李嗣新, 胡菊香, 池仕運, 胡　俊

水利部水工程生態(tài)效應與生態(tài)修復重點實驗室，水利部中國科學院水工程生態(tài)研究所，武漢　430079

汞在新建水庫食物網中生物累積與風險評價研究進展

李嗣新*, 胡菊香, 池仕運, 胡俊

水利部水工程生態(tài)效應與生態(tài)修復重點實驗室，水利部中國科學院水工程生態(tài)研究所，武漢430079

摘要:汞是唯一參與全球循環(huán)的液態(tài)重金屬。1974年，自美國學者Smith首次報道水庫中魚類總汞含量高于鄰近自然湖泊以來，水庫中魚類汞升高的風險成為新建水庫環(huán)境影響評價中的重要內容之一。汞在水庫生態(tài)系統(tǒng)生物組分和非生物組分中含量升高的現(xiàn)象先后在世界各國報道，包括加拿大、美國、芬蘭、泰國和巴西等。通過對系列的野外研究進行回顧，表明了水庫形成后生態(tài)系統(tǒng)中汞的甲基化過程發(fā)生了變化。水庫形成對汞在食物網中的魚類、底棲生物、浮游生物的累積產生影響。水庫中汞的生物累積、遷移轉化主要與被淹沒土壤和植物腐解過程有著直接或間接的關系。水庫形成后，總汞、甲基汞和甲基汞比例在生態(tài)系統(tǒng)食物網各組分中的變化并不一致。蓄水后，水體中總汞變化較小，甲基汞和甲基汞比例上升明顯；浮游生物尤其是浮游動物中總汞升高，但甲基汞和甲基汞比例升高更為明顯；與浮游動物類似，底棲水生昆蟲中總汞升高，甲基汞和甲基汞比例升高也更為明顯；魚類作為食物網頂級消費者，甲基汞比例一般在80%以上，在水庫形成后魚類總汞和甲基汞均明顯升高，但甲基汞比例變化已經不大。這些變化揭示了水庫形成后甲基汞在食物網傳遞的兩個主要可能途徑，一是微型生物食物網。通過懸浮顆粒物、浮游植物、浮游動物這一環(huán)節(jié)，甲基汞和甲基汞比例有明顯的增加。第二個途徑是底層生物食物網。通過懸浮顆粒物、細菌、碎屑食性底棲水生昆蟲、肉食型底棲水生昆蟲環(huán)節(jié)，甲基汞和甲基汞比例明顯增加。這兩種途徑均能導致以水生昆蟲、小魚、甲殼類等為食的肉食性魚類汞含量增加。水庫形成后，生態(tài)系統(tǒng)中汞的甲基化發(fā)生了明顯的“加速”過程。這種“加速”過程最直接的因素是成庫后大量土壤淹沒使得汞的甲基化平衡被打破。這個過程主要有兩方面的影響。一方面是直接影響，被淹沒土壤和植被在腐解過程中主動或被動地將甲基汞釋放到水庫生態(tài)系統(tǒng)中；另一方面是間接影響，被淹沒土壤和植被的腐解使水庫底部形成厭氧環(huán)境，有利于無機汞從被淹沒土壤和植被中溶出，為甲基化反應提供充裕的、可供甲基化的無機汞，同時腐解產生的大量營養(yǎng)物質為微生物提供豐富食物來源，使硫酸鹽還原菌大量繁殖，促進無機汞的甲基化。在我國，有關汞在新建水庫食物網中生物累積和風險評價的研究有待進一步加強。

關鍵詞：汞；新建水庫；食物網；生物累積

20世紀50年代末，世界先后出現(xiàn)了一些重大的污染事件，按照污染物質的化學性質可將這些污染事件大致分為3個類型[1]：(1)重金屬，如汞(Hg)引起的水俁病、鎘引起的骨痛病等；(2)有機農藥類，如滴滴涕及衍生物(DDT、DDE和DDD)在鳥類的生物富集；(3)放射性核素，如放射性銫(137Cs)和放射性碘(131I)在魚類中高濃度富集。野外的污染事件極大地推動了生態(tài)毒理這門新興學科的發(fā)展。在此之前，人們對污染的認識可以概括為“污染稀釋”模式[1]，即污染物可以往更大的海洋生態(tài)系統(tǒng)進行排放和降解。但這些野外案例打破了人們舊有的觀念，即使水體中的污染物質含量很小，也能夠在食物網中進行累積和傳遞，形成生物放大的現(xiàn)象。這類物質通常具有不易被生物代謝和降解的特性，使得生態(tài)系統(tǒng)食物網中營養(yǎng)級越高的生物具有更高的污染物質濃度。

