貴州高原水庫(kù)冬季浮游植物中汞及甲基汞分布特征*

李秋華，高廷進(jìn)，孟 博，閆海魚(yú)，，，， ，

(1：貴州師范大學(xué)貴州省山地環(huán)境信息系統(tǒng)和生態(tài)環(huán)境保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴陽(yáng) 550001) (2：中國(guó)科學(xué)院地球化學(xué)研究所環(huán)境地球化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴陽(yáng) 550002) (3：貴州大學(xué)喀斯特環(huán)境與地質(zhì)災(zāi)害防治教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴陽(yáng) 550003)

汞是一種有毒元素，普遍存在于環(huán)境污染物中[1]，受汞污染的水生環(huán)境中，生物體中的高濃度汞通常要在汞污染源停止或受污染的沉積物被移除很多年后才能恢復(fù)到原來(lái)的水平[2].自水俁病以來(lái)，水生生態(tài)系統(tǒng)中汞污染問(wèn)題特別是甲基汞污染問(wèn)題受到了人們的極大關(guān)注和重視[3].甲基汞(MeHg)是一種普遍存在、具有潛在毒性的神經(jīng)毒素，很容易被水生生物富集，對(duì)人類(lèi)健康造成嚴(yán)重威脅[4-6].MeHg不同于非活性元素Hg，它可以沿著食物鏈生物放大[7].MeHg進(jìn)入水生食物鏈前，必須先通過(guò)單細(xì)胞生物細(xì)胞膜，被轉(zhuǎn)運(yùn)到細(xì)胞內(nèi)[8]，主要是微藻.隨之在主要以微藻為食的浮游動(dòng)物中富集[9-10].浮游植物在水生食物鏈中是第一級(jí)，也是最關(guān)鍵的一級(jí)，因此污染物尤其是可富集的有毒污染物(汞、甲基汞)進(jìn)入水體環(huán)境，在水生食物鏈中傳遞，先經(jīng)過(guò)浮游植物的富集.MeHg在水生生物體中有很強(qiáng)的富集放大效應(yīng)，其富集因子能達(dá)到104～107，所以即使在MeHg含量很低的水環(huán)境中，也可能在生物體中觀察到高濃度的MeHg，而且水生生物體中的MeHg在總汞中所占的比例可達(dá)到85%～90%[11-13]，研究浮游生物中Hg和MeHg的富集情況，對(duì)于更好地理解Hg和MeHg在食物網(wǎng)中的生物富集和生物放大過(guò)程有著重要意義.國(guó)內(nèi)對(duì)甲基汞在水生食物鏈中的傳遞研究較少，對(duì)淡水浮游植物的富集研究更少，僅局限于魚(yú)類(lèi)等高等水生動(dòng)物中甲基汞的分布研究[14-16]及以大型浮游動(dòng)物為模式生物研究環(huán)境因素對(duì)其富集汞和甲基汞的影響[17-19]，而缺少對(duì)食物鏈的第一級(jí)浮游植物的研究.本文通過(guò)對(duì)貴州省5座高原水庫(kù)浮游植物中汞及甲基汞的研究，掌握汞及甲基汞在浮游植物中的富集特征和富集系數(shù)，為了解甲基汞在食物鏈中的傳遞和環(huán)境因子對(duì)汞的甲基化速率影響奠定基礎(chǔ)，對(duì)解決汞污染水體中汞的動(dòng)態(tài)變化和傳遞及水質(zhì)管理和綜合治理有重要意義.

