白洋淀沉水植物腐解釋放溶解性有機(jī)物光譜特性

洪志強(qiáng)，熊 瑛，李 艷，崔 駿，劉鈺欽，何江偉，王京剛，袁冬海,*

1 北京化工大學(xué)環(huán)境系, 北京 100029 2 北京建筑大學(xué)，北京應(yīng)對(duì)氣候變化研究與人才培養(yǎng)基地，北京市可持續(xù)城市水系統(tǒng)構(gòu)建與風(fēng)險(xiǎn)控制工程技術(shù)研究中心，北京 100044 3 鞍鋼集團(tuán)工程技術(shù)有限公司能源環(huán)保事業(yè)部，鞍山 114002 4 北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，北京 100875

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白洋淀沉水植物腐解釋放溶解性有機(jī)物光譜特性

洪志強(qiáng)1,2，熊 瑛2，李 艷3，崔 駿4，劉鈺欽1，何江偉2，王京剛1，袁冬海2,*

1 北京化工大學(xué)環(huán)境系, 北京 100029 2 北京建筑大學(xué)，北京應(yīng)對(duì)氣候變化研究與人才培養(yǎng)基地，北京市可持續(xù)城市水系統(tǒng)構(gòu)建與風(fēng)險(xiǎn)控制工程技術(shù)研究中心，北京 100044 3 鞍鋼集團(tuán)工程技術(shù)有限公司能源環(huán)保事業(yè)部，鞍山 114002 4 北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，北京 100875

利用水生植物修復(fù)受污染水體中,水生植物在秋冬季節(jié)腐爛分解會(huì)釋放大量溶解性有機(jī)物(DOM),DOM可影響水環(huán)境中污染物的遷移轉(zhuǎn)化,對(duì)水體中的化學(xué)和生物過程產(chǎn)生一定影響。因此利用紫外可見光光譜(UV-vis)結(jié)合平行因子分析法(PARAFAC)和主成分分析法(PCA)來表征和分析水生植物腐解產(chǎn)物中DOM的組分及其特點(diǎn)。UV-vis的研究表明隨著腐解時(shí)間的增加,樣品中DOM的腐殖化程度逐漸升高,當(dāng)腐殖化程度達(dá)到最高值時(shí),腐解進(jìn)入礦化階段,此時(shí)腐殖化程度逐漸降低。通過PARAFAC分析可以分離出3種類蛋白組分(C1、C2和C5)和2種類腐殖酸組分(C3和C4)。由PCA可以得出在腐解初期,類蛋白組分占據(jù)主導(dǎo)地位；隨著腐解時(shí)間的增加,類蛋白組分含量逐漸降低,而類腐殖酸組分含量逐漸升高。

水生植物腐解；溶解性有機(jī)物(DOM)；平行因子(PARAFAC)；主成分分析(PCA);光譜特性

白洋淀是我國北方地區(qū)最大的草型湖泊之一,具有調(diào)節(jié)小氣候和提供飲用水源的功能,同時(shí)可發(fā)展旅游和水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)等。隨著周邊及上游地區(qū)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展,大量污水排入白洋淀上游河道中,導(dǎo)致白洋淀水體污染嚴(yán)重,如重金屬和有機(jī)污染物含量超標(biāo)。白洋淀作為典型的草型湖泊,可以考慮使用大量現(xiàn)存的水生植物對(duì)水體進(jìn)行修復(fù)。利用水生植物修復(fù)技術(shù)可以有效地吸收氮、磷和重金屬等污染物[1],修復(fù)污染水體,改善水體水質(zhì),促進(jìn)有機(jī)物的礦化作用,達(dá)到控制富營(yíng)養(yǎng)化和恢復(fù)并重建水體生態(tài)環(huán)境的目的[2]。

由于水生植物在秋冬季節(jié)腐爛分解,會(huì)釋放出大量的營(yíng)養(yǎng)鹽類物質(zhì),致使水體遭受二次污染的風(fēng)險(xiǎn)。潘慧云等[3]研究發(fā)現(xiàn),苦草、金魚藻衰亡后,其有機(jī)質(zhì)分解造成水體處于厭氧狀態(tài),促進(jìn)了沉積物中磷的釋放。李文朝[4]的研究表明,一些淺水湖泊中茭草的腐爛分解造成了水質(zhì)的惡化,形成“茭黃水”現(xiàn)象。此外水生植物腐解還會(huì)釋放出大量溶解性有機(jī)物(DOM),這是秋冬季節(jié)DOM的主要來源之一[5]。DOM是一類由植物和微生物降解所產(chǎn)生的、普遍存在于自然水體中的有機(jī)物,它的存在影響自然水體中的化學(xué)和生物過程[6-7]。DOM可與水體中污染物質(zhì)發(fā)生相互作用,影響水體中污染物的遷移轉(zhuǎn)化和生物有效性。張璐璐等[8]采用Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法對(duì)白洋淀的重金屬現(xiàn)狀進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)。結(jié)果表明,表層沉積物中重金屬處于低風(fēng)險(xiǎn)水平,重金屬含量的順序?yàn)閆n>Cr>Cu>Pb>As>Cd>Hg。Chen等[9]對(duì)白洋淀魚體中重金屬含量進(jìn)行分析并根據(jù)美國環(huán)保署標(biāo)準(zhǔn)發(fā)現(xiàn)魚體中As和Hg的含量嚴(yán)重超標(biāo)。而Plaze等[10]利用熒光技術(shù)研究污泥中的腐殖酸與Cu、Zn、Pb、Cd的淬滅效果,研究結(jié)果表明不同重金屬與腐殖酸的絡(luò)合常數(shù)和結(jié)合容量不同,Pb和Cu的絡(luò)合效果較好。

