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一、需氧污染物
需氧污染物主要指生活污水和某些工業(yè)廢水中所含的碳水化合物、蛋白質(zhì)、脂肪和木質(zhì)素等有機化合物，在微生物作用下最終分解為簡單的無機物質(zhì)，即二氧化碳和水等。因這些有機物質(zhì)在分解過程中需要消耗大量的氧氣，故又被稱為需氧污染物。雖然需氧有機污染物沒有毒性，但若水中含量過多，勢必造成水中溶解氧的減少，從而影響魚類和其它水生生物的正?；顒?，需氧有機污染物是水體中普遍存在的污染物之一。
?。ㄒ唬┬柩跤袡C物的生物降解作用
需氧有機污染物一般分為三大類，即碳水化合物、蛋白質(zhì)和脂肪，其它有機化合物大多為它們的降解產(chǎn)物。上述三大類物質(zhì)的生物降解作用有其共同特點：首先在細胞體外發(fā)生水解，復(fù)雜的化合物分解成較簡單的化合物，然后再透入細胞內(nèi)部進一步發(fā)生分解。分解產(chǎn)物有兩方面的作用，一是被合成為細胞材料，二是變成能量釋放，供細菌生長繁殖。
需氧有機污染物的生物降解過程比較復(fù)雜，根據(jù)各類化合物在有氧或無氧條件下進行反應(yīng)的共性，可歸納出大致的降解步驟和最終產(chǎn)物。例如碳水化合物生物降解步驟和最終產(chǎn)物為：
碳水化合物是C、H、O組成的不含氮的有機物，可分為多糖［（C6H10O5）n，如淀粉］、二糖［（C12H22O11），如乳糖］、單糖［（C6H12O6），如葡萄糖］。在不同酶的參與下，淀粉首先在細胞外水解成為乳糖，然后在細胞內(nèi)或細胞外再水解成為葡萄糖。葡萄糖經(jīng)過糖解過程轉(zhuǎn)變?yōu)楸帷Ｔ谟醒鯒l件下，丙酮酸完全氧化為水和二氧化碳。在無氧條件下，丙酮酸不能完全氧化，最終產(chǎn)物是有機酸、醇、酮。對水環(huán)境影響較大的就是這部分產(chǎn)物。
脂肪和油類的生物降解步驟和最終產(chǎn)物為：
脂肪和油類的組成與碳水化合物相同，由C、H、O組成。脂肪的生物降解步驟和最終產(chǎn)物比碳水化合物更具多樣性。脂肪首先在細胞外水解，生成甘油和相應(yīng)的脂肪酸。然后上述物質(zhì)再分別水解成為丙酮酸和醋酸。在有氧條件下，丙酮酸和醋酸完全氧化，生成水和二氧化碳，在無氧條件下，完成發(fā)酵過程，生成各種有機酸。
蛋白質(zhì)的生物降解步驟和最終產(chǎn)物為：
蛋白質(zhì)的組成與碳水化合物和脂肪油類不同，除含有C、H、O外，還含有N。蛋白質(zhì)是由各種氨基酸分子組成的復(fù)雜有機物，含有氨基和羧基，并由肽鍵連接起來。蛋白質(zhì)的生物降解首先是在水解的作用下脫掉氨和羧基，形成氨基酸。氨基酸進一步分解脫氨基，生成氨。通過硝化作用形成亞硝酸，最后進一步氧化為硝酸。如果在缺氧水體中硝化作用不能進行，就會在反硝化細菌作用下發(fā)生反硝化作用。
一般來講，含氮有機物的降解比不含氮的有機物難，而且降解產(chǎn)物污染性強，同時與不含氮的有機物的降解產(chǎn)物發(fā)生作用，從而影響整個降解過程。
（二）需氧有機污染物降解與溶解氧平衡
需氧有機污染物的降解過程制約著水體中溶解氧的變化過程，因此，研究此問題對進行水污染評價、水產(chǎn)資源危害及水體自凈作用都有重要意義。50年代，美國學(xué)者巴特希（A.F.Bartsh）和英格萊姆（W.M.Ingram）就編制出了關(guān)于被生活污水污染的河流中BOD和溶解氧（DO）相互關(guān)系的模式圖，在世界范圍內(nèi)被廣泛應(yīng)用。
