鄭順安,習(xí) 斌,吳澤嬴,周 瑋,黃宏坤,鄭向群

?

污灌區(qū)鹽分累積對(duì)污染土壤汞釋放通量的影響

鄭順安1,2,3,習(xí) 斌1,2,吳澤嬴1,2,周 瑋1,2,黃宏坤1,2,鄭向群3*

(1.農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)生態(tài)與資源保護(hù)總站,北京 100125；2.農(nóng)業(yè)部資源循環(huán)利用技術(shù)與模式重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100125；3.農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所,天津 300191)

采用優(yōu)化設(shè)計(jì)的動(dòng)態(tài)通量箱,對(duì)不同鹽分(NaCl和Na2SO4)和鹽度(0~5%)的鹽漬化土壤土-氣界面的汞交換通量進(jìn)行動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè),研究鹽漬化對(duì)污灌區(qū)土壤汞和大氣釋放的影響.結(jié)果表明:(1)兩種鹽分類型對(duì)土壤Hg釋放的影響呈相反趨勢(shì).與未發(fā)生鹽漬化的對(duì)照土壤相比,隨著NaCl鹽度梯度的上升,土壤Hg釋放通量呈現(xiàn)上升趨勢(shì),5%鹽度處理下,Hg通量均值與對(duì)照相比提高了48.94%;而隨著Na2SO4鹽度梯度的上升,土壤Hg釋放通量呈現(xiàn)下降趨勢(shì),5%鹽度處理下,Hg通量均值與對(duì)照相比降低了20.62%.(2)土壤鹽分含量與土壤汞釋放通量均值之間呈線性關(guān)系.對(duì)于NaCl,含量(g/kg)與汞通量[ng/(m2·h)]之間的模型為= 0.8258+ 86.709(2= 0.9734),對(duì)于Na2SO4,模型為= -0.3354+ 85.997(2= 0.9581).從研究結(jié)果來(lái)看,高濃度的NaCl環(huán)境對(duì)土壤汞釋放通量有顯著影響,土壤的鹽漬化趨勢(shì)會(huì)使汞釋放及作物吸收風(fēng)險(xiǎn)更趨嚴(yán)重.

土壤；汞；鹽分；釋放；通量

污水經(jīng)過(guò)無(wú)害化處理后作為灌溉的替代性水源,對(duì)緩解我國(guó)農(nóng)業(yè)水資源危機(jī)具有重要意義.據(jù)統(tǒng)計(jì),截至2004年全國(guó)的污水灌溉面積已達(dá)361.84×104hm2,占灌溉總面積的7.33%,其中90%左右分布在我國(guó)北方水資源嚴(yán)重短缺的黃、淮、海、遼四大流域[1].污水中通常具有較高的含鹽量,即使經(jīng)過(guò)一級(jí)和二級(jí)處理,其中的鹽分也難以去除,因此利用污水進(jìn)行長(zhǎng)期灌溉(尤其是在蒸發(fā)量較大、降雨較少、排鹽不暢的地區(qū))會(huì)導(dǎo)致土壤鹽分的累積,進(jìn)而導(dǎo)致土壤次生鹽漬化,這一問(wèn)題在我國(guó)北方乃至世界范圍內(nèi)的污灌區(qū)都比較突出[2-3].

