汞在水体中的形态

以化学形态而言，汞的各种形态化合物在包括水体在内的各环境要素中的迁移、转化如图 5-7 所示。进入天然水体汞的主要形态有 Hg⁰、Hg²⁺和 C H Hg

（CH3COO）（作为杀菌剂使用后散入水中），经过一段时间后，相当部分的汞被富集于底泥和水生生物体上。一般汞在悬浮颗粒物和水体间的分配系数为 1.34×10⁵～1.88×10⁵，Hg²⁺的生物浓集因子约为 5000，而甲基汞为4000～ 85000。

不论是淡水或是海水，一旦含汞污染物排入水体，汞就与水中大量存在的悬浮颗粒物牢固地结合，结合程度由 pH、盐度、氧化还原电位及颗粒物上有机配位体性质和数量等因素确定。汞与悬浮颗粒物间的相互作用力的大小介于弱的范德华引力和强共价键力之间。二者结合后，生成比重更大的颗粒物而下沉。

进入水体底部的汞，可能进一步被原先淤积在该处的底泥所吸附。其吸附速率主要取决于底泥的物理化学特性，具体的影响因素（依其重要性顺序） 是：表面积、有机物含量、阳离子交换容量、粒度大小；影响吸附结合常数的因素是：有机物含量、粒子大小、阳离子交换容量、表面积。对于砂床底质，吸取汞的有效深度不到 1 毫米，且在好氧或厌氧条件下，对汞的吸取速率无大差异。

在河水底泥中的汞常处于含硫化合物的—S—键位上，但它们的结合是不足化学计量的，这可能是由于：①键合位置的不均衡分配；②汞量不足，不能饱和所有的键位；③在键合位置上的汞通过化学或生物过程解吸。

被底泥所吸附的汞，其解吸速率非常缓慢，甚至在切断污染源之后，也还要经过非常长的一段时期，才能使底泥中的汞重返水中。但在某些过程中， 如微生物甲基化以及加入无机或有机的络合剂，可能加速汞的解吸。当向水

体中加入氯化钠、氯化钙、氮三乙酸（NTA 是常用洗涤剂组分中的一种表面活性剂，也是一种强的氨羧络合剂）就能起到解吸的作用。HgCl2 和 Hg-NTA 的络合物稳定常数很接近（分别为 10^13.23 和 10^14.60），所以它们对汞的解吸效果也几乎相等。

在水体的水层中，相当比例的汞呈有机汞形态。这是因为大多数元素状态汞一入水体即沉入水底，并进一步与底泥中的有机颗粒物结合或在富硫的厌氧条件下反应生成稳定的不溶性 HgS（已如上述）。再则，在天然水体中不乏蛋白质类物质，汞能与这类物质分子上的—SH 基强烈结合而生成相应的汞有机化合物。再一个原因就是水体中的汞很容易发生烷基化反应，从而生成各种烷基汞化合物。水层中汞大体有如下两种有机形态：①具有 R—Hg－X 结构的有机汞。在分子中，Hg 的一端通过共价键与有机基团 R（烷基、苯基） 相联结，另一端通过电价键与一无机离子 X^-（卤素、OH^{-等）相联结。这类化合物的特性是兼具水溶性和脂溶性，所以在水系统中能长期滞留，例如CH3HgCl；②分子中的汞是亲脂性的，即具有 R—Hg—R′结构的有机汞。在分子中，Hg 两端通过共价键与两有机基团相联结，例如（CH3）2Hg 和 C6H5Hg}

（CH3COO）。这一类有机汞化合物是非极性的，几乎不溶于水，但有极大脂溶性和挥发性，在进入水体后，很容易通过气化过程转移到大气中去。

在水体的水层中，占较少比例的无机汞化合物的形态有 Hg²⁺、Hg ²⁺、Hg⁰

和 HgOH^{+、HgCl+、HgCl 0}、HgCl -、HgCl ^2-等。形态分布取决于 pH 值、氧化还原电位、作为配位体阴离子的种类和浓度等。

生活在污染水中的鱼，其体内所含的汞几乎都是甲基汞。甲基汞有可能通过各种生物或非生物过程产生，但两种过程的必要条件都是需要有 Hg²⁺和甲基供体。在水体中存在着腐植质和许多生物过程产物，它们是潜在的甲基化剂。

在酶催化过程（即生物甲基化过程）中，除甲基供给体外，还需要具备一个活性代谢基体及以下三个酶系统之一：①甲硫氨酸合成酶；②乙酸盐合成酶；③甲烷合成酶。非酶催化过程只需要水中存在有甲基供给体。

生物甲基化可在地面水、沉积物、土壤、鱼体肠管粘液等介质中由好氧或厌氧细菌参与下进行，其效率取决于基体的代谢状态及有效汞离子浓度。转化的过程可表示如下：

以上反应过程中所需的 CH3—B12（甲基钴氨素）在生物体中普遍存在， 主要聚集在肝脏等器官之中。由无机汞离子转化为二甲基汞的反应在此是由甲烷发酵菌参与下的酶促反应，但已证明，只要有 CH3—B12 存在，单纯的非酶化学反应也能按此过程进行。其他有机汞化合物（如苯基汞）也可在水体细菌作用下，先转化为无机汞离子，然后再通过以上过程由无机汞离子转为甲基汞和二甲基汞。

总之，在水系中汞的生物和化学循环是包含许多途径和竞争反应的复杂

过程，起决定作用的因素有水系的物理化学组成、水系中汞的化学形态和性质、各种类型生物群的代谢作用等。