該圖非常清楚地反映出在被污染河流中BOD與DO之間沿程變化的曲線和根據(jù)BOD與DO變化曲線劃分出該河段的水功能區(qū)（清潔水區(qū)、水質(zhì)惡化區(qū)、恢復(fù)水區(qū)和清潔水區(qū)）。
在污染河流中耗氧作用和復(fù)氧作用影響著水中溶解氧的含量。耗氧作用指有機物分解和有機體呼吸時耗氧，使水中溶解氧降低；復(fù)氧作用（也稱再曝氣作用）指空氣中的氧溶于水和水生植物的光合作用放出氧，使水中溶解氧增加。耗氧作用和復(fù)氧作用的綜合決定著水中氧的實際含量。
需氧有機物分解與溶解氧平衡可用以下幾種數(shù)學(xué)模式來描述：
?。?）耗氧作用定律早在1944年，斯特里勒（H.W.Streeler）和費爾普斯（E.B.Phelps）就曾指出：“有機物質(zhì)的生物化學(xué)氧化率與剩下的尚未被氧化的有機物的濃度成正比”，此即為Phelps定律，經(jīng)微分，積分，推得：
式中，L為起始時的有機物濃度；Lt為t時間后的有機物濃度；Lt/L為剩余的有機物占起始時有機物的比率；K為耗氧速度常數(shù)，以日計算，普通生活污水在20℃時，K值約為0.1；t為天數(shù)。
當(dāng)K＝0.1，20℃時，水體中有機物的正常氧化速度見表6.10。
從表6.10中可以看出，有機物的正常生化氧化速度是在第一天被氧化掉20.6％。似后每延續(xù)一天就從剩余的有機物中再氧化掉20.6％。盡管氧化速率沒有變，但每一天的氧化量卻逐漸減少。
從表6.10中還可以看出時間的重要意義。在第三天末有機物氧化分解了50％，剩余的有機物也是50％。因此可以認為，有機物生物分解的半衰期為三天。按此定律，又把剩余的有機物再分解50％，即到第6天末，剩余的只有25％，依此類推，到18天末，有機物只剩下1.6％。
表6.10 有機物的在水體中的正常氧化速度（20℃，k＝0.1時）
?。ㄙY料來源：陳靜生等，環(huán)境污染與保護簡明原理，1981。）
溫度影響生物的活性，因此也就控制著有機物的分解速率。不同溫度對BOD分解過程的影響。曲線A是20℃，k＝0.1時，半衰期為3天，BOD5是68％。當(dāng)溫度為29℃時，k＝0.15（曲線B），半衰期為2天，BOD5是82％。當(dāng)溫度為14℃時，k＝0.075（曲線C），半衰期為4天，BOD5是58％，這是耗氧過程的正常情況。但事實上耗氧過程是一個非常復(fù)雜的生化現(xiàn)象，在自然界會受到其它因素的影響，出現(xiàn)偏離正常情況的現(xiàn)象。
?。?）復(fù)氧作用定律復(fù)氧作用受溶解定律和擴散定律的控制，即溶解速度與溶解氧低于飽和濃度的虧缺值成正比；擴散速度與河水中兩點間的溶解氧濃度差成正比。根據(jù)這兩條定律，Phelps確定了靜水中的復(fù)氧作用公式：
式中，D為經(jīng)復(fù)氧后的溶解氧含量（各深度的平均飽和百分數(shù)）；B為
L是水深（厘米），a是擴散系數(shù)。
Phelps確定，at＝1.42×1.1(t-20)，20℃時，a的平均值為1.42。
?。?）河流溶解氧下垂曲線方程當(dāng)有機耗氧污染物排入河流后，根據(jù)耗氧作用和復(fù)氧作用的綜合效應(yīng)，沿河流縱斷面形成一條溶解氧下垂曲線，它對評價河流污染及控制污染有十分重要的意義。
起始斷面耗氧污染物排入河流后，耗氧速度最大，以后逐漸減少而趨向于零。復(fù)氧速度開始時為零，以后隨氧虧值的增大而增大。水中溶解氧含量在某一時刻降至最低點，此點稱為臨界點。在臨界點以后，復(fù)氧作用逐漸占優(yōu)勢，水中溶解氧含量開始上升。
