鹽度對典型濱海濕地沉積物汞甲基化的影響

王釗 ，張曼胤 *，胡宇坤 ，劉魏魏 ，張苗苗

1.中國林業(yè)科學研究院濕地研究所/濕地生態(tài)功能與恢復北京市重點實驗室，北京 100091；2.中國林業(yè)科學研究院生態(tài)保護與修復研究所，北京 100091；3.河北衡水湖濕地生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，河北 衡水 053000

甲基汞是一種高神經(jīng)毒性、強親脂性并經(jīng)由食物鏈富集及放大的有機汞化合物（Mehrotra et al.，2005；Huang et al.，2019）。汞甲基化過程主要表現(xiàn)為厭氧條件下的生物甲基化，只有某些特定形態(tài)的無機汞化合物才能被具有甲基化能力的微生物所吸收（杜紅霞等，2014），換言之，無機汞化合物的生物可利用性和微生物活性是制約汞生物甲基化過程的兩個重要因素（Zhang et al.，2014；Zhang et al.，2019；Wang et al.，2022；吉云蕓等，2020）。濱海濕地含有豐富含硫官能團（Moreno et al.，2005；Skyllberg et al.，2006；Wang et al.，2022）有機質(zhì)，能固定輸入系統(tǒng)中的汞，是一個天然“汞匯”。此外，濱海濕地的厭氧條件及豐富的甲基化微生物，包括硫酸鹽還原菌（SRB）、鐵還原菌（FeRB）、產(chǎn)甲烷菌（Compeau et al.，1985；Kerin et al.，2006；Fleming et al.，2006；Parks et al.，2013；Podar et al.，2015；Yuan et al.，2019；Azaroff et al.，2020；龍頌元，2020）等類群，為汞的生物甲基化提供了有利條件。

鹽度（海水鹽度）是濱海濕地的一個獨特的環(huán)境因子，海水的潮起潮落、內(nèi)陸的地表徑流以及氣候條件的綜合作用造就了濱海濕地頻繁變化的鹽度環(huán)境（Oren，2016）。早期研究表明，較低的鹽度環(huán)境往往與高水平的甲基化程度相關(guān)（Blum et al.，1980；Compeau et al.，1987；Barkay et al.，1997；Smylie et al.，2016）。鹽度的變化不僅可能會對無機汞化合物的生物可利用性產(chǎn)生影響，而且還可能改變甲基化微生物含量，進而影響汞甲基化過程。Boyd et al.（2017）對大鹽湖的汞同位素分析表明，在高鹽度的環(huán)境下，可被微生物利用的無機汞含量與鹽度之間呈現(xiàn)顯著的負相關(guān)關(guān)系，而當鹽度介于0.2%—3.1%之間時，汞甲基化率相對較高。Kondo et al.（2007）對科恩河口的研究則說明了鹽度的變化對 SRB的含量產(chǎn)生了影響。此外，Chen et al.（2015）和Li et al.（2019）均在實驗室模擬研究中發(fā)現(xiàn)，甲基汞質(zhì)量分數(shù)隨著鹽度的變化會出現(xiàn)一個極大值，但這些研究大都是基于野外實驗的研究，且對SRB種群數(shù)量的測定上采用了培養(yǎng)技術(shù)法，存在一定的不足。然而，也有研究表明鹽度與甲基汞質(zhì)量分數(shù)和甲基化潛能之間無顯著相關(guān)關(guān)系（Braaten et al.，2014；De Oliveira et al.，2015；Johnson et al.，2015）。

