办公室内颗粒物载带溴系阻燃剂的人体呼吸暴露

通过对封闭房间、通风房间和室外环境中大气颗粒物分级采样,分析了大气颗粒相上溴系阻燃剂(BFRs)的负荷水平,并对目标污染物在颗粒相的粒径分布特征及其控制因素进行研究.以此为基础,采用人体呼吸暴露数值模型,估算了大气颗粒相载带BFRs在人体呼吸道各部位的暴露量.研究表明,在室内外大气颗粒相样品中,多溴联苯醚(PBDEs)以BDE-209为主,而六溴环十二烷(HBCDs)则以α-HBCD为主;整体上,室内大气颗粒物中BFRs高于室外的相应浓度,其浓度水平与电子垃圾处理厂周边大气颗粒相目标物浓度近似,高于中国其它地区室内外大气颗粒相载带BFRs浓度.粒径分布分析结果显示,PBDEs在封闭房间中主要分布在0.4~0.7μm和5.8~9.0μm的粒径上,呈现双峰形式,而在通风和室外环境中则主要分布在4.7~10.0μm的大颗粒上;HBCDs则主要分布在大颗粒上.呼吸暴露估算结果表明,在封闭状态下的办公室内,呼吸道各部位经由呼吸摄入的总PBDEs和HBCDs暴露量分别为22.56~1 503 pg·(h·kg)-1和0.09~9.25 pg·(h·kg)-1;而在自然通风状态下的办公室内,上述暴露量则分别为13.89~601.1 pg·(h·kg)-1和0.07~1.75 pg·(h·kg)-1.显然,自然通风有利于室内污染物向室外扩散,从而减小了室内呼吸暴露风险.通过比较,可以看出呼吸摄入BFRs暴露量小于灰尘摄入的暴露量,呼吸不是BFRs室内人体暴露的主要途径.     

基于生态安全格局识别的国土空间生态修复分区——以徐州市贾汪区为例

基于2000年、2008年、2016年遥感影像、历史矿井信息以及GIS空间分析方法,应用生态安全格局研究范式：综合识别生态源地-经井田边界修正生态阻力面-应用电路理论构建生态廊道-判别生态过程障碍区,将代表生态修复需求、生态过程难易和生态要素特征的生态源地、障碍区和生态阻力面空间叠加,最终划定生态修复分区。研究结果表明：（1）三个年份生态源地面积平均约占贾汪区面积的17.77%,随着城镇化发展和矿井闭坑等因素影响呈现先降后升的趋势;生态阻力面变化规律与之相反,并逐步以城镇化发展为主导影响因子。（2）生态廊道分布明显存在整体空间相似性和各镇内部分异性,呈环形沿河流分布或位于植被覆盖较好的低山丘陵区;障碍区明显存在重叠区域,主要分布在京杭大运河以北的区域,以北部和中部较多。（3）划分了生态保育区、生态提升区、生态修复区、生态控制区四个生态修复分区,面积分别为144.38 km²、189.60 km²、182.68 km²、103.34 km²。研究结论能够为贾汪区生态转型发展和生态修复提供空间指引。     

黄土丘陵区退耕还林还草对土壤细菌群落结构的影响

为了探究黄土丘陵区退耕还林还草工程对土壤细菌群落的影响,本文以宁南山区玉米农地为对照,人工柠条地和天然草地为退耕还林还草的处理,利用Illumina二代高通量测序技术MiSeq对土壤细菌的16S rRNA V3~V4可变区进行测序,研究3种植被下土壤细菌的α多样性、物种组成和丰富度,并结合土壤理化性质探讨影响细菌群落结构的环境因素.3种土壤样品中共检测到细菌29门,76纲,135目,250科,375属,682种,主要的优势菌门为变形菌门（Proteobacteria）、放线菌门（Actinobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、厚壁菌门（Firmicutes）,主要的优势菌纲为α-变形菌纲（α-Proteobacteria）、放线菌纲（Actinobacteria）、酸杆菌纲（Acidobacteria）、β-变形菌纲（β-Proteobacteria）、嗜热油菌纲（Thermoleophilia）、芽单胞菌纲（Gemmatimonadetes）、杆菌纲（Bacilli）、δ-变形菌纲（δ-Proteobacteria）.与耕地相比,林地的优势菌主要是变形菌门（Proteobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）,草地的是放线菌门（Actinobacteria）和酸杆菌门（Acidobacteria）.柠条林地的土壤微生物多样性最高.通过RDA分析发现,影响本研究区域土壤细菌分布的最主要环境因子是全氮和有机质.研究表明通过退耕还林与还草工程明显地改善了土壤肥力和环境状况,改变了土壤细菌群落组成.     

