巢湖表層沉積物中砷的分布特征及其污染評價

余秀娟，霍守亮，昝逢宇，趙廣超，席北斗*

1.安徽師范大學環境科學與工程學院，安徽 蕪湖 241000

2.中國環境科學研究院，北京 100012

砷(As)是一種在自然環境中廣泛存在的類金屬元素，在天然水體中砷主要以無機態的砷酸根或亞砷酸根形態存在［1-2］。砷化合物之間可相互轉換，環境中的無機砷化合物毒性高于有機砷化合物，某些形態的砷化合物因其具有高毒性受到全球學者的廣泛關注。環境中的砷通過自然過程(風化、生物活動和火山噴發等)和人類活動的綜合作用進行遷移［3］，進入水體的砷化合物絕大部分由水相轉入懸浮物中，并隨懸浮物的沉降進入沉積物。受污染的沉積物中砷濃度會增大，而高濃度的砷通過解吸或溶解作用進入間隙水或表層水中，影響生態系統的功能［4-5］。因此，湖泊沉積物能明顯地反映湖泊受砷污染狀況。

沉積物中砷總量的研究雖然能夠反映沉積物受砷污染的總體水平，但在沉積物中不同形態的砷具有不同的生物有效性和毒性，而對沉積物中可被利用部分砷的分析，對于辨識沉積物的地球化學特性和人類活動的影響具有重要的作用［3］。連續多級提取法為一種廣泛用于評價沉積物中重金屬相對可利用性的方法，其中的三級四步提取法(BCR法)［6］由歐共體標準物質局(European Communities Bureau of Reference)提出，該方法是將沉積物中的重金屬分為四種結合態:弱酸提取態(可交換及碳酸鹽結合態，Soluble)、可還原態(Fe/Mn氧化物結合態，Reducible)、可氧化態(有機物及硫化物結合態，Oxidisable)和殘渣態(Residual)，其中前三種形態不穩定(為可提取態，與人類活動有關)，殘渣態較穩定(與自然過程有關)［7-8］。

筆者以巢湖表層沉積物為研究對象，用BCR法分析沉積物中砷的賦存形態，并探討了砷的各種形態之間、與沉積物其他指標之間的關系，同時利用潛在生態風險指數法、地累積指數法和沉積物重金屬質量基準法綜合評價了巢湖表層沉積物中砷的污染狀況以及存在的潛在風險。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

巢湖位于安徽省中部，是我國長江中下游五大淡水湖泊之一，入湖水系主要有杭埠河、豐樂河、派河、南淝河、店埠河、柘皋河等，湖水經由裕溪河匯入長江，以姥山島為界，分為東湖區和西湖區，西湖區的水質狀況明顯劣于東湖區，氮磷污染比東湖區嚴重［9］。綜合考慮不同區域的水質差異、水動力和流域特征［10-11］，在東湖區和西湖區共設置12個采樣點，西湖區為 C1、C2、C3、C4、C5 和 C6 點，東湖區為C10、C11、C13、C14、C15 和 C16 點，采樣布點如圖 1所示。

圖1 巢湖采樣布點示意Fig.1 Locations of sampling sites in Lake Chaohu

1.2 樣品采集與制備

2009年7月，用彼得森表層沉積物采樣器采集12個采樣點的表層沉積物柱狀樣，分別裝入密封袋中，低溫密閉保存，運回實驗室后，超低溫冷凍干燥，研磨、過100目(粒徑為149 μm)篩、密封、冷藏保存，備用。

