沿海系统中痕量金属的日变化及其粒径分布：以阿尔卡?湾为例 Nicolas Layglon, Cécile Bossy, Laureline Gorse-Labadie, J?rg Sch?fer, Alexandra Coynel

《Journal of Marine Science and Engineering》：Temporal Variability and Size-Fractionation of Trace Metals During a Diurnal Cycle in a Coastal System: The Case of Arcachon Bay Nicolas Layglon, Cécile Bossy, Laureline Gorse-Labadie, J?rg Sch?fer and Alexandra Coynel

　　摘要
沿海系统对人类社会至关重要，提供了众多生态系统服务。然而，人类活动引入了污染物，尤其是微量金属（TM），这些污染物会导致其退化。这些环境本质上是动态和复杂的，其特征是生物地球化学过程迅速发生。因此，需要高频采样来评估微量金属的短期动态变化。在法国西南部的阿尔卡雄湾（Arcachon Bay）进行了一项研究，监测了九种微量金属（V、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、Co 和 U）浓度及其尺寸分布（<0.02 μm、<0.2 μm、原始样品和悬浮颗粒物）在27小时昼夜周期内的变化。研究结果表明：(i) 这些微量金属主要存在于潜在可生物利用的分数中（<0.02 μm），除了铅（Pb）主要与颗粒物结合；(ii) 铅（Pb）的时间变化仅由水体混合引起，而其他七种微量金属则不是；(iii) 白天条件对微量金属浓度和/或尺寸分布没有明显影响；(iv) 控制微量金属形态的多个过程同时发生。最后，计算出的风险商表明，铜（Cu）和钴（Co）对海洋生物具有生态风险。这些发现突出了高频采样结合尺寸分级方法的重要性，有助于更好地解决水体系统中颗粒物、胶体相和真正溶解相之间微量金属分布和生物地球化学循环的持续知识空白。

1. 引言
沿海生态系统对人类具有重要意义，提供了各种生态系统服务。沿海地区富含自然资源，支持食品生产（渔业、贻贝和牡蛎养殖）和制药（例如，含有多种生物活性分子）。然而，工业发展、旅游等人类活动的增加给水生生态系统带来了巨大压力。特别是金属等污染物的排放会导致这些环境的退化。微量金属（TM）在水体环境中通常以微量或超微量浓度存在。某些微量金属（如Cu、Zn、Ni、Co、Mn、V）在最佳浓度范围内对生物体是必需的，而超过这些范围则可能引起缺乏或毒性效应。相比之下，其他微量金属（如Cd、Pb）即使在低浓度下也具有毒性。在水生环境中，微量金属以多种物理化学形式存在，这些形式控制着它们的迁移性、反应性、生物利用性以及最终毒性。通常采用基于尺寸分级的方法来评估微量金属的形态。这些方法区分了颗粒物分数（>0.45 μm 或 0.2 μm）、胶体分数（1 μm 至 0.2 μm 和 0.45 μm）和“真正”溶解的分数（≤1 μm）。后者包括游离（水合）金属离子（Mn+），以及不稳定的和可移动的无机和有机复合物（ML），这些被认为是潜在可生物利用的形式，可以被生物体吸收。然而，这些物理化学分数并不是静态的。微量金属浓度及其尺寸分布表现出强烈的时间和空间变化，受生物和非生物参数的综合作用影响，例如水动力作用（如潮汐、混合、再悬浮）、生物地球化学过程（如初级生产）以及控制金属循环的人为因素。现有的大多数技术（如DGT被动采样设备）提供的是相对较长时间（通常为几天到几周）的综合数据，而水生系统中的生物地球化学过程可能遵循昼夜循环，涉及短期反应性和每小时的变化。因此，传统的低频采样策略（如每月一次）可能无法捕捉到对理解微量金属动态至关重要的瞬态事件和短期波动。例如，潮汐驱动的再悬浮可以迅速将微量金属从颗粒物阶段转移到溶解或胶体阶段，而生物活动可以在昼夜时间尺度上改变络合过程，从而改变金属的生物利用性。这些快速转变直接影响生物体对可生物利用金属形式的暴露，但没有高时间分辨率数据的话，这些问题将无法得到解决。因此，高频采样是一种关键的方法学手段，可以揭示这些短期动态变化。通过捕捉精细的时间变化，它可以帮助：(i) 识别控制微量金属分配的瞬态过程；(ii) 更准确地区分粗胶体和所谓的“真正”溶解分数；(iii) 在实际环境条件下更好地评估金属的生物利用性。这在牡蛎养殖区尤为重要，因为像牡蛎这样的生物不断暴露在变化的环境条件下。在阿尔卡雄湾（法国西南部）这样的系统中，由于牡蛎养殖密集和强烈的陆海相互作用，提高微量金属浓度及其分配的时间分辨率对于更好地理解污染物动态及其对生态系统功能和海产品质量的潜在影响至关重要。该研究旨在探讨阿尔卡雄湾（Cap Ferret）在27小时昼夜周期内九种微量金属（V、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、Co 和 U）浓度及其尺寸分布的变化。选择这些微量金属是因为它们在河口生物地球化学中的重要性。研究首先将探讨潮汐制度如何驱动物理化学参数的变化，从而塑造控制微量金属行为的環境条件。然后，将重点研究这些微量金属在所谓“真正”溶解相、胶体相和颗粒物相中的分布，特别关注控制其尺寸分配的过程。此外，还将评估关键生物和非生物参数对微量金属浓度及其分配的影响。最后，将从风险评估的角度探讨这些动态的环境影响，以更好地理解与微量金属变化相关的潜在生态影响。

