渤海灣潮間帶表層沉積物中多環(huán)芳烴的含量分布和生態(tài)風險

黃國培,陳穎軍,林 田,唐建輝,劉東艷,李 軍,張 干 (.中國科學院煙臺海岸帶研究所,海岸帶環(huán)境過程重點實驗室,山東 煙臺 2600；2.中國科學院研究生院,北京 0009；.復旦大學環(huán)境科學與工程系,上海 200；.中國科學院廣州地球化學研究所,有機地球化學國家重點實驗室,廣東 廣州 5060)

渤海灣潮間帶表層沉積物中多環(huán)芳烴的含量分布和生態(tài)風險

黃國培1,2,陳穎軍1*,林 田3,唐建輝1,劉東艷1,李 軍4,張 干4(1.中國科學院煙臺海岸帶研究所,海岸帶環(huán)境過程重點實驗室,山東 煙臺 264003；2.中國科學院研究生院,北京 100049；3.復旦大學環(huán)境科學與工程系,上海 200433；4.中國科學院廣州地球化學研究所,有機地球化學國家重點實驗室,廣東 廣州 510640)

在渤海灣天津段潮間帶及鄰近區(qū)域的主要入海河流和近海采集86個表層沉積物樣品,通過GC/MS對16種優(yōu)控多環(huán)芳烴(PAHs)的含量進行分析,結果表明:潮間帶44個樣品的PAHs平均含量為(140.0±84.1)ng/g,與近海樣品的PAHs含量[(161.6±38.7)ng/g, n=26]相當,但遠低于河流樣品的PAHs含量[(452.7±206.0)ng/g, n=13];潮間帶樣品的PAHs含量呈現(xiàn)“北區(qū)高南區(qū)低”(以天津港碼頭為界)的空間分布特征,與該區(qū)域沉積物粒度及黑碳和總有機碳的含量呈現(xiàn)顯著的相關性;從 PAHs的組成上可以顯示潮間帶沉積環(huán)境具有一定的特殊性;潮間帶樣品 PAHs的 BaP毒性當量含量平均為(24.5±21.1)ng/g;根據加拿大魁北克省海洋沉積物中 PAHs的質量評估標準,渤海灣表層沉積物中PAHs的污染具有一定的生態(tài)風險.

多環(huán)芳烴；生態(tài)風險；表層沉積物；潮間帶；渤海灣

多環(huán)芳烴(PAHs)是一類具有“三致效應”的環(huán)境污染物,主要來源于人類活動(如生物質和化石燃料燃燒)和石油開采過程中的泄漏等[1].環(huán)渤海灣是我國重要的經濟圈和石化區(qū),工農業(yè)發(fā)達.因此渤海灣有可能是 PAHs污染的高風險區(qū)域.潮間帶是陸地和海洋的過渡地帶,具有重要的環(huán)境生態(tài)功能,同時受人類活動的影響非常強烈,其環(huán)境極其脆弱.渤海灣天津段潮間帶為典型粉砂淤泥質平原海岸,面積約370km2[2],水產養(yǎng)殖發(fā)達,盛產多種食用貝類[2-3].研究顯示,該區(qū)域主要河流和近海環(huán)境均已受到 PAHs污染[4-7].例

如,Shi等[4]報道天津 10條河流表層沉積物中PAHs的平均含量為10.98μg/g,為重度污染水平.然而目前對渤海灣潮間帶PAHs的研究比較缺乏,僅見Ma等[8]和焦立新等[9]的報道.但由于采樣站位較少,難以全面反映渤海灣潮間帶中 PAHs的含量水平.本研究在渤海灣潮間帶、河流和近海采集86個表層沉積物樣品,分析16種優(yōu)控PAHs的含量,研究其空間分布及影響因素,探討 PAHs來源及遷移過程,并對其生態(tài)風險進行評價.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域和樣品采集

