铁矿物结合态的As 释放出来,促进As 的迁移;另一方面铁还原使环境中Fe( Ⅱ)浓度增加,为生成次生矿物提供了相应的条件,其中可能伴随着As 的再吸附和共沉淀[26].相关性分析和RDA 结果(图9 和图10)也证明冰封期乌梁素海冰-水-沉积物中As 均与铁显著正相关(P≤0.05),表明冰封期乌梁素海含铁矿物可能是As主要的固相载体.同时,属水平细菌群落与理化环境因子的 RDA 分析结果(图 11)表明沉积物中Thiobacillus和norank_f_Steroidobacteracea与As( Ⅲ)、As( Ⅴ)、Fe( Ⅱ)、活性TFe 均呈正相关,且Fe( Ⅱ)与Thiobacillus呈极显著正相关(P<0.01).As( )Ⅴ与Fe(Ⅱ )呈显著正相关(P≤0.05),与Bacillus呈正相关.Thiobacillus除了可以通过其硫氧化作用驱动硫化矿物的溶解外,还可将辉锑矿、雄黄矿、雌黄矿中的As元素氧化,生成As( )Ⅴ[30],并且可以通过将有机物氧化与铁还原耦合来获得生长能量,酶促还原Fe( Ⅲ)[31].norank_f_Steroidobacteraceae的潜在功能与铁硫代谢有关,并且与铁还原有关[32],Bacillus也具备As、Fe 还原功能[33].这也证明冰封期铁是影响As 在冰-水-沉积物相迁移的主控因子,微生物介导的铁氧化物的还原溶解是影响As 分布的主要原因.

图9 As( Ⅲ)、As(Ⅴ )和TAs 与环境因子的相关性热图Fig.9 Heat Map of correlation of between As( Ⅲ), As( Ⅴ), TAs and environmental factors of WLSH

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

此外,由图9 和图10 可知,冰中As( )Ⅲ、As( Ⅴ)和TAs 均与冰中TP、TN 显著负相关,水中As( )Ⅲ与水中TP、TN 呈相关关系,沉积物中As( )Ⅲ也与沉积物中TP、TN 显著相关.属水平细菌群落与理化环境因子的RDA 结果(图11)也表明As( Ⅲ)受norank_f_Anaerolineaceae、norank_f_norank_o_SBR1031和norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17菌属的影响,同时均与 TN、TP 相关.研究证实norank_f_Anaerolineaceae能够利用氮、磷等元素进行丰富的代谢反应,参与氮磷循环[34-35],而norank_f_norank_o_SBR1031也是参与氮循环的重要微生物[36],除此之外,该菌属和norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17菌属参与 As 甲基化过程[37].norank_f_Bacteroidetes_vadinHA17在高As 湖滨湿地底泥细菌群落中丰度较高[38],且参与脱氮过程[39].因此,冰封期氮和磷也是影响As 含量的重要环境因子.并且,在冰体、上覆水和沉积物中TFe 与TP 均呈正相关.研究表明,铁的活动对磷的含量变化有重要影响,由于铁(氢)氧化物及其它铁矿物拥有具大的比表面积和活泼的表面化学活性,使其对磷酸盐有强大的吸附作用[40].铁的沉积使磷被束缚带出水体,铁的溶解又使磷返回水层.本研究中沉积物中As(Ⅴ )、TAs、Fe( Ⅱ)和活性 TFe 均与 OM 呈极显著负相关(P<0.01),As(Ⅲ )与OM 呈正相关,表明有机质也对冰封期As 含量有影响.含砷铁矿物中的Fe( Ⅲ)在通过厌氧微生物呼吸氧化OM的过程中可能充当电子受体,导致铁矿物的还原溶解并同时从沉积物中释放As 和铁.

图11 所测理化指标与属水平微生物的RDA 分析Fig.11 Redundancy analysis(RDA) of the bacterial taxa at the genus level using the measured environmental variables

2.4 冰封期乌梁素海砷生态风险评价

沉积物质量基准法结果表明,非冰封期乌梁素海表层沉积物中TAs 浓度为4.74～12.30mg/kg,均超出TEL 阈值,但均在PEL 值之内;而冰封期乌梁素海表层沉积物中TAs 浓度为8.03～17.50mg/ kg,均超出TEL阈值,且最大值(W1 点)超出PEL值;表明乌梁素海表层沉积物中可能会发生As 的毒性效应风险,并且在冰封期总排干处发生As 污染的可能性较大.

