李力，王小靜，白亞之，孫翌，劉季花

（1.國家海洋局第一海洋研究所，山東青島266061；2.青島市城市排水監(jiān)測站，山東青島266002）

應用平衡分配模型評價渤海灣和萊州灣沉積物重金屬潛在生物毒性

李力1，王小靜1，白亞之1，孫翌2，劉季花1

（1.國家海洋局第一海洋研究所，山東青島266061；2.青島市城市排水監(jiān)測站，山東青島266002）

為探討渤海沉積物中重金屬的生物毒性，采集了渤海灣和萊州灣共72個站點的表層沉積物，測定了酸可揮發(fā)性硫化物（AVS）、同步萃取金屬（SE M）、有機碳（T O C）等參數(shù)，應用平衡分配模型（EqP M odel）評價了沉積物中重金屬的潛在生物毒性。研究顯示，有8個站點超過了EqP M odel的毒性閾值，顯示潛在生物毒性，而61%的站點應無生物毒性。本研究同時測定了沉積物的總含量，應用幾種常用的沉積物質(zhì)量基準進行了評價雖然有部分站點的Cu、Ni、Cr超過了基準值，但與渤海的背景值比較，這些基準值可能并不適用于評價渤海沉積物。研究顯示，EqP M odel可以更有效的評價沉積物中重金屬的活性和生物毒性，尤其針對我國近岸海域的沉積物，T O C和AVS含量偏低而重金屬生物毒性偏高的情況可能普遍存在，更應積極考慮應用EqP M odel進行重金屬生物毒性的評價。

酸可揮發(fā)性硫化物；平衡分配模型；重金屬；生物毒性；渤海灣；萊州灣

李力，王小靜，白亞之，等.應用平衡分配模型評價渤海灣和萊州灣沉積物重金屬潛在生物毒性［J］.海洋學報，2015，37（2）：75—84，doi：10.3969/j.issn.0253-4193.2015.02.008

Li Li，Wang Xiaoj ing，Bai Yazhi，et al.Appl ication of equi l ibrium partitioning model to assess the metal toxicity in sediments of Bohai Bay and Laizhou Bay［J］.Haiyang Xuebao，2015，37（2）：75—84，doi：10.3969/j.issn.0253-4193.2015.02.008

1　引言

由于渤海封閉性強、水交換周期長，導致環(huán)境承載能力較弱。環(huán)渤海地區(qū)經(jīng)濟發(fā)展對海洋環(huán)境產(chǎn)生了巨大的污染及生境破壞壓力，海水水質(zhì)逐年下降［1］。廢水排放造成了沉積物中重金屬的富集，重金屬因其不可降解性，會累積產(chǎn)生毒性，危害底棲生物的生存、海洋環(huán)境和人類健康。以往對沉積物中重金屬的監(jiān)測和評價，都側重在其總含量上。雖然沉積物中重金屬總量可反映其在空間和時間上的分布變化，但卻無法反映其對生物的毒性和可利用性。近20年來大量實驗數(shù)據(jù)顯示，沉積物中重金屬對底棲生物的毒性與其總量無直接關系，而取決于其可被生物利用的那部分的含量［2—3］。