濱海濕地厭氧條件下鹽度的變化對汞甲基化過程的影響目前仍缺乏相關(guān)研究。前期研究結(jié)果表明，江蘇鹽城濱海濕地具有較高的甲基化潛能（龍頌元等，2019）。所以本研究以江蘇鹽城濱海濕地為研究對象，通過室內(nèi)厭氧培養(yǎng)沉積物泥漿溶液的方法，分析不同鹽度梯度和培養(yǎng)時間下，重要理化性質(zhì)（pH和可溶性有機碳（DOC））、甲基汞質(zhì)量分數(shù)及硫酸鹽還原菌dsrA功能基因定量特征，探究鹽城濱海濕地汞甲基化生成的最適鹽度條件，以期為研究濱海濕地汞的遷移轉(zhuǎn)化過程提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)為江蘇鹽城濱海灘涂濕地（圖1），主要包括國家級珍禽及大豐麋鹿自然保護區(qū)。毗鄰黃海，是典型的半日潮型淤泥質(zhì)平原海岸，氣候適宜，受內(nèi)陸地表徑流與近海潮汐作用的雙重影響，研究區(qū)內(nèi)灘涂的鹽度存在著時空差異。濕地植被類型以互花米草（Spartina alterniflora）群落、鹽地堿蓬（Suaeda salsa）群落、蘆葦（Phragmites australis）群落和白茅（Imperata cylindrica）群落等為主（表1）。

表1 野外樣品采集情況Table 1 Description of sample collection in the field

1.2 野外樣品采集與室內(nèi)鹽度模擬實驗

于2021年9—10月在研究區(qū)新洋港入?？诟浇?、丹頂鶴核心保護區(qū)以及大豐麋鹿保護區(qū)采集沉積物樣品（圖1）。盡量保證采樣點落于與海岸線相互垂直的樣帶上，樣點間間隔大于150 m（圖1）。每個樣點設(shè)置20 cm×20 cm的樣方，樣方內(nèi)采用四分法采集表層0—20 cm土樣約1 kg，采集完的土樣裝入自封袋后快速低溫運回實驗室。將采集的樣品攪拌混勻成均質(zhì)樣后，選取少部分用于理化性質(zhì)測定，均質(zhì)樣的理化性質(zhì)為：溫度19.8 ℃；pH 5.46；鹽度 1.14%；甲基汞質(zhì)量分數(shù) 0.097 μg·kg-1。剩余部分則用于室內(nèi)模擬鹽度梯度的培養(yǎng)實驗。

圖1 研究區(qū)及野外采樣點分布Figure 1 Distribution of study region and sampling sites in the field

1.2.1 鹽度梯度

鹽度反映了單位質(zhì)量海水中可溶性無機離子的量。蒸發(fā)與降水是影響表層海水鹽度的主要因素，而內(nèi)陸區(qū)的地表徑流也會對漲潮時涌入內(nèi)陸的海水起稀釋作用，該濃縮和稀釋過程導致了濱海濕地的鹽度變化。Marcet-Dittmar恒比定律（Riley et al.，1967）表明，海水中主要離子的相對含量是恒定不變的，基于此，本研究選取了7種（氯化鈉、氯化鉀、二水合氯化鈣、六水合氯化鎂、七水合硫酸鎂、碳酸氫鈉和溴化鈉）能代表海水中主要離子類型的化學試劑，并按照一定的比例混合配制成模擬海水（李航等，2018）。鹽城濱海濕地與黃海相鄰，世界大洋的平均表層海水鹽度為3.2%（Compeau et al.，1983），結(jié)合前人的研究基礎(chǔ)（Boyd et al.，2017），鹽度梯度設(shè)置為0.6%、1.2%、1.8%、2.4%和3.0%，同時以去離子水為對照（鹽度為0），每個處理5個平行。各鹽度梯度海水配制方法：依次稱取 NaCl 6.630 g、KCl 0.181 g、CaCl2·2H2O 0.378 g、MgCl2·6H2O 1.307 g、MgSO4·7H2O 1.693 g、NaHCO30.051 g和NaBr 0.021 g溶解于去離子水中，并定容至250 mL，即可得到鹽度值為3.0%的模擬海水，用去離子水將該海水溶液分別稀釋至0.6%、1.2%、1.8%、2.4%后，可得到5個濃度梯度溶液（Li et al.，2019）。

