李 航 ，鄭冬梅 *，馬歡馳

（1.沈陽(yáng)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，沈陽(yáng) 110044；2.沈陽(yáng)大學(xué)區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，沈陽(yáng) 110044）

濕地被稱為汞的活性庫(kù)[1]，是連接陸地生態(tài)系統(tǒng)和水生生態(tài)系統(tǒng)的樞紐，不僅是物質(zhì)、能量、信息等互相流通的介質(zhì)，同時(shí)也使得汞能在各生態(tài)系統(tǒng)間傳遞。汞（Hg）及汞的化合物都具有很強(qiáng)的毒性，可以富集并長(zhǎng)期存在于環(huán)境和生物體內(nèi)[2]。自日本發(fā)生水俁?。∕inamata disease）事件以來，汞污染問題一直受到人們的廣泛關(guān)注，國(guó)內(nèi)外學(xué)者也對(duì)各生態(tài)系統(tǒng)中汞的遷移轉(zhuǎn)化、累積放大等進(jìn)行了相關(guān)研究。影響汞在土壤環(huán)境中存在形態(tài)與遷移轉(zhuǎn)化的因素主要有pH值、有機(jī)質(zhì)、氧化還原電位、溫度等[3]。NaCl對(duì)外源汞在土壤中形態(tài)分布有顯著影響，土壤的鹽漬化趨勢(shì)會(huì)使汞污染和作物吸收風(fēng)險(xiǎn)更趨嚴(yán)重[4]。土壤中的鹽度變化會(huì)顯著影響重金屬的環(huán)境化學(xué)行為，進(jìn)而影響其生物有效性及毒性[5]。因此，研究濕地沉積物中汞的變化機(jī)理對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)及人類健康具有積極意義。

裸灘是遼河口主要濕地類型之一，裸灘沉積物中汞含量受多種因素影響，沉積物有機(jī)質(zhì)含量、溫度以及淹水鹽度和淹水狀態(tài)等條件的改變均影響裸灘水－土界面汞的遷移方向和沉積物中無機(jī)汞的釋放量。紅樹林濕地中沉積物中總汞含量的高低與其自身形態(tài)和沉積物中有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)[6]。有機(jī)質(zhì)和土壤總硫含量是影響三江平原濕地汞含量的重要因素[7]。依艷麗等[8]的試驗(yàn)研究表明，土壤淹水后，土壤汞開始了向水體釋放的過程，釋放到水體中的重金屬離子又與溶出物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)，最終形成穩(wěn)定的化合物。王金玉[9]研究表明，汞的釋放通量與沉積物溫度和大氣溫度呈正相關(guān)關(guān)系，升高溫度增加了沉積物和孔隙水中Hg2+的還原反應(yīng)速度，有利于Hg0的釋放。李雅芬等[10]研究發(fā)現(xiàn)河流沉積物中汞含量特征表現(xiàn)為沿河流流向而逐漸升高的趨勢(shì)。遼河口裸灘由于潮汐作用、氣候以及地表徑流等因素的影響，導(dǎo)致其所處環(huán)境的溫度和鹽度不斷發(fā)生變化，而海水鹽度作為濱海濕地特有的綜合型環(huán)境因子，對(duì)濕地汞的影響至關(guān)重要。目前，國(guó)內(nèi)對(duì)遼河口在該方面的研究鮮有報(bào)道。本文采用室內(nèi)模擬的方式，探討了全淹水和半淹水兩種淹水狀態(tài)下，淹水鹽度和環(huán)境溫度的變化對(duì)遼河口裸灘沉積物中總汞的影響機(jī)理，為以后對(duì)河口濕地沉積物中汞的遷移轉(zhuǎn)化和釋放特征的研究提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

