夏季紅楓湖沉積物汞的形態分布特征及其甲基化關鍵影響因子

張勇+王明猛+康靜文

摘要：為分析夏季紅楓湖沉積物中汞形態分布特征以及甲基化過程的關鍵影響因子，對紅楓湖南湖、北湖中3個采樣點的表層沉積物樣品中總汞、甲基汞、不同結合態汞的含量及有機質、孔隙水中溶解態有機碳（DOC）和陰陽離子的含量等16個環境因子進行系統的分析。結果顯示，紅楓湖沉積物中生物可利用性汞干質量含量為（2.49±1.05）μg/kg，占總汞比例為0.10%～1.00%；其余為生物不可利用態汞，包括有機結合態和殘渣態，其干質量含量分別為（204.47±91.82）（39.72±6.53） μg/kg；樣品中甲基汞干質量含量為（1.12±0.94） μg/kg，甲基汞占總汞比例（MeHg/THg）低于1.0%。通過主成分分析方法和多重線性逐步回歸方法，建立紅楓湖沉積物汞甲基化影響因子模型。結果表明，紅楓湖沉積物中汞的甲基化過程主要受2個環境因素影響，一是有機質、DOC、Fe2+、S2-的直接作用，對甲基化的貢獻率接近59.0%；二是孔隙水中SO42-的作用，對甲基化的貢獻率接近41.0%。因此，影響紅楓湖沉積物甲基化的環境因素主要為沉積物中有機質含量，以及孔隙水中DOC、Fe2+、S2-和SO42-濃度。

關鍵詞：紅楓湖沉積物；汞的形態；甲基汞；影響因子

中圖分類號： TQ132.4+7；X524 文獻標志碼： A 文章編號：1002-1302（2017）01-0258-05

汞（Hg）是一種有害重金屬元素，尤其是甲基汞毒性極強，且極易在魚體內富集和生物放大[1]。水體中甲基汞的主要生成場所是沉積物表層1～10 cm[2-5]。20世紀50年代，日本水俁病事件就是含汞廢水排放導致近海沉積物中汞含量增高，引起甲基汞在魚體內富集并導致當地漁民甲基汞中毒的惡性環境污染公害事件[6]。

沉積物中的汞分為有機汞和無機汞，利用連續化學浸提法，可將無機汞分為水溶態、酸溶態、有機結合態、元素態、殘渣態。其中，水溶態汞和酸溶態汞生物有效性高，容易被微生物轉化為甲基汞。五步或七步提取法均可提取沉積物中不同化學結合態的汞，用于了解沉積物中生物有效態汞的分布情況[7-9]。沉積物中汞的甲基化是一個復雜的過程，不僅受沉積物中生物可利用態汞含量的影響，而且受各種環境因子的影響。通常，沉積物中甲基汞占總汞的比例（MeHg/THg） 可以表征汞甲基化的潛力，反映沉積物中汞的潛在環境風險。深入分析湖泊中生物有效態汞以及環境因子中如有機質、溶解態有機碳（DOC）、各類陰陽離子等對湖泊沉積物中甲基化過程的影響程度，對研究和評估湖泊汞的遷移風險具有重要的現實意義。

紅楓湖地處貴州省中部烏江主要支流——貓跳河的上、中游，是目前貴州省最大的喀斯特水庫，是貴陽市飲用水源地之一。該湖部分區域自20世紀80年代以來就有大規模網箱養魚活動，導致沉積物有機質分布存在顯著差異，而有機質差異可能影響生物可利用態汞的分布，并進一步影響汞的甲基化[10-12]。本研究中，從紅楓湖南湖、北湖中選取3個點作為研究區域，分析沉積物中總汞、甲基汞、有機質含量及孔隙水中總汞、DOC及各種陰陽離子濃度，對其沉積物中不同結合態汞的分布趨勢進行研究，并深入分析沉積物中環境因子和生物可利用態汞對汞甲基化過程的影響程度。

