水库被报道为典型的“汞敏感生态系统”^[1]，汞在其中的环境化学行为成为各国相关学者关注的热点问题之一^{[2, 3]}. 三峡水库作为我国特大型年调节水库，具有特殊的调度方式，其库周形成了垂直高度为30 m，面积超过400 km²的消落带^[4]. 该消落带在每年4-9月的出露期间会生长出大片茂密的草本植被，随后上涨的水位会淹没消落区. 在土壤干湿交替的同时，植被也呈现出生长-淹没分解-再生长的更新过程. 当植物在生长过程中受到环境因子的胁迫时，其根系会向周围土壤分泌大量的有机物^[5]，这些分泌物在局部环境中积累而达到一定的浓度后，可降低土壤pH、 提高微生物活性，从而增加某些元素的溶解性和移动性. 根系分泌物所包含的大量小分子有机酸(如柠檬酸、 草酸、 酒石酸等)，能通过络合、 吸附、 氧化还原等机制影响重金属的迁移转化过程^{[6, 7]}. 国内外的许多报道显示，外加柠檬酸、 草酸、 酒石酸等能对土壤中Cd、 Cu、 Pb等重金属的赋存形态产生不同程度的影响^{[8, 9, 10, 11]}. 黄国勇等^[8]发现有机酸可使土壤中的铜活化，增加弱酸溶解态Cu的含量，且柠檬酸活化效果最强. 另有学者指出，对于不同污染程度的Cd(Ⅰ)-Cd(Ⅳ)土壤，单一与复合添加有机酸均能有效活化土壤中重金属Cd，且添加一定比例的复合酸时土壤中最具活性的可交换态Cd百分含量增长率较高^[9]. 虽然大都认为有机酸对土壤中重金属赋存形态分布的影响是络合、 还原、 酸化以及微生物共同作用的结果，但不同重金属之间的物理化学性质存在差异，且不同类型的低分子量有机酸对不同地区土壤的效果也不尽相同. 因此，关于低分子量有机酸对三峡水库消落区土壤中汞地球赋存形态影响的分析，仍然有很多内容值得深入探索.

有学者指出，三峡库区消落带土壤中汞含量的平均值为(84.2±54.3) μg ·kg^-1，基本高于库区土壤汞的背景值，并且不同形态汞所占的比例为：水溶态汞4.1%、 酸溶态15. 5%、 碱溶态汞18. 3%、 过氧化氢溶态汞10. 9%、 残留态汞51. 3%^[12]. 虽然有报道称低分子量有机酸能影响汞的氧化还原^[6]，但目前对于有机酸对三峡库区消落带土壤中Hg化学形态的转化特征仍不太清楚. 为此，本研究采集了三峡水库消落区土壤，通过室内模拟实验，分别用柠檬酸、 酒石酸以及草酸的不同浓度培养土壤，探讨了有机酸的浓度对土壤中汞赋存形态的影响，并分析了土壤中汞赋存形态分布随培养时间的变化特征，以期为评估消落区季节性植被根系分泌物，对土壤汞化学行为的影响及其带来的生态风险提供参考数据.

供试土壤于2014年7月采自三峡水库腹心地带重庆忠县石宝寨新政村(N30°25′7.5″，E108°10′5.5″)消落区裸露试验地，其基本理化性质见表 1. 将除去植物残体和砂粒的土样用冻干机(LGJ-10C，北京)避光冻干，再用玛瑙研钵磨碎，并过60目尼龙筛，于-80℃超低温冰箱(中科美菱DW-HW328，安徽)避光保存待用. 实验所用的柠檬酸、 酒石酸以及草酸(成都市科龙化工试剂厂)均为优级纯，其基本性质见表 2. 分别将3种有机酸配制成浓度梯度为0(对照组)、 5、 10、 15、 20mmol ·L^-1的溶液后，均通入2 h的氩气以去除溶液中的痕量汞. 实验所需的离心管及其它玻璃器皿在使用前均用硝酸(25%，体积比)浸泡24 h以上，再用超纯水(18.2 MΩ ·cm)清洗，离心管在烘箱中烘干后使用，玻璃器皿经马弗炉500℃灼烧1 h，在洁净无汞的环境下冷却后使用. 实验所用的管子均为聚四氟乙烯管(Brooks Rand). 实验全过程佩戴一次性手套，避免交叉污染，室内温度控制在25℃±2℃.

