泗河表层沉积物重金属形态分布特征及风险分析

2012届分类号：X522单位代码：10452本科专业职业生涯设计--绿水长流、江山如画姓名刘如学号200810830124年级2008专业环境工程系（院）资源环境学院指导教师邱继彩2012年4 月25 日目录题目：绿水长流、江山如画—我的职业生涯规划第一部分职业生涯设计 (1)绿水长流、江山如画 (1)1 毕业后找工作 (1)2 环境工程专业概述及培养方向 (1)2.1 专业概述 (1)2.2 专业要求 (1)3 社会就业基本状况 (2)3.3 就业前景 (2)4 个人能力分析 (3)4.1 个人性格分析 (3)4.2 专业知识背景 (4)5 工作计划 (4)6 结语 (4)第二部分技能展示（毕业论文） (6)摘要 (6)ABSTRACT (7)引言 (8)1 临沂市祊河河流概况 (8)2 实验部分 (8)2.1 监测点布设即河流监测断面布设 (8)2.2 样品的采集和保存 (9)2.3 实验方法及样品的预处理 (10)2.4 实验试剂及仪器的简介 (10)2.5 铜、锌、镉测定的实验结果 (11)3 环境影响评价部分 (11)3.1 环境影响评价方法 (11)3.2 环境影响评价土壤环境质量标准 (12)3.3 污染等级划分标准 (14)3.4 结果和分析 (14)4 结束语 (17)参考文献 (18)谢辞 (19)第一部分职业生涯设计绿水长流、江山如画1 毕业后找工作我是一个当代本科生，是家里最大的希望——成为有用之才，自认为性格外向、开朗、活泼，业余时间喜爱交友、听音乐、外出散步、聊天还有上网。

喜欢看励志文学、经典小说，也喜欢看科普类的杂志或图书。

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舟山渔场潮间带沉积物重金属形态分布特征及生态风险分析柴小平;母清林;佘运勇;王红光;王晓华;王剑【期刊名称】《环境污染与防治》【年(卷),期】2022(44)8【摘要】为了研究舟山渔场潮间带沉积物重金属污染程度,采用BCR连续提取法分析了7种重金属(Cd、Cu、Pb、Zn、Ni、Cr、As)形态含量,重点讨论了其总量和赋存形态的分布特征、影响因素及生态风险。

结果表明,舟山渔场潮间带沉积物中Cd、Pb、Cu、Zn、Ni、Cr和As分别为0.131、26.2、35.1、94.2、38.8、77.9、18.6 mg/kg。

重金属总量的空间分布总体表现为海盐(CJ10)断面较低,镇海(CJ09)断面较高。

Cu、Cr、As分别有40.0%、60.0%、40.0%断面超过《海洋沉积物质量》(GB 18668—2002)Ⅰ类标准。

形态分析表明,不同重金属元素之间的形态组成差异较大,其中Cd以酸提取态为主,Pb以可还原态为主,Cu的可提取态和残渣态比例相当,Zn、Ni、Cr、As则以残渣态为主。

通过分析归一化的重金属数据,认为Cu、Zn、Ni、Cr和As主要来自岩石风化等自然源,且环境变化对其迁移转化影响较小;而Cd和Pb虽然主要也源于自然过程,但pH或溶解氧等环境变化对其迁移转化有重要影响,且CJ09断面存在人为污染的痕迹。

【总页数】8页(P1054-1060)【作者】柴小平;母清林;佘运勇;王红光;王晓华;王剑【作者单位】浙江省海洋生态环境监测中心【正文语种】中文【中图分类】F32【相关文献】1.太湖表层沉积物中重金属形态分布及其潜在生态风险分析2.泗河表层沉积物重金属形态分布特征及风险分析3.泗河表层沉积物重金属形态分布特征及风险分析4.舟山群岛潮间带表层沉积物中重金属污染现状及潜在生态风险评价5.海河流域沉积物重金属形态分布特征及生态风险评估因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测摘要：重金属污染已成为全球面临的严重环境问题之一，尤其是在中国北方典型湖泊里面。