1.2.2 泥漿溶液的預準備

稱取50.00 g均質(zhì)鮮土裝入200 mL酸洗凈的厭氧培養(yǎng)瓶中，加入不同鹽度梯度的模擬海水溶液（實驗組）和去離子水（對照組）120 mL，再向厭氧瓶中添加氧化還原指示劑樹脂天青，使其質(zhì)量濃度為2 mg·L-1，蓋上橡膠塞，并用鋁蓋密封。橡膠導管、玻璃導管和三通旋塞與氮氣鋼瓶相連，借由0.6 mm微型針頭向厭氧瓶內(nèi)通氮氣30—40 min，通完氮氣后，指示劑顏色由深藍變?yōu)樽霞t，再向體系內(nèi)注入1.5 mL 10 mg·L-1的抗壞血酸，于22 ℃黑暗條件下恒溫培養(yǎng)12 h，待到厭氧瓶內(nèi)指示劑顏色由紫紅變?yōu)闊o色，即說明瓶內(nèi)殘留氧氣已耗盡（氧化還原電位＜-51 mV），此時的厭氧瓶可以用于后續(xù)培養(yǎng)。

1.2.3 汞甲基化的厭氧培養(yǎng)實驗

厭氧培養(yǎng)實驗總共包含6個鹽度梯度、5個時間以及5個重復，共150個樣。將預先準備好的厭氧瓶放置到預先開啟的厭氧培養(yǎng)箱（HYQX-Ⅱ，上海躍進醫(yī)療器械有限公司）中，在 21 ℃黑暗條件下培養(yǎng)28 d（Rivera et al.，2019）。培養(yǎng)的第1、8、15、22和29天從培養(yǎng)箱內(nèi)拿出30個厭氧瓶，取出其中的沉積物，用于測定pH、DOC、MeHg以及異化硫酸鹽還原菌功能基因dsrA的qPCR。

1.3 樣品測定

pH采用ST20便攜式pH計（OHAUS，USA）測定；鹽度采用鹽度計（WS-600，東莞市盛山電子科技有限公司）測定。

DOC采用高溫催化氧化法測定（俞建國等，2012）。稱取 1.0625 g鄰苯二甲酸氫鉀分析純于118 ℃烘干2 h，溶于1000 mL去離子水制成標準母液，將母液稀釋適量倍數(shù)構(gòu)建標準曲線。將樣品置于3000 g條件下離心20 min，取經(jīng)0.45 μm尼龍66濾膜過濾的上清液0.5 mL，加1滴濃硫酸酸化，用 TOC 儀 vario TOC cube（Elementar，Germany）在 850 ℃高溫催化測定，并以去離子水作空白試驗，實驗設(shè)置3組平行，加標回收進行質(zhì)量控制，加標回收率為 85%—102%。該方法檢出限為 4 μg·L-1。

甲基汞的萃?。喝≌婵崭稍锏?.5000 g沉積物樣品，加入質(zhì)量分數(shù)為25%的KOH-甲醇溶液，于65 ℃恒溫水浴重振蕩萃取3 h。冷卻至室溫后，加水，于4000 r·min-1下離心2 min，取上清液，加四丙基硼化鈉溶液反應(yīng)，經(jīng) MERX-M 全自動烷基汞分析系統(tǒng)（Model Ⅲ，Brooks Rand Labs）測定（周心勸等，2018）。以石英砂代替樣品進行空白試驗，實驗設(shè)置3組平行，加標回收進行質(zhì)量控制，加標回收率為80%—105%，該方法檢出限為0.2 μg·kg-1，標準品為 ERM-CC580，參考質(zhì)量分數(shù)為 (75±4)μg·kg-1。