1.3 樣品分析

1.3.1 方法

砷各種形態的測定采用BCR法［12-14］。具體步驟:1)準確稱取1.0000 g預處理后的樣品置于100 mL聚丙烯離心管中，加入0.11 mol/L的醋酸40 mL，(25 ±2)℃ (室溫)振蕩 16 h，離心 15 min(4500 r/min)，過濾，上清液移入50 mL聚乙烯瓶中，用于弱酸提取態砷的測定;殘渣備用。2)向步驟1的殘渣中加入20 mL超純水，振蕩15 min，離心15 min(4500 r/min)，棄上清液，加入0.1 mol/L的鹽酸羥胺40 mL，按步驟1方法振蕩、離心和過濾，濾后液用于可還原態砷的測定;殘渣備用。3)向步驟2的殘渣中緩慢加入8.8 mol/L的雙氧水(HNO3酸化，pH為2)10 mL，室溫下放置1 h(每隔15 min振蕩一次)，置于水浴鍋中(85℃)溫浴1 h，待溶液蒸至近干，涼置室溫，重復操作一次，加入1 mol/L的醋酸銨(HNO3酸化，pH為2)40 mL，按步驟1方法振蕩、離心和過濾，濾后液用于可氧化態砷的測定;殘渣備用。4)向步驟3的殘渣中加入(1+1)王水10 mL，水浴消解，消解液用于殘渣態砷的測定。

總砷的測試方法同步驟4中殘渣態的處理。提取液和消解液中砷的濃度用氫化物發生原子熒光光度計測定［15-16］。沉積物中總有機碳(TOC)與總氮(TN)，總磷(TP)，無機磷(IP)和有機磷(OP)濃度的測定方法見文獻［9］。

酸揮發性硫化物(AVS)的測定:準確稱取1.0000～2.0000 g預處理后的樣品放入三口燒瓶中，加入去氧水20 mL，以流量為40 mL/min通入氮氣20 min，添加0.1 g/L的醋酸鋅吸收液50 mL于吸收瓶中，在通氮氣條件下，用注射器加入2 mol/L HCl溶液20 mL，同時打開攪拌器，反應40 min，用對氨基二甲基苯胺光度法測定吸收液中的AVS［17］。

1.3.2 儀器與試劑

試驗所用儀器為AFS-9800氫化物發生原子熒光光度計(北京科創海光儀器有限公司)、ISRDV1恒溫振蕩器(美國精騏CRYSTAL有限公司)、DT5-2低速離心機(北京時代北利離心機有限公司)、HW-SY系列電熱恒溫水浴鍋(北京長風儀器儀表公司)、PCWJ超純水機(成都品成科技有限公司)。

試驗所用試劑均為優級純，試驗用水為超純水(電阻率＞18 MΩ/cm)，所有器皿均用25%硝酸溶液浸泡48 h以上。

1.3.3 質量控制

用加拿大沉積物標準樣品SUD-1控制沉積物中總砷的測定，沉積物標樣8次測定結果平均值在推薦值誤差范圍內，相對標準偏差(RSD)為5.5%(表1)。所有試驗均重復進行三次，每10個樣品加1個沉積物標樣，試驗結果取平均值。

表1 沉積物標準樣品(SUD－1)測定結果Table 1 Repeatedly determination value of sediment standard sample(SUD-1)

1.4 沉積物中砷污染評價方法

目前國內外評價沉積物中重金屬污染的常用方法有潛在生態風險指數法、地累積指數法、沉積物重金屬質量基準法、沉積物富集系數法、回歸過量分析法和臉譜圖法等［18-21］。這些評價方法的特點和適用范圍各不相同，實際應用方面存在各自的局限性。根據不同方法的特點、適用條件和范圍，選擇目前最普遍使用的潛在生態風險指數法、地累積指數法和沉積物重金屬質量基準法三種方法評價巢湖表層沉積物中砷的污染程度。三種方法既具有簡單易行，快速可靠和易于推廣等優點，又具有各自不同的特點。地累積指數法可反映重金屬分布的自然變化特征，同時還考慮了人類活動對環境的影響，但未考慮不同重金屬毒性效應的差別;潛在生態危害指數法全面考慮了評價區域重金屬的毒性和重金屬區域背景值的差異，可用于綜合評價重金屬對生態環境的潛在影響［22-23］;沉積物重金屬質量基準法易于定量化和模型化，并結合重金屬的形態分析，可以很好地反映沉積物中重金屬的來源和背景差異以及污染物對生物的毒性。因此，綜合運用這三種方法能較好的評價沉積物受重金屬污染的程度，有助于更全面的分析和了解沉積物中砷的毒性和潛在危害，并可對不同評價結果進行比較和校正，以保證評價結果的真實可靠。

