博斯騰湖沉積物孔隙水中溶解有機質對汞環境化學行為的影響

肉克亞·如孜 / 庫爾勒市環境監測站

博斯騰湖沉積物孔隙水中溶解有機質對汞環境化學行為的影響

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本文運用三維分子熒光光譜法(3D-EEM)，研究Hg(II)與博斯騰湖沉積物中天然溶解有機質（DO M）的相互作用機理。結果表明，5采樣點沉積物均含有A峰、B峰和峰C等3種熒光基團。峰A和峰B均為類蛋白峰，峰C為類腐殖酸峰。Hg(II)猝滅滴定結果顯示，溶解有機質中的3種熒光集團都能夠不同程度地被Hg(II)猝滅，說明它們所代表的物質能夠與Hg發生作用。Hg與DO M中熒光基團的反應屬于靜態猝滅，生成穩定的不發光的Hg-DO M絡合物。各采樣點類蛋白物質條件穩定常數和結合常數均高于類腐殖酸物質條件穩定常數和結合常數，但各采樣點同種熒光峰之間不存在較大差異。本研究各采樣點DO M的條件穩定常數3.82～4.34，結合常數3.76～5.54。博斯騰湖沉積物中的DO M與Hg(II)較強的絡合作用意味著水環境中普遍存在的DO M很可能影響汞污染物在水環境的遷移和轉化。

DO M；Stern-Volm er方程；猝滅實驗；博斯騰湖

在湖泊生態系統中，普遍存在著溶解有機質(dissolved organic matter，簡稱DOM)，它能夠影響水環境中痕量金屬離子的物理遷移、化學轉化以及生物可利用性。沉積物孔隙水是沉積物與其上覆水體之間進行物質交換的重要介質。DOM能夠與營養元素或痕量重金屬離子相互作用，影響這些物質在沉積物—水界面的遷移轉化及其毒性和生物可利用性[1]。而水體汞污染是一個有關生態和人類健康的全球性問題．過去幾十年中，人們對汞的生物地球化學循環進行了卓有成效的工作，但欲徹底理解其在水生生態系統和陸地生態系統中的遷移轉化過程尚存困難。Hg(II)的環境特性和毒性受到多種因素的影響，其中天然有機質對汞的絡合作用是眾所周知的[2]。最近的一項研究[3]表明，由于官能團的存在，腐殖質能夠與金屬離子通過一系列方法相互作用，例如絡合、離子交換以及降解等。

博斯騰湖地處新疆的焉耆盆地，位于巴音郭楞蒙古自治州博湖縣，地理位置為北緯41°35′-42°12′、東經86°03′-87°50′，水域面積約1160km2，東西長55km，南北平均寬20km，平均水深為7. 5m，最深為15m，是我國最大的內陸淡水湖。博斯騰湖由13條大小不一的河流補給，目前水質為IV類，黃水區水質較差，為V類。引起博斯騰湖水質污染的主要原因是灌區排鹽水的污染。黃水區水域面積僅占博斯騰湖的12%，但是入湖的污染物占整個入湖污染物的比例最高。以可溶鹽為例，占入湖污染物總量的79%，由此可見，黃水溝是博斯騰湖主要的污染源[4]。從表1可以看出，從入湖口黃水溝到湖心，鹽度和CI-、Mg2+、Ca2+等離子濃度基本出現下降趨勢。

由于熒光光譜具有靈敏度高（10-19數量級）、用量少（1～2ml）和不破壞樣品結構等優點，3D熒光光譜技術被廣泛用于表征海洋、河流、湖沼、土壤等不同來源的DOM[5-6]。本研究的目的是應用3D-EEM來研究和描述Hg(II)滴定對不同采樣點沉積物溶解有機制DOM的絡合作用，應用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程擬合出條件穩定常數、結合常數以及配位比例等重要參數，比較分析不同采樣點、不同熒光基團與Hg(II)絡合能力與鹽梯度關系，以期為博斯騰湖污染物的環境化學和行為研究提供基礎信息。

1 樣品與分析

1.1樣品采集與處理

根據博斯騰湖的水流、鹽度特征，采用柱狀采樣器于2014年11月從黃水溝入湖口到湖心的5個點采集沉積物樣品（見圖1，編號1～5）。沉積物采集后，迅速裝入充滿氮氣的棕色PVC袋中低溫保存帶回實驗室。沉積物在4℃，以1000轉/分鐘離心30分鐘，取上清液即孔隙水，4℃儲存供分析用。

