水库环境已被证实是有利于汞活化、 甲基化及生物累积的场所^[1]，是典型的“汞敏感生态系统”^[2]. 研究表明，被淹没的土壤与植物是新建水库水体、 鱼体甲基汞(MMHg)的重要来源^[3]. 一方面，被淹没的土壤与植物在腐解的过程中，能主动或被动地将所含MMHg释放到水库环境中^[4]; 另一方面，其所释放的无机汞可为甲基化反应提供底物; 此外，植物的腐解使水库底部形成厌氧环境^[5]，同时释放出大量营养物质，为硫酸盐还原菌等可甲基化细菌提供食物来源，加速无机汞向甲基汞转化的进程^[6]. 因此，探讨被淹没土壤和植物中汞的释放与转化特征，无疑是研究“水库汞效应”的重要环节.

三峡水库是我国举世瞩目的特大调节型水库，每年3~8月排水期水位下降，会逐步形成落差为30 m、 面积约440 km²的消落区^[7]. 由于此时该区域雨热充沛，消落区会生长出茂密的草本植被，9月~次年2月蓄水期水位上升，消落区植物被淹没. 这一水位调度方式，使三峡水库消落区长期呈现植物生长-淹没分解-再生长的更新过程，并可能会影响到消落区土壤汞的转化与释放，增加区域生态环境汞的风险. 为此，本研究采集了消落区土壤、 植物和水样，采用室内模拟试验，探讨了消落区淹水期土壤、 植物汞向水体释放特征及对鱼体汞富集水平的影响.

供试土壤、 植物及用水均采自三峡库区腹心地带重庆市忠县石宝寨新政村(N30°25′7.5″，E108°10′5.5″)消落区. 土壤样品经风干、 过筛2 mm、 混匀. 试验前土壤理化性质见表 1. 植物选择消落区优势度最大^[8]的稗草(Echinochloa crusgalli)，其总汞(THg)、 MMHg含量分别为：10.62 μg ·kg^-1、 80.70 ng ·kg^-1. 供试用水样取自石宝寨长江干流，其基本性质见表 2. 供试用鱼为斑马鱼(体重0.38 g±0.03 g，体长3.90 cm±0.51 cm)，试验前用供试用水驯化30 d，期间，每两天喂食一次(饲料购自三友创美饲料科技有限公司，北京，THg<3.57 ng ·kg^-1，MMHg<2.63 ng ·kg^-1)，喂食量为斑马鱼体重的2%. 试验装置由硼硅玻璃制成，尺寸为L 60 cm×W 30 cm×H 40 cm.

表1(Table 1)

表 1 供试土壤的基本理化性质 Table 1 Physicochemical properties of soils used in this research pH 有机质 /g ·kg-1 CEC /cmol ·kg-1 机械组成/% THg /μg ·kg-1 MMHg /ng ·kg-1 >0.25 mm <0.02 mm <0.002 7.97 12.43 15.51 1.44 75.38 23.18 80.39±7.39 489.82±34.39

表 1 供试土壤的基本理化性质 Table 1 Physicochemical properties of soils used in this research

表2(Table 2)

表 2 水样基本性质 Table 2 Properties of water in the Yangtze River pH DOC/mg ·L-1 阴阳离子/mg ·L-1 THg /ng ·L-1 MMHg /ng ·L-1 Na+ NH+4 Cl- SO2-4 NO-3 8.53 3.80±0.23 17.58 1.10 5.35 0.20 2.29 20.51±3.71 0.1558±0.033

表 2 水样基本性质 Table 2 Properties of water in the Yangtze River

试验设置3个处理，分别为A：对照，仅加江水; B：土样; C：土样+稗草. 试验时于B、 C玻璃缸底部各加入6.5 kg土样，土层厚度约5 cm. 然后向各处理鱼缸缓慢注入40 L水样，静置7 d. 再向C处理分别加入150 g稗草鲜样，并在各处理土壤上方2 cm处，固定一张Teflon网，以防止鱼与土壤直接接触. 最后各放入20尾大小相近的斑马鱼，连续进行了3周的培养试验. 每个处理均设3个重复，每个样品重复测定3次. 室温控制在14℃±2℃条件下，试验期间不对斑马鱼进行喂食.