表1 貴州高原5座水庫(kù)采樣點(diǎn)

Tab.1 Sampling sites of five reservoirs in Guizhou Plateau

水庫(kù)采樣點(diǎn)經(jīng)緯度紅楓湖大壩26°32'34″N, 106°25'29″E后五26°30'12″N, 106°25'18″E將軍灣26°29'12″N, 106°24'51″E百花湖大壩26°67'37″N, 106°54'68″E碼頭26°39'10″N, 106°31'42″E巖腳寨26°38'21″N, 106°30'14″E阿哈水庫(kù)大壩26°32'18″N, 106°39'13″E萬(wàn)峰湖壩艾24°45'58″N, 104°57'30″E大壩24°54'52″N, 105°04'44″E革布24°47'47″N, 105°02'02″E野鴨灘24°50'45″N, 105°02'28″E三板溪水庫(kù)南加26°33'20″N, 108°52'44″E

1 材料與方法

1.1 采樣時(shí)間、地點(diǎn)及方法

于2012年12月，在貴州省境內(nèi)的紅楓湖(水庫(kù))、百花湖(水庫(kù))、阿哈水庫(kù)、萬(wàn)峰湖(水庫(kù))、三板溪水庫(kù)采集表層浮游植物和水樣.其中紅楓湖是長(zhǎng)江水系和珠江水系分水嶺處的一個(gè)人工湖，百花湖為紅楓湖的下游水庫(kù).紅楓湖和百花湖為大型水庫(kù)，阿哈水庫(kù)為中型水庫(kù).紅楓湖(水庫(kù))、百花湖(水庫(kù))、阿哈水庫(kù)均屬于長(zhǎng)江水系.萬(wàn)峰湖位于黔、滇、桂三省結(jié)合處，是國(guó)家“西電東送”的重要能源基地，珠江三角洲水質(zhì)調(diào)濟(jì)的重要源泉，“珠三角”經(jīng)濟(jì)區(qū)的重要水源供給地.三板溪水庫(kù)位于沅水干流上游.采樣點(diǎn)的設(shè)置根據(jù)水庫(kù)的地形地貌設(shè)在上游、中游和下游等處，共設(shè)1～4個(gè)采樣點(diǎn)[20-22].由于阿哈水庫(kù)較小，僅在大壩處設(shè)置1個(gè)采樣點(diǎn).三板溪水庫(kù)水質(zhì)相對(duì)較好，浮游植物樣品很難采集到，僅南加采樣點(diǎn)檢測(cè)到浮游植物(表1).

1.2 樣品的采集

1) 用于水體中汞測(cè)定的樣品：采用5L Niskin采樣器在不同采樣點(diǎn)采集表層水樣，每個(gè)采樣點(diǎn)采集3瓶(100ml)水樣.采樣時(shí)采樣器位于采樣船上游，硼硅玻璃瓶在采樣前用樣品水潤(rùn)洗3次[23]，采用0.45μm(Millipore)的微孔濾膜過(guò)濾水樣后裝入100ml的硼硅玻璃瓶?jī)?nèi)，同時(shí)采集相應(yīng)未經(jīng)過(guò)濾的水樣裝入1000ml的硼硅玻璃瓶中，現(xiàn)場(chǎng)采集的過(guò)濾和未過(guò)濾水樣均按0.5%的比例立即加入超純鹽酸溶液、放入木箱存放.樣品帶回實(shí)驗(yàn)室在4℃以下避光低溫保存，并在28d內(nèi)測(cè)定完畢.

2) 用于浮游植物中汞測(cè)定的樣品：采用自制的25#浮游生物網(wǎng)，用機(jī)動(dòng)船拖網(wǎng)采樣，主要采集水體表層0～20cm的樣品，帶回實(shí)驗(yàn)室過(guò)濾并多次洗脫植物表層吸附的汞，通過(guò)顯微鏡鏡檢，樣品主要是浮游植物，含有少量的小型浮游動(dòng)物.過(guò)濾后的浮游植物經(jīng)冷凍干燥機(jī)(LGJ-12型)冷凍干燥處理，并使用玻璃棒磨成粉末狀后進(jìn)行保存、測(cè)定.

1.3 樣品的測(cè)定

1) 水體汞的測(cè)定：總汞和溶解態(tài)總汞采用兩次金汞齊富集結(jié)合冷原子熒光法進(jìn)行測(cè)定[23].在100ml水樣中加入0.5ml BrCl氧化至少24h，再加入濃度為25%的NH2OH·HCl 0.2ml，反應(yīng)約30min后，倒進(jìn)氣泡瓶中，加入200μl濃度為20%的SnCl2，用氮?dú)鈱⑸傻腍g0富集在金汞齊上，用冷原子熒光法進(jìn)行測(cè)定.