本文通过对中国北方典型湖泊的盐通湖和娘娘湖的重金属沉积特征、污染来源与趋势预测进行分析，发现盐通湖和娘娘湖的重金属污染主要来源于工业活动和陆源输入，且持续增加。

同时，本文预测未来重金属污染将呈上升趋势，并基于其原因和性质提出了相应的对策。

关键词：重金属、污染、沉积、来源、趋势介绍重金属污染是一种严重的环境问题，已成为全球各地的关注焦点。

中国北方是一个重要的重金属污染区域，尤其是典型湖泊。

这些湖泊的重金属含量高、污染程度严重，对环境和人类健康产生了不良影响。

因此，了解中国北方典型湖泊的重金属沉积特征、污染来源和趋势预测对于采取有效的措施来减轻污染和保护生态环境具有重要意义。

本文以中国北方盐通湖和娘娘湖为研究对象，对其重金属污染进行了分析。

首先，介绍了盐通湖和娘娘湖的概况和沉积特征。

然后，研究了两个湖泊的重金属污染来源和趋势预测。

最后，根据分析结果提出了相应的对策，以及对未来重金属污染的展望。

湖泊概况和沉积特征盐通湖位于内蒙古自治区赤峰市，是一个互通内蒙古、辽宁、河北、山西4省区的盐湖，是中国西北地区最大的淡水湖。

盐通湖周围的土地主要用于农业和畜牧业创收。

娘娘湖位于河北省邢台市南部，是一个含碳酸盐的留水湖泊。

两个湖泊的沉积物主要由粘土和有机质组成。

通过采集沉积样品，对重金属元素及其分布特征、赋存状态进行了分析。

分析结果表明，两个湖泊中Cd、Cu、Zn等元素的含量较高，其中Cd是最主要的重金属污染因素。

不同重金属元素的分布特征及赋存状态存在差异，如在娘娘湖中有机质与铁氧化物相互作用，是Cd和As的主要赋存状态，而在盐通湖中，Cd主要与碳酸盐形成了稳定化合物。

来源和趋势预测重金属的污染来源有很多种，如工业、燃煤、交通运输等。

对于盐通湖和娘娘湖来说，其重金属污染主要来源于工业活动和陆源输入。

河道沉积物重金属污染特征及风险评估一、河道沉积物重金属污染概述河道沉积物是河流生态系统的重要组成部分，它们不仅记录了河流的历史，也是河流生态系统中物质循环和能量流动的关键环节。

