環(huán)境與能源畢業(yè)論文---巢湖重金屬污染評價及其來源解析

1、<p>　　畢 業(yè) 論 文</p><p>　　課題名稱：巢湖重金屬污染評價及其來源解析</p><p>　　專 業(yè)： 環(huán)境工程</p><p><b>　　目 錄</b></p><p>　　摘 要...........................................

2、.......................4</p><p>　　Abstract................................................................5</p><p>　　1. 文獻(xiàn)綜述.............................................................6</p&g

3、t;<p>　　1.1巢湖概況.............................................................6</p><p>　　1.1.1巢湖自然條件.......................................................6</p><p>　　1.1.2巢湖污染現(xiàn)狀 ...........

4、...........................................6</p><p>　　1.2重金屬污染概述.......................................................7</p><p>　　1.2.1重金屬污染的危害...................................................

5、7</p><p>　　1.2.2重金屬污染水平.....................................................7</p><p>　　1.2.3沉積物中重金屬污染狀況評價方法概述.................................8</p><p>　　1.2.3.1地質(zhì)累積指數(shù)法..............

6、.....................................9</p><p>　　1.2.3.2潛在生態(tài)風(fēng)險評價法...............................................9</p><p>　　1.2.3.3綜合污染指數(shù)評價法..............................................10</p&g

7、t;<p>　　1.2.3.4 SEM從VS比值法..................................................10</p><p>　　1.3沉積物中重金屬形態(tài)分析方法研究進(jìn)展..................................11</p><p>　　1.3.1重金屬形態(tài)分析的重要性..................

8、..........................11</p><p>　　1.3.2重金屬形態(tài)分析研究方法概述........................................11</p><p>　　1.3.3原子吸收光譜法....................................................12</p><p>

9、;　　1.4 研究目的及意義.....................................................13</p><p>　　2 材料與方法...........................................................14</p><p>　　2.1藥品與試劑.............................

10、.............................14</p><p>　　2.2主要儀器............................................................14</p><p>　　2.3重金屬測定實驗方法..................................................14</p>

11、<p>　　2.3.1樣點布設(shè)與樣品的采集 .............................................14</p><p>　　2.3.2樣品的制備........................................................15</p><p>　　2.3.3樣品的消解(重金屬元素總量測定).........

12、...........................15</p><p>　　2.4土壤有機質(zhì)測定方法..................................................16</p><p>　　2.5 過硫酸鹽消化法測定土壤全氮全磷....................................16</p><p>　　3

13、 結(jié)果與分析.........................................................19</p><p>　　3.1 沉積物中各重金屬的含量及污染評價..................................19</p><p>　　3.2沉積物中重金屬生態(tài)風(fēng)險評價....................................

14、.....21</p><p>　　3.2.1潛在生態(tài)危害指數(shù)法...............................................21</p><p>　　3.3 沉積物中重金屬的形態(tài)分布規(guī)律......................................22</p><p>　　3.3.1水溶態(tài)、可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)(BC

15、R1).............................23</p><p>　　3.3.2鐵．錳氧化物結(jié)合態(tài)(BCR2).........................................23</p><p>　　3.3.3有機物與硫化物結(jié)合態(tài)(BCR3).......................................23</p><

16、;p>　　3.3.4殘渣態(tài)(BCR4).....................................................24</p><p>　　3.4 沉積物中有機質(zhì)....................................................27</p><p>　　3.5 沉積物中總氮......................

17、................................28</p><p>　　3.6 沉積物中總磷......................................................28</p><p>　　3.7 C/N比分析.........................................................29</

18、p><p>　　3.8分析重金屬和總磷的相關(guān)性（SPSS分析軟件）分析污染物來源.............30</p><p>　　4 結(jié) 論.............................................................32</p><p>　　參考文獻(xiàn)...................................

19、...........................33</p><p>　　謝辭..................................................................38</p><p>　　附錄..................................................................39</

20、p><p>　　中英文翻譯............................................................40</p><p><b>　　摘 要</b></p><p>　　為了了解巢湖水體重金屬的污染現(xiàn)狀，沉積物中各污染物的潛在生態(tài)危害程度，追溯水域污染源，本文通過對巢湖出入湖河流沉積物中10個采樣點的

21、重金屬元素(Cd、Cr、Pb、Cu)的含量進(jìn)行了測定，分析了其空間污染狀況, 并利用潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法對其進(jìn)行了綜合性評價分析。同時利用BCR三步提取法提取巢湖水體表層沉積物中重金屬(Cd、Pb、Cu、Cr)的四種存在形態(tài)（酸溶解態(tài)、氧化態(tài)、還原態(tài)、殘渣態(tài)），分析了表層沉積物中重金屬的形態(tài)分布特征及其生物可利用性，評價其對生物的毒性大小。同時檢測了巢湖底泥中總氮、總磷及有機物的含量，并通過統(tǒng)計分析軟件，分析了重金屬元素及總磷之間的相關(guān)性

22、。結(jié)果顯示：巢湖重金屬(Cd、Cr、Pb、Cu)污染較輕，且除元素鎘主要以殘渣態(tài)存在，總氮含量范圍是0.036%～0.41%，總磷含量的范圍是0.0082%～0.0837%，有機質(zhì)的含量范圍是2.64%～6.69%。</p><p>　　關(guān)鍵詞：巢湖，重金屬，評價，形態(tài)分析，總氮，總磷，有機物</p><p><b>　　Abstract</b></p>

23、<p>　　To understand the Chaohu Lake metal pollution, sediment contamination in the degree of potential ecological harm, and retrospect the pollution source, the paper reportes the heavy metals (Cd, Cr, Pb, Cu) cont

24、ents in the sediments at the entrance of Lake Chaohu Lake, analysis its spatial distribution of contaminations. Comprehensive evaluation was conducted by method of potential ecological risk index . While BCR three-step

25、extraction method was used to analysis the heavy metals’ four existing f</p><p>　　Key words：ChaohuLake，Heavy metals，Assessment，Speciation，Total nitrogen, Total phosphorus, Organic matter</p><p>

26、<b>　　1 文獻(xiàn)綜述</b></p><p><b>　　1.1巢湖概況</b></p><p>　　1.1.1巢湖自然條件</p><p>　　巢湖是全國著名的五大淡水湖之一，流域面積1.42萬平方公里，湖盆長61.7公里，寬12.47公里，水面769.55平方公里，湖岸長155.7公里。四周河溝渠道360多條，入湖

27、河流35條，出湖河流主要是巢湖市境內(nèi)的裕溪河、牛屯河。巢湖水產(chǎn)豐富，有魚類近百種，銀魚、白米蝦、大閘蟹合稱巢湖三珍。</p><p>　　1.1.2巢湖污染現(xiàn)狀</p><p>　　20世紀(jì)50年代，巢湖生態(tài)環(huán)境良好，是鑲嵌在江淮大地的一顆耀眼明珠。然而，近些年來，滾滾濁流和各種污物使這顆明珠黯然失色。早在1995年，國家的環(huán)境公報就把巢湖列為污染最嚴(yán)重的湖泊之首。2006年，巢湖流域水質(zhì)

