梅明 文磊 戚俊磊 彭亮

摘要： 綜述了底泥重金屬的形態(tài)分析方法，列舉了各重金屬污染評價方法及其優(yōu)劣之處和適用范圍。

Abstract： Methods of morphological analysis of heavy metals in sediment are reviewed in this paper， and the evaluation methods of different heavy metals pollution are enumerated as well as their advantages and disadvantages and applicable scope.

關(guān)鍵詞： 底泥；重金屬；形態(tài)分析；污染評價

Key words： sediment；heavy metals；morphological analysis；pollution evaluation

中圖分類號：X52 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：1006-4311（2016）09-0008-04

0 引言

河流作為水循環(huán)的主要途徑，在能量的傳遞、物質(zhì)的轉(zhuǎn)運中發(fā)揮著巨大作用。隨著人口的增長和環(huán)境污染加劇，匯入河流的水中含有大量的污染物和泥沙，大量污染物將因顆粒物吸附而會沉積到底泥中。泥沙會對河流的水質(zhì)有雙重性影響：一方面，進(jìn)入河流的污染物由顆粒物吸附而蓄存在泥沙中，以泥沙的形式進(jìn)入水體；另一方面，懸浮物和底泥能吸附河流中的大部分污染物，在沒有其他條件干擾的情況下，能在一定程度改善河流水環(huán)境質(zhì)量。但是，當(dāng)水體的動力、化學(xué)等條件發(fā)生變化時，附著在底泥上污染物可能會脫附，以污染物的形式再次進(jìn)入水體中，造成二次污染。

重金屬的原義是指密度大于4.5g/cm3的金屬，但從環(huán)境污染的角度來看，重金屬主要指鎘、汞及砷（類金屬）等具有顯著生物毒性的金屬。在水體中這些重金屬不能被分解，且水體中的其他物質(zhì)可能與其結(jié)合形成毒性更大的物質(zhì)。因重金屬的毒性和難降解性等特性，重金屬的污染問題與防治的研究工作受到廣泛關(guān)注。在重金屬的污染評價工作中重金屬的總量難以揭示其危害和污染特性，環(huán)境中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律、毒性以及可能產(chǎn)生的危害更大程度上由其賦存形態(tài)來決定，不同的形態(tài)的重金屬對環(huán)境會產(chǎn)生不同的影響。同時，選取合理的評價方法對客觀的評價被污染地區(qū)污染情況及今后的污染治理措施具有重要意義。

1 河流底泥重金屬形態(tài)分析方法

重金屬難降解的特性使其在進(jìn)入水體后不會大量存在于液相中，絕大部分重金屬因水體中顆粒物的吸附而存在于懸浮物和底泥中，即固相中。所以，在評價重金屬污染狀況的工作中，底泥中重金屬的總量和形態(tài)分析格外重要。當(dāng)前社會國內(nèi)外很多學(xué)者都會土壤及沉積物中重金屬不同化學(xué)相的提取興趣頗濃，并為此進(jìn)行了大量的研究，相繼提出了很多提取方法和流程，其中普遍受認(rèn)可的是單級提取法及多級連續(xù)提取法，單級提取法提取的重金屬含量評估的是顆粒介質(zhì)中能被生物吸收利用的部分，能表征對生物的活性產(chǎn)生影響重金屬含量。通常以選擇性化學(xué)試劑（5%HNO3或1mol/LHCl）萃取。單級提取法可以直接了解重金屬對土壤和底泥的污染程度，適用于土壤和底泥中重金屬生物有效態(tài)的分析，不僅提取時間短，而且操作簡單便捷。

多級連續(xù)提取法就是利用反應(yīng)性不斷增強(qiáng)的萃取劑對不同物理化學(xué)形態(tài)重金屬的選擇性和專一性，逐級提取顆粒物樣品中不同有效性的重金屬元素的方法?，F(xiàn)階段研究者應(yīng)用最多的多級連續(xù)提取方法主要有三種，分別是1979年Tessier等提出的五步連續(xù)提取法，即Tessier法；1986年Forstner等提出的六步連續(xù)提取法，即Forstner法；1992年歐共體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局提出了一種三級4步提取法，即BCR法。其中以Tessier和BCR法最為權(quán)威。