遼河口濕地是我國(guó)四大河口濕地之一，有著重要的濕地生態(tài)功能[11]，該區(qū)位于遼河下游入?？冢娣e約為3150 km2，其中岸線至0 m區(qū)域?yàn)┩棵娣e約為889.13 km2[12－13]，約占濕地總面積的28%。該區(qū)氣候?yàn)榕瘻貛Ъ撅L(fēng)氣候，年平均氣溫為7.1～8.9℃，年降水量為 557～682 mm，年蒸發(fā)量為 1392～1705 mm，濕地中水分主要來源于河水的滯留和潮水的補(bǔ)給，該區(qū)地勢(shì)平坦，以沖積平原和潮灘為主[14]。區(qū)域內(nèi)分布的主要濕地類型為蘆葦（Phragmites australis）濕地、翅堿蓬（Suaeda heteroptera）濕地和裸灘，濕地土壤類型屬于以氯鹽為主的濱海鹽漬土，且由內(nèi)陸向海洋方向土壤鹽漬化程度呈上升趨勢(shì)[15]。遼河口的潮汐時(shí)間因季節(jié)而不同，但通常每日會(huì)有兩次漲潮和落潮的過程，每次漲潮和落潮時(shí)間相差6 h左右；上浮水中汞含量為0.020～0.051 μg·kg－1。在遼河口筆架嶺（40.83°～41.15°N，121.56°～121.76°E）地區(qū)選擇采樣地。

1.2 樣品采集

于2016年6月2日，用不銹鋼土鉆分別采集遼河口裸灘表層（0～10 cm）和底層（10～20 cm）沉積物，每層6個(gè)重復(fù)，分層均勻混合，去除樣品中植物殘枝、沙粒、貝殼、羽毛等雜物后裝入自封袋密封帶回實(shí)驗(yàn)室，放于實(shí)驗(yàn)室干凈通風(fēng)的實(shí)驗(yàn)臺(tái)上自然風(fēng)干。為了保證實(shí)驗(yàn)用土的均一性，將自然風(fēng)干后的沉積物研磨混勻，過2 mm篩。測(cè)得供試沉積物理化性質(zhì)見表1。

表1 供試沉積物基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of tested sediments

1.3 配制人工海水

采樣時(shí)采集遼河口裸灘濕地漲潮時(shí)的水樣，并測(cè)得漲潮時(shí)潮水的鹽度為1.84%，將水樣帶回實(shí)驗(yàn)室測(cè)定水樣中各主要離子濃度，以此作為人工海水的配制標(biāo)準(zhǔn)。配制1 L鹽度為1.80%的人工海水，所需藥品見表2，并以此分別調(diào)制成鹽度為1.50%和0.50%兩種梯度的鹽溶液，以去離子水作為空白處理（純水）。

1.4 實(shí)驗(yàn)方案

（1）純化：將研磨后的表、底層沉積物分別裝入兩個(gè)塑料盆里，混勻；分別稱取混勻后表層和底層沉積物300 g置于燒杯中，然后加入少量純水，水量應(yīng)正好浸濕土樣，靜置24 h以活化燒杯中土樣。

表 2 人工海水溶液各組分含量（g·L－1）Table 2 Composition of artificial seawater solution（g·L－1）

（2）分別將鹽度為0.50%、1.50%和1.80%3種梯度的人工海水和去離子水分別加入裝有土樣的燒杯中；每一種鹽度條件下均設(shè)有兩種淹水狀態(tài)，第一種淹水水面高于沉積物表面1 cm處（全淹水），第二種淹水水面低于沉積物表面（半淹水）；加入人工海水后，用記號(hào)筆在燒杯外壁做好淹水刻度線，以便控制后續(xù)加海水的量，每一種淹水狀態(tài)做3組平行。

（3）將以上鹽度梯度的樣品同時(shí)放入3個(gè)恒溫培養(yǎng)箱中，設(shè)置3個(gè)恒溫培養(yǎng)箱溫度分別為10、20℃和30℃，使樣品在不同溫度條件下同時(shí)進(jìn)行培養(yǎng)，因遼河口裸灘沉積物中總汞含量較低，短時(shí)間沉積物中汞含量變化可能不明顯，因此，設(shè)置培養(yǎng)時(shí)間為168 h。

（4）在培養(yǎng)過程中，定期向燒杯中補(bǔ)充海水溶液，保證淹水狀態(tài)處于刻度線上以及淹水鹽度不變；采用電導(dǎo)率儀測(cè)定淹水鹽度。

（5）每一溫度條件培養(yǎng)結(jié)束都用自制采樣裝置取樣，將樣品裝入自封袋內(nèi)于冰箱中冷藏；待實(shí)驗(yàn)時(shí)取出自然風(fēng)干，研磨過80目篩，備用。