28、有所好轉(zhuǎn)，總磷、總氮年均濃度較上年分別下降了34.2%和18.9%，但全湖仍呈中度富營養(yǎng)狀態(tài)，湖區(qū)主要污染指標(biāo)為總磷、總氮。</p><p>　　造成巢湖水質(zhì)污染的主要原因：</p><p><b>　　農(nóng)業(yè)面源污染：</b></p><p>　　主要來源于農(nóng)業(yè)面源氮、磷的嚴(yán)重流失。巢湖沿岸大量濫用化肥農(nóng)藥，農(nóng)業(yè)污染日益加重，產(chǎn)生了大量的有機污

29、染物，并且基本上未經(jīng)處理就隨著入湖徑流直接或間接進(jìn)入湖泊，造成湖水污染物含量快速增加。</p><p>　　巢湖周圍土地肥沃,但是過度開墾,化肥流失,加之城市和工業(yè)污水集中排放,巢湖污染非常嚴(yán)重。而且巢湖水比較淺,底泥容易被風(fēng)浪翻起,增加營養(yǎng)鹽污染物與水土界面交換和向水體的釋放,減弱湖泊自凈作用,加劇了水體污染。巢湖成為我國富營養(yǎng)化最嚴(yán)重的湖泊之一。</p><p>　　城市生活污水及其工

30、業(yè)生產(chǎn)環(huán)節(jié)產(chǎn)生的污水：</p><p>　　巢湖沿岸主要城市有合肥和巢湖兩個，合肥在近些年大力進(jìn)行大拆遷大建設(shè)來追求最終的大發(fā)展，城市人口、工業(yè)生產(chǎn)規(guī)模逐年擴大，而與此同時產(chǎn)生的城市生活污水和工業(yè)生產(chǎn)環(huán)節(jié)產(chǎn)生的污水也在逐年增加，從一定程度上來看，巢湖的污染程度與合肥的發(fā)展是同步的，但由于多方面的因素，在巢湖治理之責(zé)任分擔(dān)上，合肥承擔(dān)的相對其所排放的污染小很多。</p><p>　　來源于工

31、業(yè)廢水和城鎮(zhèn)生活污水的大量排放。有的污水處理廠建設(shè)進(jìn)展不夠理想，管網(wǎng)不配套。有的污水處理廠主體工程雖已建成，但運行不正常，與國家的要求差距較大。部分地區(qū)生活污水處理缺乏相應(yīng)的措施，部分地區(qū)工業(yè)結(jié)構(gòu)性污染仍很突出，排污總量遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過環(huán)境容量；</p><p>　　（3）巢湖地理局限性：</p><p>　　江湖交換水量的大幅減少。隨著上世紀(jì)巢湖閘、裕溪閘的相繼興建，巢湖已成為半封閉型湖泊，巢湖

32、與長江天然溝通大大減少，導(dǎo)致巢湖與長江的換水周期加長，水體自然交換量大大減少，湖泊中氮、磷等營養(yǎng)鹽輸出能力變差。 </p><p>　　1.2重金屬污染概述</p><p>　　隨著城市化和工業(yè)化進(jìn)程的加快，工業(yè)“三廢"排放量日益增多，尤其是各種污水的大量排放造成河流、湖泊的嚴(yán)重污染，污染面積不斷擴大，水體污染的控制及其研究已成為全球環(huán)保工作者關(guān)注的重點之一。</p>

33、<p>　　1.2.1重金屬污染的危害</p><p>　　重金屬元素作為主要的環(huán)境污染物，具有難降解、易積累、毒性大的特性，不僅破壞了湖泊生態(tài)環(huán)境，還具有通過食物鏈危害到水生生物和人類健康的潛在危險，從而被環(huán)境工作者高度關(guān)注[1-4]。如20世紀(jì)50、60年代在日本相繼出現(xiàn)的“水俁病"和“骨痛病"，調(diào)查發(fā)現(xiàn)即是由于汞污染和鎘污染所引起的“公害病”[5-6]。以及在歐洲某些國家陸

34、續(xù)發(fā)生的由重金屬污染而導(dǎo)致的一系列嚴(yán)重生態(tài)后果，引起了人們對水環(huán)境重金屬污染的重視。近年來，科學(xué)家們發(fā)現(xiàn)砷、鉻、鎳和鎘等重金屬元素的一些化合物是嚴(yán)重的致癌物質(zhì)(如六價鉻的化合物、羰基鎳等)。而且重金屬污染物有較為復(fù)雜的化學(xué)性質(zhì)和極強致毒性，并將長時間存在于環(huán)境介質(zhì)中，可沿食物鏈發(fā)生富集，最終造成嚴(yán)重的生態(tài)危害。因此，其已被眾多國家列為環(huán)境優(yōu)先污染物，進(jìn)行優(yōu)先監(jiān)測、控制。目前，我國列入環(huán)境優(yōu)先污染物黑名單的重金屬及其化合物包括As、Be、

35、Cd、Cr、Cu、Pb、Hg、Ni和Ti。自20世紀(jì)70年代以來，重金屬污染與防治的研究工作倍受關(guān)注，一直是國際環(huán)境科學(xué)界的熱點研究課題之一[7-8]。</p><p>　　1.2.2重金屬污染水平</p><p>　　沉積物是湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，進(jìn)入湖泊的重金屬通過絮凝或沉淀作用，多數(shù)進(jìn)入沉積物中，使沉積物受到嚴(yán)重污染。它一方面是重金屬的匯，反映水體受重金屬污染的狀況；另一方面，

36、一旦湖泊水體環(huán)境條件發(fā)生變化時，沉積物中的重金屬又會重新釋放進(jìn)入水體而造成二次污染[10]。沉積物污染的加劇主要是人為因素所致，當(dāng)污染源控制達(dá)到一定程度后，沉積物則成為水體污染的主要來源[11]。因此，沉積物是水環(huán)境中重金屬污染程度的“指示劑"[12]，能明顯地反映湖泊受重金屬污染狀況，并對湖水具有持久影響[13-14]。目前國內(nèi)許多學(xué)者對河流、湖泊、港灣等沉積物痕量重金屬污染物的研究做了大量的工作。如李仁英等[15]研究結(jié)果

