文章标题文章标题文章标题（文章标题三号宋体剧中排）

　文章标题文章标题文章标题 （文章标题：三号宋体 剧中排）

　（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.）矚慫润厲钐瘗睞枥。

　关键词：XXX；XXX；XXXX；XXXXXX

　中图分类号： 文献标识码：A 文章编号：

　English Title English Title English Title English Title English Title English Title English Title 聞創沟燴鐺險爱氇。

　（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）

　ZHANG San, LI Si

　（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）

　(College of XXXX, XXXX University, Dalian 116023, China)残骛楼諍锩瀨濟溆。

　（单位先小后大，不能用单位的缩写字母，实词首字母大写）

　Abstract: Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract Abstract..酽锕极額閉镇桧猪。

　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)

　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。彈贸摄尔霁毙攬砖。

　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。謀荞抟箧飆鐸怼类。

　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。厦礴恳蹒骈時盡继。

　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。茕桢广鳓鯡选块网。

　在生物实验基础上，Di Toro提出了沉积物中重金属生物配体模型（sediment biotic ligand model, 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。鹅娅尽損鹌惨歷茏。

　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。籟丛妈羥为贍偾蛏。

　1. 沉积物中的金属毒性判断模型

　1.1. 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，Di Toro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（acid volatile sulfide，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]。預頌圣鉉儐歲龈讶。

　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1 mol/L HCl）作用而以H2S形式释放出来的硫。同时，Di Toro把能够在弱酸（1 mol/L HCl）下萃取出的活性金属定义为“同步萃取金属（simultaneous extracted metals, 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AVS<SEM时，可能有毒性存在。

　渗釤呛俨匀谔鱉调。

　 该AVS/SEM模型早已被国际学术界认知和接受，并得到了广泛的应用[20-22]。该模型还被美国环境保护署作为其沉积物监测标准之一[23]。目前欧盟也在积极推进该AVS/SEM模型加入到沉积物监测指标当中[24]。在我国，也有政府监测部门和学者早就认识到AVS对金属毒性影响的重要性[25-26]。近五六年，这个概念越来越多的被应用到对近岸[27-29]、河口[30]、 湖泊[31-32]沉积物以及底栖生物[7,33]的金属毒性判定上。我国国家质量技术监督局也将对AVS的监测纳入沉积物环境质量监测标准之中[34]。铙誅卧泻噦圣骋贶。

　1.2 sBLM模型 — 有氧环境下金属毒性判定

　1.2.1 s-BLM的构建

　s-BLM的架构思路是两个模型（EqP和BLM）的结合应用。EqP是平衡分配（equilibrium partitioning）模型的简称。它的构建思路如图1所示.擁締凤袜备訊顎轮。

　在EqP模型假设固液相之间处于平衡状态，即图1 沉积物生物配体模型(s-BLM)构建示意（修改自

　图1 沉积物生物配体模型(s-BLM)构建示意（修改自Di Toro等[16]）

　Fig. 1 Conceptual model of the s-BLM of heavy metals (adapted from Di Toro et al.[16]).

　(图和表均应有英文题目，中英文应对照一致。中文表题小五黑，英文表题小五号。表内变量，用单位加斜线的形式，三线表，排版时表整体应尽量在一页内显示)

　Cs = kP·Cpw （2）

　Cs是沉积物中的金属浓度，Cpw是间隙水中的金属活度，kp是金属在固相和液相的分配系数。由于间隙水中金属活度数据的缺乏，其浓度达到毒性阈值（toxicity threshold）的判定是通过借用水体中金属毒性实验的数据来实现的。假定水体中的金属毒性浓度LC50（引起50%死亡率的浓度）和间隙水中金属活度是相同的（Cpw* = Cw*，公式中*代表达到毒性的浓度），在沉积物金属含量和间隙水金属活度达成平衡的时候，沉积物中金属坛摶乡囂忏蒌鍥铃。

　LC50的浓度就可表示为：

　 Cs* = kP· Cw* （3）

　沿用AVS/SEM模型中沉积物中活性金属（SEM）和硫化物(AVS)的概念，公式（3）可写为：

　SEM* = AVS + kP· Cw* (4)

