生态风险评价研究进展综述

XX风景区生态风险分析与评价研究—以桂林漓江风景名胜区为例①摘要XX风景区是一笔宝贵的自然与人文财富。

目前我国的XX风景区开发很多是采取重利用而轻保护的开发理念和方式,这种不尊重自然规律,过度地使用自然资源的行为最终将受到大自然的惩罚,人们最终也将为此付出沉重的代价。

例如:广西北海银滩景区从90年代开发XX以来的十余年间,由于忽视了景区生态环境的保护,造成了滨海生态系统的破坏。

经中科院专家的评估认为,银滩景区生态系统的恢复成本达40亿人民币;桂林漓江风景名胜区也是如此,由于在发展经济的过程中忽视了对污染的治理,导致70年代末期漓江水质严重污染。

20多年来,桂林市为治理水质付出了沉重的经济代价。

事实证明,XX风景区是一块兼具价值性和脆弱性的区域,如何在发展过程中实现景区的全面有效保护是一个巫待深入研究的问题。

全文研究立足于此,将生态风险评价理论引入XX学科,进行XX风景区生态风险分析与评价的理论探讨,并以桂林漓江风景名胜区为实证进行研究。

在理论上,论文首先分析了XX环境保护学研究存在的片面性,当前研究仅局限在“XX活动—XX环境”相互关系却忽视了“非XX活动—XX环境”相互关系,不利于景区的综合保护;其次论述了生态风险评价在XX应用中的特殊性。

在此基础上,探讨XX与生态风险评价的结合,提出XX景区生态风险评价的概念、模型、特征、作用以及基本评价流程。

其中,本研究提出的双层评价模型是特别针对XX风景区这样一种,、纂余项目:2006广西研究生教育创新计划项目(2006105931202M07)以XX为主要功能的区域所构建。

该模型在理论上首次从“XX业”和“非XX业”两个层面分析研究景区风险压力,符合景区环境管理和研究的实际。

在实证中,以上述理论研究为指导,以桂林漓江风景名胜区为实证研究对象。

一方面,通过综合文献检索与实地考察的信息,归纳了漓江景区的水质、水量、游船、河床河堤以及多种人为因素等造成的风险压力,构建漓江景区双层风险模型并进行风险源深入分析;另一方面,论文对各风险源导致的不利效应进行表征,并采用专项评价与综合评价两种评价方式评价漓江景区生态风险。

河道清淤中底泥重金属污染生态风险评价摘要：近年来，城市河道污染严重，导致底泥中重金属含量大大超过当地环境背景值，成为河流水质二次污染的“源”和“汇”。

城市河道治理过程中，防止底泥二次污染已成为工程设计中的关键问题之一。

本文就此展开了探究。

关键词：河道清淤；底泥重金属；重金属污染；生态风险评价1概况重金属元素与河道底泥结合对水生态环境造成了长期的恶劣影响。

因此，对河道底泥污染情况进行试验研究和生态风险评价具有重要意义。

为了探究河道底泥重金属污染生态情况，本文以某河道区域为例，对此展开了分析。

某河湖水域占据区域面积的四分之一，且在示范区三地中水域面积最大，现有河道2600多条，湖泊320多个。

然而，区域河湖碎片化程度较高，物理连通性不足，纲目欠合理，集约化、组团化的高效河湖生态功能没有凸显[1]。

一方面，改善河道联通状况，恢复河道生态流量，放大重点河湖清水、蓄水、行洪等生态功能，彻底解决黑臭水体问题，实现等量河湖产品供给的最优生态效能;另一方面，水岸同步、高效优化区域空间，一体贯通、提升岸线景观品质，为一体化发展赋予新的空间和动能。

由于吴江区存在较多大型工厂及垃圾废物处理站，因此，及时清理区域内河道污染底泥，对提升水质、改善水生态环境具有重要意义。

2河道清淤中底泥重金属污染生态风险评价2.1样品采集与室内检测本次研究选取某河道段进行研究，试验段全长4000m，对该试验段选取41个测试点进行河道底泥取样，每个测试点间距100m。

河道底泥取样按照HJ/T91—2002《地表水和污水监测技术规范》中相关标准进行操作，将试样妥善保存后送回实验室进行试验研究。

针对某河道底泥试样展开重金属污染情况，遵照CJ/T221—2005《城市污水处理厂污泥检验方法》等相关标准，对Hg、Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr和Ni共计8种重金属元素成分及其含量展开了检测，其中，Hg和As元素采用原子荧光法检测，Cd、Pb、Cu、Zn、Cr和Ni元素采用等离子体发射光谱法进行检测。

