動水條件下重金屬在沉積物水之間的遷移規律

作者簡介：王沛芳（1973），女，教授，博士生導師，主要從事湖泊河流水環境保護及生態修復和水污染控制研究，（Email）pfwang2005@hhu.edu.cn。

王超(通信作者），男，教授，博士生導師，(Email)cwang@hhu.edu.cn。摘要：借助自主開發的不同水動力模擬水槽，選擇4.01 cm/s（小流速， A槽）、12.70 cm/s（中流速，B 槽）、20.23 cm/s（大流速，C槽）3種流速條件，研究15 d運行周期內， 3個水槽中沉積物重金屬Cd、Cr及類金屬As在沉積物間隙水上覆水之間的遷移規律。結果表明：1）流速的增加能促進重金屬的釋放；2）間隙水中As的濃度遠遠大于上覆水中濃度，為其向上覆水遷移提供了條件；3）沉積物再懸浮是上覆水中重金屬濃度增加的主要原因。同時，與靜水條件相比，動水條件對沉積物中重金屬的遷移有顯著影響，但不同重金屬受自身特性的影響顯示不同的遷移規律。另一方面，3種水流條件對不同介質中重金屬含量變化產生的影響過程和結果也不相同，但其影響程度總體為上覆水>沉積物>間隙水。

關鍵詞：水動力條件；沉積物；重金屬；上覆水；間隙水

中圖分類號：X524文獻標志碼：文章編號：16744764（2012）03015107

Analysis on Mobility of Heavy Metals between Sedimentwater

under Different Hydrodynamic Conditions

WANG Peifanga，b， HU Yana，b， WANG Chaoa，b，ZHOU Wenminga，b

( a. Key Laboratory of Integrated Regulation and Resource Development on Shallow Lakes， Ministry of Education;

b. College of Environment， Hohai University， Nanjing 210098， P. R. China)

Abstract:The mobility of heavy metals including Cd， Cr and As， among sediment， pore water and overlying water under different hydrodynamic conditions in 15 d was analyzed with hydrodynamic flumes. Three velocities were designed as 4.01 cm/s for slow flow in Flume A， 12.70 cm/s for middle flow in Flume B， and 20.23 cm/s for fast flow in Flume C. Results show that: 1) Increasing the velocities of flow can promote the release of heavy metals; 2) As of pore water presented higher concentration， which shows the mobile trends of As are from pore water to overlying water; 3) Sediments suspended are the main reason for the increase of concentration of heavy metals in the overlying water. Compared with the static condition， hydrodynamic conditions significantly affect the mobility of heavy metals. And the changing characters in each flume are different for each kind of metals in different kinds of medium (overlying water， pore water， and surface sediment). Moreover， the extent of hydrodynamic impacts on the mobility of heavy metals is overlying water>sediment>pore water.

Key words:hydrodynamics condition; sediment; heavy metals; overlying water; pore water

近年來，對湖泊、河流、海洋沉積物中重金屬的含量與賦存形態［13］以及不同環境條件下沉積物中重金屬的釋放情況［46］作了大量研究，闡明了沉積物中重金屬具有再遷移的特性，以及環境因子對重金屬遷移轉化的影響，取得了很多有意義的成果。但當前的研究大多集中于底泥的靜態釋放研究［79］，或泥沙起動導致重金屬釋放等水動力學方面的研究［10］，將水動力變化與重金屬遷移規律相結合的研究很少。實際上對于太湖這樣的淺水湖泊，水動力在湖泊生態環境演變中，扮演著重要的作用。

水動力條件主要體現在由風浪擾動、潮汐、航運、清淤以及內部環流等產生流速等方面，尤其在風浪擾動作用下，由上邊界的驅動導致下邊界水體產生剪切流速，使沉積物懸浮，影響營養鹽的釋放，進一步影響水土界面的氧化還原環境，使得對有機物降解和礦化作用影響顯著的微生物群落發生變化，其降解的最終產物也發生變化［11］。因此，水體的水動力條件對底泥污染物的擴散釋放有很大影響 ［12］。目前的研究多采用人工攪拌或機械攪拌等方式來模擬水體的動力條件［1314］，但通過這些方式產生的水流狀態與天然水體的運動狀態差別很大。因此，本文借助自主開發的“不同水動力生態水槽”，研究太湖沉積物重金屬Cd、Cr和As在不同水動力條件下的釋放過程和遷移規律，以及在沉積物間隙水上覆水間的分配變化，旨在為湖泊沉積物重金屬釋放量估算及水環境質量評價提供科學依據。〖=D(〗王沛芳，等：動水條件下重金屬在沉積物水之間的遷移規律〖=〗1材料與方法