采用Real-time PCR法對硫酸鹽還原菌的功能基因dsrA進行絕對定量，實驗使用的引物為前序引物：DSR1F-ACSCACTGGAAGCACGGCGG；反向引物-DSR-R：GTGGMRCCGTGCAKRTTGG。20 μL反應(yīng)體系為：10 μL 2 X ChamQ SYBR Color qPCR Master Mix（諾唯贊生物科技有限公司，南京），0.8 μL前序引物，0.8 μL反向引物，0.4 μL 50X ROX Reference Dye 1，2 μL DNA 模板，其余均為 dd H2O。擴增條件為：95 ℃預變性5 min，95 ℃變性30 s，58 ℃退火30 s，于72 ℃退火延伸1 min，共40個循環(huán)。為了驗證擴增子序列并構(gòu)建標準曲線，將硫酸鹽還原菌的dsrA功能基因連接至 Pmd18-T，然后轉(zhuǎn)化到大腸桿菌JM109細胞中。對含有靶基因插入片段的陽性克隆進行測序，選取最豐富的克隆用于質(zhì)粒DNA提取。用NanoDrop 2000（Thermo Fisher Scientific，USA）測量純化的質(zhì)粒DNA濃度，采用10倍稀釋系列，設(shè)置3個重復，用ABI 7300型熒光定量PCR儀（Applied Biosystems，USA）進行反應(yīng)測定，生成標準曲線。樣品測定時，并以未添加模板的20 μL反應(yīng)體系作為陰性對照，所有處理均設(shè)置3組平行。

1.4 數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用Origin 2021b進行t-檢驗、單因素方差分析以及Kruskal-Wallis非參數(shù)檢驗。采用t-檢驗分析各鹽度處理和不同培養(yǎng)時間下甲基汞質(zhì)量分數(shù)與均質(zhì)樣背景值之間的差異顯著性，單因素方差分析或 Kruskal-Wallis非參數(shù)檢驗比較同一時間不同鹽度處理和同一鹽度不同時間下pH、DOC、甲基汞質(zhì)量分數(shù)及SRB絕對含量的差異顯著性。應(yīng)用R語言中g(shù)gplot2包進行線性擬合，探究pH、DOC和SRB的絕對含量與甲基汞質(zhì)量分數(shù)的相關(guān)性。

2 結(jié)果與分析

2.1 模擬鹽度下pH和DOC質(zhì)量濃度的變化趨勢

同一鹽度不同時間下 pH均表現(xiàn)出一定差異（圖2a）（P＜0.05）。當鹽度為0—2.4%時，pH均在培養(yǎng)第8天時達至最大，鹽度為3.0%時，pH則在培養(yǎng)第22天時達至最大；同一時間不同鹽度下pH也表現(xiàn)出一定差異（圖2a）（P＜0.05）。當培養(yǎng)時間為15—29 d時，pH表現(xiàn)為隨鹽度的增加而增加。模擬鹽度培養(yǎng)下pH表現(xiàn)為弱酸性或中性，于6.00—7.18范圍內(nèi)波動。

同一鹽度不同時間下 DOC均表現(xiàn)出顯著差異（圖2b）（P＜0.05）。當鹽度為0.6%—3.0%時，DOC均于培養(yǎng)第8天時達至最大，較培養(yǎng)1 d時分別提高 151%、83%、42%、44%、67%，當培養(yǎng)15 d后，DOC基本保持穩(wěn)定，且均顯著低于起始狀態(tài)。對照組中，DOC則于培養(yǎng)第15天時達至最大，較培養(yǎng)1 d時顯著提高了72%，而后在培養(yǎng)第29d才顯著低于起始狀態(tài)；同一時間不同鹽度下 DOC也表現(xiàn)出顯著差異（圖 2b）（P＜0.05）。培養(yǎng)早期（培養(yǎng)1 d和8 d），DOC隨鹽度表現(xiàn)為倒U型，分別在鹽度為0.6%和1.8%處最低，較對照組分別顯著降低42%和34%，當培養(yǎng)15 d和22 d時，DOC隨鹽度的增加而減少，且鹽度組均顯著低于對照組，培養(yǎng)29 d的DOC在較低位波動。

圖2 不同鹽度和時間下pH和DOC的差異Figure 2 Differences in pH and DOC among different salinity levels and incubation time

