污灌區鹽分累積對外源汞在土壤中甲基化的影響

鄭順安,周 瑋,薛穎昊,習 斌,黃宏坤,段青紅,鄭向群

?

污灌區鹽分累積對外源汞在土壤中甲基化的影響

鄭順安1,2,3,周 瑋1,薛穎昊1,習 斌1,黃宏坤1,段青紅1,鄭向群2*

(1.農業部農業生態與資源保護總站,北京 100125；2.農業部環境保護科研監測所,天津 300191；3.農業部資源循環利用技術與模式重點實驗室,北京 100125)

將汞同位素示蹤劑199Hg2+(土壤背景含量的80%)加入不同鹽分和鹽度處理的鹽漬化土壤中,利用多重標記穩定同位素示蹤技術,研究鹽分累積對外源汞在土壤中甲基化的影響.鹽分種類為NaCl和Na2SO4,設置的鹽度梯度為7個,添加質量分數為0%~5%.結果表明,外源199Hg2+加入土壤后,在培養期間,土壤中CH3199Hg+生成量變化趨勢總體呈型曲線,表現出遲緩-最大速率-穩定3個階段,用Logistic方程可以理想擬合鹽處理下外源汞添加入土壤后生成甲基汞的動力學過程.在未添加鹽分處理的對照土壤中,甲基汞最大生成量為0.698 μg/kg,最大甲基化速率為0.217 μg/(kg·d).NaCl處理下,隨著鹽度的增長,外源Hg進入土壤后汞甲基化程度總體呈現先增長后降低的趨勢.0.2%~0.6%鹽度下,甲基化程度顯著提高,0.4%鹽度下最高,最大生成量和最大甲基化速率分別達到3.589 μg/kg和0.415 μg/(kg·d).鹽度在1%~2%時汞甲基化程度與對照比較接近,高鹽度(5%)對汞甲基化有明顯的抑制作用.Na2SO4處理下,當鹽度水平超過0.2%時,會顯著抑制外源汞加入土壤后甲基汞的生成.

污灌區；汞；同位素示蹤；甲基化；NaCl；Na2SO4

汞是非常特殊的重金屬,對動物和人而言,有機汞的毒性遠大于無機汞的毒性,而甲基汞(MeHg)是有機汞最為主要的存在形式,環境中任何形式的汞(包括金屬汞、無機汞和其它有機汞)都可以在一定條件下轉化為MeHg,所以汞的甲基化問題備受人們關注.土壤在經歷漫灌(污灌)、季節性水淹、洪水或干濕交替(稻田環境)等水分條件變化時,極有可能使土壤汞發生甲基化,造成土壤中MeHg含量增加并釋放到水體或大氣中,形成生物體的MeHg暴露[1-2].稻田生態系統是濕地的一種類型,水稻在生長期內因季節性灌溉,使其也成為一種特殊的濕地生態系統,為硫酸鹽還原菌和鐵還原細菌等提供理想的生存條件,因此稻田土壤也很有可能和濕地土壤相似,都具有很強的汞甲基化能力,從而成為陸地生態系統的MeHg源.本課題組先前對天津北排污河附近29個稻田土壤的調查顯示,土壤MeHg含量為(0.87 ±0.77)μg/kg,個別汞污染較嚴重地塊存在MeHg暴露風險[3].