2) 水體甲基汞的測(cè)定：總甲基汞和溶解態(tài)甲基汞采用蒸餾-水相乙基化-GC-CVAFS法測(cè)定.取45ml水樣在Teflon蒸餾瓶中蒸餾2.5～3.0h，收集蒸餾液，加入醋酸-醋酸鈉緩沖液，將pH調(diào)節(jié)到4.9～5.3之間，加入乙基化試劑反應(yīng)15min后，通純氮載氣將汞富集到Tenex管上，上機(jī)測(cè)定.測(cè)定時(shí)具體儀器參數(shù)設(shè)置參照文獻(xiàn)[24].

3) 浮游植物總汞的測(cè)定：總汞采用硝酸水浴消解-冷原子熒光光譜法測(cè)定[25].稱(chēng)取0.1～0.2g(精確至0.0001g)樣品于25ml比色管中；加入5ml超純HNO3后用保鮮膜蓋住比色管，在通風(fēng)櫥內(nèi)水浴加熱(95℃)3h；向比色管中加入少許超純水和0.5ml BrCl搖勻；用超純水定容至25ml，加蓋放置24h以上，使BrCl充分將各形態(tài)Hg氧化為Hg2+；測(cè)定時(shí)加入200～400μl NH2OH·HCl去除游離態(tài)鹵素，超純水定容至25ml，搖勻，澄清后取上清液0.2～1.0ml，放入氣泡瓶中進(jìn)行預(yù)富集后上機(jī)測(cè)定.

4) 浮游植物甲基汞的測(cè)定：甲基汞采用溶劑萃取-水相乙基化衍生GC-CVAFS聯(lián)用法測(cè)定[26].稱(chēng)取0.1～0.2g(精確至0.0001g)樣品置于50ml離心管中；加入5ml 25% KOH溶液；將離心管置于水浴鍋或烘箱內(nèi)充分消解3h以上(消解溫度約75～80℃)；消解完成后，取出離心管冷卻至室溫，緩慢滴加濃HCl約3～5ml，調(diào)節(jié)溶液至酸性(pH=1～2)；加入10ml二氯甲烷并稱(chēng)重，密封后充分振蕩30min，離心(3000轉(zhuǎn)/min)25min；抽掉上層廢液，轉(zhuǎn)移萃取液到50ml離心管內(nèi)，稱(chēng)重，加入適量超純水(45ml)；此時(shí)溶液可放置24h以上；置于水浴鍋內(nèi)，水浴升溫50℃，氣化二氯甲烷，用竹簽去除氣泡，待氣泡消失時(shí)，升溫至80℃(不能超過(guò))，吹入N2約8min，以確保萃取液內(nèi)完全沒(méi)有二氯甲烷；定容至50ml，搖勻待測(cè).

6) 浮游植物定量分析：在表層0.5m處采集1～2L水樣，用福爾馬林固定后的濃度為3%～5%，在實(shí)驗(yàn)室濃縮沉淀.浮游植物定量樣品在顯微鏡下進(jìn)行鑒定和計(jì)數(shù)，計(jì)數(shù)方法采用目鏡行格法，一般隨機(jī)計(jì)數(shù)2個(gè)垂直行格，對(duì)于生物量較大而不合適采用行格法的采用視野計(jì)數(shù)法，一般觀察30～50個(gè)視野，使得細(xì)胞數(shù)在300個(gè)以上.

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

數(shù)據(jù)分析和作圖采用SPSS 18軟件和Excel 2003軟件；浮游植物的生物富集系數(shù)(BAF)=[浮游植物的汞(甲基汞)含量(ng/g)]/[水體中溶解態(tài)汞(甲基汞)含量(ng/ml][27].