1925年，H.W.Streeler和E.B.Phelps在研究美國Ohio河時，建立了BOD-DO模型，常被稱作S-P模型。該溶解氧下垂曲線計算公式為：
式中，D為任一點的氧虧值；La為初始BOD值；Da為初始氧虧值；K1為耗氧系數(shù)（常用對數(shù)表示）；K2為復(fù)氧系數(shù)（常用對數(shù)表示）；t為時間（日）。
虧變化。
臨
表6.11列舉了國內(nèi)外某些河流的水質(zhì)模型的K1和K2參數(shù)值，供參考。
S-P模型建立后得到了廣泛應(yīng)用。60年代后，出現(xiàn)了各種修正的BOD-DO模型。模型的內(nèi)容和形式也越來越復(fù)雜并都有其不同的使用要求。一般地講，模型越復(fù)雜越能較全面地反映河流實際情況。但這要增加許多建模參數(shù)，況且不同河流有不同的主要影響水質(zhì)的因素。因此，片面強調(diào)選擇參數(shù)多的復(fù)雜模型這種作法并不可取。對一條河段來說，選擇模型的量和參數(shù)及模型復(fù)雜程度，應(yīng)根據(jù)實際需要和目前所能獲得的資料等幾個方面進行綜合考慮，作出簡便、經(jīng)濟、適當(dāng)?shù)倪x擇。
表6.11 世界一些河流水質(zhì)模型K1和K2參考值
（資料來源：侯宇光等，水環(huán)境保護，1989。）
二、植物營養(yǎng)物
在自然條件下，由于雨、雪對大氣的淋洗和徑流對地表物質(zhì)淋溶與沖刷，總會使微量的N、P、K等植物營養(yǎng)物質(zhì)匯入水體中。
天然水中過量的植物營養(yǎng)物質(zhì)主要是由于人類活動造成的，它們來自農(nóng)田施肥、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的廢棄物、城市生活污水和某些工業(yè)廢水。
從農(nóng)作物生長的角度看，植物營養(yǎng)物質(zhì)是寶貴的肥料。但過多的植物營養(yǎng)物進入水體，將造成水質(zhì)惡化，影響漁業(yè)發(fā)展，危害人體健康。
（一）水體富營養(yǎng)化概述
富營養(yǎng)化是指湖泊等水體接納過量的氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)，使藻類及其它水生生物異常繁殖，引起水體透明度和溶解氧的變化，造成水質(zhì)惡化，加速湖泊老化，導(dǎo)致湖泊生態(tài)系統(tǒng)和水功能的破壞。
實際上，富營養(yǎng)化是湖泊在自然演變過程中的一種自然現(xiàn)象。在湖沼學(xué)的意義上，湖泊有其發(fā)生、發(fā)展及消亡的過程，這就是地理學(xué)范疇內(nèi)所謂的湖泊富營養(yǎng)化。具體地說，隨著時間的推移，湖泊中的氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)逐漸累積，由營養(yǎng)物質(zhì)少的貧營養(yǎng)湖向營養(yǎng)物質(zhì)多的富營養(yǎng)湖演變，最后發(fā)展成為沼澤和干地。不過，在自然條件下，自然物質(zhì)的正常循環(huán)過程中，這種湖泊演變的進程非常緩慢，通常是以地質(zhì)年代來計算。
然而，在人類活動影響下，過量營養(yǎng)物排入水體，必將大大地加速湖泊等水體富營養(yǎng)化的進程。表6.12為貧、富營養(yǎng)湖的特點。