　沉积物中的金属产生毒性的含量，就是能与AVS发生置换反应的金属含量和能让间隙水达到毒性LC50的金属活度的总和。如果沉积物处于氧化环境，AVS即为0。蜡變黲癟報伥铉锚。

　在沉积物中能与金属络合的成分主要为有机物、铁锰氧化物和矿物相等，其中有机物被s-BLM选为络合代表相。这样选择的原因主要有三点：（1）有机物本身是沉积物中非常重要的金属络合相，很多研究都发现POC在沉积物中与金属的紧密相关性[35-38]；（2）POC是监测沉积物环境质量时经常测定的一个参数，数据容易采集，而其它地球化学相的数据经常不全；（3）只考虑一个络合相，能简化模型的架构，有利于模型的推广应用。因此，如只考虑和有机物的络合，KP可用沉积物中有机物分配常数koc（L/kg OC）和POC在沉积物中的比值foc（kg OC/kg dry wt）来表示：買鲷鴯譖昙膚遙闫。

　 kP = foc ·koc （5）

　那么公式（4）就成为：

　SEM* = AVS + foc koc Cw* （6）

　最后，沉积物中金属毒性判断的计算公式成为：

　SEMx,oc* = (SEM*-AVS)/foc = koc Cw* （7）

　如果koc和Cw*都为已知的话，就可计算出沉积物中金属毒性阈值（SEMx,oc*）。如果测得某沉积物中SEMx,oc高于其阈值（SEMx,oc*），那么该沉积物就存在毒性，反之则没有毒性。綾镝鯛駕櫬鹕踪韦。

　1.2.2 BLM 和WHAM简介

　如前所述，因间隙水中的金属活度数据的缺乏，间歇水中的金属毒性活度应用了水体中的生物毒性数据，公式（6）中的Cw*是应用“水体生物配体模型（water Biotic Ligand Model, 简称BLM）”来计算的。BLM是预测水中金属生物毒性的模型，可模拟计算水体中金属毒性阈值LC50，即水体中生物致死率达到50%时的金属离子浓度。BLM是基于金属离子活度模型（Free Ion Activity Model，简称FIAM）[39~41]演化发展而来的。生物配体（Biotic Ligand，简称BL）代表生物体和金属自由离子络合的点位，也是可导致金属积累而产生毒性的点位。BLM发展至今，目前已包含多种水生生物的数据，例如呆鰷鱼（Fathead Minnow），模糊网纹蚤（Ceriodaphnia dubia）虹鳟鱼（Rainbow trout），蚤状溞（Daphnia pulex）等，其中数据最全的是大型溞（Daphnia magna）。而已有数据的金属有Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、Ag，其中针对不同的生物物种数据最全的金属是铜。BLM中各种金属的生物毒性数据还在不断的完善当中，用户也可以自定义生物体，将数据输入到该模型中进行计算。该模型的数据分为两种，一种是慢性毒性（chronic toxicity），一种为急性毒性（acute toxicity）。BLM在计算中将可与金属络合从而影响金属可利用性的无机离子，例如Cl-、HCO3-、和HS-等，和溶解相有机碳（DOC）对自由离子浓度的影响考虑在内，同时也考虑了阳离子Ca2+、Mg2+等的竞争和pH对其影响。BLM已发展得较为成熟，应用于很多科研工作，但BLM不是本文介绍的重点，所以不加以详细阐述，其发展过程和详述可参见Paguin等[42]。驅踬髏彦浃绥譎饴。

　在使用BLM和EqP的过程中，关于金属形态的计算都是通过温德米尔腐殖质酸水体模型（Windemere humic aqueous model，简称WHAM）来进行的[43,44]。WHAM是计算水体中金属形态的一种软件模型，它结合了“腐殖质离子络合模型V（Humic Ion-Binding Model V）”和一套简单的无机物存在形态模拟代码。Tipping[45] 对WHAM有详细的介绍。在s-BLM的应用中，使用了WHAM的第五个版本，简称WHAM V, 是由HydroQual 公司研发的，可以从网站上下载到（/blm/）[46]。猫虿驢绘燈鮒诛髅。