生态风险评价及研究进展*阳文锐 王如松**黄锦楼 李 锋 陈 展(中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室,北京100085)摘 要 生态风险是当前环境管理研究领域中的一个热点问题,其研究着重关注化学、物理和生物的胁迫因子可能对生态系统或其组分的有害影响.生态风险评价对科学制定环境管理决策有着重要的意义.要对生态系统进行有效地管理,必须预测不利生态影响发生的可能性及后果,减小其对于生态系统或某些组分的损害程度.本文对生态风险评价的研究方法、工具以及研究趋势进行了综述,指出了目前生态风险评价中还需要进一步加强的研究领域,认为在当前城市化水平不断提高的情况下要关注城市生态风险,并针对存在的一些问题提出了今后的研究展望.关键词 生态风险 风险评价 环境管理文章编号 1001-9332(2007)08-1869-08 中图分类号 F205;X862 文献标识码 A E cologica l r isk a ssess m e n t and its resear ch pr ogr ess .YANG W en 2r u,i WANG Ru 2song ,HUANG Ji n 2lou,LI Feng ,C HEN Zhan (Sta teK e y L a bora tory of Urba n and Re giona lE cology,Re 2se a rc h Ce nte r for Eco 2Environmenta l Sciences ,Chinese Ac ade my of Scie nces ,Beiji n g 100085,Chi 2na ).2Chin.J.A ppl .E c ol .,2007,18(8):1869-1876.A bstra ct :E col o gical risk is a hotspot in the presen t envir onmenta lmanage ment study ,which m ai n 2ly f ocuses on the che m ica,l physica,l and b i o logica l stressors that may da mage ecosyste m or its co mponents .E col o gical r i s k assess ment (ERA )has a great si g nificance f or m aking scientific envi 2ronmenta lmanage m ent strategi e s .I n order to lessen the da mage of ecosyste m or its parts ,and to manage t h e ecosyste m eff ective ly ,it is necessary to predict the probability the adverse ecologica l ef fects would occur and the consequences .This paper summarized the research m et h ods ,tools and trends of ERA ,and poi n ted out t h e areas that need to be f urther stud ied .Itwas suggested that un 2der the background of urban ization ,urban ecol o gica l risk shou l d be given more attenti o ns .The prospects of f urther study were d i s cussed ,based on the issues existed in current researches .K ey words :ecological risk;risk assess men;t environment manage m en.t*国家自然科学基金重点资助项目(70433001).**通讯作者.E 2m ai:l wangrs @rcees .ac .cn 2006207213收稿,2007205204接受.1 引 言生态风险评价是伴随着环境管理目标和环境观念的转变而逐渐兴起并得到发展的一个新的研究领域[19].20世纪70年代,各工业化国家/零风险0的环境管理逐渐暴露出弱点,进入80年代后,便产生了风险管理这一全新的环境政策.风险管理观念着重权衡风险级别与减少风险成本,着重解决风险级别与一般社会所能接受的风险之间的关系.生态风险评价正是为风险管理提供科学依据和技术支持的,因而得到了迅速发展[6],其已成为健康环境管理必不可少的一部分[10].近年来,我国连续发生的环境事故,标志我国已经进入一个环境事故高发期.为减轻或消除由于这些环境事故带来的生态风险后果,需要进行有效的风险管理.本文阐述了生态风险评价的方法,对国内外生态风险评价的研究进行了综述和总结,以期能促进我国生态风险评价的研究工作.2 生态风险评价的基本内涵211 风险美国传统词典给风险的定义是:遭受损失、危险的可能性;有不确定危险、危害的因子、组分或过程[39].陆雍森[32]和胡二邦[25]认为,风险是由不幸事件发生的可能性及其发生后将要造成的损害所组成的概念,它由风险度(不幸事件发生的可能性)和风应用生态学报 2007年8月 第18卷 第8期 Ch i nese Jo urna l of App lied E colo gy ,Aug .2007,18(8):1869-1876险后果(不幸事件所造成的损害)两者的乘积来表示.212生态风险和生态风险评价生态风险是生态系统及其组分所承受的风险,指一个种群、生态系统或整个景观的正常功能受外界胁迫,从而在目前和将来减少该系统内部某些要素或其本身的健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价值的可能性[31].美国环保局在1992年颁布的生态风险评价框架中对生态风险评价进行了定义:评价负生态效应可能发生或正在发生的可能性,而这种可能性是归结于受体暴露在单个或多个胁迫因子下的结果[57].其目的就是用于支持环境决策[48].213生态风险评价的方法目前,不同国家对于生态风险评价的方法有所不同.美国环保局将生态风险评价分为4个过程[59]:1)提出问题;2)分析(暴露和效应表征);3)风险表征;4)风险管理和交流.加拿大和欧盟则将生态风险评价分为4个步骤[7-9]:1)危害识别;2)剂量2反应评价;3)暴露评价;4)风险表征.H ayes[24]认为生态风险评价的方法和类型太多,没有一个标准的框架.他认为每一个评价应该包括5个方面: 1)严格的、系统的危害分析;2)数据、理论和模型的准备、分析.强调不确定性,在第一步中要考虑到潜在危害的可能性和导致的后果;3)基于事件的可能性和后果的风险估计,它反映在评价过程中的不确定性水平.每一个评价终点做单体风险估计,单一的风险评价可能要进行多个终点的评价,因此可能要做多重风险估计;4)在项目的整个阶段,以有效的统计方式检验评价假设和推断的一个监测系统;5)风险的社会评价,包括重要性、持续时间、可控性、地理范围、社会的分布、背景风险和可逆性.1992年,美国环保局颁布了生态风险评价框架,随后其他的一些部门和组织也建立了与此类似的方法或原则[5,17,41].在此基础上,1998年美国环保局颁布了生态风险评价导则,对原有框架的内容进行了修改和延伸,替代了原有的框架.其生态风险评价方法被多数学者采用.该方法的主体部分概括如下.21311问题表述问题表述是确定评价范围和制定计划的过程.评价者描述目标污染物特性和有风险的生态系统,进行终点选择和有关评价中假设的提出.这个阶段包括3个步骤(数据的收集、分析和风险识别)和3个方面(评价终点、概念模型和一个分析方案).21312分析(暴露和效应表征)分析是检验风险、暴露和影响以及它们之间相互关系和生态系统特性的过程,是生态风险评价的关键部分.目标是确定和预测组分在暴露条件下对胁迫因子的生态反应.不确定性的评价贯通于整个分析阶段,其目标是尽可能地描述和量化系统中一些已知的和未知的暴露和影响.不确定性的分析使得评价更可靠,为收集有效数据或应用精确方法提供了基础.不确定性主要来自于:可变性参数值的估算;数量的真实值,包括数量、位置或出现的次数;数据差异;模型的开发和应用,包括过程模型结构和经验模型中变量之间的关系.21313风险表征风险表征是风险评价的最后一步,是计划编制、问题阐述以及分析预测或观测到的有害生态效应和评价终点之间联系的总结,其包括风险估算、风险描述和风险报告3个主要部分[16].风险估算是整合暴露和效应的数据以及评估其中不确定性的一个过程.估算方法包括实地观测;直接分级;单一点的暴露和效应的比较;比较综合整个胁迫2响应的关系;比较综合暴露和效应的可变性;过程模拟.3国外生态风险评价研究进展311从人体健康风险评价与生态风险评价到综合的风险评价人体健康风险评价大部分是源于美国国家研究委员会1983年提出的框架[50].在此基础上,美国环保局制定和颁布了有关风险评价的一系列技术性文件、准则或指南以及危害和风险评价的草案,用于保护人体健康[13].例如,1986年发布了致癌风险评价、致畸风险评价、化学混合物健康风险评价、发育毒物健康风险评价、暴露评价、超级基金场地危害评价和风险评价等指南.1988年又发布了内吸毒物和男女繁殖性能毒物等评价指南.1992年美国环保局颁布了生态风险评价框架,1998年又对该框架内容进行了修改和扩充,形成了迄今风险评价的基本导则.生态风险评价与人体健康风险评价的区别在于:生态风险评价的对象是一个复杂系统,需要综合物理、化学和生态过程以及它们之间的相互关系,评价对象不是单一物种(如人类)所遭受的风险,而更多的关注于多个物种所遭受的风险.它强调种群和生态系统的过程和功能[8].人体健康风险评价的对象单一,主要评价环境污染物对人体健康的危害.1870应用生态学报18卷Noss[39]认为,从历史的观点来看,当生态变化直接威胁到人类生命和财富的时候,生态风险评价大部分是评价人类的风险,并力图减轻或减少这类风险;当所遭受风险的主要对象为非人类的生物或它们的栖息地时,又或者人类所遭受的风险为间接的或分散的情况时,生态风险评价就很少涉及到.但这种情况正在逐渐改变,原因是社会对生物多样性和生态完整性的关注,要求风险评价者和管理者对于环境、非人类物种和生态系统给予更多的考虑. Troyer和Brody[53]在对美国环保局的风险评价纲要的评论中认为,美国环保局过多地专注于保护人类健康,相比之下,对生态系统的关注较少.但是,美国环保局正在努力调整这种不平衡.许多学者已经在生态系统的风险评价方面开展了研究工作,并提出了各自生态系统生态风险评价的研究方法[29,39,52].为了提高风险评价的有效性和效率,世界卫生组织(WH O)国际化学安全计划、美国环保局(U S EPA)、欧洲委员会(EC)、世界经济合作组织(OECD)进行了合作,提出要综合评价人体健康和生态风险,将两者合二为一,并且已经初步形成一个框架,认为两者的综合为评价结果提供了共同的表达方式,将人类和环境融为一体,提高了人体健康和生态风险评价的效率和质量以及预测能力[37,49-50].将人体和野生生物的毒理动力学和动态作对比研究,综合风险评价就能判断出环境污染是如何以及在多大程度上对人体健康和野生生物造成风险的.综合的风险评价从健康和环境保护的观点出发,有利于我们更有效地进行环境风险管理[44].312从单因子到多因子的生态风险评价在人体健康风险评价和生态风险评价中往往运用生态毒理学进行单一污染物的风险分析,在既定的实验条件下判断生物对某一化合物的反应.但在实际情况中造成风险的并非单一的化学污染物,即使是单一的化合物污染也可能有代谢物或转化为其副产物,结果可能低估环境的风险[35],并且单一的化学污染物质暴露的途径也并非单一的.在实验室条件下,测定生物对化学物的反应往往假定生物为单一暴露途径.单一物种的测试,例如慢性或急性反应测试就没有考虑到群落中生物之间的相互作用[47]以及化合物之间的相互作用.从风险产生的因子看,风险也有可能是由物理因子(由于人类活动导致的生物栖息地丧失或减少等)、生物因子(物种入侵等)和化学因子共同作用造成的,因此在实际情况中,风险可能是由多因子共同造成的.所以传统的风险评价从单因子的风险评价开始向多因子的生态风险评价转移.1986年美国环保局发布了化学复合物的健康风险评价导则,表明了对多种化学物暴露所导致的健康风险的关注[54],1989年美国环保局发布了危险废弃物超基金纲要导则,对从事化学复合物风险评价给出了可行的步骤[55],1990年美国环保局发布了一个技术支持文件,提供了关于整体复合物毒性以及两种化合物之间毒性作用的更为详细的信息[56],同时也讨论了毒性相似的概念.国家环境评价中心依此发布了化学复合物健康风险评价技术支持文件.1994年美国国家科学研究委员会呼吁要从单一的化合物评价转移[12].1997年美国环保局科学政策委员会颁布了关于累积风险评价的一条政策,该政策对综合评价过程中的第一个步骤进行了说明[58].2000年美国环保局的研究策略十分强调了对化学复合物的研究,发布了复合化学物健康风险评价的补充导则[60].一些研究者已经认识到需要更加全面和综合的方法进行模拟,能同时评价生态系统中若干个组分的风险[51].Zandbergen[64]选取多个评价指标利用G I S对城市流域进行了生态风险评价.Fernandez等[18]用多物种的土壤系统MS2 3作为实验工具,对有机和无机复合污染的场地进行了生态风险评价.Skaare等[46]对北极的持久性有机污染物有机氯杀虫剂进行了生态风险评价,认为有机氯杀虫剂对北极熊的种群状况和健康存在较大的风险.313评价工具更加模型化生态风险评价由单纯依靠生态毒理学实验工具向毒理学和模型模拟相结合转化.E fr oy mson等[15]用TR I M1FaT E模型对多介质的有害空气污染物进行生态风险评价,评价空气中多种媒体污染物暴露和效应.Kar m an等[27]利用化学物危害评价和风险管理(C HAR M)模型对石油天然气生产平台的废水排放进行了动态的风险评价,该模型基于对废水中化合物归宿的真实计算,考虑到化合物浓度的动态变化,对生产废水进行了动态可能性风险评估,用于选择最经济的风险减少措施方案.N aito等[38]利用综合水生系统模型(CAS M2S U MA)评价了水生生态系统的化合物生态风险评价.该模型对于确定水生生态系统中化合物生态防护水平提供了很好的基础,同时还给水生生态系统中化合物风险管理的决策过程提供了额外的信息.Sydelko等[51]对动态信息结构系统(D I A S)在综合风险评价中的应用进行了介绍,该框架将生态系统中的真实实体作为软件18718期阳文锐等:生态风险评价及研究进展中的/实体目标物0,用于复杂的模拟.D I A S可用于预测生态风险的范围和大小,评价在时间和经济上进行生态修复的有效性,并对基于DI A S的/目标导向的综合动态景观分析和模拟系统O O2I DL A MS0模型进行了说明.Q WASI模型用于模拟湖泊中污染物的运移和归宿[33].威斯康星海格兰特鱼生物能Ò模型用于评估鱼类的污染物生物富集[23].314风险评价定性和定量相结合定性评价涉及到如何用自然语言表述定性概念,并反映出自然语言中概念的模糊性和随机性.通常,定性评价可以用例如低、中等、高或者有、无来说明风险级别,这在某种程度上避免了定量评价对于风险的精确估算.对于不同的种群,风险的大小可能存在差别,采用与其他风险种群对比的方法,可以从定性的角度对存在的风险进行评价.在数据和信息有限的条件下,定性评价可能不失为一种好的选择.因为在数据量小的条件下,定量的风险评价方法难以估算低水平暴露的污染物.Zandbergen[64]在城市流域的生态风险评价中采用了定性的标准,用无量纲表达各种评价指标的优良,以此作为风险管理者作出决策的基础依据.Cra wf or d[14]运用定性的风险评价方法成功地对由于贝壳养殖造成的Tas man ian 海洋生态环境恶化进行了评价,并且指出了其他人类活动可能造成海洋生态恶化的风险级别,提出了为保护Tas mania海洋生态环境的海洋养殖管理计划.针对渔业养殖造成的生态系统风险,A stles等[2]运用他们自己开发的一个定性风险矩阵对该风险进行了评价,认为在数据量有限以及对于渔业知识了解不多的情况下,定性风险评价方法对于渔业管理者和科学家在制定良好的管理方法上发挥了很大作用.但是,定性评价对于多重风险表达不足,不能用数学运算(如相加求和)来表达.而且定性的风险评价目前至少不能满足两个重要的科学原则)透明性和可重复性.这样,不同的分析者使用同样的风险评价方法和数据就可能得到不同的结论[24].当数据、信息资料充足的时候,就可以采用定量的方法来评价风险.定量风险评价有很多优点:允许对可变性进行适当的、可能性的表达;能迅速地确定什么是未知的,分析者能将复杂的系统分解成若干个功能组分,从数据中获取更加准确的推断;并且十分适合于反复的评价,即风险计算)收集数据)基于事实的假设)提炼模型)再计算风险,如此反复,为如何收集数据提供了更好的思路;能通过风险2收益分析,比较可替代性的管理策略.当前定量或半定量的化学风险评价一般都用商值法,通过暴露和效应的比值来表达,即:可能的暴露浓度(PEC)B可能的无效应浓度(PNEC).比值大于1,说明有风险,比值越大风险越大;比值小于1则安全.此时各种化学物的参考剂量和基准毒理值被广泛应用[22,40,43].但是,定量的风险评价存在不/客观0的问题,即所有的可能性推断都依靠统计模型,而统计模型的选择本身就是十分主观的.即使最简单的假设检验都在试验设计和过程中存在基本的主观选择[3],另外,定量评价对于评价中的不确定性表达也不清晰.由于种群或剂量的易变性以及毒物数据的有限,使得采用定量评价遇到很大困难,必须寻求不确定性分析.针对定性和定量评价的优缺点,在不同使用条件下,两种方法通常被采用.目前常用的定性和定量的转换方法有:层次分析法、量化加权法、专家打分法,或者是定性分析中夹杂着一些数学模型和定量计算.4国内生态风险评价研究进展我国在20世纪80年代开始了对事故风险的重视和研究工作.国家环保局1990年下发057号文件,要求对重大环境污染事故隐患进行环境风险评价,尤其是世界银行和亚洲开发银行贷款项目的环境影响报告中必须包含有环境风险评价的章节[4].但是迄今为止,我国尚没有生态风险评价的技术指南或指导性文件[35].1993年国家环保局颁布的中华人民共和国环境保护行业标准5环境影响评价技术导则(总则)6(H J/T211)93)规定:对于风险事故,在有必要也有条件时,应进行建设项目的环境风险评价或环境风险分析.同时,该导则也指出/目前环境风险评价的方法尚不成熟,资料的收集及参数的确定尚存在诸多困难0.1999年国家环保总局制定了5工业企业土壤环境质量风险评价基准6(H J/ T25)1999),该评价基准的宗旨是为了保护在工业企业中工作或工业企业附近生活的人群以及工业企业界区内的土壤和地下水,对工业企业生产活动造成的土壤污染危害进行风险评价,而且/该基准仅仅适用于工业企业选址阶段以及工业企业生产活动发生后界区内土壤的环境质量风险评价,不适用于采矿、农田和居住用地0.为贯彻5中华人民共和国环境影响评价法6、5建设项目环境管理条例6以及5环境影响评价技术导则6,2004年国家环保总局发1872应用生态学报18卷布5建设项目环境风险评价技术导则6(H J/T169) 2004),将建设项目环境风险评价纳入环境影响评价管理范畴.2005年陆续发生重大环境污染事故,标志着我国已进入环境污染事故高发期,说明生态风险将成为我国发展的一大障碍.目前,生态风险评价的研究工作在我国已经陆续开展,主要体现在以下几方面.411生态风险评价方法的探讨生态风险评价在我国刚刚处于发展阶段,在方法和技术上还不成熟,对此,基于国外的生态风险评价研究和实践,我国学者对于生态风险评价的方法进行了探讨.殷浩文[63]对水环境的生态风险评价程序作了研究介绍,认为生态风险评价可分为5个部分:源项分析、受体评价、暴露评价、危害评价和风险表征.付在毅等[19]对区域生态风险评价的特点和方法进行了讨论,对评价方法和步骤进行了探讨,他们将区域生态风险评价步骤概括为6个部分:研究区的界定与分析、受体分析、风险识别与源项分析、暴露与危害分析及风险综合评价.412建立区域生态风险评价指标目前,我国开展的生态风险评价研究均以区域为研究范围,通过建立相应的指标来评价区域生态风险.付在毅等[20]对辽河三角洲湿地区域进行了评价,以物种重要性指数、生物多样性指数、干扰强度和自然度作为测量生境的生态指数,以不同的生境类型划分级别作为脆弱性指数,以G IS为工具对湿地区域进行了综合评价;卢宏玮等[31]对洞庭湖流域区域进行了生态风险评价,对各种污染物的毒性污染指数、自然灾害指数和系统本身的生态指数、生物指数、生物多样性指数、物种重要性指数和脆弱性指数进行了综合评价;肖风劲等[61]将我国的森林资源区分为7个区域,以森林火灾、病虫害和酸雨为生态风险源,运用生态风险评价的方法,分析了这些风险源对森林健康的主要危害,对我国森林健康的风险进行了综合评价,并提出了森林风险区的管理策略.马德毅等[34]采用单因子指数法和H akanson生态风险指数法,对中国主要河口沉积物污染的潜在生态风险进行了评价.413生物生态风险、人类活动聚居区生态风险引起关注生态风险在我国发展的近几年,很多研究者对转基因生物工程引发的生态风险进行了论证和分析[11,26-28].同时,人类活动聚居区的生态风险已经引起学者们的关注.周启星等[65-66]通过对城市人口疾病发病率和城镇化水平的分析,对城镇化过程的生态风险评价进行了尝试,对乡村城镇化过程中所引起的水污染和城镇人口密度进行了相关性分析,结果表明,地表水污染和城镇化水平呈正相关,反映了城市化过程中所遭受的生态代价与风险.石璇和杨宇等[45,62]分析了天津地区土壤、水体中持久性有机污染物的生态风险;郭平等[21]对长春市城市土壤重金属污染的特征进行了研究,并对其潜在生态风险进行了评价;刘小琴等[30]将风险分为突发性风险和非突发性风险,对城市化进程中的环境风险评价问题进行了探讨.5讨论和展望国内外关于生态风险评价已经有了一定的研究,但是也存在一些不足.1)从研究角度而言,化学污染物的生态风险评价较多,对于人类聚居地的风险评价研究也多集中于化学污染物引起的人类健康风险.城市是一个社会2经济2自然复合生态系统[36],以后应该考虑以人类活动为主导的城市生态系统的综合风险评价,主要是土地利用和生物入侵所产生的生态风险.2)从研究方法而言,对于化学物品的生态风险多采用生态毒理学的方法,生物和物理生态风险的研究方法还未形成具体的评价方法,正处于摸索阶段.尽管很多学者建议评价生态系统的生态风险采用生态完整性这一指标,但这一指标本身就含糊不清[1],在实际操作中几乎很少被采用.3)从研究手段而言,采用实验和创建模型的手段不能很好地处理各组分不确定性的问题,尽管在不确定性处理上,蒙特卡洛模型、模糊数学和贝叶斯方法都能起到一定作用,但都具有局限性,研究手段有待更新和完善.另外,风险评价中的风险标准,即风险可接受水平,由于涉及不同人群的利益,而且不同区域的自然条件和社会经济水平也存在差异,评价标准存在很大不确定性.如何解决这些不确定性问题,并实现定量表达,是今后风险评价的主要研究方向之一.4)在评价的指标体系方面,生态风险评价的各种指标体系还没有建立起来,各种环境化合物的基准值和参考剂量数据库以及事故风险概率还有待进一步补充.尽管国内已经开展区域范围的生态风险评价,建立了相应的评价指标,但各种评价指标繁杂,没有统一的指标体系.虽然有些国家已经建立了诸如有毒化学品毒性数据库,但由于已知的化学物18738期阳文锐等:生态风险评价及研究进展。

