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国家级重点实验室
以下是六个国家级重点实验室及介绍：
1．磁约束核聚变国家实验室：
中国科学院合肥物质科学研究院、核工业西南物理研究院（合肥）共同建设。
该实验室旨在推进我国在磁约束核聚变领域的研究，探索清洁能源的未来可能性。
2．洁净能源国家实验室：
中国科学院大连化学物理研究所（大连）负责建设。
洁净能源国家实验室主要研究方向包括化石能源高效洁净利用与转化、可再生能源开发利用、多能源互补与智能网等。
3．船舶与海洋工程国家实验室：
上海交通大学（上海）负责建设。
该实验室围绕船舶与海洋工程的前沿技术，开展应用基础研究和高技术研究，引领船舶与海洋工程产业的发展。
4．微结构国家实验室：
南京大学（南京）负责建设。
微结构国家实验室主要研究方向包括微纳结构与材料的合成制备、微纳结构与材料的表征技术、微纳结构与材料的性能测试等。
5．重大疾病研究国家实验室：
中国医学科学院（北京）负责建设。
该实验室针对重大疾病的发病机理和防治手段进行研究，以提高人类健康水平。
6．蛋白质科学国家实验室：
中国科学院生物物理研究所（北京）负责建设。
蛋白质科学国家实验室主要研究方向包括蛋白质结构与功能、蛋白质相互作用和蛋白质组学等。
这些国家级重点实验室在各自领域内具有国际先进水平，是我国科技创新体系的重要组成部分。
它们在推动科技进步、服务国家战略需求方面发挥着重要作用。
2015年中科院广州地球化学研究所考研院校介绍、专业目录、招生人数、参考书目、历年真题、复试安排一、中科院广州地球化学研究所院校介绍中科院广州地球化学研究所是以基础和应用基础研究为主的社会公益型国家级科研机构，科研实力雄厚，在国内外享有较高声誉，是重要的地球科学和环境科学科研和人才培养基地。
现有“有机地球化学国家重点实验室”、“同位素地球化学国家重点实验室”、“中科院边缘海地质重点实验室”和“中科院矿物学和成矿学重点实验室”4个实验室；以及“广东省资源环境利用与保护实验室”、“广东省矿物物理与矿物材料研究开发实验室”、与香港大学联合建立“化学地球动力学联合实验室”、国家大型科学仪器中心-广州质谱中心、“中科院珠江三角洲环境污染与控制研究中心”和“中科院佛山环保装备和技术转移中心”等二级机构。
实验仪器设备较为先进，能供科研和教育使用。
我所已经形成了学科结构相对合理，研究机构与支撑平台相对配套的科研结构与组织体系。
现有“地质学”博士后科研流动站，“地质学”、“环境科学与工程”两个博士一级学科培养点，“地理学”、“海洋科学”两个硕士一级学科培养点。
现有科技人员220人，其中研究员52人，中科院院士1人、俄罗斯科学院院士1人，博士生指导教师80多人（含兼职博导），中科院“百人计划”21人，国家杰出青年基金获得者19人，国家重大项目首席科学家2人。
报名、考试时间：全国统一。
报考时一律采取网上报名方式，考生就地报名和考试。
复试时间、科目、方式及复试成绩所占权重均在复试前通过我所网页向考生公布。
复试内容：(1)外语口语与听力测试;(2)综合素质面试;(3)体检。
同等学历考生取得复试资格后，必须加试两门报考专业的本科主干课程。
对全日制专业学位研究生的复试，将更加突出对专业知识的应用和专业能力倾向的考查，更加侧重于对考生实践经验和科研动手能力等方面的考查。
我所将根据考生考试成绩，思想政治表现、业务素质以及身体健康状况确定录取名单。
金属材料疲劳与断裂实验室中国科学院传感技术联合实验室中国科学院超导实验室中国科学院红外物理实验室中国科学院生物大分子实验室中国科学院大气数值模拟实验室中国科学院波谱与原子分子物理实验室中国科学院分子反应动力学实验室中国科学院腐蚀科学实验室中国科学院科学与工程计算实验室中国科学院信息功能材料实验室中国科学院植物细胞与染色体工程实验室中国科学院黄土高原土壤侵蚀与旱地农业实验室中国科学院农业虫害鼠害综合治理实验室中国科学院煤炭转化实验室中国科学院火灾科学实验室中国科学院瞬态光学技术实验室中国科学院生化工程实验室中国科学院快速凝固非平衡合金实验室中国科学院声场与声信息实验室中国科学院淡水生态与生物技术实验室中国科学院微生物资源前期开发实验室中国科学院微细加工光学技术实验室中国科学院工程塑料实验室中国科学院半导体超晶格实验室中国科学院羰基合成和选择氧化实验室中国科学院大气边界层物理和化学实验室中国科学院分子动态与稳态结构实验室中国科学院催化基础实验室中国科学院高性能陶瓷和超微结构实验室中国科学院计划生育生殖生物学实验室中国科学院表面物理实验室中国科学院厦门大学植物分子遗传实验室中国科学院分子生物学实验室中国科学院新药研究实验室中国科学院信息安全国家重点实验室中国科学院集成光电子学实验室教育部煤的燃烧实验室教育部毫米波实验室教育部生命有机化学实验室中国科学院气体地球化学实验室中国科学院有机地球化学实验室中国科学院资源与环境信息系统实验室中国科学院冻土工程实验室中国科学院黄土与第四纪地质实验室中国科学院油气藏地质及开发工程实验室中国科学院环境地球化学实验室中国科学院大气科学与地球流体力学数值模拟实验室中国科学院磁学与磁性材料实验室中国科学院高分子材料工程实验室教育部生物反应器实验室教育部微生物技术实验室教育部精密测试技术及仪器实验室教育部凝固技术实验室教育部干旱农业生态实验室教育部粉末冶金实验室教育部超硬材料实验室教育部染料、表面活性剂精细化工合成实验室教育部重质油加工实验室教育部流体传动及控制实验室教育部制浆造纸工程实验室教育部农业虫害鼠害综合治理实验室中国科学院化学工程联合实验室教育部晶体材料实验室教育部计算机辅助设计与图行学实验室教育部土木工程防灾实验室教育部智能技术与系统实验室教育部内生金属矿床成矿机制研究实验室教育部医药生物技术实验室教育部应用表面物理实验室教育部材料复合新技术实验室教育部配位化学实验室教育部固体微结构物理实验室教育部固体表面物理化学实验室教育部暴雨监测和预测实验室教育部污染控制和资源化研究实验室教育部生物防治实验室教育部河口海岸动力沉积和动力地貌综合实验室教育部文字信息处理技术实验室教育部微波与数字通信技术实验室教育部区域光纤通信与相干光纤通信实验室教育部综合业务网理论及关健技术实验室教育部振动冲击噪声实验室教育部激光技术实验室教育部机械传动实验室教育部磨擦学实验室教育部超快速激光光谱实验室教育部兽医生物技术实验室农业部热带作物生物技术实验室农业部医学神经生物学实验室卫生部医学分子生物学实验室卫生部计划生育药具实验室卫生部分子肿瘤学实验室卫生部新型陶瓷与精细工艺实验室教育部新金属材料实验室教育部理论化学计算实验室教育部吸咐分离功能高分子材料实验室教育部近代声学实验室教育部高速水力学实验室教育部植物病虫害生物学实验室农业部癌基因及相关基因实验室卫生部生物膜与膜生物工程实验室教育部遗传工程实验室教育部视觉听觉信息处理实验室教育部动力工程多相流实验室教育部金属材料强度实验室教育部西安大学金属基复合材料实验室教育部上海交大元素有机化学实验室教育部应用有机化学实验室教育部海岸和近海工程实验室教育部蛋白质工程及植物基因工程实验室教育部病毒基因工程实验室卫生部天然药物及仿生药物实验室卫生部医学遗传学实验室卫生部实验血液学实验室卫生部计算机软件新技术实验室教育部机械结构强度与振动实验室教育部成矿作用研究实验室教育部环境模拟与污染控制实验室教育部三束材料改性国家重点联合实验室教育部应用光学实验室教育部高纯硅及硅烷实验室教育部作物遗传改良实验室农业部。
中科院地球化学研究所简介一、研究所简介：中国科学院广州地球化学研究所（简称广州地化所）科研实力雄厚、在国内外享有较高声誉，是我国地球科学和资源环境领域重要的研究基地和人才培养基地。
根据国家目标和中国科学院建设南方海洋基地的战略部署，原中国科学院长沙大地构造研究所科研力量迁往广州并入广州地化所，2002年1月全所进入中国科学院知识创新试点序列和中国科学院南方海洋基地。
广州地化所具有地球化学、矿物学、岩石学、矿床学和构造地质学专业的博士学位授予权；地球化学、环境科学等五个专业硕士学位授予权；博士后流动站2个。
全所现有在职职工238人，其中科技人员195名，研究员43人，中国科学院院士3人、工程院院士1人、俄罗斯科学院士1人，“百人计划”入选者4人，国家杰出青年基金获得者5人，以博士后、博士生为主的流动科技人员近200人。
多年来广州地化所为国家培养了大批高层次专业及管理人才。
二、主要研究领域：经过学科凝练，广州地球化学研究所形成了大陆边缘动力学与矿产资源、海陆相互作用及其环境效应两个主要研究方向和极端环境地质地球化学探索性研究方向，设有有机地球化学国家重点实验室、元素与同素地球化学重点实验室、边缘海地质与矿产资源重点实验室和极端环境地质地球化学实验室四个创新研究机构。
本所以有机地球化学、同位素地球化学、大地构造及其成矿理论、环境科学、矿物学等学科为依托，以我国矿产资源安全保障，我国海洋环境保护和可持续发展等国家战略需求为目标，为解决我国经济社会发展所面临的资源、环境、灾害等领域的重大科学问题做出基础性、战略性、前瞻性的创新性成果。
主要研究方向为：分子有机地球化学、石油天然气地球化学、环境有机地球化学；同位素年代学与地球化学；构造演化与古大陆重建的化学地球动力学；环境同位素地球化学；大陆边缘岩石圈构造演化及其动力学机制、重要矿产资源的成因和分布规律；海陆相互作用的地球化学过程与现代人类环境、海-陆古环境耦合与全球变化在南海及其陆缘的区域响应；海洋地球化学现场探测技术和特殊条件下的海洋地球化学；地球深部、行星等极端环境的物质组成、结构、演化规律和材料学意义及材料研制。
国家重点实验室名录国家重点实验室：是依托一级法人单位建设、具有相对独立的人事权和财务权的科研实体。
作为国家科技创新体系的重要组成部分，是国家组织高水平基础研究和应用基础研究、聚集和培养优秀科学家、开展高层次学术交流的重要基地，实验室实行“开放、流动、联合、竞争”的运行机制。
国务院部门(行业)或地方省市科技管理部门是行政主管部门，实验室依托单位主要以中科院各研究所、部属高校、重点大学为主体；另有建在企业(中央企业为主体)的企业国家重点实验室、有利于促进企业成为技术创新主体、提升企业自主创新能力、提高企业核心竞争力。
1.北京大学人工微结构和介观物理国家重点实验室、分子动态及稳定态结构国家重点实验室、蛋白质与植物基因研究国家重点实验室、生物膜与膜生物工程(联合)国家重点实验室、湍流与复杂系统研究国家重点实验室、稀土材料化学及应用国家重点实验室、区域光线通信网与新型光通信系统(联合)国家重点实验室、核物理与核技术国家重点实验室、天然药物及仿生药物国家重点实验室、环境模拟与污染控制(联合)国家重点实验室、微米、纳米加工技术国家重点实验室2.清华大学化学工程(联合)国家重点实验室、电力系统及发电设备控制和仿真国家重点实验室、微波与数字通信技术国家重点实验室、集成光电子学(联合)国家重点实验室、环境模拟与污染控制(联合)国家重点实验室、新型陶瓷与精细工艺国家重点实验室、汽车安全与节能国家重点实验室、摩擦学国家重点实验室、水沙科学与水利水电工程国家重点实验室、精密测试技术及仪器(联合)国家重点实验室、低维量子物理国家重点实验室、生物膜与膜生物工程(联合)国家重点实验室3.北京理工大学爆炸科学与技术国家重点实验室4.北京航空航天大学软件开发环境国家重点实验室、航空发动机气动热力国家科技重点实验室、虚拟现实技术与系统国家重点实验室5.北京科技大学新金属材料国家重点实验室、钢铁冶金新技术国家重点实验室6.北京邮电大学网络与交换技术国家重点实验室、信息光子学与光通信国家重点实验室7.中国农业大学农业生物技术国家重点实验室、植物生理学与生物化学国家重点实验室、动物营养学国家重点实验室8.天津大学内燃机燃烧国家重点实验室、精密测试技术及仪器国家重点实验室、水利工程仿真与安全国家重点实验室、化学工程(联合)国家重点实验室9.南开大学元素有机化学国家重点实验室、药物化学生物学国家重点实验室10.复旦大学应用表面物理国家重点实验室、遗传工程国家重点实验室、专用集成电路与系统国家重点实验室、医学神经生物学国家重点实验室11.同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室、城市规划与设计现代技术国家专业实验室、土木工程防灾国家重点实验室、海洋地质国家重点实验室12.上海交通大学微米/纳米加工技术国家级重点实验室、海洋工程国家重点实验室、金属基复合材料国家重点实验室、区域光纤通信网与新型光通信系统国家重点实验室、机械系统与振动国家重点实验室、医学基因组学国家重点实验室、癌基因及相关基因国家重点实验室13.东华大学纤维材料改性国家重点实验室14.华东理工大学生物反应器工程国家重点实验室、化学工程(联合)国家重点实验室15.华东师范大学河口海岸国家重点实验室、精密光谱科学与技术国家重点实验室16.四川大学高分子材料工程国家重点实验室、口腔医学国家重点实验室(建设期)、生物治疗国家重点实验室、水力学与山区河流开发保护国家重点实验室17.大连理工大学三束材料改性联合国家重点实验室、工业装备结构分析国家重点实验室、精细化工国家重点实验室、海岸和近海工程国家重点实验室18.中南大学医学遗传学国家重点实验室、粉末冶金国家重点实验室、高性能复杂制造国家重点实验室19.南京农业大学作物遗传与种质创新国家重点实验室20.南京大学内生金属矿床成矿机制研究国家重点实验室、固体微结构物理国家重点实验室、计算机软件新技术国家重点实验室、医药生物技术国家重点实验室、配位化学国家重点实验室、污染控制与资源化研究国家重点实验室(与同济大学合建)21.东南大学毫米波国家重点实验室、移动通信国家重点实验室、生物电子学国家重点实验室(吴健雄实验室)22.华中科技大学煤燃烧国家重点实验室、材料成形与模具技术国家重点实验室、激光技术国家重点实验室、数字制造装备与技术国家重点实验室、强电磁工程与新技术国家重点实验室23.华中农业大学作物遗传改良国家重点实验室、农业微生物学国家重点实验室24.武汉大学测绘遥感信息工程国家重点实验室、软件工程国家重点实验室、病毒学国家重点实验室、水资源与水电工程科学国家重点实验室、杂交水稻国家重点实验室(共建)25.浙江大学工业控制技术国家重点实验室、流体传动及控制国家重点实验室、现代光学仪器国家重点实验室、硅材料国家重点实验室、计算机辅助设计与图形学国家重点实验室、化学工程联合国家重点实验室(联合)、传染病诊治国家重点实验室、能源清洁利用国家重点实验室、水稻生物学国家重点实验室、植物生理学与生物化学国家重点实验室26.厦门大学固体表面物理化学国家重点实验室、近海海洋环境科学国家重点实验室27.西北工业大学凝固技术国家重点实验室28.西安交通大学金属材料强度国家重点实验室、电力设备电气绝缘国家重点实验室、机械结构强度与振动国家重点实验室、机械制造系统工程国家重点实验室、动力工程多相流国家重点实验室29.哈尔滨工业大学先进焊接与连接国家重点实验室、城市水资源与水环境国家重点实验室、机器人技术与系统国家重点实验室(筹)30.重庆大学机械传动国家重点实验室、输配电装备及系统安全与新技术国家重点实验室、煤矿灾害动力学与控制国家重点实验室31.山东大学晶体材料国家重点实验室、微生物技术国家重点实验室32.中国石油大学(北京)重质油国家重点实验室、油气资源与探测国家重点实验室33.兰州大学功能有机分子化学国家重点实验室34.山西大学量子光学与光量子器件国家重点实验室35.华南理工大学发光材料与器件国家重点实验室、制浆造纸工程国家重点实验室、亚热带建筑科学国家重点实验室36.吉林大学集成光电子国家重点联合实验室、汽车仿真与控制国家重点实验室、无机合成与制备化学国家重点实验室、超硬材料国家重点实验室、理论化学计算国家重点实验室、超分子结构与材料国家重点实验室37.东北大学轧制技术及连轧自动化国家重点实验室、流程工业综合自动化国家重点实验室、软件架构国家重点实验室38.电子科技大学电子薄膜与集成器件国家重点实验室、通信抗干扰技术国家级重点实验室、微波电真空器件国家级重点实验室39.中山大学光电材料与技术国家重点实验室、生物防治国家重点实验室、华南肿瘤学国家重点实验室、眼科学国家重点实验室、有害生物控制与资源利用国家重点实验室40.西南交通大学牵引动力国家重点实验室41.西安电子科技大学综合业务网理论及关键技术国家重点实验室、雷达信号处理国家重点实验室、天线与微波技术国家重点实验室、宽带隙半导体技术国家重点实验室42.湖南大学化学生物传感与计量学国家重点实验室、汽车车身先进设计制造国家重点实验室43.武汉理工大学材料复合新技术国家重点实验室、硅酸盐建筑材料国家重点实验室44.西南石油大学油气藏地质及开发工程国家重点实验室45.