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文章标题文章标题文章标题（文章标题：三号宋体居中排）（全文页边距均为2厘米，段落为1.5倍行距，通栏排）张三，李四（作者姓名：小四楷，居中排）（XXXX学院XXXX大学，辽宁大连116023）（作者单位包括单位全称（学校包括院系），所在省、市及邮编；小五宋，居中排）摘要：中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要中文摘要。（摘要应着重写明重要的试验条件、数据和结论。不能有自我评价性语言.）关键词：XXX；XXX；XXXX；XXXXXX中图分类号：文献标识码：A文章编号：EnglishTitleEnglishTitleEnglishTitleEnglishTitleEnglishTitleEnglishTitleEnglishTitle（英文题目、作者姓名、单位、关键词与中文对照一致，英文题目中实词首字母大写）ZHANGSan,LISi（姓的字母全部大写，名的第一个字首字母大写，其余小写，名之间用“-”连接）(CollegeofXXXX,XXXXUniversity,Dalian116023,China)（单位先小后大，不能用单位的缩写字母，实词首字母大写）Abstract:AbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstractAbstract..Keywords:xxxx,xxxx,xxxxx,xxxxxxx(以下正文部分为本刊已发表论文，仅供参考格式)1．研究背景（一级标题：小四号黑体）随着人类工业化和城市化的发展，近岸海域越来越明显的成为污染物质的。沉积物中的金属，因其生物不可降解性，成为一个潜在的污染源，难以消除，对底栖生物、海洋环境和人类健康都有严重负面影响。以往对海洋沉积物中重金属的监测和评价，都侧重在其总量上。虽然沉积物中重金属总量可反映其在空间和时间上的分布变化，但却无法反映其对生物的毒性和生物可利用性[1]。（参考文献按在正文中出现的先后顺序连续编码，并将序号置于方括号中。引用文献时，两个或多个连续数字间用“-”连接，不连续的数字用逗号连接）重金属在海底表层沉积物中的富集和释放、以及它在海水-沉积物界面的毒性和生物可利用 性是由多种因素来决定的。它受到海水-沉积物界面的pH、盐度、沉积物颗粒大小和氧化还原环境（Eh）等因子的影响。在海水-沉积物这个界面，除Eh有可能变化较大外，其余几项在时间上基本变化不大，所以除去这些因素之外，沉积物中重金属对底栖生物的毒性与生物可利用性主要取决于以下几点：（1）金属的存在形态。金属在沉积物中与硫化物、有机碳（POC）和铁锰氧化物等地球化学相的络合直接影响其存在形态和活性，进而影响其对生物的可利用性和毒性；（2）金属在沉积物-间隙水之间的平衡分配关系。该平衡分配关系决定了间隙水中溶解相金属的活度（自由离子浓度）和颗粒相金属的浓度；（3）底栖生物的生理学，例如摄食速率和消化效率；（4）底栖生物摄食和其它行为规律，例如对金属的选择性和其它行为（如蠕动、打洞和冲洗等）的规律[2]。由此可见，沉积物中重金属毒性评价是一个复杂的科学问题，需要综合考虑沉积物、间隙水和海水的化学成分和底栖生物的摄食和行为方式。近年来，越来越多的生物实验的数据表明，沉积物中的金属对底栖生物的毒性与其总量无关，而是与间隙水中的金属活度（自由离子浓度）紧密相关，因自由离子态的金属更易被生物体吸收[3-9]。然而，间隙水中金属活度的测定非常困难，目前研发的一些测试方法,如DGT[10]、Peeper[11]、SOFIE[12]等，往往操作难度高、耗资大，可用作科学研究，但无法作为常规监测手段来推广。同时，在实验室进行的各种生物毒性实验往往因实验条件、所选生物物种和沉积物本身的差异导致结果无可比性，难以归纳和推广使用。有研究试图建立模型来解决沉积物中金属生物毒性和可利用性判断的问题[13-15]，但目前的这些模型或者不够成熟，或者太过复杂，最终还是因为目前科学界对在沉积物和间隙水系统中能与金属络合的配位体结构和形态认识不明确而难以付诸应用。