所有關(guān)于富營養(yǎng)化的分類，都是把本來應(yīng)屬于連續(xù)的富營養(yǎng)化程度分為若干個等級。富營養(yǎng)化程度通常分為三類，即貧營養(yǎng)、中等營養(yǎng)和富營養(yǎng)。
不同作者對富營養(yǎng)化的研究，提出了相似但又不完全相同的劃分標準（見表6.13，表6.14，表6.15和表6.16）。
水體中氮、磷含量的多少與水體富營養(yǎng)化程度密切相關(guān)。一般地講，當(dāng)總磷為20mg/m3、無機氮為300mg/m3時就可認為水體處于富營養(yǎng)化狀態(tài)。應(yīng)該注意的是，水體富營養(yǎng)化程度的各種判斷指標，都是用統(tǒng)計方法得出的一般規(guī)律，應(yīng)用時必須結(jié)合實際情況加以判斷。
（二）氮、磷化合物在水體中的轉(zhuǎn)化
水體中氮、磷營養(yǎng)物質(zhì)過多，是水體發(fā)生富營養(yǎng)化的直接原因。因此，研究水體中氮、磷的平衡、分布和循環(huán)，生物吸收和沉淀，底質(zhì)中氮、磷形態(tài)，有機物分解和釋放等規(guī)律，對水體的富營養(yǎng)化過程和防治都有重要意義。
水體富營養(yǎng)化的關(guān)健不僅在于水體中營養(yǎng)物的濃度，更重要的是連續(xù)不斷流入水體中的營養(yǎng)物氮、磷的負荷量。以湖泊為例，湖泊氮、磷負荷量的計算，按照物質(zhì)平衡原則，在某一時
表6.12 貧營養(yǎng)湖和富營養(yǎng)湖的特點（吉村，1937）
（資料來源：全浩等譯，水環(huán)境指標，1989。）期內(nèi)，輸入湖泊的氮、磷總量與輸出湖泊的氮、磷總量之差，就是湖泊內(nèi)氮、磷的積累量。
氮、磷負荷量有兩種表示方法：單位體積負荷量（g/m3·a）或單位面積負荷量（g/m2·a）。
進入湖泊的氮、磷物質(zhì)加入生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)，構(gòu)成水生生物個體和群落，并經(jīng)由自養(yǎng)生物-異養(yǎng)生物和微生物所組成的營養(yǎng)級依次轉(zhuǎn)化遷移。氮在生態(tài)系統(tǒng)中具有氣、液、固三相循環(huán)，被稱為“完全循環(huán)”，而磷只存在液、固相形式的循環(huán)，被稱為“底質(zhì)循環(huán)”。湖泊底質(zhì)和水體之間處在物質(zhì)交換過程之中，而且底質(zhì)中磷的釋放是湖泊水體中磷的重要來源之一。不同湖泊底質(zhì)磷的釋放速度差異很大；對同一個湖泊而言，其底質(zhì)磷的釋放速度也隨季節(jié)的不同而變化。
表6.13 瑞典湖泊氮、磷含量與富營養(yǎng)化程度關(guān)系
表6.14 水體富營養(yǎng)化程度劃分（托馬斯）
表6.15 水體富營養(yǎng)化程度劃分（坂本）
表6.16 日本水體總氮及總磷允許負荷量
（g/m2·a）
?。ㄙY料來源：陳靜生等，環(huán)境污染與保護簡明原理，1981。）湖泊底質(zhì)中磷分為有機態(tài)和無機態(tài)兩大類。無機態(tài)中按照與其結(jié)合的物質(zhì)又分為鈣磷、鋁磷、鐵磷和難溶磷四種形態(tài)。底質(zhì)中磷的釋放與其形態(tài)密切相關(guān)。許多學(xué)者研究試驗結(jié)果表明：底質(zhì)中向水體釋放的磷主要來自鐵磷。例如日本霞浦湖底質(zhì)，在好氣條件下，總磷量從1.14mg/g降到0.96mg/g，減少了0.18mg/g。而在磷的各形態(tài)中，鋁磷、鈣磷量幾乎沒有變化，但鐵磷卻從0.30mg/g，降至0.13ms/g，減少了0.17mg/g。兩者相比，明顯地看出，總磷量減少的數(shù)量，基本上是由鐵磷減少的結(jié)果。