利用污水進行長期灌溉(尤其是在蒸發量較大、降雨較少、排鹽不暢的地區)會導致土壤鹽分的累積,進而導致土壤次生鹽漬化,這一問題在我國北方乃至世界范圍內的污灌區都比較突出.污灌區土壤鹽漬化趨勢,是否會影響土壤汞甲基化,從而加劇汞污染的危害并增加其防治難度等問題,當前仍然缺乏該方面的研究.MeHg在環境介質中濃度極低,且易受基體影響和樣本處理過程中形態轉化的制約,分析技術難度較大.20世紀90年代以來,同位素稀釋法這一強大工具被引入汞形態分析.汞有7種穩定同位素,可在實驗中添加汞同位素化合物,研究轉化反應,這一過程被稱為穩定同位素標記示蹤技術.將同位素稀釋技術與氣相色譜-電感耦合等離子質譜儀聯用系統(GC/ICP-MS)結合起來,利用質譜儀測量待測同位素比值的改變而計算出待測物質濃度,可以追蹤檢測過程中土壤汞的甲基化過程,MeHg的檢出限可達到pg級別[4-5].天津污灌區是我國北方最大的污灌區,也是汞污染的重災區.2005年對天津污灌區內水田和菜田土壤樣品的采樣調查顯示[6],灌區內土壤-作物系統中汞的污染等級達到了重度污染,部分農作物中汞的質量分數遠超國家食品衛生標準.2012年的調查結果顯示[7],天津污灌區內采樣的22個蔬菜樣品100%都受到Hg污染,且都處于重污染的情況.本研究以受鹽漬化和重金屬汞雙重脅迫的天津污灌區土壤為研究對象,將汞同位素示蹤劑199Hg2+加入不同鹽分和鹽度的鹽漬化土壤中,利用多重標記穩定同位素示蹤技術,研究鹽分脅迫土壤中汞的甲基化特征,為污灌區汞污染防治及鹽漬化土壤的有效管理提供理論支撐.

1 材料與方法

1.1 供試土壤

土壤樣品采集自天津市郊東北方向李明莊的菜地表層潮土(0~20cm).該菜地距離天津三大排污河之一的北(塘)排污河約400m,污灌歷史超過20a,屬于間歇性清污混灌區,污灌口位于菜地的西南角.土壤樣品經自然風干后過2mm尼龍篩冷凍儲存,基本理化性質分析參照中國土壤學會提供的分析方法[8],其中:pH值為8.03,CaCO3含量為1.03g/kg,有機質含量為12.43g/kg,CEC為16.27cmol/kg,游離鐵含量為8.71g/kg,無定形鐵含量為0.88g/kg,黏粒(<0.002mm)含量為191.05g/kg.受長期污灌的影響,供試土壤的Hg含量(0.601mg/kg)顯著高于區域土壤Hg背景含量(0.073mg/kg),但未超過土壤環境質量二級標準(pH > 7.5為1.0mg/kg,GB 15618-1995[9]).鹽分總量為0.875g/kg(低于0.1%),按照鹽土重量比劃分標準[8],尚不屬于鹽漬化土壤.

1.2 鹽漬化土壤制備

根據調查資料,天津污灌區內由于污灌帶來的土壤鹽漬化,陽離子以Na+為主,陰離子以Cl-和SO42-為主[10],因此本研究考察的鹽分種類為NaCl和Na2SO4.設置的鹽度梯度為7個(按鹽分種類單一添加),添加質量分數依次為0%(CK)、0.2%、0.4%、0.6%、1%、2%和5%.稱取供試土壤200g,按照上述處理在土壤中分別添加對應鹽分溶液,充分混勻在室溫下穩定180d,自然風干后過篩儲藏,設置3次重復.制備結束后,采用IonPac AS11-HC分析柱及30mmol/L氫氧化鉀溶液分離Cl-及SO42-,測定鹽處理后土壤樣品中Cl-和SO42-含量(Dionex ICS-3000型離子色譜儀),結果見表1.

表1 不同鹽處理后土壤中Cl-或SO42-含量(g/kg)

1.3 穩定富集同位素試劑

濃縮穩定同位素示蹤劑使用美國劍橋同位素實驗室公司生產的199HgO和201HgO.示蹤劑199Hg(NO3)2和CH3201HgCl分別使用對應的無機氧化汞制備,示蹤劑的精確濃度由反同位素稀釋分析法測定.

