| 单词 | 海洋重金属污染 |
| 释义 | 【海洋重金属污染】 拼译：marine heavy metal pollution 不同的金属元素在生物界所表现的特征差别很大。占90%的金属和它的各种化合物，特别是重金属化合物对海洋环境的污染，是现代海洋污染研究中的重要内容之一。随着人类生产的发展，伴随而来的是重金属对海洋的污染也日益增长。虽然某些微量金属元素是生物体所需的，但是超过一定含量就会产生危害。海洋中的重金属一般是通过食用海产品的途径进入人体的。 一般说来，环境中的金属污染源可分为5类：(1)地质风化作用；(2)采矿和冶金工业；(3)金属加工；(4)垃圾和废渣堆的金属淋溶；(5)动物和人体排泄物。海洋重金属既有天然来源，又有人为来源。天然来源包括地质风化作用，海底火山喷发和陆地水土流失将大量的重金属通过河流、大气而注入大海，构成海洋重金属背景值。而人为来源则是工业废弃物，矿山的泥污和废气，生活废水和城市暴雨径流，煤和石油在燃烧中释放到大气中的重金属蒸气，以及来自农业区含重金属的农药污染。工矿废弃物及农药残留物大多通过河川间接或直接排放入海。进入大气中的重金属，大部分落散在工业、人口集中的沿海区域，日积月累，某些工业发达国家的近岸的海湾、河口及海水域受到严重污染，直接影响人类安全。导致海洋环境污染的重金属种类繁多，有汞、镉、铅、锌、铜、钴、镍、锰、钒、银、铍、铊和钼等；砷和硒是非金属，但其毒性及性质类似于重金属，所以在海洋环境化学中把它作为类金属归入金属一起研究。各种金属的化学性质和海洋生物的种类不同，污染物对生物的毒性效应亦就大不一样。重金属大多数有变价特征，属于不同价态的同种金属毒性常不相同。如铬的毒性表现以六价铬大于三价铬，无机铬(Ⅵ)是致癌物质，而有机铬(Ⅱ)则毒性大为降低；砷的毒性是以三价为主，有机铜的毒性比无机铜小。另外，同种价态的不同化合物毒性也不相同，如在HgCL2、HgO、(CH3)Hg+三者中，烷基汞(如甲基汞)比无机汞的毒性大的多。一般说来，游离的金属离子对生物最有毒，而络合的金属或与胶体结合的金属毒性要小的多。因此，从水体中所含某金属的总浓度很难了解它们毒性的大小，往往金属总浓度较高水体的毒性小于另一金属总浓度较低的水体。可见，重金属在水系中的毒性取决于其具体化学形态。1953年Doudoroff和Katz曾论述过水中生物体内重金属毒性问题。有关金属毒性的研究工作，只是从日本发生汞和镉中毒事件以后，调查重点才转移到解决重金属对环境生物体的新陈代谢以及水中生物体对其所必需的和非必需的金属的积累能力的影响方面来。1965年Lloyd和1969年Tabata亦揭示出许多物理化学参数对生物体内金属积累和毒性的影响。一般水中重金属的毒性是由几个方面决定的：(1)金属本身的毒性(取决于它的电负性)；(2)有关金属的协同或拮抗效应；(3)利用活化作用或非活化作用来决定物化参数对金属有效性的影响。经调研表明，对海洋生物体的危害一般是汞＞铅＞镉＞锌＞铜，有机汞＞无机汞；而对浮游生物则为Hg＞Cr＞Zn＞Cu＞Pb。处于“正常”浓度的某些重金属(Ca、Zn、Fe、Mn、Cr、Co)是生物化学机能的基本成份，浓度较高时对生物有致毒作用，毒性作用的最重要机理是酶中毒。此外，两种以上重金属共同作用于生物时要比单一重金属的作用复杂得多。归纳起来有3种形式：当两种以上重金属的混合毒性等于各种重金属单独毒性之和时，称为相加作用；大于各单独毒性之和时，则为相乘作用或协同作用；低于各单独毒性之和，则为拮抗作用。随着人们对环境的认识不断深入及分析技术的日益提高，要了解重金属元素在海洋沉积循环中的作用，污染物的毒性和在海洋中迁移特征，以及它的物理化学行为和生物化学的循环过程，就必须预先了解这些金属在海水中的存在形式，只有了解这些金属在环境中的实际存在形式，才能具体衡量环境的污染程度。尽管人们对重金属形态的分离做了不少的研究，无论水质和沉积物形态分析程度，到目前还没有统一的划分标准。在实验检测技术中，形态往往是化学形式和物理分散态的总称。科学家对形态研究不是一种金属的浓度，而是特定的环境中金属的化学特征，亦就是金属物质转变过程中的化学形态及其反应。