多源数据的水土污染风险评价管控研究进展目录一、内容综述 (2)（一）当前水土污染现状及风险评价重要性 (3)（二）多源数据在污染风险评价中的应用前景 (4)（三）研究意义及目的 (5)二、多源数据获取与处理技术研究 (6)（一）多源数据获取途径与方法 (7)1. 遥感技术获取 (8)2. 地面监测站点获取 (9)3. 社交媒体及网络数据获取 (10)（二）数据处理技术与方法 (11)1. 数据清洗与预处理 (13)2. 数据融合与集成 (14)三、水土污染风险评价模型构建与分析 (15)（一）风险评价模型构建原理 (16)（二）风险评价模型构建方法 (18)1. 基于传统统计学的评价方法 (20)2. 基于机器学习的评价方法 (21)（三）模型应用与案例分析 (22)四、水土污染风险管控策略及措施研究 (23)（一）污染源头控制策略 (24)（二）过程监控与预警体系建设 (26)（三）应急响应与治理措施 (27)五、多源数据在水土污染风险管理中的应用进展 (28)（一）多源数据在风险评估中的应用现状 (29)（二）多源数据在预警与决策支持中的应用进展 (30)六、存在问题与展望建议研究重点方向探讨分析 (32)一、内容综述随着全球经济的快速发展，人类对自然资源的需求不断增加，导致水土污染问题日益严重。

为了保护环境、实现可持续发展，各国政府和科研机构纷纷开展多源数据的水土污染风险评价管控研究。

本文将综述近年来在这一领域的研究进展，包括数据来源、方法论、应用案例等方面的内容。

本文介绍了多源数据的概念及其在水土污染风险评价中的重要性。

多源数据是指来自不同类型和层次的数据，如环境监测数据、气象数据、地质数据、社会经济数据等。

这些数据相互补充、相互印证，有助于更全面、准确地评估水土污染风险。

本文分析了多源数据在水土污染风险评价中的应用现状，研究者主要采用遥感技术、GIS技术、统计分析法等方法进行多源数据整合和分析。

脆弱生态环境脆弱度评价研究进展
蔡海生;陈美球;赵小敏
【期刊名称】《江西农业大学学报》
【年(卷),期】2003(025)002
【摘要】对脆弱生态环境脆弱度进行科学评价,不仅对脆弱生态区的可持续发展具有重要意义,而且对于非脆弱生态区的可持续发展同样具有借鉴作用.对我国脆弱生态环境脆弱度评价的脆弱性机理、评价指标的选择以及脆弱度评价方法等研究情况进行了简要的综述.
【总页数】6页(P270-275)
【作者】蔡海生;陈美球;赵小敏
【作者单位】江西农业大学,国土资源与环境学院,江西,南昌,330045;江西农业大学,国土资源与环境学院,江西,南昌,330045;江西农业大学,国土资源与环境学院,江西,南昌,330045
【正文语种】中文
【中图分类】X171.1
【相关文献】
1.基于脆弱度的水利工程安全评价方法研究 [J], 朱思宇;王昭升
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第！4卷第1期Vol . 34 No . 1水资源保护WATER RESOURCES PROTECTION2018年1月Ja n . 2018DOI :10. 3880/j . issn . 1004 -6933. 2018. 01 13水环境中PPCPs 检测技术及风险评价研究进展姚晶晶\吴东海2!陆光华1!2,周超2!沈兴厚3(1.西藏农牧学院水利土木工程学院，西藏林芝860000;2.河海大学环境学院，江苏南京210098;3.河南省水文水资源局，河南郑州450004)摘要：概述了目前水环境中药物及个人护理品（PPCPs )的检测技术，对比分析了常用的水样前处理 方法和仪器分析技术的原理、优缺点，介绍了 PPCPs 的风险评价体系，总结了人体健康风险和生态 风险的评价方法，并综述了不同PPCPs 的风险水平。

指出多技术联合、精准定量的检测技术和综 合风险评价方法是今后环境领域PPCPs 研究的重点。

关键词！药物及个人护理品；前处理；仪器分析技术;人体健康风险；生态风险中图分类号：X 830 文献标志码：A 文章编号= 1004-6933 (2018)01 -0076 -07Research progress of aquatic PPCPs detection technology and risk, assessmentYAO Jingjiiig 1，WU Donghai 2，LU Guanghua 1，2，ZHOU Chao 2，SHEN Xinghou 3(1.College of Hydraulic and Civil Engineering ，Tibet Agriculture and Animal Husban Linzhi .60000，China ; 2. College of Environment ，Hohai University ，Nanjing 210098，China ; 3. Hyd r+0#7and Water Resources Bureau of Henan Province ，Zhengzhoo 450004，China )Abstract ： The detection technology of aquatic pharmaceuticals and personal care products ( PPCPs ) were summarized . The principles ，advantages and disadvantages of the sample pretreatment method and instrument analysis technology were a nalyzed and compared . The risk assessment systems of aquatic PPCPs were introduced and the methods of human health risks and ecological risk assessment were summarized . PPCPs was reviewed . It is pointed out tliat multi-technique combination ，precise quantitative de and comprehensive risk assessment method are the key points of PPCPs research in the Keywords ： pharmaceuticals and personal care products (PPCPs ); sample pretreatment ; instrument analysis technology ; human health risk ; ecological risk药物及个人护理品（pharmaceuticals andpersonal care products ，PPCPs )广泛应用于医药、工 业、畜牧业、农业、水产养殖等领域[1]。