于试验开始的第1、 7、 14及21 d采集水样及土样. 用Teflon管虹吸采集150 mL水样于硼硅玻璃瓶中，酸化至0.5%，冷藏保存. 用自制的管状采样器在玻璃缸四周及中间多点采集土样于自封袋中，冻干机冻干、 磨细并过0.149 mm筛，冷冻保存. 在第7及21 d每个处理各采集鱼样5尾，即时在冰袋上解剖，分头部、 内脏及肌肉于自封袋中，冻干机冻干、 磨细并冷冻保存.

水样THg、 MMHg的检测方法分别按照USA EPA Method 1631 ^[9]、 Method 1630 ^[10]进行检测. 利用气相色谱-冷原子荧光法(GC-CVAFS)测定土壤^[11]及鱼体^[12]中MMHg含量，DMA-80固体进样自动测汞仪直接测定土壤及鱼样中THg含量. DOC的测定：取水样过0.45μm后，用全自动TOC分析仪(Sievers InnovOx,GE,USA)测定. 试验期间定期测定水体中pH(Sartorius PT-10,German)、 溶解氧DO(YSI550A,USA).

试验所使用的玻璃器皿在使用前均用硝酸(25%，体积比)浸泡24 h以上，超纯水清洗后经马弗炉500℃灼烧30 min，在洁净无汞的环境下冷却后使用. 分析过程中采用空白试验、 标准物质测定、 平行样控制及加标回收率进行质量控制. 土样标准物质为GBW07405(GSS-5)，鱼样标准参考物质为干鱼样NRCC-TORT-2. 本试验对于固体样品、 水样总汞测定加标回收率分别为93%~112%、 88%~109%; MMHg测定加标回收率则分别为86%~109%、 89%~113%.

数据分析与作图分别使用软件SPSS 16.0与Origin 8.1.

由表 3可见，淹水后，处理A中pH无明显变化. 处理B和C 中pH在淹水初期明显下降，且低于处理A，与土壤pH趋于一致，7 d后测得的pH值变化不大. 水体中DO含量均随时间的延长而降低，呈处理C[13].

表3(Table 3)

表 3 试验期间水体中pH值、 DO、 DOC浓度变化 Table 3 Variations of pH,DO and DOC in the water during the experiment 时间/d pH DO/mg ·L-1 DOC/mg ·L-1 A B C A B C A B C 1 8.45 8.50 8.46 6.98 7.06 7.11 3.44 3.56 3.43 7 8.43 8.01 7.88 6.54 6.23 5.50 3.19 4.58 9.50 14 8.34 7.98 7.82 5.87 5.74 4.45 2.98 4.67 8.85 21 8.35 8.19 7.80 5.43 4.83 3.09 3.23 3.87 8.56

表 3 试验期间水体中pH值、 DO、 DOC浓度变化 Table 3 Variations of pH,DO and DOC in the water during the experiment

由图 1(a)可见，淹水后处理B与C土壤中总汞(THg)含量均降低，说明土壤淹水后，土壤汞会向水体释放. 但淹水7 d后，系统中土壤THg含量变化不明显，基本达到平衡. 土壤被淹没后所释放的汞只占其THg量的一小部分^[14]，本研究淹水21 d后，处理B与C土壤THg含量分别下降了18.49%、 15.62%.