圖1　采樣布點圖

1.2測試儀器與分析方法

沉積物孔隙水溶解性有機物的熒光特征用F-7000分子熒光光譜儀（Hitachi，Japan）檢測。3D熒光測量參數設置如下：帶通：Ex =5 nm，Em =10 nm；響應時間：自動；掃描速度：1200 nm/ min；掃描光譜進行儀器自動校正。激發波長范圍為Ex = 200～400 nm（間隔5 nm），發射波長為Em = 200～500 nm（間隔2 nm）。反應體系溫度為22℃，測試重復3次，試驗結果采用平均值。所測結果均扣除去離子水空白。標準HgCI2貯備液（0.1 M）的配制：將HgCI2（分析純，貴州省銅仁化學試劑廠）溶解于超純水，并于4℃冰箱保存[7]。

1.3熒光猝滅滴定

采用連續加入方式，首先在1cm石英比色皿中裝入3.0 mL孔隙水溶液進行檢測。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+后采用磁力攪拌器攪拌30 min，使反應達到平衡。反應體系溫度為室溫（22℃）。測試重復3次，試驗結果采用平均值。3D光譜圖使用Sigma Plot 11.0（Systat Software Inc，美國）繪制[7]。

2 結果與討論

博斯騰湖5個不同采樣點沉積物空隙水DOM的3D-EEM均顯示了3個不同的熒光峰。結合前人的研究結果[8-9]，對天然環境中各種溶解有機質的熒光峰類型進行了總結。峰A（Ex/ Em=225～230/330～342nm）位于Ⅱ區（含芳環基團的蛋白質Ⅱ）；B峰（Ex/Em=280/330～346nm）位于IV區（溶解性微生物產物）；C峰（Ex/Em=290～325/395～406nm）位于Ⅴ區（類腐殖酸）。峰A和峰B都屬于類蛋白物質，進一步被確定為芳香族氨基酸和色氨酸[6,7,10,11]；峰C屬于類腐植物質，被認為與腐殖質結構中的羰基和羧基有關[12]。從圖2 可以看出，孔隙水DOM溶解性微生物副產物的熒光峰最強，類蛋白質峰次之，而類富里酸的熒光峰較弱，說明孔隙水DOM中的熒光物質主要為類蛋白物質，類腐殖酸物質含量則相對較少。

圖2　Hg2+對DOM的猝滅

2.1Hg(II)-DOM配位作用

從圖2中可以看出，在避光、振動條件下，隨著Hg(II)濃度的增加，DOM的3種熒光峰A、B、和C的熒光強度都隨著Hg(II)濃度的增加而下降，表明Hg(II)與DOM中的熒光官能團發生了配位作用。Hg(II)與DOM發生熒光猝滅的現象與前人的相關報道是一致的[13]。

在靜態條件下，Hg(II)對DOM的熒光猝滅反應比較慢，這可能是在中性pH條件下，Hg(II)以[Hg(OH)2]0形態存在于水溶液中，而OH—配位體被另一種有機配位體替換是一個緩慢的過程[14]。另一方面，Ca(II)離子對腐植酸具有較高的親和力[15]，Hg(II)需要替換在DOM樣品中綁定于熒光基團的Ca(II)離子，所以Hg(II)對DOM的熒光猝滅反應比較緩慢。根據Saar和Weber的報道[16]，Cu(II)、Pb(II)、Co(II)、Ni(II)和Mn(II)等離子對DOM中的熒光基團沒有猝滅作用。熒光猝滅發生的機理可能是金屬離子的綁定改變了DOM樣品中金屬離子和結合點位的電極，導致在某一特定發射光譜位置上熒光強度的增加或者降低[17]。

圖3　典型采樣點DOM與Hg2+相互作用的Stern-曲線

2.2猝滅機制及猝滅常數

為了定量研究Hg2+與DOM的結合作用，一般可使用Stern-Volmer方程[見式 (1) 描述熒光猝滅數據[12]。

F0/F=1+KSVC=1+kqr0C （1）

式（1）中：F0和F分別為Hg2+加入前后DOM所得的熒光強度；KSV為猝滅常數，L/mol；kq為生物分子猝滅速率常數，L/(mol. s)；r0值為1.0×10-8s[18]；C為c(Hg2+)，mol/L。

從圖4可以看出，隨著c(Hg2+)的逐漸增大，各峰的F0/F值逐漸增大。峰A、峰B和峰C的Stern-Volmer呈良好的線形關系（R2=0.92～0.99），說明DOM中熒光集團A、B及C與Hg2+的相互作用過程由靜態猝滅或動態猝滅控制[9]。各采樣點峰A～峰C的kq值范圍7.0×1013～6.9×1014[l/(mol.s)]，均大于最大散射猝滅速率常數2.0×1010(l.mol-1.s-1)[18]，說明各熒光基團與Hg的相互作用屬于靜態猝滅過程，即DOM中的這些熒光基團與Hg2+生成不發出熒光的絡合物Hg(II)-DOM。