1.1試驗裝置與方法

試驗所采用裝置由3組可循環的獨立動水槽（A、B、C）組成，如圖1所示。每組水槽包括3個水箱（底部水箱Ⅰ、右側水箱Ⅱ及左側水箱Ⅲ）、上部3個平行水槽（平行試驗，保證數據的可靠性）和一個水泵組成。上部水槽長2.4 m，寬1 m（每個平行水槽寬0.3 m），高0.4 m，底部水箱為蓄水箱，體積為1 m3，水泵的最大流量為100 m3/h，閥門可調節流量，上部水槽的出水端設有葉柵式尾門，與水泵共同作用來調節水體的流速和水位。圖1試驗裝置圖

試驗于2010年7月初開展，底泥取自太湖竺山灣，用彼得森采泥器采集表層泥，帶回實驗室后將底泥均勻地鋪在水槽中間位置，長度為1 m，厚度8 cm，兩端用擋板固定。實驗用水采用除氯自來水。首先將底部水箱裝滿水，當裝置運行時，水流通過水泵從底部水箱Ⅰ中抽出，通過閥門調節流量，流經右側的Ⅱ號水箱，再同時經過上部的3個平行水槽，通過出水端的尾門調節水位，最后經左部的回流水箱Ⅲ流回底部水箱Ⅰ，如此循環。用ADV流速儀測定流速，通過不斷調節后最終設定A、B、C 3個水槽的流速分別為4.01、12.70、20.23 cm/s，相應水深分別為7、10、10 cm。

試驗周期為15 d，分別在第0、1、3、5、7、11、15 d采集沉積物樣、上覆水和間隙水水樣。其中第0 d所測得的值分別用來表示自來水、沉積物和間隙水中重金屬的本底含量。

1.2樣品采集與分析

1.2.1竺山灣沉積物的基本性質竺山灣是全太湖的沉積物重金屬污染最為嚴重的區域之一，故選擇竺山灣的沉積物作為試驗研究的對象。其基本理化性質見表1。

表1竺山灣沉積物的理化性質

pHORP/mVCEC/

(cmol·kg-1)OM/%堿度/

(cmol·kg-1)粒度/%砂礫粉粒粘粒7.39591.144 2.359 12.780 6.354 84.390 9.255

從表1可見，竺山灣的沉積物呈中性，弱還原環境。根據李娜［15］的研究結果，竺山灣沉積物的陽離子交換量在全太湖處于較低水平，堿度則處于較高水平。另外，根據土壤沉積物有機質的劃分標準［16］，竺山灣沉積物有機質水平為三級。沉積物顆粒主要以粉粒為主。

1.2.2樣品采集與處理1)上覆水樣：考慮水槽中3個平行小水槽的水體在經過調解水箱時變為混合水樣， 因此在上覆水水樣采集時， 每組水槽每次只采集1個水樣，約100 mL，其中50 mL經0.45 μm濾膜過濾用以測定溶解態重金屬，所有水樣加HNO3調節至pH<2，放入冰箱于4℃保存待測。

2)沉積物樣、間隙水樣：每個平行水槽均取適量沉積物，混勻，保存于潔凈的聚乙烯瓶中迅速帶回實驗室。一部分剔除大小礫石、貝殼及動植物殘體等雜質后，冷凍干燥并研磨后過100目篩放入密封的聚乙烯袋中保存。將另一部分未冷凍的沉積物于4 000 r/min的轉速下離心20 min，倒出上清液經045 μm濾膜過濾后得間隙水樣，調節pH<2，置于4℃冰箱內保存待測。