表 1(Table 1)

表 1 供试土壤的基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of soils used in this research pH 有机质 /g ·kg-1 CEC1) /cmol ·kg-1 机械组成/% 汞含量 <0.002 mm 0.002-0.02 mm 0.02-2 mm THg/μg ·kg-1 7.46 9.55 17.12 19.28 31.00 49.72 45.09±0.12 1)CEC(cation exchange capacity)：阳离子交换量

表 1 供试土壤的基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of soils used in this research

表 2(Table 2)

表 2 3种低分子量有机酸的基本性质 Table 2 Basic properties of three low molecular weight organic acids 名称 相对分子质量 分子结构 pKa值(25℃) 主要功能基团 柠檬酸(citric acid) 192.14 pK1=3.13 pK2=4.76 pK3=6.40 3个羧基(—COOH) 1个羟基(—OH) 酒石酸(tartaric acid) 150.09 pK1=3.04 pK2=4.37 2个羧基(—COOH) 2个羟基(—OH) 草酸(oxalic acid) 90.04 pK1=1.22 pK2=4.19 2个羧基(—COOH)

表 2 3种低分子量有机酸的基本性质 Table 2 Basic properties of three low molecular weight organic acids

称取100 g的供试土样于洁净无汞的硼硅烧杯中，加入50 mL不同浓度的各个有机酸将土壤浸透混匀(空白处理加同样量的超纯水)，轻微覆盖一层保鲜膜后放入人工气候培养箱中(湿度60%、 温度25℃、 光照0 lx)培养，所有样品均做3个重复. 于0、 1、 3、 7、 14、 21、 30 d进行取样. 样品取出后立即用冻干机避光冻干，再用玛瑙研钵磨细过100目尼龙筛待用. 培养土壤中汞的赋存形态采用改进的逐步萃取法(sequential selective extraction,SCE)分离^{[14, 15]}，具体步骤见表 3.

表 3(Table 3)

表 3 沉积物中各种形态汞的测定方法 Table 3 Determination method of different mercury speciation in sediments 步骤 萃取操作 形态 1 称取2 g土壤于50 mL离心管中，加入20 mL超纯水，于室温下振荡18 h±4 h(30 r ·min-1)，离心分离(3 000 r ·min-1，15 min)将上清液过滤(0.45 μm)后倾入25 mL容量瓶中，加入1 mL浓硝酸，加入0.2 mL BrCl，摇匀，放置5 min后，加200 μL盐酸羟胺，用水稀释至刻度，取200 μL测定 F1 2 上述残渣加20 mL超纯水后，振荡15 min，离心，并弃去上清液. 向残渣加入20 mL pH为2的混合酸A(0.1 mol ·L-1 CH3COOH+0.01 mol ·L-1 HCl)，于室温下振荡18 h±4 h(30r ·min-1)，离心分离(3 000 r ·min-1，15 min)，将上清液过滤(0.45 μm)后倾入25 mL容量瓶中，加入1 mL浓硝酸，加入0.2 mL BrCl，摇匀，放置5 min后，加200 μL盐酸羟胺，用水稀释至刻度，取200 μL测定 F2 3 上述残渣加20 mL混合酸A后，振荡15 min，离心，并弃去上清液. 向残渣加入20 mL 1 mol ·L-1KOH，于室温下振荡18 h±4 h(30r ·min-1)，离心分离(3 000 r ·min-1，15 min)，将上清液过滤(0.45 μm)后倾入25 mL容量瓶中，加入1 mL浓硝酸，加入0.2 mL BrCl，摇匀，放置5 min后，加200 μL盐酸羟胺，用水稀释至刻度，取200 μL测定 F3 4 上述残渣加20 mL KOH(1mol ·L-1)，振荡15 min，离心，弃去上清液后(需加浓硝酸HNO3 1.5 mL，中和残渣中过量的KOH)，向残渣先加入5 mL 12mol ·L-1 HNO3以中和过量的KOH，之后加入20 mL HNO3(12mol ·L-1)，于室温下振荡18 h±4 h(30 r ·min-1)，离心分离(3 000 r ·min-1，15 min)，将上清液倾入25 mL容量瓶中，加入1 mL浓硝酸，加入0.1 mL BrCl，摇匀，放置5 min后，加200 μL盐酸羟胺，用水稀释至刻度，取200 μL测定 F4 5 上述残渣加20 mL HNO3(12 mol ·L-1)，振荡15 min，离心，弃去上清液后，将残渣在室温下风干，然后用王水消解，测定残渣的总汞含量 F5