1.4 培養實驗及甲基化/去甲基化速率計算

先將制備好的鹽漬化土壤200g放置在聚四氟乙烯燒杯中并保持一段時間淹水狀態,測定土壤中總汞及MeHg含量,再加入定量示蹤劑199Hg(NO3)2(土壤背景含量的80%),充分混勻后置于伊孚森恒溫恒濕培養箱中(溫度為25℃,濕度為75%),水分條件設置為干濕交替,在第1,2, 3,4,5,6,7,14,21,28,35d連續取樣.取樣后在樣品中加入內標示蹤劑CH3201HgCl(土壤背景含量的80%),均勻混合后采用KBr-H2SO4- CuSO4浸提,CH2Cl2萃取,氮氣吹洗樣本萃取物反萃取,再經NaBPh4乙基化反應生成揮發性的甲基乙基汞,由氮氣吹掃捕集于Tenax采樣管,使用GC/ICP- MS(Agilent 6890與Agilent 7500ce通過Agilent GC-ICP-MS type接口連接)測定MeHg含量,根據生成的CH3199Hg+速度計算鹽漬化環境中汞的甲基化速率.主要操作程序見圖1.

圖1 穩定同位素標記示蹤技術測定汞甲基化的路線

2 結果

2.1 不同鹽度鹽分處理下土壤CH3199Hg+含量變化趨勢

NaCl處理下土壤MeHg含量隨培養時間的變化趨勢見圖2.在未添加NaCl的對照土壤中,CH3199Hg+含量在第1d為0.498μg/kg,僅占添加外源199Hg+的0.104%,到第3d,上升到0.641μg/ kg(占添加外源199Hg+的0.134%,以下同為占添加外源19Hg+的比例),而后基本保持穩定,第35d的含量為0.654μg/kg.添加NaCl后, CH3199Hg+含量發生顯著變化.0.2% NaCl處理下,CH3199Hg+含量在第1d為1.151μg/kg,比例為0.242%,在培養結束時,含量上升為1.869μg/kg,比例為0.393%,是同期對照的2.86倍;0.4% NaCl處理下,CH3199Hg+含量在第1d為1.350μg/kg,比例為0.284%,在培養結束時,含量為3.576μg/kg,比例為0.752%,是同期對照的5.47倍;0.6% NaCl處理下,CH3199Hg+含量在第1d為0.899μg/kg,比例為0.189%,在培養結束時,含量為2.62μgkg,比例為0.551%,是同期對照的4倍.1% NaCl處理下,CH3199Hg+含量在第1d為0.747μg/kg,比例為0.157%,在培養結束時,含量為0.909μg/kg,比例為0.191%,與同期對照無顯著性差別(<0.05,下同);2% NaCl處理下,CH3199Hg+含量在第1d為0.623μg/kg,比例為0.131%,在培養結束時,含量為0.902μg/kg,比例為0.189%,與同期對照無顯著性差別;5%處理下,CH3199Hg+含量基本保持穩定,在第1d為0.413μg/kg,比例為0.082%,在培養結束時,含量為0.435μg/kg,比例為0.093%.可以看出,與對照相比,5% NaCl處理會抑制外源汞加入土壤后MeHg的生成,1%和2%鹽度下MeHg的生成量與對照較為接近.鹽度0.2%~ 0.6%有利于MeHg的生成,其中0.4%鹽度下MeHg的生成量最高.

圖2 不同NaCl鹽度梯度下土壤CH3199Hg+含量變化趨勢

圖3 不同Na2SO4鹽度梯度下土壤CH3199Hg+含量變化趨勢

Na2SO4處理下土壤MeHg含量隨培養時間的變化趨勢見圖3.0.2% Na2SO4處理下, CH3199Hg+含量在第1d為0.561μg/kg,比例為0.118%,在培養結束時,含量為0.702μg/kg,比例為0.147%,與同期對照無顯著性差別.其他鹽度處理下,CH3199Hg+含量在培養期間基本保持穩定,無明顯上升或下降趨勢,各時期含量均顯著低于同期對照,且各鹽度之間的含量無顯著性差別.可以看出,當土壤中Na2SO4鹽度水平超過0.2%時,會顯著抑制外源汞加入土壤后MeHg的生成.