2. 材料与方法
2.1. 研究区域和采样
研究区域描述：阿尔卡雄湾是一个位于法国西南部的中潮汐沿海泻湖，通过一个潮汐入口直接与大西洋相连。其表面积随潮汐周期显著变化，低潮时为60平方公里，高潮时为174平方公里。该湾的水动力主要由半日潮驱动，导致与海洋的强烈水交换；每次潮汐周期几乎有三分之二的泻湖水得到更新。此外，莱雷河（Leyre River，表面积2027平方公里）和其他支流（表面积280平方公里）的淡水输入也促进了水体更新，并影响系统的物理化学条件。面对大西洋的外滩暴露在高能量条件下，包括波浪、风和沿岸漂流，而泻湖本身保持半封闭状态。这种动态环境支持了多种生态功能，使该湾成为公认的生物多样性热点和许多物种的重要繁殖地。阿尔卡雄湾还具有重要的经济和社会意义。它是法国的主要牡蛎养殖中心之一（每年生产12,000吨或3400亿只牡蛎），占法国总产量的五分之一。尽管该地区工业化程度相对较低，但城市化、轻工业造船和有限的石油相关活动等人造活动仍对环境产生影响。此外，人口增长和季节性旅游业显著增加了环境压力。阿尔卡雄湾对比鲜明的环境特征以及其经济和遗产重要性使其成为研究人为污染物的重要地点。

采样协议：2022年5月10日至11日（潮汐系数分别为31至34和39至45），每小时从R/V Planula IV（TGIR FOF）在Cap Ferret站点（44°38′5.939″ N, 1°14′8.221″ W；图1）采集2.5米深度的水样。高潮分别发生在5月10日的13:45和5月11日的02:08及14:50，低潮分别发生在10日的19:40和11日的08:20，反映了典型的半日潮。在野外工作中，还从莱雷河（湾内的主要淡水来源）的出口Biganos采集了水样。两天采样期间，莱雷河的流量约为8立方米每秒。图1显示了研究区域地图。大城市用紫色圆圈表示，采样站点Cap Ferret（CF）用红星表示。湾内的主要淡水来源（即莱雷河）也在图中标出。为确保无污染采样，所有采样和储存材料（采样设备和瓶子）在实验室中用10% v/v HNO3 ULTREX?（J.T. Baker，Avantor，Radnor，PA，美国）进行了酸清洗，并用Milli-Q?水（18.2 M?，Millipore，Merck KGaA，Darmstadt，德国）彻底冲洗。溶解的微量金属浓度在三个不同分数中测定：(i) 原始样品中的酸可浸出微量金属浓度；(ii) 0.2 μm分数中的溶解微量金属浓度；(iii) 0.02 μm分数中的“真正”溶解微量金属浓度。采样使用自制12 V蠕动泵和酸预处理的特氟龙管（固定在一个钛保护笼中）。样品收集在酸清洗过的1 L聚丙烯（PP）瓶中。每个瓶子在亚采样原始样品以分析酸可浸出金属浓度（MeNF）之前都进行了剧烈混合。之后，样品通过0.2 μm（Me0.2μm）硝酸纤维素滤膜（Whatman?，Whatman (Cytiva)，马堡，MA，美国）和0.02 μm（Me0.02μm）氧化铝基膜（Anotop，Whatman?，马堡，MA，美国）过滤。样品收集在酸化的60 mL PP管中（0.2% HNO3 ULTREX?，J.T. Baker），并立即存放在冷藏箱中。回到实验室后，样品在4°C下避光储存，以待ICP-MS分析。

悬浮颗粒物（SPM）每两小时使用醋酸纤维素滤膜（Whatman?，0.2 μm孔径）采集。颗粒有机碳（POC）样本每两小时使用玻璃纤维滤膜（GFF；Whatman?，0.7 μm孔径）采集。大约1升海水通过每个预先称重的膜过滤。滤膜随后用Milli-Q?水冲洗以去除盐分沉积，在40°C下烘箱中干燥过夜，然后重新称重以确定每个滤膜收集的SPM质量。主要物理化学变量（包括温度、盐度和氧饱和度（O2%）在现场使用便携式TetraCon 96?探针（PROFILINE，WTW?，Weilheim，德国）测量，pH值使用Sentix 41?探针（PROFILINE，WTW?）测量。