汞在新建水庫生態(tài)系統(tǒng)中遷移轉化的關注始于1974年美國學者Smith的野外調查研究。Smith等[2]首次報道了新建的威拉德灣水庫魚體內總汞含量普遍高于鄰近的自然湖庫的現(xiàn)象。威拉德灣水庫魚體總汞濃度大量超標，均超出世界衛(wèi)生組織汞限量標準(0.50 μg/g 濕重)。當時世界上主要的發(fā)達地區(qū)北美、歐洲正大量興建大壩。在大壩修建之前，人們對汞風險認識的欠缺使得水庫蓄水前的數(shù)據積累并不多。在大壩興建之后，Smith等[2]的研究促使人們開始關注汞在新建水庫中遷移轉化和生態(tài)風險等問題。新建水庫中魚類汞升高的風險開始成為環(huán)境影響評價中的重要研究課題。在此之后，水庫形成引起魚體汞含量升高的野外案例先后在美國、加拿大、芬蘭、泰國等國家被報道，魚體汞含量往往超過世界衛(wèi)生組織汞限量標準值的數(shù)倍或數(shù)十倍，有關汞在新建水庫食物網中生物累積與風險評價的研究才逐漸增多。水庫形成是否引起魚體汞含量升高，汞在水庫形成前后的遷移轉化機制、汞在水生食物網中生物累積、生物放大等動力學過程，逐漸成為后續(xù)研究的重點。

1世界區(qū)域內水庫形成引起魚體汞含量升高的研究報道

1.1亞北極地區(qū)1.1.1加拿大

在加拿大馬尼托巴省北部的丘吉爾河，Bodaly等[3]報道了3個湖泊蓄水前后魚體總汞含量變化。南印第安湖1976年開始蓄水，湖中的肉食性魚類北美梭魚由蓄水前的 0.25—0.35 μg/g 濕重增加到蓄水后(1979至1982年)的0.67—0.95 μg/g 濕重。大眼藍鱸由蓄水前的 0.19—0.30 μg/g 濕重增加到蓄水后(1978至1982年)的0.57—0.75 μg/g 濕重。另外，這兩種肉食性魚類在其他2個流域(瑞特流域和柏林伍特流域)10個湖泊蓄水后總汞含量接近或超過了1.00 μg/g 濕重。這10個湖泊既沒有工業(yè)點源污染和強烈的農業(yè)活動，大氣沉降也不是湖泊內魚體總汞含量升高的主導因素。在瑞特湖和怒提吉湖，兩種肉食性魚類總汞含量最高，變化范圍為1.15—2.90 μg/g 濕重。水庫形成后淹沒土壤的細菌甲基化被認為是導致成庫后湖泊內魚體總汞含量升高的主要原因。在蓄水后的2—3a，魚體中總汞含量上升迅速，而且在蓄水后的5—8a仍然沒有下降。

此后，Bodaly等[4]測定了馬尼托巴省北部14個湖泊蓄水后(最長蓄水時間達35a)3種魚類的總汞濃度。魚體總汞濃度在蓄水前為0.06—0.14 μg/g 濕重，在鄰近自然湖泊中為0.03—0.06 μg/g 濕重，在蓄水后增加到0.19—0.40 μg/g 濕重。在大多數(shù)水庫中，白鮭總汞含量在蓄水后的6a達到峰值，在蓄水后的10—20a回到蓄水前的背景值。肉食性魚類北美梭魚和大眼藍鱸總汞濃度在蓄水前為0.19—0.47 μg/g 濕重，在鄰近自然湖泊中為0.35—0.47 μg/g 濕重，在蓄水后2—8a達到最高，范圍為0.73—2.59 μg/g 濕重，蓄水后的10—23a回歸至蓄水前的背景值水平。

在加拿大魁北克省西北部的拉格朗德河，Verdon等[5]報道了水電站蓄水后兩種非肉食性魚類(白鮭和真亞口魚)和兩種肉食性魚類(北美梭魚和大眼藍鱸)的總汞含量。成庫后非肉食性魚類總汞含量比肉食性魚類在更短時間內達到峰值，在蓄水后5a增長了4倍。而肉食性魚類北美梭魚總汞含量在蓄水后的9a仍在繼續(xù)增長[6- 7]。

1.1.2芬蘭

在芬蘭北部，Lodenius等[8]報道了成庫后的人工湖庫里魚體總汞含量高于自然湖泊。波蒂帕塔水庫江鱈和梭魚總汞含量最高，超過了芬蘭國家安全標準值(0.50 μg/g 濕重)，其次是洛卡水庫和凱米亞威水庫的魚類，3個水庫魚體總汞含量均明顯高于鄰近的路易洛加維湖(表1)。Porvari[9]報道了芬蘭西部和北部18個水庫江鱈、鱸、北美梭魚、擬鯉、白鮭和高白鮭魚體總汞含量長達16a的監(jiān)測。研究結果發(fā)現(xiàn)，在淹沒后魚體總汞含量短期內迅速升高，在15—25a后仍高于成庫前的背景值。

