贵州草海湿地溶解性有机物的光谱特征及其与PFASs的相关性分析

2020-05-02王娅南林绍霞杨鸿波

环境科学研究 2020年4期

彭洁,王娅南,林绍霞,郭峰,李军,杨鸿波*

1.贵州省分析测试研究院，贵州贵阳 550000 2.贵州医科大学，贵州贵阳 550025 3.中国地质科学院国家地质实验测试中心，北京 100037

DOM (dissolved organic matter,溶解性有机物)是指含有众多化学官能团并能够通过0.45 μm微孔滤膜的复杂混合有机物[1-2]，其广泛存在于各类水体中.DOM的存在形态、化学特征及总量可示踪外来污染物的来源，伴随着环境中生物和非生物降解过程的发生而变化，从而影响污染物的迁移转化和生物利用性[3-4]，具有重要的环境指示意义.DOM可作为载体或配位体[5]与Cu2+、Cd2+、Hg[6-7]等重金属离子发生交互作用，结合形成有机金属复合体，进而影响重金属的环境行为及毒性[2,8].同时，与有机污染物的结合可增强污染物水溶性，促使其从沉积物或土壤向地表水或地下水迁移和二次释放[9]，直接影响污染物分配和生物有效性[10].LOU等[4]研究发现，外界条件改变会导致DOM与BaP的亲和力降低，从而增加BaP对水生生物的毒性.

PFASs (per-and polyfluoroalkyl substances，全氟及多氟化合物)是一类同时具有疏水疏油特性的人工合成表面活性剂[11].PFASs的环境持久性、长距离迁移性和毒性使其在环境介质中的归趋备受关注.然而，在众多环境因子的影响下，不同链长、官能团和结构的PFASs在不同介质中的归趋与生物效应差异较大[12].因此，研究PFASs与水环境因子相互作用关系有助于了解PFASs的环境行为和生物利用性.DOM作为水环境中极为活跃的有机组分[5]，其与PFASs的相关性研究相对较少.YU等[13]指出，DOM可与活性炭竞争吸附PFCs (perflfluorinated compounds，全氟化合物)，降低PFCs在活性炭上的吸附效率.LIU等[14]于2015年报道了PFASs在巢湖的空间分布特征及其与FDOM (fluorescent dissolved organic matter,荧光溶解有机物)的相关性，结果表明不同PFASs与FDOM各荧光组分呈现不同的相关关系，并揭示了ρ(PFASs)与ρ(FDOM)的相关性在不同水域中存在较大差异.

贵州省草海湿地是在碳酸盐形成的喀斯特盆地上积水发育而成的高原湿地[15]，是我国亚热带地区湿地生态系统研究的重要基地.草海特殊的地质背景和丰盛的草本植物或导致DOM化学组成和结构具有较大的差异性.此外，草海周边以农业为主，威宁县城污水直接排放和农业面源地表径流对DOM荧光特征和有机物污染状况均有一定影响.然而，该地区DOM与PFASs污染特征尚不明确.因此，该研究利用超高效液相色谱-质谱联用技术和三维荧光光谱技术，结合平行因子分析，对草海湿地中DOM荧光特征和空间分布情况初步表征，探究其与ρ(PFASs) 的相关关系以及可能对PFASs环境行为造成的影响，以期为贵州喀斯特高原湿地生态风险控制提供基础数据.

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

草海国家级自然保护区(26°49′N～26°53′N、104°12′E～104°18′E)位于贵州省威宁县城西南侧，是一个水生活动丰富、生产力高、完整的高原湿地生态系统，水体自生源特征明显.此外，该地区经济发展滞后，污水处理设施尚不完善，水质日趋恶化，威宁县城生活污水、周边村镇禽畜养殖、农业化肥用水是其主要污染来源[16].因此，草海营养元素和污染物输入同时受外源和湖泊初级生产力控制[17].

1.2 样品采集与预处理

根据文献调研和实地勘察的结果，按照环境承载力高低和地势特点，将草海湿地划分为入湖区、中部湖区、西部湖区(村落聚集)、威宁县城、出湖区(唯一泄水口)5个区域，再结合草海监测站的常规监测位点，于2017年12月采集草海表层水样品共21个(见图1).每个采样点采集水样1 L，保存于聚丙烯材质的无菌采样袋中.样品存储于装有冰块的保温箱中，尽快运回实验室冷藏.

图1 草海湿地采样点分布Fig.1 The distribution of sampling sites in Caohai Wetland

1.3 样品的测定

1.3.1表层水中PFASs的分析与测定

样品前处理：水样经0.45 μm微孔滤膜去除悬浮颗粒物，准确量取500 mL水样用Waters WAX固相萃取柱(150 mg，6 cm3,30 μm)提取.首先依次使用4 mL 0.5%氨水甲醇溶液、甲醇、去离子水活化固相萃取柱，然后以3 mL/min的流速上样.上样完成后，用10 mL 25 mmol/L醋酸盐缓冲液(pH=4.0)淋洗.真空抽干残留水分，用7 mL 0.5%氨水甲醇溶液洗脱，洗脱液在35 ℃下氮吹至近干.加入5 ng混合内标( MPFAC-MAX)后甲醇定容到0.5 mL，离心取上清液上机检测.