研究域區(qū)位于渤海灣天津段潮間帶(南至歧口,北至澗河),以天津港碼頭(海河)為界劃分為南北兩區(qū).樣品采集包括垂直岸線的6條潮間帶剖面(共44個表層沉積物樣品)以及4條近海剖面(共26個樣品)和8條主要入海河流(共16個樣品),站位描述詳見前文[10],簡述如下.南區(qū)潮間帶的3條剖面分別是:A剖面位于獨流減河和青靜黃河的入海口之間,附近有大港油田的鉆井平臺;B剖面位于高沙嶺碼頭,附近有海濱浴場;C剖面位于驢駒河口附近;北區(qū)的三條剖面(D～F)分別位于蟶頭沽村、蔡家堡鄉(xiāng)和海沿子村附近(圖1).采樣河流從南到北分別為北排水河、子牙新河、青靜黃河、獨流減河、海河、永定新河、潮白河和陡河;近海剖面分別為布設在獨流減河與子牙新河之間的T、U剖面以及永定新河與陡河的入海延長線(K、M剖面).潮間帶樣品是在退潮期間直接采集的表層沉積物(0～10cm),近海和河流樣品則用抓斗采泥器采集.樣品采集后立即裝入干凈的聚乙烯袋中,運回實驗室,在-20℃冰箱中保存.

1.2 樣品處理與PAHs分析

樣品經冷凍干燥、研磨、過 80目篩后,稱取20～40g,用二氯甲烷進行索氏抽提(加入氘代PAHs混合標樣作為回收率指示物).萃取液經旋轉蒸發(fā)濃縮,并將溶劑轉換為正己烷后,用無水硫酸鈉/硅膠/氧化鋁(1:3:3cm)層析柱進行凈化,用20mL二氯甲烷/正己烷(1:1/V:V)混合溶液淋洗得到芳烴餾分,然后氮吹濃縮,加入六甲基苯溶液作為定量內標,用氣相色譜/質譜聯(lián)用儀(GC/MS)進行分析.

圖1 渤海灣天津段潮間帶表層沉積物采樣站點Fig.1 Sampling sites of surface sediments in the intertidal zone of Bohai Bay, China沉積物類型分布結合文獻[11]與本文數據;YT:黏土質粉砂;T:粉砂; ST:砂質粉砂; TS:粉砂質砂;S:砂

GC/MS(Agilent 7890A GC-5975C MS)配備自動進樣器.石英毛細管色譜柱:DB-5MS, 30m×0.25mm×0.25μm.氣相色譜條件為:進樣口溫度290℃,進樣體積1μL,不分流模式,載氣為高純 He,流速為 1.2mL/min,恒流;升溫程序為:60℃保持2min,以3℃/min升溫至290℃,保持20min.質譜條件為:電子轟擊離子源(EI,70eV),全掃描模式,掃描質量范圍為 50～550amu.運用 Agilent MSD ChemStation軟件,根據標樣的保留時間和特征離子對 PAHs進行定性,采用內標法和多點校準曲線進行定量.

16種優(yōu)控 PAHs的混合標樣和 5種氘代PAHs回收率標樣均購自 Sigma-Aldrich(USA),各化合物如下:2環(huán):萘(Nap);3環(huán):苊烯(Acy),苊 (Ace),芴(Flu),菲(Phe),蒽(Ant);4環(huán):熒蒽(Fla),芘(Pyr),苯并[a]蒽(BaA),(Chr);5環(huán):苯并[b]熒蒽(BbF),苯并[k]熒蒽(BkF),苯并[a]芘(BaP),二苯并[a,h]蒽(DahA);6環(huán):茚并[1,2,3-cd]芘(IcdP),苯并[ghi]苝(BghiP);氘代 PAHs:氘代萘(Nap-d8),氘代苊(Ace-d10),氘代菲(Phe-d10),氘代(Chr-d12),氘代苝(Pery-d12).

1.3 質量保證與質量控制(QA/QC)

實驗所用玻璃儀器先用重鉻酸鉀/濃硫酸溶液清洗,然后在450℃灼燒6h;所用有機溶劑均為分析純級并進行二次重蒸.每10個樣品增加一個平行樣和一個空白樣(同樣加入回收率標樣).結果表明,平行樣的標準偏差均在 5%以內(n=18),部分空白樣檢出Nap、Flu和Phe(含量低于實際樣品的 3%).樣品回收率情況如下:Nap-d8, (53±14)%; Ace-d10,(65±12)%;Phe-d10,(74±13)%; Chr-d12,(101±17)%;Pery-d12,(106±16)%.最終結果進行了相應的空白扣除和回收率校正.