鑒于水生植物腐解過程釋放的溶解性有機(jī)質(zhì)分子結(jié)構(gòu)復(fù)雜,且在一定程度上影響水體環(huán)境,因此需要綜合利用多種分析技術(shù)表征不同腐解階段釋放有機(jī)質(zhì)的特點(diǎn),為科學(xué)評(píng)價(jià)水生植物腐解對(duì)水環(huán)境的影響提供基礎(chǔ)。本研究成果可加深對(duì)水生植物腐解有機(jī)質(zhì)釋放對(duì)其周邊環(huán)境效應(yīng)的認(rèn)識(shí),有助于更好的利用水生植物對(duì)受損水體進(jìn)行生態(tài)修復(fù)。

1 材料與方法

1.1 樣品的采集

試驗(yàn)所使用的水生植物均為多年生沉水植物,包括輪藻、金魚藻、馬來眼子菜和蓖齒眼子菜,其質(zhì)量比設(shè)定為1∶1∶1∶1。多年生草本植物地上部分容易腐解,而地下部分存活時(shí)間較長(zhǎng)。由于其地上部分和地下部分的分解節(jié)律不同,這里僅選用水生植物地上部分(莖、葉)作為實(shí)驗(yàn)材料。通過對(duì)白洋淀單位面積生物量的多次調(diào)查發(fā)現(xiàn)其生物量密度在0—5 kg/m2范圍之間波動(dòng)。因此,本實(shí)驗(yàn)設(shè)置6個(gè)不同的生物量梯度：0、0.5、1、3、5、8 kg/m2。將采集的沉水植物用水反復(fù)沖洗,再用蒸餾水進(jìn)行漂洗,去除其表面雜質(zhì)后進(jìn)行風(fēng)干,將風(fēng)干后的植物放置于烘箱中烘干至恒量,保存在干燥處待用。

實(shí)驗(yàn)設(shè)置6個(gè)高為90 cm,直徑為70 cm的圓柱形塑料桶。桶底統(tǒng)一鋪設(shè)20 cm厚的白洋淀底泥,向6個(gè)桶中分別添加烘干的水生植物殘?bào)w,使其生物量密度分別為0、0.5、1、3、5、8 kg/m2,分別記為U0、U1、U2、U3、U4和U5,然后注入約40 cm高的湖水。為了保證實(shí)驗(yàn)條件在最大程度上貼近白洋淀的自然環(huán)境,將6個(gè)塑料桶放置于白洋淀岸邊,并且每周向桶內(nèi)補(bǔ)充一定量相同體積的湖水,來彌補(bǔ)由于蒸發(fā)導(dǎo)致的水分喪失。靜置3d后,以2012年9月20日作為腐解實(shí)驗(yàn)的第一次采樣時(shí)間。實(shí)驗(yàn)共采集4次樣本,分別為2012年9月,2012年12月,2013年3月和2013年6月,分別記為T1、T2、T3和T4批,每批采集6個(gè)樣品。DOM樣品采集于沉積物與上覆水交界處的上覆水樣,所取樣品保存在低溫(≤4℃)條件下送回實(shí)驗(yàn)室。以7000 r/min的轉(zhuǎn)速離心10 min后,將上清液通過0.45 μm濾膜,最終所得濾液保存在4℃下待用。

1.2 紫外吸收光譜測(cè)定

紫外吸收光譜是由裝有紫外探針軟件的電腦控制的雙束光譜測(cè)定儀進(jìn)行測(cè)定的。測(cè)定波長(zhǎng)范圍為200—700 nm,測(cè)定時(shí)使用1 cm的石英器皿在室溫(20 ℃)下進(jìn)行測(cè)定,每組實(shí)驗(yàn)都使用超純水作為空白樣進(jìn)行校正。

1.3 溶解性有機(jī)碳(DOC)的測(cè)定

采用TOC-VCPN總有機(jī)碳分析儀對(duì)樣品的有機(jī)碳含量進(jìn)行測(cè)定,DOC的濃度可以近似用來表示DOM的濃度。在800℃的高溫催化氧化條件下,將待測(cè)樣品放入樣品槽中,使用8%的HCl酸化,選用Non-Purgeable Organic Carbon(NPOC)的非揮發(fā)性有機(jī)碳模式測(cè)定。分別配置5、20、40、80、100 mg/L的鄰苯二甲酸氫鉀,采用標(biāo)準(zhǔn)曲線法得出待測(cè)樣品的DOC值。本實(shí)驗(yàn)DOC的測(cè)定值為3次測(cè)定所得的平均值。

1.4 熒光光譜的測(cè)定

為了降低內(nèi)過濾效應(yīng)的影響,同時(shí)使樣本具有可比性,在測(cè)定熒光光譜前,所有樣本的DOC濃度統(tǒng)一使用超純水稀釋至小于等于10 mg/L[11]。使用Hitachi F- 4600熒光光譜測(cè)定儀進(jìn)行熒光光譜的測(cè)量。光源為150 W的疝氣燈,PMT電壓為700 V。激發(fā)波長(zhǎng)Ex的掃描范圍為200—450 nm,發(fā)射波長(zhǎng)Em的掃描范圍為280—550 nm,掃描速度為2400 nm/min,響應(yīng)時(shí)間為0.5 s。激發(fā)和發(fā)射光的帶通均為5 nm。同步熒光光譜掃描范圍Ex=250—600 nm,Δλ=Em-Ex= 55 nm。樣品均在室溫下測(cè)定,為了消除瑞利散射峰,所有光譜在使用前,需減去由超純水測(cè)定的空白光譜[12-13]。樣品所有參數(shù)的測(cè)定均在同一天內(nèi)完成。