然而，随着工业化和城市化进程的加快，河道沉积物中的重金属含量逐渐增加，对河流生态系统和人类健康构成了严重威胁。

本文将探讨河道沉积物中重金属污染的特征，以及如何进行风险评估。

1.1 河道沉积物重金属污染的来源河道沉积物中的重金属主要来源于工业排放、农业活动、城市生活污水和大气沉降等。

工业排放是重金属污染的主要来源，包括采矿、冶炼、化工等行业。

农业活动中使用的农药和化肥也是重金属的重要来源。

此外，城市生活污水中含有的重金属也会通过排水系统进入河道，造成污染。

1.2 河道沉积物重金属污染的影响重金属污染对河流生态系统的影响是多方面的。

首先，重金属可以被水生生物吸收并在其体内积累，影响生物的生长和繁殖。

其次，重金属通过食物链的传递，最终可能对人类健康造成影响。

此外，重金属污染还会影响河流的自净能力，降低水质。

1.3 河道沉积物重金属污染的检测方法检测河道沉积物中的重金属含量是评估污染程度的重要手段。

常用的检测方法包括原子吸收光谱法(AAS)、感应耦合等离子体质谱法(ICP-MS)和X射线荧光光谱法(XRF)等。

这些方法具有高灵敏度和高准确度，能够准确测定沉积物中的重金属含量。

二、河道沉积物重金属污染特征分析2.1 重金属在沉积物中的分布特征重金属在河道沉积物中的分布通常不均匀，这与河流的流速、沉积物的颗粒大小和化学性质等因素有关。

一般来说，流速较快的区域重金属含量较低，而沉积物颗粒较小的区域重金属含量较高。

此外，沉积物中的有机物含量也会影响重金属的吸附和迁移。

2.2 重金属污染的季节性变化河道沉积物中的重金属含量会随着季节的变化而变化。

在雨季，由于径流量的增加，沉积物中的重金属含量可能会被稀释。

而在旱季，由于蒸发作用的增强，沉积物中的重金属含量可能会相对增加。

沉积物重金属污染与环境风险评估沉积物是由水流或风力带来的颗粒物质在水体或陆地上沉积而成的，其中包含了各种有机和无机物质，包括重金属。

重金属是指相对密度较高的金属元素，如铅、汞、镉等。

由于它们的毒性和稳定性，沉积物重金属污染已成为环境保护领域的一个重要问题。

首先，我们来探讨沉积物重金属污染的来源。

重金属的主要来源包括工业废水、农业排泄物、城市污水和大气沉降等。

工业废水中的重金属来自于各种生产过程中的废水排放，如电子行业中的汞、钢铁行业中的铅等。

农业排泄物则主要包括农药和化肥中的铜、锌等。

城市污水中的重金属则来自于家庭、工业和商业活动中产生的废水。

大气沉降是指重金属随着大气中的颗粒物降落到地表，如汽车尾气中的铅等。

其次，我们需要了解沉积物重金属污染对环境产生的风险。

重金属具有累积性和生物放大性的特点，一旦进入生态系统，会在物质循环过程中逐渐积累，从而对生物体产生毒性影响。

例如，铅可以影响人体的神经系统和造血系统，镉可以导致骨质疏松和肾脏损害。

此外，沉积物中的重金属还可通过生物链传递到食物链中，最终威胁到人类的健康。

因此，评估沉积物重金属污染的环境风险非常重要。

沉积物重金属污染的环境风险评估需要进行多个步骤。

首先是采样和分析，即收集沉积物样品并进行重金属含量分析。

通过在不同地点和不同深度采集样品，并使用先进的仪器分析技术，可以确保评估结果的准确性和代表性。

其次是风险评估模型的建立，即根据沉积物中重金属的浓度和生态学数据，建立数学模型来评估环境风险。

这些模型可以用于预测重金属的迁移和转化过程，以及对生态系统和人类健康的潜在风险。

此外，沉积物重金属污染的环境风险评估还需要考虑到不确定性因素。

由于环境系统的复杂性和不确定性，评估结果往往存在一定的误差和不确定性。

因此，研究人员需要在评估过程中引入不确定性分析方法，包括敏感性分析和误差传播分析，以评估评估结果的可靠性和稳定性。

最后，应根据评估结果制定相应的环境管理措施。

第29卷 第4期2010年 7月环 境 化 学E NV I RONMENTAL C H E M I STRY V o.l 29,N o .4July 20102009年8月25日收稿. *国家自然基金项目(50830303,40903042);西安市科技计划项目(SF08022);中国博士后科学基金项目(20080441167);陕西省教育厅基金项目(08J K329);西安建筑科技大学青年基金项目(QN0813)资助.**通讯联系人,E-m ai:l H uangti n li ng @xauat 1edu 1cn水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素*朱维晃 黄廷林** 柴蓓蓓 杨 鹏 药静岚(西安建筑科技大学,西北水资源与环境生态教育部重点实验室,西安,710055)摘 要 利用BCR 化学连续提取法和EDTA 铵盐单一提取法,考察了微生物作用和不同环境条件(灭菌,未灭菌,好氧,厌氧,添加还原药剂N a 2S O 3)对饮用水源水库沉积物中重金属的含量和形态分布特征的影响.