中国科学技术大学火灾科学国家重点实验室、核探测与核电子学国家重点实验室46.上海交通大学医学院医学基因组国家重点实验室、癌基因及相关基因国家重点实验室47.山东农业大学作物生物学国家重点实验室48.南京工业大学材料化学工程国家重点实验室49.中国人民解放军陆军军医大学创伤、烧伤与复合伤研究国家重点实验室50.西北大学大陆动力学国家重点实验室51.北京师范大学地表过程与资源生态国家重点实验室、认知神经科学与学习国家重点实验室、遥感科学国家重点实验室、水环境模拟国家重点实验室52.中国地质大学(武汉)地质过程与矿产资源国家重点实验室、生物地质与环境地质国家重点实验室53.成都理工大学地质灾害防治与地质环境保护国家重点实验室、油气藏地质及开发工程国家重点实验室54.广州医科大学呼吸疾病国家重点实验室55.北京化工大学化工资源有效利用国家重点实验室、有机无机复合材料国家重点实验室56.浙江大学天津大学清华大学华东理工大学(共建)化学工程联合国家重点实验室57.中国矿业大学(北京徐州)煤炭资源与安全开采国家重点实验室、深部岩土力学与地下工程国家重点实验室58.江南大学南昌大学食品科学与技术国家重点实验室59.河海大学水文水资源与水利工程科学国家重点实验室60.燕山大学亚稳材料制备技术与科学国家重点实验室61.中国人民解放军海军军医大学医学免疫学国家重点实验室62.中国石油大学(北京)油气资源与探测国家重点实验室、重质油国家重点实验室63.中国农业大学浙江大学(共建)植物生理学与生物化学国家重点实验室64.江南大学食品科学与技术国家重点实验室65.北京交通大学轨道交通控制与安全国家重点实验室66.中国人民解放军空军军医大学肿瘤生物学国家重点实验室67.北京大学、北京师范大学环境模拟与污染控制国家重点实验室68.北京大学、清华大学生物膜与膜生物工程国家重点实验室69.北京大学、北京航空航天大学、北京科技大学、华东师范大学、中国人民解放军陆军军医大学测试实验室70.河南大学棉花生物学国家重点实验室71.东北林业大学林木遗传育种国家重点实验室72.西南大学家蚕基因组生物学国家重点实验室73.西北农林科技大学黄土高原土壤侵蚀与旱地农业国家重点实验室74.广西大学、华南农业大学亚热带农业生物资源保护与利用国家重点实验室75.南京医科大学生殖医学国家重点实验室76.中国药科大学天然药物活性组分与药效国家重点实验室77.南京航空航天大学机械结构力学与控制国家重点实验室78.华北电力大学新能源电力系统国家重点实验室79.华南理工大学发光材料与器件国家重点实验室、制浆造纸工程国家重点实验室、亚热带建筑科学国家重点实验室。
同位素年代学和地球化学重点实验室简介1简介同位素地球化学包括同位素示踪和同位素年代学，研究地球物质组成、来源与形成时代，是现代地球科学发展的重要生长点和支柱学科之一。
发展同位素地球化学对于占领固体地球科学学科制高点，提高原始创新能力，满足国家资源供给和环境保障等具有重要的战略意义。
中国科学院同位素年代学和地球化学重点实验室成立于2004年，其前身是奠定我国元素和同位素地球化学研究基础的第一个稀有元素矿物化学实验室（1956年）和第一个同位素绝对年龄实验室（1960年）。
实验室依托“地球化学”、“矿物学、岩石学、矿床学”、“构造地质学”和“环境科学”等4个具有博士学位授予权的二级学科，定位于基础研究，致力于发展同位素和元素地球化学理论和技术方法，揭示地球内部和浅表地质体的物质组成及演变规律，深化对地球形成演化、地球各层圈相互作用以及各种地质过程的认识，阐明其对矿产资源形成和环境变化的制约，为解决资源环境领域重大科学问题提供理论依据。
近年来，实验室在研究方向凝练、重大项目申请、人才队伍建设、技术研发和平台建设，以及创新成果产出等方面取得了长足的进步，连续两次（2004年和2009年）在中国科学院地学领域重点实验室评估中名列第一。
实验室拥有一支年轻、充满活力的高素质研究队伍，包括：国家自然科学基金委创新研究群体1个，中国科学院国际合作伙伴计划创新团队1个，国家杰出青年科学基金获得者 7人，中国科学院百人计划入选者9人，百千万人才工程国家级人选3人，中国青年科技奖1人，中国地质学会“金锤奖”1人，中国矿物岩石地球化学学会“侯德封奖”8人，孙贤鉥奖2人，入选美国信息研究所基本科学指数（ESI）地学高引用率科学家名录10人，6人次在国际重要学术组织和期刊任职。
实验室组建了具有国际水准的地球化学分析平台和技术支撑系统，拥有独立的实验大楼，实验和办公面积逾3300平方米，配备了多种先进的元素和同位素分析仪器（总值超过6500万元），建立了化学前处理、元素分析、原位微区分析、同位素定年和示踪、高温高压模拟等实验系统。
我国有机地球化学研究现状、发展方向和展望——第十二届全国有机地球化学学术会议部分总结张水昌【摘要】我国有机地球化学经过近30年的不断发展,已经从油气勘探领域拓展到了煤、生物、环境和气候几大主要研究领域,为我国国民经济发展和社会进步作出了重要贡献,充分显示了其强大的生命力.第十二届全国有机地球化学学术会议在深部烃类流体性质研究、致密砂岩气和页岩气成藏、持久性有机污染物生化特征等方面取得了突出进展,进一步明确了学科发展方向.今后一段时期,①高有机质丰度沉积物形成和空间展布的分析和预测技术,②发展地球化学与地质一体化研究模型,③有机、无机相互作用及烃类矿床的次生蚀变和改造作用,④各种成因天然气的生成机理、资源潜力和分布预测,以及⑤环境、煤、生物地球化学,将成为中国未来有机地球化学的研究重点.大会提出:①要重视实验数据的重复性、实验方法的可信性、实验结果的可对比性;②针对中国科技发展的需要,我国有机地球化学的发展应该紧跟国际研究热点,加强创新力度,促进多学科交叉,走出一条有机地球化学与地质学的综合研究之路,并在未来非常规天然气勘探开发过程中大有作为.【期刊名称】《石油与天然气地质》【年(卷),期】2010(031)003【总页数】7页(P265-270,276)【关键词】发展方向;展望;研究现状;有机地球化学;中国【作者】张水昌【作者单位】中国石油天然气股份有限公司,勘探开发研究院,实验研究中心,北京,100083【正文语种】中文【中图分类】P59320世纪30年代，德国有机化学家Alfred Treibs首次从石油、煤和页岩等沉积物中分离和鉴定出了金属卟啉色素，成为油气有机成因学说的重要佐证，开启了有机地球化学的学科研究阶段，同时也见证了有机地球化学与油气工业的渊源。
经历了70多年的发展，有机地球化学现已发展为一门新兴的、成熟的边缘交叉学科，并且拥有众多分支学科和不同的研究方向，不仅对国际性地学、化学、生物学的基础科学研究作出了贡献，而且对全球的经济生活，特别是在油气勘探开发和环境监测保护方面，发挥着重要作用，已成为非常活跃的科学研究领域。
趋磁细菌)))生物地球化学作用的范例*贾蓉芬¹ 彭先芝¹ 高梅影º 戴顺英º(¹中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室,广州 510640;º中国科学院武汉病毒研究所,武汉 430071)摘要 趋磁细菌(M B)属变形菌纲,为简单的原核细胞。
它的最大特征是体内长有磁小体(MSs),沿地磁线运动。
MSs 由膜及其内部的无机矿物或铁素(含铁蛋白质)组成,无机矿物有铁的氧化物系列或铁的硫化物系列,它们是MB 的代谢产物,也是最早发现的有机界面生物矿化作用的范例。
文章在广泛调查的基础上,选择源于黄土剖面S 0,S 1和S 5古土壤层中的MB 为研究重点,对它们进行了形态与生理生化特征的观察与检测,生命元素和生命小分子脂肪酸的色质谱与能谱测定,并在没有添加营养和铁源的条件下,开展了MSs 的生长特点及它对环境磁性影响的模拟实验。
黄土中的MB 以杆状为主,杆状的长与宽之比随温度的降低而变大。
MSs 中的矿物为铁的氧化物系列,在较低温度并有一定温度差(8~18e )的情况下生长较好。
菌体老化后菌膜发生自溶,MSs 脱落到体外,可能成为沉积物中细粒磁性物质的重要组分。
因此它们在古地磁与古气候记录上具有重要的意义。
通过对不同级别生物分子的了解与测试,MSs 的矿物成分与形成机理研究,以及MSs 中磁铁矿的铁和氧同位素测定,可进一步认识MB 在沉积物中的生物地球化学作用。
主题词 趋磁细菌 磁小体 第四纪沉积物 生物地球化学作用1 有机质与磁化率关系的启示笔者在段家坡黄土剖面L 1-L 6序列层段的19块样品中检测到古土壤中的有机质含量高于相邻的黄土层,并发现有机质的含量与磁化率的大小呈正相关[1],后来在对渭南剖面和西峰剖面中的高密度样品的测试进一步证实了这一关系,这两个剖面有机质与磁化率的相关系数分别为0.98(L 1-S 1-L 2序列层段,229个样品)和0.80(L 1-L 6序列层段,162个样品)[2]。
矿床地球化学国家重点实验室简介1.1 实验室简介矿床地球化学国家重点实验室是在中国科学院矿床地球化学重点实验室的基础上建立起来的。
2006年8月通过专家论证，经科技部批准实验室进入建设阶段。
2009年8月实验室通过了由科技部组织的专家组验收。
实验室现任学术委员会主任为加拿大魁北克大学卢焕章教授，实验室主任胡瑞忠研究员。
根据实验室的已有工作基础、矿床地球化学的发展趋势和国家战略需求，矿床地球化学国家重点实验室以矿床地球化学研究为主线。
1.2 研究方向（1）重要成矿区带和特殊成矿系统的成矿作用。
以Au、Ag、PGE、U、Cu、Ni、Cr、Pb、Zn等国家急需矿种为主要对象，围绕地球各圈层相互作用与成矿的关系、大陆动力学与成矿的关系、成矿作用的精细演化过程、成矿过程的构造—流体—物质—能量—化学反应耦合机制这些国际地学前沿的重大科学问题，通过对重要成矿区带和特殊成矿系统成矿作用的深入研究，建立植根于我国地质特点的大陆成矿新理论；（2）成矿作用的理论和实验模拟。
通过理论和实验模拟，确定地质过程中元素的地球化学行为以及元素活化、迁移和沉淀的物理化学条件，为深化成矿理论、建立新的成矿模式提供理论和实验依据；（3）重要矿产成矿预测理论和方法。
以紧缺矿产和危机矿山为对象，以成矿理论为指导，在明确成矿作用时空分布规律的基础上，通过成矿模式与找矿模式的关系、原生异常与次生异常的异同、矿床的垂直和水平分带、强干扰环境下深部矿化信息识别等方面的研究，建立紧缺矿产、危机矿山深部和外围成矿预测理论和方法；（4）矿产资源综合利用及矿山开发的环境效应。
以重要矿山为对象，通过查定矿床中元素的共生组合规律、赋存形式和矿山尾矿的物质组成，研究矿床中有毒有害元素的表生地球化学行为，开发矿山固体废弃物资源化理论和技术，改进和发展显微超显微物质观测分析技术，揭示矿产资源综合利用的途径以及矿山开发的环境效应。
1.3 研究目标创建成矿作用的新理论，发展成矿预测的新理论和新方法, 建立矿产资源综合利用和矿山环境修复的知识体系，为构建国家矿产资源安全保障体系和社会可持续发展提供科学依据，力争把“矿床地球化学国家重点实验室”建成在国际上有重要影响的科学研究中心。
第３４卷第１２期２０１４年１２月环㊀境㊀科㊀学㊀学㊀报㊀ＡｃｔａＳｃｉｅｎｔｉａｅＣｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅＶｏｌ．３４，Ｎｏ．１２Ｄｅｃ．，２０１４基金项目：国家基金团队项目（Ｎｏ．４１１２１０６３）；国家自然科学基金⁃广东省联合基金（Ｎｏ．Ｕ１２０１２３５）Ｓｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙｔｈｅ ＴｅａｍＰｒｏｊｅｃｔ ｏｆＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａ（Ｎｏ．４１１２１０６３）ａｎｄｔｈｅＫｅｙＪｏｉｎｔＰｒｏｊｅｃｔｏｆＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａａｎｄＧｕａｎｇｄｏｎｇＰｒｏｖｉｎｃｅ（Ｎｏ．Ｕ１２０１２３５）作者简介：李海燕（１９８５ ），女，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｌａｉｌａｉ＿ａｌｌａｎ＠１６３．ｃｏｍ；∗通讯作者（责任作者），Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｙｒａｎ＠ｇｉｇ．ａｃ．ｃｎＢｉｏｇｒａｐｈｙ：ＬＩＨａｉｙａｎ（１９８５ ），ｆｅｍａｌｅ，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｌａｉｌａｉ＿ａｌｌａｎ＠１６３．ｃｏｍ；∗Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇａｕｔｈｏｒ，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｙｒａｎ＠ｇｉｇ．ａｃ．ｃｎＤＯＩ：１０．１３６７１／ｊ．ｈｊｋｘｘｂ．２０１４．０６３３李海燕，段丹丹，黄文，等．２０１４．珠江三角洲表层水中多环芳烃的季节分布㊁来源和原位分配［Ｊ］．环境科学学报，３４（１２）：２９６３⁃２９７２ＬｉＨＹ，ＤｕａｎＤＤ，ＨｕａｎｇＷ，ｅｔａｌ．２０１４．Ｓｅａｓｏｎａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ，ｓｏｕｒｃｅｓ，ａｎｄｉｎ⁃ｓｉｔｕｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｗａｔｅｒａｎｄｓｕｓｐｅｎｄｅｄｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｍａｔｔｅｒｓｆｒｏｍｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ［Ｊ］．ＡｃｔａＳｃｉｅｎｔｉａｅＣｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，３４（１２）：２９６３⁃２９７２珠江三角洲表层水中多环芳烃的季节分布㊁来源和原位分配李海燕１，２，段丹丹１，２，黄文１，２，冉勇１，∗１．中国科学院广州地球化学研究所，有机地球化学国家重点实验室，广州５１０６４０２．中国科学院大学，北京１０００４９收稿日期：２０１４⁃０１⁃１８㊀㊀㊀修回日期：２０１４⁃０２⁃２４㊀㊀㊀录用日期：２０１４⁃０２⁃２４摘要：分别于２０１１年４月（春季）和２０１１年９月（夏季）采集珠江广州河段及东江东莞河段表层水体样品，对该区域表层水体中优控多环芳烃（ＰＡＨｓ）的时空分布㊁固液分配及其来源进行了分析和讨论．结果表明，珠江广州河段及东江东莞河段表层水体中多环芳烃浓度春季高于夏季．藻类有机碳是该水环境有机碳的主要成分．溶解有机碳（ＤＯＣ）㊁颗粒态有机碳（ＰＯＣ）以及叶绿素ａ（Ｃｈｌａ）含量是控制水体ＰＡＨｓ浓度的主要因素，说明水环境的富营养化程度可以通过增长的浮游生物量来影响多环芳烃的生物地球化学过程，继而影响其环境行为和归宿．多环芳烃在水／颗粒物间的有机碳归一化分配系数（ｌｏｇＫｏｃ）与辛醇／水分配系数（ｌｏｇＫｏｗ）间存在明显的线性关系，其斜率是夏季大于春季，可能与多环芳烃的非平衡吸附有关．多环芳烃同系物比值法和主成分分析（ＰＣＡ）的结果表明，研究区域水体中ＰＡＨｓ主要来源于石化燃料㊁煤和生物质的混合燃烧，并且ＰＡＨｓ的来源未体现出明显的季节变化．通过本研究我们能够比较全面的了解该流域多环芳烃的时空分布状况，固液分配及其可能的来源，并且为珠江广州河段及东江东莞河段多环芳烃污染的控制和生态风险评价提供科学依据．关键词：多环芳烃；表层水；分配系数；来源文章编号：０２５３⁃２４６８（２０１４）１２⁃２９６３⁃１０㊀㊀㊀中图分类号：Ｘ５２２㊀㊀㊀文献标识码：ＡＳｅａｓｏｎａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ，ｓｏｕｒｃｅｓ，ａｎｄｉｎ⁃ｓｉｔｕｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｗａｔｅｒａｎｄｓｕｓｐｅｎｄｅｄｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｍａｔｔｅｒｓｆｒｏｍｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａＬＩＨａｉｙａｎ１，２，ＤＵＡＮＤａｎｄａｎ１，２，ＨＵＡＮＧＷｅｎ１，２，ＲＡＮＹｏｎｇ１，∗１．ＳｔａｔｅＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＯｒｇａｎｉｃＧｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，ＧｕａｎｇｚｈｏｕＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＧｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，ＣｈｉｎｅｓｅＡｃａｄｅｍｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅｓ，Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ５１０６４０２．ＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＣｈｉｎｅｓｅＡｃａｄｅｍｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅｓ，Ｂｅｉｊｉｎｇ１０００４９Ｒｅｃｅｉｖｅｄ１８Ｊａｎｕａｒｙ２０１４；㊀㊀㊀ｒｅｃｅｉｖｅｄｉｎｒｅｖｉｓｅｄｆｏｒｍ２４Ｆｅｂｒｕａｒｙ２０１４；㊀㊀㊀ａｃｃｅｐｔｅｄ２４Ｆｅｂｒｕａｒｙ２０１４Ａｂｓｔｒａｃｔ：ＷａｔｅｔｓａｍｐｌｅｓｗｅｒｅｃｏｌｌｅｃｔｅｄｆｒｏｍｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒａｎｄＤｏｎｇｊｉｎｇＲｉｖｅｒｉｎＡｐｒｉｌａｎｄＳｅｐｔｅｍｂｅｒ２０１１．Ｓｐａｔｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ，ｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇａｎｄｓｏｕｒｃｅｏｆＰＡＨｓｉｎｔｈｉｓａｒｅａｗｅｒｅｅｘａｍｉｎｅｄ．ＴｏｔａｌＰＡＨｓｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｗｅｒｅｈｉｇｈｅｒｉｎｓｐｒｉｎｇｔｈａｎｉｎｓｕｍｍｅｒ．Ｐｈｙｔｏｐｌａｎｋｔｏｎｗａｓｏｎｅｏｆｔｈｅｃｒｉｔｉｃａｌｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎｉｎｔｈｅｓｔｕｄｙａｒｅａ．Ｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎ（ＤＯＣ），ｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒ（ＰＯＣ），ａｎｄｃｈｌｏｒｏｐｈｙｌｌａ（Ｃｈｌａ）ｗｅｒｅｃｒｉｔｉｃａｌｆａｃｔｏｒｓｏｎｒｅｇｕｌａｔｉｎｇｔｈｅｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＰＡＨｓ，ｓｕｇｇｅｓｔｉｎｇｔｈａｔｔｈｅｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎｄｅｇｒｅｅｃａｎｉｎｆｌｕｅｎｃｅｔｈｅｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｃａｌｐｒｏｃｅｓｓｅｓｏｆＰＡＨｓｂｙｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｐｈｙｔｏｐｌａｎｋｔｏｎｂｉｏｍａｓｓａｎｄｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｂｅｈａｖｉｏｒｓａｎｄｆａｔｅｏｆＰＡＨｓ．Ｔｈｅｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎ⁃ｎｏｒｍａｌｉｚｅｄｐａｒｔｉｃｌｅ⁃ｗａｔｅｒｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓ（ｌｏｇＫｏｃ，ｍＬ㊃ｇ－１）ｗｅｒｅｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙｃｏｒｒｅｌａｔｅｄｔｏｌｏｇＫｏｗｆｏｒｔｈｅｓａｍｐｌｅｓｃｏｌｌｅｃｔｅｄｉｎｂｏｔｈｓｐｒｉｎｇａｎｄｓｕｍｍｅｒ，ａｎｄｔｈｅｉｒｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｓｌｏｐｅｗａｓｈｉｇｈｅｒｉｎｓｕｍｍｅｒｔｈａｎｉｎｓｐｒｉｎｇ，ｐｏｓｓｉｂｌｙｄｕｅｔｏｎｏｎ⁃ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆＰＡＨｓ．ＰＡＨｉｓｏｍｅｒｐａｉｒｒａｔｉｏｓａｎｄｐｒｉｎｃｉｐａｌｃｏｍｐｏｎｅｎｔａｎａｌｙｓｉｓ（ＰＣＡ）ｉｎｄｉｃａｔｅｄｔｈａｔｍａｉｎｓｏｕｒｃｅｓｗｅｒｅｐｅｔｒｏｌｅｕｍｃｏｍｂｕｓｔｉｏｎ，ｃｏａｌａｎｄｂｉｏｍａｓｓｃｏｍｂｕｓｔｉｏｎｉｎｔｈｅｓｔｕｄｙｒｅｇｉｏｎ．ＮｏｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｓｅａｓｏｎａｌｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓｗｅｒｅｆｏｕｎｄｉｎｔｈｅｓｏｕｒｃｅｏｆＰＡＨｓ．ＴｈｉｓｓｔｕｄｙｐｒｏｖｉｄｅｄａｓｃｉｅｎｔｉｆｉｃｂａｓｉｓｆｏｒｔｈｅｃｏｎｔｒｏｌａｎｄｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆＰＡＨｓｉｎｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａｒｅｇｉｏｎ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ；ｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒ；ｐａｒｔｉｔｉｏｎｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ；ｓｏｕｒｃｅ环㊀㊀境㊀㊀科㊀㊀学㊀㊀学㊀㊀报３４卷１㊀引言（Ｉｎｔｒｏｄｕｃｔｉｏｎ）多环芳烃（ＰＡＨｓ）是一类有毒㊁有害㊁难降解的有机污染物质，以苯并［ａ］芘为代表的多环芳烃对生物和人类具有致畸㊁致癌㊁致突变等毒害作用．近几十年来，ＰＡＨｓ的污染以及带来的生态效应已引起了国际社会的广泛关注．ＰＡＨｓ主要经过工业废水㊁生活污水㊁大气沉降的输入进入水体环境．由于具有疏水亲脂的特性，ＰＡＨｓ倾向于吸附在溶解相的有机质中，随水流迁移，同时也易于附着在悬浮颗粒物上，最终沉降到水底沉积物中，或被水生生物吸收而富集在体内，并有可能通过食物链传递最终危害人体健康．国外尤其是发达国家对ＰＡＨｓ的环境行为已经进行了大量的调查研究（Ｃａｉｌｌｅａｕｄｅｔａｌ．，２００７；Ｌａｍｍｅｌｅｔａｌ．，２００９；Ｈａｆｔｋａｅｔａｌ．，２０１０）．改革开放以来经济的快速发展，带来了日趋严重的环境污染问题，对区域生态环境和人体健康造成了不利的影响．工农业的迅猛发展和人口爆炸似的增长，大量工业废水㊁生活污水㊁废气未经有效处理直接排放，导致珠江三角洲的水环境污染日益恶化，其中珠江广州河段已成为毒害性有机污染物的高风险区．因此，系统地对珠江三角洲河流中多环芳烃的污染状况进行研究是非常必要的．对于珠三角地区水体中ＰＡＨｓ的研究主要集中在珠江及其邻近的海域．罗孝俊等（２００８）研究了珠江河口及近海表层水体中ＰＡＨｓ时空分布及其在水体及颗粒相中的分配及其控制因素，结果发现该区域水体中多环芳烃浓度春季高于夏季，并且ＰＡＨｓ在颗粒相及水相中的分配系数（Ｋｐ）随颗粒有机碳含量㊁水体盐度增加而增加，随悬浮颗粒物含量增加而减少；马骁轩等（２００７）测定了珠江上游的两条重要支流西江㊁北江水体悬浮颗粒物中多环芳烃和有机氯农药的含量和来源，结果发现这两条河流中多环芳烃的来源主要为石化燃料的燃烧与排放．王继忠等（Ｗａｎｇｅｔａｌ．，２００８）测定了珠江三角洲八大入海口多环芳烃的分布和分配，结果发现该区域水体中多环芳烃的浓度处于中等水平，并且对其来源分析发现珠江八大入海口水体中ＰＡＨｓ是成岩和燃烧两种不同情况下共同作用的结果．虽然前人已经对珠江三角洲水体中有机污染物开展过一些研究工作，但是这些研究时间都较早，并且主要集中于珠江正干㊁西江与河口，对另外一个重要支流东江的研究较少，本研究通过对春夏两季珠江广州河段和东江东莞河段表层水体中的ＰＡＨｓ的分析，对该区域ＰＡＨｓ的时空分布㊁分配行为进行了研究，有助于我们对这两个河段水体中ＰＡＨｓ的污染状况有个重新定位；并且探讨了富营养化程度对ＰＡＨｓ在表层水体中固液分配的影响，珠江三角洲地区是我国富营养化程度较高的区域，是人类活动影响剧烈的典型水域，从不同的角度对其进行深入研究颇具代表性，也具有重要的实际意义．２㊀材料与方法（Ｍａｔｅｒｉａｌｓａｎｄｍｅｔｈｏｄｓ）２．１㊀样品采集采样点如图１所示．样品分别于２０１１年４月及２０１１年９月采自珠江广州河段及东江东莞河段．用潜水泵采集河流表层水（水深０ ０．５ｍ），置于干净的１０Ｌ棕色瓶中并加入适量的叠氮化钠（水样中浓度约２００ｍｇ㊃Ｌ－１）以防止ＰＡＨｓ降解，另外用５００ｍＬ棕色瓶取表层水并立刻加入１％的碳酸镁悬浊液，用于叶绿素ａ的测定．图１㊀珠江三角洲表层水样采样点分布图（Ｄ１：新沙港；Ｄ２：广浚码头；Ｄ３：广深高速；Ｄ４：广深大道；Ｄ５：白鹤洲；Ｄ６：仙村；Ｄ７：关海口；Ｄ８：石龙；Ｚ１：鹤洞大桥；Ｚ２：白鹅潭；Ｚ３：江湾大桥；Ｚ４：广州大桥；Ｚ５：东浦大桥；Ｚ６：黄埔港；Ｚ７：番禺大桥；Ｚ８：洛溪大桥）Ｆｉｇ．１㊀ＭａｐｏｆｓａｍｐｌｉｎｇｌｏｃａｔｉｏｎｓｉｎｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ４６９２１２期李海燕等：珠江三角洲表层水中多环芳烃的季节分布㊁来源和原位分配㊀㊀立即用电子ｐＨ计（ＭＰ５１１，上海）在原位测定水样的盐度㊁电导率和ｐＨ等水化学数据；水样经Ｗｈａｔｍａｎ玻璃纤维滤膜过滤（ＧＦ／Ｇ，０．７μｍ，Ф４７ｍｍ），置于冷库４ħ保存，载有颗粒物的滤膜用铝箔纸包好，密封后冷冻保存（－２０ħ）．样品的基本情况列于表１．表１ 春夏两季珠江三角洲所采集水样的各项基本参数Ｔａｂｌｅ１㊀ＭａｊｏｒｈｙｄｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓｏｆｗａｔｅｒｓａｍｐｌｅｓｃｏｌｌｅｃｔｅｄｆｒｏｍｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ采样点日期ｐＨ电导率／（μＳ㊃ｃｍ－１）盐度／（ｎｇ㊃Ｌ－１）ＤＯＣ／（ｍｇ㊃Ｌ－１）ＰＯＣ叶绿素ａ／（μｇ㊃Ｌ－１）ＳＰＭ／（ｍｇ㊃Ｌ－１）ðＰＡＨｓ／（ｎｇ㊃Ｌ－１）溶解态颗粒态Ｄ１２０１１⁃０４６．９２２２８００．６２３．７１４．７４％２８．２２４．０１４．０１８６Ｄ２２０１１⁃０４６．９４１２４４０．６１４．０１６．８６％２１．２２３．７１５．１１６２Ｄ３２０１１⁃０４６．９６３２７０．１６５．２５７．０８％２１．７２２．３８３．１１７６Ｄ４２０１１⁃０４６．９０２５５０．１２５．３８９．６５％３．９１３．７５６．７１５２Ｄ５２０１１⁃０４６．５１１８００．０８２．４２２．２９％３．３１４．７１４．０２８９Ｄ６２０１１⁃０４６．７６１６７０．０８３．００１．６４％２．８２５．０１８．０１２９Ｄ７２０１１⁃０４６．９２１９９０．１０２．２８１．８０％２．８３４．２１４．６１６４Ｄ８２０１１⁃０４７．０３１７７０．０８２．６３１．５９％２．９４２．９２８．９１７９Ｚ１２０１１⁃０４７．２３８６７０．４３４．７９８．８７％４０．７４２．３５１．３２８１Ｚ２２０１１⁃０４７．１６８１４０．３７４．８８１４．６０％４８．３４６．９４４．６４０４Ｚ３２０１１⁃０４７．３２６６００．３２４．４１７．３６％４１．９３６．６４４．３３０６Ｚ４２０１１⁃０４７．２６６９６０．３３３．６０４．０５％４５．１４２．１２９．３３５２Ｚ５２０１１⁃０４７．２０６４９０．３２３．０２４．２４％３１．３２０．０２５．０１７１Ｚ６２０１１⁃０４７．０８９５７０．４８２．８１５．００％２６．４２６．３２３．５１８１Ｚ７２０１１⁃０４７．２４６１８０．３０２．６２４．５１％１６．２２２．５２１．９１３７Ｚ８２０１１⁃０４７．２１４９２０．２５２．６３４．８２％２０．９３０．４３６．５２６１Ｄ１２０１１⁃０９７．０４１１９００．５８３．２３７．７１％５４．７５３．６１７．７３３．６Ｄ２２０１１⁃０９７．１６８５９０．４２３．２４１４．７％５８．７２４．３１１．０１８．０Ｄ３２０１１⁃０９７．３３２８３０．１３２．８９１７．１％５３．５１８．０３５．５２９．０Ｄ４２０１１⁃０９７．１５３５７０．１７２．７０１６．１％２０．７１６．１４２．３２１．０Ｄ５２０１１⁃０９７．０６２８４０．１３１．６６７．９７％１２．５１５．３１５．２２１．６Ｄ６２０１１⁃０９７．０７３２７０．１６１．７８１１．９％１７．３１２．１２７．６９８．１Ｄ７２０１１⁃０９７．００２０６０．１０２．０７６．３６％１１．４２０．６２４．４２０．７Ｄ８２０１１⁃０９６．９２２２００．１０２．２０５．０３％７．９１８．９２６．９８．８Ｚ１２０１１⁃０９７．１８３１９０．１５３．３８２０．７％８０．３１４．６２６．４１９．５Ｚ２２０１１⁃０９６．９３６２２０．３０３．６０１６．６％８１．８３０．６３１．６４３．８Ｚ３２０１１⁃０９７．０８４０００．１９３．６０１３．２％８２．７５５．７２６．１７０．５Ｚ４２０１１⁃０９７．１１６３５０．３０３．７９１３．１％１３３．０５９．１４８．１７１．９Ｚ５２０１１⁃０９７．１６４１５０．２０３．４４１１．２％１２９．０７６．５３４．８８１．３Ｚ６２０１１⁃０９７．３８４０５０．１９３．１９１２．９％９２．９４３．３１５．４４０．２Ｚ７２０１１⁃０９７．２８５４８０．２６３．２２１７．７％６８．３２４．４１７．６４２．６Ｚ８２０１１⁃０９７．４１６６１０．３２３．８８２２．０％９８．０２３．３１９．７２１．２２．２㊀材料与方法２．２．１㊀试剂及材料㊀本实验所用的二氯甲烷及丙酮为国产分析纯，经过全玻璃蒸馏系统的二次蒸馏后使用．甲醇（ＨＰＬＣ级）和正己烷（ＨＰＬＣ级）购自Ｍｅｒｃｋ公司，乙酸乙酯为ｓｉｇｍａ试剂，实验用水为二次蒸馏水．玻璃纤维滤膜购自Ｗｈａｔｍａｎ（ＧＦ／Ｆ，０．７μｍ），使用前经４５０ħ灼烧４ｈ，ＥＮＶＩ⁃Ｃ１８ＳＰＥ柱（５００ｍｇ，６ｍＬ）购自Ｓｕｐｅｌｃｏ公司．硅胶（８０ １００目）和中性氧化铝（１００ ２００目）用二氯甲烷索氏抽提７２ｈ．分析纯无水硫酸钠在４５０ħ下灼烧４ｈ待用．分析用玻璃器皿每次使用前用５ɢ的铬酸洗液浸泡，放置４ｈ后清洗，再在４５０ħ下灼烧４ｈ后使用．用于定量的１６种ＰＡＨｓ混合标样及５种氘代回收率指示物（萘⁃Ｄ８，二氢苊⁃Ｄ１０，菲⁃Ｄ１０，⁃Ｄ１２和５６９２环㊀㊀境㊀㊀科㊀㊀学㊀㊀学㊀㊀报３４卷苝⁃Ｄ１２）购自ＵｌｔｒａＳｃｉｅｎｔｉｆｉｃ公司（ＮｏｒｔｈＫｉｎｇｓｔｏｎ，ＲＩ，ＵＳＡ）．２．２．２㊀样品前处理㊀对水样采用ＧＦ／Ｆ（Ｗｈａｔｍａｎ，０．７μｍ）玻璃纤维滤膜过滤收集悬浮颗粒物（颗粒相），并分离出溶解相．采用Ｅｎｖｉ⁃Ｃ１８（５００ｍｇ，６ｍＬ）固相萃取柱对ＰＡＨｓ进行富集．先依次用５ｍＬ甲醇㊁５ｍＬ去离子水以及５ｍＬ水⁃甲醇溶液（９８ʒ２）活化ＳＰＥ柱，然后将４Ｌ加了回收率指示物的水样以８ １０ｍＬ㊃ｍｉｎ－１的流速通过ＳＰＥ柱，再用５ｍＬ去离子水洗柱．ＳＰＥ柱真空干燥２０ ３０ｍｉｎ后依次用５ｍＬ乙酸乙酯洗脱３次，洗脱液经无水Ｎａ２ＳＯ４脱水后浓缩至０．１ｍＬ，进行气相色谱⁃质谱分析．富集了颗粒物的滤膜冷冻干燥后称重，加入一定量的萘⁃ｄ８，二氢苊⁃ｄ１０，菲⁃ｄ１０，⁃ｄ１２和苝⁃ｄ１２作回收率指示物，用二氯甲烷索氏提取４８ｈ．将抽提液旋转蒸发至１ｍＬ，加入１０ｍＬ正己烷进行溶剂置换，浓缩为约１ｍＬ，将浓缩液液经过由６ｃｍ氧化铝和１２ｃｍ硅胶所组成的色谱柱进行净化．然后以溶剂淋洗，将淋洗液旋转蒸发至１ｍＬ，以柔和氮气定容至０．１ｍＬ，进行气相色谱⁃质谱分析．２．２．３㊀色谱条件㊀在ＨＰ⁃６８９０／５９７５气相色谱质谱联用系统上以选择离子扫描方式对ＰＡＨｓ进行测定．色谱柱为３０ｍ的ＤＢ⁃５石英毛细管色谱柱（３０ｍˑ０．３２ｍｍˑ０．２５μｍ），质谱采用７０ｅＶ的电子轰击源（ＥＩ）．色谱升温条件如下：进样口温度为２８０ħ，柱温６０ħ开始，以１０ħ㊃ｍｉｎ－１的速度升温到２００ħ，然后以２ħ㊃ｍｉｎ－１的速度升温到２１４ħ，以５ħ㊃ｍｉｎ－１的速度升温到２５５ħ，并且保持２ｍｉｎ，最后以２０ħ㊃ｍｉｎ－１的速度升温到２９０ħ，并且保存１２ｍｉｎ．