1.5 平行因子分析法

由于使用傳統(tǒng)的激發(fā)發(fā)射光譜(EEMs)難以將DOM樣品中重疊的熒光峰分離出來,因此使用平行因子法(PARAFAC)結(jié)合EEMs分析DOM樣品已被廣泛使用[14-15]。PARAFAC結(jié)合EEMs不僅可以分離出熒光峰的種類,還可以確定熒光峰的強(qiáng)弱[16],為DOM的定性和定量研究提供了科學(xué)依據(jù)。

PARAFAC是一種運(yùn)用數(shù)學(xué)計(jì)算方法的研究手段,具體的是運(yùn)用交替最小二乘法程序?qū)種組分分解成n種載荷矩陣。簡(jiǎn)而言之,三維熒光光譜數(shù)據(jù)組成一個(gè)三維的數(shù)據(jù)集I×J×K,I表示樣品數(shù)量,J表示發(fā)射光譜數(shù)目,K表示激發(fā)光譜數(shù)目。PARAFAC將三維的數(shù)據(jù)集分解成3個(gè)矩陣標(biāo)記為A(得分矩陣)、B和C(載荷矩陣),及元素aif、bjf和ckf。公式如下：

(1)

式中，f為某個(gè)熒光組分,F為熒光組分的總數(shù)目,本實(shí)驗(yàn)中,使用帶有DOMFlour工具包的Matlab7.0軟件進(jìn)行PARAFAC分析[17-18]。分析步驟如下：(1)將每個(gè)研究樣品的EEM減去純凈水的EEM圖譜；(2)將所有扣除空白樣的EEMs及標(biāo)準(zhǔn)化后的數(shù)據(jù)導(dǎo)入DOMFlour工具包中；(3)將EEMs圖整理成三維的數(shù)據(jù)圖,在PARAFAC分析中,運(yùn)用各種分析方法再結(jié)合交替最小二乘法對(duì)PARAFAC模型求解；(4)計(jì)算出2到8個(gè)組分,由殘差、平方誤差和置信度等綜合指標(biāo),得出最優(yōu)組分和熒光強(qiáng)度。

1.6 主成分分析方法

使用科學(xué)的數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)軟件SPSS 16.0進(jìn)行主成分分析(Principle component analysis；PCA)。PCA用于確定主要成分,它可以解釋光譜“類型”,定義包含DOM中大量熒光光譜變化的復(fù)合物。潛在的非獨(dú)立性的數(shù)據(jù)可以影響PCA的結(jié)果,因此應(yīng)用Kaiser-Meyer-Olkin (KMO)和Bartlett的實(shí)驗(yàn)測(cè)試各個(gè)組分的相關(guān)性和獨(dú)立性。同時(shí),所有的光譜數(shù)據(jù)使用Varimax Raw運(yùn)算法則進(jìn)行旋轉(zhuǎn)以獲得主成分?jǐn)?shù)據(jù)矩陣中最大的光譜變化和負(fù)荷。

2 結(jié)果與分析

2.1 紫外吸收光譜特性

通過對(duì)DOM樣品進(jìn)行紫外吸收光譜的全波長(zhǎng)掃描,可以分析出DOM分子結(jié)構(gòu)中部分官能團(tuán)的性質(zhì)。由于DOM分子結(jié)構(gòu)中存在大量的且相互干擾的官能團(tuán),因此紫外可見光譜通常沒有明顯的特征峰(圖1)。上覆水DOM樣品的紫外吸收光譜具有相似的趨勢(shì),在200 nm到400 nm處,紫外吸收值隨著波長(zhǎng)的增加而迅速降低,在400 nm到700 nm處曲線趨于穩(wěn)定。隨著水生植物腐解時(shí)間的增加,上覆水DOM的紫外吸收值呈現(xiàn)出升高的趨勢(shì)(圖1A)。同樣,隨著生物量的增加,紫外吸收值逐漸上升,在達(dá)到最大值后,隨著生物量的增加呈現(xiàn)降低的趨勢(shì)。但仍高于未添加生物量時(shí)的紫外吸收值(圖1B)。

圖1 上覆水DOM樣品紫外吸收曲線Fig.1 The UV-Vis absorption curves of DOM samples in overlying water(A)樣品U2在不同采樣時(shí)間段的紫外吸收光譜變化；(B)T2批次不同樣品的紫外吸收光譜比較

表1 DOM紫外吸收參數(shù)隨時(shí)間的變化(U3樣品)

通常將激發(fā)波長(zhǎng)固定在370 nm處,所得到的在450 nm和500 nm處的發(fā)射波長(zhǎng)比值稱為熒光指數(shù)FI(Fluorescence Index,f450/500),f450/500可用于表征DOM的來源[23]。當(dāng)f450/500在1.4左右時(shí),認(rèn)為DOM主要受陸源影響；當(dāng)f450/500在1.9左右時(shí),認(rèn)為DOM主要受微生物源影響。T4批樣品的f450/500變化范圍為1.62—1.74(表2),表明上覆水DOM受陸源和微生物源共同作用。不同采樣批次的f450/500值在1.64—1.73之間變化(表1),其中T4的f450/500較高,表明這個(gè)時(shí)段微生物活動(dòng)相對(duì)強(qiáng)烈。