上世紀(jì)80年代普遍應(yīng)用的連續(xù)提取法為Tessier法，學(xué)者們通過針對樣品的差異選取不同提取劑和改變提取條件對Tessier法進(jìn)行了改進(jìn)，目前使用的提取方法均是在對Tessier法改進(jìn)的基礎(chǔ)上的研究成果。Tessier法經(jīng)過國內(nèi)外學(xué)著進(jìn)四十年的研究及測試，能詳細(xì)劃分不同形態(tài)重金屬元素的分布，應(yīng)用范圍廣泛，但是該方法存在一定的弊端：現(xiàn)行的分析方法沒有統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)，各分析結(jié)果之間不能相互比較；Tessier法沒有確定進(jìn)行質(zhì)量控制的標(biāo)準(zhǔn)物，在數(shù)據(jù)的對比和驗證中存在缺陷；在現(xiàn)行的重金屬形態(tài)提取流程中或許存在再分配和重吸附等現(xiàn)象，實驗結(jié)果的再現(xiàn)性差。歐共體標(biāo)準(zhǔn)局在Tessier法的研究基礎(chǔ)上提出了BCR三步法，該方法按提取步驟將重金屬形態(tài)分為弱酸提取態(tài)（HAc提?。⒖蛇€原態(tài)（NH2OH·HC1提?。?、可氧化態(tài)（H2O2）。目前BCR三步法通過國內(nèi)外學(xué)者多次實驗及改進(jìn)，各種金屬形態(tài)之間竄相較少，越來越成熟和完善。加上提取步驟相對較少，提取時間短，操作方便，在土壤和沉積物重金屬污染研究中得到了越來越廣泛的應(yīng)用，因此BCR法再現(xiàn)性顯著好于Tssier法。

2 河道底泥重金屬污染評價方法

2.1 單因子指數(shù)法

單因子指數(shù)法是國內(nèi)進(jìn)行污染評價的常用方法之一，在對土壤、大氣、水和底泥重金屬污染評價中被廣泛應(yīng)用。

其計算公式如下：

P =

式中，Pi為污染物單因子指數(shù)；Ci為實測濃度，mg/kg；S為土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，mg/kg。Pi>1表示已經(jīng)受到污染，Pi<1則表明未收到污染，Pi數(shù)值越大表示污染程度越嚴(yán)重。

在重金屬污染評價中，污染環(huán)境中的主要重金屬元素可通過單因子指數(shù)法判斷，但往往造成環(huán)境污染不僅僅是單一的重金屬元素，當(dāng)存在多種污染因子引起的復(fù)合污染時，單因子指數(shù)法就很難進(jìn)行評價。

2.2 內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法

在重金屬污染地塊存在多種重金屬元素污染時，或者需將兩重金屬污染地塊內(nèi)污染程度進(jìn)行比較時，可以通過綜合單一重金屬元素污染指數(shù)來進(jìn)行評價，即綜合污染指數(shù)法。內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法為綜合污染指數(shù)法中具有代表性的污染評價方法。通過對單一重金屬元素污染指數(shù)的平均值和最大值進(jìn)行計算和對比，內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法能判斷出污染指數(shù)最大的重金屬元素對環(huán)境的影響。

其計算公式為（Nemerow，1974）：

P =C S

P =

式中，Pi為單項污染指數(shù)；Ci為污染物實測值；Si為根據(jù)需要選取的評價標(biāo)準(zhǔn)；Pi為單項污染指數(shù)平均值；Pimax為最大單項污染指數(shù)。

內(nèi)梅羅指數(shù)法是在單因子指數(shù)法的計算基礎(chǔ)上得出的能全面判斷各重金屬元素對環(huán)境污染程度的綜合污染指數(shù)法。通過此方法能周到的表明不同重金屬元素對環(huán)境污染的程度，突出對環(huán)境污染程度較大的重金屬元素，可以防止因平均作用削減污染金屬權(quán)值的現(xiàn)象發(fā)生。

劉爭民等聯(lián)合運用單因子指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法對寶雞土壤的重金屬污染進(jìn)行了評價，通過內(nèi)梅羅指數(shù)法對寶雞的重金屬污染地塊的污染程度進(jìn)行了分級并明確了主要污染元素，然而并沒有思考不同重金屬元素對動植物的危害性的差別。在內(nèi)梅羅指數(shù)法的基礎(chǔ)上得出的綜合污染指數(shù)僅僅只能反映重金屬元素的污染程度，而沒有思考污染的質(zhì)變特征。