2 結果與討論

2.1 潮間帶PAHs的含量和空間分布

由表1可見,6條潮間帶剖面的44個樣品的PAHs平均含量為(140.0±84.1)ng/g (干重,下同),與近海剖面(26個樣品)的平均含量[(161.6± 38.7)ng/g]和其他研究結果[6](188.0ng/g)相當,但明顯低于河流樣品.從表 1可見,研究區(qū)主要入海河流的表層沉積物中PAHs的含量有3個異常高值點,分別出現(xiàn)在潮白河、海河和獨流減河.剔除 3個異常點后,其余 13個河流樣品 PAHs的平均值為(452.7±206.0)ng/g,比潮間帶和近海樣品高3～4倍;結合潮間帶和近海剖面中均表現(xiàn)出的“近岸高遠岸低”特征(圖 2),表明河流搬運可能是研究區(qū)潮間帶和近海沉積物 PAHs的主要輸入途徑.

表1 渤海灣海岸帶表層沉積物中PAHs含量及BaP毒性當量含量(ng/g)Table 1 PAHs concentrations and BaP-equivalent carcinogenic concentrations (ng/g) of surface sediments in coastal zone of Bohai Bay, China (ng/g)

在空間分布上,F剖面的PAHs平均含量最高[(202.3±33.9)ng/g],C剖面最低[(54.6±19.7)ng/g];其余4條潮間帶剖面的PAHs含量相當.對南北兩區(qū)潮間帶的PAHs含量進行平均,則北區(qū)[D～F剖面,(169.3±36.8)ng/g]是南區(qū)[A～C剖面,(116.8± 101.0)ng/g]的1.5倍,這種“北區(qū)高南區(qū)低”的趨勢與前文報道的黑碳和總有機碳含量的空間分布特征一致[10].此外,潮間帶不同剖面上單個樣品的PAHs含量也具有不同的變化趨勢,其中A、B剖面PAHs含量比其他4條剖面具有更大的波動性.A剖面內PAHs含量的最高值(415.3ng/g)比最低值(12.4ng/g)高33倍,而C～F剖面內的含量變化均在1.6～2.9倍之間.

圖2 渤海灣潮間帶近海剖面表層沉積物中PAHs含量和BaP毒性當量含量Fig.2 PAHs concentrations and BaP-equivalent carcinogenic concentrations of surface sediments in intertidal zone of Bohai Bay, ChinaYT:黏土質粉砂;T:粉砂;ST:砂質粉砂;TS:粉砂質砂;S:砂S16PAHsSBaPeq圖2(A)～圖2(F)分別代表剖面A～F

沉積物粒度可能是控制上述潮間帶PAHs含量空間變化的主要因素.根據粒度分析結果,潮間帶沉積物可分為細粒(以粉砂質為主)和粗粒(以砂質為主)兩種類型[10-11],前者包括 20個黏土質粉砂(YT)、1個粉砂(T)和2個砂質粉砂(ST)樣品,后者包括 18個砂(S)和 3個粉砂質砂(TS)樣品.從圖2可以看出,細粒沉積物的PAHs含量明顯高于粗粒沉積物,前者的 PAHs平均含量為(188.6±75.6)ng/g,是后者(81.8±49.8 ng/g)的2.3倍,表明細粒沉積物對 PAHs具有更強的吸附能力,而且很可能與沉積物中的黑碳或總有機碳相關,因為黑碳和總有機碳的含量也表現(xiàn)為與沉積物粒度的顯著相關[10],而且黑碳和總有機碳與PAHs含量也呈現(xiàn)較好的線性相關性(相關系數分別為0.60和0.63,n=41).從圖1可以看出,南區(qū)潮間帶除A和B剖面各有兩個近岸樣品為細粒外,其余樣品均為粗粒沉積物(包括整條C剖面),而北區(qū)3條剖面均為細粒沉積物,這與上述PAHs含量的“北區(qū)高南區(qū)低”分布特征以及A、B剖面內部PAHs含量波動很大的變化趨勢相吻合.