沉積物中金屬的存在形態(tài)非常復雜?？杀簧锢玫牟糠忠话愣x為活性（labile）的，即未與絡合配位體（binding l igands）結合的那部分。沉積物中金屬的絡合相包括硫化物、有機碳（T O C）、鐵錳氧化物等。在厭氧環(huán)境中，硫化物是主要的絡合相；在有氧環(huán)境中，主要絡合相包括T O C、鐵錳氧化物。平衡分配模型（Equil ibriu m Partitioning M odel，簡稱EqP M odel）就是一類試圖將生物可利用性和毒性納入評價標準的沉積物質(zhì)量基準，最初應用于有機污染物［4］。當EqP M odel被應用于沉積物中重金屬生物毒性的評價時，引入了酸可揮發(fā)性硫化物（Acid Volatile Sulfide，簡稱AVS）和同步萃取金屬（Simultaneously Extracted M etals，簡稱SE M）的概念［5］。AVS是指沉積物在1 mol/L冷鹽酸介質(zhì)中可揮發(fā)釋放出硫化氫氣體（H2S）的固相可溶部分，實測中以S2-濃度作為含量表達（單位為μmol/g，以干質(zhì)量計），SE M則是在此反應過程中可被萃取分離為溶解態(tài)的金屬含量，計算為Cd、Cu、Pb、Zn、Ni幾種金屬的含量總和（以∑SE M表示，單位為μmol/g，以干質(zhì)量計）。EqP M odel認為AVS可控制孔隙水中溶解態(tài)金屬的濃度，因含鐵硫化物的溶解常數(shù)高于其他金屬硫化物，可與后者發(fā)生置換反應將溶解態(tài)金屬沉淀下來，從而使孔隙水中活性金屬的濃度降低。最初，EqP M odel主要應用于厭氧環(huán)境中，即當AVS＞∑SE M時，沉積物應沒有金屬毒性。但這一應用較為有限，只能根據(jù)AVS和∑SE M含量的對比，單純判斷毒性不存在，并不能判斷毒性的發(fā)生（onset）。后來，EqPM odel衍生出（∑SE M-AVS）/foc的評價標準，foc為沉積物中的T O C含量（以干質(zhì)量計）。該評價方法用T O C來歸一化∑SE M與AVS的差值，用以判斷有氧環(huán)境或弱還原環(huán)境中（當∑SE M＞AVS時）沉積物中是否存在金屬的潛在生物毒性［6—7］。EqP M odel的這兩種評價方法目前都被廣泛應用，大量的底棲生物實驗數(shù)據(jù)顯示，EqP M odel能夠較好的反映出沉積物中重金屬潛在生物毒性的存在與否［8—11］。

目前，我國針對EqP M odel中的有機碳歸一法的應用還較少。本研究采取了渤海灣和萊州灣的表層沉積物樣品，通過測定AVS、∑SE M和T O C等參數(shù)，應用了EqP M odel，特別是其中的有機碳歸一法來評價沉積物中重金屬潛在生物毒性的存在情況。同時，測定了沉積物中重金屬的總含量并應用幾種常用的沉積物質(zhì)量基準進行了評價，最后對兩種評價結果進行了對比和討論。

2　方法與材料

2.1樣品的采集

沉積物樣品分別采集于2011年10月和2012年9月，共到訪72個站點，站點位置見圖1。采樣過程中，用箱式采樣器（15 cm×15 cm×20 cm，Ekman-Berge型，H Y D R O-BIO S公司）采取表層（小于2 cm）沉積物樣品。采集的沉積物樣品快速放入聚乙烯塑料袋中，將頂層空氣去掉，然后將袋子封緊，放入儲存有冰盒的保溫箱中，樣品在上岸后被轉移到4℃的冰箱中。采集的樣品在兩周內(nèi)完成A V S和∑SE M的分析測試，在半年內(nèi)完成了T O C和金屬總量的測試。

