太湖和洪澤湖天然有機質(zhì)與重金屬結(jié)合特性研究

施 玥，王沛芳，胡 斌，王 超，包天力，張楠楠

(1.河海大學(xué)淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點實驗室，江蘇 南京 210098；2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210098； 3.江蘇環(huán)保產(chǎn)業(yè)技術(shù)研究院股份公司，江蘇 南京 210036)

天然有機質(zhì)(natural organic matter, NOM)是指天然水體和其他生態(tài)系統(tǒng)中除了生物和人造化合物以外所有的有機物，通常將總有機碳(TOC)和溶解性有機碳(DOC)作為定量分析NOM的主要參數(shù)[1]。NOM主要來源于動植物和微生物的代謝產(chǎn)物和殘體分解，可分為非腐殖質(zhì)和腐殖質(zhì)兩大類[2-3]。重金屬不能被生物降解，長期存在于環(huán)境中并在食物鏈中不斷富集，會對人體健康造成威脅[4-7]。Cu和Cd是湖泊水體中常見的重金屬[8-10]，過量攝入Cu會影響正常生長發(fā)育導(dǎo)致中毒；Cd對人體有致癌、致畸以及誘發(fā)突變等危害。NOM結(jié)構(gòu)中含有官能團使其與水環(huán)境中的重金屬離子有很強的結(jié)合能力，可以改變重金屬的毒性和生物有效性。不同來源的NOM在組成和結(jié)構(gòu)上存在很大差別[11-12]，往往能夠影響NOM與重金屬離子的結(jié)合能力。Richards等[13]的研究發(fā)現(xiàn)，由于不同來源的NOM與重金屬結(jié)合能力的差異，導(dǎo)致其對魚類存活率的影響程度不同；王峰等[14]的研究表明，不同來源的NOM與重金屬作用的活性組分和結(jié)合能力均不相同。還有研究發(fā)現(xiàn)不同重金屬與NOM不同熒光組分的結(jié)合行為也存在顯著差異[15]。然而，目前針對NOM各組分內(nèi)部各結(jié)合點位與重金屬相互作用的研究還比較少，二者之間結(jié)合特性的研究對重金屬離子的轉(zhuǎn)化遷移和環(huán)境風(fēng)險有重要意義[16-18]。

表1 太湖和洪澤湖采樣點位置及表層水體理化性質(zhì)

應(yīng)用熒光技術(shù)分析NOM具有快速、靈敏度高、選擇性高、不需要預(yù)處理和所需樣品少等優(yōu)點，能快速掌握重金屬與有機質(zhì)的結(jié)合能力和結(jié)合點位等信息。其中同步熒光光譜結(jié)合二維相關(guān)光譜(2D-COS)可以應(yīng)用于分析濃度和pH值的變化及外加猝滅劑等外部擾動所引起的熒光強度的變化[19]。以往研究表明，同步熒光光譜的二維相關(guān)光譜分析可以清楚地解析重金屬與有機質(zhì)的結(jié)合點位以及重金屬在結(jié)合點位上的非均勻分布[20-22]。因此，可以將同步熒光光譜結(jié)合二維相關(guān)光譜分析應(yīng)用于NOM與重金屬結(jié)合的研究中。

太湖和洪澤湖分別是中國第三和第四大淡水湖。太湖水體富營養(yǎng)化嚴重，藻類頻繁暴發(fā)，大部分湖區(qū)NOM來源以內(nèi)源為主，主要是藻類死亡后殘體降解成的蛋白質(zhì)類物質(zhì)[23]，另外冬季太湖NOM受入湖河流等其他外源輸入影響較大[24]。洪澤湖是淮河流域最大的湖泊，對蘇北農(nóng)業(yè)灌溉、漁業(yè)、城鄉(xiāng)供水以及對淮河流域防洪和南水北調(diào)東線工程調(diào)蓄都起著重要作用， NOM來源以陸源腐殖質(zhì)為主[25]。本文采用同步熒光光譜結(jié)合二維相關(guān)光譜分析方法研究太湖和洪澤湖天然有機質(zhì)組成以及天然有機質(zhì)與重金屬離子Cu2+和Cd2+的結(jié)合特性，以期為研究湖泊水體中重金屬的毒性和生物有效性提供參考。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域和樣品采集