渤海灣潮間帶的物質運移受潮汐和潮流作用的共同影響,其中從高沙嶺到獨流減河以南的區(qū)域,潮間帶可分為內淤積帶、沖刷帶和外淤積帶[2],因而造成A和B剖面的沉積物粒度呈現(xiàn)出明顯的粗細變化.在這兩條剖面近岸端的細粒樣品中,PAHs的含量明顯高于北區(qū)剖面的細粒沉積物(圖 2),可能與獨流減河的高污染輸入有關.而除了這幾個高值點外,剖面中其余樣品的粒度和PAHs含量均表現(xiàn)為較小的波動范圍,主要是因為在渤海灣潮間帶近岸緩坡環(huán)境下,水體以沿岸流為主,沉積物及其攜帶的污染物(包括PAHs)的輸運和擴散方式主要是平行岸線運移[12].

2.2 PAHs的組成和來源

一般而言,低分子量PAHs(2環(huán)和3環(huán))主要來源于石油污染,而高分子量PAHs(4環(huán)及以上)主要來自于各種燃燒過程,而且前者在環(huán)境中更易于被生物富集/降解和光降解[13],因此它們所占的比例可以在一定程度上反映PAHs的來源和存在環(huán)境[14].由表1和圖3可以看出,潮間帶樣品中2+3環(huán)PAHs所占的比例(13.2%～83.7%)比河流和近海樣品具有更大的變化范圍,原因包括:(1)潮間帶樣品更易受到石油污染(如 A、B剖面鄰近大港油田鉆井平臺,而其中的一些站位2+3環(huán)PAHs所占比例居于高值端);(2)低環(huán)PAHs在潮間帶比河流和近海更容易被生物富集和降解,因為潮間帶底棲生物的密度[15]大于河流和近海,且氧氣充足.此外,部分采樣剖面(如B、C剖面)位于貝類增殖區(qū).有研究表明,生物更易于吸收和降解低環(huán)芳烴,且有氧降解速率大于無氧降解速率[16-17].(3)潮間帶周期性暴露于空氣中,易于造成低環(huán) PAHs的揮發(fā)和光降解,導致部分樣品2+3環(huán)PAHs的比例偏低.

圖3 渤海灣海岸帶表層沉積物中PAHs環(huán)數組成比例Fig.3 Percentage of PAHs components of surface sediments in coastal zone of Bohai Bay, China

同分異構體比值法常被用于判斷 PAHs的來源.常用的PAH同分異構體化合物有:菲和蒽,熒蒽和芘,苯并[a]蒽和,茚并[1,2,3-cd]芘和苯并[ghi]苝.Yunker等[18]指出:Ant/(Ant+Phe)值小于0.1時指示石油源,大于0.1指示燃燒源; Fla/ (Fla+Pyr)值和 IcdP/(IcdP+BghiP)值分別小于0.4和 0.2時指示石油源,分別為 0.4～0.5和0.2～0.5時指示石油燃燒源,而大于0.5時可指示草、木和煤燃燒源.此外,甲基菲/菲(MP/Phe)大于1指示石油源,小于1指示燃燒源.如圖4所示,潮間帶樣品中MP/Phe的比值范圍為0.03～1.90, Ant/(Ant+Phe)的比值范圍為 0.18～0.50,表明潮間帶 PAHs來自于石油污染和燃燒過程的混合源,且未見有明顯的南北分區(qū)現(xiàn)象.但是,流經大港油田的北排水河、子牙新河和青靜黃河的樣品中MP/Phe比值均大于1,表明它們受到了明顯的石油污染,可能與大港油田的石油泄漏有關.對于高環(huán)PAHs,大部分樣品的Fla/(Fla+ Pyr)和 IcdP/(IcdP+BghiP)比值均大于 0.5,說明研究區(qū)熱解來源的PAHs以生物質和煤的燃燒為主,這與環(huán)渤海灣以煤為主的能源結構以及大量農田秸稈露天焚燒的狀況相符,也與其他的研究結果一致[7].另外,南區(qū)潮間帶部分樣品的 Fla/ (Fla+Pyr)和IcdP/(IcdP+BghiP)比值表明其高環(huán)PAHs有石油燃燒源的顯著貢獻,可能與大港油田的石化工業(yè)有關.