结果表明,微生物作用和不同环境条件对沉积物中重金属,特别是对Cd 和Pb 的含量及各形态(F1、F2和F3)分布有着显著的影响;微生物对有机质的矿化作用以及厌氧条件下的微生物还原作用分别是影响沉积物中Cd 和Pb 形态分布变化以及上覆水体中铁浓度变化的重要原因.沉积物中Cd 和Zn 具有潜在环境效应的各形态(F1、F2和F 3)含量占总量的比例[(F1+F 2+F3)/T ]均高于灭菌条件下;以EDTA 单一提取法表征重金属的生物可给态含量结果表明,不同重金属的生物可给性差异十分显著,Cd 和Pb 的生物可给态含量占总量的比例(B /T )最高值分别可达24196%和39156%,而Zn 和Cr 的B /T 值均小于5%.沉积物中重金属的[(F1+F2+F3)/T ]比值(y )和B /T 比值(x )两者之间的线性关系为y =0196x +011388(R 2=018704);重金属的潜在环境效应程度对沉积物中重金属总量变化趋势有着直接的影响,在沉积物-水界面,随着重金属各形态的潜在环境效应的增强,重金属通过沉积物-水界面由沉积物向上覆水体扩散的程度也随之加剧,对水源水库的水质可造成一定程度的潜在危害.关键词 沉积物,重金属,形态分布.在合适的环境地球化学条件下,以及物理、化学和生物等因素的共同作用下,水源水库沉积物中重金属等污染物发生向上覆水体的释放的可能性将得到显著增强,严重威胁到水库的水质安全[1)5].大量的研究表明[6)8],环境条件的变化是影响重金属形态转化的主要因素,而重金属形态分布状况制约了重金属在沉积物-水界面间的迁移转化强度.本文考察了微生物作用和环境条件的变化对沉积物重金属形态分布特征及含量的影响,对重金属在湖泊沉积物-水界面间迁移转化过程中的环境地球化学机理认识具有一定的理论价值和现实意义.1 材料与方法111 实验方法对沉积物中重金属含量及分布特征的研究主要是在本研究室自行设计的一套装置上进行的.该装置为一圆柱形桶状物,密闭性良好,桶盖顶部设计了相应的取样口以及检测桶内反应体系中上覆水体的DO,p H 和Eh 等各理化参数的便携式电极通道.用彼得森取样器采集水库30c m 以上表层新鲜沉积物泥样,对采集的沉积物样品按泥水比1/4(V /V )混匀,室内模拟实验分为不加抑菌剂和添加抑菌剂两组,每组两个平行样.模拟实验过程分为好氧和厌氧两个连续培养阶段,在厌氧阶段末期向上覆水体加入还原药剂Na 2SO 3.实验采用高纯氮气和空气调节反应器内的溶解氧浓度,好氧阶段控制溶解氧浓度为7)8m g #l -1,厌氧阶段控制溶解氧浓度小于015mg #l -1.将经历上述处理步骤后的沉积物样品以及原样分别于75e )80e 烘箱烘干,筛除泥样中碎沙、石块等颗粒物,粉碎,过1mm 孔径尼龙筛,密封保存,供分析沉积物中重金属形态分布和含量.112 沉积物中重金属含量的测定用混合酸消解样品[9],混合酸组成:HNO 3/HC l O 4/H F ,体积比为2B 1B 1.称取烘干碾磨过筛后的630环境化学29卷沉积物样品011g,向样品中加入5m l混合酸,然后将样品置于聚四氟乙烯消解罐中,放入175e的烘箱中消解12h,置于通风橱中加热蒸干剩余酸,再加1m l浓HNO3,继续蒸干,然后用012mo l#l-1 HNO3洗涤消解后的盐类,定容至25m,l待测.113沉积物中生物可给态含量的测定提取液组成[10,11]:015m ol#l-1NH4AC+015m ol#l-1HAC+0102m o l#l-1Na2EDTA,pH4165.取过1mm孔径筛的沉积物样1g,加10m l提取液,振荡1h,离心25m i n,取上清液,过滤,待测. 114沉积物中不同赋存形态重金属含量的测定采用BCR三步提取法来分析沉积物中不同赋存形态的重金属含量[12],该提取法将土壤和沉积物等环境样品中重金属的形态按实验操作定义为水溶态、可交换态与碳酸盐结合态(F1)、铁锰氧化物结合态(F2)和有机物与硫化物结合态(F3),残渣态含量为重金属总量和上述三种形态含量之和的差值.重金属的环境效应与其赋存形态密切有关,进一步的研究表明:化学提取法获得的形态分析结果与重金属的环境和生态效应之间存在着某种程度的相关性.因此对BCR连续提取法来说,按其实验操作步骤所定义的各形态(F1、F2和F3)均具有不同程度的潜在环境效应,其中以F1态的环境效应最为明显[12].以上所有沉积物样品中重金属的总量、各形态含量以及生物可给态含量均用原子吸收法测定,测定结果取两平行样的均值,全程做空白实验,并用已知浓度的标准溶液作为分析质量控制.2结果与讨论211环境条件变化下的沉积物中重金属含量及形态分布特征微生物作用对沉积物中重金属的形态分布和含量的影响见图1.