表 3 沉积物中各种形态汞的测定方法 Table 3 Determination method of different mercury speciation in sediments

表 3中F1、 F2、 F3、 F4、 F5分别指水溶态、 胃酸溶解态、 有机及其它络合物结合态、 强络合态、 硫化物结合态. 各种赋存形态的汞均采用冷原子荧光法(CV-AFS)(Model Ⅲ,BrooksRand,USA)测定. 原供试土样中的总汞用DMA-80固体进样自动测汞仪(意大利麦尔斯通公司)直接测定.

分析过程中采用空白实验、 加标回收率及平行样进行质量控制. 方法检出限(MDL，即3倍空白的标准偏差)为0.1 ng ·L^-1，而方法空白均低于检出限. 加标回收率为96%-109%，平行样分析的相对标准偏差为4.9%.

数据处理与图形分别使用软件Excel 2013与Origin 8.1制作.

在30 d的培养实验中，所有土壤中Hg的形态分布在第14 d时都已完全稳定，因此，在分析有机酸浓度对汞赋存形态的影响时均采用培养14 d的土壤. 另外，各汞形态之和占总汞的比例在95.37%-103.74%之间，说明用该方法提取各形态汞所得到的数据是可靠的. 从图 1(a)可以看出，F1、 F2、 F3所占的百分比都随着柠檬酸浓度的增加而上升，F4的变化趋势相反，F5的变化幅度很小. 当柠檬酸浓度为15 mmol ·L^-1时，培养土壤中汞的5种赋存形态均达到稳定状态，之后基本保持不变，此时F1、 F2、 F3、 F4、 F5所占的百分比各自为：8.67%、 16.11%、 13.11%、 26.92%、 36.09%，与对照组相比，F1、 F2、 F3分别增加了3.72%、 12.40%、 3.88%，F4减少了19.09%，说明培养土壤中Hg的赋存形态主要由强络合态变成了胃酸溶解态，且当柠檬酸浓度达到15 mmol ·L^-1时，基本转化完全.

图 1

Fig. 1

图 1 不同有机酸浓度对土壤中Hg赋存形态的影响 Fig. 1 Effects of different concentrations of organic acids on Hg speciation in soils

用不同浓度酒石酸培养的土壤中，除F5基本保持不变外，F2和F3所占比例随着酒石酸浓度的升高而上升，而F1和F4的比例则有所降低[图 1(b)]. 当酒石酸浓度为10mmol ·L^-1时，四者占总汞的百分比基本达到稳定，分别为：2.33%(F1)、 5.19%(F2)、 12.67%(F3)和42.63%(F4)，与对照组相比F1和F4降低了2.62%、 3.38%，而F2和F3各自增加了1.48%和3.44%.

对比图 1(c)和1(b)可以发现，土壤中Hg的赋存形态随草酸浓度的变化趋势与酒石酸的基本相同. 当草酸浓度达到10 mmol ·L^-1时，培养土壤中汞的5种赋存形态所占的比例分别为1.94%、 5.12%、 13.51%、 41.15%、 36.08%，与对照组相比，F2和F3增加了1.41%和4.28%，而F1、 F4各自降低了3.01%、 4.26%，F5的变化同样可忽略不计. 从图 1不难发现，添加不同有机酸后，F5基本不随浓度的变化而改变，表明硫化物态汞的稳定性很高，很难发生形态的转变.