圖1　沉積物采樣站點Eig.1 The sediment sampl ing station locations

2.2AVS和SE M的測試分析

AVS的準確測定對本研究至關重要，前處理方法采用的是經(jīng)過改良的擴散法［12-13］，關于該方法的詳細描述可參見李力等［14］。簡要來說，將待測沉積物濕樣在充滿氮氣手套袋中用玻璃棒快速攪拌均勻，稱取約3 g的濕樣于500 m L高密度聚乙烯反應瓶中，然后將盛有10 m L 3%堿性（2 mol/L NaO H）乙酸鋅溶液的玻璃管垂直置于反應瓶中。通氮氣約3 min，快速向反應瓶中加入50 m L 1 mol/L冷H Cl溶液并蓋緊瓶蓋。最后將瓶口用膠帶密封，輕輕搖晃將沉積物與鹽酸溶液混勻后，靜置塑料瓶17 h以上。測定采用的是亞甲基藍比色法。靜置后，打開反應瓶瓶蓋，取出盛有吸收液的玻璃管，向其中直接加入5 m L 1 g/L的對氨基二甲基苯胺二鹽酸溶液和1 m L 125 g/L硫酸鐵銨溶液，充分混勻，靜置10 min。同時，用硫標準溶液（北京奧科生物科技有限公司）配制工作曲線，將標準溶液和測試溶液于665 n m波長處測定吸光值。注意沉積物濕樣不要超過5 g，否則在加入鹽酸過程中易產(chǎn)生曝氣。實驗器皿全部使用10%硝酸清洗后，再使用去離子水徹底清洗晾干使用。實驗中使用的溶液（醋酸鋅、冷鹽酸）用高純氮氣除氧后再使用。AVS回收率使用硫標液進行測試，測得的回收率在80%～104%之間，表明該方法回收測定H2S的效果較好。該實驗方法測得S2-的檢測限為0.009μmol/g（以干質(zhì)量計），方法空白為0.002 μmol/g。

SE M的測試是將沉積物反應瓶中的上清液倒入50 m L聚乙烯離心管中，在3 000 r/min離心10 min，靜置1～2 h后取上清液0.5 m L，稀釋至10 m L（20倍）。加In為內(nèi)標，用ICP-M S（Thermo Eisher XII）測定溶液中金屬（Cu、Pb、Zn、Cd和Ni）的含量?！芐E M為幾種金屬的SE M值相加獲得。剩余的沉積物于60℃烘干后稱重，得到樣品沉積物干重。20%樣品都測試了重復樣，AVS和SE M的重復樣測試的標準偏差都小于20%，本文中最終給出的為平均值。

2.3其他參數(shù)的測試分析

沉積物烘干、研磨、過篩（小于2 m m）后進行了多種金屬（Cu、Pb、Zn、Ni、Cr和Cd）總含量和有機碳的分析?？偤渴鞘褂脻釮 N O3和濃H E消解后，用ICP-M S測得。該方法測得的沉積物標樣M ESS-3和P A CS-2（加拿大標準物質(zhì)協(xié)會）的回收率為93%～106%。T O C是用元素分析儀（E L-III型，Vario公司）測定的，其標樣（G B W 07309）的回收率為94%～101%，重復樣平均標準偏差小于5%。粒度是使用激光粒度儀（M astersizer 2000，M alvern公司）測定的，該儀器可分析粒徑在0.02～2 000 μm的顆粒物。沉積物粒度使用3個粒徑范圍進行分析：小于4μm（黏土）、4～63μm（粉砂）和大于63 μm（砂）。

2.4沉積物生物毒性的評價

根據(jù)EqP M odel，當AVS＞∑SE M時，沉積物無生物毒性。當AVS＜∑SE M時，沉積物平衡分配基準（Equil ibriu mSedimentBench mark，簡寫為ESBAVS，OC）定義為ESBAVS，OC=（∑SE M-AVS）/foc。當ESBAVS，OC＜130μmol/g（以干質(zhì)量計）時，無毒性；當130μmol/g＜ESBAVS，OC＜3 000μmol/g時，可能有毒性；當ESBAVS，OC＞3 000μmol/g時，肯定有毒性［15］。同時，EqP M odel只能應用于T O C＞0.2%的沉積物樣品［16］，因為沉積物需要足夠量的有機碳來達成固相和孔隙水之間的平衡分配反應。關于EqP M odel的具體架構和理論基礎可參考Di Toro等［6］或李力和馬德毅［7］。

3　結果與討論

3.1研究區(qū)域基本理化參數(shù)的分布特征

通過粒度測試，沉積物樣品應用謝帕德法進行了分類（圖2）。分析顯示，大部分樣品為砂質(zhì)粉砂和黏土質(zhì)粉砂，有少量（8個）樣品顆粒較粗，為粉砂質(zhì)砂和砂。根據(jù)圖3的中值粒徑的空間分布顯示，這些粗顆粒沉積物樣品，應主要分布在萊州灣沿岸和渤海灣南部沿岸。