图 1 土壤及水体中THg的变化趋势 Fig. 1 Variations of THg levels in soil and water

处理A水体中THg浓度随淹水时间延长而逐渐下降，而处理B与C由于有土壤、 植物汞释放的补充，水体THg浓度总体明显升高，并呈先增后减的趋势[图 1(b)]，其中在第7 d测得处理B、 C水体THg浓度最高，分别为17.90 ng ·L^-1、 25.78 ng ·L^-1，之后各处理THg浓度均降低，这可能与THg向大气释放、 被鱼体富集及土壤再吸附有关. 由图 1(b)还可看出，处理B、 C水体THg浓度远高于对照(处理A)，而添加植物的处理C水体THg浓度明显高于处理B，这一现象进一步证明了土壤、 植物淹水后能迅速释放THg^[15,16]. 在淹水试验后的第21 d，处理B与C的水体THg浓度分别是A的2.62、 3.07倍，表明三峡水库消落区土壤、 植物是库区水体THg的一个重要来源.

由图 2(a)可见，处理B与C中土壤MMHg含量随时间变化均明显升高，在淹水的一周内增加较为明显，这是由于淹水厌氧环境有利于汞的微生物甲基化，进而提高土壤中MMHg含量^[17]. 在淹水21 d后，处理B与C的MMHg含量分别为956.63 ng ·kg^-1、 1139.79 ng ·kg^-1，是第1 d的2.20、 2.69倍，表明了库区消落区土壤淹水后利于土壤中MMHg的产生. 淹水初期，处理B与C土壤中MMHg含量无明显差异(P>0.05)，但试验14 d后，添加植物的处理C土壤MMHg含量明显高于处理B，说明随着时间的延长，淹没植物分解释放的DOC、 营养元素等对土壤MMHg的产生有影响.

图 2 土壤与水体MMHg的含量变化 Fig. 2 Variations of MMHg in soil and water

水体中MMHg变化见图 2(b)，与对照相比，处理B与C中MMHg浓度总体均明显上升. 其中，处理B中MMHg浓度呈先增后减的趋势，在第14 d测定值最高，为1.12 ng ·L^-1，随时间延长，MMHg浓度下降，可能与水体去甲基化作用、 鱼体富集及土壤再吸附等有关. 处理C与B水体中MMHg浓度在前14 d无明显差异(P>0.05)，但在淹水21 d后，达1.89 ng ·L^-1，是B的2.52倍. 这是由于随着时间的延长，处理C添加的植物腐解使水体中DOC含量上升、 DO下降(表 3)，利于汞的甲基化，从而提高水体中MMHg浓度.

淹水试验21 d后，处理B与C水体中MMHg浓度分别是A的4.67、 11.79倍，处理B与C水体的MMHg浓度变化与土壤中MMHg含量变化呈极显著相关(P<0.01)，表明了水中MMHg主要来源于土壤. 此外，处理B与C土壤中MMHg占THg的百分比(MMHg ∶THg)呈明显上升趋势[图 3(a)]，第21 d土壤中MMHg ∶THg分别是第1 d的2.70、 3.04倍. 有研究指出^[18]，被淹没土壤中MMHg含量以及MMHg占THg的比例均会显著上升. 处理B水体中MMHg ∶THg呈先降后升再降的趋势[图 3(b)]，而C中在前14 d无明显差异，但第21 d时其MMHg ∶THg最高，达13.84%，是B的2.16倍，说明随淹水时间延长，植物改变原水环境参数能一定程度提高水体中MMHg ∶THg.

图 3 土壤与水体MMHg ∶THg百分比变化 Fig. 3 Variations of the percentage of MMHg in THg in soil and water

试验21 d后，各处理鱼体平均体重为0.48 g±0.13 g，平均体长为4.20 cm±0.11 cm. 随淹水时间延长，处理A头部、 内脏和肌肉这3个部位THg含量基本稳定，但处理B与C总体呈明显上升趋势，并表现为C>B>A(图 4). 21 d时处理B头部、 内脏及肌肉中THg含量分别比初始的增加32.77%、 40.56%与42.21%，而C的则增加了49.09%、 31.98%与50.51%，，且与土壤和水体中THg呈显著正相关(P<0.01)，表明淹没土壤与植物向水体释汞是鱼体THg增加的直接来源.