1.4.1 潛在生態風險指數法

采用瑞典學者 Hak?nson［24］提出的沉積物潛在生態風險指數法對巢湖表層沉積物中砷污染狀況進行評價。潛在生態風險指數法是利用沉積學原理評價重金屬污染以及對生物的影響。其中沉積物中單一重金屬的潛在生態風險指數為:

式中，Eri為單一重金屬潛在風險指數;Tri為重金屬的生物毒性響應因子，反映了重金屬在水相、固相和生物相之間的響應關系，砷的生物毒性響應因子為10;Cfi為單一重金屬污染指數;Csi為重金屬實測值;Cni為計算所需要的參照值。

不同的Eri值范圍對應的潛在生態風險為:Eri＜40，低潛在生態風險;40≤Eri＜80，中潛在生態風險;80≤Eri＜160，較高潛在生態風險;160≤Eri＜320，高潛在生態風險;Eri≥320，很高潛在生態風險。

1.4.2 地累積指數法

地累積指數法近年來被國內外的學者專家廣泛用于人為活動產生的重金屬對土壤污染的評價［25-27］，其計算公式如下:

式中，Igeo為地累積指數;Cn為元素n在沉積巖中的實測濃度;Cb為黏質沉積巖(普通頁巖)中該元素的地球化學背景值;常量K為消除各地巖石差異可能引起背景值變動的轉換系數，通常為1.5。

1.4.3 沉積物重金屬質量基準法

在缺乏生物毒性試驗數據時，應用生物效應數據庫的沉積物質量基準對重金屬的毒性做出判斷可以對水體沉積物污染進行評價，已證明該方法具有很好的可靠性［28-30］。其判斷方法為當污染物中某種重金屬濃度低于臨界效應濃度(TEL)時，意味著負面生物毒性效應幾乎不會發生;污染物濃度高于必然效應濃度(PEL)時，則負面生物毒性效應將頻繁發生，如介于二者之間，負面生物毒性效應會偶爾發生［31］。

2 結果與分析

2.1 總砷濃度的空間分布特征

巢湖表層沉積物中總砷濃度為(9.63±0.18)～(16.61±0.17)mg/kg，均超過沉積物中砷的濃度背景值(源自“安徽省江淮流域區域生態地球化學調查”項目9個湖泊663件沉積物樣品統計結果，為8.8 mg/kg);各形態砷的測定結果如表2所示。

表2 各形態砷的測定結果Table 2 Results for different fractions of As

從表2可以看出，在空間上呈現出東西高，中間低的分布特征，這與巢湖流域的人類活動有關。20世紀50年代，巢湖流域開始使用含砷的農藥化肥，隨著使用量的增大，致使砷化合物進入巢湖，增大了巢湖表層沉積物中砷的濃度。另外，由于西湖區鄰接工業活動發達、人類經濟活動較為頻繁的合肥市，東湖區的C15和C16點受巢湖市工業排放的影響，更加劇了巢湖東湖區和西湖區沉積物砷的污染程度，也導致西湖區表層沉積物中的砷濃度要高于東湖區。由于整個合肥市區的工業和生活污水均通過南淝河流入巢湖，致使西湖區表層沉積物呈現出距南淝河口越近砷濃度越高的空間分布特征，即C1＞C5＞C2＞C6＞C3＞C4。

2.2 砷的形態分布特征

從表2可以看出，BCR法對于巢湖表層沉積物12個采樣點的平均提取率達92%，重現性較好。巢湖表層沉積物中各形態砷的絕對濃度為:殘渣態＞弱酸提取態＞可還原態＞可氧化態。以砷的四種地球化學形態之和來計算砷各形態所占比例，得出巢湖表層沉積物12個采樣點的砷形態分布特征(圖2)。從圖2可以看出，巢湖表層沉積物中的砷主要以殘渣態為主，所占比例為68.64%～79.24%，平均為73.54%;三種可提取態砷所占比例依次為弱酸提取態＞可還原態＞可氧化態。

圖2 各采樣點不同形態砷所占比例Fig.2 Percentage of different fractions of As for different sampling sites