于2016年11月分別在太湖貢湖灣、梅梁灣和洪澤湖湖心、南部湖灣區(qū)進行了野外樣品采集，采樣點位置及表層水體理化性質(zhì)如表1所示。使用Rutter分層水樣采集器采集水面以下25 cm水樣，現(xiàn)場使用美國HACH多參數(shù)水質(zhì)測定儀測定水樣的pH值、溶解氧(DO)和濁度等理化指標。采集的水樣放置于有冰袋的保溫箱中避光保存并在12 h內(nèi)運回實驗室。用0.22 μm聚醚砜樹脂(PES)濾膜過濾水樣(舍棄初始10 mL)，濾液中可以通過濾膜的有機質(zhì)即為溶解性有機質(zhì)(dissolved organie matter,DOM)。將濾后水樣裝于棕色聚乙烯瓶中在4 ℃環(huán)境下恒溫避光保存以待樣品測定(只考慮NOM中已經(jīng)溶解的部分)。

1.2 試驗方法

1.2.1 熒光猝滅滴定試驗

分別配制濃度為0.025 mol/L的Cu2+和Cd2+儲備液。將4個采樣點的濾后水樣分別加入10 mL離心管中，再分別加入不同體積(<0.5 mL)的Cu2+和Cd2+儲備液，使得水樣中Cu2+和Cd2+的濃度分別為0、5、10、15、20、30、40、50、75、100、150、200、250 μmol/L。將離心管置于間歇式恒溫振蕩儀振蕩，設(shè)置溫度為25 ℃，保持避光狀態(tài)振蕩24 h，使其充分反應(yīng)。

1.2.2 同步熒光光譜測定及分析

a. 同步熒光光譜測定。 采用熒光分光光度計(HitachiF-7000)測定水樣，測樣選用同步模式，發(fā)射波長為260 nm，激發(fā)波長范圍為200～540 nm，發(fā)射波長與激發(fā)波長為恒定間隔60 nm，掃描速度為1 200 nm/min。使用Milli-Q純水作為空白對照，每個樣品測得的數(shù)據(jù)均減去純水的同步熒光光譜值[26]。

(1)

(2)

光波變量在v1～v2范圍的同步相關(guān)光譜φ(v1，v2)由下式得出：

(3)

(4)

2 結(jié)果與討論

2.1 太湖和洪澤湖NOM性質(zhì)

太湖和洪澤湖表層水體NOM的同步熒光光譜如圖1所示。以往研究表明，波長在200～250 nm和250～300 nm范圍內(nèi)的特征峰分別歸因于類蛋白質(zhì)酪氨酸和色氨酸，波長大于300 nm的特征峰歸因于類腐殖質(zhì)[27]。由圖1可知，洪澤湖(湖灣及湖心)表層水樣在波長350 nm處存在一個明顯的特征峰，波長275 nm處有一個微弱的特征峰，表明洪澤湖表層水體NOM主要以類腐殖質(zhì)為主，與Hu等[25]研究結(jié)果相符。太湖(貢湖灣和梅梁灣)表層水樣在275 nm和340 nm均有一個明顯的特征峰，說明太湖水體NOM主要以類蛋白質(zhì)和類腐殖質(zhì)為主，這可能是由于藻類生長代謝過程中分泌的類蛋白質(zhì)造成的[28]。

2.2 NOM與重金屬結(jié)合

2.2.1 NOM與重金屬結(jié)合同步熒光光譜的變化

太湖和洪澤湖表層水體NOM性質(zhì)存在顯著差異，因此進一步開展了太湖和洪澤湖NOM與重金屬結(jié)合特性的研究。圖2和圖3中不同顏色的線條分別代表添加不同濃度(0～250 μmol/L)的Cu2+和Cd2+后，太湖和洪澤湖NOM熒光強度變化情況。由圖2可以看出，加入Cu2+后，NOM的熒光強度均有不同程度的減弱，這表明Cu2+與4種來源NOM都發(fā)生了結(jié)合作用且NOM中類腐殖質(zhì)或者類蛋白質(zhì)均能較好地與Cu2+離子結(jié)合[29]。由圖3可見，Cd2+對NOM的熒光猝滅作用程度明顯小于Cu2+。太湖和洪澤湖湖灣NOM的熒光強度隨Cd2+濃度的增大呈現(xiàn)微弱的下降趨勢，而洪澤湖湖心NOM只有類蛋白質(zhì)部分的熒光強度隨Cd2+濃度增大呈下降趨勢，類腐殖質(zhì)部分熒光強度的變化趨勢則相反。這是由于分子量、電荷和分子結(jié)構(gòu)等性質(zhì)的差別使得不同來源的NOM對同種金屬有不同的結(jié)合行為。