1.2溫帶地區(qū)1.2.1美國

在美國猶他州，Smith等[2]首次報道了新建的威拉德灣水庫和5個相鄰湖庫的魚體總汞含量。調查結果發(fā)現(xiàn)，新建威拉德灣水庫魚體內總汞含量遠遠高于鄰近的自然湖庫的現(xiàn)象。威拉德灣水庫魚體總汞濃度均大量超標，其中，肉食性魚類大眼藍鱸和大口黑鱸有著較高的總汞含量，其含量平均值遠遠超出世界衛(wèi)生組織汞限量標準(0.50 μg/g)3至4倍(表2)。

表1　芬蘭北部湖庫魚體總汞含量[8]

表2　1970至1971年美國猶他州魚體內總汞含量[2]

在美國東南部的卡羅來納州，Abernathy和Cumbie[10]調查了3個水庫中大口黑鱸的總汞含量。大口黑鱸總汞含量最高的是庫齡最小的貧營養(yǎng)型水庫約卡西湖，最低的是庫齡最大的富營養(yǎng)化水庫哈特維爾湖(表3)。水庫中魚體總汞含量的升高取決于被淹沒土壤中細菌發(fā)生甲基化過程的速率，較小庫齡的水庫中更加厭氧的條件使得細菌甲基化過程更加迅速，相比較大庫齡的水庫魚體總汞含量更高。

表3　1973至1975年美國卡南羅來納州不同水庫中大口黑鱸總汞含量[10]

在美國伊利諾州南部，Cox等[11]發(fā)現(xiàn)成庫后錫達湖大口黑鱸總汞平均含量為0.48 μg/g 濕重，接近0.50 μg/g 濕重限值(表4)，而另一種肉食性魚類雙刺蓋鱸的總汞含量平均值也高達0.59 μg/g 濕重(15個樣本)。位于食物鏈低端的藍鰓太陽魚總汞含量則較低，平均值在0.29 μg/g濕重以下。

表4　1976年秋季美國伊利諾州錫達湖大口黑鱸總汞含量[11]

1.3熱帶地區(qū)

1.3.1泰國

1990年，Yingcharoen和Bodaly[12]對泰國的2個水庫和1個即將建成水庫的區(qū)域進行了魚體內總汞含量調查(表5)。調查表明，考蘭水庫和席那克林水庫魚體內總汞含量高于即將成庫的南長河區(qū)域?？继m水庫(5年庫齡)的一些魚類總汞含量低于席那克林水庫(10年庫齡)，相比溫帶和亞北極地區(qū)水庫，熱帶地區(qū)水庫成庫后汞的甲基化過程更快，持續(xù)時間更短。

表5　1990年泰國3個水庫魚體總汞含量[12]

1.3.2巴西

在巴西中西部馬托格羅索州庫亞巴市，Hylander等[13]對曼索拉戈水庫中魚體總汞含量進行了蓄水前后的調查。在淹沒之前7年，肉食性魚類總汞含量為0.07—0.21 μg/g濕重，在剛淹沒后肉食性魚類總汞含量為0.07—0.76 μg/g濕重，在淹沒后的第3年，肉食性魚類(虎鯰、黃金河虎魚)總汞含量增加到0.22—0.94 μg/g濕重[13](表6)。在淹沒后的第6年，水庫中魚類(3種肉食性魚類和1種雜食性魚類)總汞的平均含量仍然5倍高于蓄水前的背景值[14]。

表6巴西里約曼索河和卡斯卡河(剛淹沒，1999年)和曼索拉戈水庫(淹沒后3a，2002年)魚體總汞含量、體重和體長值[13]

Table 6Total mercury concentrations, body weight and length of fish from Rio Manso River, Rio Casca River (with 1 year after flood, 1999) and Lago Manso reservoir (3 years after flood, 2002), Brazil[12]

年份、種類Yearandspecies樣本數(shù)量Samplenumber總汞/(μg/g濕重)Totalmercury范圍Range均值±標準差average±standarddeviation體重/gBodyweight范圍Range均值±標準差average±standarddeviation體長/cmBodylength均值±標準差average±standarddeviation1999扁吻半丘油鯰Hemisorubimplatyrhynchos30.14—0.370.23±0.131020—38502230±145948±10條紋鴨嘴鯰Pseudoplatystomacoruscans10.11230057虎鯰Pseudoplatystomafasciatum10.13220055緣鋸脂鯉Serrasalmusmarginatus20.07—0.270.17±0.14168—246207±5519±2南美祖魯鲿Zungarozungaro60.17—0.760.30±0.222670—73004428±165056±72002希氏大鱗脂鯉Bryconhilarii100.09—0.290.18±0.11464—1152688±20931±2虎鯰Pseudoplatystomafasciatum60.22—0.400.30±0.142400—36003133±44270±7紅肚水虎魚Pygocentrusnattereri140.08—0.450.22±0.2691—343173±6718±2黃金河虎魚Salminusbrasiliensis50.34—0.940.71±0.622200—57003430±143455±6