2.2. 化学分析
使用seaFAST-pico系统（SC-4 DX seaFAST S2/pico，ESI?，Omaha，NE，美国）在离线模式下预浓缩不同溶解样品分数中的微量金属和沿海水质的认证参考物质（CASS-6，NASS-6，加拿大国家研究委员会）。seaFAST-pico系统是一个自动样品引入平台，使用螯合树脂进行选择性预浓缩和顺序定量。该系统的高度自动化，具有完全封闭和特氟龙内衬的试剂路径，结合其高度自动化和螯合树脂的使用：(i) 降低了样品污染的风险；(ii) 提高了重现性；(iii) 降低了检测限。预浓缩后，样品在4°C下避光储存于预清洗的PTFE管（10 mL；10% HNO3）中，直到微量金属分析。钒（Vanadium）、锰（Mn）、钴（Co）、镍（Ni）、铜（Cu）、锌（Zn）、镉（Cd）、铅（Pb）和铀（U）的浓度由三重四极电感耦合等离子体质谱仪（TQ-ICP-MS；iCAP? TQ ICP-MS，Thermo Scientific?，Waltham，MA，美国）测定。沿海水质认证参考物质的回收率见表1。对于每个样品，标准偏差小于测量浓度的10%，因此未绘制误差条，因为它们位于符号范围内。最终数据集（V、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、Co 和 U）在分析可靠性和环境相关性之间取得了平衡，确保了对阿尔卡雄湾昼夜潮汐周期内高分辨率时间变化的稳健解释。表1显示了测量的微量金属浓度及其认证值（括号内）以及相应的检测限（LD），单位为μg L?1。为了确定悬浮颗粒物（SPM）中的痕量金属（TM）浓度（MeTot），将干燥后的过滤器在经过酸处理的聚丙烯试管（DigiTUBEs?，Analytichem，Harbor City，CA，美国）中使用特氟龙涂层加热块进行消化（110°C下加热2小时；Analytichem，Harbor City，CA，美国）。消化过程使用了一种包含1.5 mL HCl（10 M Suprapur?，Merck，KGaA，Darmstadt，德国）、0.75 mL HNO3（14 M ULTREX?，J.T. Baker）和2.5 mL HF（29 M Suprapur?，Merck KGaA，Darmstadt，德国）的三酸混合物，这是一种“完全消化”方法[27]。蒸发至完全干燥后，将残留物重新溶解在0.25 mL HNO3（14 M）和5 mL Milli-Q水中，并在加热块中加热65°C持续15分钟。然后，将溶液转移到一个已消毒的15 mL聚丙烯试管中，并以3000 rpm离心15分钟。最后，将3.5 mL上清液转移到另一个已消毒的15 mL聚丙烯试管中，并根据前述方法[27]补足6.5 mL Milli-Q水。使用经过认证的参考物质（河流沉积物，CRM NCS-DC 73308，NCS，北京，中国）来检查痕量金属的消化和分析结果，同时也对空白过滤器进行了同样的处理。对于SPM，获得的回收率（n = 2）为V、Mn、Co、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、U和Th，范围从92.4 ± 0.69%（U）到112.4 ± 3.1%（Pb）。空白过滤器中的痕量金属浓度（n = 3）按6.5 mg的质量标准化（这是田间采集期间过滤器的平均SPM质量），分别为V 0.0077 ± 0.0003 μg g?1、Mn 0.086 ± 0.030 μg g?1、Co 0.0093 ± 0.0086 μg g?1、Ni 0.110 ± 0.035 μg g?1、Cu 1.02 ± 0.19 μg g?1、Zn 1.32 ± 0.27 μg g?1、Cd 0.0010 ± 0.0003 μg g?1、Pb 0.062 ± 0.013 μg g?1、Th 0.0012 ± 0.0005 μg g?1和U 0.0019 ± 0.0001 μg g?1。根据Larrose等人[28]的研究，将钍作为保守的岩石生成示踪剂加入SPM中，以标准化其中的痕量金属浓度。这种标准化方法考虑了矿物学背景的变化，更重要的是，与流速相关的颗粒大小分布的变化。颗粒大小会影响痕量金属的浓度，因为较细的颗粒具有较大的比表面积，倾向于聚集更多的痕量金属。因此，钍的标准化减少了这些与颗粒大小相关的偏差。

颗粒有机碳（POC）浓度的测定是通过将精确体积的水通过预先燃烧和称重过的过滤器（Whatman? GF/F，0.7 μm）进行过滤来实现的。过滤器用Milli-Q水冲洗以去除盐分，然后在50°C的烤箱中干燥至恒重并重新称重。利用质量差异来确定SPM浓度。之后，按照其他文献[29]中描述的方法，使用LECO? CS-230分析仪（LECO Corporation，St. Joseph，MI，美国）对过滤器进行分析，先通过2 M HCl去除碳酸盐。通过测量CRMs（例如LECO 501–503）来检查分析质量，其回收率约为95%。

2.3 数据处理
所采用的采样和后续分析方案可以根据金属的大小区分出四个特定操作定义的金属组分。第一个组分对应于所谓的“真正”溶解的组分，包括所有尺寸小于0.02 μm的金属种类（即自由金属离子、不稳定的无机和有机复合物以及吸附在小无机胶体上或与有机配体不可逆结合的金属组分）。尽管在0.02 μm处过滤的组分被定义为“真正”溶解的，但这一定义应视为操作性的，而不是纯溶解种类的严格表示。因此，这样的组分可能会高估金属的真正生物可利用部分。这个组分被称为Me<0.02。第二个组分是通过从Me0.2中减去Me0.02得到的，对应于粗胶体（尺寸在0.02到0.2 μm之间），称为Mecol。MeNF组分包括溶解的（<0.2 μm）组分和可以通过酸提取的（0.2% HNO3，Suprapur，Merck）颗粒浓度部分。第三个组分（Meacid-leachable）对应于颗粒中的活性金属种类，是通过从MeNF中减去Me0.2得到的，此后将其称为可酸提取的痕量金属浓度。最后一个组分是在SPM中进行三酸消化后的总颗粒痕量金属（MePart）。

由于某些痕量金属具有特定的尺寸分布（例如，Cd在所谓的“真正”溶解组分中），并且测量到的浓度非常低（仅有几ng L?1），可能会出现较小尺寸组分中的浓度高于较大尺寸组分中的浓度的情况，这仍在分析误差范围内。在这種特定情况下，我们将遵循以下原则：（i）原始样品中测量的浓度始终是可靠的；（ii）如果<0.2 μm组分中的浓度低于原始样品中的浓度，则该浓度是可靠的；否则，保留原始样品中的浓度；（iii）如果<0.02 μm组分中的浓度低于<0.2 μm样品中的浓度，则该浓度是可靠的；否则，保留<0.2 μm样品中的浓度。在研究的结果部分，没有进行这种数据处理，而是直接呈现了原始数据。

风险评估通常是通过将溶解的（<0.2 μm）痕量金属浓度除以环境质量标准（EQS）规定的最大允许浓度（MAC）或预测的无效应浓度（PNEC）[30]来进行的。然而，对于某些痕量金属（例如Cu、Co、Ni等），EQS尚未建立，和/或计算出的PNEC值在不同研究之间有所不同。因此，我们选择通过将痕量金属的每小时浓度除以澳大利亚和新西兰关于确保99%物种保护的最大允许金属浓度的指导值来计算物种的风险商（RQS）（方程（1））。如风险评估[30]中通常定义的那样，风险等级表示为：无风险（RQS < 0.1）；低风险（RQS < 1）；中等风险（RQS < 10）；高风险（RQS > 10）。