未灭菌条件下,沉积物原样、好氧培养、厌氧培养以及添加还原药剂Na2SO3处理后的沉积物样品中,Cd的各形态含量之和占总量的比例[(F1+F2+F3)/T]分别为38110%、35129%、43163%和45142%,比灭菌条件下分别增加4140%、8152%、17161%和14134%,上述数据表明在微生物作用下,特别是在厌氧环境体系中,沉积物中Cd的潜在环境效应得到进一步的加强.图1沉积物中重金属形态分布特征F ig11The distr i bution cha racte ristic of heavy m eta l spec iati on i n sedi m ent4期朱维晃等:水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素631沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂N a2SO3)后,微生物作用下Cd的F1形态含量占总量的比值(F1/T)比灭菌条件下分别增加9160%、6115%、11193%和14165%,其变化程度在F1、F2和F3这三种赋存形态中最为显著(图1),故Cd的F1/T值上升是导致[(F1+F2+ F3)/T]值增加的主要原因.Cd与沉积物中有机质的结合能力比其它重金属(如Cu和Zn等)弱得多,与有机质形成络合物的溶解积对数值(lg K sp)大小顺序为:Cd(5145)<Zn(7115)<Cu(12160)[13].在微生物作用条件下,经不同样品前处理后,沉积物中总有机碳含量(TOC)较原样降低(图2),表明沉积物中有机质发生一定程度的矿化分解,使得Cd和有机质的结合程度更为松散,更易从有机结合态中解离出来[14],转化为以水溶态、可交换态与碳酸盐结合态(F1)的含量随之快速上升.图2沉积物中总有机碳含量F i g12T he to tal organ ic concentration i n sed i m ent in d ifferent pretrea t m en t conditi ons沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂N a2SO3)后,Cd总量分别比灭菌条件下相应减少了25164%、8111%、24139%和31158%(图3),这主要是随着F1/T比值上升,Cd的潜在环境效应得到增加,其在沉积物-水界面的扩散通量得到增强,由沉积物大量迁移至上覆水体,从而导致沉积物中Cd总量(x)和F1/T(y)比值之间呈现明显的线性负相关:y=-011136x+01731, R2=019216.图3沉积物中重金属总量变化Fig13T he tota l heavy m eta l concentrati on i n the sedi m ent对于Zn来说,沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂N a2SO3)后,微生物632环境化学29卷作用使[(F1+F2+F3)/T]值比灭菌条件下分别上升1183%、3166%、1144%和2124%,其变化程度相差不大,且均比Cd要缓和得多,沉积物中Zn总量和F1/T比值之间的关系与Cd类似.四种重金属中,铁锰氧化物结合态(F2)重金属含量占总量的比例(F2/T)均值,以Pb为最高,分别是Cd、Zn和C r的25112、3147和12140倍(图1).铁锰氧化物对Pb的吸附程度较为紧密,具有很高的络合常数[15,16],是导致沉积物中Pb以较高含量的F2形态存在的重要原因.湖泊底部的沉积物处于缺氧的理化条件下,加速了对沉积物中Pb的各赋存形态向可还原态F2迁移转化的趋势,这也是导致Pb以较高百分含量的可还原态形式存在的另一原因,其它学者对表层沉积物中Pb形态分析结果也得出类似结论[17,18].由图2可见微生物作用下(未灭菌),沉积物中TOC含量均比灭菌条件下低,考虑到碳源是微生物活动必需的条件,故可知微生物活动积极地参与了沉积物中重金属形态分布的变化过程.微生物作用特别是缺(厌)氧体系下,硫酸根在快速还原的过程中(图4),与Pb生成难溶物PbS(l g K sp= -27149)[19],从而置换出结合程度较弱的形态Pb(如F1态),制约了Pb的迁移活性,使得向上覆水体迁移扩散程度减弱,从而导致沉积物中Pb总量比相应的灭菌条件下高(图3),此结论也由Pb 的F1/T(y)值和总量(x)之间呈显著的负线性相关(y=-010032x+012651,R2=019321)而得到证实.沉积物中Pb的F1/T变化值分别为-2166%(好氧)和-3158%(厌氧),由此可见,还原条件使得厌氧微生物(如硫酸盐还原菌)活性提高,使得硫酸根被还原的程度得到强化(图4),有利于PbS的生成,导致Pb的F1/T比值的减少程度在厌氧条件下更为明显.