2水庫形成后汞釋放對水體的影響

由于汞在生態(tài)系統(tǒng)食物網中生物放大作用，使得汞在生物體內含量要比在水體中高2—4個數(shù)量級。因此，在水生生態(tài)系統(tǒng)各組分中，天然水體中汞含量反而很低，尤其是甲基汞含量，一般為ng級，所要求的分析技術也更高。隨著20世紀80年代末，水體中汞痕量分析技術的逐步建立，有關水庫形成后被淹沒土壤對水體汞釋放影響的野外研究才開始陸續(xù)報道。

最初報道的研究地點在加拿大安大略省西北部的一個人工實驗水庫，Kelly等[15]研究發(fā)現(xiàn)，這個人工水庫在蓄水2a后，水體中總汞含量只是略高于淹沒前，而水體中甲基汞含量增長驚人，從0.10 ng/L增加到0.90 ng/L，濃度增長了近10倍，甲基汞占總汞的比率也增長了近7倍(圖1)，被淹沒的濕地成為甲基汞釋放的主要產所，無機汞向甲基汞的形態(tài)轉化是水體甲基汞增加的主要原因。

在加拿大魁北克省西部，Montgomery等[16]對3個不同庫齡水庫(庫齡分別為2個月、18a和69a)以及鄰近自然湖泊中水體溶解態(tài)總汞和溶解態(tài)甲基汞的含量進行調查。研究發(fā)現(xiàn)，水體中溶解態(tài)甲基汞含量主要受到水庫的水體滯留時間、水質參數(shù)影響。3個水庫中溶解態(tài)總汞平均值與鄰近自然湖泊相比，升高不大，但溶解態(tài)甲基汞平均值比鄰近自然湖泊高出4.6倍(表7)。18a庫齡水庫水體中溶解態(tài)甲基汞仍為鄰近自然湖泊的5倍，69a庫齡水庫水體中溶解態(tài)甲基汞才恢復至鄰近自然湖泊的背景值。

圖1　加拿大安大略省西北部的一個人工實驗水庫蓄水前后水體中汞變化[15]Fig.1　Mercury concentrations in water before and after the impoundment of an artificial experimental reservoir, northwestern Ontario, Canada[15]

Table 7Dissolved methylmercury and total mercury in water before and after impoundment of reservoirs in western Quebec, Canada

時間Time區(qū)域Region溶解態(tài)總汞/(ng/L)Dissolvedtotalmercury溶解態(tài)甲基汞/(ng/L)Dissolvedmethylmercury19931994—1997被淹沒區(qū)域2.28±0.83(0.64—5.20,n=185)2.11±0.85(0.96—5.34,n=83)0.28±0.10(0.01—0.85,n=87)19931994—1996鄰近自然湖泊2.39±0.59(0.77—3.67,n=53)1.51±0.43(0.64—2.60,n=70)0.05±0.03(0.01—0.11,n=30)

圖2　美國好湖水庫與鄰近自然湖泊水體中總汞與甲基汞含量[17]　Fig.2　Total mercury and methylmercury concentrations in water from Great Lake and adjacent natural lakes, USA[17]

在美國明尼蘇達州西北部，Brigham等[17]對蓄水2a的好湖水庫和3個鄰近自然湖泊水體中總汞和甲基汞進行了為期2a的調查。結果表明，好湖水庫蓄水2至4a期間，水庫3個采樣點水體中總汞含量與鄰近自然湖泊相比，變化并不大，但甲基汞升高明顯，比鄰近自然湖泊高出2倍(圖2)。

3水庫形成后汞釋放對浮游生物的影響

在加拿大安大略省西北部，Paterson等[18]調查了1個人工實驗水庫蓄水前后浮游動物總汞和甲基汞含量的變化(表8)。浮游動物樣品通過不同網孔浮游生物網撈取和人工挑揀獲得純動物樣品。結果顯示，剛淹沒的第1年，實驗水庫浮游動物總汞含量從蓄水前的0.09 μg/g 干重上升到蓄水后的0.50 μg/g干重以上，甲基汞含量從蓄水前的0.032 μg/g干重上升到蓄水后的0.30 μg/g干重以上。蓄水后通過浮游動物群落這一環(huán)節(jié)甲基汞通量增加了10至100倍，從水體或懸浮物到浮游動物的生物累積因子在蓄水前后并沒有明顯變化。

表8加拿大安大略省人工實驗水庫蓄水前后浮游動物汞含量和變化范圍[18]

Table 8Concentrations and range of mercury in zooplankton from artificial experimental reservoir before and after impoundment, Quebec, Canada[10]

