1 引言
汞(Hg)是一種有毒重金屬元素，在環(huán)境中以多種形態(tài)廣泛存在，其中，甲基汞(MMHg)是毒性極強的Hg形態(tài)，具有高神經毒性、致癌性、心血管毒性、生殖毒性、免疫系統效應和腎臟毒性等，且具有較強的生物累積和生物放大效應，可對人類及食魚生物健康造成嚴重危害(Ullrich et al., 2001;李會仙等，2012).自20世紀50~60年代日本發(fā)生“水俁病”事件以來，Hg在環(huán)境中的遷移、轉化等環(huán)境地球化學行為一直是科學界研究的重點和熱點問題.
最初，科學家們一直認為水環(huán)境中MMHg的去甲基化反應主要是由微生物主導的(Ullrich et al., 2001)，直到1996年，利用Hg同位素示蹤技術才發(fā)現自然水體表層存在明顯的MMHg光化學降解反應過程，該過程可使湖水中83%的MMHg得到去除，且光照強度是影響降解過程的重要因素(Seller et al., 1996).該研究結果改變了以往科學家們對水體MMHg循環(huán)的認識，隨后科學家們在不同水域開展了MMHg光化學降解研究. Li等(2010)在研究Florida Everglades水域MMHg光化學降解時發(fā)現，進入該水體的MMHg約有31.4%被光解.在Lake 979，全波段條件下MMHg光化學降解速率為3.69×10-3~4.41×10-3 E-1 · m2，UV可引發(fā)該水域58%~79%的MMHg發(fā)生光化學降解反應(Lehnherr et al., 2009).可見，MMHg光化學降解反應在水體Hg循環(huán)過程中占有非常重要的地位，認識該過程對理解水環(huán)境中Hg的遷移、轉化與循環(huán)等具有重要意義.
長壽湖水域面積65.5 km2，庫容10億m3，是重慶市重要的水源地和水產品基地.一方面，該水域與已開展MMHg光化學降解研究水域的水文、環(huán)境條件等有較大的差異;另一方面，該水域位于重慶市重工業(yè)區(qū)——長壽區(qū)，該區(qū)化學工業(yè)、機械制造、金屬冶煉等行業(yè)較為集中，這有可能會給長壽湖帶來一定程度的Hg污染，致水環(huán)境中MMHg濃度偏高.
綜上所述，探討長壽湖水體MMHg的光化學降解特征對于理解該水域Hg的循環(huán)、遷移與轉化等生物地球化學行為具有重要意義.本研究采用硼硅玻璃瓶對水樣進行原位培養(yǎng)，考察長壽湖水體MMHg光化學降解的季節(jié)和水深剖面變化特征，分析各波段光譜對降解反應的貢獻，以期為該水域生態(tài)環(huán)境保護，明確流域內Hg的遷移轉化特征、源匯特征等提供基礎數據.
2 材料與方法
2.1 研究地點及時間
選擇水域較寬廣、受人為影響較小的區(qū)域作為研究地點(29°56′30″ N，107°17′45″ E，圖 1).研究地點屬中亞熱帶濕潤氣候區(qū)，具有冬暖、春早、初夏多雨、盛夏炎熱、秋多陰雨等特點.全年氣壓、溫度、濕度、降水、日照等氣象要素和天氣特點有明顯的季節(jié)變化，故選擇2013年7月與10月、2014年1月與4月作為研究時間，每個月份選擇代表性天氣開展實驗3次，每次實驗時間持續(xù)2 d.研究區(qū)水體表面各波段光照強度及水體的理化性質分別如表 1和表 2所示.
圖1 研究地點位置示意圖
表1 表層水體各波段光照強度
?表2 實驗地點水體的理化特征
?2.2 實驗方法與設計
首先，驗證光照條件下MMHg的生成與降解特征：在研究地點采集表層0.5 m處水樣后直接裝入潔凈無Hg、透明的100 mL硼硅玻璃瓶內，然后將其分為兩組，向一組瓶中添加MMHg(CH3HgCl)標 準試劑(20 μg · L-1)，使瓶中MMHg的濃度約為2.0 ng · L-1，向另一組瓶中添加Hg2+(HgCl2，100 μg · L-1)，使瓶中總汞濃度升至約20 ng · L-1.所有硼硅玻璃瓶在黑暗中靜置穩(wěn)定12 h以上，于黎明時分，將其置于水面處(0 m)進行培養(yǎng).兩組的光照條件均為全波段光照(Overall，280~700 nm)和黑暗(Dark，用鋁箔紙包裹硼硅玻璃瓶).其次，考察不同光照波段對表層水體MMHg光化學降解的貢獻：在研究地點采集表層0.5 m處水樣后向其中添加MMHg標準試劑并混勻，使瓶中MMHg的濃度約為2.0 ng · L-1.然后將水樣分裝于硼硅玻璃瓶中，在黑暗中靜置穩(wěn)定12 h以上.于黎明時分，將培養(yǎng)瓶分為4組，每組外表包裹不同的濾光膜后置于水面處(0 m)進行培養(yǎng)，以獲得Overall、UV-A(320~400 nm)、UV-B(280~320 nm)、可見光(PAR，400~700 nm)和Dark條件下的MMHg光化學降解特征.硼硅玻璃瓶和濾光膜的光學穿透特性參考文獻(Lehnherr et al., 2009;孫榮國，2014).