潜在生态危害指数法结果表明,乌梁素海表层沉积物中非冰封期和冰封期As 分别7.75～20.10 和13.12～28.59,平均15.62 和17.40.2 个时期潜在生态风险等级均为低风险.但冰封期As 的潜在生态风险指数均高于非冰封期,冰封期的污染相较非冰封期严重.

地累积指数法评价结果显示(表 3),乌梁素海非冰封期各点表层沉积物中As 除W5 和W6点为无污染外,其余点位处于轻度污染水平.而冰封期各点表层沉积物中除W4 和W7 点为无污染外,其余点位均处于轻度污染水平,且冰封期 W1点污染最为严重,已经趋向于偏中度污染,明显高于非冰封期污染水平.沉积物质量基准法结果也表明冰封期W1 点发生As 的毒性效应风险概率较大.

基于潜在生态风险指数和地累积指数风险评价,冰封期与非冰封期的污染指数均较低.可能是由于总排干处每年都有大量农田退水、工业废水和生活污水排入湖内,使得重金属进入湖泊,易沉积于入口处,不易向下游运输,导致As 截留.因此,从空间分布来看,湖泊北部(总排干附近)较湖泊中部和南部(明水区)污染严重.我国北方地区每年11 月份开始结冰,形成长达5～6 个月冰封期.冰封期形成冰盖,冰盖的存在致使水流缓慢,污染物不能随水流快速扩散而富集,导致乌梁素海冰封期沉积物中As 富集[41].此外,结冰过程的冷冻浓缩作用使得各类污染物不断地由冰体迁至冰下水体,乃至迁移到沉积物中富集[42].因此冰盖的形成可能是导致乌梁素海As 污染的原因之一.从季节分布来看,3 种不同评价方法结果均表明冰封期的生态风险高于非冰封期.这也表明冰封期乌梁素海As 的潜在生态风险不容忽视.地累积指数风险评价结果显示,大部分采样点为轻度污染,个别采样点为无污染;而潜在生态风险指数结果显示,所有取样点均为低风险,但个别采样点由地累积指数风险评价的无污染变为潜在生态风险指数评价的低风险.这说明潜在生态风险指数法对污染物富集的影响更为敏感.

3 结论

3.1 冰封期乌梁素海各点位沉积物TAs 的浓度均高于河套地区背景值,平均浓度是河套平原背景值的1.7 倍.冰-水-沉积物多相介质中As 主要为As(V),且TAs 浓度的最大值均出现在总排干处,且总磷、总氮和总铁的含量也相对较高,表明冰封期砷存在潜在的生态风险且外源污染可能是乌梁素海As 污染的主要诱因之一.

3.2 冰封期上覆水中As(III)与沉积物中Fe(Ⅱ )、活性TFe 显著正相关,而与冰体中TFe 呈显著负相关;沉积物中As(III)与冰、水及沉积物中Fe( )Ⅱ、TFe均呈相关关系.并且沉积物中Thiobacillus和norank_f_Steroidobacteraceae与As(III)、As(V)、Fe( )Ⅱ、活性TFe 均呈正相关,且Fe( Ⅱ)与Thiobacillus呈极显著正相关.As(V)与 Fe(Ⅱ )呈显著正相关,与Bacillus呈正相关.冰封期乌梁素海中铁是影响砷在冰-水-沉积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、磷和有机质也是影响As 含量的重要环境因子.

3.3 三种不同评价方法结果均表明冰封期和非冰封期表层沉积物中乌梁素海北部(总排干附近)较中部和南部(明水区)污染严重.与非冰封期相比,冰封期As 的污染水平较高,潜在生态风险评价法结果表明冰封期乌梁素海As 潜在风险等级为低风险,沉积物基准法表明冰封期乌梁素海总排干处发生As 毒性效应风险的概率很大.地累积指数法结果表明冰封期乌梁素海表层沉积物大都处于轻度污染状态,但总排干处已经趋向于偏中度污染.冰封期乌梁素海As 的潜在生态风险不容忽视.