综上所述，化学形态是各种污染物影响水环境的主要因素，但是形态不是固定的，随条件的不同转化。就重金属在水体中迁移转化而言，按物质运动形式可以分为机械迁移、物理－化学迁移、生物迁移转化3种基本类型。机械迁移是指污染物被水流机械地搬运。大量金属的机械迁移主要表现为包裹在矿物颗粒中，或被吸附在悬浮物上随水迁移。物理－化学迁移转化是指重金属的原子或分子通过物理化学作用(如水解、氧化还原、沉淀－溶解、络合、吸附等)所发生的迁移转化。这种形式的迁移决定了重金属在水体中的存在形态，富集状况和潜在危害程度。而生物的迁移转化是指重金属通过的新陈代谢，生长和死亡过程的迁移转化。其过程受生物学规律所支配。大多学者一般把水样品能通过0．45um孔径滤膜的部分称为可溶态金属，被截留部则称为颗粒态金属，对可溶态金属的进一步研究有两种方法：一种是运用分析测定法；另一种是利用环境条件及有关热力学常数的化学模式计算法。分析测定法，当重金属无素在海水中的含量甚微，就很难准确测定各种存在形态的含量。而热力学计算法，由于不同学者所用的平衡常数取值不同，使计算结果差别很大。具体形态的分析流程有：(1)1978年Buffle和1981年Hoffmann提出分级超滤分离法；(2)1978年杉村行勇提出大网树脂分离法；(3)1976年Florece和1977年Batley提出螯合树脂分离法和紫外光照射分离技术。(4)其它分离技术，有离心、渗析、凝胶色谱、电泳、共沉淀等。广泛应用的分析程序是Florence和Batley提出的螯合树脂分离，用其测定天然水(或海水)中金属形态；颗粒态金属分离技术，主要依据沉积地球化学相的分离技术。海洋学家在70年代就用连续浸取法分离不同的地球化学相。如Gibb(1973)，Engler(1974)，Gupta和Chen(1975)、Patchineelam(1975)、Tessier(1979)、Pathineelam(1975)、Tessier(1979)先后结合具体沉积物来源和所处的环境条件，对各沉积地球化相的分离技术进行种种修改。其中Tessier等人不仅对连续化学浸取过程所代表的地球化学相利用X衍射的方法确定了化学结构，而且得出几种重金属在地球化学相的检测下限(0．1～1．4mg／L)和标准偏差(≤±10%)。目前，海洋学者一般认为通气海区沉积地球化学相分析流程，选用Tessier(1979)；而缺氧海区各地球化学相分离流程，选用Kitame(1981)。我国学者根据Tessier分离流程，结合长江口海域悬浮颗粒的性质及行为，探讨了重金属在水中迁移动态变化以及重金属对水体的污染等地球化学过程等。选用的分析流程不同因而对形态的划分方法各异。但现有分析流程普遍存在着如下缺点：各种流程所得分析结果不能明确指出样品中各种实际存在形式，而仅能根据某些性质把这些存在形式划为几类；目前形态划分还未能与形态的生物活性较好联系起来，这也是今后形态研究中有待深入探讨的方面，亦是重金属毒性对环境和生物效应有待开发的新领域。近海海域或海湾一旦受重金属污染，尤其海洋底质中沉积物重金属超标，治理困难，故应以预防为主，控制污染源，规定排放标准，改进生产工艺，加强对重金属废水和废渣处理，切实执行有关环境保护法规，经常进行海域的监视和监测，开展污染与防治对策研究。【参考文献】：1 吴瑜端．海洋与湖沼，1978，9(2)：168～1822 王正方，等．海洋学报，1987，4(3)：315～3233 马嘉蕊，章斐然，马德毅，等．辽宁师范大学学报，1989，(1)：48～574 邵秘华，王正方．环境科学学报，1991，11(4)：432～4385 邵秘华，王正方．海洋与湖沼，1992，23(2)：144～1496 Batley G E，et al．Analytical Letters，1976，9(4)：379～3887 Florence T M．Water Research，1977，11(8)：681～6878 Tessier A，et al．Aanlyt．Chem，1976，51(7)：844～850(国家海洋局海洋环保所邵秘华副研究员撰；鲍永恩研究员审) |
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