三維熒光技術在天然水質表征中的研究進展

李娟娟,黃玉明

(西南大學化學化工學院,三峽庫區生態環境教育部重點實驗室,重慶400715)

研究表明溶解性有機質DOM(dissolved organic matter)普遍存在于河流、湖泊及海洋等天然水域中,其富含羥基、羧基、氨基和芳香環等活性基團,具有高的遷移和反應活性[1]。DOM能與金屬離子形成絡合物,從而影響金屬的溶解性和毒性。在飲用水處理過程中,DOM的存在會使氯化消毒過程中產生更多的副產物。在天然水域中DOM含有豐富的碳、氮、磷等營養元素,能夠影響天然水的各種物理、化學和生物過程,對于藍藻水華的暴發也有重要作用[2]。由于DOM的廣泛存在,且能參與多種物理化學及生物過程,對水環境質量有重要影響,已成為人們關注的焦點之一。

DOM的分子量、化學結構及官能團都具有較大的分布范圍,且有難以表征的部分,因此對DOM的各個成分進行詳盡分析變得困難[3]。近年來對于DOM的成分和含量分析多借助于熒光光譜技術,特別是三維熒光光譜 EEM(Three-dimensional Excitation-Emission Matrix Spectra),已經用于水體中DOM的表征。相對于紅外、核磁共振及氣相色譜-質譜聯用技術(GC-MS)等DOM測定方法, EEM具有快速、靈敏度高、樣品量少及無需前處理富集樣品等優點,現已成為DOM表征的首選方法。過去的20年間EEM已用于淡水、海岸水及海洋水的研究中[4-6]。在水處理過程、污染預警和水質監測方面EEM能夠有效地反映出DOM濃度以及特征的微小變化,所以在污水處理研究中也有應用。Henderson等人對EEM在循環水處理過程中的應用進行了綜述[7]。對近10年來 EEM在天然水水質表征中的研究進行簡要評述,重點將圍繞環境因素對三維熒光測定DOM的影響以及三維熒光在天然水質監測中的研究成果等方面。

1 三維熒光峰的分類

根據Coble等人的研究,環境水樣中通常存在6類熒光峰[4],其名稱及熒光峰位置分別為:Peak A,腐殖酸(humic-like)熒光峰,λEx/Em=237-260/ 400-500 nm;Peak B,酪氨酸(tyrosine-like)熒光峰, λEx/Em=225-237/309-321 nm,275/310 nm;Peak T1,色氨酸熒光峰(tryptophan like),λEx/Em=275/340 nm;Peak T2,色氨酸熒光峰(tryptophan like),λEx/Em=225-237/340-381 nm;Peak C,類腐殖酸(humiclike)熒光峰,λEx/Em=300-370/400-500 nm;Peak M,海洋腐殖酸(marine humic-like)熒光峰,λEx/Em= 290-310//320-410 nm。

海水中腐殖酸(Peak M)的熒光峰較為明顯,海洋腐殖酸能夠促進藍藻的增長,與生物活性有關[4,8]。Peak B,Peak T1和 Peak T2均為類蛋白(protein like)熒光峰,一般在來源于污水的水源中含有較強的類蛋白熒光峰,而在較為潔凈的天然水域中 Peak A和 Peak C熒光峰占主導地位[9]。Peak T1和Peak T2一般是受人類活動影響而存在的熒光峰,一定范圍內可以作為天然水域中受人類活動影響的水示蹤劑[4]。在不同的水樣中上述6個熒光峰的熒光位置可能會發生紅移或藍移。當DOM濃度較高時熒光峰發生紅移,反之則發生藍移。

2 環境因素對DOM熒光的影響

DOM的熒光峰強度不僅與本身的性質和濃度有關,還受環境因素如pH,溫度,金屬離子等的影響。

2.1 pH對于DOM熒光強度的影響

p H的變化會引起DOM分子形狀發生變化,低 p H值會使DOM分子發生卷曲,熒光基團外露較少,導致熒光強度降低;高p H值會使DOM分子伸展,熒光基團外露較多,導致熒光強度增強[10]。p H對于DOM不同熒光峰的影響效果有一定差別:當4

5.5時熒光強度也隨p H的增加而增強,但是增強不顯著[11];當3

8時,色氨酸熒光強度增加30%;酪氨酸熒光強度受p H的影響比其他熒光峰都要顯著[9]。熒光光譜技術一般用于測定p H值為2～12的溶液,有時為了減小p H對于熒光強度的影響,可將p H調到6～7的中性范圍內再進行測定[12]。而天然水的p H值在5～9之間,在此p H范圍內所有熒光峰的熒光強度的最大變化在10%左右,所以環境樣品的p H變化并不影響三維熒光技術用于表征和分辨不同來源的DOM。