载气为高纯氦，流速１ｍＬ㊃ｍｉｎ－１．样品分析时进样１μＬ，无分流进样．２．２．４㊀质量控制与质量保证㊀本实验以美国ＥＰＡ的ＱＡ／ＱＣ控制样监控，并且每１０个样品增加１个方法空白和一个标样．ＰＡＨｓ回收率测定使用样品加标回收率，加标回收率为５０．９％ １２２．７％．方法空白总ＰＡＨｓ的检出率为１０ｎｇ㊃Ｌ－１．最后结果经回收率校正和空白扣除．２．２．５㊀有机碳（ＯＣ）和叶绿素ａ的分析㊀每个样品各取出１０ｍＬ滤液，调其ｐＨ至中性，利用ＴＯＣ⁃ＶＣＰＨ分析仪（岛津）测定其溶解性有机碳（ＤＯＣ）含量，每个样品测定３次，取其平均值．富集了颗粒物的滤膜冷冻干燥后，用稀盐酸反复润湿滤膜除去碳酸盐，再用蒸馏水吸取盐酸，６０ħ烘干保存于干燥器中．测定前将滤膜放置烘箱中１０５ħ恒温烘干至恒重，利用元素分析仪ＣＨＮＳ（ＶａｒｉｏＥＬⅢＥｌｅｍｅｎｔａｒ，Ｇｅｒｍａｎｙ），乙酰苯胺Ａｃｅ（Ｃ８Ｈ９ＮＯ）外标法测定ＴＯＣ．每个样品重复测定两次，结果取其平均值．采样后样品放在荫凉处，每升水样需加１ｍＬ１％碳酸镁悬浮液，以防止酸化引起色素溶解．回实验室后取约５００ｍＬ水样过０．４５μｍ的醋酸纤维滤膜，吸滤，过滤器内无水分后，继续抽吸几ｍｉｎ，然后将滤膜用９０％的丙酮（体积比为１比９的水／丙酮溶液）浸泡提取２４小时．然后４０００ｒ㊃ｍｉｎ－１下离心２０ｍｉｎ，分离，将上清液倒入比色管中，再加入少量９０％丙酮，悬浮后再一次离心，两次离心液合并入比色管中．若滤膜的绿色未洗脱出来，可再加丙酮洗涤并离心，直到滤膜绿色全部洗脱出来为止．将上清液定容至１０ｍＬ．以９０％的丙酮为参比，测定７５０ｎｍ㊁６６３ｎｍ㊁６４５ｎｍ㊁６３０ｎｍ下的吸光度值，根据文献中公式测定叶绿素ａ的浓度（Ｇｒｅｅｎｂｅｒｇｅｔａｌ．，１９９８）．３ 结果与讨论（Ｒｅｓｕｌｔｓａｎｄｄｉｓｃｕｓｓｉｏｎ）３．１㊀多环芳烃的浓度水平和分布由于萘⁃ｄ８较低的回收率，本研究主要报道了１５种优控多环芳烃．图Ｓ１（见附录，详见‘环境科学学报“网站ｗｗｗ．ａｃｔａｓｃ．ｃｎ或中国知网ｗｗｗ．ｃｎｋｉ．ｎｅｔ下载ＰＤＦ全文，下同）显示了多环芳烃在珠江广州河段和东江东莞河段水体中的时空分布状况．由图Ｓ１可见，本区域水体中多环芳烃总量在春夏两个季节存在一定的差异．春季所采集样品中，溶解态多环芳烃总浓度位于１４．０ ８３．１ｎｇ㊃Ｌ－１之间，平均值为３２．５ｎｇ㊃Ｌ－１，夏季样品溶解态多环芳烃总浓度位于１５．２ ４８．１ｎｇ㊃Ｌ－１之间，平均值为２６ ３ｎｇ㊃Ｌ－１；而春季样品颗粒相中ＰＡＨｓ的浓度范围为１２９ ４０４ｎｇ㊃Ｌ－１，平均浓度为２２１ｎｇ㊃Ｌ－１，夏季样品颗粒相中ＰＡＨｓ的浓度范围为８．７５ ９８．１ｎｇ㊃Ｌ－１，平均浓度为４０．１ｎｇ㊃Ｌ－１．在春季样品中溶解相和颗粒相多环芳烃的浓度高于在夏季样品中的浓度．春夏两季多环芳烃浓度的差异可能是由以下原因造成的，首先，由于春季水⁃气交换的结果（Ｐａｒｋｅｔａｌ．，２００２），低环数ＰＡＨｓ具有较高的蒸汽压，由于春季温度较低，大气中呈气态形式存在的低环数ＰＡＨｓ以水⁃气交换方式大量进入水体，从而导致水体中ＰＡＨｓ含量较高；其次，夏季强烈的阳光照射可能造成多环芳烃光降解反应强烈，使其浓度降低；第三，６６９２１２期李海燕等：珠江三角洲表层水中多环芳烃的季节分布㊁来源和原位分配由于夏季雨水充沛，再悬浮作用增强，使得部分表层沉积物再次进入颗粒相中，同时在雨水的作用下，部分表层土壤被带入河流中形成悬浮颗粒物，这些新形成的悬浮颗粒物中ＰＡＨｓ含量一般要低于春季长期存在的悬浮颗粒物．珠江广州河段自白鹅潭（Ｚ２）以下分为前航道（Ｚ３㊁Ｚ４㊁Ｚ５）和后航道（Ｚ１㊁Ｚ８㊁Ｚ７），二者汇合进入黄埔航道（Ｚ６）（图１）．由春季的结果来看，溶解态ＰＡＨｓ在前航道和后航道中含量相当，浓度范围分别为２４．９ ４４．３ｎｇ㊃Ｌ－１和２１．９ ５１．３ｎｇ㊃Ｌ－１；而颗粒态ＰＡＨｓ情况则不同，前航道含量普遍高于后航道，浓度范围分别为１７０．６ ３５１．７ｎｇ㊃Ｌ－１和１３７．３ ２６１ ４ｎｇ㊃Ｌ－１．而从夏季的结果来看，溶解态ＰＡＨｓ含量在前航道略高于后航道，浓度范围分别为２６．１ ４８ １ｎｇ㊃Ｌ－１和１７．６ ２６．４ｎｇ㊃Ｌ－１；颗粒态ＰＡＨｓ与春季结果相同，前航道含量普遍高于后航道，浓度范围分别为７０．５ ８１．３ｎｇ㊃Ｌ－１和１９．５ ４２．６ｎｇ㊃Ｌ－１．分析其原因，可能是由于前航道横穿工业发达㊁人口稠密的广州市区，沿岸有众多排污口排放大量工业废水和生活污水；后航道流经工业发达而人口相对稀疏的芳村和番禺，接纳生活污水相对较少，从而导致颗粒态ＰＡＨｓ含量较前航道偏低．东江东莞河段的样品自石龙（Ｄ８）采集自北干流（Ｄ３⁃Ｄ７），并且与珠江回合至狮子洋（Ｄ１㊁Ｄ２）．由图Ｓ１可以看出，在该河段的大多数采样点，多环芳烃的浓度随季节变化有同步的增减趋势．溶解态ＰＡＨｓ从上游到下游污染物浓度呈递减趋势，春夏两季溶解态的最高值出现在广深大道（Ｄ３）和广深高速（Ｄ４），这主要是由于Ｄ３㊁Ｄ４除了受麻涌的工业区影响外，还分别接纳来自广州南岗工业区和广州经济开发区的污水以及污水处理厂（图１，ＳＴＰ为广州开发区污水处理厂）的出水，由此可以将这两个区域视为点源污染，在后面相关性分析中，排除这两个区域（图２中圈出的点）；而颗粒态ＰＡＨｓ的含量从上游到下游相差不大，分布比较均匀，这主要与两岸工业废水和生活污水无规则的排放以及新鲜河水的汇入有关，春夏两季颗粒态ＰＡＨｓ的最高值分别出现在Ｄ５㊁Ｄ６区域，可能由于增江在此汇入，带入了新的污染源．与国内外一些水域的分析结果相对比（见附录中表Ｓ１），珠江广州河段与东江东莞河段水体中多环芳烃的含量范围与美国Ｃｈｅｓａｐｅａｋｅ湾（ＧｕｓｔａｆｓｏｎａｎｄＤｉｃｋｈｕｔ，１９９７）㊁西台湾海峡（Ｗｕｅｔａｌ．，２０１１）㊁西江（Ｄｅｎｇｅｔａｌ．，２００６）以及珠江三角洲水体（Ｗａｎｇｅｔａｌ．，２００７）中ＰＡＨｓ含量相近，明显高于西江和北江（马骁轩等，２００７）㊁地中海（Ｇｕｉｔａｒｔｅｔａｌ．，２００７）等地的含量，低于黄河三角洲（Ｗａｎｇｅｔａｌ．，２００９）以及沈阳市细河（Ｇｕｏｅｔａｌ．，２０１１）等地区的含量．３．２㊀影响表层水中多环芳烃含量的因素影响水体及颗粒物中ＰＡＨｓ含量的一个重要因素就是河水中水溶性有机碳（ＤＯＣ）及悬浮颗粒态有机碳（ＰＯＣ）的含量．颗粒物中有机碳含量随站位地理位置的差异及季节的变化而不同，总体表现为夏季高于春季．夏季样品中，有机碳含量为５．０３％到２２．０１％，春季样品中有机碳含量范围为１．５９％到１４ ６％．有机碳含量的这种季节变动可能是由于珠江水环境中浮游动植物的含量不同所造成的．已有大量研究表明，有机碳含量对多环芳烃的分布和归宿起着非常重要的作用（Ｇｕｏｅｔａｌ．，２００９；Ｓｍｉｔｈｅｔａｌ．，２０１１；Ｌｉｅｔａｌ．，２０１２）．分别对春夏两季样品中ＤＯＣ㊁ＰＯＣ与溶解态ＰＡＨｓ，颗粒态ＰＡＨｓ进行回归分析（见附录中图Ｓ２），可以发现春季样品中，有机碳与ＰＡＨｓ总量具有很好的正相关关系，而夏季样品中，ＤＯＣ与溶解态ＰＡＨｓ几乎没有相关性，说明ＤＯＣ含量对于夏季溶解态ＰＡＨｓ总量的分布来说，并不是一个决定性因素．另外无论是春季还是夏季，叶绿素ａ与ＤＯＣ及ＰＯＣ均呈现显著的正相关关系（图２），说明藻类有机碳在研究区域碳库组成中起到非常重要的作用．已有的研究表明，将叶绿素的浓度乘以系数２５，所得的值即为藻类来源的有机碳的浓度（Ｔａｉｐａｌｅｅｔａｌ．，２００７）．将其应用于本区域，结果表明，春季除个别采样点外，藻类有机碳含量占ＰＯＣ总量的７ ３５％ ４０．００％，平均占２４．７０％，夏季藻类有机碳占ＰＯＣ总量的２０．００％ ６６．７０％，平均占３６．２０％，由此可以发现，藻类有机碳确实是该区域有机碳的一个主要来源．Ｃｈｌａ的含量作为富营养化程度的一个重要指标，也表明富营养化可能对ＰＡＨｓ的分布起到重要作用．对两个季节样品中Ｃｈｌａ含量与溶解态ＰＡＨｓ及颗粒态ＰＡＨｓ含量分别进行回归分析，结果如图２所示．春季样品中，Ｃｈｌａ含量与溶解态ＰＡＨｓ及颗粒态ＰＡＨｓ总含量均呈现出显著的相关性，说明藻类有机碳是水体中ＰＡＨｓ分布的决定性因素之一；而夏季样品中，Ｃｈｌａ含量与颗粒态ＰＡＨｓ相关系数ｒ＝０ ７６，两者间还具有较好的相关性，而与溶解态７６９２环㊀㊀境㊀㊀科㊀㊀学㊀㊀学㊀㊀报３４卷图２㊀珠江三角洲水样中叶绿素ａ（Ｃｈｌａ）分别与有机碳（ＤＯＣ和ＰＯＣ）以及多环芳烃（Ａ⁃ＰＡＨｓ和Ｓ⁃ＰＡＨｓ）含量之间的相关性（椭圆中圈出的点偏离程度超出浓度范围的一个标准差，可以将其视为点源污染，讨论相关性时未考虑在内）Ｆｉｇ．２㊀ＣｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｓｏｆＣｈｌａｗｉｔｈＤＯＣ，ＰＯＣ，ｄｉｓｓｏｖｅｄＰＡＨｓ（Ａ⁃ＰＡＨｓ），ａｎｄｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅＰＡＨｓ（Ｓ⁃ＰＡＨｓ）ｉｎｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ（Ｔｈｅｅｌｌｉｐｓｅｅｎｃｌｏｓｅｓｔｈｅｐｏｉｎｔ⁃ｓｏｕｒｃｅｓａｍｐｌｅｓｎｏｔｉｎｃｌｕｄｅｄｉｎｔｈｅｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓ）ＰＡＨｓ的相关系数ｒ＝０．２４，已基本上不存在相关性了；这一结果与以上论述的ＤＯＣ和溶解态ＰＡＨｓ的的相关关系相一致．这说明当夏季浮游生物含量较高并且生长迅速时，藻类有机碳对溶解态ＰＡＨｓ的分布的影响不大，其主要作用体现在对颗粒态ＰＡＨｓ的分布的影响上．有研究表明（Ｃｏｕｎｔｗａｙ８６９２１２期李海燕等：珠江三角洲表层水中多环芳烃的季节分布㊁来源和原位分配ｅｔａｌ．，２００３），水体中自养型浮游植物可能起到一个 生物泵 作用，将低环数多环芳烃泵入到表层颗粒物中．Ｃｈｌａ含量与颗粒态ＰＡＨｓ总量的正相关性也表明该区域内浮游生物的生物泵作用对ＰＡＨｓ的分布起到了一定的贡献．３．３㊀多环芳烃在颗粒相与水相中的分配有机质对非水极性有机污染物的吸附是影响其分布㊁归宿㊁生物有效性㊁健康风险的最重要影响因素之一．常用来表征该吸附作用的参数为有机碳分配系数Ｋｏｃ，其公式表述如下：Ｋｏｃ＝ｑｅ／ｆｏｃＣｅ，而ｌｏｇＫｏｃ＝ａｌｏｇＫｏｗ＋ｂ，由此可得到：ｌｏｇ（ｑｅ／ｆｏｃ）＝ａｌｏｇＫｏｗ＋ｂ＋ｌｏｇＣｅ（１）其中，ｑｅ／ｆｏｃ为有机碳归一化浓度（线性回归曲线斜率），ｑｅ（ｎｇ㊃ｇ－１）和Ｃｅ（ｎｇ㊃ｍＬ－１）分别为平衡态固相和液相浓度．由图３可以看出，不论春季还是夏季ＰＡＨｓ总有机碳归一化浓度与它们的辛醇⁃水系数均呈现显著的正相关关系，并且由图中方程可以发现该结果与之前研究所得珠江流域的分配相一致（Ｌｕｏｅｔａｌ．，２００４；Ｄｅｎｇｅｔａｌ．，２００６）．由此可见，有机质对ＰＡＨｓ的吸附作用确实控制着其在水－颗粒相中的分配作用．根据前人的研究发现（Ｖｏｉｃｅｅｔａｌ．，１９８３；Ｓｃｈｒａｐｅｔａｌ．，１９９５），无论是室内的实验研究还是野外的实地测定，多环芳烃的分配都受到颗粒物浓度的影响．颗粒物浓度增加，分配系数随之降低，这主要是因为随着颗粒物浓度的增加，胶体形式存在的有机质含量增加，从而使溶解态多环芳烃增加．ＰＡＨｓ在水相和颗粒物中的分配被认为是一个吸附和解吸附的动力学过程．由图３中线性自由能方程可以发现此处得到的方程斜率夏季高于春季，这可能与多环芳烃的非平衡吸附有关．春季藻类有机质及悬浮颗粒物含量较低，ＰＡＨｓ需要一定的时间达到在颗粒物上的吸附平衡；而夏季藻类生长旺盛，藻类有机质和悬浮颗粒物含量均高于春季，多环芳烃更倾向于吸附在颗粒态上，并且经过长期固液分配，多环芳烃在固液两相中的分配趋于平衡．由此也可以推断珠江广州河段和东江东莞河段水体中ＰＡＨｓ在春夏两季是由水相向颗粒相中迁移．图３㊀珠江三角洲不同季节水样中ｌｏｇＫｏｗ与ｌｏｇＫｏｃ的相关性Ｆｉｇ．３㊀ＣｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｓｂｅｔｗｅｅｎｌｏｇＫｏｗａｎｄｌｏｇＫｏｃｆｏｒＰＡＨｓｉｎｗａｔｅｒｓａｍｐｌｅｓｆｒｏｍｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ３．４㊀表层水中ＰＡＨｓ的来源分析多环芳烃的同分异构体比值法被广泛地应用于诊断不同环境介质中ＰＡＨｓ的来源．通常运用于来源解析的多环芳烃异构体包括分子量为１７８㊁２０２㊁２２８及２７６的这几组化合物．但是，由于低分子量的同分异构体（如分子量为１７８）在环境中稳定性较差，容易发生光降解，用这类化合物来判断ＰＡＨｓ的来源可能误差较大（Ｚｈａｎｇｅｔａｌ．，２００５）．因此，本研究只采用了分子量为２０２㊁２２８和２７６这３类同分异构体化合物的比值来判断ＰＡＨｓ的来源．即荧蒽／２０２（Ｆｌｕ／２０２），苯并［ａ］蒽／２２８（ＢａＡ／２２８）和茚并芘／２７６（ＩｎＰ／２７６）．一般来说，Ｆｌｕ／２０２的比值小于０．４则意味着石油污染来源，大于０．５则主要是煤和生物质燃烧来源，介于两者之间则意味着液体燃料的燃烧来源（Ｂｕｄｚｉｎｓｋｉｅｔａｌ．，１９９７）．ＢａＡ／２２８的比值小于０．２㊁表明石油排放来源，大于０．３５则主要是燃烧来源，而位于０．２与０．３５之间则可能是石油污染与燃料燃烧的混合来源．ＩｎＰ／２７６比值小于０．２表明主要是石油排放来源，大于０．５则主要是煤和生物质燃烧来源，介于两者之间为液体燃料燃烧来源（Ｙｕｎｋｅｒｅｔａｌ．，２００２）．９６９２环㊀㊀境㊀㊀科㊀㊀学㊀㊀学㊀㊀报３４卷由于水体样品以及悬浮物中的ＰＡＨｓ经过多次分配，如果分别计算溶解相及颗粒相中的不同化合物的比值，其比值往往改变较大，因此本研究中运用比值法来判断研究水体中ＰＡＨｓ来源时，用相应化合物在水相与颗粒相中的和（水相＋颗粒相）来计算相应的比值（Ｗａｎｇｅｔａｌ．，２００７）．根据上面的指示来源的指标，分别计算了不同季节珠江广州河段及东江东莞河段表层水体中各指标的值，作多环芳烃来源的诊断图，如图４所示．从多环芳烃同系物比值来看（图４），珠江三角洲表层水体中ＰＡＨｓ主要来源于液体燃料㊁煤和生物质燃烧．并且在春夏两季无明显差别．为了在ＰＡＨｓ来源的定性分析的基础上取得定量化的结果，这里进一步对水体中ＰＡＨｓ的浓度进行了主成分（ＰＣＡ）分析，得到３个主因子，列于附录中表Ｓ２．图４㊀珠江三角洲不同季节水体中多环芳烃的来源诊断图Ｆｉｇ．４㊀ＰｌｏｔｓｏｆＰＡＨｓｉｓｏｍｅｒｐａｉｒｒａｔｉｏｓｆｏｒｓｏｕｒｃｅｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ附表Ｓ２中主成分１贡献４０．４％的整体方差，在菲㊁蒽㊁荧蒽㊁芘及苝等化合物上有明显的高值，除苝外，这些成分主要是燃煤和植物燃烧来源的多环芳烃（Ｚｈａｎｇｅｔａｌ．，２０１２），因此主成分１主要指示燃煤和植物燃烧来源．主成分２贡献３０．７％的整体方差，在苯并［ａ］蒽㊁㊁苯并［ｂ］荧蒽㊁苯并［ｋ］荧蒽㊁茚并［１．２．３］芘㊁二苯并［ａ，ｈ］蒽上有显著的高值．苯并［ａ］蒽㊁㊁苯并［ｂ］荧蒽㊁苯并［ｋ］荧蒽都是炼焦来源的多环芳烃，而茚并［１．２．３］芘㊁二苯并［ａ，ｈ］蒽可以用来指示汽车尾气来源（Ｈａｒｒｉｓｏｎｅｔａｌ．，１９９６），因此主成分２主要代表了炼焦及汽车尾气来源的多环芳烃．主成分３贡献１４．２％的整体方差，在苊㊁苊烯㊁芴等低分子量多环芳烃上有显著的高值，这些成分主要是石油排放来源的多环芳烃（Ｇｒｉｍｍｅｒｅｔａｌ．，１９８３），因此主成分３可以用来指示石油排放来源．将所得因子进行多元线性回归分析，得各因子对ＰＡＨｓ浓度的贡献，如图５所示．综合来看，ＰＡＨｓ的主要来源 燃煤和植物燃烧来源㊁炼焦及汽车尾气来源㊁石油排放对所研究区域中ＰＡＨｓ的贡献比例分别为４０．４％㊁５８．４％和２．２％，其中，燃烧来源的ＰＡＨｓ占整体的９８．８％，与前述ＰＡＨｓ来源的定性分析的结果一致．综上所述，结合多环芳烃同系物比值法和主成分分析（ＰＣＡ）的结果可以得出，珠江广州河段及东江东莞河段水体中ＰＡＨｓ主要来源于石化燃料㊁煤和生物质的混合燃烧，并且其来源没有明显的季节变化．图５㊀不同来源的ＰＡＨｓ对珠江三角洲水体中ＰＡＨｓ的贡献比例Ｆｉｇ．５㊀ＡｖｅｒａｇｅｃｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｏｕｒｃｅｓｔｏｔｈｅｔｏｔａｌｌｏａｄｉｎｇｏｆＰＡＨｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｏｆｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ４㊀结论（Ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎｓ）珠江广州河段及东江东莞河段所采集的水样中，多环芳烃总量在春夏两个季节存在一定的差异；溶解相和颗粒相多环芳烃浓度在春季样品中高于夏季样品．有机质含量及富营养化程度对ＰＡＨｓ的分布具有重要作用．由多环芳烃在水／颗粒物间的有机碳归一化分配系数（ｌｏｇＫｏｃ）与辛醇／水分配系数（ｌｏｇＫｏｗ）间的线性自由能方程发现，春夏两季该区域ＰＡＨｓ在固液两相中的分配是一个由水相向颗粒相吸附的过程，并且夏季ＰＡＨｓ更趋于达到在颗０７９２１２期李海燕等：珠江三角洲表层水中多环芳烃的季节分布㊁来源和原位分配粒物上的吸附平衡．多环芳烃来源分析的结果表明，珠江广州河段及东江东莞河段水体中ＰＡＨｓ主要来源于石化燃料㊁煤和生物质的混合燃烧，并且在春夏两季均无明显差别．责任作者简介：冉勇（１９６３ ），男，研究员，博士生导师，主要从事水㊁陆环境中持久性有机污染物的来源㊁迁移㊁转化和归宿等研究．Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｙｒａｎ＠ｇｉｇ．ａｃ．ｃｎ．参考文献（Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ）：ＢｕｄｚｉｎｓｋｉＨ，ＪｏｎｅｓＩ，ＢｅｌｌｏｃｑＪ，ｅｔａｌ．１９９７．ＥｖａｌｕａｔｉｏｎｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｂｙｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅＧｉｒｏｎｄｅｅｓｔｕａｒｙ［Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，５８（１／２）：８５⁃９７ＣａｉｌｌｅａｕｄＫ，Ｆｏｒｇｅｔ⁃ＬｅｒａｙＪ，ＳｏｕｉｓｓｉＳ，ｅｔａｌ．２００７．Ｓｅａｓｏｎａｌｖａｒｉａｔｉｏｎｓｏｆｈｙｄｒｏｐｈｏｂｉｃｏｒｇａｎｉｃｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｉｎｔｈｅｗａｔｅｒ⁃ｃｏｌｕｍｎｏｆｔｈｅＳｅｉｎｅＥｓｔｕａｒｙａｎｄｔｈｅｉｒｔｒａｎｓｆｅｒｔｏａｐｌａｎｋｔｏｎｉｃｓｐｅｃｉｅｓＥｕｒｙｔｅｍｏｒａａｆｆｉｎｉｓ（Ｃａｌａｎｏｉｄａ，ｃｏｐｅｐｏｄａ）（Ｐａｒｔ１：ＰＣＢｓａｎｄＰＡＨｓ）［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，７０（２）：２７０⁃２８０ＣｏｕｎｔｗａｙＲＥ，ＤｉｃｋｈｕｔＲＭ，ＣａｎｕｅｌＥＡ．２００３．Ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎ（ＰＡＨ）ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓａｎｄａｓｓｏｃｉａｔｉｏｎｓｗｉｔｈｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｉｎｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｓｏｆｔｈｅＹｏｒｋＲｉｖｅｒ，ＶＡＥｓｔｕａｒｙ［Ｊ］．ＯｒｇａｎｉｃＧｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，３４（２）：２０９⁃２２４ＤｅｎｇＨＭ，ＰｅｎｇＰＡ，ＨｕａｎｇＷＬ，ｅｔａｌ．２００６．ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｌｏａｄｉｎｇｓｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅＸｉｊｉａｎｇＲｉｖｅｒｉｎＧｕａｎｇｄｏｎｇ，ＳｏｕｔｈＣｈｉｎａ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，６４（８）：１４０１⁃１４１１ＧｒｅｅｎｂｅｒｇＡＥ，ＣｌｅｓｃｅｒｌＬＳ，ＥａｔｏｎＡＤ１９９８．ＳｔａｎｄａｒｄＭｅｔｈｏｄｓｆｏｒｔｈｅＥｘａｍｉｎａｔｉｏｎｏｆＷａｔｅｒａｎｄＷａｓｔｅｗａｔｅｒ（２０ｔｈｅｄ）［Ｍ］．Ｗａｓｈｉｎｇｔｏｎ，ＤＣ：ＡｍｅｒｉｃａｎＰｕｂｌｉｃＨｅａｌｔｈＡｓｓｏｃｉａｔｉｏｎＧｒｉｍｍｅｒＧ，ＪａｃｏｂＪ，ＮａｕｊａｃｋＫＷ．１９８３．ＰｒｏｆｉｌｅｏｆｔｈｅＰｏｌｙｃｙｃｌｉｃＡｒｏｍａｔｉｃ⁃ＣｏｍｐｏｕｎｄｓｆｒｏｍＣｒｕｄｅＯｉｌｓ３．ＩｎｖｅｎｔｏｒｙｂｙＧｃｇｃＭｓ⁃ＰａｈｉｎＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭａｔｅｒｉａｌｓ［Ｊ］．ＦｒｅｓｅｎｉｕｓＺｅｉｔｓｃｈｒｉｆｔＦｕｒＡｎａｌｙｔｉｓｃｈｅＣｈｅｍｉｅ，３１４（１）：２９⁃３６ＧｕｉｔａｒｔＣ，Ｇａｒｃｉａ⁃ＦｌｏｒＮ，ＢａｙｏｎａＪＭ，ｅｔａｌ．２００７．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄｆａｔｅｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅｃｏａｓｔａｌｓｕｒｆａｃｅｍｉｃｒｏｌａｙｅｒ［Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎ，５４（２）：１８６⁃１９４ＧｕｏＷ，ＨｅＭＣ，ＹａｎｇＺＦ，ｅｔａｌ．２００９．Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ，ｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇａｎｄｓｏｕｒｃｅｓｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎＤａｌｉａｏＲｉｖｅｒｗａｔｅｒｓｙｓｔｅｍｉｎｄｒｙｓｅａｓｏｎ，Ｃｈｉｎａ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ，１６４（２／３）：１３７９⁃１３８５ＧｕｏＷ，ＨｅＭＣ，ＹａｎｇＺＦ，ｅｔａｌ．２０１１．ＡｌｉｐｈａｔｉｃａｎｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅＸｉｈｅＲｉｖｅｒ，ａｎｕｒｂａｎｒｉｖｅｒｉｎＣｈｉｎａ＇ｓＳｈｅｎｙａｎｇＣｉｔｙ：Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ，１８６（２／３）：１１９３⁃１１９９ＧｕｓｔａｆｓｏｎＫＥ，ＤｉｃｋｈｕｔＲＭ．１９９７．ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｏｕｔｈｅｒｎＣｈｅｓａｐｅａｋｅＢａｙｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒ：Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎｏｆｔｈｒｅｅｍｅｔｈｏｄｓｆｏｒｄｅｔｅｒｍｉｎｉｎｇｆｒｅｅｌｙｄｉｓｓｏｌｖｅｄｗａｔｅｒｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，１６（３）：４５２⁃４６１ＨａｆｔｋａＪＪＨ，ＧｏｖｅｒｓＨＡＪ，ＰａｒｓｏｎｓＪＲ．２０１０．Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅａｎｄｏｒｉｇｉｎｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｏｎｔｈｅｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｂｅｈａｖｉｏｒｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＰｏｌｌｕｔｉｏｎＲｅｓｅａｒｃｈ，１７（５）：１０７０⁃１０７９ＨａｒｒｉｓｏｎＲＭ，ＳｍｉｔｈＤＪＴ，ＬｕｈａｎａＬ．１９９６．ＳｏｕｒｃｅａｐｐｏｒｔｉｏｎｍｅｎｔｏｆａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｃｏｌｌｅｃｔｅｄｆｒｏｍａｎｕｒｂａｎｌｏｃａｔｉｏｎｉｎＢｉｒｍｉｎｇｈａｍ，ＵＫ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，３０（３）：８２５⁃８３２ＬａｍｍｅｌＧ，ＫｌａｎｏｖａＪ，ＫｏｈｏｕｔｅｋＪ，ｅｔａｌ．２００９．ＯｂｓｅｒｖａｔｉｏｎａｎｄｏｒｉｇｉｎｏｆｏｒｇａｎｏｃｈｌｏｒｉｎｅｃｏｍｐｏｕｎｄｓａｎｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅｆｒｅｅｔｒｏｐｏｓｐｈｅｒｅｏｖｅｒｃｅｎｔｒａｌＥｕｒｏｐｅ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎ，１５７（１２）：３２６４⁃３２７１ＬｉＨ，ＲａｎＹ．２０１２．Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｂｉｏｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒａｎｄｆｉｓｈｅｓ［Ｊ］．ＴｈｅＳｃｉｅｎｔｉｆｉｃＷｏｒｌｄＪｏｕｒｎａｌ，２０１２：６３２９１０，ｄｏｉ：１０．１１００／２０１２／６３２９１０ＬｕｏＸＪ，ＭａｉＢＸ，ＹａｎｇＱＳ，ｅｔａｌ．２００４．Ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ（ＰＡＨｓ）ａｎｄｏｒｇａｎｏｃｈｌｏｒｉｎｅｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓｉｎｗａｔｅｒｃｏｌｕｍｎｓｆｒｏｍｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒａｎｄｔｈｅＭａｃａｏｈａｒｂｏｒｉｎｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａｉｎＳｏｕｔｈＣｈｉｎａ［Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎ，４８（１１／１２）：１１０２⁃１１１５罗孝俊，陈社军，麦碧娴，等．２００８．多环芳烃在珠江口表层水体中的分布与分配［Ｊ］．环境科学，２９（９）：２３８５⁃２３９１马骁轩，冉勇，孙可，等．２００７．珠江水系两条重要河流水体中悬浮颗粒物的有机污染物含量［Ｊ］．生态环境，１６（２）：３７８⁃３８３ＰａｒｋＪＳ，ＷａｄｅＴＬ，ＳｗｅｅｔＳＴ．２００２．ＡｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆＰＡＨｓ，ＰＣＢｓ，ａｎｄｏｒｇａｎｏｃｈｌｏｒｉｎｅｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓｔｏＣｏｒｐｕｓＣｈｒｉｓｔｉＢａｙ，Ｔｅｘａｓ［Ｊ］．ＡｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，３６（１０）：１７０７⁃１７２０ＳｃｈｒａｐＳＭ，ＨａｌｌｅｒＭ，ＫｏｐｐｅｒｈｕｉｚｅｎＡ．１９９５．Ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｎｇｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｉｎｃｏｍｐｌｅｔｅｓｅｐａｒａｔｉｏｎｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔａｎｄｗａｔｅｒｏｎｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｓｏｒｐｔｉｏｎｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｂｅｎｚｅｎｅｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，１４（２）：２１９⁃２２８ＳｍｉｔｈＫＥＣ，ＴｈｕｌｌｎｅｒＭ，ＷｉｃｋＬＹ，ｅｔａｌ．２０１１．Ｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎｅｎｈａｎｃｅｓｔｈｅｍａｓｓｔｒａｎｓｆｅｒｏｆｈｙｄｒｏｐｈｏｂｉｃｏｒｇａｎｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｓｆｒｏｍｎｏｎａｑｕｅｏｕｓｐｈａｓｅｌｉｑｕｉｄｓ（ＮＡＰＬｓ）ｉｎｔｏｔｈｅａｑｕｅｏｕｓｐｈａｓｅ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，４５（２０）：８７４１⁃８７４７ＴａｉｐａｌｅＳ，ＫａｎｋａａｌａＰ，ＪｏｎｅｓＲＩ．２００７．ＣｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆｄｉｆｆｅｒｅｎｔｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｓｔｏＤａｐｈｎｉａｉｎｔｈｅｐｅｌａｇｉｃｆｏｏｄｗｅｂｏｆａｓｍａｌｌｐｏｌｙｈｕｍｉｃｌａｋｅ：Ｒｅｓｕｌｔｓｆｒｏｍｍｅｓｏｃｏｓｍ（ＤＩＣ）⁃Ｃ⁃１３⁃ａｄｄｉｔｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ，１０（５）：７５７⁃７７２ＶｏｉｃｅＴＣ，ＲｉｃｅＣＰ，ＷｅｂｅｒＷＪ．１９８３．Ｅｆｆｅｃｔｏｆｓｏｌｉｄｓｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｎｔｈｅｓｏｒｐｔｉｖｅｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｏｆｈｙｄｒｏｐｈｏｂｉｃｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎａｑｕａｔｉｃｓｙｓｔｅｍｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１７（９）：５１３⁃５１８ＷａｎｇＪＺ，ＧｕａｎＹＦ，ＮｉＨＧ，ｅｔａｌ．２００７．Ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｒｉｖｅｒｉｎｅｒｕｎｏｆｆｏｆｔｈｅｐｅａｒｌｒｉｖｅｒｄｅｌｔａ（Ｃｈｉｎａ）：１７９２环㊀㊀境㊀㊀科㊀㊀学㊀㊀学㊀㊀报３４卷Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ，ｆｌｕｘｅｓ，ａｎｄｆａｔｅ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，４１（１６）：５６１４⁃５６１９ＷａｎｇＪＺ，ＮｉｅＹＦ，ＬｕｏＸＬ，ｅｔａｌ．２００８．ＯｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄｐｈａｓｅｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｒｉｖｅｒｉｎｅｒｕｎｏｆｆｏｆｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ，Ｃｈｉｎａ［Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎ，５７（６／１２）：７６７⁃７７４ＷａｎｇＬＬ，ＹａｎｇＺＦ，ＮｉｕＪＦ，ｅｔａｌ．２００９．Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ，ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔａｎｄｓｏｕｒｃｅｄｉａｇｎｏｓｔｉｃｓｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｗａｔｅｒｃｏｌｕｍｎｏｆｔｈｅＹｅｌｌｏｗＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ，ｏｎｅｏｆｔｈｅｍｏｓｔｐｌｅｎｔｙｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙｚｏｎｅｓｉｎｔｈｅｗｏｒｌｄ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ，１６９（１／３）：４６０⁃４６５ＷｕＹＬ，ＷａｎｇＸＨ，ＬｉＹＹ，ｅｔａｌ．２０１１．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ（ＰＡＨｓ）ｉｎｓｅａｗａｔｅｒｆｒｏｍｔｈｅＷｅｓｔｅｒｎＴａｉｗａｎＳｔｒａｉｔ，Ｃｈｉｎａ［Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎ，６３（５／１２）：４５９⁃４６３ＹｕｎｋｅｒＭＢ，ＭａｃｄｏｎａｌｄＲＷ，ＶｉｎｇａｒｚａｎＲ，ｅｔａｌ．２００２．ＰＡＨｓｉｎｔｈｅＦｒａｓｅｒＲｉｖｅｒｂａｓｉｎ：ａｃｒｉｔｉｃａｌａｐｐｒａｉｓａｌｏｆＰＡＨｒａｔｉｏｓａｓｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆＰＡＨｓｏｕｒｃｅａｎｄｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ［Ｊ］．ＯｒｇａｎｉｃＧｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，３３（４）：４８９⁃５１５ＺｈａｎｇＫ，ＬｉａｎｇＢ，ＷａｎｇＪＺ，ｅｔａｌ．２０１２．ＰｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｕｐｓｔｒｅａｍｒｉｖｅｒｉｎｅｒｕｎｏｆｆｏｆｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ，Ｃｈｉｎａ：Ａｎａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｒｅｇｉｏｎａｌｉｎｐｕｔｓｏｕｒｃｅｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎ，１６７：７８⁃８４ＺｈａｎｇＸＬ，ＴａｏＳ，ＬｉｕＷＸ，ｅｔａｌ．２００５．Ｓｏｕｒｃｅｄｉａｇｎｏｓｔｉｃｓｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｂａｓｅｄｏｎｓｐｅｃｉｅｓｒａｔｉｏｓ：Ａｍｕｌｔｉｍｅｄｉａａｐｐｒｏａｃｈ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，３９（２３）：９１０９⁃９１１４２７９２图表附录：表Ｓ１㊀不同研究区域水样中多环芳烃的污染状况ＴａｂｌｅＳ１㊀ＳｕｍｍａｒｙｏｆｔｏｔａｌＰＡＨｓ（ｎｇ㊃Ｌ－１）ｉｎｗａｔｅｒａｎｄＳＰＭｆｒｏｍｖａｒｉｏｕｓｅｓｔｕａｒｙａｎｄｃｏａｓｔａｌｒｅｇｉｏｎｓ地点浓度／（ｎｇ㊃Ｌ－１）Ｎ参考文献Ｗａｔｅｒ珠江三角洲１０．９ ８３．１１５本研究美国Ｃｈｅｓａｐｅａｋｅ湾２０ ６５．７１７ＧｕｓｔａｆｓｏｎａｎｄＤｉｃｋｈｕｔ，１９９７地中海３．６ ３０．７１５Ｇｕｉｔａｒｔｅｔａｌ．，２００７黄河三角洲６４．８ ３３５１６Ｗａｎｇｅｔａｌ．，２００９中国沈阳细河３９．２ ２５０１６Ｇｕｏｅｔａｌ．，２０１１西台湾海峡１２．３ ５８．０１５Ｗｕｅｔａｌ．，２０１１中国西江２１．７ １３８１５Ｄｅｎｇｅｔａｌ．，２００６珠江三角洲１０．８ ３２３１５Ｗａｎｇｅｔａｌ．，２００７ＳＰＭ珠江三角洲８．７５ ４０４１５本研究美国Ｙｏｒｋ河河口２．０９ １２３２０Ｃｏｕｎｔｗａｙｅｔａｌ．，２００３地中海０．４ ８．６１５Ｇｕｉｔａｒｔｅｔａｌ．，２００７黄河三角洲６５．６ ６７５．１６Ｗａｎｇｅｔａｌ．，２００９中国沈阳细河９３．３ １３８２１６Ｇｕｏｅｔａｌ．，２０１１西台湾海峡１０．３ ４５．５１５Ｗｕｅｔａｌ．，２０１１中国西江０．１７ ５８．２１５Ｄｅｎｇｅｔａｌ．，２００６西江５．７９ １５．４１５马骁轩等，２００７北江８．２２ １１．０１５马骁轩等，２００７㊀㊀注：Ｎ为所分析的多环芳烃的种类．表Ｓ２㊀珠江三角洲水体中ＰＡＨｓ浓度的主因子分析结果ＴａｂｌｅＳ２㊀ＲｏｔａｔｅｄｃｏｍｐｏｎｅｎｔｍａｔｒｉｘｏｆｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｉｎｄｉｖｉｄｕａｌＰＡＨｓｃｏｍｐｏｕｎｄｓｉｎｔｈｅＰｅａｒｌＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ化合物主成份１２３化合物主成份１２３Ａｃｅ－０．１５４０．０７２０．８９８Ａｃｙ０．４８８０．１５４０．７３６Ｆｌｏ０．５４２－０．０２６０．８２０Ｐｈｅ０．９２２０．０２２０．２５１Ａｎｔ０．９４７０．１３４０．１４３Ｆｌｕ０．８１１０．４７６０．２０７Ｐｙｒ０．７８５０．４６２０．１７８ＢａＡ０．５５５０．７９６０．１３０Ｃｈｒｙ０．５４５０．７５９０．１８１ＢｂＦ０．７３７０．６４１０．０２９ＢｋＦ０．６５１０．７１３０．０２０ＢａＰ０．７６１０．６１４０．０９０Ｐｅｒ０．７３８０．３５１０．０６１ＩｎＰ－０．０１９０．９１０－０．０２７ＤｂＡ０．１０８０．７９４０．１４２ＢｇＰ０．４２７０．５７８－０．０４９。
国家重点实验室2024公式名单1. 化学品制备实验室- 主要研究领域：新型材料的合成与制备、有机合成、催化剂设计等- 公式名单：Goldberg反应、Suzuki偶联反应、Grignard反应、Kohler合成等2. 生物医学实验室- 主要研究领域：药物筛选、疾病机理研究、基因编辑等- 公式名单：Hill方程、Michaelis-Menten方程、PCR扩增等3. 物理实验室- 主要研究领域：新材料特性研究、光电子学、凝聚态物理等- 公式名单：薛定谔方程、Maxwell方程、能带结构等4. 地质灾害防治实验室- 主要研究领域：地质灾害预测、灾害防治技术、勘探技术等- 公式名单：地震波传播方程、地质构造模拟方程、山体稳定性评价模型等5. 电子信息技术实验室- 主要研究领域：通信技术、计算机科学、物联网等- 公式名单：香农定理、傅里叶变换、信息熵等6. 新能源材料实验室- 主要研究领域：太阳能电池、储能材料、光催化材料等- 公式名单：光合作用方程、光电转化效率公式、化学势能变化公式等7. 城市环境规划实验室- 主要研究领域：城市空气质量、垃圾处理、水资源利用等- 公式名单：空气污染指数计算公式、水资源承载能力公式、生态足迹计算方法等8. 新药研发实验室- 主要研究领域：药物设计、药理学、临床试验等- 公式名单：药物半衰期计算公式、药物活性预测公式、药物剂量计算方法等9. 智能制造实验室- 主要研究领域：工业机器人、自动化生产、智能控制系统等- 公式名单：PID控制器设计方程、自适应控制器公式、加工精度计算方法等10. 生态保护与可持续发展实验室- 主要研究领域：生物多样性保护、生态系统平衡、可持续资源利用等- 公式名单：生态系统稳定性指数计算公式、生物多样性评估模型、可持续发展指数计算方法等11. 智能交通与运输系统实验室- 主要研究领域：智能交通管理、交通网络优化、车辆自动驾驶技术等- 公式名单：交通流模型、交通信号优化算法、车辆行驶能耗计算公式等12. 数字农业与智慧农村实验室- 主要研究领域：农业信息化、智能农机、农村一体化发展等- 公式名单：作物生长模型、农田土壤养分模型、智能农业生产效率公式等总结：国家重点实验室的公式名单涵盖了化学、生物、物理、地质、电子信息技术、新能源、城市规划、新药研发、智能制造、生态保护、智能交通、数字农业等多个领域，这些公式不仅是理论研究的重要工具，也是科学技术创新的关键支持，将对我国高新技术领域的发展起到重要的推动作用。
2011年 第56卷 第8期：583 ~ 588 英文版见: Shi W F, Feng X B, Zhang G, et al. High-precision measurement of mercury isotope ratios of atmospheric deposition over the past 150 years re-corded in a peat core taken from Hongyuan, Sichuan Province, China. Chinese Sci Bull, 2011, 56, doi: 10.1007/s11434-011-4396-0论 文《中国科学》杂志社SCIENCE CHINA PRESS150年以来红原雨养型泥炭中高分辨的汞同位素 沉积记录侍文芳①②, 冯新斌①*, 张干③, 明荔莉②③, 尹润生①②, 赵志琦①, 王静①① 中国科学院地球化学研究所环境地球化学国家重点实验室, 贵阳 550002; ② 中国科学院研究生院, 北京100049;③ 中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室, 广州 510640 * 联系人, E-mail: fengxinbin@ 2010-08-19收稿, 2010-12-09接受 国家自然科学基金资助项目(40825011)摘要 利用LUMEX 915和多接收等离子体质谱(MC-ICP-MS)等仪器, 分别对红原一个约150 a (210Pb 定年)时间跨度的泥炭剖面进行总汞含量和汞同位素比值测定. 发现泥炭中汞含量从底部到表层逐渐增加, 汞同位素δ 202Hg 从底部至表层呈变轻的趋势, 变化范围分别在16.7~101.3 ng/g 和(−0.44‰±0.14‰)~(−1.45‰±0.22‰)之间. 研究结果表明, 工业革命不仅使研究区大气受到明显汞的污染, 也使汞同位素组成呈现出变轻的趋势, 这说明人类活动排放的汞同位素与自然排放的汞同位素有差异.关键词泥炭 雨养型 汞 同位素 工业化泥炭是沼泽植物遗体在沼泽中经泥炭化作用形成的一种松散富含水分的有机质聚积物[1,2], 且其基本不受到如地表径流等外界干扰[3], 雨养型泥炭作为特殊的媒介, 其中的养分几乎全部来自于大气降水[4], 而汞作为一种可以在大气中长距离迁移的重金属污染物, 可以通过湿沉降(雨雪)、干沉降、植物落叶等方式进入到泥炭中. 因此, 雨养型泥炭中汞的含量从一定程度上可以代表大气中汞污染的特征[5~8]. 通过雨养型泥炭沉积记录, 可以用来研究大气中重金属污染历史. 自Martinez-Cortizas 等人[4]对西班牙泥炭中汞的含量进行研究以来, 很多学者对泥炭中总汞、甲基汞的含量、沉降通量、汞与其他重金属的关系, 以及定年方式对泥炭中汞沉降通量计算的影响、不同处理方法对泥炭中汞的含量的影响、汞在历史时期的分布、汞对气候的响应等许多方面进行了研究[7,9~16]. 近年来随着分析测试技术的进步, 同位素测定技术也得到了很大的突破, 而MC-ICP-MS 技术的广泛应用, 使铜、铁、锌、铬、钼、硒、汞等重元素的稳定同位素比值的准确测定成为现实. 汞在自然界有7种稳定同位素, 分别是196Hg(0.15%), 198Hg(10.02%),199Hg(16.84%), 200Hg(23.13%), 201Hg(13.22%), 202Hg (29.80%)和204Hg(6.85%). 据已有的研究发现, 汞在自然界不仅广泛存在同位素质量分馏, 如陨石[17,18]、火山热液系统[19]、汞矿[20]、煤[21]、土壤[22]等; 同时汞也存在同位素非质量分馏, 如沉积物[23]、植物[24]、水生系统[25,26]等. 这些研究无疑说明汞的同位素在示踪环境汞污染来源及指示汞的生物地球化学过程的研究中有着广阔的应用前景.目前汞同位素的研究已经在很多方面都有所突破, 但对于大气中汞同位素组成的研究却非常少. 由于大气中汞的含量非常低(ng/m 3), 而测定汞同位素时必须要求溶液中汞浓度达到ng/mL 的量级[27,28], 因此直接对大气的汞同位素特征的研究较少[29]. 本文以红原地区时间跨度为150 a 的泥炭柱为研究对象, 进行高精度的汞浓度及同位素组成测定, 旨在探索工业化对大气中汞的污染及人为源和自然源汞的同2011年3月 第56卷 第8期584位素组成特征. 1 研究区概况研究区位于四川省阿坝羌族自治州, 地处我国高原泥炭沼泽发育最为典型的区域—— 若尔盖-红原泥炭聚集区, 该区是青海、甘肃、四川三省的交接地带, 在地貌单元上位于青藏高原东北缘的红原-若尔盖平坦高原区红原丘状高原区, 处于白河上游南侧欧穷玛柯洼地(图1). 洼地高程3490~3532 m, 地势南高北低、东高西低, 比降大、由南向北流向白河. 周围山脊舒缓, 海拔3700 m 左右. 该区属亚高山草甸草原带, 大陆性高原寒温带季风型气候, 长冬无夏, 春秋短促, 区内年平均气温1.1℃, 1月均温−10.3℃, 7月均温10.9℃, 昼夜温差大, 日照时间长[1,2,30~33].由于汞在若尔盖高原显示为明显的低背景分布, 是四川省西部典型的表生元素缺乏的地球化学区[34],所以河流冲刷作用带入泥炭地的汞量相当少, 另外, 红原研究区泥炭属河流阶地泥炭地[35], 此处植物主要依靠大气降水生长, 泥炭也主要因大气降水而发育, 并同时接受大气物质沉积, 因此该区泥炭中汞主要来源是大气干湿沉降(雨水、雪水、颗粒物等).2 实验部分2.1 样品采集及预处理泥炭样品的采集于2006年5月24日完成, 采样点位于32°46.774′N, 102°30.964′E, 海拔3510 m. 使图1 采样点位置用不锈钢Wardenaar 取样器采集了一根10 cm×11 cm× 25 cm 的泥炭柱样, 样品采集后以铝箔密封带回实验室置于−18℃保存. 冷冻的泥炭柱按0.5 cm 的厚度分样, 经冷冻干燥48 h 后, 研磨至小于80目后保存待测.2.2 铅同位素定年泥炭样210Pb 活度采用美国EG&GORTEC 公司生产的高纯锗井型探测器(HP Ge GWL-120-15)测定. 通过直接测量210Pb 能量为46.5 keV 的r 光子来确定210Pb 的含量. 定年采用稳定初始放射性通量模式(constant initial 210Pb concentration, CIC)进行计算, 得出沉积速率V =0.16 cm/a.2.3 总汞测定样品中总汞含量用俄罗斯生产的LUMEX RA915和PYRO915测定. 该方法是基于高频调制偏振光的塞曼原子吸收技术(ZAAS-HFM), 采用热解法检测样品中的汞含量[36]. 样品按10%的比例进行重复测定,相对误差在10%以内; 同时以标准物质(GBW07305,GBW07405)进行校正, 回收率为80%~120%.2.4 汞同位素测定泥炭样品用10 mL 超纯浓硫酸和浓硝酸(2:8(v/v))溶解, 静置24 h 后在95℃水浴消解6~8 h 至无明显反应, 取出前0.5 h 加入BrCl 溶液1 mL, 用超纯水定容至15 mL 、静置遮光保存24 h 后, 用0.45 μm 的滤膜(Milipore)将消解液过滤, 然后将消解液中总汞浓度调整在1.5~5 ng/mL 范围待测. 消解液中汞浓度采用SnCl 2还原, 冷蒸气原子荧光光谱法(CVAFS, Tekran 2500)测定, 同时进行空白及标准物质的分析, 标准物质(GBW07305, GBW10020)回收率为80%~ 120%. 由于部分样品量很少(<0.2 g), 达不到测定同位素所需的要求(0.6~2 g), 因此我们对相邻的样品进行了合并, 最后对27个混合样品进行汞同位素比值测定.样品中汞的同位素比值用NU Plasma MC-ICP- MS (NU Plasma, Nu Instrument Ltd., UK)进行测定. 汞标准溶液(NIST 3133)和样品的消解液采用汞蒸气发生器(CETAC HGX200)进行在线连续流进样, 利用SnCl 2将汞还原为Hg 0; 利用Apex-Q (Elemental Scienti fic Inc., USA)将Tl(NIST 997)气溶胶引入到汞585蒸气发生器(CETAC HGX200)与Hg 0混合, 并由载气高纯Ar 将混合气体携带到等离子源进行检测. 