2.3 富集因子法

富集因子是剖釋重金屬污染地塊表層環(huán)境中重金屬的來源及污染程度的方法，富集因子是Zoller等（1974）在研究南極大氣環(huán)境中顆粒物中的化學(xué)元素的來源時提出的。富集因子法通過選擇一定條件下的元素為參比元素，再對比基線中該元素的濃度和進(jìn)行實驗的樣品中該元素的濃度，由此來推斷因為人為污染而噪聲表生環(huán)境中該元素的增加量，進(jìn)而判斷污染狀況。富集因子的計算公式為：

EF=

式中：Cn為待測元素在所測環(huán)境中的濃度；Cref為參比元素在所測環(huán)境中的濃度；Bn為待測元素在背景環(huán)境中的濃度；Bref為參比元素在背景環(huán)境中的濃度。

富集因子法要求參比元素富有難以變異的特性，通過對參比元素和待測元素進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化從而進(jìn)行污染評價分析。隨著國內(nèi)外學(xué)者對富集因子的研究方法越愈來愈熟稔，富集因子法開始被運用于土壤及沉積物重金屬污染評價中。不過，富集因子法在土壤重金屬污染評價中具有缺陷，當(dāng)土壤環(huán)境質(zhì)量評價的區(qū)域較大時，在不同地質(zhì)作用和地質(zhì)環(huán)境下，重金屬元素與參比元素地殼平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比率會發(fā)生變化，從而導(dǎo)致富集因子的參比元素存在誤差。富集因子法還不能運用于區(qū)域規(guī)模的環(huán)境地球化學(xué)調(diào)查中的主要原因有：

同時，由于參比元素的選擇具有不規(guī)范性、微量元素與參比元素比率的穩(wěn)定性難以保證以及背景值的不確定性，富集因子尚不能應(yīng)用于區(qū)域規(guī)模的環(huán)境地球化學(xué)調(diào)查中。在具體的研究區(qū)域內(nèi)，不同背景值對富集程度的判斷會產(chǎn)生較大的差異，使得有些富集因子的判斷結(jié)果不能真實地反映自然情況。

2.4 污染負(fù)荷指數(shù)法

污染負(fù)荷指數(shù)法是一種評價污染物污染程度方法，由Tomlinson提出的，可運用于重金屬污染水平分級，該方法應(yīng)用的范圍包括土壤和河流沉積物重金屬污染的評價。某一點的污染負(fù)荷指數(shù)的公式如下：

F =C C

I =

式中，F(xiàn)i為元素i的最高污染系數(shù)；Ci為元素i的實測含量，mg/kg；C0i為元素i的評價標(biāo)準(zhǔn)，即背景值，一般選用全球頁巖平均值作為重金屬的評價標(biāo)準(zhǔn)，mg/kg；IPL為某一點的污染負(fù)荷指數(shù)；n為評價元素的個數(shù)。

某一區(qū)域的污染負(fù)荷指數(shù)（IPLzonc）為：

I =

式中I 為區(qū)域污染負(fù)荷指數(shù)；n為評價點的個數(shù)（即采樣點的個數(shù)）。

污染負(fù)荷指數(shù)法具有全面分析多種重金屬的優(yōu)勢，評價區(qū)域內(nèi)包含的多種重金屬均作為污染元素，并采用統(tǒng)計法進(jìn)行求積。在評價攀枝花地區(qū)金沙江水系沉積物中的重金屬污染情況時，學(xué)者徐爭啟通過污染負(fù)荷指數(shù)法評價了整個區(qū)域中各點位多種重金屬的污染程度，并按照污染程度的不同進(jìn)行分級，得出了該區(qū)域污染最為嚴(yán)重的重金屬元素，以及不同元素對該區(qū)域污染的貢獻(xiàn)值，這種分析評價方法得出的結(jié)果較為客觀，一方面減少直接加和污染指數(shù)造成歪曲的結(jié)果，另一方面，可以定量判斷各個不同的污染區(qū)域的情況。然而，該方法不能避免不同污染物源背景值不同所帶來的影響。