沉積物中的殘渣態重金屬性質非常穩定，通常賦存在原生礦物和次生硅酸鹽礦物晶格中，基本不參與沉積物-水系統的再分配平衡，其遷移和生物可利用性都很小，這種形態的重金屬對環境和生物是安全的［32］;可提取態的重金屬(弱酸提取態、可還原態和可氧化態)性質不穩定，極易從沉積物中釋放，造成二次污染，而由于人為污染產生的重金屬主要疊加在沉積物的次生相中，因此沉積物中可提取態重金屬的濃度較高，表明其受到人為污染相對較重［33-34］。在巢湖西湖區，各采樣點表層沉積物中可提取態砷所占比例為C1＞C5＞C6＞C2＞C4＞C3，表現出與總量分布相似的特征，即距排污河道南淝河越近，表層沉積物中的可提取態砷的比例愈高，沉積物受到的污染愈重;在東湖區，靠近整個湖區中部兩個采樣點(C10和C11)表層沉積物中可提取態砷所占比例低于其他四個采樣點。

弱酸提取態重金屬包括可交換態和碳酸鹽結合態，可交換態重金屬是指吸附在黏土、腐殖質及其他成份上的金屬，對環境變化敏感，在中性條件下可釋放出來，易于遷移轉化，能被植物吸收;碳酸鹽結合態重金屬是指沉積物中重金屬元素在碳酸鹽礦物上形成的共沉淀結合態［35］，這種形態的重金屬對pH敏感度最高，在酸性條件下容易釋放。可提取態重金屬是對環境和生物可能產生的危害和毒性程度最高的。巢湖表層沉積物12個采樣點中弱酸提取態砷占總砷的比例為9.88%～17.17%(圖2)，是可提取態砷的主要組成部分。可還原態重金屬是指被包裹在鐵錳氧化物內或者本身就是氫氧化物沉淀的這部分金屬，由于具有較強的離子鍵結合，這部分金屬不易釋放出來，但當水體中某些條件改變時(氧化還原電位降低或水體缺氧等)，這種結合態的重金屬會被還原成生物可利用態，從而造成水體的二次污染。巢湖表層沉積物12個采樣點中可還原態砷占總砷的比例為6.06%～13.98%(圖2)，占可提取態砷的比例僅次于弱酸提取態，是可提取態砷的另一個重要的組成部分。西湖區距離南淝河口較近的四個采樣點(C1、C2、C5和C6)，由于受工業污染較重，表層沉積物中可還原態砷的比例明顯高于湖心的C3和C4;東湖區六個采樣點沉積物中可還原態砷的比例差別不大。沉積物中可氧化態重金屬主要受有機質濃度的影響，巢湖表層沉積物中可氧化態砷占所有形態砷的比例最小，為0.42%～7.07%(圖2)。其原因為，水體中的砷酸根離子多呈負離子形態存在，而有機膠體多帶負電荷，因此砷與沉積物中的有機質結合能力較弱，導致有機質對砷的吸附量較小。在12個采樣點中，西湖區的六個采樣點可氧化態砷所占比例低于東湖區，其與西湖區的有機污染負荷大于東湖區有關［9，36-37］。

2.3 沉積物中砷各形態以及與其他指標間的關系

為了評價不同砷形態之間以及與沉積物其他指標間的關系，分析砷的來源及不同形態砷的遷移和相互轉化關系，對巢湖表層沉積物中不同形態砷之間及其與總有機碳(TOC)與總氮(TN)，總磷(TP)，無機磷(IP)，有機磷(OP)和酸揮發性硫化物(AVS)等指標進行了相關性分析，結果如表3和表4所示。

表3 不同形態砷與其他指標間的相關性Table 3 Correlation coefficient matrix of different fractions of As and other indicators

表4 巢湖表層沉積物中不同形態砷之間的相關性Table 4 Correlation coefficient matrix of different fractions of As in the Lake Chaohu sediments