生物指數(shù)(Biological Index)BIX通常用來評(píng)價(jià)樣品中由微生物活動(dòng)所產(chǎn)生的新鮮DOM。BIX<0.6表示樣品受微生物影響較弱[24]。T4批樣品的BIX的變化范圍為0.85—1.02之間(表2),其中U0具有較大的BIX值,表明U0中由微生物產(chǎn)生的新鮮的DOM較多,這是由于U0中未添加生物量,有機(jī)質(zhì)含量較少,DOM主要來源于微生物的活動(dòng),因此造成樣品中微生物來源相對(duì)貢獻(xiàn)較大。在不同批次的樣品中,T4的BIX較大,T2的BIX較小(表1),這是由于夏季微生物活動(dòng)頻繁,冬季微生物活動(dòng)較少,從而使得不同階段的BIX存在一定差異。

表2 T4批樣品的紫外吸收參數(shù)(6月份)

E2/E3為吸光度在250 nm與365 nm處的比值,其常用來區(qū)分不同來源的DOM吸收特性[25],當(dāng)E2/E3小于3.5時(shí),主要反映DOM中胡敏酸的吸收特性,當(dāng)比值大于3.5時(shí),主要反映DOM中富里酸的吸收特性[23]。植物腐解樣品中的E2/E3均大于3.5(表1和表2),說明上覆水DOM樣品中以富里酸為主。而未添加生物量的樣品U0,其比值小于3.5,表明其DOM主要以胡敏酸為主。E4/E6通常為465 nm處的吸光度值與665 nm吸光度值的比值,通常反應(yīng)的是胡敏酸的腐殖化程度及芳香化合物的縮合程度[26]。樣品U3在不同階段中,E4/E6的變化范圍為1.53—4.24(表1)。其中T2批次的平均值最大,表明在此階段胡敏酸的縮合度和腐殖化程度比較高。在6月份的不同樣品中,E4/E6的比值在1.14—1.85之間(表2),差異較小,并且與添加量成正比,到U4后開始降低。表明胡敏酸的芳香化程度隨著植物量的增多而呈現(xiàn)緩慢的上升趨勢(shì),而到達(dá)最大值后迅速降低,表明過量的生物量會(huì)導(dǎo)致腐殖化程度降低。

A253/203主要用來反映芳香環(huán)上取代基的種類及取代程度的高低。一般情況下,當(dāng)芳香環(huán)上取代基中的脂肪鏈所占比例升高時(shí),A253/203值降低,而當(dāng)芳香環(huán)上的羥基、羧基、羰基和酯類等取代基的比例升高時(shí),A253/203值升高[27]。表1顯示出A253/203與腐解時(shí)間的長(zhǎng)短有著明顯的變化規(guī)律,A253/203的數(shù)值隨著腐解時(shí)間的增加而升高,表明取代基由簡(jiǎn)單的鏈狀結(jié)構(gòu)向更為復(fù)雜的羧基、羥基等轉(zhuǎn)變。U1—U5的A253/203值在0.35—0.44之間(表2)。U0的A253/203值為0.10,表明芳香環(huán)取代基的脂肪鏈含量較多,同時(shí)表明植物量的加入使上覆水DOM中芳香環(huán)取代基羧基、羰基、酯類的含量增多。

A226—400指紫外吸收光譜在226 nm至400 nm之間的積分面積,通常反映的是有機(jī)質(zhì)的吸收光譜特征。其值越高,表示具有苯環(huán)結(jié)構(gòu)的化合物所占比例較高。按照時(shí)間順序,A226—400值逐漸升高(表1),表明隨著腐解時(shí)間增長(zhǎng),DOM分子中苯環(huán)結(jié)構(gòu)所占比例升高,越難分解。此外,樣品U4的A226—400值最高,說明樣品U4中具有苯環(huán)結(jié)構(gòu)的化合物含量最高。

2.2 平行因子熒光組分分析

通過對(duì)不同階段白洋淀水生植物腐解樣品的EEMs進(jìn)行平行因子分析,共有5種組分被分離出來(圖2)。根據(jù)激發(fā)區(qū)間和發(fā)射區(qū)間的不同對(duì)其進(jìn)行分類,可以得出組分C1(275 nm/300 nm)、C2(280 nm/350 nm)和C5(215(280) nm/325 nm)屬于類蛋白組分,而組分C3(220(305) nm/400 nm)和C4(270 nm/455 nm)屬于類腐殖酸組分。

圖2 平行因子組分熒光光譜圖Fig.2 Fluorescence components identified by the PARAFAC model

表3指出水生植物腐解DOM組分的熒光峰位置和與先前研究結(jié)果的對(duì)比。其中C1在Ex/Em=275 nm/300 nm處出現(xiàn)單一峰,與Fellman等[28]研究得到的類酪氨酸組分(Ex/Em=270—275 nm/304—312 nm)在同一區(qū)間內(nèi),被認(rèn)為是類酪氨酸組分。C2在Ex/Em=280 nm/350 nm出現(xiàn)的單峰與Coble等[29]發(fā)現(xiàn)的T峰(Ex/Em=275 nm /340 nm)相似,此峰被Coble認(rèn)為是結(jié)合或游離態(tài)的類色氨酸峰。C3出現(xiàn)了雙峰,與Williams等[30]研究得出的C1(Ex/Em=<260(305) nm/428 nm)相比,稍有藍(lán)移,被認(rèn)為是陸源及海洋類腐殖酸的混合組分。C4與先前研究相比也發(fā)生了藍(lán)移,屬于陸源類腐殖酸,此外,C4的Ex范圍較大,介于225—415 nm之間,說明在C4中含有高芳香性或是大分子的熒光基團(tuán)。C5在Ex/Em=215(280) nm/325 nm處出現(xiàn)雙峰,然而之前并沒有研究顯示在215 nm/325 nm處的峰類型及特點(diǎn)。從C5的位置分布來看,C5為類色氨酸組分。