污水灌溉在解決農(nóng)業(yè)用水不足的同時(shí),其中包含的有毒重金屬元素也隨之進(jìn)入土壤,帶來(lái)一系列水土環(huán)境、生態(tài)安全等問(wèn)題.我國(guó)污灌區(qū)土壤汞污染問(wèn)題不容樂(lè)觀,根據(jù)農(nóng)業(yè)部第二次全國(guó)污灌區(qū)普查報(bào)告[4],在當(dāng)時(shí)統(tǒng)計(jì)的約140× 104km2污灌區(qū)中,遭受重金屬污染的土地面積占污灌區(qū)總面積的64.8%,其中汞是污染面積最大的重金屬之一,平均含量為0.76mg/kg.相比其他重金屬,汞還具有很強(qiáng)的揮發(fā)性,土壤中汞的釋放是大氣汞最主要的來(lái)源之一.單質(zhì)汞是土壤向大氣釋放汞的主要形態(tài),土壤中汞的溶解度越大,汞的釋放率越高.影響土壤汞揮發(fā)的因素有土壤溫度、土壤總汞含量、陽(yáng)光、微生物活性、土壤中汞的形態(tài)及絡(luò)合物等[5].由于測(cè)定技術(shù)的影響,國(guó)內(nèi)對(duì)自然過(guò)程(土壤、水面、植物表面)汞的釋放研究開(kāi)展得較少,進(jìn)入20世紀(jì)90年代以后,國(guó)內(nèi)才開(kāi)始對(duì)汞釋放通量有了一些報(bào)道,如馮興斌研究組對(duì)汞礦化帶土/氣界面汞交換通量的研究[6],對(duì)中/富營(yíng)養(yǎng)化水庫(kù)水/氣界面汞交換通量的研究[7]等;王定勇研究組對(duì)不同類型紫色土土/氣界面汞釋放通量的研究[8],對(duì)重慶不同環(huán)境汞源揮發(fā)特征的研究[9]及對(duì)水稻田及旱地土/氣界面汞交換通量的研究[10]等.污灌區(qū)汞污染土壤相當(dāng)于一個(gè)巨大的汞源向大氣釋放汞,不僅威脅著當(dāng)?shù)剞r(nóng)產(chǎn)品安全及人類健康,還會(huì)造成區(qū)域及全球性的危害,根據(jù)本研究組之前的研究[11],經(jīng)過(guò)長(zhǎng)期污灌,天津污灌區(qū)內(nèi)稻田和菜田土壤汞含量已顯著高于區(qū)域土壤汞背景含量,氣態(tài)總汞含量均值分別為9.4ng/m3和39.2ng/m3,遠(yuǎn)高于北半球大氣總汞含量背景水平(1.5~2.0ng/m3).目前關(guān)于污灌區(qū)鹽漬化土壤汞的釋放問(wèn)題尚未見(jiàn)到報(bào)道.本研究采用模擬實(shí)驗(yàn)和優(yōu)化設(shè)計(jì)的動(dòng)態(tài)通量箱相結(jié)合的方法,對(duì)不同鹽度梯度的鹽漬化土壤土-氣界面的汞交換通量進(jìn)行動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè),研究鹽漬化對(duì)土壤汞向大氣釋放的影響,為污灌區(qū)汞污染防治及鹽漬化土壤環(huán)境質(zhì)量管理提供理論依據(jù).

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(guò)20年,屬于間歇性清污混灌區(qū),污灌口位于菜地的西南角.土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干后過(guò)2mm尼龍篩冷凍儲(chǔ)存,基本理化性質(zhì)分析參照中國(guó)土壤學(xué)會(huì)提供的分析方法[12],結(jié)果如下:pH值為8.03, CaCO3含量為1.03g/kg,有機(jī)質(zhì)含量為12.43g/kg, CEC為16.27cmol/kg,游離鐵含量為8.71g/kg,無(wú)定形鐵含量為0.88g/kg,黏粒(< 0.002mm)含量為191.05g/kg.受長(zhǎng)期污灌的影響,供試土壤的Hg含量(0.601mg/kg)顯著高于區(qū)域土壤Hg背景含量(0.073mg/kg),但未超過(guò)土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)(pH > 7.5為1.0mg/kg,GB 15618-1995)[13].鹽分總量為0.875g/kg(低于0.1%),按照鹽土重量比劃分標(biāo)準(zhǔn)[12],尚不屬于鹽漬化土壤.