37、表明，沉積物中Cd、Cr、Cu、Pb和Zn的含量均較高，大于中國土壤背景值：盤龍江121的污染較為嚴(yán)重，其中Cd達(dá)到了極強污染程度。弓曉峰等[16]評價得出，鄱陽湖底泥已經(jīng)受到了不同程度的重金屬污染，且在饒河和龍口底泥的Cd污染都達(dá)到了重度和嚴(yán)重程度。陳守莉等[17]研究通過與標(biāo)準(zhǔn)相比發(fā)現(xiàn)，太湖流域典型湖泊表層底泥中出現(xiàn)重金屬的復(fù)合污染，污染物主要為Cu、Cd、Ni、Zn。近來，王荔娟等人[18</p><p>

38、　　1.2.3 沉積物中重金屬污染狀況評價方法概述</p><p>　　對沉積物環(huán)境質(zhì)量的正確評價是底泥污染控制方法選擇的基礎(chǔ)，只有對沉積物進(jìn)行準(zhǔn)確合理的評價后，才能夠?qū)Φ啄辔廴具M(jìn)行有效地治理。從沉積物污染評價方法現(xiàn)狀看，常用的評價方法包括以下幾種。</p><p>　　1.2.3.1 地質(zhì)累積指數(shù)法</p><p>　　地質(zhì)累積指數(shù)(Index of Geoacc

39、umulation)是德國海德堡大學(xué)沉積物研究所教授Miilterr開1979年提出的[23-25]是一種水環(huán)境沉積物中重金屬污染的定量指標(biāo)，公式如下：</p><p>　　Igeo = Log[Cn/(kBn)]</p><p><b>　　式中：</b></p><p>　　Cn為沉積物樣品中重金屬元素n的濃度(mg／kg)；Bn為普通頁巖

40、中重金屬元素的地球化學(xué)平均背景值的濃度(mg／kg)；K為考慮到造巖運動可能引起背景值波動而設(shè)定的常數(shù)(一般取1．5)。依據(jù)Igeo值將沉積物中重金屬污染狀況分為7個等級。Forsmer等人提出了Igeo值與污染程度對應(yīng)關(guān)系，如表1所示[26-29]。</p><p>　　表1 重金屬污染級別與Igeo</p><p>　　1.2.3.2 潛在生態(tài)風(fēng)險評價法</p><

41、p>　　瑞典學(xué)者Hankanson 1980年提出了沉積物潛在生態(tài)危害評價方法，這是一套應(yīng)用沉積學(xué)原理評價重金屬污染及生態(tài)危害的方法。計算公式如下[9,30,31]：</p><p>　?。?.1） </p><p>　　式中，RI為沉積物中多種重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)；為單因子污染物污染物參數(shù)；為沉積物重金屬i的實測值(×10.6)，為計算所需的參比值，采用現(xiàn)代工業(yè)

42、化以前沉積物中重金屬的最高背景值；為第i種重金屬的毒性系數(shù)，反映其毒性水平和生物對其污染的敏感程度；為第i種重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)；各指數(shù)污染分級情況見表2，3。</p><p>　　表2 Eir值對應(yīng)的潛在生態(tài)危害程度</p><p>　　1.2．3．3 綜合污染指數(shù)評價法</p><p>　　這種方法是環(huán)境質(zhì)量現(xiàn)狀評價較常用的方法[11,33-35]，公式如

43、下：</p><p><b>　?。?.2）</b></p><p><b>　?。?.3）</b></p><p><b>　　式中：</b></p><p>　　P為污染綜合指數(shù)，表示污染物對沉積物的綜合污染程度；n為參加評價的污染物種類數(shù)；</p><

44、p>　　Ci為沉積物中第i污染物的實測含量(mg／kg)；Si為評價標(biāo)準(zhǔn)，即所選參比值樣本中第i污染物含量(mg／kg)。依據(jù)P值將污染程度及級別劃分為六個級別，具體劃分情況如表4所示：</p><p>　　表3 重金屬污染綜合指數(shù)與污染級別劃分</p><p>　　1.2．3．4 SEM從VS比值法</p><p>　　最近的研究表明，沉積物中酸可揮發(fā)硫化

45、物(Acid Volatile Sulfide，AVS)的含量對沉積物中重金屬在水與沉積物之間的分配行為有決定性的影響。在缺氧水體或沉積物中，許多金屬可以和硫化物緊密結(jié)合，由于硫化物的溶解度很低，這一過程能明顯降低沉積物中重金屬的移動性[37]。Ditoro和Ankley的研究表明，SEM濃度與沉積物中AVS的比值即SEM／AVS值與沉積物中重金屬的移動性和生物毒性間有密切的聯(lián)系。當(dāng)SEM／AVS<1時認(rèn)為沉積物結(jié)合的重金屬不會對

46、水生生物產(chǎn)生毒性；而當(dāng)SEM／AVS>1時則重金屬的毒性不容忽視；不少學(xué)者逐漸用此方法作為評價水體沉積物污染程度的一種重要方法，或用AVS值來判斷重金屬在底泥中的穩(wěn)定性[11,36-38]。</p><p>　　1.3 沉積物中重金屬形態(tài)分析方法研究進(jìn)展</p><p>　　1．3．1重金屬形態(tài)分析的重要性</p><p>　　大量生物毒性和生態(tài)效應(yīng)研究表明，

47、環(huán)境中特定重金屬元素的生物可給性或在生物體內(nèi)的積累能力，以及對生物的毒性與該元素在環(huán)境中的形態(tài)密切相關(guān)。重金屬總量往往很難表明其污染特性和危害，不能作為評估它們對生物毒性的充分標(biāo)準(zhǔn)[39]。水體沉積物中重金屬的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律、毒性以及可能產(chǎn)生的環(huán)境危害更大程度上取決于其賦存形態(tài)[7,40,41]。因此，研究重金屬元素在沉積物中的形態(tài)分布對于了解重金屬的來源、遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律和對生物的毒害作用等十分必要[42-44]，已成為沉積物研究不可缺少的

48、部分。進(jìn)入九十年代后，人們對沉積物重金屬污染物的研究也已從金屬總量和有害物質(zhì)自身單項測定分析轉(zhuǎn)向物種形態(tài)測定分析[45-47]。</p><p>　　1．3．2 重金屬形態(tài)分析研究方法概述</p><p>　　對沉積物中重金屬不同地球化學(xué)相的提取，主要包括單級提取法和各種形態(tài)的多級連續(xù)提取法。單級提取法通常指的是生物可利用萃取法。多級連續(xù)提取法就是利用反應(yīng)性不斷增強的萃取劑對不同物理化學(xué)形

49、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。該方法提高了評價質(zhì)量，已成為當(dāng)前形態(tài)研究的主要方法。目前常用的有Tessier法、Forstner法和BCR法[48]。加拿大學(xué)者A．Tessier 1979年首先提出的多級連續(xù)形態(tài)提取法是目前公認(rèn)的鑒定土壤與沉積物中痕量重金屬形態(tài)的經(jīng)典方法[49]。近些年來，隨著水體沉積物重金屬污染程度的加重及研究的深入，重金屬元素化學(xué)形態(tài)連續(xù)提取方法逐漸得到廣泛應(yīng)用[50,