2 結(jié)果與討論

2.1 水體中不同形態(tài)汞的分布特征

2.1.1 總汞及溶解態(tài)總汞的分布特征 貴州高原5座水庫(kù)水體中總汞含量在2.45～22.56ng/L之間，以百花湖巖腳寨水體總汞含量最高，而萬(wàn)峰湖野鴨灘含量最低.百花湖水體總汞含量明顯高于其它4座水庫(kù)，而且表現(xiàn)出了上游巖腳寨含量最高，大壩處含量最低的特征；其它4座水庫(kù)總汞含量相差不大.水體中溶解態(tài)總汞含量在1.32～3.16ng/L之間，變化幅度相對(duì)較小，但是仍以百花湖巖腳寨含量最高，而萬(wàn)峰湖野鴨灘含量最低.這主要是因?yàn)榘倩ê且粋€(gè)汞污染的水庫(kù)，其沉積物、水體各形態(tài)汞都較周邊其它水體高[28]，盡管最近5年“兩湖一庫(kù)”專(zhuān)項(xiàng)治理工程啟動(dòng)，污染源的排放得到很好的控制[29]，但位于百花湖上游的巖腳寨作為離排污口最近的1個(gè)采樣點(diǎn)，其無(wú)機(jī)汞和甲基汞含量偏高是十分正常的(圖1a).

2.1.2 總甲基汞及溶解態(tài)甲基汞的分布特征 貴州高原5座水庫(kù)水體中甲基汞含量在0.028～0.302ng/L之間，以阿哈水庫(kù)大壩處最高，而三板溪水庫(kù)南加采樣點(diǎn)最低.除阿哈水庫(kù)和百花湖水體甲基汞含量超過(guò)0.1ng/L之外，其它水庫(kù)都相對(duì)較低.水體中溶解態(tài)甲基汞含量在0.021～0.090ng/L之間，表現(xiàn)出與水體中甲基汞一致的趨勢(shì)(圖1b).阿哈水庫(kù)位于城市近郊，且受煤礦廢水污染，接納了大量含有汞、鐵、錳及硫化物污染物，屬于復(fù)合型污染水體，因此其水體中甲基汞含量也較高[30].

圖1 5座水庫(kù)水體中總汞、溶解態(tài)總汞(a)和總甲基汞、溶解態(tài)甲基汞(b)的分布特征Fig.1 Distribution characteristics of THg and DHg(a)， MeHg and DMeHg(b) in water of five reservoirs

2.2 浮游植物的組成及體內(nèi)汞的分布特征

2.2.1 浮游植物優(yōu)勢(shì)種類(lèi) 冬季(12月份)貴州高原5座水庫(kù)浮游植物主要是由硅藻組成，但是各水庫(kù)浮游植物優(yōu)勢(shì)種的組成有所不同.在冬季阿哈水庫(kù)和萬(wàn)峰湖都是以小環(huán)藻(Cyclotellasp.)為優(yōu)勢(shì)藻類(lèi)；百花湖以顆粒直鏈藻極狹變種螺旋變型(Melosiragranulatavar.angustissimaf.spiralisHustedt)為優(yōu)勢(shì)藻；三板溪水庫(kù)以顆粒直鏈藻(Melosiragranulata)為優(yōu)勢(shì)藻；而紅楓湖各點(diǎn)差異較大，大壩和后五采樣點(diǎn)以單角盤(pán)星藻具孔變種(Pediastrumsimplexvar.duodenarium)為優(yōu)勢(shì)藻，將軍灣采樣點(diǎn)卻以湖泊假魚(yú)腥藻(Pseudanabaenalimnetica)為優(yōu)勢(shì)藻.在冬季次優(yōu)勢(shì)藻以綠藻和硅藻為主，僅在紅楓湖以湖泊假魚(yú)腥藻為次優(yōu)勢(shì)藻(表2).