從表3可看出，巢湖表層沉積物中的總砷和各形態砷與沉積物中的有機磷相關性不顯著，同時，只有總砷和可還原態砷與四個指標(TOC、TN、TP和AVS)表現出顯著正相關，其他形態砷與這四個指標的相關性不顯著。TOC濃度與重金屬在水環境中的行為存在密切關系，吸附在沉積物中的有機質可在沉積物中滯留幾年甚至幾十年，從而對水環境產生長期的潛在影響［38］。巢湖表層沉積物中砷濃度與TOC呈顯著正相關，即有機污染負荷較高的西湖區砷污染要高于東湖區，這與砷在全湖的分布規律一致。Seidemann［39］研究發現沉積物重金屬的污染程度與TOC濃度呈顯著正相關。鐵對砷的親合力很強，砷酸鹽會被水合氧化鐵吸附共沉淀，同時由于有機質又是鐵錳氧化物極好的結合相或吸附相，因而可還原態砷與TOC表現出顯著的相關性。由于沉積物黏粒中的氧化鐵帶正的表面電荷，優先吸附陰離子，而砷酸鹽在化學性質上類似于磷酸鹽，因此可以同晶型互相替代，使底泥中砷的濃度與磷的濃度呈較好的相關性［40］，其良好的相關性說明巢湖出現砷污染的跡象。砷的濃度除與母質有關外，還與流域人類活動的輸入有關，同時總砷與TN顯著的相關性也反映出巢湖地區的砷元素來源可能是人類活動所致［41-42］。因此巢湖有機質、氮磷等的輸入是影響沉積物中砷濃度的關鍵因素，其環境行為決定著沉積物中砷的形態轉化和遷移過程。

高AVS值表明沉積物的高還原特性，因此巢湖表層沉積物中TOC與AVS為極顯著的正相關關系(R=0.900，P＜0.01)。AVS能降低重金屬的生物有效性和潛在毒性，在控制沉積物/空隙水界面重金屬的分布、生物有效性和建立沉積物質量標準中扮演著重要角色。在對AVS的提取過程中，可交換態、碳酸鹽結合態以及Fe/Mn氧化物結合態都可被提取出來，理論上AVS與這三種形態的砷都表現出良好的相關性，但在巢湖表層沉積物中，AVS只與可還原態表現出極顯著的正相關性，與弱酸提取態(可交換態和碳酸鹽結合態之和)相關性不顯著，其原因為AVS只與每種形態有顯著相關性，而與表征兩種形態之和的弱酸提取態相關性不顯著。AVS與總砷表現出顯著的相關性，這說明巢湖表層沉積物中AVS也極有可能是砷的主要結合相或吸附相。巢湖表層沉積物中的可氧化態砷雖然與其他六個指標的相關性不顯著，但總體上表現出了負相關的趨勢，這與巢湖表層沉積物中該形態砷空間上的分布規律基本一致，即受有機物和營養鹽污染負荷較大的西湖區中可氧化態砷的濃度要明顯低于東湖區。

從表4可看出，巢湖表層沉積物中弱酸提取態砷與總砷相關性不顯著，而沉積物中弱酸提取態砷被認為是其所有形態中最具活性的，常用來評價土壤中砷的生物有效性和地下水中砷的可給性［43］，這表明對于沉積物砷的危害評價不能只通過總砷的濃度來評判。總砷與可還原態和殘渣態砷都存在顯著的正相關關系，說明總砷受這兩種形態砷的影響，其中殘渣態砷的影響最大，也表明巢湖表層沉積物中砷的遷移能力不強。弱酸提取態砷、可還原態砷、殘渣態砷三種形態之間存在顯著的正相關關系，在一定程度上說明殘渣態的“惰性”只是相對的，當沉積物的物理化學環境條件發生改變時，也有可能釋放出來，這種釋放過程可能為從殘渣態到可還原態，再到弱酸可提取態的轉變過程，因此需通過重金屬的總量和形態的綜合分析來研究沉積物重金屬對環境的影響程度。可氧化態砷與其他各形態砷之間的相關性不顯著，說明該形態的砷向其他形態砷遷移轉化的幾率比較小。同時，雖然可氧化態砷與弱酸提取態砷的相關性不顯著，但二者之間表現出負相關趨勢，說明這兩種形態的砷極有可能具有不同的來源。