1) 开发了一个简单的保守混合模型，用于评估溶解的（<0.2 μm）痕量金属浓度的变化是否可以仅通过淡水和海水的混合来解释。淡水端点使用Leyre河（Biganos站点）来定义，该河代表了河流对系统的输入。海水端点定义为洪水潮期间观察到的最高盐度，这与近海海水特征一致，也与CASS-6和NASS-6的值（代表近岸海水和海洋海水的CRM）相符。根据每次采样时的盐度测量值，计算了淡水和海水的相对比例。然后，根据这些比例重建了理论上的痕量金属浓度，作为端点浓度的加权总和。这种方法使我们能够评估观察到的溶解痕量金属分布是否可以通过简单的物理混合过程来解释，或者是否需要额外的生物地球化学过程。

所有统计分析和热图可视化都是使用RStudio（R Core Team，2015）及其包ComplexHeatmap、ggpubr、gridExtra、Hmisc、reshape2和stats来完成的。不同组分中的痕量金属浓度与辅助参数之间的相关性通过Spearman相关系数测试进行了评估。

3. 结果
3.1 物理化学参数的时间变化
在Cap Ferret站点，潮汐周期期间的水深范围从1.34米到3.23米；最低点出现在5月10日19:30和5月11日8:30（大约对应于两次低潮），而最高水位出现在5月10日13:30和5月11日1:30以及14:30（三次高潮期间）。
在昼夜周期中，盐度范围从32.3到34.1（图2A），随水深（图2C）变化，并反映了潮汐周期。温度范围从16.2到19.0°C，与潮汐呈负相关（图2A），而pH值（8.05到8.53）和溶解氧（DO）饱和度（101.6%到108.4%）也在昼夜周期中波动，其变化与盐度明显相关（图2A、B）。
图2. 2022年5月10日至11日昼夜周期中（A）盐度（黑色）和温度（红色），（B）pH值（绿色）和氧气（蓝色），（C）水深（蓝色）和SPM（棕色），（D）水深（蓝色）和POC（棕色）的时间变化。灰色区域代表夜间（即太阳辐射等于0的时间，从22:30到6:30）。在野外考察期间，SPM浓度相对稳定（4.8 ± 0.4 mg L?1），除了在潮汐反转时SPM浓度突然增加，分别在5月10日17:30达到16.9 mg L?1和5月11日9:30达到13.8 mg L?1，这两个时刻均发生在涨潮和退潮期间。POC浓度在昼夜周期中变化范围从1.95%到5.55%，高潮时达到最大值，低潮时达到最小值（图2）。

3.2 不同尺寸组分中痕量金属浓度的时间变化
在野外考察期间，九种所谓的“真正”溶解的（Me<0.02）痕量金属的每小时浓度变化程度不同。V和U在<0.02 μm过滤后的浓度变化较小，范围较窄（分别为1.19至1.40 μg L?1和2.28至2.70 μg L?1），从低潮到高潮增加了大约1.2倍（图3A,I）。相比之下，其他七种痕量金属的变化显著，最大值出现在高潮时，最小值出现在低潮时，变化范围较大（例如，Mn：1.18–4.87 μg L?1，放大倍数为4.1；Ni：0.17–0.32 μg L?1，放大倍数为1.9；Cu：0.15–0.37 μg L?1，放大倍数为2.5；Zn：0.018–0.53 μg L?1，放大倍数为30；Cd：0.008–0.018 μg L?1，放大倍数为2.3；Pb：0.002–0.010 μg L?1，放大倍数为5.1；Co：0.012–0.047 μg L?1，放大倍数为4.1；图3B–H）。时间变化顺序为：V = U < Ni < Cu ≈ Cd < Co = Mn < Pb << Zn。