因此，沉积物金属生物毒性的监测问题成为海洋环境科学的热点问题，各国的环境保护部门也热切盼望有较为简便的监测方法和量化的环境质量标准的出现，使得频繁和长期的监测成为可能。在生物实验基础上，DiToro提出了沉积物中重金属生物配体模型（sedimentbioticligandmodel,简称s-BLM）[16]。该模型主要用于评价有氧环境下多种金属（Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、Ag）的毒性，与之前他提出并被广泛使用的厌氧环境中评价沉积物金属毒性的AVS/SEM模型[17]形成互补。该s-BLM模型目前在国际学术界受到广泛关注和应用，也被美国环保署接受和支持，欧盟也在考虑将其制定为沉积物监测标准。然而，该项研究目前尚未在我国开展。鉴于我国海域广泛，近岸海域污染严重，对沉积物中重金属的毒性尚未有系统的评价方法，所以很有必要认识和开展该项研究。本文系统全面的介绍s-BLM模型，重点介绍该模型的由来、构建、应用、目前发展状态和其局限性。这对于我国科研人员了解和认识s-BLM模型，以及未来我国对沉积物质量标准的改进都有建设性的意义。2.沉积物中的金属毒性判断模型2.1.AVS/SEM判定模型—厌氧环境下的毒性判断（二级标题：五号黑体）1990年，DiToro在研究沉积物中Cd的毒性时，第一次提出了AVS对其生物可利用性的控制作用。酸可挥发性硫化物（acidvolatilesulfide，简称AVS）是指沉积物中以多种形式存在的活性硫化物，是沉积物中微生物分解有机物的副产物和矿物等的相互作用产生的，主要为大量的FeS和MnS[17]。因其溶解常数（kSP）比其它二价金属硫化物（MeS）都高,它们可以和间隙水中的溶解相金属发生置换反应（公式1）从而使得微量金属转入固相，使得间隙水中溶解相金属的活度降低。所以，在厌氧环境中，只要沉积物中的AVS过剩,它就对重金属在沉积物-间隙水之间的分配和重金属的可利用性起主控作用，从而消除或降低金属毒性[18-19]。FeS+Me2++H2O→MeS+H2S+Fe2+(1)操作上，AVS被定义为沉积物中可被酸（一般使用1mol/LHCl）作用而以H2S形式释放出来的硫。同时，DiToro把能够在弱酸（1mol/LHCl）下萃取出的活性金属定义为“同步萃取金属（simultaneousextractedmetals,简称SEM）”，它主要为酸可萃取的多种重金属（ Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、Ag）的含量总和（ΣSEM=ΣSEMCu+ΣSEMPb+ΣSEMZn+ΣSEMCd+ΣSEMNi+ΣSEMAg）。对于金属在沉积物中毒性是否存在的判定是：当沉积物中的AVS>SEM，为没有毒性；而当AVSSEM的情况下，单方面判定沉积物毒性不存在，所以对有氧环境、或AVS9,而SEM-AVS>2µmol/g）综合判定沉积物中的金属毒性，为未来AVS/SEM和sBLM模型纳入欧盟沉积物质量基准奠定了基础。Vandegehuchte等[50]通过对两种表层沉积物（不同的AVS和POC含量）加入镍的实验来判断其对蠕虫L.variegatus的毒性。实验表明，AVS/SEM和s-BLM两种模型都能够较好地预测沉积物中镍的毒性，即SEM-AVS和(SEM-AVS)/POC的比值都与蠕虫L.variegatus中的镍含量呈很好的线性相关。该实验还显示，与生物体内的镍含量成呈正相关的沉积物仅限于非常表层（0~1cm），如果考虑0~3cm的表层沉积物则无此线性相关。实验还显示，上覆水中的自由离子态镍似乎也是一个预测毒性的很好的参数。但是该实验无法确定上覆水和间隙水哪种途径对底栖生物的毒性影响较大。Nguyen等[51]将采到的不同河流的淡水沉积物加入镍后再返回到采样点来观察其底栖生物的活动情况，然后通过九个月的跟踪实验发现s-BLM能够较好的预测沉积物中金属的毒性，但生物扰动的影响也是不容忽视的。目前大多数对s-BLM的研究和应用都未深入，它们或者直接应用某个（SEM-AVS）/POC的比值作为毒性临界点来对比判断其所采集的样品的SEMx,oc值，以评价沉积物中金属的生物毒性，或者通过向沉积物中加入某种金属的方式在实验室或者野外来观查固液相中的金属浓度与底栖生物体中的金属含量的相关性。