1.2.3樣品分析方法沉積物樣品的消解方法很多，本文參考Valérie等［17］的實驗方法，并根據具體情況作出了適當改進。具體操作步驟：取0.2 g待測沉積物置于聚四氟乙烯消解罐中，加入6 mL HNO3，靜置半個小時后，再依次加入4 mL HF、1 mL H2O2，在BERGHOF MWS-3微波消解儀中消解。待消解完成后冷卻，之后將溶液轉入聚四氟乙烯坩堝中，加入0.5 mL HClO4，200℃蒸至盡干，再加入1 mL (1+1）HNO3 溶解殘渣，定容至25 mL，4 ℃保存待測。

所有待測樣品均采用電感耦合等離子發射質譜儀（ICPMS）測定其中的重金屬元素的含量。所有樣品均設置3個平行，實驗所采用的試劑均為優級純。

1.2.4分析元素的選擇Cd是僅次于Hg的最毒的重金屬之一，在太湖處于輕度污染水平［15］，Cr也是毒性比較高的重金屬。As雖然不屬于金屬，但其毒性及其在環境中的遷移轉化規律性質與金屬類似。太湖中As和Cr的含量相比鄱陽湖、滇池、月湖要高［18］，危害較大，故選取這3種重金屬進行討論。 2結果與分析

2.1沉積物中重金屬含量的變化

沉積物中Cd、Cr、As含量的變化見圖2 。

圖2A、B、C槽沉積物中重金屬含量隨時間的變化

3個水槽沉積物中重金屬變化比較相似，均呈波動式變化，并在第1 d都出現不同程度的降低，說明在實驗條件下進行了釋放。但As的變化卻略有不同，第5 d和第7 d有略微的增加，說明試驗前期釋放到水體中的As可能被沉積物吸附后回到底泥表面。不同重金屬會呈現出不同的變化，這主要與重金屬自身的性質有關。

為了定量描述重金屬在不同流速下的釋放情況，引進“最大釋放量”的概念，將其定義為沉積物中重金屬在第0 d的含量與第1～15 d中的最小含量的差值。通過計算，A、B、C 3個水槽中Cd的最大釋放量分別為0.111 4、0.127 4、0.148 8 mg/kg，Cr的最大釋放量分別為24.559 5、33.614 1、43.749 5 mg/kg，As的最大釋放量分別為2.289 0、2.334 8、2421 6 mg/kg。由各重金屬的最大釋放量可以看出，Cd、Cr、As具有相似的釋放量特征，即流速越大，釋放量越大。這可能是因為流速越大，水流紊動越劇烈，對表層沉積物的理化性質，如溶解氧條件、氧化還原電位、有機質含量等產生明顯影響，引起重金屬形態的轉化。另一方面，水流直接作用于沉積物表面，紊動越劇烈，剪切力越大，對沉積物的結構產生影響也越大。黃廷林［19］用滯留邊界層理論分析紊動強度對沉積物中重金屬釋放的影響時發現，隨紊動強度的提高，滯流邊界層厚度減小，重金屬釋放量增大。

2.2間隙水中重金屬含量的變化

沉積物中的間隙水在湖泊體系重金屬的地球化學循環過程中起重要作用。因為從沉積物中釋放出的重金屬并非直接進入上覆水，而是通過沉積物間隙水的擴散作用，以及在沉積物水界面處由于氧化還原環境的改變而發生的再沉積作用共同影響上覆水［2021］。

試驗觀測了3個水槽試驗期內間隙水中3種金屬的濃度變化，如圖3所示。Cd和As呈逐漸減小的趨勢，Cr呈波動式降低的趨勢，但最終均趨于平衡，說明從沉積物遷移進入間隙水的重金屬隨時間變化，在試驗條件下向其他介質發生了遷移。

圖3A、B、C槽間隙水中重金屬含量隨時間變化

試驗采用的上覆水為自來水，其重金屬的含量相對于污染沉積物中間隙水的含量要低，這為重金屬向上覆水擴散提供了條件。王小慶等［22］通過研究發現，“沉積物水”界面上和界面下的濃度梯度越大，擴散動力越大，對上覆水體的作用越明顯。