組分Component汞濃度Mercuryconcentration汞含量Hgcontent/(μg/g干重)人工實驗水庫L979蓄水前人工實驗水庫L979蓄水后對照湖泊L6321992—19931993199419951992—1995浮游動物甲基汞(80μm)32(11—54)346(79—692)319(37—615)300(29—664)102(7—293)Zooplankton甲基汞(400μm)87(33—151)410(126—658)530(68—1093)342(30—931)102(17—234)總汞(80μm)122(60—191)578(238—730)619(171—957)502(270—1173)222(45—504)總汞(400μm)235(32—490)甲基汞百分比(80μm)24(16—39)48(38—49)49(22—68)62(52—94)42(13—70)甲基汞百分比(400μm)47(24—78)水體Water甲基汞百分比/%7(2—23)35(12—58)32(8—67)34(8—68)10(5—21)

圖3　加拿大魁北克省水庫和鄰近自然湖泊不同大小浮游生物甲基汞含量[19]Fig.3　Methylmercury concentrations in plankton with different sizes from adjacent natural lakes and reservoirs, Quebec, Canada[19]

在加拿大魁北克省北部，Tremblay等[19]調查了7個水庫和5個自然湖泊中浮游生物甲基汞含量。浮游動物樣品通過不同網孔浮游生物網撈取，未進行人工挑揀獲得純樣。調查表明，水體中浮游生物總汞和甲基汞含量在蓄水后1a迅速增加，在蓄水后8a回歸至鄰近自然湖泊水平，變動范圍為0.02—0.14 μg/g干重沿岸帶浮游生物總汞含量在成庫后16a仍然很高，變動范圍為0.28—0.45 μg/g干重(圖3)。蓄水后，從懸浮顆粒物、小型浮游生物至大型浮游生物是成庫后甲基汞沿著浮游生物網傳遞的一個主要途徑[20]。

4水庫形成后汞釋放對底棲生物的影響

在加拿大魁北克省北部，Tremblay等[21]對1個14a庫齡拉格朗德二級水庫和1個鄰近自然湖泊的底棲水生昆蟲總汞和甲基汞含量進行了調查。拉格朗德水庫中底棲水生昆蟲總汞含量高出自然湖泊2至3倍，甲基汞則高出4至12倍(圖4)。腐食性、腐食植食性、植食肉食性和肉食性水生昆蟲中甲基汞占總汞的比例依次升高，分別為20%—25%、30%—40%、60%—85%和95%。底棲水生昆蟲作為魚類的重要食物來源，很可能是水體中甲基汞向魚類進行生物累積的途徑中的重要環(huán)節(jié)。

圖4　加拿大魁北克省拉格朗德二級水庫和自然湖泊中不同營養(yǎng)級底棲水生昆蟲總汞和甲基汞含量[21]Fig.4　Total mercury and methylmercury concentrations in benthic aquatic insects with different tropic levels from natural lakes and reservoirs of La Grande hydroelectric complex, Quebec, Canada[21]

隨后建成的拉格朗德一級水庫也存在著甲基汞在底棲水生昆蟲中進行生物放大的現(xiàn)象，土壤淹沒釋放的懸浮顆粒物和伴隨的細菌活動使得水體中的甲基汞向底棲水生昆蟲進行遷移和累積[22]。Tremblay等[23]對拉格朗德水庫的研究表明，蓄水后不僅水生昆蟲生物量比鄰近自然湖泊增長2倍，水生昆蟲甲基汞含量也增長了2至3 倍。水庫中水生昆蟲的甲基汞含量為0.04—0.80 μg/g干重(圖5)，遠遠高于鄰近自然湖泊中水生昆蟲的甲基汞含量(0.03—0.09 μg/g干重)。水庫蓄水后水生昆蟲群落中甲基汞累積總量比鄰近自然湖泊增加了2至4倍。

5水庫形成后汞甲基化過程“加速”機制

綜合以上研究，水庫形成后汞的甲基化速率受到多種因素影響，主要取決于水庫特征(庫齡、運行方式、水位變化)、被淹沒土壤(面積、類型、有機質含量、汞背景值)、微生物(種類、活性)、水體理化性質與底層環(huán)境(溫度，pH值，氧化還原電位、TOC、營養(yǎng)水平)等[24- 26]。水庫形成后，生態(tài)系統(tǒng)中汞的甲基化發(fā)生了明顯的“加速”過程。這種“加速”過程最直接的因素是成庫后大量土壤淹沒使得汞的甲基化平衡被打破。這個過程主要有兩方面的影響。一方面是直接影響，被淹沒土壤和植被在腐解過程中主動或被動地將甲基汞釋放到水庫生態(tài)系統(tǒng)中；另一方面是間接影響，被淹沒土壤和植被的腐解使水庫底部形成厭氧環(huán)境，有利于無機汞從被淹沒土壤和植被中溶出，為甲基化反應提供充裕的、可供甲基化的無機汞，同時腐解產生的大量營養(yǎng)物質為微生物提供豐富食物來源，使硫酸鹽還原菌大量繁殖，促進無機汞的甲基化[27]。