表3 水生植物腐解DOM五種組分的熒光峰位置及描述

2.3 DOM熒光組分主成分分析

為了進(jìn)一步評(píng)價(jià)熒光組分的變化規(guī)律,使用由PARAFAC分析得出的熒光組分得分值進(jìn)行PCA解析。在進(jìn)行主成分分析前,對(duì)兩個(gè)參數(shù)：KMO和P進(jìn)行測(cè)試檢驗(yàn)可以用來評(píng)估PCA的可行性。PCA顯示參數(shù)KMO=0.93,P<0.001,通常KMO大于0.9,P值小于0.001就可以被視為適合PCA[35]。

對(duì)所有PARAFAC得出的熒光組分進(jìn)行主成分分析后得出第一主成分和第二主成分分別占據(jù)熒光組分變化的48.31%和40.16%,兩個(gè)主成分共占據(jù)了88.47%的變化。

F1=0.471C1+0.517C2+0.073C3+0.012C4+0.481C5

F2=0.052C1+0.069C2+0.610C3+0.681C4+0.004C5

通過主成分得分圖3A可得出,5種組分均與主成分1和主成分2正相關(guān)。其中3個(gè)類蛋白組分C1、C2、C5具有高的F1負(fù)荷,更接近于PC1軸,同時(shí)主成分2的得分接近于0,表示主成分1中類蛋白物質(zhì)占主導(dǎo)地位。陸源和海洋源的類腐殖酸組分C3和C4顯示出高的F2負(fù)荷,更接近于PC2軸,表明主成分2中以腐植酸物質(zhì)為主。本研究中將PCA與PARAFAC分析相結(jié)合可以分離DOM中不同特征的熒光組分,從而可以分辨不同樣點(diǎn)熒光物質(zhì)的特點(diǎn)及貢獻(xiàn)率。

圖3 PCA分析結(jié)合PARAFAC分離的四種組分Fig.3 PCA combined with PARAFACA: 主成分分析各組分因子負(fù)荷圖The loading for the fluorescent components;B: 不同腐解時(shí)間所有樣點(diǎn)PCA因子得分圖The score of all the samples;C: 時(shí)間序列主成分因子得分圖The score order by time；D. 不同時(shí)間樣品主成分得分圖The score of different time

將所有樣品PCA的得分繪制于一張圖中(圖3B)。從圖中可以看出部分點(diǎn)位主成分1的得分較高,其他點(diǎn)位的主成分2得分較高,大多數(shù)樣品相對(duì)分散,表明水泥交界面處的樣品中DOM組分會(huì)隨著時(shí)間的變化而發(fā)生變化。圖3C中顯示出不同時(shí)間條件下表層水植物腐解樣品的主成分分析圖,T4時(shí)間段的樣本主成分得分較為集中,其它月份較為分散,且主成分1得分明顯低于主成分2得分,PC1從-0.98到-0.58,均為負(fù)值,PC2得分從0.87到1.72。表明2013年6月DOM的行為主要受主成分2的影響,類腐植酸物質(zhì)的貢獻(xiàn)較大。

為了進(jìn)一步分析樣品的特征,按照采樣時(shí)間和采樣點(diǎn)對(duì)各個(gè)點(diǎn)位進(jìn)行繪制主成分得分圖(圖3D)。結(jié)果表明,不同樣本的主成分未呈現(xiàn)明顯的差異,分析原因可能是因?yàn)槠鋪碓聪嗤?。按照時(shí)間序列對(duì)其進(jìn)行分析時(shí)發(fā)現(xiàn),各個(gè)樣點(diǎn)隨時(shí)間的變化規(guī)律一致,腐解初期,主成分1的比例高于主成分2,DOM中以類蛋白物質(zhì)為主,隨著腐解的進(jìn)行,主成分1與主成分2比例相似,表明DOM來源于類蛋白物質(zhì)和類腐殖酸物質(zhì)的共同作用,腐解后期呈現(xiàn)出主成分2的比例明顯高于主成分1,說明此時(shí)DOM主要受類腐殖酸組分的影響。分析結(jié)果表明,水生植物的消亡過程會(huì)導(dǎo)致水體的蛋白質(zhì)含量的變化,隨著腐解時(shí)間的增加,類蛋白物質(zhì)含量逐漸降低,類腐殖酸物質(zhì)含量逐漸升高,腐爛分解后期主要受沉積物的內(nèi)源釋放和劇烈的生物礦化作用的影響[36]。