由圖3可知間隙水中As的濃度值較高，與上覆水（參見圖6）之間存在較大的濃度差。而且在15 d內，間隙水中As濃度的降低非常明顯，說明較大的濃度差促進了As向上覆水的擴散釋放，對上覆水濃度產生較大影響。

與As不同，間隙水中Cd的濃度很低，與上覆水中的濃度差較小（參見圖4）。試驗初期Cd在濃度差的作用下由間隙水向上覆水釋放，但在試驗后期，間隙水中Cd的濃度小于上覆水的情況下，濃度仍在減小，可以解釋為水體流動促進了擴散過程的發生。因為在動水條件下，總是有污染物濃度更低的水流經沉積物的某一區域，這樣就能使水土界面處重金屬的濃度差維持在較高的水平，從而對間隙水中重金屬的釋放起到促進作用。Cr的變化規律與Cd相似。

2.3上覆水中重金屬的變化

1）Cd、Cr的變化過程

3個水槽上覆水中重金屬Cd、Cr的含量隨時間的變化過程見圖4。Cd與Cr的變化趨勢相似，且上覆水中濃度大小的順序為A槽

圖4A、B、C槽上覆水中重金屬Cd、Cr隨時間的變化

同時，由圖4可知，上覆水中Cd的濃度在A槽與B槽的變化趨勢相似，濃度均在第1 d達到最大值，1 d后又開始下降，然后逐漸趨于平衡；但在C槽中的濃度卻逐漸增加，并在第11 d達到最大值。說明20.23 cm/s的水體流速引起了沉積物Cd的較大程度釋放。上覆水中Cr的濃度變化與Cd相似，但在第11 d時，小流速和中流速下Cr的濃度也有所增加，這可能是由于夏天環境條件的變化較大，導致沉積物中的無機沉淀態的Cr重新釋放到水體中，而Cd隨著溫度的升高，釋放率會隨之降低并逐漸趨于恒定［23］。

試驗中，上覆水體的流動相當于一種外在作用力，在外力干擾的切應力達到可搬動沉積物顆粒的程度時，顆粒再懸浮發生，同時顆粒態重金屬釋放，并引起上覆水中重金屬含量的增加。通常情況下，水流擾動越大，進入上覆水體的再懸浮物質越多［24］。在夏季高水溫、大流量的水域，富集在泥沙中的重金屬在泥沙懸浮過程中易于釋放到水體中去［25］。圖5為不同水動力條件下上覆水體的濁度隨時間的變化過程。

圖5A、B、C槽上覆水體中濁度隨時間的變化

由圖5可以看出C槽濁度變化過程與A槽、B槽之間有明顯的差異。C槽的濁度呈逐漸增加的趨勢，11 d以后才有逐漸平衡的趨勢；A槽與B槽的變化趨勢相似，在第1 d達到最大值后逐漸減小，第11 d以后逐漸趨于平衡。由此可以得出：流速越大，上覆水體的濁度越大，表明發生懸浮的沉積物越多。再懸浮的沉積物暴露在有氧環境中，使得沉積物的性質以及在沉積物水界面的分配平衡改變，使原本吸附或結合于沉積物中的重金屬得到釋放，進入上覆水體中［21、26］。另一方面，直徑較大的懸浮顆粒會吸附水中的溶解態重金屬，并在重力的作用下沉降，重新回到沉積物表面，引起上覆水和沉積物中重金屬的分配變化。

分析圖4、圖5可知，上覆水中Cd、Cr在A、B、C槽中的濃度變化與濁度的變化趨勢一致，說明水動力引起表層沉積物發生懸浮的程度與沉積物重金屬遷移到水中的量有很大關系，流速越大，釋放到上覆水中的重金屬量越多。將上覆水中重金屬Cd、Cr濃度與水體濁度進行相關性分析（見表2）發現，Cd濃度與濁度的相關系數分別為0.935、0.795、0949，Cr濃度與濁度的相關系數分別為0.778、0758、0.774，均顯著相關。可以說明底泥再懸浮是沉積物中Cd和Cr向上覆水遷移的主要途徑。表2濁度與上覆水中重金屬的相關性系數表