從開始培養(yǎng)時刻起，每隔5 min分別用TA8120手持式數字照度計(特安斯，江蘇)、UV-365強度計(Kuhnast，德國)和ZQJ-310(Nanbei，上海)測量水體表層處PAR、UV-A和UV-B的強度;每30 min搖晃一次培養(yǎng)瓶，以避免水中懸浮物沉淀;每3 h采集一次培養(yǎng)瓶(采集至天黑時刻)，水樣酸化(加酸(優(yōu)級純HCl)量為水樣體積的0.5%)后于黑暗4 ℃條件下保存，所有樣品12 h內運回實驗室并于1周內分析完畢.
2.3 樣品分析與質量控制
水樣中MMHg濃度利用GC-CVAFS(Model(III)，Brooks R and )進行檢測(US EPA，2001;He et al., 2007;孫榮國，2014)，該方法的最低檢出限為0.02 ng · L-1，樣品回收率為94%~103%.在整個樣品采集、原位培養(yǎng)、實驗室內分析過程中，嚴格按照US EPA Method 1630(2001)所要求的質量控制過程與方法進行操作，以確保實驗質量.
2.4 數據分析
文中結果均為每個月中多次實驗的均值.MMHg光化學降解隨時間的反應動力學方程見式(1)，MMHg光化學降解隨光照強度的反應動力學方程見式(2)，X波段(UV-A、UV-B或PAR)照射下水體中MMHg實際光降解速率V實際，X的計算方法見式(3).
式中，Ct和C0分別指在t時刻和初始時刻瓶中MMHg的濃度(ng · L-1)，k指反應速率常數(d-1)(孫榮國等，2013);kpd為反應速率常數(E-1 · m2)，L為光照強度(E · m-2 · d-1)(Lehnherr et al., 2009);V瓶，X為包裹某濾光膜后瓶中MMHg的光降解速率(E-1 · m2)，Tp，X為X波段光照經硼硅玻璃瓶的穿透率，Tf，X為X波段光照經該濾光膜的穿透率.
數據統計分析采用的軟件是SPSS 18.0，作圖使用的軟件是Origin 8.0.
3 結果與討論
3.1 MMHg光化學降解反應的識別
水樣中添加MMHg后，黑暗條件下MMHg濃度沒有出現明顯的波動(圖 2)，說明在黑暗條件下微生物對MMHg的作用不明顯，或凈生物去甲基汞化反應速率較低.而前人有研究表明，在某些水體表層存在明顯的生物去甲基汞化反應過程(Matilainen et al., 1995;Schaefer et al., 2004; Monperrus et al., 2007).在有光照條件下MMHg濃度明顯下降(圖 2a)，添加Hg2+的處理呈現出相同的變化趨勢(圖 2b)，說明光照可促進MMHg發(fā)生去甲基化反應.目前的研究結果普遍認為光照可以引發(fā)表層水體中的MMHg發(fā)生去甲基化反應，且該過程是水環(huán)境中MMHg去除的重要途徑(Seller et al., 1996; Zhang et al., 2010; Black et al., 2012);但也有研究(Siciliano et al., 2005)發(fā)現，在一定水域內光照可促進MMHg的生成.而本研究所測得的MMHg濃度動態(tài)變化與降解速率實際為甲基化與去甲基化的凈結果，根據圖 2中的結果可以證明：長壽湖水體表層Hg沒有表現出明顯的凈甲基化結果，在光的作用下MMHg凈去甲基化反應過程占主導地位.
