随着纳米科技的快速发展，工程纳米材料的生产和应用也迅速增加，预计到2015年全球纳米科技市场的市值达到1万亿美元^[1,2]. 纳米TiO₂是生产工艺最为成熟和商业化应用最多的材料之一，广泛应用于各领域^[3,4,5,6]. 纳米TiO₂的吸附-光催化技术是目前烟气脱汞和含汞废水处理最有发展前景的一种方法^[7]. 纳米TiO₂是烟气脱汞的一个重要材料，纳米TiO₂材料可吸附Hg⁰，经紫外光催化氧化成HgO^[8]； 也可以吸附Hg(Ⅱ)，光催化下将其还原成Hg^{0[7,9,10,11]. 因此，纳米TiO₂与汞及其化合物之间可以发生密切的反应关系.}

纳米TiO₂材料的大量应用，使其不可避免会进入环境中. Kiser等^[12]调查发现美国一污水处理厂污泥中Ti含量为1~6 g ·kg^-1. Luo等^[13]研究发现厦门港表层沉积物中Ti含量为2.74g ·kg^-1. 另外有研究预测纳米TiO₂在污泥处理土壤中的含量以42~89 μg ·(kg ·a)^-1的速度增加^[14]，预计到2025年，全球范围内在高风险区域土壤中纳米TiO₂的浓度可达到20 g ·kg^-1[15,16]. 因此，土壤和沉积物是进入环境中的纳米TiO₂汇聚的主要场所. 纳米TiO₂对土壤或沉积物的环境影响已经引起了国内外研究者的重视，如纳米TiO₂可抑制土壤微生物生长，降低微生物多样性^[20]. 方婧等^[17]发现纳米TiO₂使Cu在有机质含量较低的灰褐土和潮土中迁移能力分别增强8.43倍和32倍，但对有机质含量较高的褐土和黑土中影响不明显.

此外，土壤和沉积物也是环境中汞的源和汇. 纳米TiO₂进入土壤或沉积物后，可能会影响其中汞的迁移转化过程. Gao等^[18]研究显示吸附在SiO₂-TiO₂纳米颗粒上的Hg一旦进入沉积物中，可能被快速活化，特别是在酸性环境下毒性更大. 目前对纳米TiO₂进入土壤或沉积物后对汞的释放及转化过程的影响还知之甚少. 本研究采集三峡库区典型消落区的底泥(土壤)样品，分析纳米TiO₂对淹水后底泥中汞的释放及活化的影响，以期为预测和评价纳米TiO₂的环境风险提供基础. 1 材料与方法 1.1 纳米二氧化钛材料和底泥样品

纳米TiO₂颗粒购自阿拉丁试剂公司(Aladdin)，平均粒径为100 nm的锐钛矿颗粒，纯度均为99.8%. 采用透射电镜(TEM)进行形貌表征，X射线衍射(XRD)分析颗粒的晶型，其结果分别显示在图 1.

图 1

Fig. 1

图 1 纳米TiO2材料的TEM照片和XRD图 Fig. 1 TEM image and X-ray diffraction pattern of nano-TiO2 material

供试底泥样品采自三峡库区腹心地带重庆市忠县石宝寨(N: 30°25′5.5″，E: 108°10′5.5″)消落区，海拔153 m. 样品经风干、 粉碎后，分别过2 mm和0.149 mm筛，混匀备用，其基本性质如表 1.

表 1(Table 1)

表 1 供试底泥的基本理化性质 Table 1 Physicochemical properties of the test soil pH 有机质 /g·kg-1 CEC /cmol·kg-1 机械组成/% <0.002 mm <0.02 mm 0.02~0.25 mm >0.25 mm 8.04 15.76 7.12 19.40 45.88 51.00 3.12

表 1 供试底泥的基本理化性质 Table 1 Physicochemical properties of the test soil

将纳米TiO₂颗粒用超纯水配制成0.2 g ·L^-1和0.4 g ·L^-1的颗粒悬液，超声30 min混匀. 取30 g 过0.149 mm筛底泥样品，加到300 mL 纳米TiO₂颗粒悬液中，混匀，最终底泥中纳米TiO₂颗粒的浓度为2 g ·kg^-1(T1)和 4 g ·kg^-1(T2). 实验采用带塞硼硅玻璃瓶，置于室外环境中，分别在第1、 3、 10、 20、 40、 60 d取水样，过0.45 μm滤膜，测定水样中总汞(THg)和甲基汞(MMHg)的含量，实验结束时，测定水样中溶解性有机物(DOC)浓度，以及底泥中总汞、 甲基汞和各形态汞的含量，每个处理做3次重复.