1 材料與方法

1.1 研究區域

紅楓湖位于貴州省貴陽市西北方向約32 km，是貴陽市3個主要的飲用水水源地之一，同時提供發電、水產養殖和工農業用水。從2005年起，飲用水源地保護力度加大，其中的網箱養魚已經被取締，但網箱養魚引起的水體富營養化和內源有機質輸入仍然對水庫沉積物中汞的甲基化有潛在的影響[13-14]。本研究于2014年7月從紅楓湖北湖到南湖縱向布置了3個采樣點，分別為將軍灣（HFS3）、后午（HFS2）、大壩（HFS1），3個采樣點分別分布在紅楓湖的南部、中部、北部，大體上可以代表紅楓湖整體布局（圖1）。

1.2 樣品采集

沉積物采集： 利用重力采集器采集沉積物柱，3個采樣點分別采集10根沉積物柱，在厭氧袋中通氮氣（流速為 300 mL/min）。按3 cm間隔切割沉積物柱表層1～9 cm深度的樣品于50 mL離心管中，冷凍、干燥、研磨、過100目尼龍篩，密封保存在自封袋中備用[15]。

孔隙水采集： 將沉積物厭氧分割于50 mL離心管中后，用離心機離心25 min（3 000 r/min），將上層孔隙水過濾轉移到新的離心管中，稱量后加入0.40%工業超純鹽酸，密封待測。

1.3 樣品分析

沉積物的測定：總汞，稱取100～200 mg樣品在PYRO915熱解爐中高溫熱解后，直接利用RA915+測汞儀測定總汞含量，每個樣品分析3～5次，取平均值作為該樣品的總汞含量[16]；甲基汞，稱取約300 mg樣品用硝酸、硫酸銅溶液浸提，用二氯甲烷萃取并結合水相乙基化，采用恒溫氣相色譜法及冷原子熒光法測定[17]；有機質，稱取約100 mg樣品采用恒溫水浴水合熱法結合重鉻酸鉀滴定法測定[18]。

孔隙水的測定：總汞，過濾后的孔隙水樣品加BrCl氧化、SnCl2還原，用金管預富集，用冷原子熒光光譜法測定[17]；陽離子，取 15 mL 樣品用TAS-986火焰型原子吸收分光光度計測定；陽離子，取 5 mL 樣品用CIC-200型離子色譜儀（青島盛瀚色譜技術有限公司）測定；溶解態有機碳，采用高溫催化氧化法，利用總有機碳分析儀（ELEMENTAR，high TOCⅡ）測定[18]。

沉積物汞的形態分析：采用化學連續浸提的方法依次提取出溶解態、胃酸提取態、富里酸結合態、胡敏酸結合態、元素態、殘渣態等6種形態的汞[7]，提取完成后采用冷原子熒光法測定[17]。

1.4 沉積物甲基化影響因子模型的建立和分析

2 結果與分析

2.1 湖泊沉積物中汞的形態分布特征

由表1可見，3個采樣點的沉積物總汞和甲基汞含量平均分別為 294.83～481.97 μg/kg和0.26～3.20 μg/kg，總汞含量是紅楓湖所在的清鎮地區土壤總汞背景值的1.1～2.0倍。何天容等于2008年研究發現，紅楓湖沉積物總汞和甲基汞含量分別為（392±70） μg/kg和（3.40±2.50） μg/kg[13]，本研究結果顯示，紅楓湖沉積物中總汞含量為（373.65±67.60） μg/kg，甲基汞含量為（1.12±0.94） μg/kg，與之相比含量明顯偏低，但仍然超出背景土壤汞含量，有研究發現該湖泊沉積物汞的主要來源是周邊人為活動的非點源污染[19]。

在將軍灣，沉積物總汞含量在剖面分布隨深度變化較小，均值為297.89 μg/kg。在后午和大壩，總汞含量隨著深度的變化呈現出明顯的增加趨勢。在后午，在1～9 cm深度的范圍內，其總汞含量從342.83 μg/kg增加到431.00 μg/kg；在大壩，1～9 cm采樣深度的總汞含量從395.61 μg/kg 增加到481.97 μg/kg（表1）。在后午和大壩，沉積物總汞含量隨沉積物深度的增加而升高的趨勢與沉積物的沉降作用有關，由于紅楓湖的水流方向是從南向北，上游兩岸顆粒物進入水體后，隨水流減緩，顆粒物隨之發生沉淀[20]。

3個采樣點的甲基汞主要集中在沉積物表層1～9 cm，3個點的甲基汞含量隨沉積物深度的增加基本呈降低的趨勢。尤其是后午和大壩，后午沉積物表層甲基汞含量為 0.91 μg/kg，到7～9 cm深度處降低到 0.26 μg/kg；大壩的甲基汞含量在表層為3.20 μg/kg，到7～9 cm深度處降低到 1.14 μg/kg（表1）。