图3. 2022年5月10日至11日昼夜周期中，在0.02 μm过滤后所谓的“真正”溶解浓度（Me0.02；黄色）、0.2 μm过滤后的溶解浓度（Me0.2；蓝色）以及原始样品中的金属浓度（MeNF；红色）中的痕量金属（A）：V，（B）：Mn，（C）：Ni，（D）：Cu，（E）：Zn，（F）：Cd，（G）：Pb，（H）：Co，（I）：U）的时间变化。蓝色曲线代表昼夜周期中的水深。灰色区域代表夜间（即太阳辐射等于0的时间，从22:30到6:30）。溶解痕量金属的每小时浓度（经过0.2 μm过滤后）显示出与所谓的“真正”溶解组分相似的时间趋势和变化范围（最小-最大值）。像之前对<0.02 μm组分观察到的那样，V0.2和U0.2的浓度波动最小（~1.3），分别为1.31至1.65 μg L?1和2.35至2.74 μg L?1，最高值出现在高潮期间。这7种其他元素（Ni = Cd ≈ Cu < Co ≈ Mn < Zn < Pb）的变化顺序大致相同，峰值出现在低潮时：（Mn0.2：1.53–7.43 μg L?1，增幅4.9；Ni0.2：0.18–0.31 μg L?1，增幅1.8；Cu0.2：0.17–0.43 μg L?1，增幅2.5；Zn0.2：0.46–2.9 μg L?1，增幅6.3；Cd0.2：0.007–0.014 μg L?1，增幅1.9；Pb0.2：0.007–0.070 μg L?1，增幅10；Co0.2：0.015–0.066 μg L?1，增幅4.5；图3B–H）。关于原始样品（MeNF）中的TM浓度，也观察到了类似的时间变化序列，V ≈ U = Cd = Ni < Cu < Co ≈ Mn ≈ Pb < Zn，具体表现为：（i）VNF（1.46–1.65 μg L?1；增幅1.1）和UNF（2.24–3.15 μg L?1：增幅1.4），在高潮时浓度最高（图3A,I）；（ii）MnNF（2.02–7.53 μg L?1；增幅3.7），NiNF（0.2–0.33 μg L?1；增幅1.7），CuNF（0.18–0.49 μg L?1；增幅2.7），ZnNF（0.48–3.95 μg L?1；增幅8.2），CdNF（0.009–0.013 μg L?1；增幅1.5），PbNF（0.05–0.18 μg L?1；增幅3.4），CoNF（0.02–0.08 μg L?1；增幅3.4；图3B–H），在低潮时浓度最高。基于这些结果，本研究强调了以下几点：（i）在整个昼夜循环中，Me0.02部分始终占MeNF TM浓度的大部分（在原始样品中可被酸溶解），其比例从V的78%到91%，Mn的55%到69%，Ni的68%到90%，Cu的60%到约100%，Cd的72%到约100%，Co的39%到74%，U的79%到100%（图4）。相比之下，所谓的“真正”溶解的Pb（Pb0.02）在整个昼夜循环中的比例一直很低，仅在1%到16%之间。对于Zn，所谓的“真正”溶解部分在野外调查期间的变化很大，范围从0%到89%；（ii）胶体部分（Mecol = Me0.2 ? Me0.02）在Cd和U的MeNF TM浓度中所占的比例可以忽略不计（图4），变化范围有限（Cd为0%到4.4%，U为0%到11%）。相反，对于其他元素，胶体部分的变化很大，V为1.2%到21%，Mn为0%到38%，Ni为0%到32%，Cu为0%到20%，Zn为0%到20%，Pb为0%到84%，Co为2.7%到36%。酸可溶解的部分（0.2% HNO3；颗粒金属的反应性部分）在所有研究金属中在整个昼夜循环中变化很大。对于V（0%到14%），Mn（0%到37%），Ni（0%到24%），Cu（0%到39%），Zn（0%到73%），Cd（0%到28%），Co（10%到51%），这部分总是最重要的，而对于Pb（42.2%到95%），除了5月11日14:30时仅为12%（图4）。图4. 2022年5月10日至11日昼夜循环期间TM的大小分级变化：(A) V，(B) Mn，(C) Ni，(D) Cu，(E) Zn，(F) Cd，(G) Pb，(H) Co，(I) U。灰色区域代表夜间（即太阳辐射等于0的时间段，从22:30到6:30）。最后，对这9种元素在昼夜循环中每两小时监测一次的三酸消化颗粒TM浓度（MeTot）显示出了明显的浓度范围：Vpart从13.5到65.8 μg g?1，U从0.22到0.87 μg g?1，Mn从89.6到418 μg g?1，Ni从5.63到15.4 μg g?1，Cu从2.01到62.4 μg g?1，Zn从34.9到151 μg g?1，Cd从0.05到1.16 μg g?1，Pb从4.36到21.7 μg g?1，Co从1.26到5.28 μg g?1（图5）。基于中位数的整体丰度顺序为：Mn > Zn > V > Pb > Ni > Cu > Co > U > Cd，这与土壤和大陆地壳上部的典型金属丰度模式一致[31]。更具体地说，最低的TMPart浓度系统性地在SPM峰值时出现，这可能反映了流速较高、促进了含有较低TM含量的较粗颗粒重新悬浮的时期。这种解释得到了用钍（Th）标准化的支持，钍是一种广泛用于校正粒度和平行矿物效应的保守性岩石成因示踪剂[28]。当用钍标准化后，变化显著减小，标准化的浓度在整个昼夜循环中表现出相对稳定的值：V为16.3 ± 1.3，U为0.22 ± 0.03，Mn为87.4 ± 17，Ni为4.0 ± 1.2，Cu为2.5 ± 4.3，Zn为29.0 ± 4.3，Cd为0.07 ± 0.09，Pb为5.4 ± 0.4，Co为1.3 ± 0.2。唯一的显著偏差出现在Mn、Ni、Co和U的第一个SPM峰值期间，这表明有成分不同的物质暂时输入。需要注意的是，对于Cd，最高的Th标准化值出现在高潮时（图5）。图5. 2022年5月10日至11日昼夜循环期间酸可溶解部分（Meacid-leachable，即MeNF-Me0.2，蓝色）和颗粒部分（MePart，即在三酸消化后测量在SPM中的浓度乘以相应水中的SPM浓度）的时间变化。（A）V，(B) Mn，(C) Ni，(D) Cu，(E) Zn，(F) Cd，(G) Pb，(H) Co，(I) U）。蓝色曲线代表昼夜循环期间的水深。灰色区域代表夜间（即太阳辐射等于0的时间段，从22:30到6:30）。此外，MePart可以通过将TM含量（μg g?1）乘以SPM浓度（g L?1）来表示为μg L?1。Vpart的范围是从0.15到0.50 μg L?1，U从0.002到0.007 μg L?1，Mn从0.71到0.38 μg L?1，Ni从0.04到0.13 μg L?1，Cu从0.03到0.27 μg L?1，Zn从0.34到0.74 μg L?1，Cd从0.001到0.005 μg L?1，Pb从0.05到0.17 μg L?1，Co从0.01到0.04 μg L?1。TM的分布和时间变化揭示了（i）元素之间的时间趋势差异，（ii）元素之间的相对幅度，以及（iii）特定元素的三个研究部分之间的相对幅度（图3和图4）。这表明控制分级的机制严重依赖于元素本身，反映了化学行为、反应性和与各种相的关联的差异。这种变化可能反映了物理化学过程（吸附/解吸、络合和聚集）的动态相互作用，这些过程受潮汐制度和/或生物活动（如浮游生物动态）的驱动，可能会产生生态影响。