影響底質(zhì)中磷釋放的因素很多，其中主要有水中溶解氧、pH、Eh、溫度、混合強度、生物擾動等方面。另外，水中硝酸鹽濃度對底質(zhì)磷釋放有明顯作用。丹麥的湖泊調(diào)查研究表明，當(dāng)湖中硝酸鹽的濃度低于0.5gN/m3時，沉積物中磷能釋放到水體中；當(dāng)超過0.5gN/m3時，沉積物就不能釋放出磷。
?。ㄈ┖锤粻I養(yǎng)化預(yù)測與評價有關(guān)湖泊富營養(yǎng)化預(yù)測與評價的模型很多，但應(yīng)用比較普遍的是Vollenweider模型。
Vollenweider模型的基本原理是物質(zhì)平衡方程。其前提條件是湖泊為完全混合型，模型假定湖泊單位時間內(nèi)營養(yǎng)物質(zhì)含量的變化，就是每年輸入湖泊中的營養(yǎng)物質(zhì)量與沉積量和輸出量之差，其表達式為
式中，mw為湖中營養(yǎng)物含量（mg/m3）；J為每年輸入湖中的營養(yǎng)物質(zhì)量（mg/m3·a）；σ為沉積速率系數(shù)（a-1）；V為湖泊容積（m3）；Q為輸出速率（m3/h）；t為時間（a）。
此模型由Dillon進一步發(fā)展、完善、推導(dǎo)出穩(wěn)態(tài)模型，如表示磷濃度時，它的表達式為：
式中，［P］為湖水中總磷濃度（g/m3）；L為湖泊磷負荷（g/m2·a）；
我國的水體富營養(yǎng)化研究起步較晚，但進展較快，涉及內(nèi)容廣泛，取得了許多科研成果。（可參閱《中國湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查研究》（中國環(huán)境科學(xué)出版社，1990）。）
三、油類物質(zhì)
?。ㄒ唬┯皖愇镔|(zhì)的污染概況
隨著石油事業(yè)的發(fā)展，油類物質(zhì)對水體的污染愈來愈嚴重。而在各類水體中海洋受到的油污染最突出。
目前，在世界各地的港口、海灣和沿岸，在油船和其它船舶的主要航線附近以及海底油田周圍，都可以經(jīng)?？吹接湍ず陀蛪K。
根據(jù)UNEP報告，每年有200—2000萬噸的油由海源和陸源排入海洋。而OECD的估計是每年大約350萬噸?？茖W(xué)界比較一致的看法是每年300—600萬噸。根據(jù)OECD的報告，海洋油污染中海源和陸源各占50％左右。但許多科學(xué)家持反對意見，認為海洋石油污染主要來自陸源
從表6.17中可以看出，海源油污染主要產(chǎn)生于運輸過程中，由此每年排入海洋的油大約為150萬噸。其中船舶正常帶入（洗倉水，壓倉水等各種來源）海洋的油約為110萬噸；事故性（觸礁、碰撞、擱淺、失火等）帶入海洋的油約為40萬噸。有人認為此項估計數(shù)據(jù)偏低。
陸源油污染主要來自工業(yè)廢水，每年由此項帶入海洋的油約140萬噸。其次是大氣中飄浮石油烴類的降落，每年進入海洋的油類為30萬噸。
表6.18為世界海洋水體中石油和石油產(chǎn)品的含量。
表6.17 海洋的油污染源
（資料來源：劉雙進等，世界自然保護，1990。）
表6.18 世界海洋真光層水體石油和石油產(chǎn)品的含量
注：*表面膜的油產(chǎn)品的濃度（μg/m2）。
（資料來源：吳喻端等譯，海洋污染和海洋生物資源，1991。）
?。ǘ┦驮谒w中的遷移轉(zhuǎn)化
石油有“工業(yè)的血液”之稱。石油中90％是各種烴的復(fù)雜混合物，它的基本組成元素為碳、氫、硫、氧和氮。大部分石油含84％—86％的碳，12％—14％的氫，1％—3％的硫、氧和氮。