1.2 鹽漬化汞污染土壤制備

表1 不同處理中土壤陰離子與總汞含量(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差)

根據(jù)調(diào)查資料,污灌區(qū)內(nèi)由于污灌帶來(lái)的土壤鹽漬化,陽(yáng)離子以Na+為主,陰離子以Cl-和SO42-為主[13],因此本研究考察的鹽分種類為NaCl和Na2SO4.設(shè)置的鹽度梯度為6個(gè)(按鹽分種類單一添加),添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)依次為0%(CK)、0.2%、0.4%、0.6%、1%、2%和5%.同時(shí),考慮到研究土壤背景汞含量較低,為保證穩(wěn)定可靠的汞揮發(fā)測(cè)定,通過(guò)外源添加Hg得到汞污染土壤.污染水平為2mg/kg,對(duì)應(yīng)[13]2倍的土壤環(huán)境質(zhì)量三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)(GB15618-1995),添加種類為硝酸汞(優(yōu)級(jí)純).將10kg原土按比例添加鹽分和重金屬,混勻采用逐級(jí)混勻的方法,先將鹽分和重金屬溶液與少量土壤混勻,再將少量土壤與大量土壤混勻,直到所有土壤.混勻后放置老化180d后(經(jīng)預(yù)備試驗(yàn)證明90d后污染土壤內(nèi)重金屬老化趨于穩(wěn)定,且界面汞釋放基本穩(wěn)定)自然風(fēng)干,過(guò)2mm篩后保存.制備土壤時(shí)設(shè)置4次重復(fù),制備結(jié)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(cè)定鹽處理后土壤樣品中Cl-和SO42-含量(Dionex ICS-3000型離子色譜儀),同時(shí)測(cè)定土壤總汞含量,結(jié)果見(jiàn)表1.

1.3 土壤汞向大氣的釋放通量測(cè)定

通量測(cè)定裝置示意圖見(jiàn)圖1.

將制備好的鹽漬化汞污染土壤攪拌均勻后置于40×30×20cm有機(jī)玻璃缸中,加入去離子水使土壤水分保持75%田間持水量,通過(guò)稱重法保持.通量箱采用透明石英玻璃制作,尺寸為30× 20×20cm,體積為12L.通量箱使用前進(jìn)行清洗,并測(cè)定空白值.土-氣界面汞交換通量測(cè)定時(shí),將通量箱置于土壤表面,用土壤將通量箱的邊緣密封,避免因漏氣而造成的測(cè)定誤差.用聚四氟乙烯管將通量箱與大氣自動(dòng)測(cè)汞儀Tekran 2537A連接,通過(guò)使用配套的Tekran 1100三通調(diào)節(jié)器(Tekran 1100三通調(diào)節(jié)器將通量箱-測(cè)汞儀與計(jì)算機(jī)連接,可以精確控制測(cè)汞儀定期交替采集并測(cè)定流出通量箱和進(jìn)入通量箱的氣體汞濃度),控制測(cè)汞儀交替采集并測(cè)定流出通量箱和進(jìn)入通量箱的氣體汞濃度out和in.測(cè)定期間用抽氣泵對(duì)通量箱抽氣,使通量箱中空氣流量保持穩(wěn)定(當(dāng)通量箱出口和進(jìn)口的總氣態(tài)汞濃度差值D=out-in達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)時(shí),此時(shí)的流量為最優(yōu)化設(shè)計(jì),且可以使不同通量箱法測(cè)定汞釋放通量結(jié)果具有可比性,具體解釋見(jiàn)文獻(xiàn)[14],本研究中流速約為0.9L/min),避免因空氣流速的變化而對(duì)通量的測(cè)定產(chǎn)生影響.每次連續(xù)采樣時(shí)間為20~30min,通量箱內(nèi)、外每5min交替采1次,平均交換通量由式(1)獲得.

式中:為汞通量,ng/(m2·h),>0,表示土壤向大氣釋放汞,即土壤是大氣汞源,若<0,則表示大氣汞沉降到土壤,土壤表現(xiàn)為大氣汞匯,若=0,則表明土壤與大氣間汞濃度達(dá)到平衡;out為出氣口氣態(tài)汞含量,ng/m3,in為進(jìn)氣口中氣態(tài)汞含量, ng/m3,為通量箱中空氣流量,m3/h,為通量箱的底面積,m2.測(cè)定過(guò)程中的質(zhì)控和校正方法詳見(jiàn)文獻(xiàn)[11].