圖2　采取的72個樣品的沉積物粒度分類結果（謝帕德法）Eig.2 Grain size categorization result of the seventy-two sediment samples（Shepard method）

A V S、∑SE M、T O C和中值粒徑（在此用溫氏粒級Φ值表示）的空間分布見圖3。首先，∑SE M、T O C和Φ的空間含量分布較為相似，在渤海灣基本都呈現(xiàn)南低北高的趨勢。在萊州灣，其沿岸的∑SE M、T O C、和Φ值都低，在黃河口北部、東南部以及萊州灣中部有分散的高值區(qū)，與之前報道的因水動力原因形成的泥質(zhì)沉積區(qū)塊位置相似［17—18］。T O C的平均含量為（0.46±0.36）%，與其他海岸沉積物相比含量偏低，應是受到黃河的影響［19］?！芐E M含量也不高，平均值為（0.56±0.17）μm ol/g（以干質(zhì)量計），這與Zhuang和Gao［20］測得的萊州灣∑SE M含量（均值為0.46μm ol/g，范圍在0.35～0.82μm ol/g）類似。A V S的分布無甚規(guī)律，在渤海灣北部、萊州灣南部、黃河口北部和東北部有一些分散的高值點，但整體來說含量不高。A V S的平均含量為（0.50±0.91）μm ol/g，其中有83%（60個站點）樣品的A V S含量小于1μm ol/g，有16個站點的A V S的含量未超過檢測限（小于0.009 μm ol/g），這些站點大多分布在黃河口附近（圖3）。

圖3　AVS、∑SE M、T O C和中值粒徑（Φ）的空間分布Eig.3 Spatial distributions of AVS，∑SE M，T O C and median particle size（Φ）

對比來說，渤海灣和萊州灣的各項參數(shù)分布顯著不同。渤海灣的沉積物粒度呈現(xiàn)了北細南粗的趨勢，其他參數(shù)也伴隨呈現(xiàn)了北高南低的趨勢，∑SE M、T O C和AVS值均在渤海灣北部相對較高。萊州灣沿岸和黃河口附近沉積物顆粒顯示較粗，同時∑SE M、T O C含量均較低，AVS低于檢測限的站點多分布于黃河口附近；距黃河口一段距離的泥質(zhì)區(qū)以及萊州灣中部則有∑SE M和T O C的相對高值，同時在萊州灣南部出現(xiàn)了AVS的高值。整體來說，可能受到黃河的影響，萊州灣的各項參數(shù)都比渤海灣偏低。

因該組測試數(shù)據(jù)屬于非正態(tài)分布，應用Spearman相關性分析的結果顯示，∑SE M、T O C與粉砂、黏土含量呈顯著正相關（p＜0.01），與砂含量呈顯著負相關（p＜0.01），AVS與其他各參數(shù)無相關性（表1）。這與以往研究結果相似，∑SE M一般與T O C、粉砂和黏土含量呈正相關，顯示∑SE M與金屬總含量一樣，易富集于細顆粒和有機碳含量較高的沉積物中，但AVS往往與這些參數(shù)無顯著相關性［21］。但也有研究發(fā)現(xiàn)AVS與T O C、∑SE M、粉砂和黏土含量呈共同正相關的關系［20］。

表1　各參數(shù)Spearman相關性分析結果Tab.1 Spearman correlation analysis results of related parameters

本研究測得的AVS和∑SE M值與渤海和長江口的已有研究進行了對比（表2）。其中∑SE M值與萊州灣和長江口的研究結果類似，AVS含量偏低，與長江口報道的AVS值類似，低于現(xiàn)有渤海灣和萊州灣報道的AVS數(shù)據(jù)［20，22—25］。AVS本身是一個復雜易變的參數(shù)，隨著季節(jié)和氧化還原環(huán)境的變化而變化。同時，在采樣和操作過程中的差別也會引起最終測定結果的差異。例如使用的酸的濃度，國內(nèi)較多文獻中都使用了6 mol/L或4 mol/L的酸進行萃取，或者使用熱酸，而國外文獻則與本研究一致，普遍使用1 mol/L的冷鹽酸。強度和溫度更高的鹽酸可以萃取出更為惰性的硫化物，致使AVS最終測得值偏高。此外，操作步驟也可影響最終的測定值，例如在酸萃取同時攪拌沉積物，也可使AVS的測定值偏高。可能因上述差異，本研究測定的AVS值與以往在渤海的測定值相比偏低，∑SE M大于AVS的情況占全部站點的78%，使得應用平衡分配基準（ESBAVS，OC）進一步評價重金屬的潛在生物毒性成為必要。