水环境中PPCPs 的识别㊃风险评价与控制技术综述任丙南1,2㊀(1.三亚学院翟明国院士工作站,海南三亚572000;2.三亚学院健康产业管理学院,海南三亚572000)摘要㊀药物和个人护理用品(pharmaceutical and personal care products ,PPCPs )作为一类新兴的污染物,在环境中的存在㊁迁移已引起特别关注,成为环境领域热点研究方向㊂综述液相色谱-质谱联用㊁气相色谱-质谱联用两类分析检测技术的选择㊁应用和发展,风险评价重难点和风险评价方法的选择,活性污泥法㊁膜处理工艺㊁碳吸附法等常用控制技术的研究进展㊂指出水环境中PPCPs 污染物识别的标准体系不完善㊁方法不统一,风险评价无法全面㊁客观与准确地反映PPCPs 的生态影响,控制技术还需进一步加强和提升㊂关键词㊀PPCPs ;污染物识别;风险评价;控制技术中图分类号㊀X 824㊀㊀文献标识码㊀A㊀㊀文章编号㊀0517-6611(2023)07-0010-03doi :10.3969/j.issn.0517-6611.2023.07.003㊀㊀㊀㊀㊀开放科学(资源服务)标识码(OSID):Overview of PPCPs Identification ,Risk Assessment and Control Technology in Water EnvironmentREN Bing-nan 1,2㊀(1.ZHAI Mingguo Academician Workstation,University of Sanya,Sanya,Hainan 572000;2.School of Health Industry Management,University of Sanya,Sanya,Hainan 572000)Abstract ㊀Pharmaceuticals and personal care products (PPCPs)are receiving public concerns and scientific interest since they were as the emerging pollutants.This paper reviews the selection,application and development of liquid chromatography-mass spectrometry and gas chromatography-mass spectrometry,key and difficult points of risk assessment and selection of risk assessment methods,research progress of common control technologies such as activated sludge process,membrane treatment process and carbon adsorption process.It is pointed out that the standard system of PPCPs pollutant identification in water environment is not perfect and the methods are not unified.The risk assessment cannot comprehensively,objectively and accurately reflect the ecological impact of PPCPs.And the control technology needs to be further strengthened and improved.Key words ㊀Pharmaceuticals and personal care products (PPCPs);Pollutant identification;Risk assessment;Control technology基金项目㊀海南省自然科学基金项目(420RC673)㊂作者简介㊀任丙南(1978 ),男,山西太原人,教授,博士,从事污染物的污染行为与环境效应研究㊂收稿日期㊀2022-09-08㊀㊀人类活动引起的水环境问题一直是全球变化研究的热点和学术前沿㊂当前,研究者对人类活动产生的水体污染物的关注不再局限于传统的污染物,而是延伸到与人类日常生产生活密切相关的新兴污染物,如药品及个人护理用品(pharmaceuticals and personal care products,PPCPs)㊂大多数PPCPs 具有易溶于水㊁弱挥发性㊁难降解和生物累积性的特点,在低剂量长期暴露下对生物将产生内分泌干扰效应㊁发育毒性和生殖毒性,对生态系统和人类健康形成威胁[1]㊂PPCPs 在环境中主要通过水相传递,虽然半衰期较持久性有机污染物短,但由于人类活动中大量频繁使用,使水环境中PPCPs 呈现出 持续存在 的状态,在水环境中的生态毒性仍然不容小觑[2-3]㊂农作物的生长发育离不开水体灌溉,灌溉用水中残留的PPCPs 会导致农作物生长受影响,并伴随着农作物的食物链传递,进而影响人类健康㊂因此,该研究对水环境中PPCPs 污染物的识别㊁风险评价与控制技术的研究进展进行了综述,分析研究现状,指出存在的问题和研究展望,为该领域学术研究提供参考㊂1㊀水环境中PPCPs 污染物的识别先进的分析检测技术,是有效识别与去除PPCPs 污染物的前提和基础,有利于增强PPCPs 处理效率,实现目标污染物的精准去除㊂现阶段水环境PPCPs 污染物识别技术主要采用质谱联用分析技术(HPLC /MS)㊁气相色谱与质谱技术(GC /MS)两大类㊂其中,HPLC /MS 技术一般适用于如阿司匹林㊁咖啡因㊁双氯芬酸等具有亲水性㊁挥发性差与极性强的物质检测;GS /MS 技术一般适用于如多环芳香族碳氢化合物等挥发性强㊁极性弱的物质检测[4]㊂也有学者根据PPCPs 组分log K ow 值的不同选择检测方法,如Singh 等[5]提出log K ow 值在-2.10~3.18的PPCPs 污染物适宜采用HPLC /Ms 检测,如退热净㊁双氯芬酸㊁咖啡因㊁碘普罗胺㊁碘氨类药物㊁立痛定等;log K ow 值在3.18以上的PPCPs,适宜采用GC /MS 检测领域,如加乐麝香㊁麝香酮等物质㊂采用log K ow 进行PPCPs 检测方法的区分,使得PPCPs 检测方法的选择更为精准㊂HPLC /MS 质谱联用分析技术以较强的专属性㊁极高的灵敏度㊁高分离能力属性,在水环境PPCPs 污染物检测中表现出良好的应用前景,其基本原理为选取具有分离功能的仪器为质谱仪的 进样器 ,将PPCPs 分离为纯组分导入质谱仪,利用质谱仪获取PPCPs 组分的分子量㊁分子结构特征[6]㊂为验证HPLC /MS 技术用于PPCPs 识别的可行性,国内外学者通过文献研究㊁量化研究㊁实验分析㊁定性阐述等多种手段,进行技术的研究论证㊂吴刚等[7]以污水处理环境为例,采用HPLC /MS 构建了PPCPs 转化产物识别分析流程框架,主要包含样品获取(实验室小试㊁污水厂采样)㊁样品前处理(固相萃取㊁固相微萃取㊁液液萃取)㊁样品检测(DDA㊁DIA㊁离子淌度)㊁数据分析(可疑物筛查㊁非靶向筛查),该流程基本体现了污水环境中PPCPs 的转化特征,明确了PPCPs 在各个阶段转化产物识别的关键技术㊂张盼伟等[8]采用HPLC /MS 技术,建立了阿奇霉素㊁林可霉素㊁卡马西平等10种PPCPs 化合物的检测方法,该检测方法对于PPCPs 化合物检测有着较好的适用性,且回收率与检测效率高㊂Hao 等[9]通过总结近7年HPLC /MS 的检测分析方法,认为在常㊀㊀㊀安徽农业科学,J.Anhui Agric.Sci.2023,51(7):10-12,21规的PPCPs组分分析中,样品制备㊁采样程序是薄弱环节,而在检测过程中,关于样品检测限度相关的数值同样是影响检测精准性的关键,这些是HPLC/MS检测分析的一个难点㊂在GC/MS气相色谱质谱技术层面,国内外学者开展了大量的研究工作,研究重点主要涉及PPCPs组分检测原理㊁检测步骤㊁检测成效等㊂GC/MS属于分离科学研究范畴,通过对PPCPs污染物中的化学成分分离,测定不同化学成分的含量,在水环境药物检测中表现出较高的灵敏度与可靠性,但GC/MS由于自身技术条件的限制,对于检测物质组分的性质也有着一定的要求[10]㊂Abdul Mottaleb[11]以洗漱用品二甲苯麝香为例,发现GC/MS适合易挥发㊁憎水性的PPCPs成分检测,而对于亲水性㊁极性强的物质则难以保证检测效果㊂杨林等[12]建立了具体的PPCPs污染物检测流程,可同时对多个目标污染物成分测定,经实验分析平均回收率达到了89.81%,最低检测限10~40ng/L㊂Usenko等[13]认为PPCPs 等污染物检测技术的发展离不开检测技术和样品制备技术优化及定量分析技术的支持,来提升GC/MS检测分析的效率与精确度㊂基于HPLC/MS㊁GC/MS两大PPCPs技术的研究基础,一些学者对PPCPs污染物检测技术进行了改良优化㊂贺德春等[14]提出了一种新的地下水系统PPCPs污染源识别方法,解决了传统PPCPs污染源识别中存在的计算模型复杂㊁需大量数据运算㊁识别范围有限的缺陷㊂隋倩等[15]基于排放源特征指数设计了PPCPs污染源溯源识别方法,基本原理为:对不同排放源的PPCPs进行筛选,利用数学模型的构建与推导,获得不同污染源占据混合样品总数的百分比,从而对地表水中的PPCPs污染物进行定量溯源与快速识别㊂这些技术的运用,是对常规PPCPs污染物识别技术的补充与拓展,为PPCPs污染物识别技术的发展与技术创新打下了坚实的基础㊂2㊀水环境中PPCPs的风险评价绝大多数水环境中的PPCPs浓度低,急性毒性发生概率低,但由于长期存在产生毒理效应的积累,对微生物㊁动物及人类存在慢性毒性的可能㊂以抗生素类药物为例,水中残留会抑制微藻类微生物叶绿体及蛋白质的合成,导致生态湿地㊁河道生态堤岸两侧的植物发芽率受影响[16]㊂PPCPs对动物及人体都有着不可忽视的生态毒性㊂Kar等[17]以大量水生生态毒理学实验数据为基础,对226种抗生素在水环境中的生态毒性进行评价,发现44.00%的抗生素具有危害性, 16.00%的抗生素具有剧毒性,50.00%的抗生素具有毒害作用,33.33%的抗生素有着较强的毒性,多数抗生素类PPCPs 的生物富集作用强,易深入人体及动物细胞,表现出一定的细胞毒性㊂对水环境中的PPCPs进行科学的风险评价,成为制定有效控制措施的前提㊂在PPCPs风险评价方面,研究者致力于构建健全的PPCPs风险评价体系,研究主要聚焦风险评价的重难点㊁风险评价方法等㊂为了更有效地评价PPCPs污染物的生态风险,研究者从PPCPs组分类型㊁迁移转化机制㊁生态影响的角度,开展了针对性的研究工作㊂由于PPCPs种类繁多,对于PPCPs污染物的生态风险,不能仅以去除率作为评价的依据,还要综合考虑气候㊁环境以及PPCPs的性质等因素形成的综合影响,这是风险评价的重点和难点㊂Lin等[18]以饮用水处理厂为例,通过对39种PPCPs发生㊁去除过程的系统化监测,选取罗红霉素和磺胺甲恶唑2种PPCPs为参考性指标,发现不同PPCPs的风险有着明显的差异,由于PPCPs去除效率无法反映单个PPCPs的风险控制,去除率无法表征风险评价的效果㊂Gopal等[19]发现季风期沉积物稀释和后期沉积物的吸附因素,均会影响目标PPCPs的测定结果,在风险评价中要考虑季节㊁温度㊁环境等因素㊂王丽等[20]对东江下游PPCPs污染物进行风险评估,研究以水杨酸㊁布洛芬㊁双氯芬酸㊁甲芬酸㊁萘普生等非甾体类抗炎药和氯纤维酸等脂质调节剂为样本,认为PPCPs在风险评价中应考虑PPCPs的性质㊁分布特征等对生态环境的微观及宏观影响㊂风险评价方法的选择对于PPCPs风险评价的结果影响很大㊂目前较多采用的评价方法是风险熵值法㊁全生命周期等㊂张智博等[21]对水环境中22种PPCPs的多介质分布特征进行分析,开展了健康风险及生态风险评价,虽然健康风险熵值(HQ)<1,但环境中长期排放与积累的状况,PPCPs的风险程度可能上升㊂张芹等[22]测定了骆马湖水体中32种PPCPs类物质的污染水平㊁分布特征,采用风险熵值法评价了生态环境风险,并利用单叠加模型计算PPCPs的联合毒性风险熵,评价了对水生生物和人体健康的影响㊂De García 等[23]以生命周期评估理论(LCA)开展了PPCPs对淡水及人类的潜在生态毒理影响,PPCPs的生态蓄积性㊁降解速率㊁物理化学特性等是PPCPs风险评价的核心因素㊂Ngo等[24]以半定量风险评估方法对越南某河流内的PPCPs的生态风险进行了评估,PPCPs对水生生物的潜在生态风险为中等风险,需着重对中等风险的PPCPs进行监测和控制㊂大量的研究已经证实PPCPs对微生物的生长和生存有着直接或间接的影响㊂PPCPs在环境中的存在㊁迁移转化非常复杂,水环境中存在PPCPs污染物是否对人体有显著健康影响,目前学术界仍需进行进一步的深入研究,但普遍认可不断积累的PPCPs已经成为人体健康的威胁因素㊂3㊀水环境中PPCPs污染物的控制技术近年来,水环境中PPCPs污染物的去除与控制受到了研究者的高度重视,其中活性污泥法㊁膜处理工艺㊁碳吸附法是当前研究的重点㊂活性污泥法去除技术是利用聚合物㊁多孔结构的絮体状污泥,将PPCPs进行吸附处理,以达到降低PPCPs浓度与生态危害的目的㊂Salgado等[25]采用了活性污泥法吸附PPCPs,研究表明多数PPCPs污染物在活性污泥法吸附处理中,取得了良好的效果,少数PPCPs污染物无法利用该方法予以去除㊂Deng等[26]的活性污泥法去除PPCPs试验,表明该方法并不能适用于全部样品的污染物去除,如甲氧苄氨嘧啶和卡马西平㊂李想等[27]建立了生物膜模型和活性污泥模型,预测污水中PPCPs的去除率,研究中通过微生物组分的1151卷7期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀任丙南㊀水环境中PPCPs的识别·风险评价与控制技术综述确定㊁动力学方程与参数校准优化探明了不同微生物对PPCPs的降解性能与污水中PPCPs的生物降解机制,认为活性污泥法等PPCPs去除方法的运用,应注重微生物组分㊁数学模型建立方法及关键参数确定与校准,以保证PPCPs的去除效率㊂不同于活性污泥法通过吸附的方式去除污泥,膜处理工艺可通过超滤㊁微滤㊁纳滤㊁反渗透等多元化的手段降低PPCPs浓度[25]㊂膜处理技术与常规PPCPs去除技术相比,膜处理技术具有经济节能㊁运行稳定的优势,但膜处理技术同时也有着成本高和二次污染的不足,这给膜处理技术的选择和应用带来了挑战[28]㊂碳吸附法也是PPCPs污染物去除的重要技术,由于不少PPCPs中具有易于被吸附的胺基和苯环成分,活性炭吸附可以快速㊁高效地去除PPCPs㊂Zhang等[29]研究发现,粉状活性炭与颗粒状活性炭在饮用水PPCPs去除中,均表现出了较好的吸附效果,去除率达到了90%以上,但吸附效率有时会受到水环境中天然有机物的影响㊂同时活性炭吸附法与同类技术相比,在去除过程无副产物产生,其去除效率主要受到活性炭颗粒大小㊁疏水性㊁电荷及吸附剂表面化学特性㊁空间结构的影响[30]㊂除上述PPCPs去除技术以外,学术界还提出了人工湿地法处理PPCPs污染物的研究实践,人工湿地法处理时出水水质稳定㊁工艺简单,但投资成本高昂,且占地面积大,而且需要配套人工湿地的建设,常常会因场地条件的限制,难以起到理想的去除效果[27]㊂4　