2.2 對外源汞甲基化的動力學模型擬合

培養期間,土壤CH3199Hg+含量變化的總體趨勢呈現型曲線變化(圖2和圖3),表現出遲緩階段-最大速率階段-穩定階段,這與Logistic生長曲線相符合.利用Origin 8.6SR2 對MeHg生成過程進行Logistic動力學方程擬合,結果表明,曲線擬合度較好,有較高的決定系數2和較小的標準誤SE

Logistic動力學模型[11]為:

式中:為時間對應的CH3199Hg+含量,μg/kg;為的極限值,即最大生成量,μg/kg;為模型參數;為反應的速率常數,即CH3199Hg+的產生(汞甲基化)速率常數.通過曲線回歸得到;為培養時間,d.由模型擬合的各參數見表2.可以看出,決定系數為0.874~0.981,達到極顯著水平(<0.01).

可以看出,外源199Hg2+在對照土壤中最大MeHg(CH3199Hg+)生成量為0.698μg/kg,1%、2% NaCl處理和0.2% Na2SO4處理的最大MeHg生成量與對照較為接近,分別為0.888,0.846, 0.792μg/kg,0.2%、0.4%和0.6% NaCl處理下最大MeHg生成量與對照相比顯著提高,達到了1.882,3.589,2.497μg/kg,0.4% NaCl處理的最大MeHg生成量超過對照的5倍.

對公式(1)進行求導,可以得到甲基化速率[μg/(kg·d)]:

對公示(2)求極值,可得最大甲基化速率max[μg/(kg·d)]

表2 Logistic動力學模型擬合參數及統計特征值

最大甲基化速率max擬合值見表2.可以看出,各處理的最大甲基化速率與最大生成量的排序基本一致.對照土壤(CK)的最大汞甲基化速率為0.217μg/(kg·d),1%、2% NaCl處理和0.2% Na2SO4處理的最大汞甲基化速率與對照比較接近,分別為0.203,0.198,0.195μg/(kg·d),0.2%、0.4%和0.6% NaCl處理下最大汞甲基化速率與對照相比顯著提高,達到了0.276,0.415,0.252μg/ (kg·d),0.4% NaCl處理的最大汞甲基化速率約為對照的2倍.

3 討論

從1969年發現微生物能使汞甲基化以來,對環境體系中汞的甲基化機制還了解的很少,目前比較主流的觀點是MeHg主要由微生物甲基化產生,但近年來發現非微生物甲基化作用也廣泛存在.從本研究的測定結果來看,土壤體系中汞的甲基化與去甲基化作用是一個復雜的動態過程,利用汞穩定同位素示蹤劑,結合GC-ICP-MS,可以將外源汞的甲基化過程從環境的復雜綜合反應體系中剖離出來,顯示出強大的功能和作用,測試精度高,是定量化研究汞甲基化的有力手段,有廣闊的應用前景.