测得的205Tl/203Tl 比值对仪器进行质量歧视校正. 具体的仪器参数、法拉第杯的设置、计算方法、测试过程等均参照文献[28].本次研究只对Hg 的4个同位素比值(202Hg/198Hg,201Hg /198Hg, 200Hg /198Hg, 199Hg /198Hg)和205Tl/203Tl 的比值进行测定. 汞的同位素比值用δ xxx Hg(‰)表示, 汞的非质量分馏用Δxxx Hg(‰)表示, 计算公式分别如下[27]:δ xxx Hg(‰)=1000×[(xxx Hg/198Hg)unknown /(xxxHg/198Hg)NIST 3133−1], (1) Δ199Hg(‰)=δ 199Hg −(0.252×δ 202Hg), (2)Δ200Hg(‰)=δ 200Hg −(0.502×δ 200Hg), (3)Δ201Hg(‰)=δ 201Hg −(0.752×δ 202Hg), (4)其中XXX 分别指202, 201, 200, 199.3 结果与讨论3.1 泥炭剖面总汞变化样品总汞含量随深度增加呈逐渐降低的趋势, 最底部泥炭汞含量为16.7 ng/g, 顶部泥炭汞含量则升高至大于100 ng/g(图2). 泥炭汞含量可以明显分为3个阶段: (1) 1840~1900年, 泥炭柱中总汞浓度基本稳定, 汞含量平均值为19 ng/g; (2) 1900~1985年, 泥炭汞含量增加了近1倍, 平均为37 ng/g; (3) 1985年以来, 汞含量迅速升高, 最高值已超过100 ng/g.这表明, 1900年以前, 研究区大气汞含量维持在较稳定的水平, 欧洲和北美早期的工业化汞排放对该区域的影响还很小, 因此泥炭中汞可能主要来自图2 泥炭中总汞含量随深度和时间的变化自然源; 进入20世纪后, 随着工业化进程迅速相继在欧洲和美洲等地区展开, 特别是煤等化石燃料的燃烧向环境中释放了大量的汞, 而大气中的汞随季风等参与到全球大气循环中, 对偏远地区也产生了影响并导致研究区大气汞含量的增加. 20世纪80年代后, 我国经济迅猛发展, 使得研究区大气汞含量大幅增加.3.2 泥炭剖面汞同位素变化在泥炭剖面中, 汞同位素比值δ 202Hg 在(−0.44‰±0.14‰)~(−1.45‰±0.22‰)范围内变化. 从下到上可分为3个阶段(图3): (1) 1840~1900年, 泥炭中汞的同位素比值δ 202Hg 介于−0.44‰~−0.84‰之间, 平均值为−0.57‰±0.13‰; (2) 1900~1985年, 泥炭中汞的同位素比值δ 202Hg 明显变轻, 平均值为−0.87‰±0.16‰; (3) 1985年以来, δ 202Hg 比值进一步变轻, 平均值为−0.99‰±0.05‰.运用Foucher 等人[22]提出的二元汞同位素的混合模型, 并结合不同时期泥炭中总汞含量的变化, 对上述泥炭中汞的同位素比值进行重新运算, 可以分别得出欧洲和北美工业化排放汞的同位素组成与我国人为活动排放汞的同位素组成. 计算公式如下:δ 202Hg 样品=X 自然源×δ 202Hg 自然源+X 人为源×δ 202Hg 人为源, (5)X 自然源+X 人为源=1, (6) 其中δ 202Hg自然源和δ 202Hg人为源分别代表自然源和人为源排放的汞的同位素组成特征, X 自然源和X 人为源分别代表自然源和人为源排放的汞在不同时期泥炭中的贡图3 泥炭中总汞含量、汞同位素δ 202Hg 随深度和时间的变化2011年3月 第56卷 第8期586献率. 我们认为1900年前, 泥炭中的汞全部来源于自然排放源, 而之后的时期, 泥炭中的汞则是人为源与自然源排放的二元混合. 经过计算得出, 欧洲和北美工业化过程中排放的汞的同位素δ 202Hg 比值为−1.16‰±0.15‰, 而改革开放以来我国人为活动排放的汞的同位素δ 202Hg 比值为−1.12‰±0.08‰. 这一结论充分证明人为源排放汞与自然源排放汞具有显著不同的同位素组成特征, 同时也表明人为源排放的汞较自然源排放的汞组成稍轻.图4表示的是奇数同位素199Hg 和201Hg 的非质量相关分馏. 几乎所有的样品中奇同位素δ 199Hg 和δ 201Hg 表现为正的非质量相关分馏, 即落于质量分馏线(MDF line)上方, 说明样品倾向于富集奇同位素.对于非质量分馏, 国外已经有了一些报道[37,38]. Bergquist 和Blum [25]发现汞(Hg 2+和MeHg)在水环境中发生光致还原反应的过程中会导致非质量分馏, 奇同位素倾向于富集在剩余液体中, 并且Δ201Hg 与Δ199Hg 之间分别呈1:1和1:1.36的线性关系, 产生这一关系的原因是由于磁同位素效应(magnetic isotope effect). Zheng 等人[38]又对水环境中不同浓度的Hg 2+在不同DOC 浓度下发生光致还原反应产生的非质量分馏进行了研究, 发现Δ199Hg/Δ201Hg 值不是恒定的, 在一定条件下可以达到1:1.543. Estrade 等人[39]在进行液态汞的平衡态热力学蒸发的实验中也发现了Hg 同位素非质量分馏的存在, 但是该实验结果却显示奇同位素倾向于富集在产物气态汞中, 并且其Δ199Hg 与Δ201Hg 比值约为2.0±0.6, 这与根据核体积效应(nuclear volume effect)理论计算得出的数值(Δ199Hg /Δ201Hg=2.47)十分相似.研究得出的Δ201Hg /Δ199Hg 数据如图5所示. 空心的点表示位于剖面16 cm 以下(20世纪之前)的样品的同位素, 从图5上可看出, 这8个样品的Δ201Hg /Δ199Hg 分布较为规律, 均位于呈1:1的线性关系线附近, 说明16 cm 以下, 也即20世纪之前, 主要来源于自然源排放的泥炭中的汞同位素非质量分馏应该是磁同位素效应主导产生的, 也即泥炭中汞的同位素非质量分馏是由光致还原主导造成的. 在20世纪后, 样品的Δ201Hg 与Δ199Hg 比值分布比较散乱, 原因可能是工业革命之后, 各种不同人为排汞源排放汞的非质量分馏机制不同.泥炭中汞同位素的分馏产生影响的原因会很多, 例如: 甲基化作用、去甲基化作用、光致氧化[40]、泥炭中Hg 的再释放[10,15]等. 但是到目前为止, 对于上述这些过程对汞同位素分馏的影响尚不清楚, 也无法确定各个影响因素的贡献率.虽然无法肯定工业化后泥炭中汞同位素的非质量分馏是何种原因起主导作用造成, 但我们的结果可以说明, 自然源和人为源向大气排放的汞具有不同的同位素组成. 这是因为这两种源向大气排放汞的过程和机理方面存在显著差异[41], 多数自然源排汞是在常温下缓慢进行, 而人为源则是在高温下快速排放; 自然源是通过在微生物还原、光致还原和化学还原等作用下将二价汞转化成单质汞排放到大气的; 而人为源则是在高温下通过热还原作用将二价汞转化成单质汞排放到大气中[41]. 由于以上排汞过程和机理的差异, 最终导致不同来源汞的同位素组成的差异.图4 泥炭中汞同位素199Hg(a)和201Hg(b)的非质量分馏587图5 泥炭中汞同位素Δ199Hg 和Δ201Hg 的关系4 结语本文对青藏高原东北部的红原泥炭中汞的含量及同位素组成进行了测定, 在工业革命之后, 汞含量在泥炭中呈逐渐增加的现象, 这明显说明了工业化之后, 人类向大气的排汞逐渐增加. 通过研究汞同位素的特征, 发现工业革命前后, 汞同位素δ 202Hg具有明显的差异, 人为源的汞稍轻于自然源的汞; 这一差异同时也表现出汞的奇同位素201Hg 和199Hg 的非质量分馏, Δ201Hg /Δ199Hg 在工业革命前后也呈现不同的特征, 表示不同源(人为源和自然源)排放的汞具有不同的同位素组成特征及分馏机制. 这为我们将来进一步研究来自各种排放源的汞的特征奠定初步基础.参考文献1 王华, 洪冰, 朱咏煊, 等. 青藏高原泥炭腐殖化度的古气候意义. 科学通报, 2004, 49: 686–6912 洪冰, 林庆华, 朱咏煊, 等. 红原泥炭苔草的碳同位素组成与全新世季风变化. 矿物岩石地球化学通报, 2003, 22: 99–1033 Rey-Salgueiro L, Pontevedra-Pombal X, Alvarez-Casas M, et al. Comparative performance of extraction strategies for polycyclic aromatichydrocarbons in peats . J Chromatogr A, 2009, 1216: 5235–52414 Martinez-Cortizas A, Pontevedra-Pombal X, Garcia-Rodeja E, et al. Mercury in a Spanish peat bog: Archive of climate change and at-mospheric metal deposition. Science, 1999, 284: 939–9425 Givelet N, Roos-Barraclough F, Goodsite M E, et al. A 6000-years record of atmospheric mercury accumulation in the high Arctic frompeat deposits on Bathurst Island, Nunavut, Canada. J Phys, 2003, 107: 545–548 6 Roos-Barraclough F, Martinez-Cortizas A, Garcia-Rodeja E, et al. A 14500 year record of the accumulation of atmospheric mercury inpeat: Volcanic signals, anthropogenic influences and a correlation to bromine accumulation. Earth Planet Sci Lett, 2002, 202: 435–451 7 Biester H, Kilian R, Franzen C, et al. Elevated mercury accumulation in a peat bog of the Magellanic Moorlands, Chile (53 degreesS )––An anthropogenic signal from the Southern Hemisphere. Earth Planet Sci Lett, 2002, 201: 609–6208 Jensen A, Jensen A. Historical deposition rates of mercury in Scandinavia estimated by dating and measurement of mercury in cores ofpeat bogs. Water Air Soil Poll, 1991, 56: 769–7779 Golovatskaya E A, Lyapina E E. Distribution of total mercury in peat soil profiles in West Siberia. Contemp Probl Ecol, 2009, 2: 156–161 10 Farmer J G, Anderson P, Cloy J M, et al. Historical accumulation rates of mercury in four Scottish ombrotrophic peat bogs over the past2000 years. Sci Total Environ, 2009, 407: 5578–55882011年3月 第56卷 第8期58811 Bulgariu L, Ratoi M, Bulgariu D, et al. Adsorption potential of mercury(II) from aqueous solutions onto Romanian peat moss. J EnvironSci Heal A, 2009, 44: 700–70612 Klaminder J, Yoo K, Rydberg J, et al. An explorative study of mercury export from a thawing palsa mire. J Geophys Res-Biogeo, 2008,113: 1–913 Ettler V, Navratil T, Mihaljevic M, et al. Mercury deposition/accumulation rates in the vicinity of a lead smelter as recorded by a peatdeposit. Atmos Environ, 2008, 42: 5968–597714 Liu R H, Wang Q C, Lu X G, et al. Distribution and speciation of mercury in the peat bog of Xiaoxing’an Mountain, northeastern China.Environ Pollut, 2003, 124: 39–4615 Biester H, Martinez-Cortizas A, Birkenstock S, et al. Effect of peat decomposition and mass loss on historic mercury records in peat bogsfrom Patagonia. Environ Sci Technol, 2003, 37: 32–3916 Roos-Barraclough F, Givelet N, Martinez-Cortizas A, et al. An analytical protocol for the determination of total mercury concentrations insolid peat samples. Sci Total Environ, 2002, 292: 129–13917 Lauretta D S, Klaue B, Blum J D, et al. Inductively coupled plasma mass spectrometry measurements of bulk mercury abundances andisotopic ratios in Murchison (CM) and Allende (CV). Meteor Planet Sci, 2000, 35: A95–A9618 Lauretta D S, Klaue B, Blum J D, et al. Mercury abundances and isotopic compositions in the Murchison (CM) and Allende (CV)carbonaceous chondrites. Geochim Cosmochim Acta, 2001, 65: 2807–281819 Sherman L S, Blum J D, Nordstrom D K, et al. Mercury isotopic composition of hydrothermal systems in the Yellowstone Plateauvolcanic field and Guaymas Basin sea-floor rift. Earth Planet Sci Lett, 2009, 279: 86–9620 Smith C N, Kesler S E, Blum J D, et al. Isotope geochemistry of mercury in source rocks, mineral deposits and spring deposits of theCalifornia Coast Ranges, USA. Earth Planet Sci Lett, 2008, 269: 399–40721 Biswas A, Blum J D, Bergquist B A, et al. Natural mercury isotope variation in coal deposits and organic soils. Environ Sci Technol, 2008,42: 8303–830922 Foucher D, Ogrinc N, Hintelmann H. Tracing mercury contamination from the Idrija mining region (Slovenia) to the gulf of Trieste usingHg isotope ratio measurements. Environ Sci Technol, 2009, 43: 33–3923 Feng X B, Foucher D, Hintelmann H, et al. Tracing mercury contamination sources in sediments using mercury isotope compositions.Environ Sci Technol, 2010, 44: 3363–336824 Carignan J, Estrade N, Sonke J E, et al. Odd isotope deficits in atmospheric Hg measured in lichens. Environ Sci Technol, 2009, 43:5660–566425 Bergquist B A, Blum J D. Mass-dependent and -independent fractionation of Hg isotopes by photoreduction in aquatic systems. Science,2007, 318: 417–42026 Bergquist B A, Blum J D. Mass-dependent and mass-independent fractionation of Hg isotopes in aquatic systems. Geochim CosmochimActa, 2007, 71: A83–A8327 Blum J D, Bergquist B A. Reporting of variations in the natural isotopic composition of mercury. Anal Bioanal Chem, 2007, 388: 353–359 28 尹润生, 冯新斌, Foucher D, 等. 