2.2.2 浮游植物豐度及組成 5座水庫(kù)浮游植物豐度有明顯差異，以百花湖大壩處浮游植物豐度最高，為29.05×104cells/L，而以三板溪水庫(kù)南加采樣點(diǎn)浮游植物豐度最低，僅為0.49×104cells/L.百花湖大壩、紅楓湖后五和萬(wàn)峰湖壩艾、革布采樣點(diǎn)浮游植物豐度相對(duì)較高，處于中營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)；而阿哈水庫(kù)大壩、百花湖碼頭和巖腳寨及萬(wàn)峰湖的大壩和三板溪水庫(kù)的南加采樣點(diǎn)浮游植物豐度都較低，處于貧營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)(圖2a).

表2 各采樣點(diǎn)浮游植物優(yōu)勢(shì)種

圖2 各采樣點(diǎn)浮游植物豐度分布特征(a)和組成特征(b)Fig.2 Distribution(a) and composition(b) characteristics of phytoplankton abundance at different sampling sites

貴州高原5座水庫(kù)浮游植物豐度組成百分?jǐn)?shù)有顯著差異，阿哈水庫(kù)主要由硅藻(58.45%)和藍(lán)藻(33.33%)組成，另外還有少量的綠藻(3.38%)和甲藻(3.38%).百花湖主要由硅藻組成，占總豐度的86.72%～94.20%，綠藻占5.80%～13.28%.紅楓湖各樣點(diǎn)間也存在顯著差異，大壩、后五采樣點(diǎn)主要由綠藻(61.94%、48.08%)和硅藻(26.22%、42.97%)及少量的藍(lán)藻(11.84%、10.03%)組成，而在將軍灣采樣點(diǎn)主要是由藍(lán)藻(65.82%)和綠藻(34.18%)組成.萬(wàn)峰湖主要由硅藻組成，占總豐度的51.73%～90.77%，以野鴨灘采樣點(diǎn)的硅藻百分?jǐn)?shù)最高；其次是綠藻(7.41%～29.21%)，以大壩采樣點(diǎn)綠藻百分?jǐn)?shù)最高，在壩艾采樣點(diǎn)還含有一定的藍(lán)藻(30.96%).三板溪水庫(kù)南加采樣點(diǎn)主要是由硅藻(96.63%)和少量的綠藻(2.88%)組成(圖2b).

2.2.3 浮游植物中總汞及甲基汞的分布特征 浮游植物中總汞和甲基汞的濃度分別在29.29～277.07ng/g和1.12～10.93ng/g之間，浮游植物中總汞濃度以百花湖巖腳寨采樣點(diǎn)最高，三板溪水庫(kù)南加采樣點(diǎn)最低；而浮游植物中甲基汞濃度以百花湖大壩采樣點(diǎn)最高，萬(wàn)峰湖大壩采樣點(diǎn)最低.浮游植物中總汞濃度均表現(xiàn)出了百花湖最高，其次是阿哈水庫(kù)，其它水庫(kù)相差不大；而甲基汞以百花湖最高，其次是紅楓湖，其它水庫(kù)浮游植物中甲基汞濃度相差不大(圖3a).

水體中甲基汞占總汞的百分比為0.42%～8.46%，以阿哈水庫(kù)大壩采樣點(diǎn)處最高，而可溶性的甲基汞/可溶性總汞的百分比明顯要比甲基汞/總汞要低.浮游植物中甲基汞占總汞的百分比在1.27%～14.98%之間，以紅楓湖最高.在甲基汞占總汞的百分比中，浮游植物的百分比明顯高于水體，這也說(shuō)明汞轉(zhuǎn)換為甲基汞之后，更穩(wěn)定，也更容易被富集(圖3b).

圖3 浮游植物中總汞及甲基汞的分布特征(a)和水體中甲基汞占總汞的百分比(b)Fig.3 Distribution characteristics of THg and MeHg in phytoplankton(a) and the percentage of MeHg/THg in water(b)