2.2 金屬離子對DOM熒光強度的影響

金屬離子與DOM能夠發生絡合作用而使DOM的熒光強度發生猝滅。在天然水中的類腐殖酸熒光峰(Peak A和Peak C)的熒光強度受金屬離子的影響最為顯著[9]。金屬的磁性不同對于DOM的熒光強度的猝滅情況并不相同。一般而言,順磁性金屬離子如 Cu2+,Fe3+,Hg2+,Ni2+,Zn2+能夠與腐殖酸發生絡合反應而猝滅熒光[11,13-14]。反磁性金屬離子如Al3+,Mg2+,Ca2+和Cd2+對腐殖質熒光強度的影響比較復雜,可能會猝滅、增強或者無影響[15]。金屬離子對于DOM熒光強度影響作用主要是在實驗室條件下通過加入自由金屬離子進行研究的,而在自然環境中金屬主要以顆粒物和金屬有機物的形式存在,而且金屬的性質受p H的影響比較大[16]。所以目前關于金屬離子對DOM熒光強度是否有顯著影響還存在爭議,有待進一步研究。

2.3 溫度對DOM熒光強度的影響

熒光強度受溫度的影響較大[7],溫度的改變并沒有改變DOM的分子結構,所以溫度對熒光強度的影響是可逆的。有些研究發現溫度對熒光強度的影響是不可逆的,可能是因用光源對樣品進行升溫的過程中DOM發生了光降解或者分解所致[9]。

3 三維熒光在環境監測中的應用

通過DOM的三維熒光光譜能夠識別出不同的熒光峰,同時能夠給出不同熒光峰的熒光強度。天然水體中富里酸、腐殖酸的熒光強度與類蛋白氨基酸的熒光強度的比值與水中浮游植物、動物和人類的活動有關。根據不同的熒光峰之間的熒光強度比值可以檢測和分辨出土壤、河流、湖泊及海洋等不同來源的DOM[17]。

3.1 海洋DOM

三維熒光技術已經應用海洋和入?？谔幩蠨OM的表征,以反映海洋微生物的生物活性、浮游生物對海洋DOM的影響[18-19]以及海岸水DOM和陸源DOM對開放海域海水的影響。海洋腐殖酸(Peak M)不同于陸源腐殖酸(Peak C),它不是由陸源腐殖酸轉化而來的,而是由海洋環境中新產生的腐殖酸,它與海洋生物的活性有關[4]。不同深度的海水中和離海岸線距離不同的海水中DOM的熒光變化主要表現為腐殖酸熒光強度的變化。離海岸線和入海口越遠Peak A的熒光強度越低,Peak M的熒光強度越強,即離海岸線和入海口越遠,海洋腐殖酸的影響效果越明顯[20-21]。河流和海洋深處水樣的Peak C能夠反映出有機物的腐殖化程度和成熟度,水樣中Peak C的最大Ex/Em波長紅移越明顯,表明該處水樣中有機質腐殖化程度和成熟度越高。水樣中Peak M的最大Ex/Em波長的紅移與鹽度有關,隨著鹽度降低,Peak M逐漸向長波長的Peak C區域紅移,以此可分辨河流水和海洋水[22]。海水中的類蛋白熒光峰(Peak B,Peak T1,Peak T2)受內源和外源2方面的影響:內源即某一海域環境自身產生的類蛋白,外源是通過水流交匯等途徑引入的其他地域的類蛋白。在入?？?、港口和近海岸處Peak T1和Peak T2的變化可反映出人類活動對海水的影響[23],在遠海區域Peak T1和Peak T2反映生物活性[24-25]。所有海水中均存在酪氨酸熒光峰(Peak B)[24]。

3.2 在淡水和河口三角洲地區的DOM

淡水中DOM的濃度和特征差異較小,可利用EEM的高靈敏度來檢測出DOM的微小變化。一般淡水中含有較多的腐殖酸,Peak A和Peak C熒光強度大,而污水中含有類蛋白較多,Peak T1, Peak T2和Peak B的熒光強度大。EEM在淡水中的應用主要集中在污水對于河流、湖泊、庫區水體的污染狀況分析,以及在河口三角洲地區用于追溯DOM的來源。

一般河流中類腐殖質熒光顯著大于類蛋白熒光,當類蛋白熒光較強,類蛋白和類腐殖質熒光強度的比值r(類蛋白/類腐殖質)較大時,表明河流水質受到外源污染[26]。r值可用于初步判斷DOM的來源,水體未受污染時r值較小,而受污染的河流r則較大[27]。比較水體中DOM的三維熒光圖譜的變化,可以了解時間和空間的變化對于水體DOM的影響[27-28]。

4 小結

由于DOM的廣泛存在,且能參與多種物理化學及生物過程,對水環境質量有重要影響,已成為人們關注的焦點之一。作為一種快速、靈敏而且簡單的分析方法,EEM可為水體DOM的表征提供豐富的信息,在水質表征方面已展現出獨特的能力,本文重點圍繞環境因素對三維熒光測定DOM的影響進行了總結,以期為相關的研究人員提供參考。

[1] Chen W,Westerhoff P,Leenheer J A,et al.Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J].Environ Sci Technol,2003, 37(24):5701-5710.