2.2 模擬鹽度下各實驗組甲基汞質(zhì)量分數(shù)與背景值的比較

模擬鹽度下甲基汞質(zhì)量分數(shù)與培養(yǎng)前混合均質(zhì)樣背景值的比較見表2。結(jié)果顯示，培養(yǎng)1 d且鹽度為0和1.8%時，甲基汞質(zhì)量分數(shù)較背景值差異不顯著（P＞0.05）；培養(yǎng)22 d且鹽度為0.6%時，甲基汞質(zhì)量分數(shù)較背景值差異不顯著（P＞0.05）；培養(yǎng)29 d且鹽度為0.6%、1.2%和1.8%時，甲基汞質(zhì)量分數(shù)也較背景值差異不顯著（P＞0.05），其余處理下甲基汞質(zhì)量分數(shù)均顯著高于背景值（P＜0.05）。

表2 模擬鹽度下沉積物甲基汞質(zhì)量分數(shù)與混合均質(zhì)樣本底值的差異Table 2 Differences in methylmercury contents between the sediments under simulated salinity and the background level

2.3 模擬鹽度下甲基汞質(zhì)量分數(shù)的變化趨勢

同一鹽度不同時間下甲基汞質(zhì)量分數(shù)均表現(xiàn)出顯著差異（圖3a）（P＜0.05）。當鹽度為0、0.6%、1.2%、2.4%和3.0%時，甲基汞質(zhì)量分數(shù)均于培養(yǎng)8 d時最大，較培養(yǎng)1 d時分別增加37%、22%、53%、31%和82%。鹽度為1.8%時，甲基汞質(zhì)量分數(shù)則于培養(yǎng)15 d時最大，較培養(yǎng)1 d時顯著增加2.1倍，甲基汞質(zhì)量分數(shù)隨時間變化表現(xiàn)為先增后減的趨勢；同一時間不同鹽度下甲基汞質(zhì)量分數(shù)也表現(xiàn)出顯著差異（P＜0.05）（圖3a）。當培養(yǎng)1、8、15、22 d時，甲基汞質(zhì)量分數(shù)均在鹽度1.2%時最大，分別較對照組顯著提高41%、57%、48%和119%；當培養(yǎng)29d時，甲基汞質(zhì)量分數(shù)則在鹽度2.4%時最大，較對照組顯著提高74%，甲基汞質(zhì)量分數(shù)隨鹽度變化基本表現(xiàn)為先增后減的趨勢。

2.4 模擬鹽度下SRB絕對含量的變化趨勢

同一鹽度不同時間下 SRB絕對含量均表現(xiàn)出顯著差異（圖3b）（P＜0.05）。當鹽度為 0—3.0%時，SRB絕對含量均于培養(yǎng)15 d時最大，較培養(yǎng)1 d時顯著增加125%、141%、128%、33%、109%和184%，SRB絕對含量隨時間變化表現(xiàn)為先增后減的趨勢；同一時間不同鹽度下 SRB絕對含量也表現(xiàn)出一定差異（圖3b）（P＜0.05）。當培養(yǎng)1 d時，SRB絕對含量先隨鹽度增加而增加，于鹽度1.8%處最大，較對照組顯著增加119%，后隨鹽度增加而減少，至鹽度3.0%時較對照組差異不顯著；當培養(yǎng)8 d時，SRB絕對含量先隨鹽度增加而增加，于2.4%處較對照組顯著增加112%，后隨鹽度增加而減少，但較對照組差異不顯著；當培養(yǎng)15 d時，SRB絕對含量隨鹽度增加而增加，直至鹽度 3.0%時較對照組顯著增加71%；當培養(yǎng)22 d時，SRB絕對含量基本隨鹽度的增加而增加，鹽度3.0%時較對照組顯著增加38%；當培養(yǎng) 29 d時，SRB絕對含量先隨鹽度增加而增加，鹽度1.2%時較對照組顯著增加197%，后隨鹽度增加而減少，鹽度1.8%、2.4%和3.0%時較對照組差異均不顯著。

圖3 不同鹽度和時間下甲基汞質(zhì)量分數(shù)與SRB絕對含量的差異Figure 3 Differences in methylmercury content and absolute abundance of sulfate-reducing bacteria among different salinity levels and incubation time