问题与展望虽然学术界在水环境PPCPs污染物识别㊁风险评价与干预对策研究中,取得的了丰硕的成果,但还存在一系列的问题:(1)现阶段水环境中PPCPs污染物识别的理论研究不成熟,标准体系不完善,导致在实践中方法不统一,未有明确的标准制约,PPCPs识别的精准性与可靠性还有待进一步提升㊂(2)当前PPCPs污染物风险评价的手段相对单一,欠缺先进的技术体系支持,尤其是数学模型法㊁定量分析评价手段不足,无法全面㊁客观与准确地反映PPCPs的生态影响㊂(3)目前关于何种PPCPs污染物去除方法与干预措施更为行之有效,还未有明确的定论,这将是研究有待加强和提升的方向㊂在未来的PPCPs领域研究中,应着眼于PPCPs污染物识别㊁风险评价㊁控制技术研究的缺陷与不足,依托PPCPs污染物识别行业标准的构建㊁系统性的风险评价及多元化的控制措施,不断丰富和拓展现行的理论体系,力争为水环境中PPCPs风险的控制与监测提供参考依据㊂参考文献[1]MACKAY 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生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第16卷第1期2021年2月V ol.16,No.1Feb.2021㊀㊀基金项目:国家自然科学基金资助项目(52039003);中央高校基本科研业务费专项资金资助项目(B210202114);国家自然科学基金青年基金资助项目(52009031);中国博士后科学基金面上项目(2020M671326,2020M681478)㊀㊀第一作者:许伊(1990 ),女,博士,研究方向为农业水土环境,E-mail:*****************㊀㊀*通讯作者(Corresponding author ),E -mail:****************;**************.cnDOI:10.7524/AJE.1673-5897.20201116001许伊,杨士红,尤国祥,等.纳米二氧化铈的潜在生态风险及毒性作用机制研究进展[J].生态毒理学报,2021,16(1):43-55Xu Y ,Yang S H,You G X,et al.Review of the potential ecological risks and toxicity mechanisms of nanoceria [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2021,16(1):43-55(in Chinese)纳米二氧化铈的潜在生态风险及毒性作用机制研究进展许伊1,2,杨士红1,尤国祥2,侯俊2,*1.河海大学农业科学与工程学院,南京2100982.河海大学环境学院,浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,南京210098收稿日期:2020-11-16㊀㊀录用日期:2021-01-16摘要:作为重要的纳米稀土化合物,纳米二氧化铈(CeO 2)被广泛应用于工㊁农㊁医学等领域,随之而来的是大量的纳米CeO 2在其生产使用和处理处置等过程中被释放进入到环境中,进而导致其生物安全性受到越来越多的关注㊂本文从纳米CeO 2对细胞㊁组织器官㊁植物㊁水生生物和土壤生物产生的毒性效应入手,系统综述了纳米CeO 2的潜在环境生态风险;进一步从物理损伤和化学抑制2个方面剖析了纳米CeO 2的生物毒性作用机制;最后基于已有的关于纳米CeO 2生态风险的研究中存在的不足对未来发展方向进行了展望㊂本文旨在为纳米CeO 2的生态安全评价提供理论基础和科学依据㊂关键词:纳米二氧化铈;植物;微生物;细胞毒性;氧化损伤;生态风险文章编号:1673-5897(2021)1-043-13㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:AReview of the Potential Ecological Risks and Toxicity Mechanisms of NanoceriaXu Yi 1,2,Yang Shihong 1,You Guoxiang 2,Hou Jun 2,*1.College of Agricultural Science and Engineering,Hohai University,Nanjing 210098,China2.Key Laboratory of Integrated Regulation and Resources Development on Shallow Lakes of Ministry of Education,College of Envi -ronment,Hohai University,Nanjing 210098,ChinaReceived 16November 2020㊀㊀accepted 16January 2021Abstract :As one of the most important nano -rare earth compounds,nanoceria (nano -CeO 2)has been widely ap -plied in industrial,agricultural and medical areas.Subsequently,large amounts of nano -CeO 2are inevitably released into the environment during their production,utilization and disposal processes.Thereby,the biological safety of re -leased nano -CeO 2has attracted more and more attention.In this paper,the toxicity effects of nano -CeO 2on cells,tissue and organs,plants,aquatic organisms and soil organisms are systemically reviewed to illustrate the potential ecological environmental risks of nano -CeO 2.Furthermore,the biotoxicity mechanisms of nano -CeO 2are explored from the aspects of physical damage and chemical inhibition.At last,the further research directions are proposed based on the shortages existing in the current studies about the ecological risks of nano -CeO 2.The aim of this re -view is to provide theoretical and scientific basis for the evaluation of the ecological safety of nano -CeO 2.44㊀生态毒理学报第16卷Keywords:nano-ceria;plant;microbes;cytotoxicity;oxidative damage;ecological risks㊀㊀纳米(nm)是物理学上的度量单位,当物质尺寸达到纳米尺度(1~100nm)时,其物理化学性质会发生很大的变化,在材料强度㊁韧度㊁磁化率和催化能力等方面表现出特殊性能[1-2]㊂作为现代科技与交叉学科的发展基础,纳米技术在新材料研发㊁生态修复㊁生命健康和国家安全等诸多领域具有广阔的应用和发展前景[3-6]㊂铈(Ce)是元素周期表中第Ⅲ副族镧系元素,是一种稀土元素㊂稀土元素因其独特的金属特性被大量用于纳米材料的生产,而二氧化铈(CeO2)作为稀土氧化物中的重要组成部分,具有独特的理化性质和广泛的应用前景㊂2012年欧盟工作报告指出纳米CeO2的全球产量约为10000t(http://ec.europa.eu/nanotechnology/index_en.html,2012)[7]㊂来自美国地质调查局的数据显示,全球市场中有超过80%的纳米CeO2来源于中国㊂纳米CeO2及含有纳米CeO2的消费品的大规模生产和使用,必然会导致越来越多的纳米CeO2在其生命周期循环过程中向水㊁土和空气等环境介质释放㊂近年来,已有学者结合2014年市场统计数据,通过全生命周期评价模型,评估了自然介质中纳米CeO2的浓度,得出大气中的纳米CeO2浓度为0.01~0.6ng㊃m-3,地表水中的纳米CeO2浓度为0.6 ~100pg㊃L-1,沉积物中的纳米CeO2浓度为0.2~ 45μg㊃kg-1,土壤中的纳米CeO2浓度为24~1500 ng㊃kg-1[6]㊂在纳米CeO2的环境浓度迅速增加的同时,其生物安全与生态效应问题日益突出[8-11]㊂近年来,纳米CeO2的潜在环境风险及生态效应问题引起社会各界学者越来越多的关注㊂作为全球纳米CeO2最大的生产国和销售国,我国更加有必要加强对纳米CeO2生态安全性评价的研究㊂基于此,本文主要综述了不同生态环境内,纳米CeO2的生物毒性效应以及潜在的毒性作用机制,以期为纳米CeO2的安全评价提供科学依据㊂1㊀纳米CeO2的潜在生态风险(Potential ecological risks of CeO2nanoparticles)随着大量含有纳米CeO2产品的生产㊁加工㊁运输和使用,势必会有越来越多的纳米CeO2通过各种途径进入大气㊁土壤及水环境中,进而可能会对人体和生态环境中的生物体产生潜在危害㊂此外,不同环境介质中的纳米材料在外部环境因子㊁生物及非生物的作用下,会发生溶解-释放㊁团聚-沉降㊁吸附-解吸及生物累积-放大等一系列行为变化,最终对生态系统产生毒性胁迫效应㊂纳米CeO2在其生命周期内可能的释放途径㊁环境行为及生态效应如图1所示㊂近年来,关于纳米CeO2的生物毒性及潜在环境风险受到广泛关注,国内外已经开展大量有关纳米CeO2对微生物细胞㊁典型水生生物㊁植物及模式微生物的生长和代谢的影响研究,发现不同生态环境下纳米CeO2的毒性效应不尽相同㊂1.1㊀纳米CeO2对细胞的毒性作用(Toxicity effectsof CeO2nanoparticles on cells)细胞是组成生物体结构和功能的基本单位,关于纳米CeO2的细胞毒性研究已成为一大热点,但在分子水平上探究其毒性作用机制的研究还比较缺乏㊂纳米CeO2对不同的细胞系产生的毒性作用机制有所不同,了解并控制纳米CeO2致毒的机理可以为降低其毒性并制定安全性评价提供可靠的依据㊂Lin等[12]将A549细胞系暴露于纳米CeO2悬液中发现,细胞的存活率随暴露时间及暴露剂量的增加而下降:主要原因是细胞内活性氧(ROS)水平㊁脂质过氧化反应和细胞膜损伤程度增加,同时抗氧化水平下降,表明纳米CeO2在细胞内部引起氧化损伤[13]㊂此外,纳米CeO2还可以导致炎性因子的分泌及DNA损伤,进而引起细胞形态受损和细胞的凋亡㊂Gojova等[14]用不同浓度的纳米CeO2悬液培养HAECs细胞,结果显示暴露细胞内部炎症标记物浓度与纳米CeO2浓度呈显著正相关性,该结果与纳米CeO2引起细胞DNA及染色体的损伤有关[15-16]㊂另有学者利用电流式细胞术结合电镜观察证实,纳米CeO2还可以通过损害细胞形态降低细胞活性,最终诱导细胞凋亡[17-18]㊂值得关注的是,纳米CeO2对不同细胞的毒性作用表现出一定的选择性㊂例如,Park等[18]的研究表明,相同处理条件下纳米CeO2使BEAS-2B细胞活力下降,但对T98G和H9C2细胞的活力没有影响㊂进一步研究表明,纳米CeO2对放射介导下的不同细胞的凋亡和损伤呈现出不同的作用,即对正常的细胞具有保护作用而对相应的癌细胞具有灭活作用[19],这为纳米CeO2在医学领域的应用提供了思路[20]㊂第1期许伊等:纳米二氧化铈的潜在生态风险及毒性作用机制研究进展45㊀图1㊀纳米颗粒(NPs )在其生命周期内的环境行为及释放途径Fig.1㊀The environmental fate and release pathways of nanoparticles (NPs)in the nature1.2㊀纳米CeO 2对组织器官的毒性作用(Toxicityeffects of CeO 2nanoparticles on tissues and organs)纳米CeO 2可以通过多种环境介质的传播和食物链传递等方式进入生物体内,因而纳米CeO 