2.4 相關(guān)性分析

為了更清晰地分析DOM各個(gè)參數(shù)之間的相互關(guān)系,采用相關(guān)性分析對(duì)紫外和熒光指數(shù)進(jìn)行相關(guān)系數(shù)的計(jì)算。SUVA254、E2/E3、E4/E6、A253/203和A226—400值能夠用于表征DOM腐殖化程度、芳香化程度或縮合度和分子量的大小等。在紫外參數(shù)之間,E2/E3與A253/203存在顯著地相關(guān)性(r=0.937,P<0.01)(表4),E4/E6與A226—400之間也表現(xiàn)為顯著正相關(guān)關(guān)系(r=0.993,P<0.01)(表4),然而芳香腐殖化指數(shù)SUVA254與其它參數(shù)的相關(guān)關(guān)系并不明顯,其它的文獻(xiàn)中也并未說明SUVA254與其他參數(shù)的相關(guān)性。

生物指數(shù)(Biotic Index)BIX與腐殖化指數(shù)E2/E3、A253/203和A226—400均存在顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(相關(guān)系數(shù)分別為r=-0.906,-0.920,-0.856)。E2/E3與f450/500的結(jié)果表明,兩者之間存在著顯著正相關(guān)關(guān)系(r=0.826,P<0.05),Wang等[37]的研究發(fā)現(xiàn),E2/E3與腐殖化程度和分子量大小存在負(fù)相關(guān)性,E2/E3的值越小,表明腐殖化程度越高,DOM分子量越大。因此可以推斷熒光指數(shù)f450/500與腐殖化程度之間存在著負(fù)相關(guān)性,這個(gè)結(jié)論與郭旭晶[38]對(duì)烏梁素海水體進(jìn)行相關(guān)性分析的結(jié)論一致。

表4 紫外光譜參數(shù)與熒光指數(shù)的相關(guān)性

*P<0.05;**P<0.01

通過對(duì)平行因子各個(gè)組分之間的相關(guān)性進(jìn)行研究,發(fā)現(xiàn)C3與C4具有較高的顯著性水平(r=0.932,P<0.01)(表5)。同時(shí)C1、C2和C5之間也存在較高的顯著性水平。進(jìn)一步證明了兩種腐殖酸組分和三種類蛋白質(zhì)組分分別具有相同的來源與組分特征。

表5 平行因子各組分之間相關(guān)性

*P<0.05; **P<0.01

3 結(jié)論

本實(shí)驗(yàn)運(yùn)用UV-vis和EEM結(jié)合PARAFAC和PCA等分析方法對(duì)白洋淀不同水生植物腐解量及不同腐解時(shí)間的上覆水DOM進(jìn)行了研究。其結(jié)果表明：

(1)UV-vis能夠有效的評(píng)估DOM的宏觀結(jié)構(gòu)和來源。腐殖化指數(shù)顯示出樣品的芳香化程度呈現(xiàn)出先增大后減小的趨勢(shì),未添加任何植物量的U0樣品腐殖化程度最低。對(duì)紫外指數(shù)SUVA254、A253/203和A226—400的研究表明,隨著腐解時(shí)間的增長(zhǎng),DOM分子結(jié)構(gòu)越來越復(fù)雜,縮合度和腐殖化程度越來越高,更難于被微生物所降解利用。

(2)通過PARAFAC共分離出5種熒光組分,3種為類蛋白組分(C1、C2、C5),兩種為類腐植酸組分(C3、C4)。利用PCA對(duì)PARAFAC的結(jié)果進(jìn)一步判斷得出C1、C2、C5與主成分1明顯正相關(guān),C3、C4與主成分2明顯正相關(guān)。按照腐解時(shí)間順序,腐解初期類蛋白組分在DOM樣品中占據(jù)主導(dǎo)地位；腐解中期DOM樣品受類蛋白與類腐殖酸組分共同作用,腐解后期腐殖酸物質(zhì)占主導(dǎo)地位,并隨著腐解時(shí)間的增加逐漸進(jìn)入礦化階段。

[1] Sooknah R D, Wilkie A C. Nutrient removal by floating aquatic macrophytes cultured in anaerobically digested flushed dairy manure wastewater. Ecological Engineering, 2004, 22(1): 27- 42.

[2] 秦伯強(qiáng). 湖泊生態(tài)恢復(fù)的基本原理與實(shí)現(xiàn). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27(11): 4848- 4858.

[3] 潘慧云, 徐小花, 高士祥. 沉水植物衰亡過程中營(yíng)養(yǎng)鹽的釋放過程及規(guī)律. 環(huán)境科學(xué)研究, 2008, 21(1): 64- 68.

[4] 李文朝. 東太湖茭黃水發(fā)生原因與防治對(duì)策探討. 湖泊科學(xué), 1997, 9(4): 364- 368.

[5] Zhang Y L, Liu X H, Wang M Z, Qin B Q. Compositional differences of chromophoric dissolved organic matter derived from phytoplankton and macrophytes. Organic Geochemistry, 2013, 55: 26- 37.

[6] Kwon B, Lee S, Cho J, Ahn H, Lee D, Shin H S. Biodegradability, DBP formation, and membrane fouling potential of natural organic matter: characterization and controllability. Environmental Science & Technology, 2005, 39(3): 732- 739.

[7] Bonnie A L, Rose M C, Howard S W. Changes in dissolved organic matter fluorescence and disinfection byproduct formation from UV and subsequent chlorination/chloramination. Journal of Hazardous Materials, 2014, 264: 411- 419.

[8] 張璐璐, 劉靜玲, 李毅. 白洋淀底棲動(dòng)物群落特征與重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的相關(guān)性研究. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013, 32(3): 612- 621.