根據(jù)石油中各種烴的沸點不同，按一定溫度范圍分成不同的餾分，各餾分的餾出溫度、成分及名稱見表6.19
表6.19 各鎦分的鎦出溫度、成分及名稱
石油類物質(zhì)進入水體后發(fā)生一系列復(fù)雜的遷移轉(zhuǎn)化過程，主要包括擴展、揮發(fā)、溶解、乳化、光化學(xué)氧化、微生物降解、生物吸收和沉積等。
擴展過程：油在海洋中的擴展形態(tài)由其排放途徑?jīng)Q定。船舶正常行駛時需要排放廢油，這屬于流動點源的連續(xù)擴展；油從污染源（擱淺、觸礁的船或陸地污染源）緩慢流出，這屬于點源連續(xù)擴展；船舶或貯油容器損壞時，油立刻全部流出來，這屬于點源瞬時擴展。擴展過程包括重力慣性擴展、重力粘滯擴展、表面張力擴展和停止擴展四個階段。重力慣性擴展在1小時內(nèi)就可完成；重力粘滯擴展大約需要10小時；而表面張力擴展要持續(xù)100小時。
擴展作用與油類的性質(zhì)有關(guān)，同時受到水文和氣象等因素的影響。擴展作用的結(jié)果，一方面擴大了污染范圍，另一方面使油-氣、油-水接觸面積增大，使更多的油通過揮發(fā)、溶解、乳化作用進入大氣或水體中，從而加強了油類的降解過程。揮發(fā)過程：揮發(fā)的速度取決于石油中各種烴的組分、起始濃度、面積大小和厚度以及氣象狀況等。揮發(fā)模擬試驗結(jié)果表明：石油中低于C15的所有烴類（例如石油醚、汽油、煤油等），在水體表面很快全部揮發(fā)掉；C15—C25的烴類（例如柴油、潤滑油、凡士林等），在水中揮發(fā)較少；大于C25的烴類，在水中極少揮發(fā)。揮發(fā)作用是水體中油類污染物質(zhì)自然消失的途徑之一，它可去除海洋表面約50％的烴類。
溶解過程：與揮發(fā)過程相似，溶解過程決定于烴類中碳的數(shù)目多少。石油在水中的溶解度實驗表明，在蒸餾水中的一般規(guī)律是：烴類中每增加2個碳、溶解度下降10倍。在海水中也服從此規(guī)律，但其溶解度比在蒸餾水中低12％—30％。溶解過程雖然可以減少水體表面的油膜，但卻加重了水體的污染。
乳化過程：指油-水通過機械振動（海流、潮汐、風(fēng)浪等），形成微?；ハ喾稚⒃趯Ψ浇橘|(zhì)中，共同組成一個相對穩(wěn)定的分散體系。乳化過程包括水包油和油包水兩種乳化作用。顧名思義，水包油乳化是把油膜沖擊成很小的涓滴分布水中。而油包水乳化是含瀝青較多的原油將水吸收形成一種褐色的粘滯的半固體物質(zhì)。乳化過程可以進一步促進生物對油類的降解作用。
光化學(xué)氧化過程：主要指石油中的烴類在陽光（特別是紫外光）照射下，迅速發(fā)生光化學(xué)反應(yīng)，先離解生成自由基，接著轉(zhuǎn)變?yōu)檫^氧化物，然后再轉(zhuǎn)變?yōu)榇嫉任镔|(zhì)。該過程有利于消除油膜，減少海洋水面油污染。
微生物降解過程：與需氧有機物相比，石油的生物降解較困難，但比化學(xué)氧化作用快10倍。微生物降解石油的主要過程有：烷烴的降解，最終產(chǎn)物為二氧化碳和水；烯烴的降解，最終產(chǎn)物為脂肪酸；芳烴的降解，最終產(chǎn)物為琥珀酸或丙酮酸和CH3CHO；環(huán)已烷的降解，最終產(chǎn)物為己二酸。石油物質(zhì)的降解速度受油的種類、微生物群落、環(huán)境條件的控制。同時，水體中的溶解氧含量對其降解也有很大影響。