計(jì)算獲得的汞通量值24h后取平均值作為1次測(cè)定數(shù)據(jù),共測(cè)定1個(gè)月(31d),測(cè)定時(shí)間為2015年7月1日~31日.

2 結(jié)果

2.1 不同鹽分和鹽度梯度下土壤汞釋放特征

2種鹽分添加后土壤汞釋放通量的箱式分布見(jiàn)圖2.在整個(gè)監(jiān)測(cè)過(guò)程中,僅出現(xiàn)土壤Hg向大氣釋放的現(xiàn)象,未出現(xiàn)大氣汞沉降的現(xiàn)象.對(duì)照土壤(CK)的Hg通量范圍為21.5~140.9ng/(m2·h),平均值±標(biāo)準(zhǔn)差為(86.4 ± 36.9)ng/(m2·h).

0.2% NaCl添加后,Hg通量范圍為20.8~ 142.7ng/(m2·h),平均值±標(biāo)準(zhǔn)差為(86.3±42.1) ng/(m2·h),均值、最大值、最小值與對(duì)照相比均無(wú)顯著性差別,通量值的分布趨勢(shì)與對(duì)照接近; 0.4% NaCl處理下,Hg通量范圍為36.9~ 140.5ng/(m2·h),平均值 ± 標(biāo)準(zhǔn)差為(88.4±34.5) ng/(m2·h),均值、最大值、標(biāo)準(zhǔn)差與對(duì)照相比均無(wú)顯著性差別;0.6%和1% NaCl鹽度梯度下,Hg通量范圍分別為57.3~138.4ng/(m2·h)和51.3~ 138.9ng/(m2·h),平均值±標(biāo)準(zhǔn)差分別為(96.6±29.0) ng/(m2·h)和(98.6±24.7)ng/(m2·h).這兩個(gè)梯度下,Hg通量的均值和最小值與對(duì)照相比顯著提高(<0.05,下同),最大值與對(duì)照相比無(wú)顯著性差別;2%和5% NaCl鹽度處理下,Hg通量范圍分別為45.1~155.9ng/(m2·h)和64.1~180.9ng/(m2·h),平均值±標(biāo)準(zhǔn)差分別為(105.8±35.7)ng/(m2·h)和(128.6±39.8)ng/(m2·h).與對(duì)照土壤相比,Hg通量的均值、最小值、最大值均大幅度提高.總體來(lái)看,隨著NaCl鹽度梯度的上升,土壤Hg釋放通量呈現(xiàn)上升趨勢(shì),5%鹽度處理下,Hg通量均值與對(duì)照相比提高了48.94%,最大值提高了28.39%.

Na2SO4添加后,土壤汞釋放特征與NaCl相比有顯著差別.0.2%~1% Na2SO4處理下,土壤Hg通量的均值±標(biāo)準(zhǔn)差依次為(85.1±25.5)、(83.8± 26.0)、(82.0±24.0)和(84.6±21.7)ng/(m2·h),通量范圍依次為21.5~140.9、34.3~116.5、43.8~126.9、46.9~ 133.2、48.1~115.1ng/(m2·h),與對(duì)照相比,呈現(xiàn)小幅度下降趨勢(shì);2%和5%鹽度梯度下,土壤Hg通量的范圍分別為33.8~115.8ng/(m2·h)和30.2~112.4ng/(m2·h),均值±標(biāo)準(zhǔn)差分別為(79.8± 25.6)ng/(m2·h)和(68.6±25.3)ng/(m2·h),與對(duì)照相比,均值、最大值有顯著下降.總體來(lái)看,隨著Na2SO4鹽度梯度的上升,土壤Hg釋放通量呈現(xiàn)下降趨勢(shì),5%鹽度處理下,Hg通量均值與對(duì)照相比降低了20.62%,最大值降低了20.25%.