不同水庫(kù)藻類(lèi)對(duì)無(wú)機(jī)汞和甲基汞吸收和吸附程度的差異說(shuō)明，在不同水域由于優(yōu)勢(shì)藻類(lèi)的種類(lèi)和豐度的差異影響了其分布特征.國(guó)外研究也顯示：硅藻、綠藻、藍(lán)藻和隱藻對(duì)汞和甲基汞的富集規(guī)律是不同的[31]；Moye對(duì)浮游植物富集甲基汞的機(jī)制研究中也發(fā)現(xiàn)，光合作用強(qiáng)度、輻射、光等都可以影響浮游植物對(duì)甲基汞的富集[32].Miles等在研究水體和藻類(lèi)單一甲基汞分離中發(fā)現(xiàn)，受磷限制的藻類(lèi)影響著甲基汞的水平[33].這充分說(shuō)明浮游植物種類(lèi)的不同對(duì)汞及甲基汞的分布影響也不同，影響浮游植物群落結(jié)構(gòu)動(dòng)態(tài)變化的因素都有可能影響汞及甲基汞的富集.

2.2.4 浮游植物對(duì)汞的富集系數(shù) 總汞和甲基汞在浮游植物中的生物富集系數(shù)分別在1.42×104～9.78×104和3.10×104～4.43×105之間(圖4).百花湖大壩樣點(diǎn)處總汞生物富集系數(shù)最高，其次是阿哈水庫(kù)；紅楓湖將軍灣樣點(diǎn)處甲基汞生物富集系數(shù)明顯高于其它采樣點(diǎn)，而以阿哈水庫(kù)甲基汞的生物富集系數(shù)最低，其次是萬(wàn)峰湖.總汞和甲基汞在浮游植物中的生物富集系數(shù)在104～105之間，而且甲基汞的生物富集系數(shù)要明顯高于總汞的生物富集系數(shù).本研究浮游植物中總汞和甲基汞的生物富集系數(shù)與已報(bào)道的范圍相近[34].

圖4 浮游植物中汞及甲基汞的生物富集系數(shù)Fig.4 Bioaccumulation factors of THg and MeHg in phytoplankton

2.3 水體和浮游植物中的汞與環(huán)境因子之間的相關(guān)分析

在5座高原水庫(kù)中，浮游植物中的總汞與水體中的總汞、甲基汞和溶解態(tài)甲基汞(r總汞=0.75，r甲基汞=0.64，r溶解態(tài)甲基汞=0.84，n=12，P<0.01)都呈極顯著正相關(guān)，說(shuō)明水中較高的無(wú)機(jī)汞和甲基汞會(huì)吸附在浮游植物體上，其原理可能是通過(guò)浮游植物胞外分泌物吸附[35].浮游植物中的甲基汞與水體中的總汞及甲基汞均不存在顯著相關(guān)性(P>0.05)，這說(shuō)明甲基汞可能是通過(guò)食物鏈進(jìn)入水生食物鏈，而不是主要以吸附作用進(jìn)入浮游植物.浮游植物中的甲基汞與水體富營(yíng)養(yǎng)化的環(huán)境因子——透明度、總氮、硝態(tài)氮(r透明度=-0.68，r總氮=-0.59，r硝態(tài)氮=-0.65，n=12，P<0.05)都呈顯著負(fù)相關(guān)；浮游植物中的總汞與水體中的電導(dǎo)率、葉綠素a(r電導(dǎo)率=0.60，r葉綠素a=0.66，n=12，P<0.05)都呈顯著正相關(guān)，而與透明度(r=-0.65，n=12，P<0.05)呈顯著負(fù)相關(guān)(表3)，這也表明水體富營(yíng)養(yǎng)化程度的不同對(duì)浮游植物中的甲基汞有影響，富營(yíng)養(yǎng)化程度的增加能顯著降低浮游植物中甲基汞的濃度，浮游植物的快速生長(zhǎng)減弱了浮游植物對(duì)汞的吸收、吸附和汞的甲基化.

表3 水體和浮游植物中總汞、甲基汞與環(huán)境因子之間的相關(guān)性(n=12)1)

1) PTHg：浮游植物中總汞；PMeHg：浮游植物中甲基汞；DTHg：水體溶解態(tài)總汞；MeHg：水體甲基汞；DMeHg：水體溶解態(tài)甲基汞；** 表示在0.01水平(雙側(cè))上呈極顯著相關(guān)；* 表示在0.05水平(雙側(cè))上呈顯著相關(guān).