由于土壤中汞的5种赋存形态中，强络合态(F4)与硫化物态(F5)的迁移性最弱，有机及其它络合物态(F3)具有一定的迁移性，而水溶态(F1)和胃酸溶解态(F2)的迁移性最强^[20]. 因此，在本研究中用F1+F2(F12)来表示库区消落带沉积物中可交换态汞，用以反映汞迁移能力的大小. 而土壤经历淹水与退水后，F3的迁移性增大，其中包含的汞容易进入水相中被水生生物吸收富集，故可用F12与F3之和(F123)代表生物可利用态Hg^[16].

从图 2(a)可以看出，不同种类的有机酸培养土壤后，F123所占的比例与对照组相比均有不同程度的上升，且随着有机酸浓度的增加先增大，而后趋于稳定，表明有机酸能够增加土壤中Hg的生物有效性，其中柠檬酸的效果最为显著，草酸和酒石酸的作用相当. 而图 2(b)显示，F12所占的百分比除了随柠檬酸浓度的增加而明显增大之外，其随草酸及酒石酸浓度的增加而呈现出轻微的下降趋势，说明柠檬酸能将土壤中其它形态的汞活化为迁移能力强的水溶态和胃酸溶解态汞，从而增加汞的迁移能力，而草酸和酒石酸则表现出一定的抑制作用.

图 2

Fig. 2

图 2 F123与F12占总汞的百分比随有机酸浓度的变化 Fig. 2 Variation of percentages of F12,F123 in total Hg with organic acid concentration

由上面结果可知，供试土壤中汞赋存形态的变化在添加柠檬酸后最为显著，且当柠檬酸浓度为15 mmol ·L^-1时开始稳定. 因此本部分主要分析添加15 mmol ·L^-1柠檬酸后的土壤随培养时间的变化特征. 由图 3(a)可知，有机酸浓度为0 mmol ·L^-1的对照组土壤中Hg的赋存形态分布也随培养时间产生了弱小的变化，培养14 d后F1、 F2、 F3所占的百分比(摩尔分数)分别为：4.95%、 3.71%、 9.23%，比起始比例降低了0.80%、 0.68%、 0.31%，而F4、 F5的比例为46.01%、 36.10%，与第0d相比略有升高(1.25%和1.88%). 这可能是由于所采用的是刚退水的土壤，对其进行有氧培养时改变了周围环境，使得土壤中的无机汞随培养时间的延长而逐渐转移结合到更强的结合位点^[17].

图 3

Fig. 3

图 3 土壤中汞的形态分布随培养时间的变化 Fig. 3 Variation of distribution of mercury species with incubation time

用15mmol ·L^-1柠檬酸培养供试土壤后，汞赋存形态分布随培养时间的变化与对照组相比呈现出相反的趋势[图 3(b)]，到第14 d各个形态不再变化时，F1、 F2、 F3、 F4、 F5所占的比例各自是：8.67%、 16.11%、 13.11%、 26.92%、 36.09%，其中前3种形态汞的比例与初始值相比增长了2.92%、 11.72%、 3.58%，F5仅有小幅度的上升(34.22%-36.09%)，而F4降低了14.85%. F12增加的幅度随时间的延长先小后大，表明柠檬酸对土壤汞迁移能力的作用效果随培养时间的增加而愈加显著. F3在培养初期增加较快，第3 d后趋于平缓，或许是因为从F4中释放出的汞首先会与有机物结合而进入F3，当F3中的结合位点逐渐趋于饱和时，汞便进入F1、 F2，这也可能是F12的增幅在后期明显变大的原因之一.