图 4 斑马鱼体中的THg含量 Fig. 4 Variations of THg levels in zebrafish

由图 5可见，随着时间的延长，各处理鱼体MMHg含量均呈上升趋势. 第21 d时，各处理鱼体头部、 内脏及肌肉中MMHg含量分别增加了0.40～2.52、 0.12～1.58、 0.69～2.30倍. 可见，斑马鱼的3个部位均有MMHg富集效应，其中，头部与肌肉中MMHg的积累最为明显. 以往的研究也表明，鱼体对MMHg富集有累积迅速、 排除缓慢的特征^[19].

图 5 斑马鱼体中MMHg含量及MMHg ∶THg的变化趋势 Fig. 5 Variations of MMHg levels and the percentage of MMHg in THg in zebrafish

各处理斑马鱼头部均呈现较明显的MMHg净累积，其原因可能是，MMHg能通过非Na⁺依赖型中性氨基酸载体(系统L)顺利进入血脑屏障^[20]，大量累积在脑部^[21]. 另一方面，腮部是水及离子交换的主要场所^[19]，可能存在无机汞的甲基化^[22]. 本试验21 d后，处理C的MMHg积累速率比B中高，两者分别为1.33 μg ·(kg ·d)^-1、 0.37 μg ·(kg ·d)^-1，且均高于处理A. 说明淹没植物及土壤有增加鱼体中MMHg含量的风险.

作为解毒及贮存器官，肝脏可能因参与到污染物代谢中而富集大量的污染物^[21]. 在21 d时，处理C中的鱼体内脏富集MMHg最明显，分别增加22.52 μg ·kg^-1. 但整体上各处理内脏的MMHg ∶THg变化不大，这可能与肝脏中的解毒过程有关，肝脏能将MMHg去甲基化转化成Hg(Ⅱ)^[23]，也能通过血液运输将MMHg贮存于肌肉中^[24].

肌肉中甲基汞含量变化与头部类似，在第7 d，处理B鱼体肌肉中MMHg呈明显的上升趋势，这与水体中的MMHg变化趋势相吻合. 第21 d时，处理C肌肉中MMHg含量最高(47.50 μg ·kg^-1). 与无机汞相比，MMHg能稳定穿过生物膜，积累在肌肉内^{[2, 25, 26]}. 且MMHg主要以半胱氨酸-硫醇复合物存在于肌肉中^[27]，其半衰期为400 d左右^[28]. 本试验过程中未添加食物，处理B、 C斑马鱼肌肉中MMHg含量与土壤、 水体MMHg均呈显著正相关(P<0.05)，表明斑马鱼体MMHg主要来自试验系统中土壤、 植物释放.

通常鱼体富集MMHg有两种途径，一是从水体吸入，二是通过食物摄取. 研究发现，鱼体直接从水体吸入的MMHg量十分有限^[29]，其MMHg主要来源于摄入食物^[30]. 处理A中鱼体的头部、 内脏及肌肉三部分的MMHg含量都略有上升，说明了当没有食物来源时，从水体吸入会变成鱼体富集MMHg的主要途径. 对于同一水体，鱼体汞一般比水体汞高6个数量级^[31]，水库被淹没后，水体中MMHg浓度的微弱增加可能会导致鱼体MMHg的显著升高^[14]. 试验21 d中，添加土壤处理的鱼体头部、 内脏及肌肉MMHg增加的含量分别是对照的1.75～6.25、 3.53～8.38、 2.22～3.36倍; 添加稗草处理的分别是未添加的3.57、 2.37、 1.52倍，进一步验证了淹没土壤和植物是水库鱼体MMHg增加的重要来源.

三峡水库消落区淹没土壤、 植物是水体汞升高的重要来源; 淹没土壤与植物向水体释汞过程会明显增加鱼体中THg、 MMHg含量; 淹没植物的腐解，一方面可释放所含的汞，增加水体汞含量，同时，所释放的DOC等营养物质可促进汞的甲基化，提高生态风险.