博斯腾湖沉积物孔隙水中溶解有机质对汞环境化学行为的影响

肉克亚·如孜 / 库尔勒市环境监测站

博斯腾湖沉积物孔隙水中溶解有机质对汞环境化学行为的影响

肉克亚·如孜 / 库尔勒市环境监测站

本文运用三维分子荧光光谱法(3D-EEM)，研究Hg(II)与博斯腾湖沉积物中天然溶解有机质（DO M）的相互作用机理。结果表明，5采样点沉积物均含有A峰、B峰和峰C等3种荧光基团。峰A和峰B均为类蛋白峰，峰C为类腐殖酸峰。Hg(II)猝灭滴定结果显示，溶解有机质中的3种荧光集团都能够不同程度地被Hg(II)猝灭，说明它们所代表的物质能够与Hg发生作用。Hg与DO M中荧光基团的反应属于静态猝灭，生成稳定的不发光的Hg-DO M络合物。各采样点类蛋白物质条件稳定常数和结合常数均高于类腐殖酸物质条件稳定常数和结合常数，但各采样点同种荧光峰之间不存在较大差异。本研究各采样点DO M的条件稳定常数3.82～4.34，结合常数3.76～5.54。博斯腾湖沉积物中的DO M与Hg(II)较强的络合作用意味着水环境中普遍存在的DO M很可能影响汞污染物在水环境的迁移和转化。

DO M；Stern-Volm er方程；猝灭实验；博斯腾湖

在湖泊生态系统中，普遍存在着溶解有机质(dissolved organic matter，简称DOM)，它能够影响水环境中痕量金属离子的物理迁移、化学转化以及生物可利用性。沉积物孔隙水是沉积物与其上覆水体之间进行物质交换的重要介质。DOM能够与营养元素或痕量重金属离子相互作用，影响这些物质在沉积物—水界面的迁移转化及其毒性和生物可利用性[1]。而水体汞污染是一个有关生态和人类健康的全球性问题．过去几十年中，人们对汞的生物地球化学循环进行了卓有成效的工作，但欲彻底理解其在水生生态系统和陆地生态系统中的迁移转化过程尚存困难。Hg(II)的环境特性和毒性受到多种因素的影响，其中天然有机质对汞的络合作用是众所周知的[2]。最近的一项研究[3]表明，由于官能团的存在，腐殖质能够与金属离子通过一系列方法相互作用，例如络合、离子交换以及降解等。

博斯腾湖地处新疆的焉耆盆地，位于巴音郭楞蒙古自治州博湖县，地理位置为北纬41°35′-42°12′、东经86°03′-87°50′，水域面积约1160km2，东西长55km，南北平均宽20km，平均水深为7. 5m，最深为15m，是我国最大的内陆淡水湖。博斯腾湖由13条大小不一的河流补给，目前水质为IV类，黄水区水质较差，为V类。引起博斯腾湖水质污染的主要原因是灌区排盐水的污染。黄水区水域面积仅占博斯腾湖的12%，但是入湖的污染物占整个入湖污染物的比例最高。以可溶盐为例，占入湖污染物总量的79%，由此可见，黄水沟是博斯腾湖主要的污染源[4]。从表1可以看出，从入湖口黄水沟到湖心，盐度和CI-、Mg2+、Ca2+等离子浓度基本出现下降趋势。

由于荧光光谱具有灵敏度高（10-19数量级）、用量少（1～2ml）和不破坏样品结构等优点，3D荧光光谱技术被广泛用于表征海洋、河流、湖沼、土壤等不同来源的DOM[5-6]。本研究的目的是应用3D-EEM来研究和描述Hg(II)滴定对不同采样点沉积物溶解有机制DOM的络合作用，应用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程拟合出条件稳定常数、结合常数以及配位比例等重要参数，比较分析不同采样点、不同荧光基团与Hg(II)络合能力与盐梯度关系，以期为博斯腾湖污染物的环境化学和行为研究提供基础信息。

1 样品与分析

1.1样品采集与处理

根据博斯腾湖的水流、盐度特征，采用柱状采样器于2014年11月从黄水沟入湖口到湖心的5个点采集沉积物样品（见图1，编号1～5）。沉积物采集后，迅速装入充满氮气的棕色PVC袋中低温保存带回实验室。沉积物在4℃，以1000转/分钟离心30分钟，取上清液即孔隙水，4℃储存供分析用。