[2] Biers E J,Zepp R G,Moran M A.The role of nitrogen in chromophoric and fluorescent dissolved organic matter formation[J].Mar Chem,2007,103(1-2):46-60.

[3] Ogawa H,Tanoue E.Dissolved organic matter in oceanic waters[J].J Oceanogr,2003,59(2):129-147.

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

[5] Nagao S,Suzuki Y,Nakaguchi Y,et al.Direct measurement of the fluorescence characteristics of aquatic humic substances by a three-dimensional fluorescence spectrometer[J].Bunseki Kagaku,1997,46:335-342(in Japanese with English abstract).

[6] 方 芳,楊 艷,翟端端,等.三峽回水區DOM的F-7000三維熒光光譜特征 [J].三峽環境與生態,2009,2(6):9-14.

[7] Henderson R K,Baker A,Murphy K R,et al.Fluorescence as a potential monitoring tool for recycled water systems:A review[J].Water Res,2009,43(4):863-888.

[8] Stedmon C A,Markager S.Tracing the production and degradation of autochthonous fractions of dissolved organic matter using fluorescence analysis[J].Limnol Oceanogr,2005,50 (5):1415-1426.

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

[10] Westerhoff P,Chen W,Esparza M.Fluorescence analysis of a standard fulvic acid and tertiary treated wastewater[J].J Environ Qual,2001,30(6):2037-2046.

[11] Cheng W P,Chi F H.A study of coagulation mechanisms of polyferric sulfate reacting with humic acid using a fluorescence-quenching method[J].Water Res,2002,36(18): 4583-4591.

[12] Her N,Amy G,McKnight D,et al.Characterization of DOM as a function of MW by fluorescence EEM and HPLCSEC using UVA,DOC,and fluorescence detection[J].Water Res,2003,37(17):4295-4303.

[13] Provenzano M R,D’Orazio V,Jerzykiewicz M,et al.Fluorescence behaviour of Zn and Ni complexes of humic acids from different sources[J].Chemosphere,2004,55(6): 885-892.

[14] 鐘潤生,張錫輝,管運濤,等.維熒光指紋光譜用于污染河流溶解性有機物來源示蹤研究 [J].光譜學與光譜分析, 2008,28(2):347-351.

[15] Elkins K M,Nelson D J.Spectroscopic approaches to the study of the interaction of aluminum with humic substances [J].Coordin Chem Rev,2002,228(2):205-225.

[16] Lead J R,Wilkinson KJ.Aquatic colloids and nanoparticles: current knowledge and future trends[J].Environ Chem, 2006,3(3):159-171.

[17] 黎司,吉芳英,周光明,等.三峽庫區水體溶解有機質的熒光光譜特性[J].分析化學,2009,37(9):1328-1332.

[18] Suksomjit M,Nagao S,Ichimi K,et al.Variation of dissolved organic matter and fluorescence characteristics before, during and after phytoplankton bloom [J].J Oceanogr, 2009,65(6):835-846.

[19] 任保衛,趙衛紅,王江濤,等.海洋微藻生長過程藻液三維熒光特征 [J].光譜學與光譜分析,2008,28(5):1130-1134.

[20] Cammack W K L,Kalff J,Prairie Y T,et al.Fluorescent dissolved organic matter in lakes:relationship with heterotrophic metabolism[J].Limnol Oceanogr,2004,49(6): 2034-2045.

[21] 韓宇超,郭衛東.河口區有色溶解有機物(CDOM)三維熒光光譜的影響因素 [J].環境科學學報,2008,28(8):1646-1653.

[22] Komada T,Schofield O M E,Reimers C E.Fluorescence characteristics of organic matter released from coastal sediments during resuspension[J].Mar Chem,2002,79(2): 81-97.

[23] Clark C D,Jiminez-Morais J,Jones II G,et al.A time-resolved fluorescence study of dissolved organic matter in a riverine to marine transition zone[J].Mar Chem,2002,78(2-3):121-135.

[24] Yamashita Y,Tanoue E.Chemical characterization of protein-like fluorophores in DOM in relation to aromatic amino acids[J].Mar Chem,2003,82(3-4):255-271.

[25] 蔣鳳華,楊黃浩,黎先春,等.膠州灣海水溶解有機物三維熒光特征研究[J].光譜學與光譜分析,2007,27(9):1765-1769.

[26] Baker A.Fluorescence excitation-emission matrix characterization of river waters impacted by a tissue mill effluent[J]. Environ Sci Technol,2002,36(7):1377-1382.

[27] 劉明亮,張運林,秦伯強.太湖入湖河口和開敞區CDOM吸收和三維熒光特征[J].湖泊科學,2009,21(2):234-241.

[28] 黎 文,吳豐昌,傅平青,等.貴州紅楓湖水體溶解有機質的剖面特征和季節變化 [J].環境科學,2006,27(10): 1979-1985.