物元分析在环境质量评价及优化布点的应用

阐述了物元分析的基本原理,分析物元分析目前在环境质量评价、环境监测优化布点等方面的应用。     

废轮胎回转窑中试热解炭中O、S、N、Zn的X射线光电子能谱(XPS)分析

应用X射线光电子能谱（XPS）对废轮胎回转窑中试热解炭（PCB）中O、S、N、Zn的化学形态进行分析,结果发现,热解炭本体中“双键氧／S—O”峰随热解温度升高不断增大,硫化物含量高,Zn和大部分N分别以ZnS和胺的形态仅存在于热解炭本体中;商用炭黑中不含硫化物、N及Zn,O主要以“双键氧／S—O”形态存在;热解炭表面吸附层中S以“S-C／R-S-S-R”形态存在,O的存在形态随热解温度的不同而改变,而450℃时热解不完全,表面吸附物很少;热解炭本体、表面吸附层及商用炭黑中均不含氧化物;热解炭粒径越小,O、S、N和Zn的存在形态越接近本体,表面吸附层的厚度大约为0.2mm,表面吸附层对热解炭整体的影响是有限的。     

应用地质累积指数评价沉积物中重金属污染:选择地球化学背景的影响

地质累积指数是评价沉积物中重金属污染的常用参数。选择地球化学背景对地质累积指数的影响 ,在应用地质累积指数评价沉积物中的重金属污染时 ,应选择与该沉积物有直接联系的地球化学背景 ,由此而进行的污染状况分析才更真实。     

重庆西部山区典型湖泊水-气界面CO2交换通量及其影响因素

为了解我国西南山区湖泊水体CO_2的释放/吸收特征,于2017年7月对重庆西部山区典型9个湖泊表层水体溶解性无机碳进行调查,并同步监测关键环境因子,运用薄边界层法和静态箱法对其水-气界面CO_2通量[F(CO_2)]进行比较研究.结果表明,渝西山区湖泊夏季表层水p(CO_2)介于2.1~45.0 Pa之间,均值为(18.1±12.1) Pa;模型法和静态箱法计算的CO_2通量均值分别为(-8.0±2.9)、(-3.4±3.6)和(-7.1±22.3) mmol·(m2·d)-1,总体表现出大气CO_2汇的特征.水体p(CO_2)和F(CO_2)与关键环境因子的相关分析,表明表层水p(CO_2)和F(CO_2)与风速和ORP显著正相关,与pH显著负相关.     

冬季PM2.5中无机水溶性离子与大气相对湿度的相关性

依托河北省灰霾污染防治重点实验室,对2019年11月26日—12月31日石家庄市大气PM_2.5中的NO₃^-和SO₄^2-进行连续在线观测,研究NO₃^-和SO₄^2-与环境空气相对湿度的相关性,解析冬季发生PM_2.5重污染天气的RH阈值.观测期间,RH为10%~60%时,NO₃^-的浓度与RH呈显著正相关,为PM_2.5中浓度最高的无机水溶性离子.RH超过70%后,NO₃^-与RH呈负相关,NO₃^-浓度和NOR开始下降.SO₄^2-浓度与RH在整个湿度区间均呈正相关.RH低于50%时,SO₂向SO₄^2-的转化以气相反应为主.RH高于50%以后,颗粒物达到潮解点,SO₂的主要反应转入液相,转化速率加快,SO₂液相反应贡献逐渐增加至64.6%.RH超过70%后,SO₄^2-成为PM_2.5中浓度最高的无机水溶性离子.RH超过PM_2.5潮解点以后,NO₃^-和SO₄^2-大量合成,推高PM_2.5环境浓度,易于形成重污染天气.     

小球藻对多种重金属吸附性能的研究

微藻是一种广泛存在、生长速度快、适宜大规模养殖的结构简单的植物.近年来,基于微藻的水污染控制技术被广泛研究并得到认可,其中,利用藻类吸附污染水体中的重金属类物质更被看作是一种极具前景的水处理手段.然而,当前的研究始终对藻类吸附重金属性能的决定性影响因素缺乏相对全面的探究,同时对藻类表面官能团在吸附过程中所起的作用也不明确.对此,本研究采取静态实验的方法,选取常见的淡水藻类小球藻Chlorella sp.和典型重金属Ni （Ⅱ）、Cr （VI）、Cd （Ⅱ）,以藻细胞密度、重金属离子浓度、温度、pH作为影响因素,探究其对小球藻细胞吸附性能的影响.结果表明,小球藻对Ni （Ⅱ）、Cr （VI）、Cd （Ⅱ）均显示出了很好的吸附能力.在所选的几种藻细胞密度下,小球藻吸附性能差异不大.当溶液处于中性偏酸性、重金属浓度低于5 mg·L^-1的情况下,小球藻吸附效果最好.在20~30℃范围内升高温度对吸附会产生有利影响.对小球藻进行红外光谱检测发现,官能团C—O、C=O、—COOH、—NH—在对重金属离子的吸附过程中起主要作用.     

氧化铜催化五氯苯生成二英的研究

研究在加热条件下,五氯苯在CuO表面催化生成二英（PCDD/Fs）的过程.结果表明,在200～350℃,PCDD/Fs的生成量随温度的升高而增加;在350～450℃,PCDD/Fs的生成量随温度的升高而减少.温度较低时（200～250℃）,生成的PCDD/Fs以高氯取代同系物为主;温度较高时（400～450℃）,则以低氯取代的同系物为主.但温度的改变并没有引起同一氯取代度PCDD/Fs中的异构体分布模式发生规律性变化.通过比较400℃条件下CuO催化五氯苯生成PCDD/Fs与CuO催化OCDD/F的脱氯降解情况,推测了五氯苯生成PCDD/Fs的途径.低氯取代的PCDDs可能主要来源于五氯苯生成的高氯取代PCDDs的进一步脱氯降解.而PCDFs则主要由五氯苯脱氯降解生成的低氯取代产物直接缩合生成.