紅楓湖沉積物中MeHg/THg的變化范圍為0.06%～0.81%。與其他湖泊相比，紅楓湖沉積物中汞甲基化的速率和程度還處于較低的水平。比如，Sando等發現美國北達科他州Lostwood國家野生動物保護區湖泊濕地沉積物中 MeHg/THg 為2.20%[21]；Shi等發現大沽河排污河道水體沉積物中MeHg/THg為2.40%[22]；Bloom等研究發現，湖泊表層沉積物中MeHg/THg為（0.65±0.34）%；而在底層沉積物中相應比例為0.01%～0.05%[23]。

在紅楓湖沉積物中，生物可利用態汞（溶解態汞+胃酸提取態汞）含量只占總汞含量極少的一部分，比例為 0.10%～1.00%。將軍灣沉積物樣品中不同形態的汞含量排序為有機結合態（富里酸結合態+胡敏酸結合態）>元素態>殘渣態>生物可利用態；后午沉積物樣品中不同形態汞的含量排序為有機結合態>元素態>殘渣態>生物可利用態；大壩沉積物樣品中不同形態汞的含量排序為元素態>有機結合態>殘渣態>生物可利用態（表2）。

通過對不同采樣點樣品不同形態汞含量的測定，并對樣品中不同形態汞含量分別進行統計計算可知，在紅楓湖沉積物中生物可利用性汞干質量含量為（2.49±1.05） μg/kg，占總汞比例為0.10%～1.00%，其余為生物不可利用態汞，包括有機結合態和殘渣態，其干質量含量分別為（204.47±91.82）、（39.72±6.53） μg/kg（表2）。

2.2 紅楓湖沉積物中甲基化關鍵影響因子的辨析

淡水湖沉積物甲基化是一個有微生物參與的過程，主要靠一些沉積物中的細菌如硫酸鹽還原菌和硫鐵細菌等轉化[24]。因此，沉積物甲基化過程的一個主要影響因素是沉積物中甲基化細菌的活動。此外，甲基化程度還受到沉積物中溫度、pH值、有機物、硫化物、鐵、錳及沉積物中總汞、生物可利用態汞含量等因素的影響[5，18]?？傊?，湖泊沉積物中甲基化的影響因素可以分為2類：一類是影響甲基化細菌生理代謝的活性，如水中pH值、溫度、陰陽離子等，二類是甲基化環境中汞的形態和生物可利用性[25]。本研究在分析紅楓湖沉積物中不同形態汞含量的基礎上，又對生物可利用形態汞（溶解態汞+胃酸提取態汞）對甲基化的影響程度進行了分析，并分析一些環境因素對沉積物中甲基汞形成的影響。發現紅楓湖沉積物中甲基汞與沉積物中的可利用態汞含量并無明顯的正相關關系（圖2）。

通過甲基汞濃度與環境因子的相關性分析（圖2）表明，紅楓湖沉積物中甲基汞含量與沉積物中有機質含量、沉積物含水率、孔隙水中總汞含量、孔隙水中DOC含量、孔隙水中Na+含量、孔隙水中Mg2+含量、孔隙水中SO42-含量等具有明顯的正相關關系（P<0.05）。因此，可初步判斷紅楓湖沉積物中甲基汞的形成受有機質含量、含水率以及孔隙水中陰陽離子等環境因子影響較大。為了進一步研究各種環境因子對沉積物中汞甲基化的影響程度，運用主成分分析與多元逐步線性回歸分析，建立公式（1）至公式（5）所示甲基化影響因子模型。

主成分分析的結果表明，紅楓湖沉積物與孔隙水中16個環境因子可降維成4個主成分因子（表3）。其中，F1主要包含的信息為有機質及影響硫鐵細菌活性的Fe2+、S2-等離子的直接作用；F2包含的信息為生物可利用態汞與Cl-、F-濃度的影響；F3主要包含K+、Ca2+等離子含量的影響；F4 主要包含的信息為SO42-濃度的影響。進一步對4個主成分因子進行多重線性回歸分析，結果表明，F1因子（沉積物中總汞、有機質含量，孔隙水中DOC、Fe2+、S2-含量等）和F4因子（孔隙水中SO42-濃度）對甲基汞含量的貢獻率高，F2因子和F3因子貢獻率極低（圖3中忽略不計）。根據公式（5）建立的多元線性模型：