箱式(不含點(diǎn))從上往下依次是最大值、75%分位數(shù)、中位值、25%分位數(shù)、最小值,空心方點(diǎn)表示平均值

2.2 土壤鹽分含量與土壤Hg通量之間的關(guān)系

經(jīng)測(cè)定,添加外源Hg后土壤總Hg回收率在93.54%~98.46%.土壤鹽分含量(g/kg)與試驗(yàn)期間土壤Hg通量均值[ng/(m2·h)]之間關(guān)系見(jiàn)圖3,可以看出,隨著NaCl含量的增長(zhǎng),土壤Hg通量呈現(xiàn)顯著的線性增長(zhǎng)趨勢(shì)(<0.01,下同),決定系數(shù)(2)達(dá)到了0.9734;隨著Na2SO4含量的增長(zhǎng),土壤Hg通量呈現(xiàn)顯著的線性降低趨勢(shì),決定系數(shù)為0.9581.

3 討論

近年來(lái)對(duì)陸地生態(tài)系統(tǒng)汞釋放通量的研究主要集中在土壤、湖泊河流水體、草地、濕地和森林等,地表和大氣汞交換通量表現(xiàn)為雙向動(dòng)態(tài)過(guò)程,即地表可作為大氣汞的源,也可以是大氣汞匯[16].關(guān)于污灌區(qū)土壤汞釋放問(wèn)題的研究仍不多見(jiàn),除本研究組之前的報(bào)道[11]外,2014年國(guó)家自然科學(xué)基金立項(xiàng)了面上項(xiàng)目“我國(guó)典型污灌區(qū)土壤氣態(tài)汞的排放特征、影響因素及全國(guó)通量估算”(No.41371461),但尚未看到相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道.根據(jù)已有研究,影響陸地生態(tài)系統(tǒng)(包括裸露土壤、沙漠和戈壁、草地、農(nóng)田、森林、淡水湖泊和河流)向大氣釋放汞的因素非常多.總體來(lái)說(shuō),主要受環(huán)境介質(zhì)的物理化學(xué)性質(zhì)[17-18](土壤和水體汞含量和形態(tài)、土壤濕度和孔隙度、土壤有機(jī)質(zhì)、水體可溶性有機(jī)質(zhì)、土壤和水體溫度等)、環(huán)境和氣象[5,19-20](如地形、植被覆蓋、光照強(qiáng)度、風(fēng)速、氣溫、大氣氧化物)等多種因素的共同影響,表現(xiàn)出極強(qiáng)的時(shí)間和區(qū)域性變化特征.目前對(duì)土壤汞釋放通量比較一致的看法是,土壤水分含量和pH值升高,會(huì)在一定程度促進(jìn)土壤汞的釋放[21-22],而土壤有機(jī)質(zhì)則會(huì)抑制汞釋放通量[23],鐵錳鋁氧化物含量、土壤類型[21,23-24]對(duì)汞釋放通量也有一定的影響.