2.4 巢湖表層沉積物中砷污染評價結果

2.4.1 潛在風險指數法

利用試驗實測的沉積物中總砷濃度數據計算，得到巢湖表層沉積物中砷的潛在生態風險指數，結果如表5所示。

從表5可以看出，巢湖表層沉積物中砷的潛在風險指數為10.7～18.4，總體上，靠近湖心的采樣點潛在風險指數相對較低。根據重金屬潛在風險指數值對應的潛在風險等級分類結果，表明巢湖表層沉積物中砷的潛在生態風險非常低，對環境和生物相對安全，短期內不會給周邊環境帶來威脅。沉積物中砷的潛在風險與砷的形態密切相關，巢湖表層沉積物中的低生態風險性與沉積物中各形態砷的分析結果基本一致，即在巢湖表層沉積物中，殘渣態砷占巢湖表層沉積物總砷的平均比例為73.54%，是沉積物砷的主要組成部分，而高比例的殘渣態砷表明沉積物中的砷生物有效性較低。

表5 巢湖表層沉積物中砷的潛在生態風險指數Table 5 Potential ecological risk index of As in the Lake Chaohu sediments

2.4.2 地累積指數法

重金屬地累積指數分級與污染程度之間的關系如表6所示。

表6 重金屬地累積指數分級與污染程度之間的關系Table 6 Relationship between Igeoand pollution level

利用該研究中測定的巢湖表層沉積物中總砷濃度數據，計算得到的地累積指數結果及污染分級如表7所示。

表7 巢湖表層沉積物砷的地累積指數Table 7 Igeoin the sediments of Lake Chaohu

從表7可以看出，巢湖表層沉積物中靠近湖心采樣點的砷濃度目前基本還未受到人類污染;而西部和東部采樣點處于無污染—中污染程度。總體上巢湖表層沉積物砷的污染程度較低，這與潛在生態風險評價的結果基本一致。

2.4.3 沉積物重金屬質量基準法

將巢湖表層沉積物中的砷濃度與加拿大淡水沉積物的基準［28］進行比較，12個采樣點的總砷濃度全部在TEL(5.9 mg/kg)與PEL(17 mg/kg)之間。分析表明，巢湖表層沉積物中砷的潛在生物毒性較小，負面生物效應偶有發生，與前兩種評價分析的結果基本一致。但是東部與西部靠近入湖河口采樣點的砷濃度較高，接近PEL，要引起高度重視。

3 結論

(1)巢湖表層中的總砷濃度為(9.63±0.18)～(16.61±0.17)mg/kg，表現出東西高，中間低的分布特征，西湖區中總砷濃度總體上高于東湖區。

(2)BCR法分析結果表明，巢湖表層沉積物中的砷主要以殘渣態為主，占總砷的比例為68.64%～79.24%，三種可提取態砷的濃度和所占比例表現為弱酸提取態＞可還原態＞可氧化態，東湖區可氧化態砷的濃度和所占比例高于西湖區。

(3)巢湖表層沉積物中的總砷和各形態砷與沉積物中的有機磷相關性不顯著，總砷和可還原態砷與TOC，TN，TP和AVS表現出顯著正相關，巢湖表層沉積物中砷濃度的高低與流域有機物和營養鹽的污染負荷密切相關。總砷與可還原態和殘渣態砷之間存在顯著的正相關，弱酸提取態砷、可還原態砷、殘渣態砷三種形態砷之間亦存在正相關關系，殘渣態砷是巢湖表層沉積物砷的主要組成部分，其“低遷移性”只是一個相對的概念，有可能向其他可提取態砷遷移轉化。

(4)采用潛在生態風險指數法、地累積指數法和沉積物重金屬質量基準法對巢湖表層沉積物中的砷污染進行評價，結果表明巢湖表層沉積物中砷污染程度較輕，潛在風險很小，短期內對周邊環境和生物不會造成很大的威脅。

［1］SMEDLEY P L，KINNIBURGH D G.Review，a review of the source，behavior and distribution of arsenic in natural waters［J］.Applied Geochemistry，2002，17:517-568.

［2］SOYLAK M，YILMAZ S.Heavy metal levels in sediment samples from Lake Palas Kayseri-Turkey［J］.Fresenius Environ Bulletin，2006，15:340-344.