色谱分析：Agilent ZORBAX Extend C18色谱柱(50 mm×2.1 mm,1.8 μm)；进样量为4 μL；流速为0.3 mL/min；柱温为40 ℃；流动相A为2 mmol/L乙酸铵水溶液，流动相B为甲醇.梯度洗脱程序：0～0.5 min，10%～35% B；0.5～3 min，35%～50% B；3～13 min，50%～90% B；13～13.1 min，90%～100% B；13.1～15 min，100% B；16 min，10% B.

质谱分析：采用电喷雾离子源(ESI)，负离子扫描，多重反应监测模式(MRM)；各质谱参数为毛细管电压 3 500 V、干燥气温度325 ℃、干燥气流速5.1 L/min、鞘气温度350 ℃、鞘气流速11 L/min、喷嘴电压0 V；辅助气、雾化气、碰撞气均为氮气.

1.3.2DOM三维荧光分析

样品经0.45 μm滤膜过滤，采用F97PRO(上海棱光技术有限公司)荧光分光光度计进行三维荧光光谱测定.激发光源为150 W氙弧灯，λEx(激发波长)扫描范围为200～600 nm，λEm(发射波长)扫描范围为200～650 nm，增量为5 nm.以超纯水为空白降低拉曼散射的影响，所有样品三维荧光光谱扣除空白样品光谱信号后用Matlab 7.0进行平行因子模型分析.

2 结果与讨论

2.1 草海湿地DOM荧光特征

2.1.1荧光组分特征

基于草海湿地样品三维荧光光谱测定结果，利用平行因子分析模型，共识别出4种荧光组分，包括2种类腐殖质组分(类腐殖酸C1和长波段腐殖质C2)，1种类富里酸组分(类富里酸C3)及1种类蛋白组分(类色氨酸C4).其中，C1属于典型的类腐殖质荧光组分，对应于传统的可见光区富里酸C峰〔λEx(320～360 nm)/λEm(420～460 nm)〕，主要由相对稳定的大分子有机物质产生，具有稳定的芳香性和疏水性结构[18].一般认为，该组分是陆地水体中陆源腐殖酸输入的重要信号.C2反映了长波段腐殖质的荧光性质，对应于传统的D峰〔λEx(390 nm)/λEm(509 nm)〕，是由大分子疏水性化合物组成[19]，表征土壤富里酸来源.C3与传统的海洋腐殖质M峰〔λEx(290～312 nm)/λEm(370～420 nm)〕相比，λEx增大，略微红移，多源于微生物及水中浮游植物降解氧化或陆地衍生的有机物质[3,20].C4属于典型的类色氨酸荧光组分，受DOM中芳环氨基酸的影响[21]，亲水性较强，与传统T峰相对应.这类组分反映的是水体自身生物降解，是水体自生源的典型指征.荧光组分类型与其他文献对比结果见表1.然而近年来研究[25]表明，生活污水和工业废水中也可携带类蛋白荧光，需结合水体实际情况对其输入源进行综合评定，4个荧光组分的三维荧光光谱见图2.

图2 三维荧光-平行因子分析模型识别的4种荧光组分Fig.2 Four different fluorescence component identified by 3D-EEM-PARAFAC model

表1 草海湿地表层水中4种荧光组分特征
Table 1 Characteristics of four fluorescence components in Caohai Wetland

荧光组分λEx∕λEm数据来源360nm∕450nm该研究类腐殖酸(339～420nm)∕(434～520nm)文献[22]270nm(360nm)∕478nm文献[23]400nm∕510nm该研究长波段腐殖质(350～440nm)∕(430～510nm)文献[18](339～420nm)∕(434～520nm)文献[22]类富里酸330nm∕400nm该研究(290～310nm)∕(370～420nm)文献[24]280nm∕350nm该研究类色氨酸(270～280nm)∕(300～350nm)文献[18](270～285nm)∕(322～340nm)文献[25]

2.1.2草海湿地荧光组分分布特征

由图3可见，枯水期草海湿地表层水中，类腐殖酸、长波段腐殖质、可见光富里酸和类色氨酸的荧光强度占比分别为48.6%、23.6%、22.9%和4.9%，其中类腐殖质总贡献率高达72.2%，显示枯水期威宁草海表层水中DOM属于类腐殖质主导型.该荧光主导类型与岷江上游[18]以及闽江[26]的研究结果一致，但与太湖[27]、阿哈水库[28]和派河[25]以类蛋白质为主相反.草海湿地枯水期受季节温度影响，生物活动和降解过程迟缓，自生源特征不明显，表现为类色氨酸贡献率最低.此外，水草植物等死亡降解所形成的大分子量腐殖质受冬季水环境条件制约[29](红枫湖)，不再进一步降解，使得长波段腐殖质贡献率也相对较高.该研究中，草海湿地枯水期外源特征明显，腐殖化程度高，推测主要受人为源有机质输入的影响.4个组分在草海各采样点中荧光强度占比差异不大(见图3)，没有明显变化趋势，表明威宁草海DOM受到相似源的持续稳定输入.