并且，目前对于该阈值的应用还比较混乱，相关的研究所使用的阈值都各有不同。例如Burton等[49]并没有结合表层沉积物的物理化学性质（例如氧化还原电位Eh和pH）对sBLM模型和毒性阈值进行深入的探讨计算，只是应用了一个(SEM-AVS)/POC比值（150µmol/gOC）来作为毒性阈值，而Nguyen等[50]使用的阈值是700µmol/gOC。同时，Thakali等[52]将DiToro提出的沉积物生物配体模型延伸到淡水的沉积物研究。他们通过对土壤中铜和镍对大麦根部生长的毒性研究，建立了土壤沉积物生物配体模型（terristrialbioticligandmodel，简称t-BLM），该研究也得到了广泛关注和应用[53,54]，并发展到对不同金属的研究，例如Zn[55]、Ni[56]。沉积物生物配体模型目前可以对沉积物中多种金属（Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、Ag）的生物毒性做出判断。该模型的建立使得沉积物金属毒性的判定趋向全面、系统，目前已逐步被学术界接受和应用，美国环保署和欧盟也对其非常关注。然而在我国，对s-BLM模型的认识和应用还很少，只有利峰等[57]在研究珠江三角洲沉积物中的AVS对水丝蚓体内重金属积累的影响时做了简单讨论。2.2.4.s-BLM的应用应用s-BLM，需结合沉积物间隙水中的pH，这在DiToro等[16]的模拟计算中已经显示，pH是对毒性阈值有较大影响的一个参数。pH对沉积物中金属毒性的重要性也在生物实验中得以证实[58-59]，所以正确测定表层沉积物中的pH是应用s-BLM的基础。同时，与以往的AVS/SEM模型一样，s-BLM模型的应用，必须正确地测定沉积物中AVS和SEM的含量。对AVS和SEM的测定有较多的探讨实验方法的文献可供参考[60-61]。目前存在争议较多的是AVS的测定结果[62-63]，萃取AVS的酸的浓度，反应时间和萃取实验方法的选择都会对AVS的最终测试结果有影响。有实验认为使用1N的盐酸有可能无法完全萃取CuS，但因为AVS和SEM所受影响最终会呈现正相关，所以只要AVS-SEM的相对值不变，就不会影响模型最后的判定结果。总体来说，严格的设置实验条件以准确测定AVS和SEM的含量是应用s-BLM的一个关键问题。对于s-BLM的应用，也应认识到其局限性。s-BLM是在一些假定的基础上建立的，原因有二：一方面是可使用的数据有限，另一方面是需将复杂问题简化。对于该模型的这些假定DiToro等都做了推导以证明其可行性。但对这些假定，学术界还存着一些争议，其中比较多的存在于其平衡分配的假定。s-BLM是在自由离子模型（FIAM）的基础上演变而来的，所以延伸了金属应在固、液相以及生物细胞膜上的处于平衡状态的假定，也就是认为自由金属离子与生物体上的配体（bioticligand）发生络合反应是生物体摄取金属的唯一途径，但这个假定忽略了底栖生物的其他摄食方式。Simpson和Batley[2] 认为判定沉积物中的金属毒性也应考虑底栖生物的多种摄食方式，有时底栖生物是吞食整颗沉积物颗粒而在体内富集了金属。同时，对于不同的金属，或者不同的底栖生物，获取金属的路径也许不同。Rainbow等[64]根据整合底栖生物的摄取速率、吸收速率和排泄速率以及沉积物和底栖生物中的金属含量等参数，研究了英格兰东南沿海海域被金属污染和没被金属污染的沉积物中的金属毒性，他们建立的生物动力学模型（Biodynamicmodelling）模拟显示对于底栖生物杂色刺沙蚕N.diversicolor来说，99%的镉和98%锌从吞食沉积物颗粒获得，而对于银来说，主要从液相银获得。所以，对s-BLM的应用也应注意其可能存在的局限性。3.结语本文全面综述了一个DiToro建立的沉积物生物配体模型，具体介绍了该模型的构建、应用和目前国际学术界对该模型的研究现状等。作为一个相对较新的概念和模型，s-BLM的提出得到了广泛关注和应用，因为它试图解决在有氧环境中金属毒性判定的难题。目前对s-BLM的应用大多还仅就个例，而且由于沉积物金属毒性判定问题的复杂性质和数据的缺乏，对该模型的应用仍存在着一些争议，但相对于复杂的生物、化学实验，以及对间隙水各种化学成分的测试等方式，该模型的应用较为简单易行。