2.5 地累積指數(shù)法

1969年科學(xué)家Muller在德國海德堡大學(xué)沉積物研究所工作時提出的地積累指數(shù)法，用于定量評價沉積物中的重金屬污染程度。其計算公式為：

I =log [C KB ]

式中：Cn為元素n在沉積物中的濃度；Bn為沉積物中改元素的地球化學(xué)背景值；K是為考慮各地巖石差異可能會引起背景值的變動而取的系數(shù)（一般取K=1.5）。

地積累指數(shù)法在評價過程中，不僅考慮了污染因素、環(huán)境地球化學(xué)背景值，而且K值系數(shù)考慮了各地巖石差異可能會引起背景值的變動。運用該方法進(jìn)行評價時，通過地積累指數(shù)的變化可以反映出采樣點土壤特性以及污染來源的變化。但是，該方法只能給出各采樣點某種重金屬的污染指數(shù)，不能針對整個區(qū)域環(huán)境及環(huán)境中包含的各種元素進(jìn)行全面的比較分析。

2.6 潛在生態(tài)危害指數(shù)法

1980年瑞典學(xué)者Hakanson建立了一套應(yīng)用沉積學(xué)原理評價重金屬污染及生態(tài)危害的方法，即潛在生態(tài)危害指數(shù)法。目前此類研究中該方法是最被廣泛應(yīng)用的，它全面的考慮了環(huán)境化學(xué)、生物毒理學(xué)、生態(tài)學(xué)等方面的影響，并用定量的方法劃分出重金屬潛在危害的程度，也是國際上土壤（沉積物）重金屬研究的方法之一。計算公式如下：

C =C C

E =T C

RI= E = T ×C = T ×C C

其中，C 為某一金屬的污染參數(shù)；C 為土壤（沉積物）中重金屬的實測含量；C 為計算所需的參比值；C 為潛在生態(tài)風(fēng)險參數(shù)；T 為單個污染物的毒性響應(yīng)參數(shù)（Hg、Cd、As、Pb、Ni、Cu、Cr和Zn的毒性響應(yīng)參數(shù)分別為40、30、10、5、5、5、2和1）；RI為多種金屬潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)。

潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價的側(cè)重點在于毒理方面，利用毒性響應(yīng)系數(shù)，考慮重金屬自身毒性及可能產(chǎn)生的環(huán)境生態(tài)危害，評價其潛在的生態(tài)危害，該方法為環(huán)境的改善提供依據(jù)，同時為人們的健康生活提供科學(xué)參照。

2.7 環(huán)境風(fēng)險指數(shù)法

2003年，Rapant等運用環(huán)境風(fēng)險指數(shù)法對污染環(huán)境狀況進(jìn)行了環(huán)境風(fēng)險表征，該方法規(guī)定了環(huán)境風(fēng)險的劃分標(biāo)準(zhǔn)，明確了用于度量受到重金屬污染的土壤或沉積物的樣品的環(huán)境風(fēng)險程度大小的定量化標(biāo)準(zhǔn) 。計算公式如下：

I =AC RC -1

I = I

式中I 為超過臨界限量的第i種元素的環(huán)境風(fēng)險指數(shù)；ACi為第i種元素的分析含量，mg/kg；RCi為第i種元素的臨界限量，mg/kg；IER為待測樣品的環(huán)境風(fēng)險。

需要說明的是，如果ACi

環(huán)境風(fēng)險指數(shù)法能用數(shù)字來表述重金屬污染物對環(huán)境的危險性。環(huán)境風(fēng)險指數(shù)法被Rapant等用于對斯洛伐克共和國的環(huán)境進(jìn)行風(fēng)險分級，明確了各重金屬在對環(huán)境造成污染時的貢獻(xiàn)作用，并確定了污染最大的總金屬元素，可是卻不能明確重金屬污染在時間和空間的變化。

2.8 基于GIS和地統(tǒng)計學(xué)的評價

土壤是沙、小石子、黏土、腐殖質(zhì)等的混合物，其在空間上的分布是不均勻的，在對土壤污染狀進(jìn)行評價時，各采樣點位也只能表征該采樣點的污染狀況，故用各采樣點的平均值來評價土壤的污染狀況是不準(zhǔn)確的，綜合各采樣點的數(shù)據(jù)也不能從真正意義反應(yīng)污染地塊的受污染程度二貨重金屬分布情況。