圖2 在全波段光照與黑暗條件下添加MMHg與Hg2+處理中MMHg的濃度變化
Inoko(1981)通過室內模擬實驗發(fā)現，MMHg在波長為185~254 nm汞燈照射下可直接發(fā)生光化學降解反應，生成CH3Cl、C2H6、Hg2Cl2和Hg0.在CH3HgCl分子中，最高占據軌道由C—Hg鍵的δ成鍵軌道構成，而最低未占據軌道由C—Hg鍵的δ反鍵軌道構成.MMHg分子在吸收光子能量以后，電子由高能占據軌道向低能未占據軌道躍遷過程會產生不穩(wěn)定的狀態(tài)(Triplet State)，這會在很大程度上減少C—Hg鍵的鍵能，以致發(fā)生裂變反應產生· CH3和電中性的· HgCl，從而實現MMHg的光化學降解反應(Tossell，1998)：
而自然條件下，185~254 nm波長光波到達不了地表，水體中MMHg的光化學降解反應實際為間接反應過程，是由不同波長光波引發(fā)水體產生羥基自由基(· OH)、單線態(tài)氧(1O2)等自由基攻擊C—Hg鍵，從而引發(fā)有機Hg發(fā)生脫甲基反應(Hammerschmidt et al., 2010;陰永光等，2011;Vost et al., 2012;Sun et al., 2015a).Chen等(2003)探討了 · OH促進MMHg光化學降解的機制可能為式(5)，或為式(6).Sun等(2013)通過室內模擬實驗證明了MMHg發(fā)生光化學降解產物首先生成無機汞(IHg)，然后IHg進一步發(fā)生還原反應生成Hg0.
3.2 光照波段對表層水體MMHg光化學降解的影響
在不同季節(jié)，黑暗條件下培養(yǎng)瓶內MMHg濃度相對穩(wěn)定，沒有出現明顯的波動，而在其它波段光照條件下，培養(yǎng)瓶內MMHg的濃度出現了不同的下降趨勢(圖 3).在夏季(圖 3a)，全波段條件下培養(yǎng)瓶內MMHg濃度下降的趨勢較快，其次為UV-A條件下，再次為UV-B條件下，PAR條件下下降的趨勢較為緩慢;全波段、UV-A、UV-B及PAR條件下MMHg光化學降解速率分別為0.78、0.37、0.23和0.15 d-1.在秋、冬季(圖 3b、c)，各波段光照條件下培養(yǎng)瓶內MMHg濃度下降較為緩慢，其中，秋季全波段、UV-A、UV-B及PAR條件下MMHg光化學降解速率分別為0.073、0.018、0.034和0.023 d-1;冬季全波段、UV-A、UV-B及PAR條件下MMHg光化學降解速率分別為0.069、0.024、0.032和0.015 d-1.在春季(圖 3d)，各波段光照條件下培養(yǎng)瓶內MMHg濃度下降趨勢略低于夏季，但高于秋、冬季;全波段、UV-A、UV-B及PAR條件下MMHg光化學降解速率分別為0.39、0.086、0.21和0.10 d-1.4個季節(jié)中UV-A對表層水體MMHg光化學降解的貢獻為49%~52%，UV-B的貢獻為21%~31%，PAR的貢獻為21%~34%.可見，不同波段光波對長壽湖水體表層MMHg光化學降解的貢獻有較大的差異，其中，紫外光(UV)為主要驅動力，且UV-A是最主要的驅動力，PAR的貢獻相對較小.
圖3 不同季節(jié)、不同波長條件下培養(yǎng)瓶內MMHg濃度變化
自然水體中MMHg光化學降解實驗表明，光照強度與波長是影響水體表層MMHg光化學降解的最主要因素(Hammerschmidt et al., 2006;Lehnherr et al., 2009;Black et al., 2012;Vost et al., 2012;Sun et al., 2015b).在長壽湖水體表層，不同季節(jié)時期各 波段光照強度與該波段條件下的MMHg光化學降解速率之間呈顯著正相關(表 3)，說明光照強度對長壽湖表層水體MMHg的光化學降解速率有重要影響，故各波段光照條件下的降解速率表現出明顯的季節(jié)差異性.在黑暗條件下MMHg沒有發(fā)生光化學降解反應(圖 3)，因此，以時間為單位表達MMHg的光化學降解速率是不嚴謹的，而以光強度為單位更能科學地描述MMHg降解速率特征(表 4).不同波長條件下的MMHg光化學降解速率具有較大的差異，速率比值為PAR ∶ UV-A ∶ UV-B=1 ∶(22~34)∶(186~403)(表 4)，該比值與Black等(2012)在San Francisco Bay的研究結果(1 ∶ 37 ∶ 400)在同一范圍內.到達地球表面的太陽光譜主要為PAR，UV光強度很微弱，UV-B的強度小于UV光強度的5%，而不同波段條件下的MMHg光化學降解速率是對應該波段光照強度的結果，所以不同波長條件下的MMHg光化學降解速率具有較大的差異.根據光子能量公式ε=hv/λ(ε為光子能量，h為Planck常數，v為光速，λ為波長)，光子所能夠提供的能量隨波長的增加而降低，故在MMHg暴露于UV-B條件下的速率值最高，其次為UV-A條件下的，PAR條件下的速率值最低.各波段對表層水體MMHg光化學降解的貢獻取決于各波段光子的能量與強度，UV-B波段光子能量較高但強度較弱，PAR波段光強度較大但光子的能量較弱，而UV-A波段光強度與光子能量恰好，使其成為水體表層MMHg光化學降解的主要驅動力.除光照條件外，水體化學成分也是影響MMHg光降解的重要因素.如DOM在一定濃度范圍內，MMHg光降解速率隨其濃度的增加而有所提高(Black et al., 2012)，本研究也呈現了類似的結果;而在三峽水庫出現了相反的研究結果.