　BLM和WHAM的结合，以往都是应用在水体生物配体模型中，其中包含金属与生物配体之间的络合常数kMe-BL。在s-BLM中，这些络合常数还会继续被使用，同时，间隙水中的DOC被忽略不计，而沉积物中的POC被包括在模型内。POC的模拟是将其看做为腐殖质酸，其模拟过程与金属对土壤的吸附过程类似[47-48]。POC与金属络合的配体分为两类（A和B），B有着较强的络合常数（LogkMe-B=6~7），而A的络合常数较低（LogkMe-A=1~3）。通过模型模拟，可以计算出间隙水中产生毒性的金属活度（LC50），从而得出沉积物中的金属毒性阈值（SEMx,oc*）。锹籁饗迳琐筆襖鸥。

　1.2.3 s-BLM研究现状

　s-BLM通过结合间隙水的化学成分和BLM中已有的金属生物毒性数据，计算间隙水中金属产生毒性的活度（Cw*）。同时将颗粒相有机碳（POC）作为沉积物中金属配体的代表相，结合沉积物-间隙水平衡分配（EqP）模型，完成对沉积物中金属毒性阈值(SEMx,oc*)的确定。该模型避开了对间隙水中金属活度的测定这个难题，同时使用POC这一常用监测指标，使得对沉积物中金属毒性的判定得到了极大的简化。并且，Di Toro等[16]通过应用s-BLM模拟计算显示，间隙水中各种化学参数（例如盐度、硬度、其他阳离子竞争效应等）中只有pH对阈值的计算结果影响较大。这就意味着，只要间隙水中的pH已知，就可通过s-BLM计算出毒性阈值。间隙水中的化学成分较难分析测定，其测定通常受到样品体积的限制、基体干扰效应强等因素的制约，而pH是较为容易获得的参数。该发现进一步极大的简化了金属毒性的判定工作。構氽頑黉碩饨荠龈。

　s-BLM建立后，正在逐步得到关注和应用。Burton等[49]通过对欧洲10个国家9种生态区域的河流中84个站位的沉积物中的AVS、SEM和POC进行了测定，应用了三个模型（SEM/AVS比值，SEM-AVS绝对差值，和（SEM-AVS）/POC的比值将毒性判定的阈值定为SEM/AVS>9, 而SEM-AVS>2 μmol/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（0~1 cm），如果考虑0~3 cm 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。輒峄陽檉簖疖網儂。

　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（150 μmol/g OC）来作为毒性阈值，而Nguyen等[50]使用的阈值是700 μmol/g OC。

　尧侧閆繭絳闕绚勵。

　同时，Thakali等[52]将Di Toro 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（terristrial biotic ligand model，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]。识饒鎂錕缢灩筧嚌。

　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。凍鈹鋨劳臘锴痫婦。

　1.2.4. s-BLM的应用

　应用s-BLM，需结合沉积物间隙水中的pH，这在Di Toro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1 N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。恥諤銪灭萦欢煬鞏。

　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Di Toro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（biotic ligand）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（Biodynamic modelling）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。鯊腎鑰诎褳鉀沩懼。

　2 结语

　本文全面综述了一个Di Toro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。硕癘鄴颃诌攆檸攜。

　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。Di Toro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。阌擻輳嬪諫迁择楨。

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　（1. 所有引用的参考文献均应来源于国内核心期刊及国际知名刊物，

　2. 责任者不超过3位时，全部列出。超过3位时，只著录前3位，之后加“，等”或“, et al”。责任者的姓名之间一律不加“和”，“and”一类连词。责任者姓名的著录一律采用姓前名后的格式。欧美著者的名可用缩写字母，并省略缩写点，姓全部大写；欧美著者的中译名，可只著录其姓，但对同姓不同名的著者，还需著录其名。）仓嫗盤紲嘱珑詁鍬。