新興的GIS空間分析技術(shù)在對評價區(qū)域內(nèi)土壤的空間分布等相關(guān)信息有著極大的優(yōu)勢，最先將克里格因子分析方法運用于土壤研究中的學(xué)者是Goovaerts，且該方法在土壤研究領(lǐng)域效果顯著。在重金屬污染評價區(qū)域面積較大時，時間和成本成為了約束采樣密度的主要因素，而采樣密度一定程度上決定著結(jié)果的準(zhǔn)確性。目前，GIS已經(jīng)被學(xué)者們應(yīng)用于較少采樣點，縮小采樣強(qiáng)度。

將GIS運用到重金屬污染區(qū)域調(diào)查中，環(huán)境背景數(shù)據(jù)的獲取相對簡單，且能迅速分析，可以節(jié)省大量的人力物力，與此同時，GIS可以根據(jù)各采樣點的重金屬分布情況建立模型，將評價結(jié)果直觀的反應(yīng)出來。進(jìn)而，可以確定污染物來源。GIS在評價過程中減少了人在評價過程中的主觀影響，相比其他評價方法來說更準(zhǔn)確。

2.9 其他評價方法

2.9.1 基于重金屬有效態(tài)、形態(tài)和總量的評價

重金屬-土壤-生物之間的相互作用是復(fù)雜的，土壤中的重金屬只有部分能夠進(jìn)入生物，這部分重金屬主要以有效態(tài)存在，因此針對土壤中有效態(tài)重金屬開展評價更能確切的反應(yīng)土壤在現(xiàn)實中的污染程度。然而，不同形態(tài)的重金屬之間在特定條件下能相互轉(zhuǎn)化，為了確定土壤中重金屬的潛在風(fēng)險，需要對重金屬進(jìn)行形態(tài)分析。故，將重金屬有效態(tài)含量、形態(tài)分析和總量三者相結(jié)合起來才能準(zhǔn)確的評價土壤污染狀況。

現(xiàn)下，較多學(xué)者針對土壤中有效態(tài)重金屬和重金屬形態(tài)開展重金屬評價，將重金屬有效態(tài)含量、形態(tài)分析和總量三者結(jié)合起來評價土壤污染狀況的研究較少，相信越來越多的學(xué)者會綜合三者來對重金屬污染區(qū)域進(jìn)行評價。

鐘曉蘭等[27]指出結(jié)合土壤重金屬有效態(tài)含量、形態(tài)分析和總量能夠全面準(zhǔn)確地評價土壤中重金屬的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險，并綜合三者對昆山市土壤中重金屬進(jìn)行了系統(tǒng)的評價。

2.9.2 基于人體健康風(fēng)險評價

健康風(fēng)險評價是上世紀(jì)80年代以后提出的，它以風(fēng)險度作為評價指標(biāo)，通過定量描述污染物對人體產(chǎn)生健康危害的風(fēng)險度的大小將環(huán)境污染的污染程度與人體健康聯(lián)系起來，針對環(huán)境中對人體有害的基因毒物質(zhì)和軀體毒物質(zhì)進(jìn)行定量評價。

健康風(fēng)險評價愈來愈多的被應(yīng)用于重金屬污染評價中，該法能判斷環(huán)境中有害因子對人體健康產(chǎn)生傷害的幾率，明確應(yīng)優(yōu)先控制的污染物，為后續(xù)的環(huán)境治理提供科學(xué)決定。人類接觸污染物的途徑主要有食物攝取、飲用水?dāng)z取、皮膚接觸和呼吸道吸入，因污染物遷移而與人類接觸的途徑中，具有最普遍和最大量接觸的意義的是污染物-土壤-植物-人類的途徑。在對污染地塊進(jìn)行健康風(fēng)險評價的流程要綜合運用毒理學(xué)、生態(tài)學(xué)、統(tǒng)計學(xué)等學(xué)科，并進(jìn)行不確定性分析，以為決策者提供準(zhǔn)確的信息。因而對土壤和沉積物重金屬污染進(jìn)行健康風(fēng)險評價存在較大不確定性。

3 結(jié)語

總而言之，Tessier提出的五步連續(xù)提取法、Forstner提出的六步提取法和BCR的三步連續(xù)提取法，為土壤和沉積物中重金屬元素對環(huán)境的污染程度及后期的治理措施等研究做出了極大的貢獻(xiàn)。