50、51]。但人們發(fā)現(xiàn)不同的提取方法的研究結(jié)果差異較大，難以比較，為此歐洲共同體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局(European Community Bureau of Reference，1993)在綜合已有的重金屬元素形態(tài)提取方法的基礎(chǔ)上，提出了一種三步提取法(簡稱BCR法)，該方法實際上是Tessier形態(tài)分類法的一個簡化，穩(wěn)定性及重現(xiàn)性好，提取精度較高，適合實驗室常規(guī)分析，已經(jīng)在歐洲各國得到</p><p>　　1.3.3 原子

51、吸收光譜法</p><p>　　原子吸收光譜法是以測量氣態(tài)基態(tài)原子外層電子對特征電磁輻射的吸收為基礎(chǔ)的分析方法。</p><p>　　當(dāng)基態(tài)原子受外界能量激發(fā)時，其外層電子會吸收特定能量的電磁輻射躍遷到不同的激發(fā)態(tài)，各種元素的原子結(jié)構(gòu)和外層電子排布不同，所能吸收的光量子不同，因而具有一系列特定波長的吸收譜線，稱為吸收光譜。電子從基態(tài)躍遷到激發(fā)態(tài)時要吸收一定頻率的輻射，它再躍回基態(tài)時，則發(fā)射

52、出同樣頻率的輻射，所對應(yīng)的譜線稱為共振線。電子在基態(tài)與激發(fā)態(tài)之間躍遷產(chǎn)生的譜線稱為第一共振線，是該元素最強的譜線。這種共振線稱為元素的特征譜線，對大多數(shù)元素來說也是最靈敏的譜線。在原子吸收光譜法中，就是利用處于基態(tài)的待測原子蒸汽對從光源發(fā)出的共振發(fā)射線的吸收來進(jìn)行定量分析的。在使用銳線光源和低濃度的情況下，基態(tài)原子蒸汽對被測元素特征譜線的吸收符合比爾定律：</p><p><b>　?。?.4）<

53、/b></p><p>　　式中A為吸光度，I0為入射光強度，I為經(jīng)原子蒸汽吸收后的透射光強度，K為吸光系數(shù)，L為輻射光穿過原子蒸汽的光程長度，N0為基態(tài)原子密度。</p><p>　　當(dāng)試樣原子化，火焰的絕對溫度低于3000K時，可以認(rèn)為原子蒸汽中基態(tài)原子的數(shù)目實際上接近于原子總數(shù)。在固定的實驗條件下，原子密度與試樣濃度c的比例是恒定的，則上式可記為</p><

54、p>　　A=K’c （1.5）</p><p>　　式中K’為一定實驗條件下的常數(shù)。此式就是原子吸收分光光度法的定量依據(jù)。定量校準(zhǔn)方法可用標(biāo)準(zhǔn)曲線法或標(biāo)準(zhǔn)溶液加入法等。</p><p>　　火焰原子化法是目前應(yīng)用最廣泛的原子化技術(shù)。將試樣噴入火焰，被測元素的化合物在火焰中解離形成原子蒸汽，由銳線光源（空心陰極燈）

55、發(fā)射的某元素特征譜線光輻射通過原子蒸汽層時，該元素的基態(tài)原子對特征譜線產(chǎn)生選擇性吸收。在一定條件下特征譜線光強度的變化與試樣中被測元素的濃度成正比。通過對自由基態(tài)原子對選用吸收線吸光度的測量，確定試樣中該元素的濃度。</p><p>　　Pb(283.3nm)Cu(228.8nm)Cr(357.9nm)Cd(324.7nm)</p><p>　　1．4 研究目的及意義</p>

56、<p>　　巢湖位于長江中下游地區(qū)，處于安徽省中部，是我國五大淡水湖泊之一，更是皖中地區(qū)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人民生活的重要水源。巢湖四周呈輻射狀，主要支流有：南淝河、派河、十五里河、丙子埠河、雙橋河、白石天河、豐樂河(1976年與杭埠河匯合)、杭埠河、兆河、柘皋河等，這些河流進(jìn)入巢湖，經(jīng)湖泊調(diào)節(jié)容蓄后，出巢湖閘經(jīng)唯一出湖支流裕溪河注入長江。巢湖水位明顯受河流水情控制，多年來平均水位為8．3m，變幅為2．5m[56]，湖區(qū)面積達(dá)770

57、km2，不僅具有航運、漁業(yè)、農(nóng)灌、防洪等多種功能[57]，更是合肥市及沿湖城市工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人民生活的重要水源。近些年來，流域人口劇增，工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)發(fā)展迅速，在人類活動的影響下，每年接納周邊城市排入的生活污水和工農(nóng)業(yè)廢水，造成巢湖及其流域生態(tài)環(huán)境受到嚴(yán)重破壞，湖泊水質(zhì)惡化，直接影響了沿湖岸人們的飲水安全和工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。水環(huán)境污染是我國的主要環(huán)境問題之一，巢湖已與太湖、滇池一起被國家列為需重點治理的“三河三湖"中的三湖，并納入《中國跨

58、世紀(jì)綠色工程規(guī)劃》之中。重金屬元素因為它的毒性、不可降解性和生物放大性而被環(huán)境工作者高度關(guān)注。本論文采集測定巢湖入湖支流及湖區(qū)水和水生植物樣中的重金屬含量</p><p><b>　　2 材料與方法</b></p><p><b>　　2．1 藥品與試劑</b></p><p>　　實驗用水為去離子水和蒸餾水，實驗用酸均為

59、優(yōu)級純酸。硝酸（HNO3），ρ=1.42g/mL;氫氟酸（HF）, ρ=1.49 g/Ml;高氯酸(HCLO4), ρ=1.68g/mL；0.11mol/L的醋酸；0.lmol/L的鹽酸羥(HNO3酸化,pH為2)；8.8mol/L的雙氧水(HNO3酸化,pH為2)；8.8mol/L的雙氧水(HNO3酸化,pH為2)；1mol/L的醋酸銨(HNO3酸化,pH為2)；取分析純濃H2SO4；分析純濃鹽酸；</p><p&

60、gt;　　硫酸銅(CuS04"5H20)：分析純；</p><p>　　硫酸鎘(3CDS04"8H20)：分析純；</p><p>　　硝酸鉛(Pb(N03)2)：分析純；</p><p>　　重鉻酸鉀(K2Cr207)：分析純；</p><p>　　硫酸鋅(ZnS04·7H20)：分析純；</p>

61、<p>　　磷酸二氫鉀(KH2P04)；</p><p>　　以及冰醋酸、鹽酸羥胺、乙酸銨、KN03、EDTA、FeS04、MnCl2、(分析純)、抗壞血酸、過硫酸鉀、氫氧化鈉、酒石酸銻鉀等。</p><p><b>　　2．2 主要儀器</b></p><p>　　原子吸收光譜儀：TAS-990，北京普析通用；電子天平；酸度計；不