该模型建立在大量生物实验的数据之上，并充分考量了金属在沉积物固相和液相的相互作用，是目前为止从多因子出发，综合考虑较为完善的模型。在s-BLM被提出以后，也被一些生物实验证实其正确性，表明是预测有氧环境沉积物金属毒性较好的一个模型。我国海岸线较长，且沿海地区的污染日益严重，局部沉积物中重金属的污染状况令人堪忧。沉积物污染是与水质污染息息相关，作为海洋环境重要介质，沉积物的保护与监测亟待方法学上的突破。DiToro提出的AVS/SEM模型的概念已应用在我国很多地区的沉积物金属毒性的科学研究工作中，但在有氧条件下沉积物生物配体模型的应用还较鲜少。发展先进的评价沉积物重金属生物毒性的模型，并应用于我国重点污染海域，对于掌握我国海域的沉积物质量、乃至完善我国沉积物质量标准具重要意义。文献：［1］CHAPMANPM,WANGFY,JANSSENC,etal.Ecotoxicologyofmetalsinaquaticsediments:bindingandrelease,bioavailability,riskassessment,andremediation[J].CanadianJournalofFisheriesandAquaticSciences,1998,55(10):2221-2243.［2］SIMPSONSL,BATLEYGE.PredictingMetalToxicityinSediments:ACritiqueofCurrentApproaches[J].IntegratedEnvironmentalAssessmentandManagement,2007,3(1):18-31.［3］SWARTZRC,DITSWORTHGR,SCHULTSDW,etal.Sedimenttoxicitytoamarineinfaunalamphipod:cadmiumanditsinteractionwithsewagesludge[J].MarineEnvironmentalResearch,1985,18:133-153.［4］CAMPBELLPGC,TESSIERA.Geochemistryandbioavailabilityoftracemetalsinsediments[C]//ABOUDOU,FRIBEYRE(Editors),Aquaticecotoxicology:fundamentalconceptsandmethodologies.BocaRaton,Fla:CRCPress,1994:125-148.［5］HAREL,TESSIERA.Predictinganimalcadmiumconcentrationsinlakes[J].Nature,1996,380:430-432.［6］DEAVERE,RODGERSJHJR.Measuringbioavailablecopperusinganodicstrippingvoltammetry[J].EnvironmentalToxicologyandChemistry,1996,15:1925-1930.［7］王菊英,马德毅,闫启仑,等.海洋沉积物中酸溶硫化物对二价金属镉的地球化学特征及生物毒性的影响[J].海洋与湖沼,2001,32(5):483-488.［8］VINKJPM.Theoriginofspeciation:Tracemetalkineticsovernaturalwater/sedimentinterfacesandtheconsequencesforbioaccumulation[J].EnvironmentalPollution,2009,157(2):519-527.［9］BURTONED,PHILLIPSIR,HAWKERDW.Geochemicalpartitioningofcopper,lead,andzincinbenthic,estuarinesedimentprofiles[J].JournalofEnvironmentalQuality,2005,34(1):263-273. 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