已有研究證實鹽度是影響海洋和河口沉積物中汞甲基化的重要因素,但這方面的文獻并不多.本研究中,NaCl處理下,隨著鹽度的增長,汞甲基化程度總體呈現先增長后降低的趨勢.鹽度在0.2%~0.6%時,外源Hg進入土壤后MeHg的生成量和甲基化速率與對照相比顯著提高,其中0.4%鹽度下汞甲基化程度最高;鹽度在1%~2%時汞甲基化程度與對照較為接近,高鹽度(5%)對汞甲基化有明顯的抑制作用.這可能與Cl-與Hg(II)之間的絡合作用有關.已有研究表明,Cl-對于Hg(II)而言是最易移動和最常見的結合劑[12].當NaCl鹽度較低時,Cl-與Hg(II)之間存在強烈的絡合作用,可形成HgCl3-和HgCl42-等多種負性絡合離子,使得帶負電荷的腐殖物質和粘土礦物膠體對汞的專性吸附作用顯著降低,進而使土壤對Hg(II)的固持量及吸附速率迅速下降[12-14], Hg在土壤中的移動性及活性增強,增加了汞甲基化的供應量,甲基化率上升;但當鹽度進一步提高后,微生物可能通過溶液體系中滲透壓變化而影響其物質運輸過程,引起細胞質壁分離,造成細胞死亡或活性下降,從而降低汞甲基化程度[15-16].這一結果表明,一定濃度下NaCl環境可能會有利于汞的甲基化,土壤鹽漬化趨勢或用含NaCl的污水灌溉作物可能會提高汞的甲基化風險.本研究的結果與之前關于鹽度對沉積物中汞甲基化影響的研究相一致,Compeau等[17]研究表明,在還原條件下,0.4%鹽度下沉積物中汞甲基化程度較高,高鹽度(2.5%)會抑制汞的甲基化,且高鹽度環境下生成的MeHg不穩定,容易發生去甲基化.陳效等[18]試驗結果顯示,0.7%鹽度條件下汞甲基化程度較高,3.5%鹽度水平下汞的甲基化幾乎完全被抑制.Blum等[19]發現,鹽度高(3%)時的甲基化速率只有鹽度低時(0.1%)的40%,且高鹽度對于汞甲基化的限制主要體現在還原環境中.但Compeau等[20]對海水中汞甲基化的研究中,在海水中添加Cl-會顯著降低汞甲基化程度(添加量為0.01~0.5mol/L).由于生態系統中的汞甲基化是一個受諸多因素影響的復雜過程,各環境因子間的相互作用、一個環境因子對甲基化的影響在不同環境中表現可能并不一樣,每個生態系統都具有獨特的環境因子組合,不同的研究可能得到相反的結論,因此需要開展更為系統深入的研究.

添加Na2SO4處理總體上使土壤汞甲基化率降低,這可能與淹水環境下土壤甲基化微生物在還原硫酸鹽的過程中產生了大量難溶于水的硫化物,降低了汞甲基化的供應量有關[21-22]. Compeau等[17]的研究結果與本研究相一致,在Eh-220mV條件下,加入SO42-使鹽沼沉積物中HgCl2甲基化比例大幅度下降.但也有硫(酸鹽)沉降促使土壤中MeHg含量增加的報道,Jeremiason等[23]發現,在濕地噴淋硫酸鹽后(5月),與未施硫酸鹽的控制區相比,土壤MeHg水平升高,顯示硫刺激了某些微生物,使其在呼吸時將其他形式的汞轉化為MeHg.但是在7月和9月的試驗中,噴淋硫酸鹽后,濕地MeHg并沒有顯著增加,甚至低于檢測下限.這2次的試驗與5月的試驗不同在于,他們在施雨后在測量前等了1d,說明加入硫酸鹽的時間長短也是影響汞甲基化的重要因素.考慮到本研究中土壤加入硫酸鹽后老化時間超過90d,Jeremiason等的研究結果與本研究相比并不矛盾.

4 結論

4.1 利用汞穩定同位素示蹤劑,結合GC-ICP- MS,可以將外源汞的甲基化過程從環境的復雜綜合反應體系中剖離出來,是比傳統含量測定更為直觀和精確的分析手段.

4.2 外源汞加入土壤后,在培養期間,土壤MeHg含量總體呈型變化趨勢,表現出遲緩-最大速率-穩定3個階段,用Logistic方程可以理想的擬合鹽處理下外源汞添加入土壤后生成MeHg的動力學過程.