62、銹鋼調(diào)溫電熱板；超聲波清洗器；離心機；水浴恒溫振蕩器；氣浴恒溫振蕩器；高壓蒸氣滅菌器；具有200-220nm和660-700am波長的紫外可見光分光光度計。常用玻璃器皿如50ml具塞比色管、燒杯、容量瓶錐形瓶多只、離心管多只、試管多只、移液管各型號多只、四氟乙烯消解罐、消解爐、電熱恒溫干燥箱、沙浴鍋、計算機系統(tǒng)、打印機等等。</p><p>　　2．3重金屬測定實驗方法</p><p>　

63、　2.3.1樣點布設(shè)與樣品的采集 </p><p>　　在巢湖湖區(qū)及出入巢湖的主要河流的河口（杭埠河口、裕溪河口、南淝河口）布設(shè)沉積物采樣點共計10個，在各樣點用手持式沉積物采樣器共采集10個沉積物樣，且在每個沉積物采樣點采集表層沉積物樣品l-2kg；裝入封口的聚乙烯塑料袋或塑料瓶當(dāng)天帶回實驗室。自然風(fēng)干，過120目篩，裝入樣品袋備用。(所有器皿事先均用5%HN03浸泡處理過、超純水洗凈后晾干備用，以防止樣品測定

64、中產(chǎn)生誤差)。</p><p>　　2.3.2 樣品的制備</p><p>　　沉積物樣品的制備：將采集到的沉積物樣品倒入干凈搪瓷盤中，于室內(nèi)陰涼通風(fēng)處自然風(fēng)干后，用玻璃棒壓碎，剔除石礫、動植物殘體等雜質(zhì)，混合均勻，再將樣品研細(xì)過120目尼龍篩網(wǎng)，用四分法進(jìn)行縮分，置105℃的烘箱內(nèi)烘干lh裝入廣口聚乙烯塑料瓶中保存以備分析。</p><p>　　2．3．3 樣品的

65、消解(重金屬元素總量測定)</p><p>　　準(zhǔn)確稱取0.5g(精確至0.0001g)通過0.149mm孔徑篩的沉積物樣品于錐形瓶中，加入6-7mL濃硝酸在電熱板上加熱幾分鐘，再加入18mL濃鹽酸保持大約王水比例。然后插入漏斗，在電熱板上加熱至微沸，保持狀態(tài)持續(xù)消解7-8直至溶液剩余5-6mL。冷卻后，加蒸餾水溶解、過濾并稀釋定容到50mL容量瓶中，從容量瓶中取10mL左右做好標(biāo)記保存在4℃度的環(huán)境中待測。&l

66、t;/p><p><b>　　BCR形態(tài)分析</b></p><p>　　BCR形態(tài)分析由國家標(biāo)準(zhǔn)參考樣控制。</p><p>　　（1） 可交換態(tài)及碳酸鹽結(jié)合態(tài)</p><p>　　稱取烘干后的樣品0.8g置于100mL聚丙烯離心管中,加入32mL 0.11mol/L的醋酸,室溫下(25℃均振蕩16h,振蕩過程中確保樣品處

67、于懸浮狀態(tài),然后離心20min(10000r/min),把上清液移入100mL聚乙烯瓶中;往殘渣中加入16mL二次去離子水,振蕩15min,離心20min(10000r/min),把上清液移入上述聚乙烯瓶中,儲存于冰箱4℃內(nèi)以備分析。</p><p>　　(2) 鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)</p><p>　　往第1步的殘渣中加入32mL當(dāng)大配制的0.lmol/L的鹽酸羥(HNO3酸化,pH為2),

68、用手振蕩試管使殘渣全部分散,再按第1步方法振蕩、離心、移液、洗滌。</p><p>　　(3)有機物及硫化物結(jié)合態(tài):</p><p>　　往第2步的殘渣中緩慢加入8mL 8.8mol/L的雙氧水(HNO3酸化,pH為2),用蓋于蓋住離心管(防止樣品劇烈反應(yīng)而出),室溫下放置lh(間隔15min用手振蕩);拿去蓋子,放到砂浴鍋中(85℃)溫浴lh,待溶液蒸至近干,涼置;再加入8mL 8.8m

69、ol/L的雙氧水(HNO3酸化,pH為2),重復(fù)上述操作;然后加入40mL 1mol/L的醋酸銨(HNO3酸化,pH為2),按第1步方法振蕩、離心、移液、洗滌，定容至50ml容量瓶。</p><p>　　殘渣態(tài)：殘渣用王水溶解，過濾定容至50ml容量瓶。</p><p>　　2.4土壤有機質(zhì)測定方法</p><p><b>　　2.4.1測定原理</

70、b></p><p>　　該法是以硫酸亞鐵為標(biāo)準(zhǔn)溶液進(jìn)行的土壤有機質(zhì)的分光光度測定。</p><p><b>　　2.4.2試劑</b></p><p>　　(1／6K2Cr2O7)=0．4 mol／L的H2SO4,溶液：稱取分析純重鉻酸鉀40．00 g溶于600 mL水中，加水稀釋至1 L，置3 L燒杯中。另取分析純濃H2SO4,1L，

71、慢慢加入到重鉻酸鉀水溶液中，不斷攪拌冷卻至室溫，移入密封玻璃瓶中保存。(FeSO4,)=0．12 mol／1標(biāo)準(zhǔn)溶液：稱取FeS04·7H20 33．6 g溶于800 ml水中，加20 ml濃H2SO4,，攪拌均勻，冷至室溫，稀釋至1 L。0．1 mol H2SO4溶液。</p><p><b>　　2.4．3測定方法</b></p><p>　　2.4．3

72、．1樣品的制備稱取通過80。100孔篩的土壤樣品O．050g，置于25 mL試管中，準(zhǔn)確加入0．4 mol／L的重鉻酸鉀硫酸溶液2 ml。上蓋消化玻泡或小漏斗。于150℃恒溫箱中恒溫消化，30 min后取出樣品，．冷卻后加入10 ml0．1 mol／L H2SO,溶液，搖勻后澄清或離心待測。</p><p>　　2.4．3．2標(biāo)準(zhǔn)溶液的制備與土壤樣品溶液制備的同時作一組(7個)空白處理，即取7支試管各加入0．4

73、mol／L的重鉻酸鉀硫酸溶液2 ml，和土壤樣品一起消化后分別加入0．12 mol／L硫酸亞鐵標(biāo)準(zhǔn)溶液0、1、2、3、4、5、6 ml，再分別加入0．1 mol／LH2SO,溶液10、9、8、7、6、5、4 ml，搖勻澄清或離心待用。將澄清或離心后的土壤樣品與標(biāo)準(zhǔn)溶液一起，用1cm比色皿于585 nm處比色。</p><p>　　2.5 過硫酸鹽消化法測定土壤全氮全磷</p><p>&l