4. 讨论
4.1. 影响物理化学参数的潮汐制度
在野外调查期间观察到的盐度变化相对较小，这可以归因于潮汐幅度较小，如低潮系数所示（在31到45之间）。pH值和溶解氧饱和度在夜间升高，与高潮条件一致。pH值的上升主要可以通过海水的入侵来解释，因为海水比河水更碱性（例如莱雷河）。此外，浮游植物的活动也可能对pH值的变化有所贡献，尽管它们的作用在白天和夜晚可能会有所不同。特别是，光合作用消耗二氧化碳并增加pH值，而呼吸作用释放二氧化碳通常会导致pH值降低[32]。夜间观察到的pH值和溶解氧饱和度的增加看似矛盾，因为夜间通常与净呼吸和氧气消耗有关。然而，Tercier-Waeber等人[17]在阿尔卡雄湾报告了类似的溶解氧饱和度时间变化，他们将其归因于海水的输入和浮游植物的光合作用/呼吸作用的共同影响。在他们的研究中，高潮发生在白天，因此无法区分主导过程。因此，夜间观察到的pH值和溶解氧的增加可能归因于含氧海水的流入，抵消了浮游植物的氧气消耗。在潮汐反转期间，随着水位（<2米）的降低，SPM的增加强烈表明沉积物在水柱中的重新悬浮，这是由高流速和水动力强迫驱动的，正如之前在阿尔卡雄湾观察到的[33]。高潮期间观察到的最高POC值可能反映了海洋来源的浮游植物的输入，这些浮游植物通常含有更多的有机碳[34,35]。这一解释与之前的河口环境观察结果一致，在那里潮汐入侵显著促进了自生海洋有机物的传输[36]。

4.2. 微量金属的大小分级
TM在颗粒、胶体和所谓“真正”溶解部分之间的分级表现出不同的行为，这取决于具体的元素。总体而言，大多数元素（V、Mn、Ni、Cu、Cd、Co和U）主要由所谓的“真正”溶解部分（即<0.02 μm，包含自由金属离子、不稳定的无机和有机复合物以及吸附在小无机胶体上或与有机配体不可逆络合的金属）组成，而Pb主要与颗粒相相关。Zn的行为变化很大，无法确定一个一致的分级模式，因为观察到的峰值可能是由于采样过程中的瞬间污染事件/热点（例如，来自船只本身的污染）。众所周知，锌的定量容易受到环境污染的影响，这会显著扭曲测量值。这些结果强调了大小分级在控制TM形态中的重要作用，这与先前强调胶体相作为水生系统中TM载体的重要性研究结果一致[12,14,37]。TM形态与环境及物理化学变量之间的关系进一步表明了水动力和混合过程的强烈影响。所谓的“真正”溶解部分对V和Pb的贡献与盐度和潮汐阶段的正相关（p值< 0.001）表明了保守的混合行为，这与在河口和沿海环境中的先前观察结果一致[38,39]。同样，Cu0.02的比例与盐度的弱相关（p值< 0.05），以及Co0.02与盐度的负相关（p值< 0.01），以及与潮汐的负相关，表明元素对盐度驱动的混合和生物地球化学转化有特定的响应。其他元素没有明显的相关性，这可能反映了多重过程的叠加。粗胶体也参与了V、Mn、Ni、Cu、Zn、Pb和Co的形态形成。虽然在Mecol和主要变量之间没有发现显著的相关性，但在Mncol和Pbcol、Zncol、Nicol和Cocol之间发现了强相关性（p值< 0.001），与Cucol之间发现了中等相关性（p值< 0.01），以及与Cdcol之间的弱相关性（p值< 0.05）。这种相关性可能表明TM在Mn氧化物上的吸附，已知Mn氧化物是强Scavengers for TM [40,41]。然后可以将颗粒TM（三酸消化后）与从未过滤样品（MeNF）的酸可溶解部分和溶解TM浓度（Me0.2）之间的差异进行比较。这种比较揭示了某些元素（尤其是V、Mn、Ni、Cu和Zn）的显著差异，其中反应性（可溶解）-总颗粒TM的比例低于50%。这样的低比率表明，这些TM的相当一部分存在于难溶的、反应性较差的相中，很可能与硅酸盐矿物的晶格有关。这种解释与之前的研究一致，这些研究表明许多岩石成因元素主要纳入碎屑硅酸盐相中，因此在温和的提取条件下不易移动，而不像与氧化物、有机物或表面吸附过程相关的更易移动的部分。元素特定的行为进一步支持了这些解释。钒和U主要存在于所谓的“真正”溶解部分，这与它们在氧化条件下的保守行为一致[39,42,43]。它们的形态主要由稳定的水溶性复合物主导，U主要以铀酰碳酸盐物种（例如UO2(CO3)22?、UO2(CO3)34?）的形式存在，而V则以溶解的氧阴离子（例如H2VO4?、HVO42?）的形式存在。这些带负电荷的物种在pH~8时热力学上稳定，因此在我们的研究中观察到它们在有机配体和颗粒表面的吸附有限，这是由于静电排斥作用[44,45]。这种物种分化也影响了它们的环境行为，特别是通过影响它们在水生系统中的移动性和生物可利用性。正如在V和U中观察到的那样，Cu和Ni也主要存在于所谓的“真正”溶解部分中，这一点在许多其他研究中也得到了证实[12,14]。在海水中，Cu的含量主要受溶解有机配体的控制，形成了相对稳定的复合物，这解释了所谓“真正”溶解部分所占的比例较大[46,47]。在有机配体中，硫醇化合物以及腐殖质和富里酸物质是主要的配体[47]。虽然Cu在自然水中的主要氧化还原形式是Cu(II)，但由于与氯离子的稳定作用，有10%的Cu以Cu(I)的形式存在[47]。镍在氧化条件下主要以Ni(II)的形式存在，并与无机和有机配体形成稳定的复合物。20世纪80年代开发的一个模型表明，Ni2+是海水中镍的主要形式（约36%），其次是氯离子（27%）和碳酸盐（19%）[48]。锌的行为有所不同，它更多地与<0.2 μm的颗粒部分结合，而不是所谓的“真正”溶解或反应性颗粒部分。这种模式表明粗颗粒和/或有机络合作用的贡献显著，这一点在其他研究中也已有观察到[45]。众所周知，锌对天然有机物和生物来源的配体有很强的亲和力，这使它能够在胶体尺寸范围内稳定下来，而不是以自由溶解的形式存在。这种行为在自然水中被广泛报道，并且通常与腐殖质和胞外聚合物的络合作用有关[49,50]。相比之下，铅主要与颗粒部分结合，这一点从过滤前样本中的高含量可以看出，突显了铅对颗粒的强烈亲和力，尤其是对Fe-Mn氧化物和有机物的亲和力，这种亲和力在水生环境中很常见[51,52]。这反映了铅对颗粒表面的强烈亲和力。可浸出的颗粒部分可能对应于与反应性表面位点结合的铅，而与总颗粒浓度的差异（通过完全消化获得）表明只有少量的铅（<25%）被纳入更难分解的矿物相和/或较少反应性的基质中。钴和锰表现出中间的分配特性，大约一半的浓度存在于所谓的“真正”溶解部分中，一小部分与细颗粒相和酸可浸出相（10–51%）结合，后者可能是由于聚集的Mn氧化物，已知钴对这种环境非常敏感[53,54]。这种分布可能反映了它们的氧化还原敏感性。特别是锰，会从Mn(II)迅速氧化为Mn(III/IV)，从而形成Mn-氧羟基胶体。这些新形成的胶体具有很高的反应性，可以有效清除其他痕量金属，如钴。因此，溶解形式和胶体形式的共存表明了活性氧化还原循环以及可还原可溶性物种与氧化颗粒或胶体相之间的持续转化。