3 討論

3.1 模擬鹽度下甲基汞質(zhì)量分數(shù)特征

已有研究證實，鹽度是影響河口沉積物汞甲基化的重要因素，但相關(guān)報道不多。本研究中，甲基汞質(zhì)量分數(shù)隨鹽度增加表現(xiàn)出先增后減趨勢，且于鹽度1.2%時甲基化程度最高（圖3a）。這可能與Hg2+和Cl-之間的絡(luò)合作用有關(guān)（Hsu-Kim et al.，2013）。低鹽度環(huán)境下，Cl-易與Hg2+形成HgCl2，其可通過細胞膜被微生物吸收利用，而高鹽度環(huán)境下過量的Cl-可能會進一步與HgCl2結(jié)合，形成不易被微生物所利用的[HgCl3]-或[HgCl4]2-（Barkay et al.，1997），汞甲基化的原料減少了，也就降低了甲基化程度。這一結(jié)果表明，一定鹽度環(huán)境（1.2%）可能有利于汞的甲基化。本研究結(jié)果與之前關(guān)于鹽度對汞甲基化的研究相一致，Compeau et al.（1984）研究表明，還原條件下0.4%鹽度的汞甲基化程度較高，高鹽度（2.5%）下汞甲基化程度被抑制的同時生成的甲基汞也不穩(wěn)定；Blum et al.（1980）發(fā)現(xiàn)，高鹽度（3%）的甲基化速率只有低鹽度（0.1%）的40%，且這種抑制作用主要表現(xiàn)在還原條件下。然而，Compeau et al.（1983）研究海水中陰離子對汞甲基化的影響表明，添加 0.01—0.5 mol·L-1的 Cl-會顯著降低汞甲基化速率。需要明確指出的是，本實驗中模擬鹽度添加液中還含有和，它們的存在也可能對 Cl-的作用產(chǎn)生干擾，使不同的研究得到不一致的結(jié)論，因此還需要開展更系統(tǒng)深入的研究。

本研究還發(fā)現(xiàn)，甲基汞質(zhì)量分數(shù)也隨時間增加表現(xiàn)出先增后減的趨勢，且于培養(yǎng)8 d時甲基化程度最高。可能的原因是，一方面，本實驗模擬鹽度添加液中含有一定濃度的，的添加可能在一定程度上刺激某些微生物，使其將其他形式的汞轉(zhuǎn)化為甲基汞（Jeremiason et al.，2006），然而，在還原條件下，易被轉(zhuǎn)化為硫化物，硫化物的積累可能通過形成硫化汞沉淀降低汞的生物有效性，進而抑制甲基汞的形成（Ma et al.，2019）；另一方面，DOC也是影響汞甲基化過程的重要因素。線性擬合分析也表明，DOC能較好地解釋甲基汞的變化（圖4b）（P＜0.05）。本研究中，DOC隨時間的變化趨勢與甲基汞質(zhì)量分數(shù)隨時間的變化趨勢基本相一致，在 DOC大量存在時，其上巰基官能團也與Hg2+有較強親和力，會抑制硫化汞沉淀的形成（Ravichandran et al.，1999；Gilmour et al.，2018；Mazrui et al.，2018），此外，與DOC結(jié)合的含汞化合物也具有能被微生物吸收利用的可能（Jonsson et al.，2012）。因而，當環(huán)境中DOC較高時，可能能在一定程度上促進汞甲基化，當環(huán)境中 DOC較低時，會抑制汞甲基化。

圖4 pH和DOC與甲基汞質(zhì)量分數(shù)之間的關(guān)系Figure 4 Relationships between pH, DOC and methylmercury content

除了上述考慮的Cl-、和DOC外，pH也是影響汞甲基化的重要因素（Singh et al.，1999；趙蕾，2016）。本研究發(fā)現(xiàn)，鹽度處理的pH呈弱酸性或中性（6.00—7.18），且并不能很好地解釋甲基汞的變化（圖4a）（P＞0.05）。pH較低時，環(huán)境中H+濃度較高，與Hg2+競爭吸附活性位點時更易于被土壤膠體吸附，從而釋放Hg2+，提高汞的生物有效性，促進汞甲基化；反之，當pH較低時，則削弱汞甲基化作用（Steffan et al.，1988；Ullrich et al.，2001）。然而本研究卻得出不一致結(jié)論，可能的原因是鹽度處理導致環(huán)境中影響汞甲基化的其他因素也發(fā)生變化，對pH的影響形成了干擾。