74、t;b>　　2.5.1方法原理</b></p><p>　　過硫酸鉀在60℃水溶液中， 按下面的方程式分解，生成大量 和 ：</p><p>　　如果1摩爾過硫酸鉀中加有1摩爾NaOH；開始消化液呈堿性，由于消化過程中生成大量，消化后的消化液就變成酸性。經(jīng)試驗把含有0．074M 的過硫酸鉀 和0．075M 的NaOH溶液作為誚化溶液，當(dāng)它連同樣品一起被稀釋1倍時，在高壓蒸

75、氣滅菌器中120℃下加熱半小時， 即完成土壤氮、磷的消化， 其消化液的pH 變化為12．5—2．0。實驗證明，其消化產(chǎn)物為硝酸鹽和(正)磷酸鹽，旺明高壓高溫下的過硫酸鉀消化劑比克氏法所用的消化劑有更強的氧化力。實驗還證明，土壤或沉積物中的氮只有在堿性條件下才能全部轉(zhuǎn)化為硝酸鹽，而由于H 對磷的分解消化又很黃要， 因此，NaOH 的用量不宜過大，否則會導(dǎo)致磷消化不完全， 使結(jié)果偏低。率文采用的消化劑濃度是經(jīng)計算和實驗而來的[B]， 是最佳

76、濃度。利用這種消化液開始時為堿性，消化過程中變成酸性的特點，使得土壤或沉積物中的全部氮和全部磷在一種消化劑中都得到消化。</p><p><b>　　2.5.2 試劑</b></p><p>　　所有試劑都應(yīng)是分析純，所有的溶液都是用去離子蒸餾水配制的。</p><p>　?。?）消化劑溶液；20g過硫酸鉀和3g氫氧化鈉(NaOH)溶于水中并稀

77、釋至1000mL。</p><p>　?。?）氮標(biāo)準(zhǔn)貯備液：稱取0．7218g硝酸鉀(KNO 3)溶于水中并稀釋至1 000ml。此液為100ug／ml的硝態(tài)氮(NO3—N)。</p><p>　?。?）磷標(biāo)準(zhǔn)貯備液；稱取0．4394g經(jīng)45℃烘干4— 8小時的磷酸二氫鉀，用水溶解后加入lml(1+1)H2SO4 溶液并稀釋至1000ml。此溶液為100ug／ml的磷貯備液。</p&

78、gt;<p>　　（4）6．5N硫酸的鉬銻貯存液； 取180．6ml濃硫酸(H 2SO4)，緩緩加入到400ml水中，不斷攪拌，冷卻。另稱取鉬酸銨20g溶于約60℃的300ml水中，不斷攪拌，再加100m10．5 酒石酸銻鉀溶液，冷卻后用蒸餾水稀釋至、1000ml，搖勻，貯于棕色試劑瓶中。</p><p>　　（5）鉬銻抗混合顯色劑：于100mt鉬銻貯存液中，加入1．5g左旋抗壞血酸，此試劑有效期2

79、4小時，宜臨用前配制。</p><p>　　2.5.3 實驗步驟</p><p>　　（1）消化稱35mg的過18O目篩孔充分風(fēng)干的沉積物樣于消化容器(干燥的50mL比色管)中，加入25ml消化劑溶液，再用H2O稀至50ml，加蓋搖勻，用紗布扎緊蓋予，放入高壓蒸氣滅菌器中，120℃下高壓消化30分鐘，冷卻后取出。吸消化液清液分別進(jìn)行N和P測定。另分別吸取10ug／ml的氮、磷混合標(biāo)準(zhǔn)溶液0

80、、1、2、3、4、5、6mI于7個消化容器中，即每管中含氮、磷分別為0、10、2O、3O、4O 、5O、60ug， 以組成標(biāo)準(zhǔn)系列。然后按上法與樣品同時消化。</p><p>　　(2) N的測定 由于消化液最后pH 值為2，它正好符合紫外測定的pH 值要求，因此能直接對消化液的上清液進(jìn)行200m-220nm(由掃描選擐佳吸收波長)波長和276nm波長處，用lcm石英比色皿進(jìn)行測定，其吸收之差對應(yīng)于工作曲線查出相

81、應(yīng)的含氮微克數(shù)，除以土重，得全氮含量( ug／mg)，縮小1O倍即為全N 。</p><p>　　(3) P的測定吸取消化液的上清液lOml于25ml比色管中，準(zhǔn)確加入2．5ml鉬銻抗混合顯色劑，加H2O定容至25ml，搖勻，置于2O一蛐℃溫度下顯色3O分鐘后在66O一700am處， 用3cm比色皿在751或721分光光度計上進(jìn)行磷的測定。樣品測定值A(chǔ)對應(yīng)于工作曲線查出相應(yīng)的含磷量( ug)，除以土重(mg)，得

82、壘磷含量(ug／mg)，縮小1O倍即為全P 。</p><p><b>　　3 結(jié)果與分析</b></p><p>　　3．1 沉積物中各重金屬的含量及污染評價</p><p>　　水環(huán)境中的重金屬離子在水相中含量甚微，絕大部分結(jié)合于顆粒物中。排入水體的重金屬污染物，由于各種物理化學(xué)過程，由水相轉(zhuǎn)入固相，逐步轉(zhuǎn)移為沉積物。巢湖水體表層沉積物中

83、4種重金屬元素的總量見下圖和表。其中I 開頭的樣是杭埠河口處；A開頭的樣是裕溪河口；E開頭的樣是南淝河口。</p><p>　　表4 巢湖河口沉積物中重金屬含量</p><p>　　圖1 巢湖河口底泥中重金屬含量（ppm）</p><p>　　從上圖1和表1中可以看出：巢湖三個主要河口處除元素Cr以外，其它元素均超過該區(qū)域土壤背景值，且元素Cd所有采樣點均超過背

84、景值，但與重金屬元素劑量效應(yīng)值比較發(fā)現(xiàn)：沉積物中元素Cd含量偏低，而銅、鉛均有70%采樣點超過劑量效應(yīng)值，元素鉻的背景以及劑量效應(yīng)值比較發(fā)現(xiàn)，Cr在該區(qū)域土壤背景值偏高。又由圖1可知：重金屬元素（Pb, Cu,Cr）在三個河口含量分布較為均勻，但元素Cd含量在杭埠河口略偏低，這可能與城市工業(yè)排放源相關(guān)。</p><p>　　3．2沉積物中重金屬生態(tài)風(fēng)險評價</p><p>　　3.2.1