水样总汞采用冷原子荧光法(CVAFS)(Model Ⅲ，Brookrand,USA)测定，甲基汞采用气相色谱冷原子荧光(GC-CVAFS)法测定； 水样DOC浓度使用Sievers Innovox Laboratory TOC Analyzer (GE，美国)进行分析； 底泥中总汞利用DMA-80固体进样自动测汞仪直接测定，甲基汞采用硝酸和硫酸铜溶液浸提，二氯甲烷萃取并结合水相乙基化等温气相色谱冷原子荧光(GC-CVAFS)法测定，形态汞的测定采用优化的Tessier化学连续浸提法^[19]，具体步骤如表 2，其中溶解态与可交换态和特殊吸附态汞采用冷原子荧光法(CV-AFS)(Model Ⅲ，Brookrand,USA)测定，氧化态、 有机结合态和残渣态汞的测定采用冷原子吸收光谱法(AAS)(F7732-S型，中国).

表 2(Table 2)

表 2 各形态汞的浸提方法 Table 2 Leaching method of different mercury speciation in sediments 步骤 萃取操作 形态 1 准确称取1 g样品于50 mL离心管中，加入8 mL 1 mol·L-1的Mg(NO3)2(HNO3 调节pH=7.0)，室温振荡1 h，离心分离(3500 r·min-1,20 min)，取上清液测定 溶解态与可交换态 2 上述残渣加入8 mL 1 mol·L-1 NaAc(用冰醋酸调至pH=5.0)，室温振荡5 h，离心 分离，取上清液测定 特殊吸附态 (碳酸盐结合态) 3 上述残渣加入20 mL 0.4 mol·L-1 盐酸羟胺(溶于20% HAc),96℃水浴6 h，离心 20 min，超纯水清洗两次，定容置25 mL容量瓶待测 氧化态 4 上述残渣加入8 mL过氧化氢(HNO3调至pH=2.0),80℃水浴2 h，再加3 mL 过氧化氢,80℃水浴3 h，离心20 min，超纯水清洗两次，定容置25 mL容量瓶待测 有机结合态 5 上述残渣加入10 mL王水,95℃水浴消解，离心20 min，超纯水清洗两次，定容置 25 mL容量瓶待测 残渣态

表 2 各形态汞的浸提方法 Table 2 Leaching method of different mercury speciation in sediments

实验所用试剂均为优级纯，实验用水均为超纯水(Minipore 18.2 MΩ ·cm). 实验过程用空白实验、 标准工作曲线、 标准物质(GBW 07405)对实验数据进行质量控制，土壤标准物质的总汞测定值为(0.304±0.003) mg ·kg^-1，参考值为(0.29±0.03) mg ·kg^-1. 2 结果与分析 2.1 纳米TiO₂对上覆水总汞和甲基汞的影响

淹水后底泥中汞向上覆水释放，由图 2可以看出，对照组上覆水中THg浓度开始随时间的延长而升高,10 d后趋于稳定； 2 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组与对照组变化相近，虽然平均浓度略高于对照组，但没有明显差异(P >0.05)； 添加4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组与对照组相比存在较明显的差异，上覆水THg浓度随时间延长而升高,40 d时浓度最高，且20 d和40 d时显著高于对照组(P<0.05)，分别比对照升高54.11%(20 d)和91.32%(40 d)，说明4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组底泥中有更多的汞释放到水中. 水中THg除了少量MMHg和溶解性气态汞，主要是Hg²⁺，高浓度纳米TiO₂导致上覆水THg浓度升高，说明其促进底泥中产生更多的溶解性Hg²⁺. 60 d时,4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组THg浓度下降，与对照没有明显差异，说明纳米TiO₂的促进作用和底泥中汞的形态可能趋于稳定.

图 2

Fig. 2

图 2 淹水后上覆水中THg的浓度变化 Fig. 2 TEMChange in total mercury concentration in the overlaying water after flooding *表示P<0.05与对照相比

上覆水中MMHg浓度变化显示(图 3)，淹水后第1 d和第3 d上覆水中MMHg浓度均很低，各处理之间无明显差异(P<0.05)； 10 d时，MMHg浓度均明显升高，但不同处理之间存在差异，纳米TiO₂处理组均明显低于对照组(P<0.05)，且纳米TiO₂含量越高，MMHg浓度越低，表明纳米TiO₂抑制了MMHg的生成. 20 d时4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组MMHg浓度仍显著低于对照组； 40 d后MMHg浓度均降低，且趋于稳定. 底泥中MMHg的形成主要是厌氧微生物引起的甲基化作用，如硫酸盐还原菌^[20,21]和铁还原菌^[22]. 1~3 d时MMHg的浓度非常低，说明底泥中厌氧菌数量较少，甲基化作用弱； 10 d 和20 d时MMHg浓度显著升高，表明此时底泥中已有大量厌氧菌，甲基化作用比较强，在厌氧微生物对底泥汞甲基化作用的研究^[23,24]中，也有类似的现象. 纳米TiO₂处理组明显低于对照组可能是由于其抑制了厌氧菌的生长，已有研究发现纳米TiO₂可降低土壤微生物量及其多样性，并且具有剂量效应^[25,26]，因此高剂量时对厌氧微生物抑制作用更强，甲基化作用更弱. 纳米TiO₂对土壤微生物的抑制作用还受土壤水分的影响，土壤水分越低影响越大^[16]. 本研究中底泥水分处于饱和状态，纳米TiO₂的抑制作用比土壤中低. 此外,40 d后上覆水中MMHg浓度整体较低. 水中MMHg浓度是甲基化和去甲基化作用的综合结果,10 d和20 d时MMHg浓度较高说明甲基化作用较强，后期温度相对较低，厌氧菌生长较慢，甲基化作用减弱. 邹嫣等^[27]研究显示温度对铁还原菌甲基化作用影响较大. 并且随着底泥中有机物质的分解，微生物养分也相对减少，不利于其甲基化,40 d后甲基化和去甲基化作用可能达到一个新的平衡状态.