图1　采样布点图

1.2测试仪器与分析方法

沉积物孔隙水溶解性有机物的荧光特征用F-7000分子荧光光谱仪（Hitachi，Japan）检测。3D荧光测量参数设置如下：带通：Ex =5 nm，Em =10 nm；响应时间：自动；扫描速度：1200 nm/ min；扫描光谱进行仪器自动校正。激发波长范围为Ex = 200～400 nm（间隔5 nm），发射波长为Em = 200～500 nm（间隔2 nm）。反应体系温度为22℃，测试重复3次，试验结果采用平均值。所测结果均扣除去离子水空白。标准HgCI2贮备液（0.1 M）的配制：将HgCI2（分析纯，贵州省铜仁化学试剂厂）溶解于超纯水，并于4℃冰箱保存[7]。

1.3荧光猝灭滴定

采用连续加入方式，首先在1cm石英比色皿中装入3.0 mL孔隙水溶液进行检测。然后使用Hg2+溶液按照2、4、6、8、10 μ L加入比色皿，并且每次加入Hg2+后采用磁力搅拌器搅拌30 min，使反应达到平衡。反应体系温度为室温（22℃）。测试重复3次，试验结果采用平均值。3D光谱图使用Sigma Plot 11.0（Systat Software Inc，美国）绘制[7]。

2 结果与讨论

博斯腾湖5个不同采样点沉积物空隙水DOM的3D-EEM均显示了3个不同的荧光峰。结合前人的研究结果[8-9]，对天然环境中各种溶解有机质的荧光峰类型进行了总结。峰A（Ex/ Em=225～230/330～342nm）位于Ⅱ区（含芳环基团的蛋白质Ⅱ）；B峰（Ex/Em=280/330～346nm）位于IV区（溶解性微生物产物）；C峰（Ex/Em=290～325/395～406nm）位于Ⅴ区（类腐殖酸）。峰A和峰B都属于类蛋白物质，进一步被确定为芳香族氨基酸和色氨酸[6,7,10,11]；峰C属于类腐植物质，被认为与腐殖质结构中的羰基和羧基有关[12]。从图2 可以看出，孔隙水DOM溶解性微生物副产物的荧光峰最强，类蛋白质峰次之，而类富里酸的荧光峰较弱，说明孔隙水DOM中的荧光物质主要为类蛋白物质，类腐殖酸物质含量则相对较少。

图2　Hg2+对DOM的猝灭

2.1Hg(II)-DOM配位作用

从图2中可以看出，在避光、振动条件下，随着Hg(II)浓度的增加，DOM的3种荧光峰A、B、和C的荧光强度都随着Hg(II)浓度的增加而下降，表明Hg(II)与DOM中的荧光官能团发生了配位作用。Hg(II)与DOM发生荧光猝灭的现象与前人的相关报道是一致的[13]。

在静态条件下，Hg(II)对DOM的荧光猝灭反应比较慢，这可能是在中性pH条件下，Hg(II)以[Hg(OH)2]0形态存在于水溶液中，而OH—配位体被另一种有机配位体替换是一个缓慢的过程[14]。另一方面，Ca(II)离子对腐植酸具有较高的亲和力[15]，Hg(II)需要替换在DOM样品中绑定于荧光基团的Ca(II)离子，所以Hg(II)对DOM的荧光猝灭反应比较缓慢。根据Saar和Weber的报道[16]，Cu(II)、Pb(II)、Co(II)、Ni(II)和Mn(II)等离子对DOM中的荧光基团没有猝灭作用。荧光猝灭发生的机理可能是金属离子的绑定改变了DOM样品中金属离子和结合点位的电极，导致在某一特定发射光谱位置上荧光强度的增加或者降低[17]。

图3　典型采样点DOM与Hg2+相互作用的Stern-曲线

2.2猝灭机制及猝灭常数

为了定量研究Hg2+与DOM的结合作用，一般可使用Stern-Volmer方程[见式 (1) 描述荧光猝灭数据[12]。

F0/F=1+KSVC=1+kqr0C （1）

式（1）中：F0和F分别为Hg2+加入前后DOM所得的荧光强度；KSV为猝灭常数，L/mol；kq为生物分子猝灭速率常数，L/(mol. s)；r0值为1.0×10-8s[18]；C为c(Hg2+)，mol/L。

从图4可以看出，随着c(Hg2+)的逐渐增大，各峰的F0/F值逐渐增大。峰A、峰B和峰C的Stern-Volmer呈良好的线形关系（R2=0.92～0.99），说明DOM中荧光集团A、B及C与Hg2+的相互作用过程由静态猝灭或动态猝灭控制[9]。各采样点峰A～峰C的kq值范围7.0×1013～6.9×1014[l/(mol.s)]，均大于最大散射猝灭速率常数2.0×1010(l.mol-1.s-1)[18]，说明各荧光基团与Hg的相互作用属于静态猝灭过程，即DOM中的这些荧光基团与Hg2+生成不发出荧光的络合物Hg(II)-DOM。