水槽CrCdAsA0.785*0.935**0.299B0.774*0.795**0.450C0.778*0.949**0.922**注：*顯著相關（p<0.05），**極顯著相關（p<0.01）2）As的變化過程

上覆水中As與Cd、Cr的濃度變化有較大差別（見圖6），As在 3個水槽上覆水中的濃度隨時間均呈不斷增加的上升趨勢，且A、B、C 3個水槽中的變化趨勢相似，說明不同流速對其遷移規律影響不大。在試驗的第1 d至第7 d A、B槽中濁度逐漸減小，但上覆水As的濃度仍有升高趨勢，說明沉積物懸浮釋放As不是As向上覆水遷移的主導過程。

進一步分析A、B、C 3個水槽中As與濁度的相關關系（見表2），得出相關系數分別為0.299、0450、0.922。可知，僅在大流速的情況下上覆水As濃度與濁度極顯著相關，說明一般流速條件下上覆水中的As更多的來源于間隙水。另一方面，上覆水中As與Cd、Cr間的差異進一步說明重金屬的性質影響它們的遷移特性。

圖6A、B、C槽上覆水中As隨時間的變化

3討論

3.1水動力條件下沉積物中重金屬的遷移特性

沉積物中的重金屬在環境條件改變時會向上覆水或間隙水中釋放；上覆水中的重金屬則有可能被懸浮物吸附發生沉積，間隙水和上覆水之間存在濃度梯度的擴散，所以沉積物中重金屬的遷移具有方向性。試驗中，上覆水為清潔自來水，重金屬含量較低，加上水動力的剪切作用，致使沉積物發生再懸浮，這些都將顯著影響沉積物重金屬的遷移過程。表3為沉積物、上覆水、間隙水中重金屬的相關關系。

由表3可知：1）對于Cd，沉積物與上覆水呈負相關，說明沉積物中的Cd有向上覆水遷移的趨勢。其中，C槽中上覆水濃度與沉積物含量顯著負相關，說明在大流速條件下，沉積物中的Cd向上覆水遷移的趨勢明顯。2）對于Cr，沉積物與間隙水之間呈正相關，而沉積物和間隙水中Cr的含量均呈減小的趨勢，說明兩者均向上覆水發生了遷移，而且間隙水中Cr的含量小于上覆水（第1 d以后），進一步說明水動力條件能夠促進間隙水中重金屬的擴散。其中，B槽中上覆水濃度與沉積物中的含量顯著負相關，說明中流速條件下沉積物中的Cr向上覆水遷移趨勢明顯。3）對于As，A、B和C槽中As在上覆水和間隙水間的濃度均呈現顯著負相關關系，進一步說明了在各種流速條件下，As有從間隙水向上覆水明顯遷移的行為；同時，沉積物中As與間隙水和上覆水中As的濃度均呈負相關，但相關關系并不明顯，這是因為沉積物中As的含量變化比較復雜，總的來說與上覆水和間隙水具有相反的趨勢。As的遷移規律與流速大小無直接關系。表3上覆水、間隙水和沉積物中金屬的相關系數表

元素介質A槽B槽C槽MwMpMsMwMpMsMwMpMsCdMw111Mp0.6481-0.4671-0.5491Ms-0.598-0.5111-0.6620.391-0.798*-0.0191CrMw111Mp-0.1731-0.6291-0.1441Ms-0.3590.6041-0.775*0.5131-0.7360.2301AsMw111Mp-0.836*1-0.766*1-0.825*1Ms-0.216-0.1701-0.012-0.5761-0.036-0.0541注： Mw為上覆水重金屬含量；Mp為間隙水重金屬含量；Ms為沉積物重金屬含量；*表示顯著相關（P<0.05）。總體來說，同種重金屬在3種介質中的相關性并不是顯著，這可能是由于微量重金屬遷移不僅受到重金屬自身濃度的影響，也受到金屬的賦存化學形態以及pH值、氧化還原條件、有機物和微生物等環境條件的影響［27］。