总体而言，这些结果强调了物种分化和环境条件（例如氧化还原状态、有机物的可用性和颗粒的反应性）在控制沿海水域中微量元素（TM）在溶解相、胶体相和颗粒相之间的分配中的关键作用。

4.3. 生物和非生物参数对TM浓度和大小分配的影响
由于缺乏互补数据（例如叶绿素-a、浮游植物丰度），我们无法直接评估生物因素对TM动态和分配的影响。生物过程，如吸附到浮游植物细胞上和被浮游植物吸收，可能会影响TM的浓度和物种分化。这些相互作用在高生物活动期间可能会更加明显，可能与光照条件有关，或者潮汐上升时海洋入侵作用增强有关。在这次27小时的野外考察中，有机会观察到两个潮汐周期，从而可以在一天中的三个高潮时段进行研究，包括两个在白天和一个在夜间。这使我们能够研究光照（即光还原或光氧化）对TM时间变化的影响。计算了三个高潮时段（即2022年5月10日13:30–15:30；2022年5月11日01:30–03:30；2022年5月11日13:30–15:30）三个小时内<0.02 μm、<0.2 μm和NF部分的金属浓度平均值。然后将这些浓度在一天内的不同时间段进行比较（图6）。图6显示了高潮期间白天（蓝色和灰色）和夜间（橙色）三种尺寸分级（(A)：<0.02 μm, (B)<0.2 μm, (C)：NF）中测量的TM浓度。结果没有显示出白天条件对TM浓度和/或大小分配的明显影响，因为夜间测得的浓度与白天测得的浓度相似或在其范围内（图6）。这些发现表明，在此次考察的条件下，无论是光化学驱动过程还是生物过程，都没有对TM浓度产生可检测到的控制作用。尽管没有可测量的影响，并不排除浮游植物活动或光驱动过程的存在；这可能表明它们的效应相对于水动力控制来说是较弱的。

在潮汐周期进行的野外考察中，人们可能会怀疑TM浓度的变化是否是由于两个水体的混合造成的，一个来自淡水输入（这里是Leyre河），另一个来自海水输入（这里是大气西洋）。因此，TM的浓度“建模”时仅考虑了这两种水体的混合（由于Leyre河中没有测量锰的浓度，因此未考虑锰的情况，见图7）。以U和V为例，这两种元素在盐度梯度中的行为通常是保守的[39]，如果日循环期间测得的浓度和“建模”的浓度相似，则可以预期水体的简单混合。实际测得的V0.2和U0.2浓度与“建模”的浓度相差高达11%（图7）。这种低差异表明，溶解的V和U的时间变化主要是由于水体混合造成的。U0.2浓度与盐度之间缺乏线性相关性（R2 = 0.11），这可以通过U0.2和盐度浓度的小变化（5%）来解释，这些变化包含在TQ-ICP-MS分析的分析误差范围内，通常在10%左右。对于所有其他TM（Co、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb），“建模”的浓度与实际测得的浓度有很大偏差。关于Pb，实际测得的浓度大多数时间都低于“建模”的浓度，这表明溶解的Pb物种被移除了，这与上述的物种分化结果一致。对于Co、Ni、Cu和Cd，实际测得的浓度在低潮时较高，这表明存在生物地球化学反应性，其幅度可以通过“建模”和实际测得浓度之间的差异来估计，这可能与海湾的地理配置有关。在像Arcachon湾这样的沿海系统中，盐度相对较高（>25），淡水输入的影响有限的。因此，通常在Gironde河口等区域系统中观察到的与盐度梯度相关的地球化学反应性[39,55]，在高潮时可能被转移到河流-河口连续体上游。在这种情况下，盐度梯度充当了一个生物地球化学反应器，控制着絮凝、吸附-解吸和金属物种分化等关键过程。这与之前关于潮汐系统中营养循环的研究结果一致[56]，强调了最强烈的生物地球化学转化主要发生在过渡带，而不是在海湾中心。虽然Canton等人[56]认为主要反应性与河口混合区相关，但相当一部分转化过程也可能发生在海湾中心。潮汐周期中，由渗透性砂质沉积物组成的潮间带的淹没和露出可能会引起潮汐泵送作用，导致海水在涨潮时渗入沉积物中，并在退潮时释放富含溶解元素（营养物质）的孔隙水[57]。这种机制可以解释所谓的“真正”溶解TM浓度的暂时富集以及与保守混合行为的偏差。这也表明沉积物可能作为活跃的生物地球化学反应器，其中金属发生转化、积累和周期性再移动，从而为内部来源和汇提供贡献，这些过程可能部分脱离了简单的两端混合框架。此外，如海草床（例如Zostera noltii）[23]这样的底栖生态系统可能通过改变沉积物结构、增加有机物输入和刺激微生物活动来增强这些过程。因此，这些环境可能在控制沉积物-水界面处的氧化还原条件和金属物种分化方面发挥重要作用。