［3］BAIG J A，KAZI T G，ARAIN M B，et al.Arsenic fractionation in sediments of different origins using BCR sequential and single extraction methods［J］.J Hazard Materi，2009，167(1/2/3):745-751.

［4］ARAIN M B，KAZI T G，JAMALI M K，et al.Determination of arsenic levels in lake water，sediment，and foodstuff from selected area of Sindh，Pakistan:estimation of daily dietary intake［J］.Food Chemistry Toxicology，2009，47:242-248.

［5］ROUSSEL C，BRIL H，FEMANDEZ A.Arsenic speciation:involvement in evaluation of environmental impact caused by mine wastes［J］.J Environ Quality，2000，29:182-188.

［6］DAVIDSON C M，THOMAS R P，MCVEYS E，et al.Evaluation of a sequential extraction procedure for the speciation of heavy metals in sediments［J］.Analytica Chimica Acta，1994，291:277.

［7］CHEE K Y，AHMAD I，CHING H L，et al.Interpretation of copper and zinc contamination in the aquatic environment of peninsular Malaysia with special reference to a polluted river，Sepang River［J］.Wetland Science，2007，5(4):311-321.

［8］鄭志俠，潘成榮，丁凡.巢湖表層沉積物中重金屬的分布及污染評價［J］.農業環境科學學報，2011，30(1):161-165.

［9］昝逢宇，霍守亮，席北斗，等.巢湖近代沉積物及其間隙水中營養物的分布特征［J］.環境科學學報，2010，30(10):2088-2096.

［10］SHANG G P，SHANG J C.Causes and control countermeasures of eutrophication in Chaohu Lake，China［J］.Chinese Geographical Science，2005，15(4):348-354.

［11］XU M Q，CAO H，XIE P，et al.The temporal and spatial distribution，composition and abundance of Protozoa in Chaohu Lake，China:relationship with eutrophication［J］.European J Protistology，2005，41:183-192.

［12］ SAHUQUILLO A，RAURETB G，REHNERT A.Solid sample graphite furnace atomic absorption spectroscopy for supporting arsenic determination in sediments following a sequential extraction procedure［J］.Analytica Chimica Acta，2003，476:15-24.

［13］YUAN C G，SHI J B，HE B，et al.Speciation of heavy metals in marine sediments from the East China Sea by ICP-MS with sequential extraction ［J］.Environ International，2004，30:769-783.

［14］ JAMEEL A B，TASNEEM G K，MUHAMMAD B A.Arsenic fractionation in sediments of different origins using BCR sequential and single extraction methods［J］.J Hazard Materi，2009，167:745-751.

［15］LIAO M，DENG T.Arsenic species analysis in pore waters and sediments using hydride generation atomic fluorescence spectrometry［J］.J Environ Sci，2006，18(5):995-999.

［16］HOANG T H，BANG S，KIM K W.Arsenic in groundwater and sediment in the Mekong River delta，Vietnam［J］.Environ Pollut，2010，158(8):2648-2658.

［17］ALLEN H E，FU G，DENG B.Analysis of acid-volatile sulfide(AVS)and simultaneously extracted metals(SEM)for the estimation of potential toxicity in aquatic sediments［J］.Environ Toxicology Chemistry，1993，12(8):1441-1453.

［18］霍文毅，黃風茹，陳靜生，等.河流顆粒物重金屬污染評價方法比較研究［J］.地理科學，1997，17(1):81-86.

［19］張鑫，周濤發，楊西飛，等.河流沉積物重金屬污染評價方法比較研究［J］.合肥工業大學學報:自然科學版，2005，28(11):1419-1423.

［20］丁喜桂，葉思源，高宗軍.近海沉積物重金屬污染評價方法［J］.海洋地質動態，2005，21(8):31-36.

［21］李朝奎，王利東，李吟，等.土壤重金屬污染評價方法研究進展［J］.礦產與地質，2011，25(2):172-176.

［22］周秀艷，王恩德，朱恩靜.遼東灣河口底泥中重金屬的污染評價［J］.環境化學，2004，23(3):321-325.

［23］弓曉峰，陳春麗，周文斌，等.鄱陽湖底泥中重金屬污染現狀評價［J］.環境科學，2006，27(4):732-736.