图3 草海湿地4种组分荧光强度占比Fig.3 Fluorescence intensity relative proportions of four fluorescent components in Caohai Wetland

图4 草海湿地表层水各荧光强度空间分布Fig.4 Spatial distribution of fluorescence intensity in surface water in Caohai Wetland

图4集中反映了草海湿地DOM各组分的分布情况.由图4可见，总荧光强度变化主要受到类腐殖质变化的影响，呈现由入湖区(S1、S2)、县城湖区(S3～S13)、西部湖区(S18～S21)向北部泄水方向(S14～S17)逐步降低、湖心区略高的趋势.总荧光强度在上游入湖口(S2)达到峰值，受湖滨农业生产导致土壤腐殖质和营养物质随着地表径流直接入湖的影响较大.县城湖区(S3～S13)总荧光强度沿北部呈下降趋势，该侧集中了威宁县城城镇化建设，污水处理设施尚不完善，故推测人为有机物输入是县城湖区DOM污染的主要原因.

2.2 PFASs污染特征

草海湿地表层水中共检出12种PFASs (见图5)，ρ(PFASs)为233.18 ng/L，平均值为19.43 ng/L，其中PFBA、PFHxA、PFHpA、PFOA、PFNA、PFOS和F-53B检出率为100%.草海湿地表层水中各物质残留水平差异较大，PFBA作为PFOA短链替代品被广泛应用于生产和生活中，其水溶性高，是草海湿地主要PFASs污染物，占ρ(PFASs)的48.1%.此外，PFBS (11.6%)替代8C的PFOS (0.80%)成为草海湿地主要的全氟磺酸化合物，该结果与ZHOU等[30-31]在汤逊湖及莱茵河的研究相符.考虑在全氟辛烷磺酰氟及其相关产品的限制使用下，与N-甲基全氟丁基磺基乙醇胺和全氟四碳化合物的增产有关[32].整体上，草海湿地ρ(PFASs)平均值低于太湖(56.9 ng/L)[33]、高于拉萨河(270 pg/L)[34]，与巢湖(14.46 ng/L)[14]、长江(18.98 ng/L)[35]污染相当，呈现与我国PFASs排放源相一致的东西差异[36]，显示区域经济结构和人类活动对其影响较大.

图5 草海湿地表层水中ρ(PFASs)的空间分布Fig.5 The spatial distribution of PFASs in surface water in Caohai Wetland

草海湿地地表水各采样点ρ(PFASs)变化趋势如图5所示.由图5可见：ρ(PFASs)在入湖区(S1)处因生活污水和农业生产用水的持续输入达到高值(22.67 ng/L)，点源污染特征明显；而西部湖区入湖支流(S19)源于岩洞，径流量少，ρ(PFASs)残留最少(3.22 ng/L)，其余监测点ρ(PFASs)则变化不大.草海湿地ρ(PFASs)变化趋势与过往水质污染指标ρ(TP)、ρ(TN)、ρ(CODMn)、ρ(Chla)变化趋势一致，均表现为由东至西逐步降低，且在入湖口明显高于其他区域[37]，揭示了PFASs污染与常规污染物来源具有一致性，推测人类活动是造成其污染的主要原因.

2.3 各荧光组分与ρ(PFASs)的相关性分析

该研究利用Spearman相关性分析初步探索了12种PFASs与岩溶水中4种DOM荧光组分的相关关系.由表2可见，4种荧光组分仅与个别PFASs存在不同程度的相关性.其中，各荧光组分均与ρ(PFBS)呈负相关；类色氨酸组分与ρ(PFHpA)呈负相关(R=-0.600，P<0.01)，与长链ρ(PFTriDA)则呈显著正相关(R=0.611，P<0.01).化合物性质对其相关性存在一定的影响：①从化合物亲疏性来看，PFTriDA为强亲脂性化合物，类蛋白组分则具有亲水性[20]，二者呈显著正相关，表明了草海湿地中类蛋白组分与PFTriDA存在相互作用.②从化合物带电性来看，水中DOM大都为带负电荷的大分子物质[29]，PFASs也为带负电荷的疏水性化合物，二者离子交换能力弱，使得二者之间存在不相关或负相关关系.

表2 12种PFASs与荧光组分的相关性Table 2 The correlation matrix between 12 PFASs with fluorescent components

注：** 表示P<0.01.

DOM与有机污染物之间的结合力除与DOM本身的化学特性有关，还与水体性质有关.LIU等[14]发现巢湖中有色荧光溶解有机物含量与ρ(PFASs)呈正相关，与该研究结果相佐.除受DOM自身复杂结构和来源的影响外，也与流域水质特征变化有一定关系.草海湿地水化学类型为Ca-HCO3，受岩溶地形影响，其水体呈碱性，且氧化还原电位亦存在时空变化[37]，这可能会影响DOM官能团的结构以及PFASs的存在形态.此外，不同采样季节降雨量引起的地表径流可能会造成水体中DOM各组分荧光强度的瞬时变化，使得同一湖泊不同采样季节或者不同湖泊之间DOM存在较大差异.