2018, Vol. 39
2. 重庆市三峡库区农业面源污染控制工程技术研究中心, 重庆 400716;
3. 重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400716
2. Chongqing Engineering Research Center for Agricultural Non-point Source Pollution Control in the Three Gorges Reservoir Area, Chongqing 400716, China;
3. Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment, Chongqing 400716, China
自20世纪50年代日本水俣病事件之后, 汞作为一种持久的、生物累积的、有毒的污染物[1], 受到越来越多的关注.汞及其化合物污染范围广、危害大、难治理, 一个重要的原因是汞在环境中易发生迁移转化.无机汞和有机汞能够通过生物累积和食物链大大提高汞的危害性.通常, 食鱼是人体甲基汞暴露的主要途径之一[2], 并且, 甲基汞在水生生物体中有很强的富集放大效应, 鱼体对水体中甲基汞的生物富集系数通常在104~107内[3], 因此甲基汞成为了全球重点关注的污染物[4, 5].森林生态系统是陆地上十分重要的生态系统, 系统中的枝叶、树干、根系能够吸收环境中的汞[6~8], 枯枝落叶是主要的汞的输入途经, 随着枯枝落叶在地表的积累、分解, 这部分汞被富含高浓度溶解性有机物的表层固定在土壤层中[9].枯枝落叶在降解的过程中容易释放出富集在体内的汞, 从而导致森林流域水资源存在潜在汞污染泄漏风险[7].由陆地径流输入的甲基汞在沿海沉积物中的生物累积速率显著高于原位形成的甲基汞[10], 因此由陆地地表径流输入的汞对水环境影响很大.森林生态系统的汞产量可以用森林湖泊或水库的动态变化来表征.而且, 下游汞浓度的变化也可以反映森林生态系统汞的输出.本文通过对位于中国西南亚热带森林四面山大洪湖的汞污染问题的研究, 揭示水源涵养地与森林湖泊中汞的迁移转化的关系, 以期为制定减少甲基汞对森林水生生态系统影响的措施提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况本研究在距离重庆市区约200 km的国家级自然保护区(E106°22′~106°25′, N28°35′~28°39′, 图 1)的四面山进行.该地区气候以亚热带湿润季风为主, 年平均气温13.7℃, 降水量1 127 mm, 6~9月雨量充沛.大洪湖位于四面山国家级自然保护区核心区, 其流域面积28.97 km2, 流域容积345×106 m3, 海拔1 380 m.
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图 1 大洪湖采样点分布示意 Fig. 1 Four sampling sites of the Dahong Lake Reservoir |
本文选取位于常绿阔叶林中的大洪湖为研究对象, 在四面山大洪湖从上游到下游选取4个采样点, 分别为DH1、DH2、DH3、DH4(图 1).于2014年丰水期和枯水期对四面山大洪湖内分层水样、沉积物、沉积物间隙水进行采样分析.
用SWB-1型便携式不扰动湖泊沉积物采样器采集沉积物柱[11], 确保界面水清澈, 沉积物未被扰动.抽取界面水后, 沉积物样品在氮气氛围的厌氧条件下现场分割.按1 cm或2 cm的间距分割, 将样品装入经过预处理的聚乙烯离心管, 用parafilm®密封, 再将其装入密实袋保存.沉积物样品带回实验室后, 在48 h内用离心方式提取间隙水, 提取条件为4℃恒温、离心30 min, 转速3 000 r·min-1.间隙水在氮气氛围的厌氧条件下用一次性注射器提取后, 用0.45 μm(Millipore)滤膜头过滤, 装入经过预处理的10 mL比色管中, 所有间隙水样品均按体积比0.5%的比例立即加入工艺超纯HCl溶液, 然后用parafilm®密封, 放入冰箱低温保存(4℃).提取间隙水后的沉积物样品用真空冷冻干燥仪(FDU-1100)干燥, 干燥后的沉积物样品研磨至100目后装入2号密封袋以备分析.