回顧以上文獻不難看出，水庫形成后，總汞、甲基汞和甲基汞比例在生態(tài)系統(tǒng)食物網各組分中的變化并不一致。蓄水后，水體中總汞變化較小，甲基汞和甲基汞比例上升明顯；浮游生物尤其是浮游動物中總汞升高，但甲基汞和甲基汞比例升高更為明顯；與浮游動物類似，底棲水生昆蟲中總汞升高，甲基汞和甲基汞比例升高也更為明顯；魚類作為食物網頂級消費者，甲基汞比例一般在80%以上，在水庫形成后魚類總汞和甲基汞均明顯升高，但甲基汞比例變化已經不大。這些變化揭示了水庫形成后甲基汞在食物網的傳遞的兩個主要可能途徑，一是微型生物食物網。通過懸浮顆粒物、浮游植物、浮游動物這一環(huán)節(jié)，甲基汞和甲基汞比例有明顯的增加。第二個途徑是底層生物食物網。通過懸浮顆粒物、細菌、碎屑食性底棲水生昆蟲、肉食型底棲水生昆蟲環(huán)節(jié)，甲基汞和甲基汞比例明顯增加。這兩種途徑均能導致以水生昆蟲、小魚、甲殼類等為食的肉食性魚類汞含量增加。

6展望

汞在水庫生態(tài)系統(tǒng)中的生物累積與風險評價主要涉及環(huán)境化學、水生生物學兩門學科交叉。由于主要的水生生物魚類相對浮游生物和底棲生物來說易于采集獲取，有關魚類中汞生物富集的研究報道較多。20世紀80年代末水體中汞痕量技術的建立和在此之前發(fā)達國家大壩的大規(guī)模興建，使得水庫蓄水前水體中汞含量的本底數(shù)據缺乏，因此，有關水庫蓄水前后水體中汞含量變化的報道并不多見。在我國高汞背景值的西南地區(qū)，汞在新建水庫食物網中生物累積和風險評價的研究并不多，在我國烏江流域已有少量相關報道[28-30]。Yao等[29]報道了烏江成庫了5a的洪家渡水庫中魚類總汞含量，調查結果表明所測定的魚類樣本沒有超出世界衛(wèi)生組織的0.50 μg/g的限值，被淹沒土壤中發(fā)生的甲基化過程是緩慢的，甲基化速率也很低，成庫后魚類總汞含量沒有上升或者上升緩慢。隨后，Li等[28, 30]報道烏江下游彭水水庫蓄水前后魚體汞含量變化，在蓄水后的半年魚體汞含量升高了3倍。但值得注意的是，97.1%的魚類樣本汞含量在0.50 μg/g的限值以下，超標率遠遠低于北美和歐洲亞北極地區(qū)。這些研究結果都說明烏江水庫形成后發(fā)生的甲基化速率比國外北美、歐洲亞北極地區(qū)要低。但水庫形成前后食物網中各營養(yǎng)級生物累積的甲基汞含量及其比例變化仍未有報道，成庫后汞的甲基化發(fā)生過程、機制機理仍不清楚，魚體中汞含量在成庫后的變化趨勢等等，在我國仍有待進一步加強研究。

致謝：感謝水利部中國科學院水工程生態(tài)研究所池仕運提供制圖軟件。

參考文獻(References):

[1] Newman M C, Unger M A. Fundamentals ofEcotoxicology, Second Edition. Boca Raton, FL: CRC Press, 2009.

[2]Smith F A, Sharma R P, Lynn R I, Low J B. Mercury and selected pesticide levels in fish and wildlife of Utah: II. Levels of mercury, DDT, DDE, dieldrin and PCB in chukars, pheasants and waterfowl. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1974, 12(2):153- 157.

[3]Bodaly R A, Hecky R E, Fudge R J P. Increases in fish mercury levels in lakes flooded by the Churchill RiverDiversion, Northern Manitoba. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 1984, 41(4): 682- 691.

[4]Bodaly R A, Jansen W A, Majewski A R, Fudge R J P, Strange N E, Derksen A J, Green D J. Postimpoundment time course of increased mercury concentrations in fish in hydroelectric reservoirs of Northern Manitoba, Canada. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2007, 53(3): 379- 389.

[5]Verdon R, Brouard D, Demers C, Lalumiere R, Laperle M, Schetagne R. Mercury evolution (1978-1988) in fishes of the La Grande hydroelectric complex, Quebec, Canada. Water, Air, and Soil Pollution, 1991, 56(1): 405- 417.

[6]Hecky R E, Ramsey D J, Bodaly R A, Strange N E. Increased methylmercury contamination in fish in newly formed freshwater reservoirs // Suzuki T, Imura N, Clarkson TW. Advances in Mercury Toxicology. New York: Plenum Press 1991, 33- 52.

[7]Schetagne R, Verdon R. Post-impoundment evolution of fish mercury levels at the La Grande Complex, Québec, Canada (from 1978 to 1996)// Lucotte M, Schetagne R, Thérien N, Langlois C, Tremblay A. Mercury in the biogeochemical cycle. Berlin: Springer, 1999, 235- 258.