3 結(jié)論

1) 5座高原水庫(kù)中，百花湖浮游植物中的總汞和甲基汞含量最高，分別為277.07和10.93ng/g，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其它水庫(kù)；總汞和甲基汞在浮游植物中的生物富集系數(shù)分別在1.42×104～9.78×104和3.10×104～4.43×105之間.

2) 浮游植物中的總汞與水體中的總汞和甲基汞均呈極顯著正相關(guān)，而浮游植物中的甲基汞與水體中的總汞和甲基汞相關(guān)性不顯著.

[1] Back RC， Watras CJ. Mercury in zooplankton of northern Wisconsin lakes： taxonomic and site-specific trends.Water，Air，andSoilPollution， 1995，80：931-938.

[2] Kim JP， Burggraaf SC. Mercury bioaccumulation in rainbow trout (Oncorhynchusmykiss) and the trout food web in lake Okareka， Okaro， Tarawera， Rotomahana and Rotorua， New Zealand.Water，Air，andSoilPollution， 1999，115： 535-546.

[3] 馮新斌，仇廣樂(lè)，付學(xué)吾等.環(huán)境汞污染.化學(xué)進(jìn)展，2009，21(2/3)：436-456.

[4] Bernard S， Enayati A， Redwood Letal. Autism： a novel form of mercury poisoning.MedicalHypotheses， 2001，56： 462-471.

[5] Castoldi AF， Coccini T， Ceccatelli Setal. Neurotoxicity and molecular effects of methylmercury.BrainResearchBulletin， 2001，55： 197-203.

[6] Yoshizawa K， Rimm EB， Morris JSetal. Mercury and the risk of coronary heart disease in men.NewEnglandJournalofMedicine， 2002，347： 1755-1760.

[7] Wiener JG， Krabbenhoft DP， Heinz GHetal. Ecotoxicology of mercury. In： Hoffman DJ， Rattner BA， Burton GAJetaleds. Handbook of ecotoxicology. Boca Raton， FL： CRC Press， 2003： 409-463.

[8] Morel FMM， Kraepiel AMLetal. The chemical cycle and bioaccumulation of mercury.AnnualReviewofEcologyandSystematics， 1998，29： 543-566.

[9] Kainz M， Mazumder A. Effect of algal and bacterial diet on methyl mercury concentrations in zooplankton.EnvironSciandTechnol， 2005，39： 1666-1672.

[10] Tremblay A. Bioaccumulation of methylmercury in invertebrates from boreal hydroelectric reservoirs. In： Lucotte M， Schetagne R， Théríen Netaleds. Mercury in the biogeochemical cycle： Natural environment and hydroelectric reservoirs of Northern Québec. Berlin： Springer， 1999： 193-214.

[11] Watras CJ， Bloom NS. Mercury and methylmercury in individual zooplankton-implications for bioaccumulation.LimnolOceanogr， 1992，37：1313-1318.

[12] Watras CJ， Back RC， Halvorsen Setal. Bioaccumulation of mercury in pelagic freshwater food webs.ScioftheTotalEnviron， 1998，219： 183-208.

[13] Chen CY， Stemberger RS， Klaue Betal. Accumulation of heavy metals in food web components across a gradient of lakes.LimnolOceanogr，2000，45：1525-1536.

[14] 閆海魚(yú)，馮新斌，劉 霆等.貴州百花湖魚(yú)體汞污染現(xiàn)狀.生態(tài)學(xué)雜志，2008，27(8)：1357-1361.

[15] 何天容，馮新斌.紅楓湖出入庫(kù)河流汞濃度分布特征及影響因素分析.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2010，33(7)：138-141.

[16] 姚 珩，馮新斌，閆海魚(yú)等.烏江洪家渡水庫(kù)魚(yú)體汞含量.生態(tài)學(xué)雜志，2010，29(6)：1155-1160.

[17] Tsui MTK， Wang WX. Temperature influences on the accumulation and elimination of mercury in a freshwater cladoceran，Daphniamagna.AquaticToxicology，2004，70： 245-256.