85、潛在生態(tài)危害指數(shù)法</p><p>　　從表中可以看出，巢湖水體己受到重金屬的污染，表層沉積物已經(jīng)惡化。而潛在生態(tài)危害指數(shù)法可以表征出底泥重金屬的生態(tài)風(fēng)險性，因此該論文主要選取了此方法對巢湖沉積物中重金屬的潛在生態(tài)危害進(jìn)行評價。瑞典學(xué)者Hankanson1980年提出了潛在生態(tài)危害系數(shù)法，其計算公式為： </p><p><b>　?。?.1）</b></p&

86、gt;<p>　　式中，RI為沉積物中多種重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)；為單因子污染物污染物</p><p>　　參數(shù)；為沉積物重金屬i的實測值(×10.6)，為計算所需的參比值，采用現(xiàn)代工業(yè)化以前沉積物中重金屬的最高背景值；為第i種重金屬的毒性系數(shù)，反映其毒性水平和生物對其污染的敏感程度；為第i種重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)；Hankanson指出了幾種重金屬的毒性系數(shù)值：Cd=30，Pb=Cu=

87、5，Cr=2。并以安徽土壤背景值作為各重金屬的參比值：Pb、Cd、Cu、Cr分別為26 mg／kg、0．087 mg／kg、20 mg／kg、66 mg／kg和62 mg／kg。根據(jù)它們與污染程度的關(guān)系劃分為：</p><p>　　表5 Eir值對應(yīng)的潛在生態(tài)危害程度</p><p>　　表6 巢湖沉積物中重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)</p><p>　　將實測各重金屬

88、含量數(shù)據(jù)代入公式，得各采樣點單一重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)和多種重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)(見上表6)。則由表可以看出，各采樣點中Cu、Pb、Cr的潛在生態(tài)危害系數(shù)均小于40，屬于低生態(tài)危害，這與王永華等的研究結(jié)果相吻合；但Cd污染較嚴(yán)重，采樣點均已屬很強生態(tài)危害區(qū)，Cd的生態(tài)危害程度遠(yuǎn)高于其他元素這一現(xiàn)象在程南寧弓曉峰等的研究中均有報道。巢湖沉積物重金屬總的潛在生態(tài)風(fēng)險RI，均為中等生態(tài)風(fēng)險。從上述分析可以看出，不論是以單個重金屬的生態(tài)危害

89、系數(shù)看，還是從多個重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)看，污染最嚴(yán)重主要重金屬污染物是Cd，因此對達(dá)到或接近強生態(tài)危害的入湖河流Cd污染應(yīng)引起高度重視，避免污染進(jìn)一步加劇。</p><p>　　3.3 沉積物中重金屬的形態(tài)分布規(guī)律</p><p>　　沉積物中元素的遷移能力、生物有效性、以及環(huán)境行為在很大程度上取決于元素的形態(tài)而非元素的總量。用化學(xué)提取劑直接處理沉積物試樣，能夠?qū)⒅亟饘俚纳镉行У牟糠?/p>

90、提取出來，對評價重金屬生物有效性有重要意義。采用三步提取法對巢湖表層沉積物中7種重金屬元素進(jìn)行形態(tài)分析，表層沉積物中重金屬元素在各化學(xué)形態(tài)中的含量見表A，各形態(tài)占總量的百分比分布情況見圖B，C，D,E。由圖可以直觀地看出，雖然不同元素、不同沉積物樣品之間重金屬元素各形態(tài)分布存在著差異，但總體規(guī)律是除Pb、Cd，其他兩種金屬以殘渣態(tài)為主要存在形態(tài)。</p><p>　　3．3．1 水溶態(tài)、可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)(B

91、CR1)</p><p>　　從圖B，C，D,E可以看出，沉積物中不同重金屬元素B1態(tài)所占總量的比例差異明顯，該形態(tài)中重金屬的聚集能力依次為：Cd>Cr>Pb>Cu。除Cd，其他重金屬元素的該形態(tài)在總量中所占比例較小。Cu、Pb在2％一7％之間；Cr在7％一15％；而4種元素中Cd的總量雖然最低，但其B1態(tài)所占總量的比例較大，平均為40．69％，最高達(dá)42．5％。說明巢湖沉積物中鎘相當(dāng)活潑，是最

92、不穩(wěn)定的元素，極易釋放到環(huán)境中來?；顫娦暂^高的鎘形態(tài)所占比例較大的現(xiàn)象在楊宏俐T．GKazi、曹維鵬等研究中也有類似報道。</p><p>　　3．3．2 鐵．錳氧化物結(jié)合態(tài)(BCR2)</p><p>　　在沉積物中，鐵、錳等的金屬以水合氧化物的形式與其他組分結(jié)合存在于顆粒上，高活性的鐵錳氧化物具有巨大比表面積，對微量重金屬的作用以強吸附為主，水環(huán)境中一旦形成適合于其絮凝沉淀的條件，鐵錳

93、氧化物便載帶金屬離子一同沉淀下來。但存在潛在危害風(fēng)險，當(dāng)沉積物中的氧化還原條件發(fā)生改變時，鐵錳氧化物被還原，該形態(tài)的金屬元素被釋放出來，可能會造成水體的二次污染。本研究中巢湖水域河口Cu、Cr的B2態(tài)最低，平均不到15％；其他2種重金屬該態(tài)所占總量的平均比例都在35％--40％之間。Pb的該形態(tài)含量比較高，平均為36.87％，最高在A9樣點達(dá)53.1％，這與曹維鵬等的研究也較一致。鉛在鐵錳氧化物中的含量較高，可能部分歸因于Pb易生成多種

94、氧化物的緣故。這些氧化物與鐵錳氧化物結(jié)合相互生成結(jié)核狀的化學(xué)相，或被鐵錳氧化物所吸附。Cd的該形態(tài)僅次于其B1態(tài)，與B1態(tài)的和超過總量70％。由此可看出，Cd雖然在樣品中總量不多，但活潑性形態(tài)比例較大，應(yīng)予以重視其潛在生物危害，嚴(yán)格控制其總量的增加，防止其生物可利用態(tài)含量急劇升高，對環(huán)境和人類生活產(chǎn)生重大影響。</p><p>　　3．3．3 有機物與硫化物結(jié)合態(tài)(BCR3)</p><p&g

95、t;　　該形態(tài)為有機質(zhì)中各官能團與之結(jié)合的部分，在氧化條件下，當(dāng)有機質(zhì)分解時，會重新釋放出可溶性重金屬元素。結(jié)果表明，Pb的B3態(tài)比例最高，平均為35.6％，所以在還原條件下，該支流存在較大的Pb潛在危害。其次為Cu(34.56％)；再次Cr(8.09％)、Cd(5.73％)。由圖7還可看出，Pb的B2態(tài)和B3態(tài)是它的主要存在形態(tài)，這一結(jié)果和國內(nèi)其他學(xué)者的研究相符。其所占比例在各個采樣點均較大，可知巢湖Pb污染的主要來源不是點源污染，而