1.5 汞的測(cè)定

沉積物中汞采用 HNO3－H2SO4－V2O5進(jìn)行消解[16]，AFS-2202原子熒光光度計(jì)測(cè)定，儀器最低檢出限為0.005 μg·L-1。在實(shí)驗(yàn)過程中，樣品進(jìn)行平行處理，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差都小于4%。每批樣品做兩個(gè)試劑空白；采用國(guó)家土壤標(biāo)準(zhǔn)樣品GBW-07401（GSS-1）進(jìn)行質(zhì)量控制，汞國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)含量為（0.032±0.004）mg·kg-1，驗(yàn)證結(jié)果分別為（0.034±0.002）mg·kg-1。試驗(yàn)中所用的試劑均為優(yōu)級(jí)純，所用的玻璃器皿使用前均用3 mol·L-1的硝酸浸泡24 h，用自來水沖洗干凈后再用二次去離子水沖洗3遍。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同鹽度對(duì)沉積物中汞含量的影響

沉積物表層、底層汞含量隨鹽度升高逐漸降低。在全淹水條件下（圖1），當(dāng)溫度為10℃時(shí)，表層沉積物在加入1.50%鹽水時(shí)汞含量最低（0.117 mg·kg-1），加入純水（CK）時(shí)沉積物汞含量最高（0.147 mg·kg-1）；底層汞波動(dòng)較大，在淹水為純水（CK）時(shí)，沉積物汞含量最低（0.112 mg·kg-1），在淹水鹽度為 0.50%時(shí)，達(dá)到最大值（0.150 mg·kg-1）。20℃時(shí)，表層、底層汞總體上也表現(xiàn)為隨淹水鹽度升高有降低的趨勢(shì)。30℃時(shí)，表層和底層沉積物中汞含量均在純水條件下達(dá)到最大值，分別為 0.119 mg·kg-1和 0.121 mg·kg-1。在半淹水狀態(tài)下（圖2），10℃時(shí)，添加純水的表層沉積物中汞含量處于最低水平（0.123 mg·kg-1），在淹水鹽度為0.50%時(shí)，汞含量升高，但隨著鹽度繼續(xù)升高，汞含量無明顯變化；底層在0.50%時(shí)汞含量最高。在20℃和30℃時(shí)，表層、底層沉積物中汞含量均隨鹽度增加逐漸降低。

圖1 全淹水狀態(tài)下表層和底層沉積物汞含量隨淹水鹽度、溫度的變化Figure 1 Variation of total mercury content in the topsoil and subsoil with the different submergence salinity and environment temperature under fully flooded condition

圖2 半淹水狀態(tài)下表層和底層沉積物汞含量隨淹水鹽度、溫度的變化Figure 2 Variation of total mercury content in the topsoil and subsoil with the different submergence salinity and environment temperature under half submerged condition

總體上來看，兩種淹水狀態(tài)下，表層和底層沉積物中汞含量均隨淹水鹽度升高而逐漸降低，高鹽度環(huán)境不利于沉積物對(duì)無機(jī)汞的吸附。已有研究表明，堿金屬和堿土金屬離子可將吸附在固體顆粒上的金屬離子交換出來，鹽度的增加會(huì)大幅增強(qiáng)重金屬的解吸[17]，淹水中大量的Na+和部分K+能使部分吸附態(tài)汞從土壤中解吸進(jìn)入水體，被解吸出來的Hg2+與Cl－生成高溶性穩(wěn)定絡(luò)合物，如[HgCl4]2－、[HgCl3]－和HgCl2[18-19]，從而使進(jìn)入水體的汞很難再被沉積物吸附。鄭順安等[20]也得出高濃度的NaCl環(huán)境極其不利于Hg2+在土壤中的吸附。而丁振華等[2]對(duì)紅樹林濕地研究表明鹽度對(duì)汞影響不明顯，這可能與紅樹林濕地土壤中有機(jī)質(zhì)含量較高有關(guān)。本實(shí)驗(yàn)中，雖然隨著淹水鹽度的升高，兩種淹水狀態(tài)下表層和底層沉積物中總汞含量均呈現(xiàn)出降低的趨勢(shì)，但是降低幅度并不大，這可能與裸灘沉積物的pH值（表1）較高有關(guān)。氯離子對(duì)汞的絡(luò)合作用取決于土壤有機(jī)質(zhì)含量和pH值：酸性條件下，若土壤有機(jī)質(zhì)含量較低，則氯離子的作用明顯，反之，氯離子濃度變化對(duì)土壤汞的絡(luò)合沒有明顯影響；中性和堿性土壤中，氯離子濃度對(duì)土壤汞含量的影響很小，主要取決于土壤表面其他形態(tài)的汞和有機(jī)態(tài)的汞化合物之間的平衡[21]。在pH＞7時(shí)，Hg2+與Cl－生成的高溶性絡(luò)合物會(huì)轉(zhuǎn)化為氫氧化汞，促進(jìn)汞的沉淀[22]。