(a)太湖貢湖灣

(b)太湖梅梁灣

(c)洪澤湖湖心

(d)洪澤湖湖灣

(a)太湖貢湖灣

(b)太湖梅梁灣

(c)洪澤湖湖心

(d)洪澤湖湖灣

2.2.2 NOM與重金屬結(jié)合的二維相關(guān)光譜圖

為進一步掌握NOM與重金屬的結(jié)合特性，利用二維相關(guān)光譜解析同步熒光光譜圖以確定金屬離子與NOM的結(jié)合點位以及結(jié)合順序。圖4和圖5為太湖和洪澤湖NOM與Cu2+結(jié)合的二維相關(guān)光譜。同步二維相關(guān)光譜中自峰的強度表示NOM對重金屬濃度變化的敏感程度，太湖貢湖灣和梅梁灣NOM均在對角線上335～370 nm波長范圍內(nèi)存在1個自峰，洪澤湖湖心和湖灣NOM都分別在對角線上350 nm和369 nm位置處有2個自峰。相應(yīng)波長處的相關(guān)峰為正值，說明NOM的熒光強度隨著Cu2+濃度增加變化趨勢一致。對比太湖及洪澤湖NOM的兩個同步光譜，發(fā)現(xiàn)太湖NOM自峰的強度高于洪澤湖，說明太湖NOM更易與Cu2+結(jié)合。

(a)太湖貢湖灣

(b)太湖梅梁灣

(c)洪澤湖湖心

(d)洪澤湖湖灣

(a)太湖貢湖灣

(b)太湖梅梁灣

(c)洪澤湖湖心

(d)洪澤湖湖灣

異步二維相關(guān)光譜能夠反映出添加重金屬離子后不同波長處熒光強度的變化情況，揭示重金屬離子的結(jié)合點位與結(jié)合順序[21]。太湖貢湖灣NOM與Cu2+結(jié)合的異步二維相關(guān)光譜在對角線右下方(345nm，275 nm)、(355nm，275 nm)和(375nm，275 nm)位置存在3個負的交叉峰，根據(jù)Noda規(guī)則貢湖灣NOM與Cu2+的結(jié)合順序為275 nm→375 nm→345 nm；梅梁灣異步二維相關(guān)光譜在對角線右下方分別存在2組正峰和2組負峰，因此梅梁灣NOM與Cu2+的結(jié)合順序為275 nm→344 nm→358 nm。洪澤湖湖心NOM與Cu2+結(jié)合的異步二維相關(guān)光譜在對角線下方存在3組負峰和一些微弱的正峰，因此洪澤湖湖心NOM與Cu2+的結(jié)合順序為285 nm→394 nm→377 nm→359 nm；洪澤湖湖灣的異步二維相關(guān)光譜在對角線右下方存在1組負峰，因此洪澤湖湖灣NOM與Cu2+的結(jié)合順序為281 nm→317 nm→324 nm→340 nm→360 nm、375 nm、396nm。異步二維相關(guān)光譜的結(jié)果表明淺水湖泊NOM中類蛋白質(zhì)對Cu2+的親和力強于類腐殖質(zhì)。