96、在環(huán)境中Pb還來自于大氣沉降。與其他重金屬元素不同，可提取態(tài)的Cr和Cu主要以B3態(tài)存在。有機物結(jié)合態(tài)較高，與銅本身的化學(xué)性質(zhì)有關(guān)。在自然界中，Cu常以Cu+、Cu2+兩種價態(tài)存在于不同的化合物中，Cu2+除生成銅鹽外，Cu+、Cu2+還易與無機物、有機活性基團形成絡(luò)合物和螯合物。另外，也易與硫離子結(jié)合生成硫化物沉淀。這兩種元素與有機質(zhì)以及硫化物有較強的結(jié)合能力這一研究結(jié)果。</p><p>　　3．3．4 殘渣

97、態(tài)(BCR4)</p><p>　　殘渣態(tài)不可直接被生物所利用，為非有效態(tài)，一般是重金屬最主要的結(jié)合形式，也是最穩(wěn)定的一種形態(tài)，在湖泊生態(tài)系統(tǒng)中對食物鏈影響較小。從本次研究所得數(shù)據(jù)可知，除Pb、Cd的殘渣態(tài)比例較小平均在22％、19％，其余2種重金屬主要以殘渣態(tài)存在，所占比例明顯大于其他三態(tài)，說明這2種重金屬大部分含量被束縛在礦物晶格中，對動植物的毒性影響還不是很大。Pb由于穩(wěn)定的殘渣態(tài)不到總量的1／4，主要以可

98、提取的有效態(tài)存在，且其總含量也不低，故為避免Pb對巢湖水域的更大潛在危害，和Cd一樣，也應(yīng)特別對入湖污染物加以控制，防止其污染加劇。</p><p>　　表 7 巢湖沉積物重金屬的形態(tài)含量分布</p><p>　　圖3 巢湖沉積物重金屬形態(tài)分布圖</p><p>　　前面3.3.1到3.3.4闡述了各重金屬形態(tài)及其生物危害性。巢湖沉積物中重金屬Cr、Cu的離子交換

99、態(tài)較低，說明重金屬在巢湖水體的遷移過程中沉積物未發(fā)生對溶解態(tài)金屬的大量吸附，主要以顆粒物形態(tài)向下搬移，這對于水環(huán)境質(zhì)量具有積極意義。但Cd的B l態(tài)(水溶態(tài)、可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài))含量較高，活性較大，即生物可利用性較大。活潑性較高的Cd形態(tài)占總量較大的現(xiàn)象在鄱陽湖及支流底泥中重金屬的形態(tài)研究中也有報道。總的來說，BCR法提取出的Bl態(tài)活性很大，生物有效性最高，對環(huán)境的危害也最大，可通過食物鏈進(jìn)一步危害生物及人類健康。同時，潛在生態(tài)危害

100、指數(shù)法分析也表明，巢湖水體沉積物中重金屬污染物Cd的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較高，對湖泊生態(tài)系統(tǒng)的潛在危害最大，因此為避免對巢湖水域的更大潛在危害，保護巢湖良好的水質(zhì)，應(yīng)嚴(yán)格控制入湖河流污染物的排放，積極保護生態(tài)平衡。</p><p>　　3.4 沉積物中有機質(zhì)</p><p>　　圖4 有機物標(biāo)準(zhǔn)曲線</p><p>　　圖5 巢湖底泥有機碳含量</p>

101、<p>　　巢湖底泥有機碳含量在1.53%到3.88%之間，有機物含量在2.64%到6.69%之間。有機物含量并不高。其中南淝河的均值要高于其他倆河，主要是因為南淝河接受來自合肥市的生活污水，相對污染嚴(yán)重一些。</p><p>　　3.5 沉積物中總氮</p><p><b>　　圖6 總氮標(biāo)準(zhǔn)曲線</b></p><p>　　圖7

102、巢湖底泥總氮含量</p><p>　　巢湖底泥中總氮的含量在0.036%～0.41%之間，其中杭埠河的均值要高于其他倆河。</p><p>　　3.6 沉積物中總磷</p><p><b>　　圖8 總磷標(biāo)準(zhǔn)曲線</b></p><p>　　圖9 巢湖沉積物中總磷含量</p><p>　　巢湖底泥

103、中總磷含量的范圍是0.0082%～0.0837%，南淝河均值較高。與總氮含量之間有一定相關(guān)性。</p><p>　　3.7 C/N比分析</p><p>　　圖10 巢湖底泥碳氮比</p><p>　　C/N比的基本原理：由于湖泊沉積物有機質(zhì)來源復(fù)雜，而湖泊自生有機質(zhì)和陸源有機質(zhì)在氣候代用指標(biāo)的指示意義上有很大的差別，因此區(qū)分陸源和內(nèi)生有機質(zhì)的相對比重對于更精確

104、地理解環(huán)境變化過程有重要的意義。有機質(zhì)的C/N 比值被認(rèn)為是有效的判別有機質(zhì)來源的指標(biāo)。</p><p>　　由于有機氮優(yōu)先出現(xiàn)在植物的蛋白和核酸中，所以在以木質(zhì)素和纖維素為主要成分的高等植物中，含氮量通常較低，據(jù)Nakai（1987）的研究表明，陸生高等植物C/N 比為14-13，甚至大于30；而低等植物如湖藻和大型藻類有機氮的含量高，因此湖泊浮游生物的C/N 比值較低通常小于10：浮游動物平均為6.3，浮游植

105、物為6.0 左右，其中硅藻為5.5-7.0，藍(lán)綠藻為6.5，底棲生物為2.8-3.4在其研究中也認(rèn)為：在低等植物和浮游生物中粗蛋白質(zhì)含量平均為24%，C/N 約為12：1，多數(shù)高等植物粗蛋白含量平均為6%，C/N 達(dá)到45-50，這在相當(dāng)大的程度上幫助判別在整個沉積序列形成過程中何時為湖泊自生有機碳源，何時為外源，何時又是混合源。C/N 比值高時，說明湖泊沉積物中的有機質(zhì)主要來源于流域的陸源輸入，而當(dāng)C/N 比值低時，則反映陸源輸入的T

106、OC減少或者湖泊生產(chǎn)力增高。因此，巢湖南淝河入湖河口C/N高，其它點值較低，這也說明南淝河人為污染嚴(yán)重。</p><p>　　3.8 分析重金屬和總磷的相關(guān)性（SPSS分析軟件）分析污染物來源</p><p>　　表9 巢湖重金屬元素與磷的相關(guān)性分析</p><p>　　表9中元素鉛、銅、鉻、存在一定的相關(guān)性，說明它們可能有同一來源；僅僅元素Cd與磷存在正相關(guān)，可