2的广泛使用极大程度地增加了生态环境中的生产者㊁消费者等与纳米CeO 2的接触机会㊂目前,纳米CeO 2对生物体最直接的暴露途径是经呼吸道吸入㊂抛光粉㊁汽车尾气净化剂及柴油燃料添加剂中的纳米CeO 2可以通过呼吸道直接进入机体内部㊂已有报道指出,当空气中纳米CeO 2颗粒含量或毒性超过肺部防御能力时会引起肺损伤㊁纤维化等多种炎症反应㊂例如,Srinivas 等[21]通过连续4h 给雌性和雄性大鼠吸入气溶胶浓度为641mg ㊃m -3的纳米CeO 2并在24h ㊁48h 和14d 后检测大鼠肺部活性发现,急性暴露途径吸入的纳米CeO 2颗粒会通过氧化应激效应诱导细胞毒性,最终导致慢性毒性的发生,但是该过程与暴露时间之间没有显著的相关性㊂向雄性大鼠滴注纳米CeO 2的方式同样发现纳米CeO 2可以引起肺部炎症和肺损伤,进一步导致肺纤维化[22],向雄性大鼠气管滴注纳米CeO 2的方式可产生氧化应激诱导中性粒细胞及淋巴细胞等产生氧化损伤[23]㊂纳米CeO 2进入机体后,会随血液循环到达机体的其他组织器官,包括肝㊁肾㊁心和脑等部位并引发相应的毒性效应㊂对小鼠进行纳米CeO 2灌胃实验证实,经口染毒的纳米CeO 2也会引起肝肾功能的损伤[24]㊂对小鼠的一次性灌胃染毒实验进一步可以证实进入机体内部的纳米CeO 2对脑㊁心脏和脾脏器官产生了一定的毒性作用[25]㊂根据已有研究可以得出,纳米CeO 2对生物体的影响是全方位的㊂因为纳米CeO 2的粒径较小,其不仅可以绕过血脑屏障到达嗅球,还可以随血液循环到达其他组织器官并产生毒性效应㊂但是,目前关于纳米CeO 2作用的具体靶器官及损伤机制还不明确,有待进一步研究证实㊂46㊀生态毒理学报第16卷1.3㊀纳米CeO 2对植物的影响(Toxicity effects of CeO 2nanoparticles on plants)作为环境中的重要组成部分,植物在维持生态系统平衡㊁为动物和人类提供能量过程中发挥着不可替代的作用㊂然而,随着空气㊁水体和土壤中纳米颗粒的不断累积,植物会不可避免地通过根系或叶片暴露于纳米CeO 2富集的环境中㊂一旦植物表面接触了纳米CeO 2,其会在植物体内通过吸收㊁转运等方式储存在不同的部位,进而极有可能进入食物链并在高等生物体内累积㊁放大[26-27]㊂Zhang 等[28]研究黄瓜对纳米CeO 2的吸收和运输时发现,黄瓜根部可以快速吸收纳米CeO 2并向上迁移㊁转运到其他组织中,且纳米颗粒的尺寸越小越容易被吸收,累积量也越多[29]㊂进一步利用扫描透射电子显微镜及X 射线精细近边结构谱技术发现,累积在黄瓜根部的纳米CeO 2大部分被生物转化并主要以磷酸铈的形式存在,而在茎尖组织部位的纳米CeO 2则大部分以羧酸铈的形式存在[28]㊂在纳米CeO 2表面生成的磷酸铈沉淀会降低纳米CeO 2的生物可利用性,进而降低其毒性[30]㊂另外,植物体内或根部在应对纳米暴露过程中分泌的物质可能会改变纳米颗粒的团聚状态和介质的pH 值,导致纳米CeO 2发生还原溶解的现象,这一结果是引起纳米CeO 2不同的生物累积状况及生物毒性效应的原因[31]㊂除在植物体内的吸收㊁运移和转化外,纳米CeO 2对高等植物的毒性作用也得到了大量的证实㊂Priester 等[32]研究了纳米CeO 2对大豆的影响,发现纳米CeO 2不仅会抑制大豆的生长㊁降低大豆的产量,高浓度情况下还会抑制大豆根瘤的固氮效果㊂利用随机扩增多态DNA 技术可以直接证实纳米CeO 2对大豆的基因毒性[33]㊂Hernandez -Viezcas 等[34]和Bandyopadhyay 等[35]同样观察到纳米CeO 2暴露条件下,大豆及苜蓿根部共生的固氮菌活性会受到明显抑制,导致植物生长过程中氮循环过程受阻㊂Ma 等[36]研究纳米CeO 2对拟南芥生物量的影响时指出,500~2000mg ㊃L -1暴露浓度下,拟南芥的生长与对照组相比减少了85%㊂而浓度为1000mg ㊃L -1和2000mg ㊃L -1时拟南芥叶片叶绿素含量分别降低了60%和85%㊂分析潜在机制主要是暴露过纳米CeO 2的植物内脂质过氧化水平㊁电解质释放及功能酶活性都发生了变化,表明纳米CeO 2对植物细胞造成氧化胁迫效应[37-38]㊂1.4㊀纳米CeO 2对水生生物的毒性效应(Toxicityeffects of CeO 2nanoparticles on aquatic organisms)目前为止,还没有确切的实验现象来证实纳米CeO 2可以进入到生物细胞内部,但大量试验结果佐证了纳米CeO 2的确可以进入到胞外聚合物(EPS)或吸附在微生物细胞膜上[39]㊂近年来关于纳米CeO 2对水生生物的毒性效应的报道层出不穷,且毒性效应与纳米尺寸及生物体的种类息息相关㊂已有研究中关于纳米CeO 2对水生生物毒性效应的详细内容如表1所示㊂在纳米CeO 2对水生生物的影响研究中,水生生物种类㊁暴露方式及积累的Ce 含量的不同均会导致相应的半致死浓度(LC 50)不同㊂例如,在暴露于亚致死浓度的纳米CeO 2的过程中,吸附在小球藻(Chlorella pseudomonas )上的纳米CeO 2的量是大型溞上面Ce 元素总量的3倍㊂大型溞(Daphniapulex )主要是通过食物链的摄食过程吸收纳米CeO 2,而小球藻自身较大的比表面积使其能够吸附更多的纳米CeO 2[49]㊂van Hoecke 等[43]将大型溞暴露于14㊁20和29nm 的纳米CeO 2悬液21d ,发现对于2种较小尺寸的纳米CeO 2LC 50约为40mg ㊃L -1,而29nm 的LC 50为71mg ㊃L -1㊂相比较于大型溞,同形溞(D.similis )对纳米CeO 2的毒性抵抗能力更强,其LC 50值大约是大型溞的350倍[50]㊂纳米CeO 2对大肠杆菌(E.coli )和枯草芽孢杆菌(B.subti -lis )的毒性明显高于奥奈达希瓦氏菌(S.oneiden -sis )[51]㊂当以隐杆线虫(C.elegans )作为模式生物时,0.172μg ㊃L -1的纳米CeO 2即可以引起其体内ROS 累积㊁氧化损伤及生命周期的缩短[52]㊂然而,在斑马鱼(Danio rerio )的暴露实验中,500μg ㊃L -1的纳米CeO 2在斑马鱼的肝脏部位有明显的积累,5000μg㊃L -1浓度暴露下斑马鱼对纳米CeO 2却没有明显的吸收,且纳米CeO 2在72h 的暴露过程中只有超过200mg ㊃L -1时才对斑马鱼产生明显的毒性作用[43]㊂在贝类(Mytilus galloprovincialis )对纳米CeO 2的吸收实验中,不同的暴露方法(即直接暴露或通过摄食浮游植物暴露)对贝类吸收纳米CeO 2量的影响只表现在前2周,因为随着贝类体内累积的纳米CeO 2含量的增加,其自身清除速率也会相应增加以抵抗组织中不断增加的纳米CeO 2含量[53]㊂目前已有报道中,由于不同暴露实验中所用纳米CeO 2的理化性质不同,导致相同水生生物对纳米CeO 2暴露的毒性响应有所不同,因而难以对纳米第1期许伊等:纳米二氧化铈的潜在生态风险及毒性作用机制研究进展47㊀表1㊀纳米CeO2对水生生物的毒性研究Table1㊀Studies assessing the toxicity of CeO2NPs to aquatic organisms受试生物Tested organisms颗粒尺寸/nmParticle size/nm电势/mVPotential/mV暴露时长Exposuretime测定指标Tested endpoints作用浓度Effective concentration文献Reference大肠杆菌E.coli 7+12h生长状况Growth conditions无None[40] 7+3h成活实验(CFU)Colony forming units(CFU)<0.9mg㊃L-1,<90%;5mg㊃L-1,50%;230mg㊃L-1,100%[40] 7+24h活/死细菌Live/dead bacteria100mg㊃L-1,10%存活率(Survival rate)[41]集胞藻Synechocystis 7+10dCFU㊁活/死细菌CFU,live/dead bacteria100mg㊃L-1,无影响(No effects)(再生水Reclaimed water);20mg㊃L-1,20%存活(Survival)(纯水Pure water)[41]项圈藻Anabaena <50-0.03ʃ0.1672h/96h光合强度Photosynthetic intensity0.01~100mg㊃L-1[42] 100.4ʃ0.824h荧光强度Fluorescence intensityEC50:6.3mg㊃L-1[39] 2522.4ʃ1.324h荧光强度Fluorescence intensityEC50:0.56mg㊃L-1[39] 5018.7ʃ0.824h荧光强度Fluorescence intensityEC50:0.27mg㊃L-1[39] 600.7ʃ1.124h荧光强度Fluorescence intensityEC50:7.5mg㊃L-1[39]月牙藻Selenastrum reinsch10-12.5ʃ0.972h/96h生长(光密度㊁细胞计数㊁三磷酸腺苷(ATP))Growth(Optical density,cell counting,adenosinetriphosphate(ATP))EC50(光密度Opticaldensity):12.8mg㊃L-1;细胞计数Cell counting:29.6mg㊃L-1;ATP:12.3mg㊃L-1[39]25-15.5ʃ172h/96h生长(光密度㊁细胞计数㊁ATP)Growth(Optical density,cell counting,ATP)EC50(光密度Opticaldensity):0.95mg㊃L-1;细胞计数Cell counting:9.7mg㊃L-1;ATP:5.3mg㊃L-1[39]50-16ʃ0.972h/96h生长(光密度㊁细胞计数㊁ATP)Growth(Optical density,cell counting,ATP)EC50(光密度Opticaldensity):0.88mg㊃L-1;细胞计数Cell counting:4.4mg㊃L-1;ATP:2.4mg㊃L-1[39]60-10.9ʃ0.372h/96h生长(光密度㊁细胞计数㊁ATP)Growth(Optical density,cell counting,ATP)EC50(光密度Opticaldensity):8.96mg㊃L-1;细胞计数Cell counting:16.4mg㊃L-1;ATP:8.5mg㊃L-1[39] 14,20,29-15~-19.672h生长状况Growth conditionEC10:2.6~5.4mg㊃L-1;EC50:10.2~19.1mg㊃L-1;LOEC:5.6mg㊃L-1;NOEC:3.2mg㊃L-1[43]48㊀生态毒理学报第16卷续表1受试生物Tested organisms颗粒尺寸/nmParticle size/nm电势/mVPotential/mV暴露时长Exposuretime测定指标Tested endpoints作用浓度Effective concentration文献Reference月牙藻Selenastrum reinsch<50-16.0ʃ0.972h光合强度Photosynthetic intensity促进Promotion:0.01~1mg㊃L-1;抑制Inhibition:10~100mg㊃L-1[42] 10~20-13~-1872h藻生长速率Growth rate of algae抑制Inhibition:1mg㊃L-1;EC50:10mg㊃L-1[44]摇蚊Chironomidae 15,30无None24h死亡率Mortality15nm,10%致死Lethal:1mg㊃L-1;30nm,15%致死Lethal:1mg㊃L-1[45] 15,30无None24h生长状况Growth condition无影响No effects:1mg㊃L-1[45] 15,30无None24h繁殖Reproduction无影响No effects:1mg㊃L-1[45]大型溞Daphnia magna<25-1096h存活状况Survival status无影响No effects:10mg㊃L-1[46-47] <25-1096h蜕皮状况Exuviate conditions抑制Inhibition:10mg㊃L-1[46-47] <25-1096h生长状况Growth condition抑制Inhibition:0.01mg㊃L-1,10mg㊃L-1;无抑制No inhibition:0.1mg㊃L-1,1mg㊃L-1[46-47] <25-1021d存活状况Survival status无致死No lethal:0.1mg㊃L-1,1mg㊃L-1;100%致死Lethal:10mg㊃L-1[46-47] <25-1021d蜕皮状况Exuviate conditions无影响No effects:<10mg㊃L-1[46-47] <25-1021d生长状况Growth condition无影响No effects[46-47] 15,30无None96h死亡状况Death15nm,10%致死Lethal:1mg㊃L-1;30nm,无致死No lethal:1mg㊃L-1[45] 15,30无None96h生长状况Growth condition无影响No effects:1mg㊃L-1[45] 15,30无None96h繁殖Reproduction无影响No effects:1mg㊃L-1[45] 14,20,29-3.9~-9.121d存活状况Survival conditionEC50:36.9mg㊃L-1,71.1mg㊃L-1;NOEC:32~56mg㊃L-1[43] 14,20,29-3.9~-9.121d繁殖ReproductionEC10:8.8mg㊃L-1,20mg㊃L-1;EC50:20.5mg㊃L-1,42.7mg㊃L-1;LOEC:18~32mg㊃L-1;NOEC:ɤ18mg㊃L-1[43] 14,20,29-3.9~-9.121d移动能力Mobility无影响No effects:1000mg㊃L-1[43]斑马鱼胚胎Zebrafish embryos 14,20,29无None24,48,72h移动㊁孵化Mobility,incubation无影响No effects:200mg㊃L-1[43]斑马鱼Zebrafish <25,10.2无None14d吸收Assimilation肝脏累积Liver accumulation:500μg㊃L-1;无明显累积No accumulation:5000μg㊃L-1[48]注:EC50表示半效应浓度,EC10表示10%的效应浓度,LOEC表示最小观察效应浓度,NOEC表示无可观察效应浓度㊂Note:EC50refers to the median effective concentration;EC10refers to the10%effective concentration;LOEC refers to the lowest observed effective con-centration;NOEC refers to the no observed effective concentration.