關(guān)于土壤中汞的賦存形態(tài)對(duì)汞揮發(fā)性能的影響不多.根據(jù)研究,土壤釋放的汞并非來(lái)自于單質(zhì)汞的直接揮發(fā),而是土壤中各種形態(tài)的汞,主要是活性態(tài)的二價(jià)汞Hg2+,通過(guò)土壤中微生物的還原作用、有機(jī)質(zhì)的還原作用、化學(xué)還原作用及光致還原作用而生成單質(zhì)汞Hg0,揮發(fā)到空氣中[16-17].汞的揮發(fā)最容易發(fā)生在Hg0含量較高土壤中,其次是相對(duì)更容易轉(zhuǎn)化為可揮發(fā)性汞的無(wú)機(jī)Hg2+為總汞主要成分的土壤中.當(dāng)土壤中Hg主要以HgO、HgS形態(tài)或殘?jiān)鼞B(tài)形式存在時(shí),汞揮發(fā)所需的活化能最大[5].Yang等[26]研究表明,加入Hg2+的土壤的釋汞通量顯著大于Hg22+的土壤,原因除θ(Hg2+/Hg22+)顯著大于θ(Hg22+/Hg0)以外,主要是由于很多Hg22+化合物溶解性較低,狀態(tài)穩(wěn)定.Miller等[27]發(fā)現(xiàn),汞的釋放不僅與土壤中汞濃度較高有關(guān),還與土壤中有更多的可以用于釋放的汞有關(guān).據(jù)此可以推測(cè),當(dāng)土壤中的活性較高的交換態(tài)或水溶態(tài)Hg含量增加時(shí),可用于Hg還原揮發(fā)的“儲(chǔ)量”也隨之增大,Hg揮發(fā)通量呈上升趨勢(shì).根據(jù)之前研究,土壤鹽分及其梯度水平會(huì)顯著影響土壤對(duì)汞的吸附性能[28],也會(huì)影響汞在土壤中的賦存形態(tài)[29],還會(huì)影響土壤汞的甲基化水平[30].NaCl特別是高濃度NaCl(5%質(zhì)量分?jǐn)?shù))添加入潮土后,土壤對(duì)汞的吸附量、吸附強(qiáng)度、吸附速率顯著下降[28],汞在土壤中賦存形態(tài)向活性和移動(dòng)性較強(qiáng)的交換態(tài)(含水溶態(tài))、富里酸結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)變,同位素可交換態(tài)含量(值)大幅度上升[29].Na2SO4加入土壤后對(duì)汞吸附特征、賦存形態(tài)和甲基化水平的影響沒(méi)有NaCl那么顯著.可以看出,本研究結(jié)果與之前關(guān)于NaCl加入土壤后對(duì)汞環(huán)境化學(xué)行為影響的研究結(jié)果是相統(tǒng)一的[28],即NaCl(尤其是較高濃度)會(huì)使汞在土壤中的賦存形態(tài)向活性態(tài)轉(zhuǎn)變,進(jìn)而增加土壤中可供揮發(fā)的汞量,使得土壤釋汞量相應(yīng)增加,這也表明,高濃度的NaCl環(huán)境對(duì)土壤汞釋放通量有顯著影響,土壤的鹽漬化趨勢(shì)會(huì)使汞釋放及作物吸收風(fēng)險(xiǎn)更趨嚴(yán)重.另一方面,本研究中加入Na2SO4使得土壤汞釋放通量呈現(xiàn)大幅度下降趨勢(shì),這與之前Na2SO4加入土壤后汞賦存形態(tài)變化不顯著的研究結(jié)果不能相互印證.但兩個(gè)研究在實(shí)驗(yàn)條件上并非完全一致(土壤汞含量水平等),且由于影響土壤釋汞通量的因素很多,而且通常條件下土壤釋汞通量處于多種因素共同作用的狀態(tài)下[31],這些因素的符合影響可能產(chǎn)生協(xié)同或者秸稈作用,不同因素的協(xié)同和拮抗作用使得釋汞強(qiáng)度的預(yù)測(cè)復(fù)雜化.

4 結(jié)論

4.1 與未發(fā)生鹽漬化的對(duì)照土壤相比,隨著NaCl鹽度梯度的上升,土壤Hg釋放通量呈現(xiàn)上升趨勢(shì),5%鹽度處理下,Hg通量均值與對(duì)照相比提高了48.94%,最大值提高了28.39%;隨著Na2SO4鹽度梯度的上升,土壤Hg釋放通量呈現(xiàn)下降趨勢(shì),5%鹽度處理下,Hg通量均值與對(duì)照相比降低了20.62%,最大值降低了20.25%.

4.2 土壤鹽分含量與土壤汞釋放通量均值之間的關(guān)系可以用線性模型表征,對(duì)于NaCl,含量(g/kg)與汞通量[ng/(m2·h)]之間的模型為= 0.8258+ 86.709(2= 0.9734),對(duì)于Na2SO4,模型為= -0.3354+ 85.997(2= 0.9581).高濃度的NaCl環(huán)境對(duì)土壤汞釋放通量有顯著影響,土壤的鹽漬化趨勢(shì)會(huì)使汞釋放及作物吸收風(fēng)險(xiǎn)更趨嚴(yán)重.