圖6和圖7為太湖和洪澤湖NOM與Cd2+結(jié)合的二維相關(guān)光譜圖。太湖貢湖灣和梅梁灣NOM的同步二維相關(guān)光譜均在對角線上285 nm存在1個明顯的自鋒。洪澤湖湖心的同步二維相關(guān)光譜在對角線上279 nm處有1個較弱自峰，在310～425 nm內(nèi)有1組明顯的自峰，(310～425 nm，279 nm)處的交叉峰為負值，說明湖心NOM在2個光譜坐標處隨著Cd2+濃度的增加熒光強度變化趨勢相反，與前文熒光強度在類蛋白質(zhì)區(qū)域隨Cd2+濃度的增加下降，而腐殖質(zhì)區(qū)域上升的結(jié)果一致；洪澤湖湖灣則在對角線上348～370 nm處有1個自峰。太湖NOM中類蛋白質(zhì)自峰峰強高于類腐殖質(zhì)，而洪澤湖NOM的自峰主要出現(xiàn)在類腐殖質(zhì)，這可能是由于兩個湖泊NOM組成上的差異導(dǎo)致的與Cd2+結(jié)合行為的差異。太湖NOM自峰峰強高于洪澤湖，說明太湖NOM更易與Cd2+的結(jié)合。

太湖NOM與Cd2+結(jié)合的異步二維相關(guān)光譜中，貢湖灣在對角線下方在(328 nm，285 nm)、(340 nm，285 nm)、(356 nm，285 nm)、(372 nm，285 nm)和(328 nm，304 nm)、(340 nm，304 nm)、(356 nm，304 nm)處有7個正峰，(304 nm，285 nm)處存在1個負峰，根據(jù)Noda規(guī)則貢湖灣NOM與Cd2+的結(jié)合順序為328 nm→372 nm→285 nm→304 nm；梅梁灣在對角線右下方存在1組負峰，因此梅梁灣NOM與Cd2+的結(jié)合順序為278 nm →296～385 nm。洪澤湖湖心NOM的異步二維相關(guān)光譜在對角線下方有1組明顯的正峰，因此湖心NOM與Cd2+的結(jié)合順序為279 nm →325～385 nm(同步光譜中對應(yīng)區(qū)域為負值)；湖灣NOM異步二維相關(guān)光譜在對角線右下方存在1組明顯的負峰，另外在(281 nm，350～400 nm)位置處還有1個微弱的負值交叉峰，在湖灣NOM與Cd2+的結(jié)合順序為281 nm→320～400 nm。

(a)太湖貢湖灣

(b)太湖梅梁灣

(c)洪澤湖湖心

(d)洪澤湖湖灣

圖6 太湖和洪澤湖NOM與Cd2+結(jié)合的同步二維相關(guān)光譜

(a)太湖貢湖灣

(b)太湖梅梁灣

(c)洪澤湖湖心

(d)洪澤湖湖灣

圖7 太湖和洪澤湖NOM與Cd2+結(jié)合的異步二維相關(guān)光譜

2.3 NOM與重金屬結(jié)合系數(shù)

為進一步證實二維相關(guān)光譜分析得到的結(jié)果，利用Ryan-Weber模型對Cu2+和Cd2+作用下異步二維相關(guān)光譜中主要結(jié)合點位熒光強度的變化情況進行非線性擬合，得到相對應(yīng)波長處NOM與Cu2+和Cd2+的結(jié)合穩(wěn)定常數(shù)lgKM如表2所示。由于NOM部分結(jié)合點位與Cd2+結(jié)合時熒光強度出現(xiàn)增強的情況，無法擬合二者的lgKM。由表2可知，太湖貢湖灣和梅梁灣NOM與Cu2+結(jié)合的lgKM值分別在4.95～5.21和3.90～4.20范圍內(nèi)，洪澤湖湖心和湖灣分別在4.42～4.88和4.09～4.37范圍內(nèi)，太湖貢湖灣NOM的結(jié)合點位與Cu2+的結(jié)合能力最強。兩個湖泊NOM與Cu2+結(jié)合的lgKM最大值均出現(xiàn)在波長275～285 nm范圍內(nèi)，表明4種來源的NOM中類蛋白質(zhì)與Cu2+結(jié)合能力均大于類腐殖質(zhì)，這可能與類蛋白質(zhì)中的大量含氮基團有關(guān)。太湖貢湖灣和梅梁灣NOM各波長處與Cu2+結(jié)合的lgKM值由大到小的順序分別為275 nm→375 nm→355 nm→345 nm和275 nm→344 nm→358 nm，與二維相關(guān)光譜異步光譜的結(jié)果一致。洪澤湖湖心和湖灣NOM與Cu2+結(jié)合的lgKM值由大到小的順序分別為285 nm→359 nm→394 nm和281 nm→317 nm→324 nm→340 nm，其中洪澤湖湖心的結(jié)合順序與前文二維相關(guān)光譜分析得到的285 nm→394 nm →359 nm在類腐殖質(zhì)部分不完全一致，之前也有研究中出現(xiàn)過這樣的情況[22]，這可能是由于異步光譜中正峰不明顯導(dǎo)致的，二者之間的具體關(guān)系還需要進一步探討。