2.2 溫度變化對(duì)沉積物中汞含量的影響

當(dāng)淹水為純水時(shí)，全淹底層、半淹表層和底層沉積物中汞含量表現(xiàn)為10℃到20℃汞含量增加，20℃到30℃汞含量降低；鹽度為1.50%時(shí)，全淹表層和底層也表現(xiàn)為20℃時(shí)汞含量較高。總體來看，在淹水鹽度相同時(shí)，隨著培養(yǎng)溫度的升高，表層和底層沉積物中總汞含量均逐漸降低。土壤具有吸附性能是因?yàn)橥寥乐杏芯薮蟮谋砻婺?，并含有帶電荷的礦物膠體和有機(jī)膠體[23]，所以進(jìn)入沉積物中的汞會(huì)被沉積物吸附固定，但是當(dāng)環(huán)境溫度升高時(shí)，被沉積物中膠體吸附的汞因獲得能量而解吸，溫度越高，汞獲得的能量越高，越不利于沉積物膠體對(duì)汞的吸附；對(duì)于解吸進(jìn)入溶液中的汞，溫度升高會(huì)加速Hg2+與Cl－形成絡(luò)合物的速率。根據(jù)擴(kuò)散理論[24]，在土壤-上覆水系統(tǒng)內(nèi)，隨著溫度的升高，Hg2+運(yùn)動(dòng)速率加快，與水分子接觸的機(jī)會(huì)增加；同時(shí)，Hg2+與OH－及有機(jī)質(zhì)等的反應(yīng)速率、與陽(yáng)離子的交換速率等隨溫度升高而加快，增強(qiáng)了土壤汞的釋放。研究表明，汞的釋放是一個(gè)吸熱過程[25]，溫度升高為汞的釋放提供了能量，有利于汞的釋放。

2.3 淹水條件改變對(duì)沉積物中汞含量的影響

淹水條件的變化會(huì)改變濕地表層氧化還原條件，從而影響濕地中汞的遷移與轉(zhuǎn)化[26]。本實(shí)驗(yàn)中，培養(yǎng)溫度和鹽度相同時(shí)，同一層次的沉積物中汞含量總體表現(xiàn)為半淹高于全淹。培養(yǎng)溫度為30℃，淹水鹽度為1.80%時(shí)，兩種淹水狀態(tài)下沉積物中汞含量均達(dá)到最低值，此時(shí)，全淹水狀態(tài)和半淹水狀態(tài)下表層沉積物中汞含量分別為 0.095 mg·kg-1和 0.103 mg·kg-1，相對(duì)于原始土壤分別降低了37.9%和32.7%，底層含量分別為 0.098 mg·kg-1和 0.101 mg·kg-1，分別降低了29.0%和26.8%。表明淹水狀態(tài)更有利于裸灘沉積物中汞的釋放。Liang等[27]對(duì)三峽土壤的模擬實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，淹水后土壤中的汞會(huì)向上覆水釋放，導(dǎo)致土壤中汞含量降低。全淹狀態(tài)下，土壤相對(duì)處于厭氧環(huán)境，厭氧環(huán)境有利于無機(jī)汞從淹沒的土壤和植被中溶解出來[28]。通常情況下，淹水后進(jìn)入上覆水的無機(jī)汞在一段時(shí)間后會(huì)被從沉積物中溶解出的有機(jī)膠體重新吸附而沉淀，但因受Cl－和Na+等堿金屬離子的影響，使這一過程受阻。土壤淹水后，土壤中吸附的汞解吸后會(huì)先進(jìn)入孔隙水中，使孔隙水中汞濃度升高，而與上覆水形成較大的濃度梯度[29]，會(huì)形成較大的驅(qū)動(dòng)力，從而促進(jìn)沉積物中汞的釋放和遷移。半淹狀態(tài)下，雖然沉積物中汞也會(huì)向孔隙水中釋放，并向上覆水中遷移，但溶液較少，不會(huì)形成較大的驅(qū)動(dòng)力以促進(jìn)沉積物中汞的釋放；同時(shí)有氧環(huán)境也不利于無機(jī)汞的釋放。