1.3 样品中汞形态的测定对于THg和DHg, 采用两次金汞齐-冷原子荧光光谱法[12], 所用仪器为加拿大生产的测汞仪(Tekran model 2500).对于MeHg和DMeHg, 蒸馏-乙基化结合GC-CVAFS法[13](Tekran model 2500).沉积物中的THg通过酸(HCl:HNO3=3:1)消化然后进行CVAFS检测[14].采用硝酸浸出/二氯甲烷提取, 乙基化, Tenax捕集, 等温GC分离和CVAFS检测方法[15]测定沉积物中甲基汞.沉积物样品中有机质的浓度通过KCr2O7氧化耦合体积技术测定[16].
2 结果与讨论 2.1 大洪湖上覆水中总汞和甲基汞的浓度分布丰水期时位于大洪湖上游的DH1和中游的DH2、DH3处的总汞浓度都在水深5~10 m的范围内到达最大值, 分别为8.59、9.33和7.29 ng·L-1.与之相反, 位于下游的DH4处总汞的浓度在水深15 m有增大的趋势; 枯水期时, DH1、DH2和DH3处总汞浓度的变化大致相同, 但是位于下游DH4处的总汞浓度明显高于上游和中游, 可能由于枯水期时沉积在下游底泥中的枯枝落叶开始腐解, 在其降解的过程中容易释放出富集在体内的汞(图 2).在湖泊水体5~10 m处藻类等微生物数量大, 由于藻类对汞具有高度的吸附作用[17], 汞可能大量吸附在藻类等悬浮颗粒物上导致上覆水中汞的浓度显著升高[18].因此, 由于雨量的增加, 四面山部分枯枝落叶以及泥沙汇入大洪湖, 而且降雨导致沉积物的再悬浮, 大洪湖上覆水总汞的含量明显增加, 一部分汞被藻类等悬浮颗粒物吸附, 致使上游DH1和中游DH2、DH3在水深5~10 m范围总汞浓度出现最大值, 一部分汞沉积在上游, 中游的底泥中, 一部分汞随着湖泊水体的移动, 迁移到下游DH4的上覆水底层, 致使DH4处上覆水底层总汞浓度增加.
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图 2 大洪湖上覆水总汞和甲基汞含量分布 Fig. 2 Distribution of THg and MeHg in the water column of the Dahong Lake Reservoir |
丰水期时位于上游的DH1和中游的DH2、DH3处的甲基汞浓度在水深5~10 m范围内出现了最大值分别为0.37、0.62和0.24 ng·L-1, 而在水深15~25 m, 上游、中游和下游的甲基汞浓度无明显的变化; 枯水期, 上游、中游和下游在水深0~10 m无明显的变化, 而在水深15~25 m出现波动.这表明丰水期时, 湖泊水体中甲基汞的增加可能主要受到泥沙和枯枝落叶汇入的影响; 枯水期时, 由于丰水期沉积湖泊底泥中枯枝落叶的分解, 湖泊水体中甲基汞可能主要受到湖泊底泥的影响.丰水期和枯水期甲基汞占总汞的百分比分别为10%和6%.湖泊水体中甲基汞与总汞不存在显著相关性(P>0.05), 说明了可能水体中甲基汞与总汞的迁移行为不相同, 也可能水体中无机汞和甲基汞的来源与转化存在差异.大洪湖水体丰水期总汞浓度平均值为4.33 ng·L-1, 枯水期平均值为1.85 ng·L-1, 丰水期甲基汞浓度平均值为0.33 ng·L-1, 枯水期平均值为0.10 ng·L-1, 远远大于其他类型湖泊(总汞, 1.5 ng·L-1; 甲基汞, 0.1 ng·L-1)[19], 小于汞污染的湖泊[20].这表明在水源涵养地, 下游水体能够指示汞的输入情况, 同时也说明森林生态系统具备一定的“汞源”特征.
2.2 大洪湖沉积物中总汞和甲基汞的浓度分布丰水期与枯水期总汞的平均含量相差不大(丰水期, 0.20mg·kg-1; 枯水期, 0.18mg·kg-1), Mason等[21]的研究表明沉积物具有不均匀性.这种不均匀性在一定程度上就导致了剖面分布有一定的不同.通常, 在未受到污染的沉积物中, 其在垂直剖面上有在表层富集的分布趋势[22, 23].沉积物中总汞在丰水期和枯水期都有在表层0~10cm富集的分布趋势, 下游DH4的沉积物总汞含量大于上游和中游(图 3), 表明森林生态系统汇入的枯枝落叶与泥沙和大洪湖沉积物中汞的释放影响大洪湖上覆水中总汞的含量.丰水期沉积物总汞与有机质有明显相关性(丰水期, P < 0.05;枯水期, P>0.05), 进一步表明丰水期时, 泥沙和枯枝落叶的汇入是影响上覆水中总汞含量的主要因素; 枯水期时, 大洪湖沉积物中汞的释放是影响上覆水中总汞含量的主要因素.