2.3條件穩定常數及配位比例

熒光猝滅數據可以進一步用修正型Stern-Volmer方程[見式(2)]來描述[18]：

式（2）中，Ka為條件穩定常數，f為被Hg2+配位的熒光基團的比例，[c]為Hg2+濃度，mol/L。

圖4 典型采樣點DOM與Hg2+相互作用的修正型Stern- Volmer方程擬合

圖5為典型采樣點峰A、B和C的修正型Stern-Volmer方程擬合。由圖4可見，圖中曲線具有良好的線形關系（R2=0.97～0.99），說明修正型Stern-Volmer方程可用來描寫Hg2+與DOM的相互作用。各采樣點DOM與Hg(II)絡合的條件穩定常數和配位比例見表1。

表1　各采樣點Hg2+與DOM反應的相關參數

從表1中可見，不同采樣點DOM熒光峰的條件穩定常數的大小順序是：峰A>峰B>峰C，說明類蛋白類物質與Hg的絡合能力高于類腐殖類物質與Hg的絡合能力，DOM中類蛋白物質對環境中Hg遷移的影響高于類腐殖質。從表2中同時可以發現，不同采樣點同種峰的條件穩定常數較接近，說明沉積物環境因素包括DOM濃度、鹽度等對各熒光峰條件穩定常數的影響很小[19]。

從表1中還可知，本研究DOM中熒光物質與Hg2+的條件穩定常數為3.82～4.34，這較小于Fu Pingqing等[16]城市河流中DOM與Hg的條件穩定常數5.01～5.62，但是與Xiao Qiaolu[19]等的研究中河流和濕地中DOM與Hg(II)的條件穩定常數（分別為4.29～4.66和4.18～4.24）和何小松等[20]的研究中垃圾滲濾液中DOM與Hg的條件穩定常數4.30～5.70較接近。說明博斯騰湖沉積物中DOM與Hg2+具有較強的絡合作用，并生成較穩定的Hg(Ⅱ)-DOM絡合物，DOM對汞污染物在環境中的遷移、轉化有較大的影響。

2.4結合常數與結合點位數

小分子獨立地與一系列大分子結合時，其結合常數和結合點位數可用修正Hill方程[見式（3）]計算[21]：

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

式（3）中，kb是結合常數，n為結合點位數。

圖7為峰A、峰B和峰C的修正型Hill方程擬合.由圖5可見，各曲線具有良好的線性關系（R2=0.98～0.99），說明DOM 與Hg2+的作用符合修正型Hill模型。n值大于1說明孔隙水DOM中有不止一類與Hg2+結合的點位。

圖5　典型采樣點DOM與Hg2+相互作用的修正Hill方程擬合

表1為不同采樣點各熒光峰的結合常數和結合點位數。從表1中可得，不同采樣點各熒光峰的結合常數和結合點位數的大小順序是：峰A>峰B>峰C，說明類蛋白類物質與Hg的結合能力高于類腐殖物質與Hg的結合能力，DOM中類蛋白物質對環境中Hg遷移的影響高于類腐殖物質。從表1中同時可以發現，不同采樣點同種峰的結合常數較接近，這與各采樣點DOM條件穩定常數的情況是相似的。

從表1中還可知，本研究各采樣點DOM的結合常數在3.76～5.42范圍內，因沒發現Hg(II)與其他污染物結合常數的相關報告，與EPS和其它金屬離子的結合常數作比較，例如EPS與鎘、鋅的結合常數分別為2.95～7.22和3.58～8.09，與本研究結果都比較接近[22]。各采樣點DOM中峰A和峰B的結合點位數在1.20～1.39，均大于1，說明在DOM中有不止一類與Hg2+結合的類蛋白物質點位。各采樣點峰C的結合點位數在1.01～1.07，很接近于1，表明在DOM中只有一類與Hg2+結合的類腐殖質點位。博斯騰湖沉積物中DOM與Hg2+較強的結合能力意味著溶解性有機物能夠影響汞污染物在水環境的遷移和轉化。

3 結論

不同采樣點1～5沉積物孔隙水DOM均出現3熒光集團，峰A和峰B屬于類蛋白物質，峰C屬于類腐殖質物質。類蛋白物質的含量高于類腐殖質物質。各采樣點DOM中的3種熒光峰都能被Hg2+ 猝滅，猝滅過程屬于靜態猝滅過程，可用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程來描述。DOM可與Hg2+ 發生較強的絡合作用，并生成穩定的不發光Hg(II)-DOM絡合物。各采樣點DOM中類蛋白質條件穩定常數和結合常數均高于相應采樣點類腐殖質條件穩定常數和結合常數，但各采樣點同種峰之間不存在較大差異。博斯騰湖沉積物中的DOM與Hg2+較高的條件穩定常數和結合常數意味著DOM對汞污染物在水環境中的遷移、轉化具有較大的影響。

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