遼河口裸灘濕地受潮汐作用的影響，淹水的鹽度總是處在不斷的變化中，這種改變直接影響裸灘沉積物中汞含量的變化；當(dāng)海水退潮后，裸灘沉積物處于裸露狀態(tài)，但是裸灘沉積物保水能力較強(qiáng)，沉積物仍持有大量水分，這說明在未淹水的情況下，裸灘沉積物中汞含量會(huì)受到孔隙水中鹽分的影響。裸灘底層沉積物中的汞因鹽分影響遷移進(jìn)入孔隙水中，在毛管力作用下，孔隙水會(huì)向上遷移，從而導(dǎo)致沉積物底層的汞含量遷移進(jìn)入水體。本實(shí)驗(yàn)培養(yǎng)過程中淹水沒有受到擾動(dòng)，這與實(shí)際環(huán)境中潮汐作用對(duì)沉積物的擾動(dòng)存在差異，潮汐作用會(huì)進(jìn)一步導(dǎo)致裸灘沉積物中汞的釋放，進(jìn)入水體的汞隨水體遷移，對(duì)環(huán)境造成二次污染，從而對(duì)水生生態(tài)環(huán)境和人類造成危害。

3 結(jié)論

（1）沉積物淹水為純水時(shí)，沉積物中汞含量較高，淹水鹽度升高會(huì)促進(jìn)土壤沉積物中無機(jī)汞的釋放，使裸灘土壤沉積物中總汞含量降低。遼河口裸灘淹水主要以海水倒灌為主，海水氯鹽含量較高，這不利于土壤沉積物對(duì)汞的富集。

（2）培養(yǎng)液鹽度相同時(shí)，低溫（10℃）條件下沉積物中汞含量較高，隨培養(yǎng)溫度升高，土壤中總汞含量逐漸降低。當(dāng)淹水為純水時(shí)，全淹底層、半淹表層和底層沉積物中汞含量表現(xiàn)為10℃到20℃汞含量增加，20℃到30℃汞含量降低；鹽度為1.50%時(shí)，全淹表層和底層也表現(xiàn)為20℃時(shí)汞含量較高。

（3）沉積物所處的淹水水位不同，沉積物中汞的釋放能力也不同，與半淹水狀態(tài)相比，全淹水狀態(tài)下更有利于裸灘沉積物中無機(jī)汞的釋放。

參考文獻(xiàn)：

[1]王起超,劉汝海,呂憲國(guó),等.濕地汞環(huán)境過程研究進(jìn)展[J].地球科學(xué)進(jìn)展,2002,17（6）：881-885.WANG Qi-chao,LIU Ru-hai,Lü Xian-guo,et al.Progress of study on the mercury process in the wetland environment[J].Advance in Earth Sciences,2002,17（6）：881-885.

[2]丁振華,劉金鈴,李柳強(qiáng),等.中國(guó)主要紅樹林濕地沉積物中汞的分布特征[J].環(huán)境科學(xué),2009,30（8）：2210-2215.DING Zhen-hua,LIU Jin-ling,LI Liu-qiang,et al.Distribution of mercury in surficial sediments from main mangrove wetlands of China[J].Environmental Science,2009,30（8）：2210-2215.

[3]楊燕娜,溫小樂.土壤汞污染及其治理措施的研究綜述[J].能源與環(huán)境,2006,15（2）：9-11.YANG Yan-na,WEN Xiao-le.Research review of soil mercury pollution and its control measures[J].Energy and Evironment,2006,15（2）：9-11.

[4]鄭順安,韓允壘,李曉華,等.天津污灌區(qū)鹽分累積對(duì)土壤汞賦存形態(tài)的影響[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué),2017,37（5）：1858-1865.ZHENG Shun-an,HAN Yun-lei,LI Xiao-hua,et al.A simulation study on the effect of salinity on the fractions distribution of exogenous mercury in the wastewater-irrigated area of Tianjin City[J].China Environmental Science,2017,37（5）：1858-1865.

[5]Smith S R.A critical review of the bioavailability and impacts of heavy metals in municipal solid waste composts compared to sewage sludge[J].Environment International,2009,35（1）：142-156.