3.2 模擬鹽度下影響汞甲基化的微生物因素

本研究發(fā)現(xiàn)，SRB絕對含量隨鹽度增加基本表現(xiàn)為增加的趨勢，而隨時間增加則表現(xiàn)為先增后減趨勢，且于15 d時含量最高（圖3b）。SRB隨鹽度變化的趨勢，一方面原因可能是本實驗處理下 pH處于弱酸性或中性（6.00—7.18），較適合硫酸鹽還原菌的生長，另一方面原因可能是一些 SRB為輕度嗜鹽型，能在鹽度 0—4%環(huán)境下生存（Boyd et al.，2017；李新榮等，1999）。SRB隨時間變化的趨勢，可以從以下方面來解釋。有報道表明，溶解氧與 SRB絕對含量呈顯著負相關(guān)關(guān)系（張玉等，2016），此外，也能作為碳源促進SRB生長（Castro et al.，2000）。本研究營造了厭氧環(huán)境的同時，模擬鹽度添加液中也含有，因而在培養(yǎng)早期可能會促進 SRB生長，使其含量增加。同時模擬液中還含有，SRB會以為電子供體，為電子受體進行代謝活動，代謝過程中不斷積累H2S，當H2S達到一定濃度時會對SRB產(chǎn)生毒害作用（Orem et al.，2011），導致培養(yǎng)后期SRB絕對含量的減少。

本研究中，SRB絕對含量與甲基汞質(zhì)量分數(shù)無顯著線性相關(guān)性（圖5）（P＞0.05）。大量研究表明，SRB是濱海濕地參與汞甲基化過程的主要微生物（Compeau et al.，1985；Leloup et al.，2005）。在一定范圍內(nèi)，甲基汞質(zhì)量分數(shù)會隨還原活動的增強而增加（Shao et al.，2012），但在高鹽度條件下，還原的硫化物對汞甲基化的抑制作用（Hammerschmidt et al.，2008）可能會將SRB對汞的甲基化作用掩蓋，使得兩者間表現(xiàn)出復雜的非線性關(guān)系。

圖5 SRB絕對含量與甲基汞質(zhì)量分數(shù)之間的關(guān)系Figure 5 Relationship between absolute abundance of SRB and methylmercury content

本研究在考慮海水鹽度時，將其視為一個復雜的多因子綜合體，若要深入解釋海水鹽度對沉積物汞甲基化過程的影響，需要單獨考慮這些海鹽離子對汞甲基化的影響。

4 結(jié)論

（1）海鹽處理下，隨著鹽度（0—3.0%）的增長，甲基汞質(zhì)量分數(shù)總體呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢。1.2%鹽度下，沉積物汞甲基化程度最高；隨著培養(yǎng)時間（1—29 d）的增長，甲基汞質(zhì)量分數(shù)總體也呈現(xiàn)出先增加后減少的趨勢，培養(yǎng)8 d時，沉積物汞甲基化程度最高。

（2）海鹽處理下，隨著鹽度（0—3.0%）的增長，SRB的絕對含量總體增加，表明海水鹽度未對SRB生長產(chǎn)生鹽脅迫；隨著培養(yǎng)時間（1—29 d）的增加，SRB的絕對含量表現(xiàn)為先增加后減少的趨勢，當培養(yǎng)時間超過15 d時，SRB的生長會受到抑制。

（3）本實驗條件下，SRB絕對含量與甲基汞質(zhì)量分數(shù)間無顯著線性相關(guān)性（P＞0.05），DOC對甲基汞質(zhì)量分數(shù)隨時間的變化具有較高的解釋度（r=0.36，P＜0.05）。