图4上覆水体中硫酸根和铁离子的浓度变化(A:好氧条件,B:厌氧条件,C:添加药剂,o:未灭菌,w:灭菌)F i g14The su lfate and disso lved iron concen trati on i n the ove rl y i ng w ater be t w een t he sed i m ent-w ater i nter face沉积物中的硫化物主要以铁锰的硫化物形式存在,由于FeS的l g K sp为-17151,远大于其它重金属硫化物的l g K sp,故FeS能与沉积物孔隙水中金属离子发生置换反应,生成更难溶的重金属硫化物,从而使得沉积物中Fe的硫化物得到解离,通过沉积物-水界面释放到上覆水体中.但图4表明在灭菌条件(好氧和厌氧体系),上覆水体中Fe浓度几乎维持不变,而在微生物作用条件下(好氧和厌氧体系)Fe浓度上升明显,故单纯的化学置换反应并不是制约Fe在沉积物-水界面间迁移的主要因素,上覆水体中铁主要来自在微生物作用下的具有生物有效性的铁锰氧化物的还原解离作用.灭菌条件下,在添加还原药剂N a2SO3后,上覆水体中Fe浓度快速上升,达到2125m g#l-1,这主要是Na2SO3使得沉积物中铁锰氧化物受到还原而解离[20],从而使得Fe的释放强度得到显著提高(图4C).从上覆水体中Fe浓度变化趋势的差异可知,微生物作用和化学还原作用对铁锰氧化物解离的机理以及在此过程中解离的铁锰离子在沉积物-水界面间扩散动力学均存在显著的差异[21].对于C r来说,沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂Na2SO3)后,非灭菌和灭菌前后,F1/T比值变化幅度分别为1123%、-1160%、-0136%和2192%,变化特征和[(F1+ F2+F3)/T]比值变化类似,即微生物作用下(好氧和厌氧条件),表征C r的环境效应的[(F1+F2+ F3)/T]和F1/T比值均减小,故微生物作用已不再是使C r潜在环境效应得到加强的主要因素[22].添加药剂N a2SO3后,沉积物中高价态的C r还原为活性和迁移性较强的低价态Cr[23],是导致F1/T比值4期朱维晃等:水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素633上升的主要原因.好氧条件下,沉积物中C r的F1/T比值降低,但却没有导致沉积物中C r总量上升,这和其它三种重金属明显不同,Cr的F1/T比值变化和沉积物中Cr总量两者之间的线性相关程度最弱.212沉积物中重金属的生物可给态含量在考察环境条件对沉积物中重金属的形态分布的试验基础上,应用EDTA单一提取法对沉积物中重金属的生物可给性进行了进一步的探讨.将EDTA可提取态用于表征重金属的生物可给态含量,前人的研究结论表明,EDTA单一提取法表征土壤或沉积物中重金属的生物可给性时,生物可给态含量占总量的比例(B/T)一般不超过5%[10].不同环境条件下,对水库沉积物中重金属生物可给态的EDTA单一提取法测定结果表明(图5), Cd和Pb的B/T最高值分别可达24196%和39156%,显示出很强的生物可给性和潜在环境效应,而Zn和Cr的B/T值均小于5%,这和前人研究结论类似,上述数据表明四种重金属的生物可给性存在显著差异.考虑到以水溶态、可交换态与碳酸盐结合态存在的F1态的环境效应最为明显,故Cd和Pb较高的B/T均值也进一步证实了如下结论:因F1态含量的上升强化了重金属由沉积物向上覆水体的迁移强度,使得Cd和Pb的F1态含量和总量之间呈显著的线性负相关,相关系数均大于019;单一和连续提取法结果表明,沉积物中四种重金属的(F1+F2+F3)/T值(y)和B/T值(x)两者之间呈较为显著的线性关系:y=0196x+011388(R2=018704),这也进一步表明用[(F1+F2+F3)/T]反映重金属的环境效应和生物可给性程度是合适的.图5沉积物中重金属的生物可给态含量占总量的比值(B/T)F i g15T he rati o o f bioav ail able concentrati on to tota l concentration o f the heavy m eta ls i n sed i m ent3结论(1)对于处在一种特殊厌(缺)氧微环境体系下的沉积物-水界面,在微生物以及物理和化学因素的协同作用下,沉积物中重金属的潜在环境效应、形态分布和含量均发生一定程度的变化.微生物作用使沉积物中Cd和Zn具有潜在环境效应的各形态含量占总量的比例[(F1+F2+F3)/T]升高;沉积物中Cd和Pb的[F1+F2+F3)/T]变化程度明显,微生物对有机质的矿化作用以及厌氧条件下的微生物还原作用分别是影响沉积物中Cd和Pb形态分布变化以及上覆水体中铁浓度变化的重要原因.