［24］HAKANSON L.An ecological risk index for aquatic pollution control:a sedimentological approach［J］.Water Res，1980，14(8):975-1001.

［25］ZHANG W G，FENG H，CHANG J N，et al.Heavy metal contamination in surface sediments of Yangtze River intertidal zone:an assessment from different indexes［J］.Environ Pollut，2009，157(5):1533-1543.

［26］ SRINIVASA G S，RAMAKRISHNA R M，GOVIL P K，et al.Assessment of heavy metal contamination in soils at Jajmau(Kanpur)and Unnao industrial areas of the Ganga Plain，Uttar Pradesh，India［J］.J Hazard Materi，2010，174(1/2/3):113-121.

［27］LU X W，WANG L J，LEI K，et al.Contamination assessment of copper，lead，zinc，manganese and nickel in street dust of Baoji，NW China［J］.J Hazard Materi，2009，161(2/3):1058-1062.

［28］王立新，陳靜生，洪松，等.水體沉積物重金屬質量基準研究新進展:生物效應數據庫法［J］.環境科學與技術，2001，9(2):4-8.

［29］王立新，陳靜生，劉華民.應用生物效應數據庫法建立沉積物重金屬質量基準的初步研究:以渤海錦州灣海洋沉積物為例［J］.內蒙古大學學報:自然科學版，2004，35(4):467-472.

［30］PETER M C，PCITRICK J A，GARY A V.Development of sediment quality values for Hong Kong Special Administrative Region:a possible model for other jurisdictions［J］.Marine Pollution Bulletin，1999，38(3):161-169.

［31］鄒麗敏，王超，馮士龍.玄武湖沉積物中重金屬污染的潛在生物毒性風險評價［J］.長江流域資源與環境，2008，17(2):280-284.

［32］TEASDALE P R，APTE S C，FORD P W，et al.Geochemical cycling and speciation of copper in waters and sediments of Macquarie Harbour，Western Tasmania［J］.Estuarine，Coastal Shelf Sci，2003，57:475-487.

［33］何江，王新偉，李朝生，等.黃河包頭段水-沉積物系統中重金屬的污染特征［J］.環境科學學報，2003，23(1):53-57.

［34］盧少勇，焦偉，金相燦，等.滇池內湖濱帶沉積物中重金屬形態分析［J］.中國環境科學，2010，30(4):487-492.

［35］徐圣友，葉琳琳，朱燕，等.巢湖沉積物中重金屬的BCR形態分析［J］.環境科學與技術，2008，31(9):20-28.

［36］ZAN F Y，HUO S L，XI B D，et al.A 100-year sedimentary record of heavy metal pollution in a shallow eutrophic lake，Lake Chaohu，China［J］.J Environ Monit，2011，13:2788-2797.

［37］ZAN F Y，HUO S L，XI B D，et al.Phosphorus distribution in the sediments of a shallow eutrophic lake，Lake Chaohu，China［J］.Environ Earth Sci，2011，62(8):1643-1653.

［38］BIRCH G F，EYER B，TAYLOR S E.The distribution of nutrients in bottom sediment of port Jackon(Sydney Harbour)Australia［J］.Marine Pollution Bulletin，1999，38(12):1247-1251.

［39］SEIDEMANN D E.Metal pollution in sediment of Jamaica Bay，New York，USA:an urban estuary［J］.Environment，1991，15:73-81.

［40］王永華，劉振宇，劉偉，等.巢湖合肥區底泥污染物分布評價與相關特征研究［J］.北京大學學報:自然科學版，2003，39(4):501-506.

［41］喬磊，袁旭音，李阿梅.江蘇海岸帶的重金屬特征及生態風險分析［J］.農業環境科學學報，2005，24(增刊):178-182.

［42］楊紅，王翔，李奶姜.上海無居民島潮間帶沉積物重金屬污染狀況評價［J］.海洋環境科學，2011，30(1):24-27.

［43］AL-RAJHI M A，SEAWARD M R D，AL-AAMER A S.Metal levels in indoor and outdoor dust in Riyadh，Saudi Arabia［J］.Environment Inter nation，1996，22(3):315-324. ○