表3 各波段光照強度與該波段條件下MMHg光化學降解速率間的相關性
?表4 不同波長條件下表層水體MMHg的光化學降解速率
?3.3 MMHg光化學降解的水深剖面變化特征
根據比爾朗伯吸收定律，可計算不同水深處的各波段光照強度：
式中，I(X，Z)指X波段(UV-A、UV-B和PAR)光照在水深Z處的光強度(E · m-2 · d-1)，I(X，0)指X波段光照在水面處的光強度(E · m-2 · d-1)，kX指X波段光照在水中的衰減系數(m-1)，其計算方法參照文獻(Morris et al., 1995).根據文獻(Li et al., 2010)可計算不同水深處MMHg的光化學降解速率：
圖4 各波段光照條件下MMHg光化學降解反應在水中垂直分布特征的預測和模擬
基于MMHg光化學降解反應在水中的垂直分布特征(圖 4)，對衰減曲線進行積分可得整個水體中由不同波段引發(fā)的MMHg光化學降解通量F(ng · m-2 · d-1)：
式中，VZX為由X波段光譜在水深Z處引發(fā)的MMHg光化學降解反應速率(d-1)，CMMHg為水中MMHg的濃度(ng · L-1)，t為光照時間(d)，a為面積(m2).積分結果如圖 5所示，夏、秋、冬和春4個季節(jié)的MMHg日光化學降解通量分別為7.2、0.73、1.1和5.9 ng · m-2 · d-1.在研究區(qū)域，夏、秋、冬和春4個季節(jié)大約分別持續(xù)90、60、95和120 d，結合每個季節(jié)的日光化學降解通量，該點MMHg年光化學降解通量估算為1.5 μg · m-2 · a-1，該光化學降解通量與Toolik Lake的光化學降解通量(1.3 μg · m-2 · a-1)(Hammerschmidt et al., 2006)相差甚小.對整個水體而言，PAR對MMHg光化學降解的貢獻最大，為67%~77%，UV-A的貢獻為25%~31%，UV-B的貢獻為4.3%~8.1%.而在水體表層，UV(尤其是UV-A)的貢獻最大，PAR的貢獻較少.這種差異主要是由于UV光譜波長短、在水中的穿透能力弱、衰減速率快，而PAR光譜波長長、在水中的穿透能力相對較強、衰減速率慢于UV光譜，因此，對整個水體而言，MMHg光化學降解的主要驅動波段為PAR.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。
圖5 MMHg光化學降解通量
4 結論
1)在光的作用下，長壽湖表層水體Hg沒有表現出明顯的凈甲基化結果，凈去甲基化反應占主導地位.該水體MMHg光化學降解具有明顯的季節(jié)和水深剖面變化特征.夏季各波段條件下MMHg光化學降解速率最快，其次為春季，秋冬季節(jié)各波段條件下MMHg光化學降解速率較低.光化學降解速率隨水深度的增加而逐漸下降，其中，UV-B條件下的MMHg光化學降解速率隨水深度的增加而快速衰減，其次為UV-A，PAR可引發(fā)較深處發(fā)生光化學降解反應.
2)光強度對MMHg光化學降解具有重要影響，不同波長光譜對光化學降解過程的貢獻也有較大差異.在水體表層，UV為MMHg光化學降解的主要驅動力，且UV-A是最主要的驅動力，PAR的貢獻相對較小;對整個水體而言，PAR對MMHg光化學降解的貢獻最大(67%~77%)，UV-A的貢獻次之(25%~31%)，UV-B的貢獻最小(4.3%~8.1%).該研究地點MMHg年光化學降解通量估算為1.5 μg · m-2 · a-1.