3.2動水模擬實驗與靜態實驗的比較

湯洪亮［28］分別進行了靜態和動態下重金屬釋放的對比實驗，發現在動水條件下，水流速度對底泥釋放有顯著影響，且較高流速時底泥釋放的污染物質濃度較高。宋憲強等［13］則模擬了靜態與感潮情況下底泥重金屬的釋放情況，發現底泥的靜態釋放的過程較為緩慢，重金屬釋放在15～20 d達到平衡；而在潮汐作用下，底泥重金屬釋放量及釋放速率明顯提高，重金屬釋放在10～15 d達到平衡。而且與靜態試驗相比，感潮作用下 Cu、Zn、Pb、Cr和Cd的平均釋放速率提高了0.77～4.20倍，釋放量增加了0.32～1.78倍。這是因為重金屬在靜水與動水條件下的遷移規律存在差異，見表4。

表4靜水與動水條件下水環境中重金屬遷移的差異

沉積物間隙水上覆水靜水只有在水環境條件及沉積物性質發生改變時，重金屬形態會發生改變而釋放主要是以泥水界面處重金屬的濃度差為動力，通過擴散作用向外釋放主要來源于沉積物與間隙水的釋放，在一段時間后逐漸趨于平衡動水1）動水條件下，水環境條件更容易發生改變（如DO、ORP等），從而促進重金屬的形態轉化和釋放；2）一定流速條件下，表層沉積物會發生懸浮，增大了沉積物的有效釋放厚度 與靜水條件下相似，但在水流的作用下，界面處的濃度差能夠較長時間維持在較高水平，從而促進間隙水中重金屬的釋放主要來源于沉積物的再懸浮釋放，具有釋放量大的特點；另外，懸浮物能夠吸附水中溶解態重金屬，然后通過絮凝、沉降等過程回到沉積物表面

3.3不同水動力條件對重金屬遷移的影響

沉積物中的重金屬在動水條件下比靜水條件更容易發生遷移，實際上水動力條件不同，重金屬的遷移過程也會有差別。由圖2、3、4可以看出，上覆水中3種流速間的差異較為明顯，且其中A槽與C槽上覆水中重金屬間的差異要遠大于于A槽與B槽。差異的顯著性可以由方差分析得出（見表5）。

通過差異性分析可以看出，3種流速下上覆水中Cd的含量存在顯著性差異（α=0.004），說明不同流速對其含量的變化有顯著影響。沉積物Cr在3種流速間差異也較為顯著（α=0.052，接近0.05）。表中α值越接近0.05，越能夠說明3種流速下重金屬含量的差異越明顯。因此總體而言，對不同重金屬，流速所產生的影響程度為Cr>Cd>As。根據α值的大小排序，可知流速對3種介質中重金屬含量的影響程度為上覆水>沉積物>間隙水。這可能是因為在水動力條件下水流劇烈紊動，沉積物會發生懸浮，流速越大，再懸浮量越大，對上覆水產生的影響也就越大；間隙水中重金屬向上覆水的擴散作用隨著上覆水體濃度的增加而逐漸減小，因此3種流速的差異性較小；水動力通過改變沉積物的結構和化學性質來促進重金屬的釋放，但在水較淺的情況下，不同水動力對沉積物的作用效果相對更小。 表53種流速下上覆水、間隙水和沉積物中重金屬的

方差分析結果表

介質CdCrAsFαFαFα上覆水7.755 0.004 2.396 0.120 1.446 0.262 間隙水0.414 0.667 0.286 0.755 0.165 0.849 沉積物0.727 0.497 3.487 0.052 1.3030.215注：F表示均值差異；α<0.05，顯著差異4結論

1）不同水動力條件對3種金屬在各介質中的影響規律不同。沉積物中Cd、Cr、As的最大釋放量發生順序為大流速>中流速>小流速，即紊動強度越大，釋放量越大；上覆水中Cd、 Cr和As的含量大小順序均為大流速>中流速>小流速，流速越大，濃度越高；3個水槽間隙水中3種金屬濃度大小差異不明顯。

2）動水條件下3種重金屬的遷移規律不同。Cd和Cr向上覆水體的遷移主要是受到沉積物再懸浮的影響，通過懸浮顆粒物遷移釋放，并且遷移程度因流速的不同而產生差異；而As則主要是由沉積物緩慢釋放到間隙水中，并通過擴散作用大量進入上覆水體。

3）與靜水條件相比，動水條件下沉積物中的重金屬更容易發生遷移。而且3種水流條件對不同介質中重金屬的含量的變化產生的影響不同，影響程度為上覆水>沉積物>間隙水，對不同重金屬遷移的影響程度為Cr>Cd>As。

參考文獻：

［1］Davuluoglu O I， Seckin G， Ersu C B， et al. Heavy metal content and distribution in surface sediments of the Seyhan River， Turkey［J］. Journal of Environmental Management， 2011， 92(9): 22502259.