(2)EDTA单一提取法表征重金属的生物可给态含量结果表明,Cd和Pb的生物可给态含量占总量的比例(B/T)最高值分别可达24196%和39156%,而Zn和Cr的B/T值均小于5%,不同重金属的生物可给性存在较为显著的差异.[(F1+F2+F3)/T](y)和B/T(x)两者之间呈较为显著的线性关系:y=0196x+011388(R2=018704),表明[(F1+F2+F3)/T]值能表征沉积物中重金属的潜在环境效应程度.(3)重金属的[(F1+F2+F3)/T]值对沉积物中重金属总量变化趋势有着直接的影响,在沉积物-水界面,随着[(F1+F2+F3)/T]值的增加,沉积物中重金属总量随之减小,即重金属通过沉积物-水界面由沉积物向上覆水体扩散的程度加剧,对水库的水质可造成一定程度的潜在危害.634环境化学29卷参考文献[1]金相灿,沉积物污染化学[M]1北京:中国环境科学出版社,1992,327)357[2]W u F C,W an G J,Hu ang R G et al1,G eoche m ical Process es of Iron and M anganes e i n a Seasonally Stratified Lak e Aff ected by Coa-lM i n i ng Dra i nage i n Ch i na[J]1L i m nol 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m i n eralization of organic m atter and b ioreduction w ere the key factors contro lli n g the change o f distribution of d ifferent fracti o ns o f Cd and Pb,asw e ll as the iron conten t i n the overlying w ater1The ratios of(F1+F2+F3)/T of Cd and Zn under biosti m ulati o n w ere h i g her t h an those of Cd and Zn under ab i o tic contr o;l and itw as si m ilar to Pb and Cr i n t h e cond ition o f the un treated sa m ple and after the add ition of reduc i n g reagent(N a2SO3)1The EDTA si n g le ex traction experi m ent results sho w ed that the percentage of the b i o ava ilable fraction(B/T)of Cd and Pb i n sed i m entw as as high as24196%and39156%respecti v e l y,wh ile those o fZn and C rw ere both less than5%, sho w i n g lo w bioavailab ility1The positi v e li n ear regression equati o ns bet w een the val u e of(F1+F2+F3)/T (y)and B/T(x)of the heavy m etals in sedi m ent w as as fo llo w s:y=0196x+011388(R2=018704), w hich sho w ed the po tenti a l environ m enta l effect can be illustrated by the to talm eta l concentration i n sed i m en.t A t the w ater-sed i m ent interface,as the po tentia l env ironm en tal effect o f heavy m eta ls i n creases,m etal diff u-si o n fro m t h e sed i m ent to the overl y ing w ater also i n creases,w hich w ou l d pose a thread to w ater qua lity.K eyw ords:sed i m en,t heavy m eta,l speciati o n.。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤中的重金属是指相对密度大于5g/cm3且具有较高的毒性和生物积累性的金属元素。

