【摘要】： 本論文針對(duì)東海重金屬污染狀況總體上把握不清等問(wèn)題,匯總并分析了20世紀(jì)80年代初以來(lái)東海重金屬排海通量及海水中濃度時(shí)空變化規(guī)律;建立了以浮游植物為實(shí)驗(yàn)生物的重金屬非檢測(cè)毒性濃度的現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定方法,進(jìn)而以浮游植物生長(zhǎng)抑制率為指標(biāo)參數(shù)完善了重金屬環(huán)境生態(tài)效應(yīng)評(píng)價(jià)方法,并對(duì)東海水生生態(tài)系統(tǒng)重金屬環(huán)境生態(tài)效應(yīng)進(jìn)行了評(píng)價(jià);應(yīng)用箱式模型方法,結(jié)合海域平均濃度空間網(wǎng)格離散化計(jì)算方法,首次估算了東海重金屬極小海洋環(huán)境容量。主要結(jié)果如下: 1、20世紀(jì)80年代初以來(lái)東海Cu、Pb、Zn、Cd重金屬污染物主要來(lái)源于以河流為主的陸源排放,排�？偭空w上都呈現(xiàn)先增加、后保持、再降低的不對(duì)稱(chēng)倒“U”形變化趨勢(shì)。 (1)對(duì)于東海Cu、Pb、Zn、Cd等重金屬主要來(lái)源,河流排放占東海重金屬污染物排�？偭康谋壤幱诮^對(duì)優(yōu)勢(shì),平均高達(dá)88.0%左右,而排污口次之,平均可達(dá)7.5%左右,大氣沉降最小,平均只有4.5%左右。東海重金屬污染物主要來(lái)源于以河流為主的陸源排放。對(duì)于Cu、Zn和Cd的排放通量,長(zhǎng)江流域最高、錢(qián)塘江流域次之,閩江流域較小;對(duì)于Pb的排放通量,長(zhǎng)江流域最高,閩江流域次之,錢(qián)塘江流域較小。 (2)20世紀(jì)80年代初期東海Cu、Pb、Zn、Cd排�？偭枯^低,分別僅有1.68×103、1.69×103、4.26×103、0.073×103 t/a左右,80年代中后期開(kāi)始逐漸增加,90年代都達(dá)到最大值,分別為13.58×103、5.34×103、295.73×103、0.41×103 t/a左右,進(jìn)入21世紀(jì)以后開(kāi)始降低,目前分別減少到的3.47×103、1.84×103、5.66×103、0.081×103 t/a左右,仍高于20世紀(jì)80年代初期的水平。2、20世紀(jì)80年代初以來(lái)東海海水中Cu、Pb、Zn、Cd重金屬濃度平面分布整體上沒(méi)有呈現(xiàn)出明顯的由沿岸向外海遞減的分布特征;域均濃度季節(jié)變化不明顯;年均濃度基本上都呈現(xiàn)不對(duì)稱(chēng)倒“U”形變化趨勢(shì)。 (1)20世紀(jì)80年代初以來(lái)東海海水中Cu、Pb、Zn、Cd濃度差別不大,整體上沒(méi)有呈現(xiàn)出明顯的由沿岸向外海遞減的分布特征。高值區(qū)主要出現(xiàn)在長(zhǎng)江口、杭州灣沿岸、舟山漁場(chǎng)水域。 (2)東海海水中Cu、Pb、Zn、Cd域均濃度各季節(jié)差別不大,季節(jié)變化不明顯。 (3)20世紀(jì)80年代初到80年代中期,東海海水Cu、Pb、Zn、Cd年均濃度都低于國(guó)家一類(lèi)海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn), 20世紀(jì)80年代末至90年代末,年均濃度較高,若干年份Cu和Pb年均濃度超過(guò)國(guó)家二類(lèi)海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),Zn、Cd年均濃度超過(guò)國(guó)家一類(lèi)海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),21世紀(jì)初年均濃度又逐漸降低,目前均低于國(guó)家一類(lèi)海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。 3、20世紀(jì)80年代初期至80年代中期,東海海水中重金屬年均濃度對(duì)水生生態(tài)系統(tǒng)不存在抑制作用,20世紀(jì)80年代中后期至90年代末期存在明顯抑制作用,21世紀(jì)初期基本不存在抑制作用。 (1)東海海水中Cu、Pb、Zn、Cd重金屬對(duì)東海典型浮游植物的非檢測(cè)毒性濃度分別為4.1、45.2、131.7、138.9μg/L;對(duì)東海水生生態(tài)系統(tǒng)的非檢測(cè)毒性濃度分別為4、0.8、20、0.2μg/L。 (2)20世紀(jì)80年代初期至80年代中期,重金屬Cu年均濃度一般低于東海典型浮游植物非檢測(cè)毒性濃度,對(duì)典型浮游植物一般不存在抑制作用,而20世紀(jì)80年代中后期至20世紀(jì)90年代末抑制作用時(shí)有發(fā)生,最高年均濃度下估計(jì)抑制率可達(dá)80%以上,局部水域最高濃度條件下可達(dá)90%以上;21世紀(jì)初期不存在抑制作用,但局部水域最高濃度抑制率也可達(dá)30%。重金屬Pb、Zn、Cd的非檢測(cè)毒性濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于20世紀(jì)80年代初期以來(lái)相應(yīng)的歷史最高年均濃度甚至局部水域最高濃度,對(duì)東海典型浮游植物種群生長(zhǎng)一般不存在抑制作用。 (3)對(duì)于東海水生生態(tài)系統(tǒng),20世紀(jì)80年代初期至80年代中期,重金屬Cu、Pb、Zn、Cd年均濃度及局部水域最高濃度低于其非檢測(cè)毒性濃度,一般不存在抑制作用;而20世紀(jì)80年代中后期至90年代末Cu、Pb、Zn、Cd年均濃度高于其相應(yīng)的東海水生生態(tài)系統(tǒng)非檢測(cè)毒性濃度的情況時(shí)有發(fā)生,存在明顯的抑制作用,最高年均濃度下估計(jì)抑制率分別可達(dá)85%、10%、30%、20%以上,局部水域最高濃度條件下分別可達(dá)95%、30%、60%、50%以上;21世紀(jì)初期,Cu、Pb、Zn、Cd年均濃度一般低于其非檢測(cè)毒性濃度,一般不存在抑制作用,Pb、Zn、Cd局部水域最高濃度下也不存在抑制作用,但Cu局部水域最高濃度抑制率可達(dá)30%以上。 4、東海Cu、Pb、Zn、Cd重金屬污染物極小海洋環(huán)境容量分別約為1.70×104、0.47×104、11.31×104、0.071×104 t/a。在當(dāng)前排�？偭織l件下,東海Cu、Pb、Zn、Cd重金屬極小剩余環(huán)境容量分別約為-0.004×104、0.02×104、4.5×104、0.003×104t/a,表明東海最高濃度水團(tuán)中Pb、Zn、Cd年均濃度仍然滿(mǎn)足東海水生生態(tài)系統(tǒng)非檢測(cè)毒性濃度的要求,但大約需要削減相當(dāng)于當(dāng)前排海總量8%左右的Cu,才能分別滿(mǎn)足該要求。
【圖文】：