多接收电感耦合等离子体质谱法高精密度测定汞同位素组成. 分析化学, 2010, 38: 929–93429 Sherman L S, Blum J D, Johnson K P, et al. Mass-independent fractionation of mercury isotopes in Arctic snow driven by sunlight. NatGeosci, 2010, 3: 173–177 30 何光荣. 论红原Ⅰ、Ⅱ泥炭地的地质特征. 四川地质学报, 1998, 18: 126–13031 孙广友, 罗新正, Turner R E, 等. 青藏东北部若尔盖高原全新世泥炭沉积年代学研究. 沉积学报, 2001, 19: 177–181 32 徐海, 洪业汤, 林庆华, 等. 红原泥炭纤维素氧同位素指示的距今6 ka 温度变化. 科学通报, 2002, 47: 1181–118533 周卫健, 卢雪峰, 武振坤, 等. 若尔盖高原全新世气候变化的泥炭记录与加速器放射性碳测年. 科学通报, 2001, 46: 1040–1041 34 唐文春. 若尔盖草原环境地球化学特征及其研究意义. 物探化探计算技术, 2001, 23: 353–35635 于学峰, 周卫健, 刘晓清, 等. 青藏高原东部全新世泥炭灰分的粒度特征及其古气候意义. 沉积学报, 2006, 24: 864–86536 Rodriguez L, Rincon J, Asencio I, et al. Capability of selected crop plants for shoot mercury accumulation from polluted soils:Phytoremediation perspectives. Int J Phytoremediat, 2007, 9: 1–1337 Stetson S J, Gray J E, Wanty R B, et al. Mercury stable isotope variability in ore, mine-waste calcine, and leachates of mine-waste calcinewithin a historical mercury mining district. Geochim Cosmochim Acta, 2009, 73: A127438 Zheng W, Hintelmann H. Mercury isotope fractionation during photoreduction in natural water is controlled by its Hg/DOC ratio.Geochim Cosmochim Acta, 2009, 73: 6704–671539 Estrade N, Carignan J, Sonke J E, et al. Mercury isotope fractionation during liquid-vapor evaporation experiments. Geochim CosmochimActa, 2009, 73: 2693–271140 Zheng W, Foucher D, Hintelmann H. Mercury isotope fractionation during volatilization of Hg(0) from solution into the gas phase. J AnalAtom Spectrom, 2007, 22: 1097–110441 Lindberg S, Bullock R, Ebinghaus R, et al. A synthesis of progress and uncertainties in attributing the sources of mercury in deposition.Ambio, 2007, 36: 19–32。
有机地球化学国家重点实验室简介1.1简介有机地球化学是研究地质体中有机质分布、迁移、富集与转化的科学。
生物死亡后的有机质演化及其地球化学过程均属其研究范畴。
有机地球化学是当代地球科学最重要的分支学科之一，其发展壮大，与人类面临的能源、环境等问题紧密相关，因而具有强大的生命力。
有机地球化学已形成石油地球化学、环境有机地球化学和生物有机地球化学等三个较稳定的研究方向。
有机地球化学国家重点实验室于1989年获批准建设，1992年11月通过国家计委组织的验收并正式对外开放。
现任学术委员会主任为北京大学陶澍院士，实验室主任为张干研究员。
实验室现有固定人员72人，其中科研人员53人，技术支撑人员18人，行政秘书1人。
现有在站博士后22人、在读博士/硕士研究生203名。
实验室现有中国科学院院士1人，基金委“杰出青年基金”获得者6人，基金委“优秀青年基金”获得者3人，中组部“万人计划”入选者3人。
实验室总面积7700平方米。
现有11类大型/超大型仪器/设施、18个专业实验室，截至2017年底，大中型仪器设备原值逾2.2亿元。
“十三五”期间，实验室主要在油气地球化学和环境地球化学两大研究领域，在深层油气资源与评价、非常规油气资源与评价、环境有机污染过程与风险管控原理、大气环境化学与区域空气质量改善原理等四个主要研究方向，承担重大研究任务，组织和部署基础性、前瞻性研究。
同时，亦针对区域与全球环境变化，开展有机生物地球化学探索性研究。
有机地球化学国家重点实验室的精神，是“学，思，锲而不舍”（已故傅家谟先生的座右铭）。
实验室的使命，是成为国际有机地球化学研究的卓越中心，服务于化石能源勘探和环境保护，为国家能源安全供给与环境可持续发展，作出不可替代的贡献。
1.2委员会学术委员会、顾问委员会学术委员会主任：陶澍副主任：彭平安委员（按姓氏笔划排序）：丁仲礼马永生王子健王铁冠朱永官朱伟林朱利中刘文汇刘丛强江桂斌肖贤明余刚张水昌张文正张林晔陈建民金之均赵进才郝吉明郝芳钟宁宁俞汉青贺克斌骆永明耿安松秦勇翁焕新郭正堂陶澍盛国英梁狄刚彭平安戴金星实验室主任主任：张干副主任：王云鹏（常务）、王新明、于志强、田辉主任助理：丁翔、吴亮亮室务会成员：张干、王云鹏、王新明、于志强、田辉、胡建芳综合办公室：周佳怡汪立新冯文彪1.4研究方向“十三五”期间，实验室将主要在油气地球化学和环境地球化学两大研究领域，在深层油气资源与评价、非常规油气资源与评价、环境有机污染过程与风险、大气环境化学与污染机理等四个主要研究方向，争取重大研究任务，组织和部署基础性、前瞻性研究工作，保障国家能源安全，服务国家和地方环境可持续发展。
深层油气地球化学与资源：研究深层-超深层油气地球化学作用与资源效应。
“十三五”期间，在保持现有烃源岩地球化学与生烃动力学技术优势的基础上，发挥我所在分子有机球化学、生烃动力学与有机质表征方面的技术特长，开展基础和前瞻研究。
非常规油气资源与评价：研究页岩油气、致密油以及煤成油气等非常规油气的成因、储存机理和资源评价方法。
“十三五”期间的重点工作，包括页岩有机质的理化性质表征、页岩孔隙表征与页岩油气资源评价方法等，旨在服务我国非常规天然气的勘探与评价。
环境有机污染过程、效应与管控原理：研究有机污染物在环境中的来源、过程、风险、效应及其控制和修复原理。
“十三五”期间的研究重点，是环境中毒害有机污染物，尤其是新型污染物的环境行为、暴露及其生态与健康风险，为国家和地方环境有机污染控制与风险管控提供科技支撑。
大气环境化学与区域空气质量改善原理：研究大气环境化学机制和污染机理。
“十三五”期间的研究重点，包括大气复合污染的烟雾舱模拟、大气有机氮化学、二次有机气溶胶化学，以及挥发有机污染物与区域臭氧污染控制原理等，旨在服务我国大气污染防控与区域空气质量改善。
同时，实验室亦针对区域与全球环境演变，开展有机生物地球化学的自由探索研究。
图：有机地球化学国家重点实验室的“十三五”科研布局框架1.5专业实验室（1）页岩气资源评价实验室 (Shale Gas Evaluation Lab) 实验室功能页岩气资源评价实验室包括6台仪器，主要是用于评价页岩储集层的物性，包括孔径及孔隙度、渗透率、比表面积与页岩吸附能力等参数，为页岩气的资源评价提供科学依据。
实验室有3名专门从事技术和研究的人员负责仪器使用、管理并指导研究生做与页岩气储层评价相关的实验。
主要仪器①场发射扫面电镜（FE-SEM，日立SU8000）。
用于观测页岩纳米级孔隙发育特征及矿物能谱分析；可提供二次电子（SE）和背散射（BSE）图像；②氩离子研磨仪（日立IM4000）。
用于制备FE-SEM纳米孔隙观测需要的页岩及其它岩石高平整度剖面；③比表面积分析仪（麦克莫瑞提克ASAP2020）。
通过测定N2、CO2等气体的亚临界吸附曲线，分析岩石比表面积和孔径分布特征；④磁悬浮高温高压吸附仪（荷兰安米德ISOSORP-HP Static II）。
测定多孔材料在高温（至200 ºC）高压（至35MPa）下对非腐蚀性气体的吸附能力，可用于评价页岩气的资源潜力；⑤氦气孔隙度测定仪（岩心公司UltraPore-300）。
用于测定页岩等岩石的骨架体积及孔隙度，评价页岩等岩石的储集能力；⑥脉冲衰减渗透率测定仪（岩心公司PDP-200）。
主要用于测量岩石样品的克氏渗透率，评价页岩等致密岩石的渗透能力；测量范围为0.00001-10 md，可与岩芯夹持器连接使用，覆压最大可达60-70MPa。
页岩中的有机质孔研究实例：富有机质页岩高温高压吸附曲线研究实例：（2）有机岩石学与显微拉曼-红外光谱实验室(Organic Petrology Lab)实验室功能有机岩石学与显微拉曼-红外光谱实验室是包括多种显微观察分析和测定的综合技术平台，主要用于观测研究烃源岩中和储集岩中分布的各种固体和流体有机质以及封存在矿物流体包裹体中的各种含烃流体物质的物理化学性质和组成结构特征，为油气成因和勘探评价提供科学依据；也可用于观测现代地质环境中赋存各类有机质的形态和组成结构特征为环境地质评价提供依据。
实验室有3名专门从事技术和研究的人员负责仪器使用、管理并指导研究生做有关有机岩石学方面的基本观测实验。
主要仪器①3Y-Leica DMR显微光度计，用于测定固体有机质热演化程度的镜质组反射率VRo%；显微有机质的荧光曲线和色度和显微照相；②- Linkam 600G冷然台-Leica DMR研究显微镜，用于测定矿物流体包裹体均一温度、盐度，并配合显微图像分析系统与PVTsim软件进行流体包裹体捕获压力和密度计算；③实体荧光显微境用于观察岩心、岩屑等样品的形态、空隙与荧光有机物质的分布特征；④HORIBA-JY LabRAM全自动显微激光拉曼光谱仪，可以精确测定各种有拉曼活性物质的拉曼散射，特别是广泛用于测定各种矿物岩石中的气体包裹体组成的拉曼位移和样品中固体有机质的D峰，G峰，G’峰的拉曼位移数据用以计算热演化程度的拉曼反射率(LRo%)；⑤HORIBA-JY Xplora精巧型多功能显微激光拉曼光谱仪，不仅适用于一般样品的快速拉曼测定，而且是第一台带荧光系统的拉曼显微镜，便于拉曼测点的选择。
此外便于安装Linkam 600G冷然台等温压系统，测定样品在不同温度压力条件下的拉曼位移数据；⑥HYPERIONTM显微红外光谱仪（Microspectroscopy），主要用于分析荧光包裹体和烃源岩和干酪根有机组分的红外吸收特征、以及矿物、岩石、等大分子材料中非对称振动的红外光谱，为探讨物质的组成结构和油气源成因与对比提供科学依据。
显微激光拉曼应用研究实例：包裹体研究：用显微激光拉曼观测分析和均一温度测定，首次在四川普光大气田储层中发现了拉曼位移在2910-2911cm-1左右的高密度甲烷包裹体（0.334g/cm3），在地层中的捕获压力达170MPa【科学通报2010,55(3-4)】；并在川东北下志留统黑色页岩石英中发现密度>0.38 g/cm3的高压甲烷包裹体，冷冻测定中出现甲烷的气、液、固三个相。
高密度甲烷包裹体均一温度测定照片高密度甲烷与轻烃包裹体的拉曼光谱固体有机质研究：根据固体有机质拉曼光谱中的D峰，G 峰与G’峰的系统测定拉曼位移数据，建立了评价高演化固体有机质热演化程度的拉曼反射率（LRo%）的三个公式: LRo%=0.0538d(G–）– 11.13 (1)LRo%=16.81h(Dh/Gh)–8.87 (2)LRo%=1.11 h(Dh/Gh) + 2.71 (3)光片中的中间相结构焦沥青固体有机质的显微激光拉曼光谱图有机岩石学观测中的透光、荧光和反光干涉照片（3） Rock-Eval实验室 (Rock-Eval Lab）实验室功能岩石热解方法通过按预置升温过程进行的热解来研究岩石的含烃量和生烃潜量。
释放的烃类通过FID检测，形成热解峰值S1（热挥发的游离烃，代表含烃量）和S2（有机质降解生成的烃，代表生烃潜量）。
同时，热解过程产生的CO和CO2可通过红外单元进行实时检测，从而给出有机质氧化状态的信息。
此外，利用扩展升温程序得到的CO和CO2含量可用于确定样品的总有机碳（TOC）和矿物碳（TIC）含量。
根据TOC和S2参数可计算岩石氢指数（HI），结合S2峰最高值对应的热解温度（Tmax），可以评价烃源岩中的有机质类型。
在Windows操作系统下使用ROCK 6软件可以直观便捷地进行数据采集。
主要仪器Rock-Eval 6型仪器。
该仪器是基于法国石油研究院的专利技术而建立的岩石评价设备。
新改进的Rock-Eval 6型仪器拓展了岩石热解方法的应用领域，采用的新技术可以同时获得有机质含量和矿物碳含量；更准确的温度测量使该设备可用于动力学分析；更高的温度范围使TOC和Tmax的测量更准确（尤其对煤和有机质的检测）。
对储层岩的性质建立了专门的分析方法。
应用实例（4）挥发性有机物（VOCs）实验室(VOCs Lab)实验室功能大气中的挥发性有机物（VOCs）含量虽微，却对区域和全球气候环境问题有重要的影响。
非甲烷烃类（NMHCs）是形成光化学烟雾的重要前体物；人为排放的氟氯烃类（CFCs）等卤代烃是破坏臭氧层的主要因素；另有一些物质，如苯等具有健康毒害作用；一些含硫化合物，如羰基硫（COS）和二甲基硫（DMS），不但是空气中重要的恶臭气体，还是大气中硫酸盐的重要来源，对全球辐射和气候变化有重要影响；此外，还有一些VOCs物质具有较高的全球增温潜势（GWPs），是《京都议定书》中关注的重要温室气体。
挥发性有机物（VOCs）实验室是广谱高精度分析测量环境样品中VOCs组分和含量的技术平台。
