水、沙和各种化学物质的迁移转化是湖泊生态系统良性循环有效维持的重要保障。随着经济的快速发展和气候环境的变化，原来处于稳态的湖泊生态环境平衡受到破坏，人为污染物的输入，更加速了湖泊环境的恶化，而重金属污染问题是湖泊污染的重中之重。其中砷(As)污染物由于其复杂的赋存形态、极高的生物有效性受到了广泛的关注。


As及含As化合物被国际癌症研究所及美国环保局等诸多权威机构列为人类致癌物质。据美国环境卫生科学研究院统计，As污染至少已使1亿人次面临各种癌症(如肺癌、皮肤癌和膀胱癌)以及其他相关疾病的威胁，全球约有1.4亿人的饮用水受到As污染的严重威胁。近5年，湖泊As污染在范围和程度上呈现快速增长趋势，如尼泊尔南部Terai Belt沉积含水层、柬埔寨的湄公河盆地、越南的红河三角洲等地屡次发生震惊世界的As污染事件。我国也是As污染较严重的地区，地下水均受到不同程度的As污染，其中以西北地区As污染程度最为严重，其地下水As质量浓度远高于我国饮用水标准所限定的10μg/L上限值。在我国地方性As中毒事件中，也以西北地区最具有代表性。20世纪80年代，山西省山阴县、内蒙古呼和浩特盆地以及新疆部分地区的地下水As质量浓度已分别达到1 530μg/L、1 500μg/L和1 200μg/L，远超国家标准。


基于严峻的湖泊As污染状况，本文在介绍As污染物在湖泊中的赋存形态、各形态之间的转化以及As生物有效性影响因素的基础上，结合国内外相关研究领域的文献资料，阐述的研究进展、优劣势以及野外应用的可行性，旨在为湖泊As的生物有效性评价提供参考。


1 As的赋存形态及环境行为


环境中的As基本以As(Ⅴ)和As(Ⅲ)形态存在，且其存在形态主要受pH值和Eh值影响。在氧化环境中主要以As(Ⅴ)形式存在，还原环境下以As(Ⅲ)存在，且环境中Eh值的降低导致As的环境毒性增强。酸性条件下主要以砷酸和亚砷酸形式存在，易被水生生态系统中的沉积物交换吸附；碱性条件下以砷酸盐和亚砷酸盐形式存在，易被解析到沉积物间隙水中，增加生物体的As吸收量。在沉积物中，As可与Fe、Al、Ca等发生吸附作用而共沉淀，形成难溶化合物，影响As的活性及对于生物的毒性。按照生物利用的难易程度，可将As分为水溶性As、吸附性As及难溶性As。难溶性As的形态分为铝型、铁型、钙型和闭蓄型，其中Fe、Al水合氧化物较大的比表面积和强大的吸附性能使之对As的吸附固定有突出作用。Wenzel等将沉积物中As划分为非专性吸附态As，专性吸附态As，与非结晶和贫结晶水合Fe、Al氧化物结合态As，与晶体Fe、Al氧化物结合态As和残渣态As，其相应的生物有效性逐次降低。


2传统采样技术的优劣及应用现状


连续和单一的化学提取法、间隙水离心以及高温消解等方法广泛应用于湖泊As生物有效性的评价。现有的As生物有效性评价手段仍存在较大弊端。目前环境中As的分析检测多采用传统的异位采集技术，即现场采集样品-运输-低温保存-实验室分析。传统方法对于沉积物有效态离子的获得主要是通过分层离心或压榨法，将采样器采集的沉积物柱样进行分层离心或压榨，获取间隙水，但这些方法会破坏沉积物原有结构。传统采样方法不可避免地会导致样品在采集、运输、储存期间发生某些物理、化学和生物方面的变化，使得所得数据不能真实反映样品的实际存在状态。

目前大多数的研究通常采用化学提取手段来测量沉积物中有效态的污染物浓度，如连续提取法、单一提取法，这种基于平衡分配原理的方法虽然也可获得污染物的有效态和潜在有效态的浓度，但在提取过程中易发生再溶解、再分配、再吸收，而且物质的化学形态也会发生变化，无法表述沉积物和孔隙水之间的交互作用，只能提供元素在厘米量级的浓度变化，无法准确获得污染物的生物和化学异质性信息。此外，研究表明，元素从沉积物到上覆水的动态释放存在两个主导的基本过程：一个是孔隙水中的扩散，另一个是固相的补给。沉积物中有效态离子与孔隙水中有效态离子之间保持动态平衡，并且生化环境的微小改变都会引起元素有效态占总量比例的改变。这些因素的影响使得生物有效态测量要尽可能精确才能反映元素在沉积物和孔隙水之间的动态平衡，且基于As离子极易迁移、转化的性质，高精度的非破坏性原位测定技术为评价湖泊As生物有效性的首选。