[1] 宰松梅,王朝輝,龐鴻賓.污水灌溉的現(xiàn)狀與展望[J]. 土壤, 2006,38(6):805-813.

[2] Shahalam A, Abu Zahra B M, Jaradat A. Wastewater irrigation effect on soil, crop and environment: a pilot scale study at Irbid, Jordan [J]. Water, Air, & Soil Pollution, 1998,106(3):425-445.

[3] Ortega-Larrocea M P, Siebe C, Bicard G, et al. Impact of a century of wastewater irrigation on the abundance of arbuscular mycorrhizal spores in the soil of the Mezquital Valley of Mexico M. P. Ortega-Larrocea, , a, C. Siebea, G. BIcardb, I. MIndezc and R. Webster, d [J]. Applied Soil Ecology, 2001,16(2):149-157.

[4] 農(nóng)業(yè)部環(huán)境監(jiān)測(cè)總站.1996~1999第二次中國(guó)污水灌溉普查報(bào)告[Z]. 1999.

[5] Schlüter K. Review: evaporation of mercury from soils. An integration and synthesis of current knowledge [J]. Environmental Geology, 2000,39(3/4):249-271.

[6] Wang S F, Feng X B, Qiu G L, et al. Mercury concentrations and air/soil fluxes in Wuchuan mercury mining district, Guizhou province, China [J]. Atmospheric Environment, 2007,41(28): 5984-5993.

[7] Fu X W, Feng X B, Wan Q, et al. Probing Hg evasion from surface waters of two Chinese hyper/meso-eutrophic reservoirs [J]. Science of the Total Environment, 2010,408(23):5887-5896.

[8] 林 陶,張 成,石孝均,等.不同類型紫色土土/氣界面汞釋放通量及其影響因素[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008,28(10):1955-1960.

[9] Wang D Y, He L, Shi X J, et al. Release flux of mercury from different environmental surfaces in Chongqing, China [J]. Chemosphere, 2006,64(11):1845-1854.

[10] Zhu J S, Wang D Y, Liu X, et al. Mercury fluxes from air/surface interfaces in paddy field and dry land [J]. Applied Geochemistry, 2010,26(2):249-255.

[11] 鄭順安,韓允壘,鄭向群.天津污灌區(qū)內(nèi)氣態(tài)汞的污染特征及在葉菜類蔬菜中的富集[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,(11):4338-4344.

[12] 魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[13] GB 15618-1995 土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S].

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

[15] Eckley C S, Gustin M, Lin C J, et al. The influence of dynamic chamber design and operating parameters on calculated surface- to-air mercury fluxes [J]. Atmospheric Environment, 2010,44(2): 194-203.

[16] Gworek B, Dmuchowski W, Baczewska A H, et al. Air Contamination by Mercury, Emissions and Transformations—a Review [J]. Water Air & Soil Pollution, 2017,228(4):123.

[17] Zhang L, Wang S, Wu Q, et al. Mercury transformation and speciation in flue gases from anthropogenic emission sources: a critical review [J]. Atmospheric Chemistry & Physics, 2015,16(4): 32889-32929.

[18] Gillis A A, Miller D R. Some local environmental effects on mercury emission and absorption at a soil surface [J]. Science of the Total Environment, 2000,260(1-3):191.

[19] Moore C, Carpi A. Mechanisms of the emission of mercury from soil: Role of UV radiation [J]. Journal of Geophysical Research Atmospheres, 2005,110(D24):50.

[20] Smith-Downey N V, Sunderl E M, Jacob D J. Anthropogenic impacts on global storage and emissions of mercury from terrestrial soils: Insights from a new global model [J]. Journal of Geophysical Research Atmospheres, 2010,115(G3):227-235.