圖4 渤海灣潮間帶表層沉積物中PAHs比值Fig.4 Isomer ration cross plots of PAHs of surface sediments in intertidal zone of Bohai Bay, China

2.3 潮間帶生態(tài)環(huán)境風險評價

國內目前還沒有相應的沉積物 PAHs質量標準,本文采用加拿大魁北克省 2006年頒布的質量標準[20]對渤海灣潮間帶表層沉積物進行評價.該標準包含12種PAHs的5個閾值(表2),即具有生物毒性影響的罕見效應濃度值(REL)、臨界效應濃度值(TEL)、偶然效應濃度值(OEL)、可能效應濃度值(PEL)和頻繁效應濃度值(FEL).本研究中,Nap分別有13個、14個和1個值超過REL、TEL和OEL; Acy分別有13個和15個值超過REL和TEL; Ace分別有10個和2個值超過REL和TEL; Flu分別有2個值超過REL和TEL; Phe有5個值超過REL; Ant有1個值超過REL; Fla有4個值超過REL; DahA分別有12個和7個值超過REL和TEL;其余4個化合物(Pyr、BaA、Chr和BaP)均未超過REL.從剖面來看,B、E和F剖面均有較多化合物的含量超過了REL或TEL值.根據上述質量標準,當有一個或多個化合物的含量高于 TEL值時,意味著沉積物對底棲生物產生“顯見生態(tài)負效應”的概率將隨含量的升高而顯著增加;若檢測到的含量高于周圍環(huán)境含量,必須識別污染源并采取一定的控制措施;為了防止污染物的進一步輸入,需要對沉積區(qū)上游(甚至下游)的任何超過TEL值的排放源進行監(jiān)控[19].因此,渤海灣潮間帶表層沉積物的 PAHs污染已經具有一定程度的“顯見生態(tài)負效應”,需要采取相應的措施進行污染控制和削減.

另一方面,由于各種PAHs具有不同的毒性,環(huán)境樣品中PAHs的總體含量往往不能完全反映其毒性水平和生態(tài)風險.在已有研究中,經常采用BaP毒性當量含量來衡量樣品中PAHs的潛在風險,其中,每個化合物均有相對于BaP的毒性當量因子(TEF).本文采用 Nisbet等[19]提出的一套TEF值來計算樣品中PAHs的BaP毒性當量含量.在這套TEF值中,BaP的TEF值為1,DahA為5,其余化合物的TEF值分別是:BaA、BbF、BkF和IcdP芘為0.1,Ant、BghiP和Chr為0.01,Nap、Acy、Ace、Flu、Phe、Fla和Pyr為0.001.各PAHs的含量與其TEF值的乘積即為該化合物的BaP毒性當量含量,其總和即為樣品中PAHs的BaP總毒性當量含量(ΣBaPeq).表1和圖2列出了全部樣品的ΣBaPeq值,可以看出:ΣBaPeq和ΣPAHs存在較好的線性關系(R2=0.79,n=44);ΣBaPeq具有和ΣPAHs類似的空間分布特征,但差異更加顯著.例如,北區(qū)潮間帶ΣBaPeq平均值[(36.2±11.6)ng/g]是南區(qū)[(15.6±22.3)ng/g]的2.3倍,高于PAHs含量的分區(qū)差異,也說明北區(qū)沉積物(細粒)中PAHs污染比南區(qū)(以粗粒為主)具有更高的生態(tài)風險.河流樣品的ΣBaPeq平均值[(89.3±44.6)ng/g]分別為潮間帶[(24.5±21.1)ng/g]和近海[(42.9±13.1)ng/g]的3.6倍和2倍,其中有3個異常高值點(海河、獨流減河和潮白河)的PAHs含量及BaP毒性當量含量均比其它樣品高出一個數量級以上,需要引起特別關注.

表2 加拿大魁北克省海洋沉積物PAHs的質量標準及渤海灣潮間帶沉積物評價結果(ng/g)Table 2 Criteria for the assessment of marine sediment quality in Quebec, Canada and the assessment of surface sediments in the intertidal zone of Bohai Bay, China (ng/g)

與國內其他海區(qū)表層沉積物的 PAHs含量及 ΣBaPeq相比(表 3),渤海灣潮間帶和近海的PAHs含量顯著低于廈門港[21]、深圳灣[22]和青島近海

[23]等區(qū)域,但略高于大亞灣[24]和南海近海[25],處于中等偏低的污染水平,這可能與渤海灣較大的環(huán)境容量有關[2].然而,渤海灣地區(qū)正在經歷社會經濟的高速發(fā)展,沿海經濟規(guī)劃項目正在建設中[26],灘涂造地項目開發(fā)迅速(如天津填海造陸工程,計劃造陸總面積將達 200余km2,http://finance.people.com.cn/GB/1037/6943287. html),潮間帶淤泥轉移會導致污染物的大量轉移,甚至重新暴露在大氣和水體環(huán)境中;同時,隨著灘涂面積快速縮減,環(huán)境容量將急劇減小,可能造成潮間帶環(huán)境中PAHs等污染物含量的劇烈上升.因此,渤海灣潮間帶的環(huán)境污染問題應受到更多的重視.