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图 3 大洪湖沉积物中总汞和甲基汞的分布 Fig. 3 Distribution profile of THg and MeHg in the sediment of the Dahong Lake Reservoir |
丰水期时, 位于中游DH2、DH3和下游DH4的沉积物甲基汞的含量在10~25 cm变化波动大, 而且大于沉积物表层0~10 cm的甲基汞的含量, 另外在10~25 cm范围内, 位于下游沉积物中的甲基汞的含量大于上游和中游(图 3), 说明在丰水期时, 沉积物中甲基化的过程可能主要发生沉积物的底层, 而且下游沉积物中的甲基化过程比上游和中游更活跃.枯水期时, 沉积物甲基汞的含量在表层0~10 cm变化波动大, 这表明沉积物中甲基化的过程可能主要发生在沉积物的表层.通常在江河和海环境中, 沉积物的甲基汞占总汞的质量分数为1%~1.5%或者比0.5%更低[24].大洪湖丰水期沉积物甲基汞占总汞的质量分数为0.53%, 枯水期为0.64%, 可能由于丰水期雨量大, 汇入的枯枝落叶沉积在沉积物中, 导致沉积物中的总汞增加, 而且枯枝落叶沉积在沉积物的表层, 甲基化过程发生在沉积物的底层; 枯水期雨量小, 甲基化过程主要发生在沉积物的表层, 沉积物表层有丰富的有机质, 能够刺激微生物的活性, 导致甲基汞的含量增加.所以枯水期沉积物甲基汞占总汞的质量分数比丰水期大.枯水期沉积物甲基汞与有机质存在相关性(丰水期, P>0.05;枯水期, P < 0.05), 也表明了丰水期时, 枯枝落叶沉积在沉积物的表层, 甲基化过程可能发生在沉积物的底层, 微生物不能够有效地利用沉积物表层的有机质, 而枯水期时, 甲基化过程可能发生在沉积物的表层, 微生物能够有效地利用有机质进行甲基化的过程.
2.3 大洪湖沉积物孔隙水中总汞和甲基汞的含量分布丰水期时, 孔隙水中的溶解态汞在表层0~10 cm有最大值出现(DH1, 21.4 ng·g-1; DH3, 13.0 ng·g-1; DH4, 25.3 ng·g-1), 且有在其富集的分布趋势; 枯水期与丰水期有相同特征(图 4).丰水期和枯水期孔隙水中的溶解态汞均大于上覆水, 成为上覆水中汞的来源, 造成上覆水底层水中溶解态汞含量高于上层水.固体沉积物中孔隙水中溶解态汞与总汞(丰水期, R=0.11, P=0.36;枯水期, R=0.11, P=0.42)和有机质(丰水期, P>0.05;枯水期, P>0.05)没有明显的相关性, 说明沉积物固相中总汞浓度和有机质对孔隙水中溶解态汞的分布没有显著影响, 其他因素可能起重要作用.实际上, 汞在沉积物两相之间的吸附和解析是一个双向可逆的物理化学过程, 受到汞浓度、温度、pH值、氧化还原条件、配位反应、有机物、氧化物等多种因素的影响.沉积物中汞的释放表现为孔隙水汞浓度的变化.固体(沉积物)和液相(孔隙水)之间的Hg分布是一个非常复杂的过程.丰水期沉积物固/液界面之间的分配系数Kd为1.7×104 L·kg-1, 枯水期Kd为4.2×104 L·kg-1, 枯水期的分配系数明显大于丰水期, 表明丰水期时, 更有利于汞从沉积物固相进入沉积物液相, 从而进入上覆水中.