［2］Bai J H， Cui B S， Chen B， et al. Spatial distribution and ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments from a typical plateau lake wetland， China［J］. Ecological Modelling， 2011， 222(2): 301306.

［3］王沛芳，鄒麗敏，王超，等. 玄武湖沉積物中重金屬的垂直分布［J］. 長江流域資源與環境，2010， 19(5): 647553.

WANG Peifang， ZOU Limin， WANG Chao， et al. Vertical distribution of fractions of Pb， Cd， Ni， Zn， Cr and Mo in sediments of an urban lake［J］. Resources and Environment in the Yangtze Basin， 2010， 19(5): 647553.

［4］朱維晃，黃廷林，柴蓓蓓，等. 環境條件變化下汾河水庫沉積物中重金屬形態分布特征及潛在生態風險評價［J］. 干旱區資源與環境，2009，23(2): 3440.

ZHU Weihuang， HUANG Tinglin， CHAI Beibei， et al. The impact of the redox conditions on the speciation of the heavy metals in the sediment of the Fenhe reservoir and their assessments of the potential ecological risk［J］. Journal of Arid Land Resources and Environment， 2009， 23(2): 3440.

［5］Zheng N， Wang Q C， Liang Z Z， et al. Characterization of heavy metal concentrations in the sediments of three freshwater rivers in Huludao City， Northeast China［J］.Environment Pollution， 2008， 154(1): 135142.

［6］Atkinson C A， Jolley D F， Simpson S L. Effect of overlying water pH， dissolved oxygen， salinity and sediment disturbances on metal release and sequestration from metal contaminated marine sediments［J］. Chemosphere， 2007， 69(9):14281437.

［7］王繼剛. 渤海典型海域沉積物重金屬Cu2+、Pb2+釋放的研究［D］. 青島：中國海洋大學. 2006.

［8］汪福順， 劉叢強， 灌瑾， 等. 貴州阿哈水庫沉積物中重金屬二次污染的趨勢分析［J］， 長江流域資源與環境， 2009， 18(4）: 379383.

WANG Fushun， LIU Congqiang， GUAN Jin， et al. Trend analysis of the recycling of heavy metals in sediments of Aha lake， Guizhou province［J］. Resources and Environment in the Yangtze Basin， 2009， 18(4): 379383.

［9］Fries J S. Predicting interfacial diffusion coefficients for fluxes across the sedimentwater interface［J］. Journal of Hydraulic Engineering， 2007， 133(3): 267272.

［10］Wang P F， Zheng S S， Wang C， et al. Resuspension and release of Hg from Taihu Lake sediment under different hydrodynamic disturbances［C］//The International Conference on Electric Technology and Civil Engineering (ICETCE)， Wuhan， 2011， April 2224. Vol. 5: 44324436.

［11］秦伯強. 太湖生態與環境若干問題的研究進展及其展望［J］. 湖泊科學， 2009，21(4):445455.

QIN Boqiang. Progress and prospect on the ecoenvironmental research of Lake Taihu［J］. Journal of Lake Sciences， 2009， 21(4):445455.

［12］張彬，張坤，鐘寶昌，等. 底泥污染物釋放水動力學特性試驗研究［J］. 水動力學研究與進展， 2008，23(2):126133.

LI Bin， ZHANG Kun， ZHONG Baochang，et al. An experimental study on release of pollutants from sediment under hydrodynamic conditions［J］. Chinese Journal of Hydrodynamics， 2008，23(2):126133.

［13］宋憲強， 雷恒毅， 余光偉， 等. 重污染感潮河道底泥重金屬污染評價及釋放規律研究［J］. 環境科學學報， 2008，18(11)：22582268.