第1期许伊等:纳米二氧化铈的潜在生态风险及毒性作用机制研究进展49㊀CeO2在水环境中的生态效应得出一致的结论㊂此外,毒理实验中得到的纳米CeO2对水生生物的毒性效应浓度往往低于模型预测的浓度,可能原因是实际水环境介质中的天然有机物(NOM)㊁离子强度或pH对纳米CeO2的团聚分散行为与化学反应活性产生了影响,进而间接影响了其毒性效应㊂因此,建立不同水环境条件下纳米CeO2的赋存分布特征及反应活性与其毒性效应间的关系对全面认识并评估纳米CeO2的生态风险具有重要意义㊂1.5㊀纳米CeO2对土壤生物的影响(Toxicity effectsof CeO2nanoparticles on soil organism)由于纳米CeO2较小的尺寸,其可以透过土壤的宏观或微观孔隙,进而对土壤生物产生不利的影响㊂已有研究多关注纳米CeO2对土壤中无脊椎动物的生理活性的影响,而关于纳米CeO2对土壤微生物群落结构的影响的内容还比较少㊂因为纳米CeO2可以通过多种直接或间接的致毒途径影响微生物群落的组成结构,因而难以解析纳米CeO2实际的毒性效应及作用机制㊂直接作用主要源于纳米CeO2可以通过吸附作用改变有毒物质或营养盐的生物可利用性,而间接作用主要是由于纳米CeO2与NOM或毒性有机物的相互作用可以扩大或缓解其毒性效应[54]㊂Vittori Antisari等[55]选取2种土壤,用100mg Ce㊃kg-1(土壤干质量)的纳米CeO2暴露60d后发现2种土壤内微生物的生物量均未发生明显变化㊂但是,纳米CeO2降低了微生物的C与N比值且增加了微生物的代谢商数(q CO2),主要原因是微生物栖息的土壤环境组成成分发生变化,细胞内部受到胁迫效应㊂关于土壤无脊椎动物的研究,目前主要集中在秀丽隐杆线虫(Caenorhabditis elegans)和蚯蚓(Eisenia fetidia)2种㊂对比Ce盐及3种不同粒径的纳米CeO2对蚯蚓的毒性作用发现[58],所有的暴露实验中,蚯蚓体内累积的Ce含量都随暴露浓度的增加而增加,且暴露于纳米CeO2颗粒的蚯蚓相比较暴露于离子态Ce的蚯蚓累积量更多㊂组织学观察结果显示,暴露于纳米CeO2的蚯蚓的体壁角质层损失明显,肠上皮细胞完整性遭到破坏㊂因而,尽管蚯蚓的生存及繁殖在相对较短的暴露实验中没有受到明显的影响,但是组织学的变化可以在一定程度上推断蚯蚓在长期暴露过程中受到的毒性抑制作用[59]㊂Collin等[57]进一步说明了纳米CeO2表面的电极电势对其毒性效应具有显著影响㊂带正电的纳米CeO2相较于中性及带负电的纳米CeO2表现出更高的生物累积及生物毒性效应,其在24h暴露实验中对生长阶段的隐杆线虫LC50为15.5mg㊃L-1㊂作为典型的土壤模式生物,纳米CeO2对秀丽隐杆线虫的毒性胁迫效应受到专家学者的广泛关注,纳米CeO2不同的理化性质导致其对秀丽隐杆线虫产生的毒性有所不同,具体内容如表2所示㊂综上所述,纳米CeO2对土壤生物的毒性效应会受到土壤中NOM含量㊁纳米CeO2自身电极电势及粒径的影响㊂因此,为缓解土壤中纳米CeO2的生态风险,可以对纳米CeO2进行改性㊁修饰,如通过吸附NOM以改变纳米CeO2颗粒的表面电势或增加纳米CeO2的粒径,以降低其被蚯蚓或线虫等吞食的风险㊂2㊀纳米CeO2的生物致毒机制(Toxicity mecha-nisms of CeO2nanoparticles on organisms)已有研究中,众多学者对纳米CeO2的生物毒性作用机制进行了一系列的探索,但是目前还没有得出一致的㊁明确的结论,因为纳米CeO2较小的尺寸导致其可以在亚细胞结构(包括细胞膜㊁蛋白质和DNA分子等)上与生物系统发生相互作用进而产生毒性效应㊂根据已有研究,纳米CeO2对生物的毒性作用机理大致可以分为以下2个部分:直接或物理性抑制(包括与细胞本身或细胞膜直接接触并产生相互作用)和间接或化学抑制(即纳米CeO2与生物体的内在㊁外在环境作用进而产生一系列化学因素或化学反应而导致的毒性效应)㊂本文进一步将上述两方面总结绘制如图2所示的概要图㊂在复杂的生物体-纳米CeO2系统中,这2个方面的作用甚至会同时发生㊂2.1㊀物理损伤(Physical damage)纳米CeO2会通过直接吸附在生物细胞外膜上对生物体产生较强的毒性效应,其主要机理包括以下2个方面㊂(1)吸附在细胞表面的纳米CeO2会干扰生物体生存环境中的营养物质向细胞内部的迁移扩散,进而会引起生物体生存环境pH或氧化还原电势(EH)的改变并导致细胞营养缺乏[41,44];(2)一旦与细胞接触,纳米CeO2的不规则形状和粗糙的外表面会直接破坏细胞膜完整性,进而改变细胞膜的粘性及流动性㊁破坏离子泵的功能㊁使得胞内物质流出㊁干扰细胞与外部环境的物质交换过程,最终抑制生物体的生长[40,43-44,60]㊂50㊀生态毒理学报第16卷图2㊀纳米CeO 2通过物理损伤或化学抑制产生的生物毒性作用机制注:ROS 表示活性氧㊂Fig.2㊀Illustrations of CeO 2NPs biological toxicity mechanisms via the physical damage and chemical inhibitionNote:ROS stands for reactive oxygen species.表2㊀纳米CeO 2对土壤中秀丽隐杆线虫的毒性研究Table 2㊀Studies assessing the toxicity of CeO 2NPs to C.elegans in soil颗粒尺寸/nm Particle size/nm 电势/mV Potential/mV 暴露时长Exposure time 测定指标Tested endpoints作用浓度Effective concentration文献Reference 8.5ʃ1.5,38.3无数据No data 动态的Dynamic 寿命Life span 显著降低Significant decrease :172~1720ng ㊃L -1[56]53.34ʃ3.12无数据No data3d生长状况Growth conditions 生长抑制Growth inhibition :2.5~75.0mg ㊃L -1[56]15,45无数据No data动态的Dynamic胁迫响应㊁基因表达㊁生长和死亡数Oxidative stress,gene expression,growth and mortality15nm 抑制(Inhibition)80%:1mg ㊃L -140nm 抑制(Inhibition)100%:1mg ㊃L -1[55]3.99ʃ0.71-9.348h 死亡数Mortality 16.7%:1000mg ㊃L -1[57]3.99ʃ0.71无数据No data 48h 死亡数Mortality <6.7%:1000mg ㊃L -1[57]3.62ʃ0.8-31.548h 死亡数Mortality LC 50:272mg ㊃L -1,15.5mg ㊃L -1[57]3.62ʃ0.8无数据No data 48h 死亡数Mortality <6.7%:1000mg ㊃L -1[57]3.65ʃ0.6928.548h 死亡数Mortality 3.3%:1000mg ㊃L -1[57]3.65ʃ0.69-30~3048h死亡数MortalityHA 缓解(Attenuation)500mg ㊃L -1CeO 2NPs[57]注:LC 50表示半致死浓度㊂Note:LC 50refers to the lethal concentration of 50%.第1期许伊等:纳米二氧化铈的潜在生态风险及毒性作用机制研究进展51㊀2.2㊀化学抑制过程(Chemical inhibition)化学抑制是纳米CeO 2产生生物毒性过程的重要方面,主要包括纳米CeO 2在其颗粒表面或细胞内部发生的一系列氧化还原反应㊂生物体-纳米CeO 2体系中相关的氧化还原化学过程会直接产生过量的ROS ,引起细胞㊁蛋白质及DNA 的损伤㊂下文主要从纳米CeO 2表面产生的ROS ㊁微生物细胞内部产生的ROS ㊁纳米CeO 2与生物体亚细胞结构间特殊的化学反应3个方面阐明其化学抑制机理㊂2.2.1㊀纳米CeO 2表面产生的ROS在外部环境条件作用下,纳米CeO 2的氧化还原特性会使得其晶格内部发生Ce(Ⅳ)与Ce(Ⅲ)相互转化的还原反应,进而激发可产生ROS 的类芬顿反应或在其晶格内部直接产生ROS[61-64]㊂Preda 等[64]证实,外部氧分子(O 2)与纳米CeO 2表面的氧空位(V o )相互作用会形成过氧(O 22-)或超氧(O -2㊃)自由基,相关反应过程可以描述为:[2Ce 3+,V o ]㊀+O 2ң[2Ce 4+,O 22-](1)[2Ce 3+,V o ]㊀+O 2ң[Ce 4+,Ce 3+,O -2㊃](2)在UV 紫外照射下(365nm),Li 等[61]同样观测到在纳米CeO 2表面有O -2㊃产生,但是并未观测到羟基自由基(㊃OH),因为在实验条件下产生㊃OH 的E H 为2.2V ,明显高于纳米CeO 2的价带(1.6eV)㊂然而,Heckert 等[65]提出,在过氧化氢(H 2O 2)存在下,纳米CeO 2表面的Ce(Ⅲ)可以作为活性位点与H 2O 2发生类芬顿反应产生㊃OH ㊂因此,纳米CeO 2表面发生的氧化还原反应及生成的各类ROS 分子会对生物体产生氧化胁迫效应[18]㊂2.2.2㊀纳米CeO 2在生物体内部产生的ROS 纳米CeO 2与细胞结构的物理接触界面也会有ROS 的形成㊂在已有研究中,纳米CeO 2与大肠杆菌㊁生物膜㊁RLE -6TN 小鼠细胞及生菜的相互作用过程中,生物体内同时检测到了㊃OH ㊁O -2㊃或单线氧(1O 2)3种不同形式的ROS[40,66-68]㊂Li 等[61]研究提出上述3种ROS 在生物体内发挥着主要的毒性胁迫作用㊂此外,已有研究证实,在生物体细胞内部带有负电的细胞膜㊁DNA 和RNA 会吸引阳离子到其聚合阴离子表面,通过类芬顿反应产生㊃OH [63]㊂通常,在纳米CeO 2暴露过的生物体内,㊃OH 是主要的ROS 分子,在引起DNA 损伤及多糖裂解等毒性胁迫过程中发挥主导作用[66,69]㊂关于纳米CeO 2在细胞内部诱导产生ROS 的机理尚不明确,但是在生物体系中,诸多因素会激发氧化还原类的反应并产生ROS ,例如纳米CeO 2与无机㊁有机或液态的脂质发生的反应㊂根据已有文献,纳米CeO 2在胞内产生ROS 的主要过程可以归纳为以下几个反应[61,63,70-71]:Ce(Ⅳ)+X red -ңCe(Ⅲ)+X ox(3)Ce(Ⅲ)+O 2ңCe(Ⅳ)+O -2㊃(4)2H ++2O -2㊃ң1O 2+H 2O 2(5)H 2O 2+Ce(Ⅲ)ңCe(Ⅳ)+OH -+㊃OH(6)2LOOH +Ce(Ⅲ)ңCe(Ⅳ)+2LO ㊃+㊃OH+OH -(7)式中:X red -表示胞内与生理学相关的还原性物质,X ox 是其氧化状态,LOOH 表示胞内脂质过氧化物,LO ㊃表示过氧化反应中产生的烷氧基自由基㊂然而目前已有关于纳米CeO 2在胞内产生ROS 的化学反应过程的研究还不够全面,潜在机理方面的探究还有待深入㊂今后的研究应增加对纳米CeO 2表面催化活性位点的关注,同时尝试分析氧化还原反应产物的物质的量比及分子组成,这2个方面会对未来揭示胞内ROS 的产生机理提供一定的帮助㊂2.2.3㊀纳米CeO 2与生物大分子间的化学反应系统阐明纳米CeO 2与生物体相关的大分子间的化学反应是揭示纳米CeO 2致死效应的关键㊂因此,关于纳米CeO 2在微生物细胞内与胞体本身结构或组分间发生的化学反应受到越来越多的关注㊂已有研究得出,当纳米CeO 2进入到生物体内与生物大分子发生接触时,两者之间主要发生以下4个方面的相互作用㊂(1)纳米CeO 2可以直接从磷脂双分子层中剥夺有机磷并与其形成络合物,导致细胞膜裂解和细胞器损伤[72];(2)纳米CeO 2还可以直接使三磷酸腺苷(A TP)和含磷氨基酸中的磷脂键断裂,影响生物体的正常生理功能[73-74];(3)纳米CeO 2与生物体系中电活性物质间的相互作用同样会诱导纳米CeO 2的细胞毒性㊂例如,生物体中含有双硫键的大分子(金属硫蛋白㊁色氨酸等)是具有代表性的还原物质,其很容易被纳米CeO 2氧化,从而导致大分子结构被分解[73,75];(4)由于Ce(Ⅲ)与Ca 2+具有近乎相同的结构和半径,生物体内包含Ca 2+的化合物中,Ca 2+很容易被Ce(Ⅲ)取代[76-77]㊂然而,一旦控制细胞内部信号传导及起调节作用的蛋白分子结构中的Ca 2+被Ce(Ⅲ)取代,细胞功能会发生紊乱,最终影响细胞活性[78]㊂3㊀本领域存在的不足及未来发展方向(Insufficien-cy and future development direction in this field )本文系统综述了纳米CeO 2对细胞㊁组织器官㊁。