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图 4 大洪湖沉积物孔隙水溶解态汞和溶解态甲基汞剖面分布 Fig. 4 Distribution profile of dissolved mercury and methylmercury in sediment pore water of the Dahong Lake Reservoir |
大洪湖沉积物孔隙水溶解态甲基汞最大值大多出现在0~10 cm范围内, 而且随深度增加逐渐减小(图 4), 这表明, 丰水期和枯水期汞的甲基化主要发生在大洪湖的表层沉积物中.另外, 表层沉积物孔隙水中溶解态甲基汞含量明显高于上覆水层.由于表层孔隙水与上覆水之间存在浓度梯度, 孔隙水中的甲基汞向上覆水中扩散, 成为上覆水甲基汞来源[25, 26].由于大洪湖水体的移动, 上游和中游部分颗粒物在下游沉积物中累积, 而底水在全年处于相对缺氧的还原环境中, 导致表层沉积物中更活跃的甲基化过程, 在丰水期尤为明显.丰水期甲基汞在沉积物固/液界面之间的分配系数Kd为7.7×102 L·kg-1, 枯水期Kd为4.0×103 L·kg-1, 与总汞的分配系数相同, 均呈现出枯水期显著大于丰水期, 表明丰水期时, 更有利于汞和甲基汞从沉积物固相进入沉积物液相, 从而进入上覆水中.
2.4 沉积物孔隙水中汞的扩散通量大洪湖沉积物孔隙水中的无机汞、甲基汞与上覆水存在明显的浓度梯度, 沉积物中汞将以孔隙水为介质向上覆水扩散, 影响上覆水的水质.大洪湖泥水界面溶解态无机汞和甲基汞的扩散通量可通过实测浓度梯度和Fick第一定律估算得到, 从而估计沉积物中无机汞和甲基汞对上覆水贡献程度.
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(1) |
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(2) |
式中, F是浓度为c的溶解态物质在深度为x的扩散通量, 
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表 1 大洪湖沉积物孔隙水汞向上的扩散通量 Table 1 Diffuse flux of the pore water to the water column in the Dahong Lake Reservoir |
丰水期和枯水期无机汞和甲基汞的扩散通量(表 1)表明, 大洪湖沉积物是大洪湖水体中甲基汞和无机汞的输入源.丰水期甲基汞的扩散通量明显大于枯水期, 表明丰水期时, 沉积物中的甲基化更加的活跃, 更有利于甲基汞从沉积物固相进入沉积物液相, 从而进入上覆水中.丰水期无机汞的扩散通量小于枯水期, 说明枯枝落叶和泥沙的汇入是丰水期时上覆水中汞增加的主要因素, 沉积物中汞的释放是枯水期时上覆水中汞增加的主要因素.
3 结论由于泥沙和枯枝落叶的汇入, 大洪湖上覆水中的总汞含量, 特别是在下游地区上覆水中的总汞含量在丰水期显著增加(丰水期平均值4.33 ng·L-1, 枯水期1.85 ng·L-1), 亚热带林区水源涵养地水体的总汞和甲基汞的含量高于其他类型的湖泊, 但小于受到污染的湖泊, 在一定程度上说明了四面山常绿阔叶林具有一定的“汞源”的特征.沉积物也是大洪湖上覆水中甲基汞和无机汞的输入源, 而且丰水期和枯水期的甲基化过程都发生在沉积物的表层, 丰水期甲基化比枯水期更加活跃.丰水期时, 枯枝落叶和泥沙的汇入是上覆水中汞增加的主要因素, 更有利于汞和甲基汞从沉积物固相进入沉积物液相, 从而进入上覆水中; 枯水期时, 沉积物中汞的释放是枯水期时上覆水中汞增加的主要因素.