通過國內(nèi)外學(xué)者們的大量研究及對比，BCR方法成熟提取方法簡單，且各種金屬形態(tài)之間竄相較少，而且能根據(jù)不同的土壤條件選擇合適的提取劑和制備土壤標(biāo)準(zhǔn)樣，使其運用更加廣泛，能極大的促進(jìn)重金屬形態(tài)分析領(lǐng)域的研究和學(xué)術(shù)交流。

在對河流底泥重金屬污染進(jìn)行評價時經(jīng)常使用的方法中，單因子指數(shù)法能辨別造成河流底泥污染的主要重金屬元素；內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法能判斷出污染指數(shù)最大的重金屬元素對環(huán)境的影響，在實驗數(shù)據(jù)出現(xiàn)錯誤或者是其他反常情況時，則會對評價結(jié)果產(chǎn)生較大影響；富集因子法中的參比元素存在不穩(wěn)定性，且在對范圍較大的污染地塊進(jìn)行評價時，易產(chǎn)生因地質(zhì)情況差異而造成的偏差；污染負(fù)荷指數(shù)法可以對污染地塊不同點位的各種重金屬污染程度進(jìn)行定量評價，但是不能規(guī)避重金屬污染物的背景值造成的影響；地累積指數(shù)法能明確污染地塊一確定點的單一重金屬污染指數(shù)，不能全面的分析比較整個地塊的污染情況；潛在生態(tài)危害指數(shù)法在運用時主要側(cè)重在重金屬對人體的傷害方面，忽略了當(dāng)存在多種重金屬污染時重金屬中的相互作用；環(huán)境風(fēng)險指數(shù)法能確定特定重金屬元素對環(huán)境的危害程度，卻不能明確重金屬污染在時間和空間的變化。運用GIS和地統(tǒng)計學(xué)的評價方法在對污染區(qū)域較大地塊的重金屬污染地塊進(jìn)行評價時，能兼顧空間、重金屬總量和土壤質(zhì)量狀況能清楚的表達(dá)重金屬的分布情況。其他評價方法中，基于重金屬有效態(tài)、形態(tài)和總量的評價方法十分全面，是未來重金屬污染狀況評價的趨勢，基于人體健康風(fēng)險評價側(cè)重于重金屬毒性，存在不確定性。

現(xiàn)下對底泥和土壤中重金屬的評價方法有很多種，每種方法有各自的優(yōu)缺點，在評價污染地塊重金屬污染情況時，可根據(jù)污染地塊的特征，綜合運用多種方法，以達(dá)到全面、詳實、準(zhǔn)確的對重金屬污染狀況進(jìn)行評價。

參考文獻(xiàn)：

[1]陳豪，左其亭，竇明.河流底泥重金屬污染研究進(jìn)展[J].人民黃河：水資源·水環(huán)境版，2014.

[2]李學(xué)垣.土壤化學(xué)[M].北京：高等教育出版社，2001：387-389.

[3]Sunda W G， Lewi s J M. Effect of complexation by Natural Organic Ligands on the Toxicity of Copper to a Unicellul at Alga[J]. Monochrysis Lutheri . Limnol . Oceanorg， 1978（5）.

[4]S. B. OReilly Wiese，C. L. MacLeod，J. N. Lester. A recent history of metal accumulation in the sediments of the Thames Estuary， United Kingdom[J]. Estuaries， 1997 （3）.

[5]Gemma Rauret. Extraction procedures for the determination of heavy metals in contaminated soil and sediment[J]. Talanta， 1998 （3）.

[6]QUEVAUVILLER P， RAURET G. GRIEPINK B.Single and sequential extraction in sediments and soils，Intem [J].Environ Anal Chem，1993（51）：231 -235.

[7]楊耀芳，曹維，朱志清，俞海波，毛偉宏.杭州灣海域表層沉積物中重金屬污染物的累積及其潛在生態(tài)風(fēng)險評價[J].海洋開發(fā)與管理，2013（01）.

[8]趙建亮，應(yīng)光國，魏東斌，任明忠.水體和沉積物中毒害污染物的生態(tài)風(fēng)險評價方法體系研究進(jìn)展[J].生態(tài)毒理學(xué)報，2011（06）.