《工程项目环境风险管理效率及绩效评价研究》篇一一、引言随着全球对环境保护的重视日益增强，工程项目环境风险管理成为了工程领域研究的热点。

本文将探讨工程项目环境风险管理的效率及绩效评价问题，通过深入研究分析，为提高工程项目的环境风险管理水平提供参考依据。

二、研究背景与意义随着经济全球化和工业化进程的加快，工程项目面临的环境风险日益复杂。

这些风险包括但不限于气候变化、生态破坏、资源枯竭等，对工程项目的顺利实施和可持续发展带来巨大挑战。

因此，开展工程项目环境风险管理效率及绩效评价研究具有重要的理论意义和实践价值。

三、文献综述过去的研究主要集中在环境风险识别、评估、应对策略等方面。

然而，对于环境风险管理的效率及绩效评价研究尚不够充分。

当前，随着管理科学的不断发展，越来越多的学者开始关注工程项目环境风险管理的效率及绩效评价问题。

这些研究为本文提供了重要的理论依据和参考。

四、研究方法与数据来源本研究采用定性与定量相结合的研究方法，包括文献分析、实地调查、案例分析等。

数据来源主要包括国内外相关文献、工程项目实际数据、政府部门发布的环境政策等。

通过对数据的收集、整理和分析，本研究将全面了解工程项目环境风险管理的现状及问题。

五、工程项目环境风险管理的效率分析1. 效率评价指标体系构建本部分将构建一套全面的工程项目环境风险管理的效率评价指标体系。

该体系包括风险识别与评估、风险管理策略制定、风险管理实施、风险管理效果评价等方面。

通过这些指标，可以全面反映工程项目环境风险管理的效率。

2. 效率评价模型与方法本研究将采用数据包络分析（DEA）、随机前沿分析（SFA）等定量方法，对工程项目环境风险管理的效率进行评价。

通过建立数学模型，对各指标进行量化分析，从而得出工程项目环境风险管理的效率评价结果。

3. 实证分析以具体工程项目为例，运用上述效率评价指标体系和评价模型，对工程项目的环境风险管理效率进行实证分析。

通过对比分析，找出影响工程项目环境风险管理效率的关键因素，为提高管理效率提供参考依据。

我国渔业生态环境质量评价研究进展近年来，随着我国渔业发展的迅速，渔业生态环境保护问题也日益受到重视。

为了有效保护和合理利用渔业资源，我国渔业生态环境质量评价研究成为了学术界和政府部门关注的焦点之一。

本文将对我国渔业生态环境质量评价研究进展进行综述，以期为相关研究提供参考与借鉴。

一、研究背景我国是一个渔业大国，拥有丰富的渔业资源，渔业在我国的经济和社会发展中扮演着重要的角色。

随着经济的快速增长和人口的不断增加，我国渔业资源遭受到了严重的威胁，渔业生态环境质量持续恶化。

为了保护渔业资源和维护渔业生态环境的持续健康发展，我国开始对渔业生态环境质量进行评价研究，以科学管控渔业资源的利用。

二、研究内容1.渔业生态环境评价指标体系的构建渔业生态环境评价是一个综合性的研究工作，需要建立合理的评价指标体系。

研究者们根据渔业资源的特点和渔业生态环境的影响因素，构建了渔业生态环境评价的指标体系。

该指标体系一般包括渔业资源数量和质量、水域生态系统健康状况、渔业生产对水域生态环境的影响等多个方面的指标，以全面反映渔业生态环境的现状和变化趋势。

为了对渔业生态环境进行科学评价，研究者们提出了多种渔业生态环境评价方法。

其中包括定性评价方法和定量评价方法，定性评价方法一般采用专家经验法或层次分析法，而定量评价方法则采用统计分析、遥感技术或数学模型等手段进行分析。

这些方法的不断完善和改进，为渔业生态环境评价工作提供了重要的手段和技术支持。

3.渔业生态环境质量评价研究的应用随着渔业生态环境评价研究的不断深入，其在实际应用中也发挥出了积极的作用。

渔业生态环境评价研究的成果被广泛应用于渔业管理部门的资源管理和环境保护工作中，为相关部门提供了科学依据和决策支持。

这些研究成果还被应用于渔民的生产活动中，指导渔业生产方式的转变和渔业资源的合理开发利用。

三、研究进展传统的渔业生态环境评价指标体系主要关注渔业资源的数量和质量，忽视了渔业生态系统的整体健康状况。

不同环境介质中污染物生态风险评价方法的国内研究进展沈洪艳;胡小敏【摘要】Ecological risk assessment of pollutants has been a focus of attention at home and abroad in recent years.Domestic and foreign scholars have put forward various methods and models for ecological risk assessment.The purpose is to evaluate the ecological risk of pollutants in environmental media by establishing different indicators,hoping to predict their adverse ecologi-cal impacts,as well as assess the potential for ecological changes caused by a certain factor in the past.This paper reviews the development of ecological risk assessment,summarizes the ecological risk assessment models and methods about pollutants in water,sediment and soil,summarizes the Risk Quotient (RQ),AQUATOX model,Species Sensitivity Distribution (SSD), Index of Geoaccumulation (Igeo),Hakanson potential ecological risk index to determine the level of ecological risk.According to the types and concentrations of pollutants in different environmental media,the appropriate method should be selected for ecological risk assessment.In the future,more research should be conducted on the ecological risk assessment method for the coexistence of multiple pollutants under different environmental media,riching ecological risk assessment method system,and providing a more appropriate assessment method for the ecological risk of various pollutants.%污染物生态风险评价是近年来国内外一直关注的热点,已有国内外学者提出了多种生态风险评价的方法与模型,通过建立不同的指标对环境介质中污染物的生态风险进行评价,以期预测其不利的生态影响,也可以对过去某种因素导致的生态变化的可能性进行评估.回顾了生态风险评价的发展历程,归纳了水、沉积物和土壤中污染物的生态风险评价模型与方法,总结了风险熵法(RQ)、AQUATOX模型、物种敏感度分布曲线法(SSD)、地积累指数法(Igeo)、Ha-kanson潜在生态风险指数法确定的生态风险等级,根据不同环境介质中的污染物类型及浓度选择适当的方法进行生态风险评价.今后应对不同环境介质中多种污染物共存时的生态风险评价给予更多关注,并丰富生态风险评价的方法体系,为确定更为恰当的不同类型污染物的生态风险评价方法提供参考.【期刊名称】《河北科技大学学报》【年(卷),期】2018(039)002【总页数】7页(P176-182)【关键词】环境生态学;环境介质;生态风险;评价方法;研究进展【作者】沈洪艳;胡小敏【作者单位】河北科技大学环境科学与工程学院,河北石家庄 050018;河北省药用分子化学重点实验室,河北石家庄 050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北石家庄 050018;河北省药用分子化学重点实验室,河北石家庄 050018【正文语种】中文【中图分类】X826生态风险评价是伴随着环境管理目标和环境观念的转变而逐渐兴起并得到发展的一个新兴的研究领域[1]。

区域生态安全格局构建研究进展与展望一、本文概述随着全球生态环境问题的日益严峻，区域生态安全格局的构建已成为当今生态学研究的重要课题。

生态安全格局，是指在特定区域内，通过合理布局与保护关键生态要素，维护生态系统完整性，保障区域生态安全的空间格局。

本文旨在综述区域生态安全格局构建的研究进展，分析当前研究的热点问题与难点，并展望未来的研究方向，以期为相关领域的学术研究和实践工作提供参考。

本文首先回顾了区域生态安全格局构建的研究背景与发展历程，阐述了生态安全格局构建的理论基础和方法体系。

然后，重点分析了国内外在生态安全格局构建方面的研究成果，包括关键生态要素的识别、生态安全格局的构建方法、生态安全格局的评估与优化等方面。

在此基础上，本文总结了当前研究中存在的问题和挑战，如数据获取与处理的困难、生态安全格局的动态变化与适应性管理、多尺度多目标的协同优化等。

本文展望了区域生态安全格局构建的未来研究方向。

随着遥感、GIS等技术的快速发展，数据获取与处理的难题有望得到解决；生态安全格局的动态监测与预警将成为研究热点；跨学科、跨尺度的综合研究将有助于更好地理解和应对复杂的生态安全问题。

通过不断深入研究和实践探索，我们有信心构建出更加科学、有效的区域生态安全格局，为保障区域生态安全、促进可持续发展做出积极贡献。

二、区域生态安全格局构建的理论基础区域生态安全格局的构建离不开坚实的理论基础。

生态安全格局的理念源于生态学和地理学的交叉融合，它强调在区域尺度上，通过合理的空间布局和生态保护措施，确保生态系统的稳定性和健康性，从而保障区域的生态安全。

在理论基础方面，区域生态安全格局的构建主要依赖于生态系统服务理论、景观生态学理论、可持续发展理论等。

生态系统服务理论强调生态系统为人类提供的各种服务，如提供新鲜空气、水源涵养、土壤保持等，这些服务的稳定供给是生态安全的基础。

景观生态学理论则注重景观空间格局与生态过程的相互关系，认为通过优化景观空间格局，可以提高生态系统的稳定性和抗干扰能力。

海南岛近岸典型海域微塑料赋存特征及生态风险评估1. 研究背景随着全球塑料生产消费量的不断增长，海洋塑料污染问题日益凸显。

海南岛作为我国南海的重要海岛，其近岸海域受到塑料污染的威胁也日益加剧。

微塑料因其尺寸小、难以被传统方法检测和清除，逐渐成为海洋塑料污染领域的研究热点。

海南岛近岸海域因其独特的地理位置、气候条件和丰富的生物资源，成为微塑料赋存和生态风险研究的典型区域。

在此背景下，本研究旨在深入探讨海南岛近岸典型海域微塑料的赋存特征，包括其来源、分布、浓度、种类等。

鉴于微塑料对海洋生态系统的潜在风险，本研究还将开展生态风险评估，以期为我国海洋塑料污染治理提供科学依据和决策支持。

随着人类对海洋环境保护意识的加强，对于海南岛近岸海域微塑料的研究愈发重要。

本研究不仅有助于了解海南岛近岸海域的微塑料污染现状，而且可以为我国南海乃至全球海洋塑料污染治理提供借鉴和参考。

通过对微塑料赋存特征及生态风险的深入研究，可为政府相关部门制定有效的海洋塑料污染治理策略提供理论支撑。

1.1 微塑料污染问题概述随着全球塑料生产和消费的迅速增长，塑料垃圾污染问题日益严重，尤其是微塑料污染问题逐渐凸显。

微塑料是指直径小于5毫米的塑料颗粒，它们在环境中广泛存在，从海洋到陆地，甚至深入到人体内。

由于微塑料具有较大的比表面积和吸附性，易吸附污染物，因此对生态环境和人类健康造成严重威胁。

海南岛近岸海域微塑料污染问题日益严重，成为国内外关注的焦点。

海南岛近岸海域的微塑料主要来源于塑料垃圾的破碎、河流携带、海洋生物摄食以及大气沉降等过程。

这些微塑料在海洋中漂浮、降解，最终对海洋生态系统产生负面影响。

海南岛近岸海域微塑料污染问题的成因复杂，涉及多方面的因素。

塑料垃圾的快速增长是导致微塑料污染加剧的主要原因之一，河流携带、海洋生物摄食和大气沉降等过程也对微塑料在海洋中的扩散和迁移产生影响。

为了有效应对海南岛近岸海域微塑料污染问题，需要从源头减少塑料的生产和使用，加强塑料废弃物的回收和管理，提高公众对微塑料污染问题的认识和关注度。

水体沉积物重金属质量基准研究一、本文概述本文旨在深入探讨水体沉积物中重金属的质量基准研究，分析重金属在水体沉积物中的分布、迁移转化规律及其对水环境的影响。

通过系统研究，为制定合理的水体沉积物重金属质量标准提供科学依据，以期为保障水生态环境安全提供理论支撑。

文章首先将对水体沉积物重金属的来源、种类及危害进行概述，明确重金属污染对水生生态系统的潜在风险。

随后，将综述国内外在水体沉积物重金属质量基准研究方面的进展和成果，分析现有研究的不足之处，为本文的研究提供背景和理论基础。

在此基础上，本文将综合运用环境科学、地球化学、生态学等多学科的理论与方法，通过野外调查、实验室分析等手段，系统研究水体沉积物中重金属的含量、形态、分布特征及其与水质、生物群落结构等环境因子的关系。

还将探讨重金属在水体沉积物中的迁移转化机制，分析其对水环境的潜在影响。

本文将根据研究结果，提出适用于不同水域环境的水体沉积物重金属质量基准建议值，为制定水体沉积物重金属污染防治政策和技术标准提供科学依据。

本文的研究对于推动水体沉积物重金属污染防治工作、保障水生态环境安全具有重要的理论和实践意义。

二、水体沉积物重金属的来源与分布水体沉积物中重金属的来源和分布是一个复杂的问题，涉及到自然和人为的多种因素。

在探讨这一问题时，我们必须先理解沉积物重金属的来源，然后再分析其在水体沉积物中的分布模式。

重金属的来源主要包括自然来源和人为来源。

自然来源主要包括岩石风化、火山活动、土壤侵蚀等自然过程，这些过程会将重金属元素带入水体，进而沉积在底部。

然而，相对于自然来源，人为活动对水体沉积物中重金属的影响更大。

人为来源主要包括工业废水排放、农业活动、城市污水排放、交通运输等。

这些活动会排放大量的重金属到环境中，导致水体沉积物中重金属含量的增加。

水体沉积物中重金属的分布受到多种因素的影响，包括水体的物理、化学和生物条件，以及沉积物的特性等。

例如，水体的pH值、氧化还原电位、溶解氧、盐度等都会影响重金属的存在形式和迁移性。