生物吸收過程：浮游生物和藻類可直接從海水中吸收溶解的石油烴類，而海洋動物則通過吞食、呼吸、飲水等途徑將石油顆粒帶入體內(nèi)或被直接吸附于動物體表。生物吸收石油的數(shù)量與水中石油的濃度有關(guān)，而進入體內(nèi)各組織的濃度還與脂肪含量密切相關(guān)。石油烴在動物體內(nèi)的停留時間取決于石油烴的性質(zhì)。
沉積過程：沉積過程包括兩個方面，一是石油烴中較輕的組分被揮發(fā)、溶解，較重的組分便被進一步氧化成致密顆粒而沉降到水底。二是以分散狀態(tài)存在于水體中的石油，也可能被無機懸浮物吸附而沉積。這種吸附作用與物質(zhì)的粒徑有關(guān)，同時也受鹽度和溫度的影響，即隨鹽度增加而增加，隨溫度升高而降低。沉積過程可以減輕水中的石油污染，沉入水底的油類物質(zhì)，可能被進一步降解，但也可能在水流和波浪作用下重新懸浮于水面，造成二次污染。
四、重金屬
重金屬是地球上最為普遍，具有潛在生態(tài)危害的一類污染物。與其它污染物相比，重金屬不但不能被微生物分解，反而能夠富集于生物體內(nèi)，并可以將某些重金屬轉(zhuǎn)化為毒性更強的金屬有機化合物。
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重金屬的定義目前還沒有嚴格統(tǒng)一的提法。但一般認為金屬的比重大于5（或大于4）者為重金屬。
重金屬元素很多，在環(huán)境污染研究中所說的重金屬主要是指Hg、Cd、Pb、Cr以及類金屬As等生物毒性顯著的元素。也包括具有一定毒性的一般重金屬，如Zn、Cu、Co、Ni、Sn等，目前，最引人注意的是Hg、Cd、Pb、As、Cr等。
重金屬在環(huán)境中的行為和影響主要有以下特征：
（1）重金屬是構(gòu)成地殼的元素，在自然界具有非常廣泛的分布，它遍布于土壤、大氣、水體和生物體中。
?。?）重金屬作為有色金屬，在人類的生產(chǎn)和生活中有著廣泛的應(yīng)用，各種各樣的重金屬污染源由此而存在于環(huán)境中。
?。?）重金屬大多屬于過渡性元素，在自然環(huán)境中具有不同的價態(tài)、活性和毒性效應(yīng)。通過水解反應(yīng)，重金屬易生成沉淀物。重金屬還可以與無機、有機配位體反應(yīng)，生成絡(luò)合物和螯合物。
（4）重金屬對生物體和人體的危害特點在于：第一，毒性效應(yīng)；第二，生物不能降解，卻能將某些重金屬轉(zhuǎn)化為毒性更強的金屬有機化合物；第三，食物鏈的生物富集放大作用；第四，通過多種途徑進入人體，并積蓄在某些器官中，造成慢性中毒。
?。ǘ┲亟饘僭谒w中的遷移轉(zhuǎn)化
重金屬遷移指重金屬在自然環(huán)境中空間位置的移動和存在形態(tài)的轉(zhuǎn)化，以及由此引起的富集與分散問題。
重金屬在水環(huán)境中的遷移，按照物質(zhì)運動的形式，可分為機械遷移、物理化學(xué)遷移和生物遷移三種基本類型。
機械遷移是指重金屬離子以溶解態(tài)或顆粒態(tài)的形式被水流機械搬運。遷移過程服從水力學(xué)原理。
物理化學(xué)遷移是指重金屬以簡單離子、絡(luò)離子或可溶性分子，在環(huán)境中通過一系列物理化學(xué)作用（水解、氧化、還原、沉淀、溶解、絡(luò)合、螯合、吸附作用等）所實現(xiàn)的遷移與轉(zhuǎn)化過程。這是重金屬在水環(huán)境中的最重要遷移轉(zhuǎn)化形式。這種遷移轉(zhuǎn)化的結(jié)果決定了重金屬在水環(huán)境中的存在形式、富集狀況和潛在生態(tài)危害程度。