[9]胡朝暉，張干，丘耀文，林田，徐維海.我國漁港沉積物的重金屬污染及潛在生態(tài)風(fēng)險評價[J].地球化學(xué)，2010（04）.

[10]賈振邦，梁濤，林健枝，呂鳳偉.香港河流重金屬污染及潛在生態(tài)危害評價研究[J].遼寧城鄉(xiāng)環(huán)境科技，1997（02）.

[11]賈振邦，周華，趙智杰，陶澍，張寶權(quán)，趙麗華.應(yīng)用地積累指數(shù)法評價太子河沉積物中重金屬污染[J].北京大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版），2000（04）.

[12]甘居利，賈曉平，林欽，李純厚，王增煥，周國君，王小平，蔡文貴，呂曉瑜.近岸海域底質(zhì)重金屬生態(tài)風(fēng)險評價初步研究[J]. 水產(chǎn)學(xué)報，2000（06）.

[13]王亞平，黃毅，王蘇明，等.土壤沉積物中元素的化學(xué)形態(tài)及順序提取法[J].地址通報，2005，14（8）：728-734.

[14]可欣，李培軍，張昀，李潤東，張玲.酒石酸淋洗過程中重金屬形態(tài)變化[J].遼寧工程技術(shù)大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版）2008（S1）.

[15]YOUNG K.Destruction of ecological habitats by mining activities. Agricultural Ecology， 1988.

[16]Schmidt J P.Understanding phytotoxicity thresholds for trace elements in land-applied sewage sludge[J]. Journal of Environmental Quality， 1997.

[17]賈曉蕾，張盼月，曾光明.粉煤灰摻用量對水泥固化/穩(wěn)定重金屬污染底泥的影響[J].安全與環(huán)境學(xué)報，2010（05）.

[18]Baker AJM，Reeves RD，Hajar ASM.Heavy metal accumulation and tolerance in British populations of the metallophyte Thlaspi caerulescens J. & C. Presl （Brassicaceae）[J]. New Phytologist， 1994.

[19]Wilson J.G，Jeffrey D.W.Europe-wide Indices for MonitoringEstuarine Quality. Biological Indicators ofPollution， 1987.

[20]Shen H，Prtichard P H and Sewell G W.Microbial reduction of Cr（Ⅵ） during anaerobic degradation of benzoate[J]. Environmental Science and Technology， 1996.

[21]Chapman D.Water quantity assessment[J]. Journal of Women s Health， 1992.

[22]Martens D A，Suarez D L.Selenium Speciation of soil/sediment determination with sequential extractions and hydride generation atomic absorption spectrophotometry[J]. Environmental Science and Technology， 1997.

[23]翁添富，高建培，易鋒，熊國煥，焦鵬.土壤重金屬污染生物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J].科技導(dǎo)報，2009（04）.

[24]Wang S Q，Zhou D M，Wang Y J，Chen H M.Effect of o-phenylenediamine on Cuadsorption and desorption in red soil and its uptake by paddy rice[J]. Chemosphere， 2003.

[25]Leborans G F， Novillo A.Toxicity and bioaccumulation of Cadmium in Olisthodiscus luteus[J]. Water Resources， 1996.

[26]Dakiky M，Khamis M，Manassra A，et al.Selective adsorption of Cr（VI） in industrial wastewater using low-cost abundantly available adsorbents[J]. Advances in Environmental Research， 2002.

[27]Healy M G.Microbial production of biosurfactants[J]. Environmental Sciences， 1997.

[28]黃燕.我國土壤重金屬污染防治法律制度研究[D].重慶大學(xué)，2014（06）.

[29]Forstner， U.， Leschber， R.， Davis， R. D.， LHermite， P.‘Chemical Forms and Reactivities of Metals in Sediments[J]. Chemical Methods for Assessing Bioavailable Metals in Sludges and Soils， 1985.

[30]王鐵軍，查學(xué)芳，熊威娜，等.貴州遵義高坪水源地巖溶地下水重金屬污染健康風(fēng)險初步評價[J].環(huán)境科學(xué)研究，2008，21（1）： 46-50.

[31]Forstner U.Lecture notesin earth sciences（contaminated sed-i ments[J]. Journal of Women s Health， 1989.

[32]Quevauviller P.Requirements for production and use of certified reference materials for speciation analysis：A European commission perspective[J]. Spectrochimica Acta， 1998.