2.3条件稳定常数及配位比例

荧光猝灭数据可以进一步用修正型Stern-Volmer方程[见式(2)]来描述[18]：

式（2）中，Ka为条件稳定常数，f为被Hg2+配位的荧光基团的比例，[c]为Hg2+浓度，mol/L。

图4 典型采样点DOM与Hg2+相互作用的修正型Stern- Volmer方程拟合

图5为典型采样点峰A、B和C的修正型Stern-Volmer方程拟合。由图4可见，图中曲线具有良好的线形关系（R2=0.97～0.99），说明修正型Stern-Volmer方程可用来描写Hg2+与DOM的相互作用。各采样点DOM与Hg(II)络合的条件稳定常数和配位比例见表1。

表1　各采样点Hg2+与DOM反应的相关参数

从表1中可见，不同采样点DOM荧光峰的条件稳定常数的大小顺序是：峰A>峰B>峰C，说明类蛋白类物质与Hg的络合能力高于类腐殖类物质与Hg的络合能力，DOM中类蛋白物质对环境中Hg迁移的影响高于类腐殖质。从表2中同时可以发现，不同采样点同种峰的条件稳定常数较接近，说明沉积物环境因素包括DOM浓度、盐度等对各荧光峰条件稳定常数的影响很小[19]。

从表1中还可知，本研究DOM中荧光物质与Hg2+的条件稳定常数为3.82～4.34，这较小于Fu Pingqing等[16]城市河流中DOM与Hg的条件稳定常数5.01～5.62，但是与Xiao Qiaolu[19]等的研究中河流和湿地中DOM与Hg(II)的条件稳定常数（分别为4.29～4.66和4.18～4.24）和何小松等[20]的研究中垃圾渗滤液中DOM与Hg的条件稳定常数4.30～5.70较接近。说明博斯腾湖沉积物中DOM与Hg2+具有较强的络合作用，并生成较稳定的Hg(Ⅱ)-DOM络合物，DOM对汞污染物在环境中的迁移、转化有较大的影响。

2.4结合常数与结合点位数

小分子独立地与一系列大分子结合时，其结合常数和结合点位数可用修正Hill方程[见式（3）]计算[21]：

lg[(F0-F/F)]=lgkb+nlgc (3)

式（3）中，kb是结合常数，n为结合点位数。

图7为峰A、峰B和峰C的修正型Hill方程拟合.由图5可见，各曲线具有良好的线性关系（R2=0.98～0.99），说明DOM 与Hg2+的作用符合修正型Hill模型。n值大于1说明孔隙水DOM中有不止一类与Hg2+结合的点位。

图5　典型采样点DOM与Hg2+相互作用的修正Hill方程拟合

表1为不同采样点各荧光峰的结合常数和结合点位数。从表1中可得，不同采样点各荧光峰的结合常数和结合点位数的大小顺序是：峰A>峰B>峰C，说明类蛋白类物质与Hg的结合能力高于类腐殖物质与Hg的结合能力，DOM中类蛋白物质对环境中Hg迁移的影响高于类腐殖物质。从表1中同时可以发现，不同采样点同种峰的结合常数较接近，这与各采样点DOM条件稳定常数的情况是相似的。

从表1中还可知，本研究各采样点DOM的结合常数在3.76～5.42范围内，因没发现Hg(II)与其他污染物结合常数的相关报告，与EPS和其它金属离子的结合常数作比较，例如EPS与镉、锌的结合常数分别为2.95～7.22和3.58～8.09，与本研究结果都比较接近[22]。各采样点DOM中峰A和峰B的结合点位数在1.20～1.39，均大于1，说明在DOM中有不止一类与Hg2+结合的类蛋白物质点位。各采样点峰C的结合点位数在1.01～1.07，很接近于1，表明在DOM中只有一类与Hg2+结合的类腐殖质点位。博斯腾湖沉积物中DOM与Hg2+较强的结合能力意味着溶解性有机物能够影响汞污染物在水环境的迁移和转化。

3 结论

不同采样点1～5沉积物孔隙水DOM均出现3荧光集团，峰A和峰B属于类蛋白物质，峰C属于类腐殖质物质。类蛋白物质的含量高于类腐殖质物质。各采样点DOM中的3种荧光峰都能被Hg2+ 猝灭，猝灭过程属于静态猝灭过程，可用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程来描述。DOM可与Hg2+ 发生较强的络合作用，并生成稳定的不发光Hg(II)-DOM络合物。各采样点DOM中类蛋白质条件稳定常数和结合常数均高于相应采样点类腐殖质条件稳定常数和结合常数，但各采样点同种峰之间不存在较大差异。博斯腾湖沉积物中的DOM与Hg2+较高的条件稳定常数和结合常数意味着DOM对汞污染物在水环境中的迁移、转化具有较大的影响。

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