[8]Lodenius M, Sepp?nen A, Herranen M. Accumulation of mercury in fish and man from reservoirs in Northern Finland. Water, Air, and Soil Pollution, 1983, 19(3): 237- 246.

[9]Porvari P. Development of fish mercury concentrations in Finnish reservoirs from 1979 to 1994. Science of the Total Environment, 1998, 213(1/3): 279- 290.

[10]Abernathy A R, Cumbie P M. Mercury accumulation by largemouth bass (Micropterussalmoides) in recently impounded reservoirs. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1977, 17(5): 595- 602.

[11]Cox J A, Carnahan J, DiNunzio J, McCoy J, Meister J. Source of mercury in fish in new impoundments. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1979, 23(1): 779- 783.

[12]Yingcharoen D, Bodaly R A. Elevated mercury levels in fish resulting from reservoir flooding in Thailand. Asian Fisheries Science, 1993, 6(1): 73- 80.

[13]Hylander L D, Gr?hn J, Tropp M, Vikstr?m A, Wolpher H, de Castro e Silva E, Meili M, Oliveira L J. Fish mercury increase in Lago Manso, a new hydroelectric reservoir in tropical Brazil. Journal of Environmental Management, 2006, 81(2): 155- 166.

[14]Tuomola L, Niklasson T, de Castro e Silva E, Hylander L D. Fish mercury development in relation to abiotic characteristics and carbon sources in a six-year-old, Brazilian reservoir. Science of the Total Environment, 2008, 390(1): 177- 187.

[15]Kelly C A, Rudd J W M, Bodaly R A, Roulet N P, St Louis V L, Heyes A, Moore T R, Schiff S, Aravena R, Scott K J, Dyck B, Harris R, Warner B, Edwards G. Increases in fluxes of greenhouse gases and methyl mercury following flooding of an experimental reservoir. Environmental Science & Technology, 1997, 31(5): 1334- 1344.

[16]Montgomery S, Lucotte M, Rheault I. Temporal and spatial influences of flooding on dissolved mercury in boreal reservoirs. Science of the Total Environment, 2000, 260(1/3): 147- 157.

[17]Brigham M E, Krabbenhoft D P, Olson M L, DeWild J F. Methylmercury in flood-control impoundments and natural waters of northwestern Minnesota, 1997-99. Water, Air, and Soil Pollution, 2002, 138(1/4): 61- 78.

[18]Paterson M J, Rudd J W M, Louis V S. Increases in total and methylmercury in zooplankton following flooding of a peatland reservoir. Environmental Science & Technology, 1998, 32(24): 3868- 3874.

[19]Tremblay A, Lucotte M, Schetagne R. Total mercury and methylmercury accumulation in zooplankton of hydroelectric reservoirs in northern Québec (Canada). Science of the Total Environment, 1998, 213(1/3): 307- 315.

[20]Lucotte M, Montgomery S, Bérgin M. Mercury dynamics at the flooded soil-water interface in reservoirs of northern Québec: In situ observations // Lucotte M, Schetagne R, Thérien N, Langlois C, Tremblay A. Mercury in the biogeochemical cycle, natural environments and hydroelectric reservoirs of Northern Québec (Canada). Berlin: Springer, 1999, 165- 189.

[21]Tremblay A, Lucotte M, Rheault I. Methylmercury in a benthic food web of two hydroelectric reservoirs anda natural lake of Northern Québec (Canada). Water, Air, and Soil Pollution, 1996, 91(3/4): 255- 269.

[22]Tremblay A, Lucotte M. Accumulation of total mercury and methyl mercury in insect larvae of hydroelectric reservoirs. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 1997, 54(4): 832- 841.

[23]Tremblay A, Cloutier L, Lucotte M. Total mercury and methylmercury fluxes via emerging insects in recently flooded hydroelectric reservoirs and a natural lake. Science of the Total Environment, 1998, 219(2/3): 209- 221.

[24]Downs S G, MacLeod C L, Lester J N. Mercury in precipitation and its relation to bioaccumulation in fish: A literature review. Water, Air, and Soil Pollution, 1998, 108(1/2): 149- 187.

[25]Zhang L, Wong M H. Environmental mercury contamination in China: sources and impacts. Environment International, 2007, 33(1): 108- 121.

[26]Feng X B, Qiu G L. Mercury pollution in Guizhou, Southwestern China — An overview. Science of the Total Environment, 2008, 400(1/3): 227- 237.

[27]Bodaly R A, St Louis V L, Paterson M J, Fudge R J P, Hall B D, Rosenberg D M, Rudd J W M. Bioaccumulation of mercury in the aquatic food chain in newly flooded areas. Metal Ions in Biological Systems, 1997, 34(9): 259- 287.

[28]Li S X, Zhou L F, Wang H J, Liang Y G, Hu J X, Chang J B. Feeding habits and habitats preferences affecting mercury bioaccumulation in 37 subtropical fish species from Wujiang River, China. Ecotoxicology, 2009, 18(2): 204- 210.