MeHgi=MeHgmean+δ（0.778FS1，i+0.558FS4，i）（R2=0.930）。

進一步根據公式（4）得到的結果如圖3所示，在大壩，F1因子對甲基化過程的影響貢獻率大于56%。劉金玲等的研究表明，當環境中的有機質達到一定濃度后，能夠通過有機物本身的絡合作用和有機物對微生物的刺激作用促進甲基化，S2-、 Fe2+離子影響沉積物中硫鐵細菌的活性，進而影響甲基化過程[25]。而在大壩位置，受網箱養魚史的影響，沉積物中有機質含量較高，沉積物中有機質含量平均達到9.50%，因此，在大壩以有機質、孔隙水中以DOC等作用為主的F1因子占據了主要的甲基化過程。

在后午和將軍灣，沉積物中有機質含量明顯低于大壩，F4因子對甲基化過程影響的貢獻率大于68%。大量研究表明，硫酸鹽還原菌也是一種主要的甲基化細菌，湖泊沉積物中硫酸鹽可以刺激甲基汞的產生，也可以加強沉積物中硫酸鹽還原菌的活動，進而促進沉積物中甲基化過程[24-25]。在將軍灣和后午位置，沉積物中有機質含量降低，孔隙水中SO42-對甲基化的影響占據了主要的甲基化過程。

在3個采樣點，上層沉積物中F4因子對甲基化過程作用明顯，在大壩1，F4因子影響了37%甲基化過程；在后 午1，F4因子影響了接近100%的甲基化過程；在將軍灣1，F4因子影響94%甲基化過程。隨著沉積物的深度增加，F4因子對甲基化過程的作用逐漸減弱，F1因子作用變大。Korthals等曾經研究發現，沉積物最大甲基化率位于氧化還原邊界層下面[26]。馬英軍等通過對瀘沽湖的氧化還原邊界層遷移進行研究，發現某些季節氧化還原邊界層與沉積物-水邊界層重合[27]。在沉積物與水交界處的表層沉積物，硫酸鹽通過刺激硫酸鹽還原菌作用，促進甲基化過程，在表層沉積物處，硫酸鹽的作用非常明顯。

通過公式（4）計算可得，在所有樣品中，F1因子對甲基汞含量的總貢獻率為59%，F4因子的總貢獻率為41%。沉積物汞甲基化是一個復雜的過程，不同地域、不同環境下的沉積物甲基化的主要影響因素不同。我國西南湖泊網箱養魚十分普遍，并且西南地區是全國酸雨污染比較嚴重的地區[28]。本試驗能為以后研究西南地區的湖泊以及相似湖泊汞甲基化提供一定的借鑒。在西南地區湖泊沉積物中汞的甲基化影響因素中，除了重點研究有機質、S2-、Fe2+等影響無機汞含量或與硫鐵細菌活性有關的環境因子外，通過酸雨沉降造成的湖泊環境中SO42-含量的變化對甲基化過程的影響也不可忽視。

3 結論

夏季紅楓湖沉積物中總汞含量為294.83～481.97 μg/kg，是紅楓湖所在的清鎮地區土壤總汞背景值的1.1～2.0倍。甲基汞含量為0.26～3.20 μg/kg，甲基汞占總汞比例為0.06%～0.81%，甲基化水平比較低。

在夏季紅楓湖沉積物汞形態的分布中，生物可利用態汞含量只占總汞含量極少的一部分，比例為0.10%～1.00%，其余部分為不可利用的有機結合態和殘渣態。

紅楓湖地處我國西南地區，而且是典型的喀斯特地貌下的湖泊，其沉積物甲基化過程特點獨特。由于生物可利用態汞含量占總貢含量比例低于1%，它對甲基化過程影響不明顯。環境因子的影響中，主要有2個影響因素，一是沉積物中有機質含量對無機汞分布的影響和孔隙水中Fe2+、Fe3+、S2-等離子對細菌活性的直接作用，二是孔隙水中SO42-的作用，這2個因素交替主導影響甲基化過程。

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