水溶态汞主要包括氯化汞； 胃酸溶解态汞通常有氧化汞以及硫酸汞等； 而与有机及其它络合物结合态汞包含了汞与胡敏酸、 富里酸、 氨基酸、 微生物残体等的络合物以及部分被甲基化的汞； 强络合态汞则指汞与铁锰氧化物、 无定形有机硫化物等的络合物； 最稳定的硫化物结合态汞一般指与硫结合的汞(如硫化汞等)^{[14, 15]}. 添加有机酸后能降低土壤的pH值，有利于矿物的溶解而释放重金属^[8]. 同时在H⁺浓度较高的酸性环境下，由于土壤表面电荷性质的影响及H⁺离子的代换作用在消耗土壤胶体和矿物表面阳离子吸附位点上占重要地位^[18]，使得强络合态汞所占的比例有所降低，且随有机酸浓度的增加而减少地更加明显.

培养土壤中汞赋存形态的变化也可能与有机酸的配位体种类、 配位体浓度以及pH值有关^[18]. 许多报道显示在其研究中柠檬酸解吸及活化土壤中Cu、 Pb的效果最好，主要是因为柠檬酸是三元酸，含有的羧基功能团及活性位点较多^{[8, 19, 20]}. 且从表 2可以看出，柠檬酸有3个羧基，柠檬酸与Hg络合的稳定性也较高，柠檬酸-Hg络合物的稳定系数为10^{10.9 [21]}. 此外，柠檬酸不但可以减弱金属离子的专性吸附，而且可以减弱其电性吸附^[22]. 因此本实验中虽然添加不同有机酸后土壤中F123占总汞的百分比均有不同程度的上升，但柠檬酸的作用效果明显高于另外两种二元酸.

添加草酸和酒石酸后F12的比例出现微弱的减小，可能是因为这两种酸具有一定的还原性，使得F1中的汞向F3中转化. 赵士波等研究表明^[6]，酒石酸对汞的还原反应有明显的促进作用，而柠檬酸则表现为抑制作用. 也有研究指出^[23]，添加柠檬酸会降低土壤对Pb、 Cd 的吸附； 但草酸却能增加其吸附能力.

在研究汞形态分布随培养时间的变化时，对照组中F4在开始阶段出现小幅度下降，其原因可能是酸可挥发性硫化物(AVS)在有氧培养的初期会大量损失. 有研究显示沉积物中的AVS主要是由无定型硫化铁和弱结晶铁氧化物为主，汞与他们的结合主要存在F4中^[21]. 而随后F4的比例有所上升，可能是因为AVS基本挥发完全后，F1、 F2、 F3中的汞会向结合力更强的形态转移. 在添加15mmol ·L^-1柠檬酸的实验组中，由于腐殖酸含多种含氧功能团，如羧基、 酚羟基和醇羟基等，它们容易与汞发生络合或螯合反应^[24]，所以F4中释放出来的汞会首先与包括腐殖酸在内的有机物结合进入F3，因此在开始阶段无机汞会在有机物上表面上快速吸附. 但结合量上升的幅度随培养时间逐步减缓，并很快达到平衡，这可能是因为被吸附在有机物表面的无机汞进入微孔结构的速度相对较慢，无机汞的渗入速率大于有机物表面的吸附速率，当F3中有机物上的结合位点饱和后，由于溢出效应^[25]，无机汞会进入F1和F2中，这也是F1和F2所占的比例在培养3 d后明显增加的原因. 培养14 d后土壤中汞的形态分布开始趋于稳定，表示此时能被活化的汞基本反应完全.

(1) 柠檬酸能提高三峡水库消落区土壤中汞的迁移性以及生物有效性，且作用效果随柠檬酸浓度的增加而愈加显著，在15 mmol ·L^-1时达到顶点.

(2) 草酸和酒石酸对土壤中汞的迁移能力表现为一定的抑制作用. 两种酸在增加汞的生物有效性方面能力相似，但不及柠檬酸. 其对土壤中汞形态的影响随其浓度的增加而上升，并均在10mmol ·L^-1时开始保持稳定.

(3) 用15mmol ·L^-1柠檬酸培养的土壤中，汞形态分布的变化随培养时间的延长而愈加显著，直到14 d时才基本停止.