[6]丁振華,劉金鈴,李柳強(qiáng),等.中國(guó)紅樹林濕地沉積物中汞的形態(tài)特征、生物可利用性和遷移性[J].海洋環(huán)境科學(xué),2010,29（5）：653-656.DING Zhen-hua,LIU Jin-ling,LI Liu-qiang,et al.Speciation,bio-accumulation and transportation of mercury in sediments of mangrove wetlandsofChina[J].MarineEnvironmentalScience,2010,29（5）：653-656.

[7]劉汝海,王起超,郝慶菊,等.三江平原濕地土壤汞的分布特征及影響因素分析[J].水土保持學(xué)報(bào),2003,17（1）：122-124.LIU Ru-hai,WANG Qi-chao,HAO Qing-ju,et al.Distribution character of Hg in wetland soil in Sanjiang Plain and analysis of influential factors[J].Journal of Soil and Water Conservation,2003,17（1）：122-124.

[8]依艷麗,李 迎,張大庚,等.不同水分條件下汞在土壤中形態(tài)轉(zhuǎn)化的研究[J].沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2010,41（1）：42-45.YI Yan-li,LI Ying,ZHANG Da-geng,et al.Dynamic process of the form of mercury in the soil under different water conditions[J].Journal of Shenyang Agricultural University,2010,41（1）：42-45.

[9]王金玉.膠州灣潮間帶沉積物汞的形態(tài)及釋放研究[D].青島：中國(guó)海洋大學(xué),2012.WANG Jin-yu.The reserch of mercury flux and speciation in Jiaozhou Bay intertidal zone[D].Qingdao：Ocean University of China,2012.

[10]李雅芬,王 景,王 寧.松花江上游金礦開采區(qū)河流水體和沉積物中汞的污染特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2013,32（3）：622-628.LI Ya-fen,WANG Jing,WANG Ning.Distribution characteristics and risk assessment of mercury pollution in the river water and sediment of the Songhua River upstream gold mining area[J].Journal of Agro-Environment Science,2013,32（3）：622-628.

[11]王麗榮,趙煥庭.中國(guó)河口濕地的一般特點(diǎn)[J].海洋通報(bào),2000,19（5）：47-54.WANG Li-rong,ZHAO Huan-ting.Common features of the estuarine wetland in China[J].Marine Science Bulletin,2000,19（5）：47-54.

[12]王西琴,李 力.遼河三角洲濕地退化及其保護(hù)對(duì)策[J].生態(tài)環(huán)境,2006,15（3）：650-653.WANG Xi-qin,LI Li.The degradation and protective countermeasures of the wetland in the Liaohe River Delta[J].Ecology and Environment,2006,15（3）：650-653.

[13]林 冰.遼河口海岸灘涂開發(fā)利用存在的問題及對(duì)策[J].農(nóng)業(yè)與技術(shù),2012,32（8）：50-51.LIN Bing.Problems and countermeasures of exploitation and utilization of coastal beach in Liaohe Estuary[J].Agriculture and Technology,2012,32（8）：50-51.

[14]張 穎,鄭西來,伍成成,等.遼河口濕地蘆葦葉片蒸騰及其與影響因子關(guān)系研究[J].濕地科學(xué),2011,9（3）：227-232.ZHANG Ying,ZHENG Xi-lai,WU Cheng-cheng,et al.Simulation experiment about transpiration characteristics of Phragmites australis leaf in Liaohe Estuary Wetlands[J].Wetland Science,2011,9（3）：227-232.

[15]肖 穎,楊繼松.遼河口濱海濕地土壤有機(jī)碳礦化及其與鹽分的關(guān)系[J].生態(tài)學(xué)雜志,2015,34（10）：2792-2798.XIAO Ying,YANG Ji-song.Soil organic carbon mineralization and its relation with salinity in coastal wetland of Liaohe Estuary[J].Chinese Journal of Ecology,2015,34（10）：2792-2798.

[16]鄭冬梅,李昕馨,羅 慶.鋅冶煉不同群落生境蟋蟀汞污染[J].環(huán)境科學(xué),2012,33（10）：3680-3684.ZHENG Dong-mei,LI Xin-xin,LUO Qing.Mercury pollution in cricket in different niotopes suffering from pollution by zinc smelting[J].Environmental Science,2012,33（10）：3680-3684.