| [1] | US Environmental Protection Agency. Mercury study report to congress[R]. EPA-452/R-97-003. Washington DC: USEPA, 1997. |
| [2] | Clarkson T W, Magos L, Myers G J. Human exposure to mercury:the three modern dilemmas[J]. Journal of Trace Elements in Experimental Medicine, 2003, 16(4): 321-343. DOI:10.1002/(ISSN)1520-670X |
| [3] | Stein E D, Cohen Y, Winer A M. Environmental distribution and transformation of mercury compounds[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 1996, 26(1): 1-43. DOI:10.1080/10643389609388485 |
| [4] | Gill G A, Bruland K W. Mercury speciation in surface freshwater systems in California and other areas[J]. Environmental Science & Technology, 1990, 24(9): 1392-1400. |
| [5] | Feng X B, Jiang H M, Qiu G L, et al. Mercury mass balance study in Wujiangdu and Dongfeng Reservoirs, Guizhou, China[J]. Environmental Pollution, 2009, 157(10): 2594-2603. DOI:10.1016/j.envpol.2009.05.024 |
| [6] |
李芬, 王训, 罗辑, 等. 1999年与2014年贡嘎山峨眉冷杉枝和叶中常见重金属的生物富集特征对比[J]. 环境科学, 2017, 38(7): 3045-3053. Li F, Wang X, Luo J, et al. Bioaccumulation of heavy metals in twigs and leaves of Abies fabri at Mount Gongga in China:a comparison study between 1999 and 2014[J]. Environmental Science, 2017, 38(7): 3045-3053. |
| [7] | Blackwell B D, Driscoll C T, Maxwell J A, et al. Changing climate alters inputs and pathways of mercury deposition to forested ecosystems[J]. Biogeochemistry, 2014, 119(1-3): 215-228. DOI:10.1007/s10533-014-9961-6 |
| [8] |
程正霖, 罗遥, 张婷, 等. 我国南方两个典型森林生态系统的硫、氮和汞沉降量[J]. 环境科学, 2017, 38(12): 5004-5011. Cheng Z L, Luo Y, Zhang T, et al. Deposition of sulfur, nitrogen and mercury in two typical forest ecosystems in southern China[J]. Environmental Science, 2017, 38(12): 5004-5011. |
| [9] |
马明, 赖大坤, 孙涛, 等. 中亚热带典型林分汞的输入/输出平衡[J]. 中国环境科学, 2017, 37(12): 4744-4750. Ma M, Lai D K, Sun T, et al. Mercury dynamics and mass balance in a subtropical forest in southwest China[J]. China Environmental Science, 2017, 37(12): 4744-4750. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2017.12.040 |
| [10] | Jonsson S, Skyllberg U, Nilsson M B, et al. Differentiated availability of geochemical mercury pools controls methylmercury levels in estuarine sediment and biota[J]. Nature Communications, 2014, 5: 4624. DOI:10.1038/ncomms5624 |
| [11] |
王雨春, 黄荣贵, 万国江. SWB-1型便携式湖泊沉积物-界面水取样器的研制[J]. 地质地球化学, 1998(1): 94-96. Wang Y C, Huang R G, Wan G J. A newly developed sampler for collecting samples near the lacustrine sediment-water interface[J]. Geology-Geochemistry, 1998(1): 94-96. |
| [12] |
阎海鱼, 冯新斌, 李仲根, 等. 半封闭溶样冷原子荧光测定鱼体中总汞分析方法的建立[J]. 地球与环境, 2005, 33(1): 89-92. Yan H Y, Feng X B, Li Z G, et al. A methodological development in measuring total mercury in fish using semi-closed digestion and CVAFS[J]. Earth and Environment, 2005, 33(1): 89-92. |
| [13] |
蒋红梅, 冯新斌, 梁琏, 等. 蒸馏-乙基化GC-CVAFS法测定天然水体中的甲基汞[J]. 中国环境科学, 2004, 24(5): 568-571. Jiang H M, Feng X B, Liang L, et al. Determination of methyl mercury in waters by distillation-GC-CVAFS technique[J]. China Environmental Science, 2004, 24(5): 568-571. DOI:10.3321/j.issn:1000-6923.2004.05.014 |
| [14] |
李仲根, 冯新斌, 何天容, 等. 王水水浴消解-冷原子荧光法测定土壤和沉积物中的总汞[J]. 矿物岩石地球化学通报, 2005, 24(2): 140-143. Li Z G, Feng X B, He T R, et al. Determination of total mercury in soil and sediment by aquaregia digestion in the water bath coupled with cold vapor atom fluorescence spectrometry[J]. Bulletin of Mineralogy, Petrology and Geochemistry, 2005, 24(2): 140-143. DOI:10.3969/j.issn.1007-2802.2005.02.009 |
| [15] |