[18] Tsui MTK， Wang WX. Influences of maternal exposure on the tolerance and physiological performance ofDaphniamagnaunder mercury stress.EnvironmentalToxicologyandChemistry， 2005，24(5)：1228-1234.

[19] Tsui MTK， Wang WX. Acute toxicity of mercury toDaphniamagnaunder different conditions.EnvironSciandTechnol， 2006，40：4025-4030.

[20] 李秋華，商立海，李廣輝等.萬(wàn)峰湖浮游植物群落的時(shí)空分布.生態(tài)學(xué)雜志，2011，30(5)：1031-1038.

[21] 李秋華，陳麗麗，夏品華等.貴州百花湖麥西河河口浮游植物群落結(jié)構(gòu)及其與環(huán)境因子之間關(guān)系.湖泊科學(xué)，2011，23(4)：523-529.

[22] 商立海，李秋華，邱華北等.貴州紅楓湖水體葉綠素a的分布與磷循環(huán).生態(tài)學(xué)雜志，2011，30(5)：1023-1030.

[23] 閆海魚(yú)，馮新斌，湯順林等．天然水體中痕量不同形態(tài)汞的分析方法的建立．分析測(cè)試學(xué)報(bào)，2003，22(5)：10-13．

[24] 蔣紅梅，馮新斌，梁 璉等．蒸餾-乙基化GC-CVAFS法測(cè)定天然水體中的甲基汞．中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2004，24(5)：568-571.

[25] 鄭 偉，馮新斌，李仲根等.硝酸水浴消解-冷原子熒光光譜法測(cè)定植物中的總汞.礦物巖石地球化學(xué)通報(bào)，2006，25(3)：285-287.

[26] 仇廣樂(lè)，何天容，王少峰等.溶劑萃取-水相乙基化衍生GC-CVAFS聯(lián)用測(cè)定苔蘚樣品中的甲基汞.分析測(cè)試學(xué)報(bào)，2005，24(1)：29-32.

[27] Pichet P， Morrison K， Rheault Ietal. Analysis of total mercury and methylmercury in environmental samples. In： Lucotte M， Schetagne R， Théríen Netaleds. Mercury in the biogeochemical cycle： Natural environment and hydroelectric reservoirs of Northern Québec. Berlin： Springer Verlag， 1999： 41-54.

[28] 王翠萍.污染源控制對(duì)歷史性汞污染湖泊中汞形態(tài)分布的影響——以百花水庫(kù)為例[學(xué)位論文].貴陽(yáng)：貴州大學(xué)，2011.

[29] U.S. EPA. Mercury Study Report to the Congress， EPA 452yR-97-0003， EPA， USA， December 1997.

[30] Yan HY， Feng XB， Shang LHetal. The variations of mercury in sediment profiles from a historically mercury-contaminated reservoir， Guizhou province，China.ScioftheTotalEnviron， 2008，407(1)： 497-506.

[31] Liu B， Yan HY， Wang CPetal. Insights into low fish mercury bioaccumulation in a mercury-contaminated reservoir， Guizhou， China.EnvironmentalPollution， 2012，160： 109-117.

[32] Feng XB， Bai WY， Shang LHetal. Mercury speciation and distribution in Aha Reservoir which was contaminated by coal mining activities in Guiyang， Guizhou， China.AppliedGeochemistry， 2011，26(2)： 213-221.

[33] Pickhardt PC， Fisher NS. Accumulation of inorganic and methylmercury by freshwater phytoplankton in two contrasting water bodies.EnvironSciandTechnol， 2007，41：125-131.

[34] Moye HA， Miles CJ， Phlips EJetal. Kinetics and uptake mechanisms for monomethylmercury between freshwater algae and water.EnvironSciandTechnol， 2002，36： 3550-3555.

[35] Miles CJ， Moye HA， Phlips EJetal. Partitioning of monomethylmercury between freshwater algae and water.EnvironSciandTechnol， 2001，35： 4277-4282.