1 引言
汞(Hg)是一種有毒重金屬元素，在環境中以多種形態廣泛存在，其中，甲基汞(MMHg)是毒性極強的Hg形態，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年代日本發生“水俁病”事件以來，Hg在環境中的遷移、轉化等環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可引發該水域58%~79%的MMHg發生光化學降解反應(Lehnherr et al., 2009).可見，MMHg光化學降解反應在水體Hg循環過程中占有非常重要的地位，認識該過程對理解水環境中Hg的遷移、轉化與循環等具有重要意義.
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區——長壽區，該區化學工業、機械制造、金屬冶煉等行業較為集中，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、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，考察長壽湖水體MMHg光化學降解的季節和水深剖面變化特征，分析各波段光譜對降解反應的貢獻，以期為該水域生態環境保護，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，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2 d.研究區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定12 h以上，于黎明時分，將其置于水面處(0 m)進行培養.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，在黑暗中靜置穩定12 h以上.于黎明時分，將培養瓶分為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，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搖晃一次培養瓶，以避免水中懸浮物沉淀;每3 h采集一次培養瓶(采集至天黑時刻)，水樣酸化(加酸(優級純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、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發生去甲基化反應.目前的研究結果普遍認為光照可以引發表層水體中的MMHg發生去甲基化反應，且該過程是水環境中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現，MMHg在波長為185~254 nm汞燈照射下可直接發生光化學降解反應，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定的狀態(Triplet State)，這會在很大程度上減少C—Hg鍵的鍵能，以致發生裂變反應產生· 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水體產生羥基自由基(· OH)、單線態氧(1O2)等自由基攻擊C—Hg鍵，從而引發有機Hg發生脫甲基反應(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發生光化學降解產物首先生成無機汞(IHg)，然后IHg進一步發生還原反應生成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，黑暗條件下培養瓶內MMHg濃度相對穩定，沒有出現明顯的波動，而在其它波段光照條件下，培養瓶內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、不同波長條件下培養瓶內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差異性.在黑暗條件下MMHg沒有發生光化學降解反應(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.在研究區域，夏、秋、冬和春4個季節大約分別持續90、60、95和120 d，結合每個季節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.具體參見污水寶商城資料或http://www.xhxdt.com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可引發較深處發生光化學降解反應.
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.