表2　本研究與渤海和長江口已有文獻中測定數(shù)據(jù)（AVS、∑SE M、TOC）的對比Tab.2 Comparison of the data（AVS，∑SE M，TOC）obtained by this study and previous studies conducted in Bohai Sea and Yangze River Estuary

3.2應用平衡分配模型評價沉積物生物毒性

72個站點中，16個站點的A V S＞∑SE M，應無生物毒性。剩下的56個站點中，未有ESBAVS，OC＞3 000μm ol/g的站點，有28個站點的ESBAVS，OC＞130μm ol/g，顯示潛在生物毒性，但其中20個站點的T O C＜0.2%。根據(jù)EqP M odel的限定，如果樣品T O C＜0.2%，不能應用EqP M odel進行評價，所以這20個站點被排除在外，最終只有8個站點可判定為有潛在生物毒性，其站點位置如圖4所示。

由圖4可見，T O C含量低于0.2%站點大多分布于黃河口附近海域和萊州灣，該海域AVS和T O C含量都偏低，應用EqP M odel評價后顯示，有潛在生物毒性的站點也多分布在這個區(qū)域。AVS是一個易變的硫化物相態(tài)，隨著季節(jié)和氧化還原環(huán)境等因素不斷變化，但它主要是沉積物中細菌有機碳降解的產(chǎn)物［26］，因此在有機碳含量較低的沉積物中，如同時為氧化環(huán)境，AVS的含量應偏低。根據(jù)暨衛(wèi)東等［27］通過“我國近海海洋綜合調(diào)查與評價專項”（即“908專項”）調(diào)查的1 480個站點發(fā)現(xiàn)，我國近岸（渤海、黃海、東海、南海）大片海域的有機碳（T O C）含量不高，平均值為0.22%～0.71%，同時該調(diào)查測得的4個季節(jié)表層沉積物的氧化還原電位（Eh）的均值為17～292 m V，顯示為弱還原或氧化環(huán)境。根據(jù)這組數(shù)據(jù)推斷，我國近岸大部分海域的沉積物中AVS含量不應太高，這與我們在渤海灣和萊州灣調(diào)查結果相仿。在這種沉積物中，由于沉積物中的活性金屬缺乏絡合態(tài)，可導致活性（labile）金屬較高，即生物毒性較高［9，11］。因此，當沉積物中普遍存在AVS＜∑SE M的情況時，應用EqP M odel中的ESBAVS，OC來評價沉積物中重金屬的生物毒性具有較好的應用意義。

Cr沒有加入到∑SE M總和的計算當中。沉積物中Cr主要是以Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅳ）存在，其中Cr（Ⅲ）不溶解于水、也無毒性，Cr（Ⅳ）溶于水且有毒性［28—29］。以往實驗數(shù)據(jù)顯示，當AVS＞0的時候，Cr（Ⅳ）應不存在，因此沉積物中的Cr應沒有毒性［30］。在本研究中，有16個站點的AVS低于檢測限，因此可能存在潛在的Cr的生物毒性，這些站點多分布在黃河口附近（見圖3）。

3.3重金屬總量及其相應評價結果

與EqP M odel評價沉積物生物毒性作對比，本研究也應用金屬總含量對采取的沉積物樣品進行評價。研究區(qū)域的沉積物樣品中幾種重金屬Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Ni的總含量經(jīng)過測試，其平均值見表3。幾種金屬的總含量均值由高到低排序為：Cr、Zn、Ni、Pb、Cu和Cd。