表3 我國不同海區(qū)表層沉積物中PAHs含量的比較(ng/g)Table 3 Comparison of PAHs concentrations of surface sediments in different sea areas of China (ng/g)

3 結論

3.1 渤海灣天津段潮間帶表層沉積物中 PAHs的平均含量為(140.0±4.1)ng/g,與近海水平[(161.6±38.7)ng/g]相當,但遠低于主要入海河流[(452.7±206.0)ng/g,剔除3個異常高值點];河流搬運可能是渤海灣海岸帶沉積物中PAHs的主要輸入途徑.

3.2 渤海灣潮間帶PAHs含量呈現(xiàn)“北區(qū)高南區(qū)低”(以天津港碼頭為界)的空間分布格局,與沉積物粒度的“北區(qū)細南區(qū)粗”吻合,表明沉積物粒度是控制潮間帶 PAHs等污染物含量的主要因素,其中,沉積物中黑碳和總有機碳可能是影響PAHs含量的直接因素.

3.3 在 PAHs組成上,潮間帶樣品中低環(huán) PAHs所占的比例具有比與河流和近海樣品更大的變化范圍,可能與潮間帶特殊的沉積環(huán)境有關;而PAHs的來源主要包括生物質和煤的燃燒以及部分石油污染.

3.4 渤海灣潮間帶 PAHs污染已經具有一定程度的“顯見生態(tài)負效應”,需要進行相應的控制和削減;BaP毒性當量含量表現(xiàn)出更加顯著的南北分區(qū)差異.

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The distribution and ecological risk of polycyclic aromatic hydrocarbons of surface sediments in the intertidal zone of Bohai Bay, China.

HUANG Guo-pei1,2, CHEN Ying-jun1*, LIN Tian3, TANG Jian-hui1, LIU Dong-yan1, LI Jun4, ZHANG Gan4(1.Key Laboratory of Coastal Environment Processes, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264003, China；2.Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；3.Department of Environmental Science and Engineering, Fudan University, Shanghai 200433, China；4.State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China). China Environmental Science, 2011,31(11)：1856～1863

86 surface sediment samples were collected from the intertidal zone of Bohai Bay, adjacent main rivers and offshore area, and were analyzed for 16 priority polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) by GC/MS. The average PAHs concentration of surface sediment samples in the intertidal zone of Bohai Bay was (140.0±84.1)ng/g (n=44), which was close to the value from offshore samples [(161.6±38.7)ng/g, n=26], but significantly lower than that in the samples from main rivers [(452.7±206.0)ng/g, n=13]. Distinct spatial pattern of PAHs concentrations could be seen with “higher in the north while lower in the south” (divided by Tianjin Port) in the intertidal zone, which significantly related to the sediment granularity and the concentrations of black carbon (BC) and total organic carbon (TOC). Variation of percentage of low-molecule-weight PAHs in the intertidal zone demonstrated its special sedimentary environment. Average of BaP-equivalent carcinogenic concentrations was (24.5±21.1)ng/g in the intertidal zone sediments. Risk assessment by the criteria for marine sediment quality of Quebec, Canada suggested that there have been some ecological risk in the intertidal zone of Bohai Bay based on PAHs concentration in the surface sediment samples.

polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)；ecological risk；surface sediment；intertidal zone；Bohai Bay

X502

A

1000-6923(2011)11-1856-08

2011-01-30

國家自然科學基金資助項目(41073064);中國科學院知識創(chuàng)新工程項目(KZCX1-YW-06-02,KZCX2-YW-QN210);中國科學院和國外專家局創(chuàng)新團隊國際合作伙伴計劃

* 責任作者, 研究員, yjchen@yic.ac.cn

黃國培(1985-),男,廣東梅州人中國科學院煙臺海岸帶研究所碩士研究生,從事環(huán)境地球化學研究.發(fā)表論文2篇.