何天容, 冯新斌, 戴前进, 等. 萃取-乙基化结合GC-CVAFS法测定沉积物及土壤中的甲基汞[J]. 地球与环境, 2004, 32(2): 83-86. He T R, Feng X B, Dai Q J, et al. Determination of methyl mercury in sediments and soils by GC-CVAFS after aqueous phase ethylation[J]. Earth and Environment, 2004, 32(2): 83-86. |
| [16] |
蒋红梅.水库对乌江河流汞生物地球化学循环的影响[D].北京: 中国科学院研究生院(地球化学研究所), 2005. Jiang H M. Eeffets of hydroelectric reservoir on the biogeochemical cycle of merucry in the Wujiang River[D]. Beijing: Graduate Shcool of the Chinese Academy of Science(Institute of Geochemistry), 2005. |
| [17] | Hurley J P, Watras C J, Bloom N S. Mercury cycling in a northern wisconsin seepage lake:the role of particulate matter in vertical transport[J]. Water Air & Soil Pollution, 1991, 56(1): 543-551. |
| [18] |
秦捷, 赵文, 张鹏. 环境汞污染对藻类的毒性效应及其影响因素[J]. 生物学杂志, 2011, 28(3): 74-76. Qin J, Zhao W, Zhang P. The environment mercury pollution toxicity effect to the alga and their influencing factors[J]. Journal of Biology, 2011, 28(3): 74-76. DOI:10.3969/j.issn.2095-1736.2011.03.074 |
| [19] | Hines N A, Brezonik P L, Engstrom D R. Sediment and porewater profiles and fluxes of mercury and methylmercury in a small seepage lake in northern minnesota[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(24): 6610-6617. |
| [20] | Yan H Y, Feng X B, Shang L H, et al. The variations of mercury in sediment profiles from a historically mercury-contaminated reservoir, Guizhou province, China[J]. Science of the Total Environment, 2008, 407(1): 497-506. DOI:10.1016/j.scitotenv.2008.08.043 |
| [21] | Mason R P, Sullivan K A. The distribution and speciation of mercury in the south and equatorial Atlantic[J]. Deep Sea Research Part Ⅱ:Topical Studies in Oceanography, 1999, 46(5): 937-956. DOI:10.1016/S0967-0645(99)00010-7 |
| [22] | Lockhart W L, Wilkinson P, Billeck B N, et al. Fluxes of mercury to lake sediments in central and northern Canada inferred from dated sediment cores[J]. Biogeochemistry, 1998, 40(2-3): 163-173. |
| [23] | He T R, Lu J L, Yang F, et al. Horizontal and vertical variability of mercury species in pore water and sediments in small lakes in Ontario[J]. Science of the Total Environment, 2007, 386(1-3): 53-64. DOI:10.1016/j.scitotenv.2007.07.022 |
| [24] | Gilmour C C, Henry E A. Mercury methylation in aquatic systems affected by acid deposition[J]. Environmental Pollution, 1991, 71(2-4): 131-169. DOI:10.1016/0269-7491(91)90031-Q |
| [25] |
何天容, 冯新斌, 郭艳娜, 等. 红枫湖沉积物中汞的环境地球化学循环[J]. 环境科学, 2008, 29(7): 1768-1774. He T R, Feng X B, Guo Y N, et al. Geochemical cycling of mercury in the sediment of Hongfeng Reservior[J]. Environmental Science, 2008, 29(7): 1768-1774. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2008.07.002 |
| [26] | Zhang J F, Feng X B, Yan H Y, et al. Seasonal distributions of mercury species and their relationship to some physicochemical factors in Puding Reservoir, Guizhou, China[J]. Science of the Total Environment, 2009, 408(1): 122-129. DOI:10.1016/j.scitotenv.2009.08.041 |
| [27] |
赵馨.普定水库水体、沉积物中不同形态汞的迁移转化规律[D].重庆: 西南大学, 2009. Zhao X. The distributions and transformations of the different species mercury of water column and sediments in Puding Reservoir[D]. Chongqing: Southwest University, 2009. |
| [28] | Gill G A, Bloom N S, Cappellino S, et al. Sediment?water fluxes of mercury in Lavaca Bay, Texas[J]. Environmental Science & Technology, 1999, 33(5): 663-669. |
| [29] | Covelli S, Faganeli J, Horvat M, et al. Porewater distribution and benthic flux measurements of mercury and methylmercury in the Gulf of Trieste (Northern Adriatic Sea)[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1999, 48(4): 415-428. DOI:10.1006/ecss.1999.0466 |