生物遷移是指重金屬通過生物體的新陳代謝、生長、死亡等過程所進行的遷移。這種遷移過程比較復(fù)雜，它既是物理化學(xué)問題，也服從生物學(xué)規(guī)律。所有重金屬都能通過生物體遷移，并由此使重金屬在某些有機體中富集起來，經(jīng)食物鏈的放大作用，構(gòu)成對人體危害。
重金屬在水環(huán)境中的物理化學(xué)遷移包括下述幾種作用：
沉淀作用：重金屬在水中可經(jīng)過水解反應(yīng)生成氫氧化物，也可以同相應(yīng)的陰離子生成硫化物或碳酸鹽。這些化合物的溶度積都很小，容易生成沉淀物。沉淀作用的結(jié)果，使重金屬污染物在水體中的擴散速度和范圍受到限制，從水質(zhì)自凈方面看這是有利的，但大量重金屬沉積于排污口附近的底泥中，當(dāng)環(huán)境條件發(fā)生變化時有可能重新釋放出來，成為二次污染源。
吸附作用：天然水體中的懸浮物和底泥中含有豐富的無機膠體和有機膠體。由于膠體有巨大的比表面、表面能和帶大量的電荷，因此能夠強烈地吸附各種分子和離子。無機膠體主要包括各種粘土礦物和各種水合金屬氧化物，其吸附作用主要分為表面吸附、離子交換吸附和專屬吸附。有機膠體主要是腐殖質(zhì)。膠體的吸附作用對重金屬離子在水環(huán)境中的遷移有重大影響，是使許多重金屬從不飽和的溶液中轉(zhuǎn)入固相的最主要途徑。
絡(luò)合作用：天然水體中存在著許多天然和人工合成的無機與有機配位體，它們能與重金屬離子形成穩(wěn)定度不同的絡(luò)合物和螯合物。無機配位體主要有Cl-、OH-、CO32-、SO42-、HCO3-、F-、S2-等。有機配位體是腐殖質(zhì)。腐殖質(zhì)能起絡(luò)合作用的是各種含氧官能團，如－COOH、－OH、－C＝O、－NH2等。各種無機、有機配位體與重金屬生成的絡(luò)合物和螯合物可使重金屬在水中的溶解度增大，導(dǎo)致沉積物中重金屬的重新釋放。重金屬的次生污染在很大程度上與此有關(guān)。
氧化還原作用：氧化還原作用在天然水體中有較重要的地位。由于氧化還原作用的結(jié)果，使得重金屬在不同條件下的水體中以不同的價態(tài)存在，而價態(tài)不同，其活性與毒性也不同。
復(fù)習(xí)思考題
1.為什么說地球上的水是一種既豐富又緊缺的資源？
2.為了解決水資源的不足，各國正在采取和試驗?zāi)男┓椒ǎ?/p>
3.大型水庫常有哪些不良的生態(tài)學(xué)效應(yīng)？
4.我國三門峽水庫建成后產(chǎn)生了哪些問題？
5.埃及阿斯旺高壩有哪些效益和哪些問題？
6.地下水過度開采可能造成哪些環(huán)境問題？
7.小河流渠道化常會產(chǎn)生哪些環(huán)境問題？
8.我國湖沼面積急劇縮減是如何造成的？
9.天然水的組成及影響天然水成分的因素是哪些？
10.天然水體的自凈作用及分類。
11.水體污染定義及污染水質(zhì)指標。
12.水體污染源及特點。
13.水體中的污染及特點。
14.需氧污染物在水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化。
15.植物營養(yǎng)物在水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化。
16.石油在水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化。
17.重金屬在水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化。
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