表3　沉積物樣品的金屬總含量均值和標準偏差（單位：μg/g）Tab.3 Average total（bulk）metal concentrations and standard deviations of the sediment samples（unit：μg/g）

本文用來評價的海洋沉積物質(zhì)量基準有3種，包括我國現(xiàn)行的海洋沉積物質(zhì)量基準（G B18668-2002）［31］、美國的Effect Range Low/Effect Range Median（E R M/E RL）［32］和加拿大的Threshold Effect Level/Propoble Effect Level（T EL/PEL）［33］。這些海洋沉積物質(zhì)量基準都是基于沉積物中金屬總含量和與其響應的生物效應的實驗數(shù)據(jù)來確定的，后兩者在國際上得到了廣泛的應用。這3種沉積物質(zhì)量基準的標準值及本研究超標樣品數(shù)的統(tǒng)計見表4。

表4　3種沉積物質(zhì)量基準值以及超標站點數(shù)（單位：μg/g）Tab.4 Three sediment quality guideline values and the station numbers that exceeded the guidelines（unit：μg/g）

由表4中統(tǒng)計結果可見，應用我國海洋沉積物質(zhì)量標準和美國E RL/E R M標準進行評價，Cr有少許站點（4～6個）超過一類標準和E RL，但未有超過二類標準和E R M的站點。Ni超過E R L的站點較多（83%），但也未有樣品超過E R M標準。應用加拿大的T EL/PEL標準評價，Cu、Ni和Cr都有較大百分比（67%～100%）樣品超過了T EL，但只有一個樣品的Ni含量超過了PEL。中國的一類標準與美國E RL、加拿大的T EL標準都定義為理想狀態(tài)下未污染的沉積物，超過前者但未超過二類標準、E R M和PEL表示只有輕微的污染，即超過背景值的污染。但是，與渤海金屬背景值相比較，應用E RL和T EL的值來評價渤海的沉積物污染狀況可能并不合理。渤海背景值的研究不多，李淑媛和郝靜［34］和吳景陽和李云飛［35］曾做過相關的研究報道。我們課題組在研究了19根渤海的沉積物柱樣（站點包括渤海灣、萊州灣和遼東灣）后，也得出了一組重金屬的背景值1））朱愛美等，未發(fā)表。（見表5）。對比發(fā)現(xiàn)，Ni的E R L和T EL值都低于渤海的背景值，而Cu的T EL值也低于渤海背景值。因為數(shù)據(jù)的缺乏，Cr的T EL值與渤海背景值的比較還無法確定?？傮w來說，應用T EL和E R L值來評價渤海沉積物的環(huán)境質(zhì)量可能存在其不合理之處。

此外，將本研究測得的金屬平均含量（見表3）與渤海的背景值（見表5）相比較，除Pb和Cd略高外，其余金屬并無明顯升高，Cu和Ni還略低于背景值。這種現(xiàn)象的產(chǎn)生，除去以往研究中確定背景值的區(qū)域與研究區(qū)域可能存在一定地域差別外（本文大部分站點分布于黃河口附近海域和萊州灣），還反映了渤海表層沉積物與背景值差別較小的事實，這在以往的研究中也多有報道［36—37］。我們認為這種現(xiàn)象可能是渤海沉積物中有機碳含量普遍偏低造成的，即缺少有效絡合相而無法富集污染物。在這種沉積物中，因缺乏絡合相，可能導致沉積物中活性金屬濃度偏高，加大其生物毒性效應。在這種情況下，如果僅用金屬總量來衡量沉積物受污染程度，也會導致評價結果的偏差。

表5　渤海金屬背景值與ERL和TEL值的比較Tab.5 The Bohai Sea metal background concentrations compared with the ERL and TEL values