[29]Yao H, Feng X B, Guo Y N, Yan H Y, Fu X W, Li Z G, Meng B. Mercury and methylmercury concentrations in two newly constructed reservoirs in the Wujiang River, Guizhou, China. Environmental Toxicology and Chemistry, 2011, 30(3): 530- 537.

[30]Li S X, Zhou L F, Wang H J, Xiong M H, Yang Z, Hu J X, Liang Y G, Chang J B. Short-term impact of reservoir impoundment on the patterns of mercury distribution in a subtropical aquatic ecosystem, Wujiang River, southwest China. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(7): 4396- 4404.

A review of the studies related to mercury bioaccumulation and risk assessment in the food web of newly constructed reservoirs

LI Sixin*, HU Juxiang, CHI Shiyun, HU Jun

KeyLaboratoryofEcologicalImpactsofHydraulic-projectsandRestorationofAquaticEcosystem,MinistryofWaterResources,InstituteofHydroecology,MinistryofWaterResources&ChineseAcademyofSciences,Wuhan430079,China

Abstract：Mercury is the only liquid metal in the global biogeochemical cycles. Since American scholar Smith first reported higher mercury concentrations in the muscle tissue of fish from reservoirs than in adjacent natural lakes in the USA, the risk of increased mercury levels in fish became a major issue in the assessment of an environmental impact of newly constructed reservoirs. Increased mercury concentrations in abiotic and biotic components of a reservoir ecosystem were reported in different countries, such as Canada, USA, Finland, Thailand, and Brazil. On the basis of the review of a series of field studies, it appears that the mercury methylation rate in an aquatic ecosystem changes after impoundment of the reservoir. Reservoir formation affects mercury bioaccumulation in fish, in benthic organisms, and plankton in the food web. Mercury bioaccumulation, migration, and transformation in a reservoir ecosystem are mainly related to the decomposition process in the flooded soil and vegetation directly or indirectly. After reservoir formation, total mercury concentrations, methylmercury concentrations, and the ratio of methylmercury to total mercury in the components of the food web of an aquatic ecosystem vary widely. After impoundment of the reservoir, methylmercury concentrations and the ratio of methylmercury to total mercury increase significantly while total mercury varies slightly in water. Total mercury concentrations increase while methylmercury concentrations and the ratio of methylmercury to total mercury increase more strongly in plankton (especially zooplankton). Similar results were also reported for benthic aquatic insects. Because fish are at the top of the food chain, the ratio of methylmercury to total mercury in fish has generally been above 80%. After reservoir formation, total mercury and methylmercury concentrations increase while the ratio of methylmercury to total mercury shows little or no change in fish. These results are indicative of two possible pathways of accumulation of methylmercury in the food web after reservoir formation. One is the plankton food web. Methylmercury bioaccumulates up from the suspended particulate matter, phytoplankton to zooplankton, and methylmercury concentrations and the ratio of methylmercury to total mercury increase. The other pathway is the benthic food web. Methylmercury bioaccumulates up from suspended particulate matter, from bacterial and detrivorous benthic aquatic insects to carnivorous benthic aquatic insects, whereas methylmercury concentration and the ratio of methylmercury to total mercury increase. Through these two pathways, methylmercury and the ratio of methylmercury to total mercury increase significantly in predatory fish that eat aquatic insects, small fish, and crustacean plankton. Mercury methylation in an aquatic ecosystem accelerates after reservoir formation. The balance of mercury methylation and demethylation changes and is affected by flooded soil and vegetation directly and indirectly. Methylmercury is released directly into a reservoir ecosystem during the process of microbial degradation of a flooded soil and vegetation. An anaerobic environment is formed via the degradation of the flooded soil and vegetation at the bottom of the water column of the reservoir. This process helps to dissolve inorganic mercury from the flooded soil and vegetation. The increased level of inorganic mercury is ready for methylation. Meanwhile, nutrients from the degradation serve as a food resource for microorganisms. Sulfate-reducing bacteria reproduce massively and contribute to methylation of inorganic mercury. In China, there is a need for more research on bioaccumulation and risk assessment of mercury in the food web of newly constructed reservoirs.

Key Words:mercury; newly constructed reservoir; food web; bioaccumulation

基金項目:國家自然科學基金(51279112); 水利部“948”項目(200709)

收稿日期:2014- 07- 15; 網絡出版日期:2015- 07- 22

DOI:10.5846/stxb201407151442

*通訊作者Corresponding author.E-mail: lisixin@mail.ihe.ac.cn

李嗣新, 胡菊香, 池仕運, 胡俊.汞在新建水庫食物網中生物累積與風險評價研究進展.生態(tài)學報,2016,36(5):1233- 1243.

Li S X, Hu J X, Chi S Y, Hu J.A review of the studies related to mercury bioaccumulation and risk assessment in the food web of newly constructed reservoirs.Acta Ecologica Sinica,2016,36(5):1233- 1243.