[17]趙 健.長(zhǎng)江口濱岸潮灘汞的環(huán)境地球化學(xué)研究[D].上海：華東師范大學(xué),2011.ZHAO Jian.Environmental geochemistry of mercury in intertidal flat of the Yangtze Estuary[D].Shanghai：East China Normal University,2011.

[18]王平安.干濕交替環(huán)境土壤汞賦存形態(tài)及其動(dòng)態(tài)變化[D].重慶：西南大學(xué),2007.WANG Ping-an.Dynamic variation of mercury species in soil in wetdry rotation environment[D].Chongqing：Southwest University,2007.

[19]Kinniburgh D G.Jackson M L.Adsorption of mercury（Ⅱ）by iron hydrous oxide gel[J].Soil Science Society of America Journal,1978,42（1）：45-47.

[20]鄭順安,李曉華,徐志宇.污灌區(qū)鹽分累積對(duì)土壤汞吸附行為影響的模擬研究[J].環(huán)境科學(xué),2014,35（5）：1939-1945.ZHENG Shun-an,LI Xiao-hua,XU Zhi-yu.Simulation study on the effect of salinity on the adsorption behavior of mercury in wastewaterirrigated area[J].Evironmental Science,2014,35（5）：1939-1945.

[21]Schuster E.The behavior of mercury in the soil with special emphasis on complexation and adsorption processes：A review of the literature[J].Water Air&Soil Pollution,1991,56（1）：667-680.

[22]陳業(yè)材.環(huán)境汞的來源與遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究[J].礦物巖石地球化學(xué)通報(bào),1994（3）：135-137.CHEN Ye-cai.Study on the sources,migration and transformation regularity of environmental mercury[J].Bulletin of Mineralogy,Petrology and Geochemistry,1994（3）：135-137.

[23]張金洋.三峽水庫(kù)消落區(qū)土壤汞釋放特征研究[D].重慶：西南農(nóng)業(yè)大學(xué),2005.ZHANG Jin-yang.Study on release characteristic of mercury from soil inwaterlevelfluctuationzoneofThreeGorgesReservoir[D].Chongqing：Southwest Agricultural University,2005.

[24]王欣悅,賀春鳳,孫榮國(guó),等.三峽庫(kù)區(qū)消落帶土壤淹水過程中汞的釋放及甲基化特征[J].環(huán)境化學(xué),2015,34（1）：172-177.WANG Xin-yue,HE Chun-feng,SUN Rong-guo,et al.Releases and methylation of soil mercury in water-level fluctuating zone of the Three Gorges Reservoir region[J].Environmental Chemistry,2015,34（1）：172-177.

[25]單長(zhǎng)清,劉汝海,單紅仙.膠州灣近岸沉積物-海水汞的釋放研究[J].海洋湖沼通報(bào),2006（4）：44-51.SHAN Chang-qing,LIU Ru-hai,SHAN Hong-xian.The research on releasing of mercury from Jiaozhou Bay offshore sedment to seawater[J].Transactions of Oceanology and Limnology,2006（4）：44-51.

[26]劉汝海,王起超,呂憲國(guó),等.三江平原濕地汞的地球化學(xué)特征[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2002,22（5）：661-663.LIU Ru-hai,WANG Qi-chao,Lü Xian-guo,et al.The geochemistry characteristic of mercury in Sanjiang Plain Marsh[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2002,22（5）：661-663.

[27]Liang P,Zhang C,Yang Y K,et al.A simulation study of mercury release fluxes from soils in wet-dry rotation environment[J].Journal of Environmental Sciences,2014,26（7）：1445-1452.

[28]張 翔.三峽庫(kù)區(qū)消落帶典型植物淹水后汞的動(dòng)態(tài)變化及其釋放特征[D].重慶：西南大學(xué),2015.ZHANG Xiang.Mercury Dynamic and release characteristics of several plants collected from the water-level fluctuation zone of the Three Gorges Reservoir area during flooding[D].Chongqing：Southwest University,2015.

[29]錢曉莉,馮新斌,閉向陽(yáng),等.貴州省草海表層水體和沉積物間隙水中汞的含量和形態(tài)分布初步研究[J].湖泊科學(xué),2008,20（5）：563-570.QIAN Xiao-li,FENG Xin-bin,BI Xiang-yang,et al.Concentrations and distributions of mercury species in surface water and porewater of Lake Caohai,Guizhou Province[J].Journal of Lake Science,2008,20（5）：563-570.