表2 Ryan-Weber模型確定的結(jié)合點位與重金屬的結(jié)合參數(shù)平均值

太湖貢湖灣NOM在285 nm波長處與Cd2+結(jié)合的lgKM值為5.011 782，在304 nm處為最低值4.455 986，328～372 nm波長范圍內(nèi)的lgKM值在5.51～5.57范圍內(nèi)，各點位與Cd2+結(jié)合的lgKM值由大到小的順序為328 nm→372 nm→285 nm→304 nm，總體上各部分對Cd2+的都有較強的親和力，之前有研究表明類腐殖質(zhì)結(jié)構(gòu)中的羧基和酚羥基等基團以及類蛋白結(jié)構(gòu)中的酰胺基對Cd2+都有很強的結(jié)合能力[28]。梅梁灣NOM在279 nm波長處與Cd2+結(jié)合的lgKM值為5.080 230，說明類蛋白質(zhì)組分對Cd2+有較強的親和力，類腐殖質(zhì)部分在384 nm處的lgKM值為2.575 850，其他點位均無法計算。太湖NOM與Cd2+結(jié)合的lgKM值從大到小的順序均與二維相關(guān)光譜異步光譜結(jié)果一致。洪澤湖湖灣與Cd2+結(jié)合的lgKM值在4.04～4.97范圍內(nèi)，其中最大值出現(xiàn)在波長281 nm位置，與二維相關(guān)光譜異步光譜得到的281 nm→320～400 nm順序一致。雖然無法計算洪澤湖湖心NOM類腐殖質(zhì)的lgKM值，但在279 nm處與Cd2+結(jié)合的lgKM值為5.340 702，說明洪澤湖類蛋白色氨酸物質(zhì)對Cd2+有著較強的結(jié)合能力，符合二維相關(guān)光譜異步光譜的分析結(jié)果。

3 結(jié) 論

a. 兩個湖泊NOM組成存在顯著差異，太湖主要由類蛋白質(zhì)和類腐殖質(zhì)兩部分組成，而洪澤湖NOM以類腐殖質(zhì)為主。太湖NOM與重金屬Cu2+和Cd2+的結(jié)合能力強于洪澤湖NOM。

b. Cu2+及Cd2+均能與兩個湖泊NOM結(jié)合引起熒光淬滅，且與Cu2+結(jié)合能力要顯著強于Cd2+。

c. 太湖貢湖灣和梅梁灣NOM中各結(jié)合點位與Cu2+的結(jié)合順序分別為275 nm→375 nm→345nm和275 nm→344 nm→358 nm，洪澤湖湖心和湖灣分別為285 nm→394 nm→377 nm→359 nm和281 nm→317 nm→324 nm→340 nm→360nm、375 nm、396nm；與Cd2+的結(jié)合順序分別為328 nm→372 nm→285nm→304 nm(太湖貢湖灣)、278 nm →296～385 nm(太湖梅梁灣)、279 nm→325～385 nm(洪澤湖湖心)和281 nm→320～400 nm(洪澤湖湖灣)。NOM類腐殖質(zhì)中與重金屬的結(jié)合點位要多于類蛋白質(zhì)。

d. 太湖貢湖灣和梅梁灣NOM中類蛋白質(zhì)與Cu2+的結(jié)合能力以及梅梁灣NOM中類蛋白質(zhì)與Cd2+的結(jié)合能力強于類腐殖質(zhì)，但貢湖灣NOM中類蛋白質(zhì)與Cd2+的結(jié)合能力則弱于類腐殖質(zhì)，而洪澤湖NOM中類蛋白質(zhì)與Cu2+和Cd2+的結(jié)合能力均強于類腐殖質(zhì)。這表明淺水湖泊NOM與重金屬的結(jié)合能力不僅受NOM組成的影響，也受NOM組分特性的影響。