4　結論

本研究通過采取渤海灣和萊州灣表層沉積物樣品，測試了AVS、∑SE M、T O C和總金屬含量。根據(jù)EqP M odel判斷，72個站點中，有8個（11%）站點的ESBAVS，OC＞130μmol/g顯示有潛在生物毒性；44個（61%）站點應無生物毒性（其中包括16個AVS＞∑SE M的站點和24個ESBAVS，OC＜130μmol/g的站點）；20個（28%）站點因T O C含量過低無法根據(jù)EqP M odel進行評價。8個顯示有潛在生物毒性的站點都分布在研究區(qū)的南部，即萊州灣和黃河口海域附近。

本研究同時測定了這批沉積物樣品中重金屬的總含量，應用了3種常用的沉積物質(zhì)量基準進行了評價。結果顯示，雖然有樣品中的Ni、Cu、Cr不同程度的超過了美國的E RL和加拿大的T EL標準，但相比于渤海的金屬背景值，這些標準可能并不合理，所以應用該標準無法正確的反映沉積物的環(huán)境質(zhì)量狀況，且金屬總量本身也并不能反映其生物可利用性和毒性。對比來說，EqP M odel能更準確的反映沉積物中生物毒性的缺乏和潛在可能性。

該EqP M odel在國際學術界受到廣泛關注和應用，也被美國環(huán)保署接受和支持，歐盟也在考慮將其制定為沉積物監(jiān)測標準。我國目前的海洋沉積物質(zhì)量標準中有硫化物的標準，但還未將EqP M odel的應用列入其中。鑒于我國海域廣泛，近岸海域污染嚴重，且可能普遍存在T O C偏低、AVS含量也不高而導致∑SE M＞AVS的情況，亟需應用EqP M odel的平衡分配基準ESBAVS，OC來進一步評價沉積物中重金屬的生物毒性。此外，在本研究發(fā)現(xiàn)有28%的樣品T O C含量低于0.2%，不能應用EqP M odel進行評價，在以后的工作中對該類沉積物的重金屬潛在生物毒性也應做進一步有針對性的研究。

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Application of equilibrium partitioning modelto assess the metaltoxicity in sediments of Bohai Bay and Laizhou Bay

Li Li1，Wang Xiaoj ing1，Bai Yazhi1，Sun Yi2，Liu Jihua1
（1.EirstInstitute of Oceanography，State Oceanic Ad ministration，Qingdao266061；2.Qingdao City Sewage Monitoring Station，Qingdao266002，China）

In order to assess the metaltoxicity in sedimentsin Bohai Sea，seventy-two surface sediment samples have been collected in Bohai Bay and Laizhou Bay.The acid volati le sulfide（AVS），simultaneously extracted metals（SE M）and total organic carbon（T O C）were determined，and the equi l ibriu m partitioning model（EqP M ode）were appl ied to assess the sedimenttoxicity.The results showed that，eight stations have exceeded the toxicity threshold of the EqP M odel，indicating potential metal toxicity in sediments，while 61%stations were in absence of toxicity. M eanwhile，the total（bulk）metal content has also been determined and several empirical sediment qual ity guidel ines（SQ Gs）were appl ied to assess the qual ity of the sediments.Although the Cu，Ni and Cr concentrations at some stations exceeded the SQ Gs，the SQ Gs，however，may not be suitable for use in the Bohai Sea owing to the background concentrations.In the end，itis concluded that the EqP M odelis a more effective method to assess the metal bioavai labil ity and toxicity in sediments，especially for the Chinese nearshore sediments，which may contain relatively low T O C and AVS concentrations and therefore result higher metal toxicity.The EqP M odel should be paid more attention and appl ied more often to assess the sediment metal toxicity in China.

acid volatile sulfide；equil ibriu m partitioning model；heavy metals；toxicity；Bohai Bay；Laizhou Bay

X820

A

0253-4193（2015）02-0075-10

2014-04-22；

2014-10-29。

國家海洋局第一海洋研究所基本科研業(yè)務專項資金項目（G Y2011T09，G Y2014G28）；海洋公益性行業(yè)專項經(jīng)費資助項目（201105003）。

李力（1976—），女，山東省青島市人，博士，副研究員，主要研究方向為海洋化學。E-mai l：Li.Li@fio.org.cn