[21] Gustin M S, Stamenkovic J. Effect of Watering and Soil Moisture on Mercury Emissions from Soils [J]. Biogeochemistry, 2005, 76(2):215-232.

[22] Xin M, Gustin M S. Gaseous elemental mercury exchange with low mercury containing soils: Investigation of controlling factors [J]. Applied Geochemistry, 2007,22(7):1451-1466.

[23] Mauclair C, Layshock J, Carpi A. Quantifying the effect of humic matter on the emission of mercury from artificial soil surfaces [J]. Applied Geochemistry, 2008,23(3):594-601.

[24] Park S Y, Holsen T M, Kim P R, et al. Laboratory investigation of factors affecting mercury emissions from soils [J]. Environmental Earth Sciences, 2014,72(7):2711-2721.

[25] Zhou J, Wang Z, Zhang X, et al. Investigation of factors affecting mercury emission from subtropical forest soil: A field controlled study in southwestern China [J]. Journal of Geochemical Exploration, 2017,176:128-135.

[26] Yang Y K, Zhang C, Shi X J, et al. Effect of organic matter and pH on mercury release from soils [J]. Journal of Environmental Sciences-China, 2007,19(11):1349-1354.

[27] Miller M B, Gustin M S, Eckley C S. Measurement and scaling of air–surface mercury exchange from substrates in the vicinity of two Nevada gold mines [J]. Science of the Total Environment, 2011,409(19):3879-3886.

[28] 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.

[29] 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.

[30] 鄭順安,周 瑋,薛穎昊,等.污灌區(qū)鹽分累積對(duì)外源汞在土壤中甲基化的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(11):4195-4201.

[31] Zhang L, Wright L P, Blanchard P. A review of current knowledge concerning dry deposition of atmospheric mercury [J]. Atmospheric Environment, 2009,43(37):5853-5864.

A simulation study of mercury release fluxes from soils under different salinity levels in the wastewater-irrigated area.

ZHENG Shun-an1,2,3, XI Bin1,2, WU Ze-ying1,2, ZHOU Wei1,2, HUANG hong-kun1,2, ZHENG Xiang-qun3*

(1.Rural Energy & Environment Agency, Ministry of Agriculture, Beijing 100125, China；2.Technology & Mode of Recycling Use of Resources, Ministry of Agriculture, Beijing 100125, China；3.Agro-Environmental Protection Institute, Ministry of Agriculture, Tianjin 300191, China)., 2018,38(3)：1047~1053

This research was design to study the effects of salinity on mercury release from soils. Atmospheric mercury (Hg) was measured by using the optimized dynamic flux chamber to monitor the air/soil exchange of mercury from soils spiked with NaCl and Na2SO4at 0~5% level, respectively. The results manifested that, compared with the control soil (no exogenous salt spiked), soil Hg emission flux showed a rising trend with the increase of NaCl salinity level which the Hg flux increased by 48.94% at the 5% salinity treatments, while soil Hg flux showed a decline trend with the increase of Na2SO4salinity level which the Hg flux decreased 20.62% at the 5% salinity treatments. Furthermore, there was a linear relationship between the soil salt content and the mean soil Hg emission flux. The model between the content of(g/kg ) and the Hg flux of[ng/(m2·h)] is= 0.8258+ 86.709 (2= 0.9734) for NaCl, and the model is= -0.3354+ 85.997 (2= 0.9581) for Na2SO4. The results illustrate that soil Hg emission flux can significantly affected by NaCl with high concentration. The trend of salinization of soil will lead to more serious risk of Hg emission and crop absorption.

soil；mercury；salt；emission；flux

X53

A

1000-6923(2018)03-1047-07

鄭順安(1981-),男,安徽合肥人,副研究員,博士,從事產(chǎn)業(yè)環(huán)境監(jiān)測(cè)與土壤污染防治工作.發(fā)表論文30余篇.

2017-08-04

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41203084,41371463);國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2015zx07103-007);國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2016YFD0201306,2017YFD0801401)

* 責(zé)任作者, 研究員, xqzheng-aepi@163.com