它们通常由自然因素或人类活动引起，如采矿、工业排放、农业施肥等。

重金属的存在对土壤和植被的健康有害，因此对其分布特征和生态风险的评价就显得至关重要。

土壤重金属的分布受多种因素的影响，包括地质特征、气象条件、土壤类型和人类活动等。

一般来说，地质条件是土壤中重金属分布的主要因素之一。

富含矿产资源的地区通常土壤中重金属含量较高，如铅锌矿区、铜镍矿区等。

气候条件也对土壤重金属分布起着一定的影响。

降水量多的地区容易造成土壤中重金属的淋溶和迁移，从而导致土壤中重金属的积累。

土壤类型也是影响重金属分布的重要因素，不同类型的土壤对重金属的吸附能力不同，从而影响了土壤中重金属的含量分布。

土壤中重金属的存在对环境和生态系统产生了严重的影响。

它们不仅会导致土壤污染，还会通过植物的吸收进入食物链，对人类健康和生态系统造成威胁。

对土壤重金属的生态风险进行评价，可以为环境保护和土壤修复提供科学依据。

生态风险评价是指通过对环境中污染物的分布、转化和生物有效性等特征进行综合评估，评价其对生态系统稳定性和健康的影响程度。

对土壤重金属的生态风险评价一般包括以下几个步骤：（1）重金属的来源与分布特征分析首先需要对土壤中重金属的来源和分布特征进行分析。

通过采集样品进行分析，了解土壤中重金属的类型、含量和空间分布特征，从而为后续的评价工作提供基础数据。

（2）重金属的迁移转化分析重金属在土壤中的迁移和转化过程是生态风险评价的关键环节。

需要分析重金属在土壤中的形态、迁移规律和生物有效性，了解其对生态系统的潜在影响。

（3）生态风险评价模型建立根据前期分析结果，建立适合本地区土壤重金属生态风险评价的模型。

常用的生态风险评价模型包括美国环保署的重金属生态风险评价模型和荷兰的地球化学生态风险评价模型等。

通过模型的建立，可以对土壤中重金属的生态风险进行定量分析和评价。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤中的重金属分布特征及其对环境和生态系统的风险评价一直是环境科学研究的重要内容之一。

重金属在自然界中普遍存在，但过量的重金属含量会对生态环境造成严重影响。

1. 重金属的分布特征：重金属的分布主要受到土壤来源、土壤性质、人类活动等因素的影响。

一般来说，重金属在土壤中的分布具有以下特征：- 垂直分布：重金属通常以深度渐减的趋势存在于土壤中，表层土壤中的重金属含量较高，随着深度增加逐渐降低。

- 水平分布：重金属的分布通常呈现高度异质性，后果受到土地利用和人类活动的影响很大。

- 空间变异：重金属在不同的土壤质地、土壤类型和地理区域之间存在显著的空间变异。

2. 重金属的生态风险评价：重金属的生态风险评价是评估重金属对生态系统和人体健康的潜在影响。

常用的评价方法包括生物有效性评估、污染程度评价和生态风险指数评价等。

- 生物有效性评估：通过测定土壤中重金属的可溶态、交换态和胶结态等形态，评估重金属的生物有效性。

生物有效性高的重金属更容易吸收到植物体内，对生态系统产生潜在影响。

- 污染程度评价：通过测定土壤中重金属的浓度与环境质量标准相比较，判断土壤的污染程度。

超过环境质量标准的土壤被认为是污染土壤，可能对生态系统和人体健康造成潜在威胁。

- 生态风险指数评价：综合考虑重金属的毒性效应和环境因子的影响，建立生态风险评价模型，评估重金属对生态系统的风险程度。

3. 影响土壤重金属分布和生态风险的因素：- 土壤来源：土壤中重金属含量与土壤来源密切相关，沉积土壤通常含有更高的重金属含量。

- 土壤性质：土壤质地、有机质含量、pH值等因素都会影响重金属在土壤中的分布和迁移行为。

- 人类活动：冶炼、工矿企业排放、农药和化肥使用等人类活动都会导致土壤中重金属超标。

- 植物吸收：植物对重金属有不同的吸收和累积能力，不同植物对重金属的吸收程度也不同，其中有些植物可以通过吸收重金属净化土壤。

了解土壤中重金属的分布特征以及对生态系统和人体健康的风险评价是保护环境、维护人类健康的重要内容。