4.4. 环境和风险评估
在法国，自20世纪70年代末以来，名为ROCCH（“Réseau d’Observation de la Contamination Chimique”，前身为RNO）的国家贻贝监测计划一直使用野生双壳类动物作为全国海岸线化学污染状况和趋势的半定量生物指标[58]。在Arcachon湾的不同地点，特别是在Cap Ferret，进行了涉及野生牡蛎的生物监测项目。这意味着活的生物体面临着严重的压力条件，需要考虑反映环境压力因素和自然变异性的多种毒性生物标志物。虽然生态质量标准（EQS）只考虑了非常有限的TM种类，但在澳大利亚和新西兰，政府根据实验室进行的生态毒性实验确定了保护海洋物种的金属阈值[59]。虽然溶解的和所谓的“真正”溶解的V、Ni、Zn、Cd和Pb的浓度始终低于保护99%海洋物种的ANZEEC阈值（分别为50、7、7、0.7和2.2 μg L?1），但溶解的和所谓的“真正”溶解的Cu的浓度始终接近或高于该阈值，而Co的浓度始终远高于触发值。基于这些结果，使用ANZEEC定义的阈值计算了风险商数（RQS）（图8）。获得的数据表明，测得的V0.2、Ni0.2、Cd0.2和Pb0.2浓度在整个昼夜循环中对当地海洋物种的风险可以忽略不计（RQS < 0.1）。测得的Zn0.2浓度也表示风险很小或低。另一方面，溶解的Cu根据不同的日子代表低风险（RQS < 1）或中等风险（RQS < 10）。最后，Co0.2浓度对海洋生物体代表中等风险（RQS < 10）或高风险（RQS > 10）。在所谓的“真正”溶解部分中也观察到了类似的结果，这些部分通常被认为是生物可利用的部分，即使小颗粒存在于1–20 nm的尺寸范围内。这些结果清楚地表明，需要在欧盟法规中包括更多的TM种类（例如Cu、Co）作为目标TM。这些结论得到了基于实验室培养的研究的支持，这些研究表明，低nM Cu(II)浓度（即几十μg L?1）可能对多种浮游植物物种有毒，并可能对大型无脊椎动物的幼体发育产生负面影响[19]。尽管没有针对接近自然环境中发现的Co浓度进行类似的实验，但一项研究计算了物种敏感性分布（SSD），从中得出了危险浓度第5百分位数（HC5）为7.09 μg L?1（95% CI：0.025–47.3 μg L?1）[60]。图8显示了使用每个采样小时的溶解浓度（Me0.2）和所谓的“真正”溶解浓度（Me0.02）计算的V、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、Co和U的风险商数（RQS）矩阵。风险较低的（RQS < 0.1）用浅蓝色背景表示，风险较低的（RQS < 1）用浅绿色背景表示，中等风险的（RQS < 10）用浅橙色背景表示，高风险用红色表示（RQS > 10）。**结论**
在阿卡雄湾（Arcachon Bay）27小时的昼夜循环中，对TM（总金属）的每小时时间变化进行分析后，发现以下明显差异：
(i) 不同元素之间的时间趋势；
(ii) 各元素之间的相对幅度；
(iii) 特定元素在三个研究组分（<0.02 μm的真正溶解组分、可降解的无机和有机复合物以及吸附在小无机胶体上或与有机配体形成不可逆复合物的金属组分）之间的相对幅度。
总体而言，大多数元素（V、Mn、Ni、Cu、Cd、Co和U）主要存在于所谓的“真正”溶解组分中，而Pb主要与颗粒相相关。
这种昼夜循环过程中的地球化学监测表明，大多数TM的变化无法仅用河流（莱雷河）和海洋（大西洋）物质之间的简单保守混合来解释。相反，该研究揭示了系统内部发生的非保守性和动态过程的重要性。尽管有这些发现，但由于缺乏补充参数（如氧化还原指标、溶解有机物的详细表征、浮游植物动态以及直接沉积物测量），对潜在机制的解释仍然有限。因此，无法定量确定生物过程和非生物过程的相对贡献。
未来的研究应采用综合方法，结合水柱和沉积物的调查。应优先通过高频监测和原位测量来量化底质通量和潮汐泵送过程。沉积物取芯和孔隙水分析有助于更好地了解氧化还原驱动的转化过程，而在阿卡雄湾收集的潮汐沉积物上进行的人工再悬浮实验可以帮助评估水动力扰动的作用。同时，纳入生物参数（如浮游植物丰度[由国家PHYTOBS网络和潜水式细胞浮标提供数据]和溶解有机物组成），将有助于更好地理解生物因素对金属循环的控制作用。最后，结合水动力学和热力学建模方法对于解析主要过程并预测不同环境条件下的系统行为至关重要。
此外，鉴于<0.02 μm组分中包含大量的金属，在未来的研究中进行超滤实验以评估小胶体的影响，并更精确地量化潜在可生物利用的金属组分将是很有意义的。
总之，这项研究表明，受小河口影响的沿海环境中的潮汐循环不能简化为简单的混合过程，而是控制复杂且瞬态生物地球化学相互作用的主要因素。潮间带通过物理动力与沉积过程的强烈耦合，在调节陆地-海洋界面的金属循环中起着关键作用。