[9] Chen C Y, Pickhardt P C, Xu M Q, Folt C L. Mercury and arsenic bioaccumulation and eutrophication in Baiyangdian Lake, China. Water, Air, and Soil Pollutant, 2008, 190(1/4): 115- 127.

[10] Plaza C, Brunetti G, Senesi N, Polo A. Molecular and quantitative analysis of metal ion binding to humic acids from sewage sludge and sludge-amended soils by fluorescence spectroscopy. Environmental Science & Technology, 2006, 40(3): 917- 923.

[11] Ohno T. Fluorescence inner-filtering correction for determining the humification index of dissolved organic matter. Environmental Science & Technology, 2002, 36(4): 742- 746.

[12] Baker A, Curry M. Fluorescence of leachates from three contrasting landfills. Water Research, 2004, 38(10): 2605- 2613.

[13] Hudson N, Baker A, Reynolds D. Fluorescence analysis of dissolved organic matter in natural, waste and polluted waters - a review. River Research and Applications, 2007, 23(6): 631- 649.

[14] Stedmon C A, Markager S. Resolving the variability in dissolved organic matter fluorescence in a temperate estuary and its catchment using PARAFAC analysis. Limnology and Oceanography, 2005, 50(2): 686- 697.

[15] Stedmon C A, Markager S. Tracing the production and degradation of autochthonous fractions of dissolved organic matter by fluorescence analysis. Limnology and Oceanography, 2005, 50(5): 1415- 1426.

[16] Yao X, Zhang Y L, Zhu G W, Qin B Q, Feng L Q, Cai L L, Gao G. Resolving the variability of CDOM fluorescence to differentiate the sources and fate of DOM in Lake Taihu and its tributaries. Chemosphere, 2011, 82(2): 145- 155.

[17] Smilde A, Bro R, Geladi P. Multi-Way Analysis: Applications in the Chemical Sciences. Chichester: Wiley, 2004.

[18] Lyes L, Victor A, Thierry A. PARAFAC analysis of front-face fluorescence data: Absorption and scattering effects assessed by means of Monte Carlo simulations. Chemometrics and Intelligent Laboratory Systems, 2012, 116: 112- 122.

[19] Shao Z H, He P J, Zhang D Q, Shao L M. Characterization of water-extractable organic matter during the biostabilization of municipal solid waste. Journal of Hazardous Materials, 2009, 164(2- 3): 1191- 1197.

[20] He X S, Xi B D, Wei Z M, Guo X J, Li M X, An D, Liu H L. Spectroscopic characterization of water extractable organic matter during composting of municipal solid waste. Chemosphere, 2011, 82(4): 541- 548.

[21] Nishijima W, Speitel G E Jr. Fate of biodegradable dissolved organic carbon produced by ozonation on biological activated carbon. Chemosphere, 2004, 56(2): 113- 119.

[22] 李翠蘭, 張晉京, 竇森, 任志成. 玉米秸稈分解期間土壤腐殖質(zhì)數(shù)量動(dòng)態(tài)變化的研究. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 31(6): 729- 732.

[23] Yuan D H, He L S, Xi B D, Yan C L, Zhang L Y, Huo S L, Liu H L. Characterization of Natural Organic Matter (NOM) in waters and sediment pore waters from Lake Baiyangdian, China. Fresenius Environmental Bulletin, 2011, 20(4A): 1027- 1035.

[24] Huguet A, Vacher L, Relexans S, Froidefond J M, Parlanti E. Properties of fluorescent dissolved organic matter in the Gironde Estuary. Organic Geochemistry, 2009, 40(6): 706- 719.

[25] Fialho L L, da Silva W T L, Milori D M B P, Sim?es M L, Martin-Neto L. Characterization of organic matter from composting of different residues by physicochemical and spectroscopic methods. Bioresource Technology, 2010, 101(6): 1927- 1934.

[26] Kang K H, Shin H S, Park H. Characterization of humic substances present in landfill leachates with different landfill ages and its implications. Water Research, 2002, 36(16): 4023- 4032.

[27] Kumke M U, Specht C H, Brinkmann T, Frimmel F H. Alkaline hydrolysis of humic substances—spectroscopic and chromatographic investigations. Chemosphere, 2001, 45(6/7): 1023- 1031.

[28] Fellman J B, Hood E, Spencer R G M. Fluorescence spectroscopy opens new windows into dissolved organic matter dynamics in freshwater ecosystems: A review. Limnology and Oceanography, 2010, 55(6): 2452- 2462.

[29] Coble P G. Characterization of marine and terrestrial DOM in seawater using excitation-emission matrix spectroscopy. Marine Chemistry, 1996, 51(4): 325- 346.

[30] Williams C J, Yamashita Y, Wilson H F, Jaffé R, Xenopoulos M A. Unraveling the role of land use and microbial activity in shaping dissolved organic matter characteristics in stream ecosystems. Limnology and Oceanography, 2010, 55(3): 1159- 1171.

[31] Cory R M, McKnight D M. Fluorescence spectroscopy reveals ubiquitous presence of oxidized and reduced quinones in dissolved organic matter. Environmental Science & Technology, 2005, 39(21): 8142- 8149.

[32] Stedmon C A, Bro R. Characterizing dissolved organic matter fluorescence with parallel factor analysis: a tutorial. Limnology and Oceanography: Methods, 2008, 6(11): 572- 579.