4.3 NaCl處理下,隨著鹽度的增長,汞甲基化程度總體呈現先增長后降低的趨勢.0.2%~0.6%鹽度下,外源Hg進入土壤后MeHg的生成量和甲基化速率與對照相比顯著提高,其中0.4%鹽度下汞甲基化程度最高,鹽度在1%~2%時汞甲基化程度與對照比較接近,高鹽度(5%)對汞甲基化有明顯的抑制作用.Na2SO4處理下,當鹽度水平超過0.2%時,會顯著抑制外源汞加入土壤后MeHg的生成.

[1] Li P, Feng X B, Qiu G L, et al. Mercury pollution in Asia: a review of the contaminated sites [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,168(2):591-601.

[2] Rothenberg S E, Windham-Myers L, Creswell J E. Rice methylmercury exposure and mitigation: A comprehensive review [J]. Environmental Research, 2014,133:407-423.

[3] 鄭順安,唐杰偉,鄭宏艷,等.污灌區稻田汞污染特征及健康風險評價[J]. 中國環境科學, 2015,35(9):2729-2736.

[4] Rodríguez-González P, Marchante-Gayón J M, García Alonso J I, et al. Isotope dilution analysis for elemental speciation: a tutorial review [J]. Spectrochimica Acta Part B: Atomic Spectroscopy, 2005,60(2):151-207.

[5] Di H J, Cameron K C, Mclaren R G. Isotopic dilution methods to determine the gross transformation rates of nitrogen, phosphorus, and sulfur in soil: a review of the theory, methodologies, and limitations [J]. Soil Research, 2000,38(1):213-230.

[6] 王祖偉,張 輝.天津污灌區土壤重金屬污染環境質量與環境效應[J]. 生態環境, 2005,14(2):211-213.

[7] 王 婷,王 靜,孫紅文,等.天津農田土壤鎘和汞污染及有效態提取劑篩選[J]. 農業環境科學學報, 2012,31(1):119-124.

[8] 魯如坤.土壤農業化學分析方法[M]. 北京:中國農業科技出版社, 2000.

[9] GB 15618-1995土壤環境質量標準[S].

[10] 王美麗,李 軍,岳甫均,等.天津鹽漬化農田土壤鹽分變化特征[J]. 生態學雜志, 2011,30(9):1949-1954.

[11] 王濟川,郭志剛. Logistic回歸模型:方法與應用[M]. 北京:高等教育出版社, 2001.

[12] Yin Y J, Allen H E, Li Y, et al. Adsorption of mercury (II) by soil: effects of pH, chloride, and organic matter [J]. Journal of Environmental Quality, 1996,25(4):837-844.

[13] Yin Y J, Allen H E, Huang C P, et al. Adsorption/desorption isotherms of Hg (II) by soil [J]. Soil Science, 1997,162(1):35-45.

[14] Yin Y J, Allen H E, Huang C P, et al. Kinetics of mercury (II) adsorption and desorption on soil [J]. Environmental Science & Technology, 1997,31(2):496-503.

[15] Boyd E S, Yu R Q, Barkay T, et al. Effect of salinity on mercury methylating benthic microbes and their activities in Great Salt Lake, Utah. [J]. Science of the Total Environment, 2017,495:581- 582.

[16] Laporte J M, Truchot J P, Ribeyre F, et al. Combined effects of water pH and salinity on the bioaccumulation of inorganic mercury and methylmercury in the shore crab Carcinus maenas [J]. Marine Pollution Bulletin, 1997,34(11):880-893.

[17] Compeau G, Bartha R. Methylation and demethylation of mercury under controlled redox, pH and salinity conditions. [J]. Appl. Environ. Microbiol., 1984,48(6):1203-1207.

[18] 陳 效,徐 盈,張甲耀,等.硫酸鹽還原菌對汞的甲基化作用及其影響因子[J]. 水生生物學報, 2005,29(1):50-54.

[19] Blum J E, Bartha R. Effect of salinity on methylation of mercury [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1980,25(1):404-408.