東海 Cu、Pb、Zn、Cd 重金屬環(huán)境生態(tài)效應(yīng)評(píng)價(jià)及環(huán)境容量估算研究RetcaccfcaccftbscbaccbsbbsbeBBeBBeB()00()()1 += （4-10）該模型即為毒性生長(zhǎng)效應(yīng)模型。通過(guò)毒性生長(zhǎng)效應(yīng)模型，，就可以由實(shí)驗(yàn)測(cè)定數(shù)據(jù)（c, t, Bt）通過(guò)三維非線性擬合技術(shù)（如Matlab 7.0）直接擬合計(jì)算非檢測(cè)毒性濃度（cs）（圖 4-1）。
【學(xué)位授予單位】：中國(guó)海洋大學(xué)
【學(xué)位級(jí)別】：博士
【學(xué)位授予年份】：2008
【分類(lèi)號(hào)】：X826

【引證文獻(xiàn)】

相關(guān)碩士學(xué)位論文 前2條

1 閆學(xué)平;鉆井液急性毒性快速檢測(cè)及其對(duì)海域污染的評(píng)價(jià)方法研究[D];中國(guó)海洋大學(xué);2010年

2 劉浩明;縊蟶苗種繁育及Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)對(duì)其生態(tài)毒理效應(yīng)研究[D];中國(guó)海洋大學(xué);2011年

本文編號(hào)：2641716