[33] Stedmon C A, Markager S, Bro R. Tracing dissolved organic matter in aquatic environments using a new approach to fluorescence spectroscopy. Marine Chemistry, 2003, 82(3/4): 239- 254.

[34] Guo W D, Yang L Y, Hong H S, Stedmon C A, Wang F L, Xu J, Xie Y Y. Assessing the dynamics of chromophoric dissolved organic matter in a subtropical estuary using parallel factor analysis. Marine Chemistry, 2011, 124(1/4): 125- 133.

[35] Guo X J, Yuan D H, Jiang J Y, Zhang H, Deng Y. Detection of dissolved organic matter in saline-alkali soils using synchronous fluorescence spectroscopy and principal component analysis. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and Biomolecular Spectroscopy, 2013, 104: 280- 286.

[36] Burdige D J, Kline S W, Chen W H. Fluorescent dissolved organic matter in marine sediment pore waters. Marine Chemistry, 2004, 89(1/4): 289- 311.

[37] Wang L Y, Wu F C, Zhang R Y, Li W, Liao H Q. Characterization of dissolved organic matter fractions from Lake Hongfeng, Southwestern China Plateau. Journal of Environmental Sciences, 2009, 21(5): 581- 588.

[38] 郭旭晶. 烏梁素海DOM光譜特性及其與金屬離子相互作用的研究. 北京師范大學(xué), 2010.

The spectra characterization on dissolved organic matter of submerged plant decomposition in Lake Baiyangdian

HONG Zhiqiang1,2，XIONG Ying2，LI Yan3，CUI Jun4，LIU Yuqin1，HE Jiangwei2，WANG Jinggang1，YUAN Donghai2,*

1BeijingUniversityofChemicalTechnology,Beijing100029,China2BeijingClimateChangeResponseResearchandEducationCenter,BeijingEngineeringResearchCenterofSustainableUrbanWaterSystemConstructionandRiskControl，BeijingUniversityofCivilEngineeringandArchitecture,Beijing100044,China3EnergyandEnvironmentDepartment，AngangSteelEngineeringandTechnologyCo.,Ltd.,Anshan114002,China4SchoolofEnvironment,BeijingNormalUniversity,Beijing100875,China

Urban polluted landscape water was purified by macrophytes that absorb nutrients and degrade pollutants. However, macrophytes are decomposed in autumn and winter, affecting water quality since they release the absorbed nutrients and pollutants back into the environment. Meanwhile, dissolved organic matter (DOM) released by decomposing macrophytes sharply increases organic pollutants. Previous studies focused on the macrophyte-purified water, biodiversity maintenance of landscape water, and eco-culture lineage, but just a few of them studied the negative effects of urban polluted landscape water purified by macrophytes. DOM is a complex mixture of compounds, most of which remain unknown, because it is hard to separate and characterize them. These compounds affect the distribution of pollutants, such as heavy metals and organic pollutants that react with DOM to form an even more complex mixture. Lake Baiyangdian is one of the largest lakes in north China that serves as an aquaculture and aquatic natural reserve, and contributes to the adjustment of the surrounding climate and carbon cycling. In this study, we investigated the effect of DOM released by macrophyte decomposition during the winter in Lake Baiyangdian, where mounts of phytoplankton, emergent aquatic plants, and submerged plants are grown. We used UV-vis and fluorescence spectra combined with Parallel Factor (PARAFAC) and Principal Component Analysis (PCA) to study DOM released by macrophyte decomposition and reveal its humification degree, aromatic degree, and molecular weight. UV-vis results indicated that the number of plants positively affected the number of carboxyl, carbonyl, and esters groups in DOM molecular composition. The humification degree increased with increasing decomposition time, but it decreased after reaching the peak value, probably because decomposition process entered into the mineralization phase. PARAFAC provided more detailed information on the components in DOM samples that hardly detected by traditional peak picking. Five components were identified by PARAFAC, including 3 protein-like components (C1, C2, and C5) and 2 humic-like acid components (C3 and C4). C1 was classified as tyrosine-like group, C2 and C5 were classified as tryptophan-like groups, C4 was dominated by humic-like acid, and C3 was a combination of marine and terrestrial humic-like acids. Correlation analysis showed that C3 was significant positive correlated with C4, as well as C1, C2 with C5, results that indicated the close relationship of protein-like substances with humic-like acids. PCA provided information on the contribution of components in DOM samples. The results showed a relatively high factor 1 score in the beginning of decomposition, indicating that the protein-like substances were dominant. During the process of decomposition, the proportion of protein-like substances decreased and the humic-like substances increased. At the end of decomposition, the humic-like acids had a relative high proportion and were dominant in DOM samples

macrophyte decomposition; dissolved organic matter (DOM); parallel factor analysis (PARAFAC); principle component analysis (PCA); spectra characterization

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51578037，51209003)

2014- 07- 11;

日期:2016- 03- 18

10.5846/stxb201407111412

*通訊作者Corresponding author.E-mail: yuandongha@aliyun.com

洪志強(qiáng)，熊瑛，李艷，崔駿，劉鈺欽，何江偉，王京剛，袁冬海.白洋淀沉水植物腐解釋放溶解性有機(jī)物光譜特性.生態(tài)學(xué)報(bào),2016,36(19):6308- 6317.

Hong Z Q，Xiong Y，Li Y，Cui J，Liu Y Q，He J W，Wang J G，Yuan D H.The spectra characterization on dissolved organic matter of submerged plant decomposition in Lake Baiyangdian.Acta Ecologica Sinica,2016,36(19):6308- 6317.