[20] Compeau G, Bartha R. Effects of sea salt anions on the formation and stability of methylmercury [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1983,31(4):486-493.

[21] Barkay T, Schaefer J K, Poulain A J, et al. Microbial transformations in the mercury geochemical cycle [J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 2005,69(10):A702.

[22] Hellal J, Guédron S, Huguet L, et al. Mercury mobilization and speciation linked to bacterial iron oxide and sulfate reduction: A column study to mimic reactive transfer in an anoxic aquifer [J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015,180:56-68.

[23] Jeremiason J D, Engstrom D R, Swain E B, et al. Sulfate addition increases methylmercury production in an experimental wetland [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(12):3800- 3806.

Investigating effect of salinity on methylation of exogenous mercury of soil in wastewater-irrigated area by labeling with stable isotopically enriched tracers.

ZHENG Shun-an1,2,3, ZHOU Wei1, XUE Ying-hao1, XI Bin1, HUANG Hong-kun1, DUAN Qing-hong1, ZHENG Xiang-qun2*

(1.Rural Energy & Environment Agency, Ministry of Agriculture, Beijing 100125, China；2.Agro-Environmental Protection Institute, Ministry of Agriculture, Tianjin 300191, China；3.Key Laboratory of Technologies and Models for Cyclic Utilization from Agricultural Resources，Ministry of Agriculture, Beijing 100125, China)., 2017,37(11)：4195~4201

This study is designed to pinpoint the effect of salinity (NaCl and Na2SO4, add at salinity levels of 0%~5%, respectively) on methylation of exogenous Hg (II) in wastewater-irrigated areas of Tianjin City. Solutions containing stable isotope tracers of199Hg2+were spiked into the soils at the concentrations of 80% of the total soil mercury. The formation of CH3199Hg+(MeHg) was measured in time series experiments using gas chromatographic separation and isotope-specific detection by inductively coupled plasma mass spectrometry. The results manifested that, generally, changes in concentrations of CH3199Hg+in soil with incubation time were similar in direction and pathways, and three regions (retarded-sharp-stable) could be distinguished. Logistic equation can well fitted kinetic experimental data of concentrations of CH3199Hg+formed during the incubation time. According to Logistic model, the maximum amount of formed MeHg of control soil (without salinity addition) was 0.698μg/kg, while the maximum methylation rate of exogenous Hg was 0.217μg/(kg·d). In NaCl spiked soils, methylation rate of exogenous Hg increased first and then decreased with the increasing salinity level of NaCl. It found that the maximal amount of formed MeHg and the methylation rate of exogenous Hg were significantly higher in 0.2%~0.6% NaCl spiked soils by comparison with control soil. The highest amounts of them were in 0.4% NaCl soil, which accounted for 3.589μg/kg and 0.415μg/(kg·d), respectively. The maximal amount of formed MeHg over incubation time and the methylation rate of exogenous Hg in 1%~2% NaCl spiked soils were close to them in control soil. It also found that high salinity level of NaCl (5%) inhibited the methylation of exogenous Hg. In Na2SO4spiked soils, salinity (>0.2%) constrained the availability of mercury for methylation. The results of these studies demonstrated higher MeHg production potentials in comparatively lower salinity environments, which may enhance Hg bioavailability in the soil and cause a hazard to human body through the food chain.

wastewater irrigated area；mercury；isotopic labeling；methylation；NaCl；Na2SO4

X53

A

1000-6923(2017)11-4195-07

鄭順安(1981-),男,安徽合肥人,副研究員,博士,從事耕地污染防治、產地環境調查監測等研究.發表論文30余篇.

2017-05-01

國家自然科學基金資助項目(41203084,41371463);國家水體污染控制與治理科技重大專項(2015zx07103-007);國家重點研發計劃(2016YFD0201306,2016YFD0201200,2017YFD0801401)

* 責任作者, 研究員, xqzheng_aepi@163.com