SONG Xianqiang， LEI Hengyi， YU Guangwei， et al. Evaluation of heavy metal pollution and release from sediment in a heavily polluted tidal river［J］. Acta Scientiae Circumstantiae， 2008，18(11)：22582268.

［14］魏俊峰，吳大清，彭金蓮，等. 污染沉積物中重金屬的釋放動力學［J］. 生態環境，2003， 12(2):127130.

WEI JunFeng， WU Daging， PENG Jinlian， et al. Release and kinetics of heavy metals from the contaminated sediments［J］. Ecology and Environment， 2003， 12(2):127130.

［15］李娜. 太湖沉積物中重金屬分布、賦存形態及生態風險評價［D］. 南京：河海大學， 2010.

［16］全國土壤普查辦公室.中國土壤［M］. 北京：中國農業出版社，1998.

［17］Sandroni V， Smith C M M， Donovan A. Microwave digestion of sediment， soils and urban particulate matter for trace metal analysis［J］. Talanta， 2003， 60(4): 715723.

［18］滑麗萍，華珞，高娟，等.中國湖泊底泥的重金屬污染評價研究［J］. 土壤， 2006，38(4)：366373.

HUA Liping， HUA Luo， GAO Juan， et al. Heavy metal pollution of sediments of lakes in China［J］. Soils， 2006，38(4)：366373.

［19］黃廷林.水體沉積物中重金屬釋放動力學及試驗研究［J］.環境科學學報，1995，15(4)：440446.

HUANG Tinglin. Kinetics of heavy metal release from aquatic sediments［J］. Acta Scientiae Circumstantiae， 1995， 15(4)：440446.

［20］Vink J P M. The origin of speciation: Trace metal kinetics over natural water/sediment interfaces and the consequences for bioaccumulation［J］. Environmental Pollution， 2009， 157(2): 519527.

［21］Cantwell M G， Burgess R M， King J W. Resuspension of contaminated field and formulated reference sediments Part I: Evaluation of metal release under controlled laboratory conditions［J］. Chemosphere， 2008， 73(11): 18241831.

［22］王小慶，鄭樂平，孫為民. 淀山湖沉積物孔隙水中重金屬元素分布特征［J］.中國環境科學， 2004， 24(4): 400404.

WANG Xiaoqing， ZHENG Leping， SUN Weimin. The distribution characteristics of heavy metal elements in the pore water of sediment， Dianshan Lake［J］. China Environmental Science， 2004， 24(4): 400404.

［23］方宇翹，裘祖楠，姚振懷，等. 城市河流底泥好氧速率的測定及應用［J］. 環境化學， 1989，8(2)：9093.

FANG Yuqiao， QIU Zunan， YAO Zhenhuai， et al. Determination and application of sediment Oxygen demand in urban rivers［J］. Environmental Chemistry， 1989，8(2)：9093.

［24］逄勇，顏潤潤，余鐘波，等. 風浪作用下的底泥懸浮沉降及內源釋放量研究［J］. 環境科學， 2008， 29(9)：24562464.

PANG Yong， YAN Runrun， YU Zhongbo， et al. Suspensionsedimentation of sediment and release amount of internal load in Lake Taihu affected by wind［J］. Environmental Science， 2008， 29(9)：24562464.

［25］Koschinsky A， Fritsche U， Winkler A. Sequential leaching of Peru Basin surface sediment for the assessment of aged and fresh heavy metal associations and mobility［J］. DeepSea Research Ⅱ， 2001， 48: 36833699.

［26］Cantwell M G， Burgess R M， Kester D R. Release and phase partitioning of metals from anoxic estuarine sediments during periods of simulated resuspension［J］. Environmental Science Technology. 2002， 36(24): 53285334.

［27］Jerzy G， Teresa S. Voltammetric method for the determination of Zn， Cd， Pb， Cu and Ni in interstitial water［J］. Fresenius Journal of Analytical Chemistry， 1996， 354:735737.

［28］湯洪亮. 里運河底泥重金屬釋放實驗研究［D］. 南京：河海大學，2006.

（編輯胡英奎）