图 3

Fig. 3

图 3 淹水后上覆水中MMHg的浓度变化 Fig. 3 Change in methylmercury concentration in the overlaying water after flooding *表示P<0.05与对照相比

淹水结束后，底泥中THg和MMHg含量变化显示(图 4)，淹水后，与未淹底泥相比，各处理组总汞均降低，下降比例分别为9.27%(对照)、 11.85%(2 g ·kg^-1)和19.51%(4 g ·kg^-1)； 与对照相比,4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组THg含量明显降低(P<0.05)，表明该处理组底泥中有更多的汞被释放，这与水中该处理组THg含量升高是一致的. 然而，与未淹底泥相比，淹水后底泥中MMHg含量均升高； 但与对照相比，纳米TiO₂处理组底泥中MMHg含量均没有明显的变化，说明淹水60 d后添加纳米TiO₂对底泥中汞的甲基化作用没有明显的影响. 结合上覆水中MMHg浓度的变化结果可以看出，在淹水早期纳米TiO₂通过抑制微生物的生长，降低汞的甲基化作用，但后期抑制作用不明显.

图 4

Fig. 4

图 4 底泥中总汞和甲基汞含量 Fig. 4 Concentration of total mercury and methylmercury in sediments #表示P<0.05与未淹底泥相比，*表示P<0.05与对照相比

实验结束后底泥中各形态汞的测定结果显示，形态汞之和占总汞的比例在83.49%~91.51%之间，说明该方法提取各形态汞的数据是可靠的. 结果显示(图 5)，未淹底泥中氧化态和残渣态汞是主要的存在形态，其次是有机结合态，溶解态与可交换态和特殊吸附态汞含量相对较少； 淹水后，整体表现为氧化态和有机结合态汞向残渣态汞转化的趋势，氧化态和有机结合态汞含量下降，残渣态汞含量升高； 然而纳米TiO₂处理组与对照组之间存在差异,4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组氧化态汞含量低于对照组(P<0.05)，两个纳米TiO₂处理组有机结合态汞含量均高于对照组(P<0.05)，残渣态汞升高的幅度也有随纳米TiO₂含量增加而降低的趋势； 此外，与未淹底泥相比，对照组与2 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组特殊吸附态含量略有升高.

图 5

Fig. 5

图 5 底泥中各形态汞含量 Fig. 5 Contents of different mercury speciation in sediments #表示P<0.05与未淹底泥相比，*表示P<0.05与对照相比

淹水后，底泥中汞形态的变化主要与氧化还原条件和微生物活动有关. 有研究显示^[19,28]，稻田在淹水期间，处于还原环境，铁、 锰被还原成低价离子，使与之结合的汞被释放出来，成为Hg²⁺和Hg⁰或转化成HgS. 4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组氧化态含量更低，说明其促进了底泥中铁、 锰的还原，从而增加了氧化态汞的释放. TiO₂光催化去除废水中金属离子的研究也表明^[29,30]，Hg(Ⅱ)可被还原成零价态，Fe(Ⅲ)可被还原为Fe(Ⅱ). 因此，这可能是高浓度纳米TiO₂促进底泥汞释放的一个重要途径. 有机结合态汞含量的变化主要与微生物的活动有关. 淹水后随着厌氧微生物的生长，大量有机物被分解，使与之结合的汞被释放，因而对照组有机结合态汞含量显著降低. 随着纳米TiO₂浓度的增加，有机结合态汞含量下降减少，说明纳米TiO₂抑制了微生物的生长，且浓度越高抑制越明显. 4 g ·kg^-1纳米TiO₂处理组上覆水中DOC的浓度[DOC的浓度分别为：11.35±0.69(对照),11.77±0.87(T1),9.51±0.48 (T2)]明显低于对照组也说明该处理组底泥中有机物被微生物分解产生的溶解性有机物的含量低. 此外，在微生物分解有机物的同时，会释放出硫酸盐和CO₂，在还原条件下，硫酸盐容易被还原成硫化物^[28]，因而淹水后残渣态含量均升高； 产生的CO₂容易形成碳酸盐沉淀，从而导致碳酸盐结合态汞含量升高； 纳米TiO₂浓度越高残渣态含量增加越少，以及高浓度纳米TiO₂处理组碳酸盐结合态汞含量没有明显变化，与其抑制了微生物的生长有关.

3 结论

在本实验条件下，纳米TiO₂促进底泥中汞的释放，提高水体汞污染的风险； 短期内抑制底泥中汞的甲基化，但长期作用不明显.