彭 潔,王婭南,林紹霞,郭 峰,李 軍,楊鴻波*

1.貴州省分析測試研究院，貴州 貴陽 550000 2.貴州醫(yī)科大學，貴州 貴陽 550025 3.中國地質(zhì)科學院國家地質(zhì)實驗測試中心，北京 100037

DOM (dissolved organic matter,溶解性有機物)是指含有眾多化學官能團并能夠通過0.45 μm微孔濾膜的復(fù)雜混合有機物[1-2]，其廣泛存在于各類水體中.DOM的存在形態(tài)、化學特征及總量可示蹤外來污染物的來源，伴隨著環(huán)境中生物和非生物降解過程的發(fā)生而變化，從而影響污染物的遷移轉(zhuǎn)化和生物利用性[3-4]，具有重要的環(huán)境指示意義.DOM可作為載體或配位體[5]與Cu2+、Cd2+、Hg[6-7]等重金屬離子發(fā)生交互作用，結(jié)合形成有機金屬復(fù)合體，進而影響重金屬的環(huán)境行為及毒性[2,8].同時，與有機污染物的結(jié)合可增強污染物水溶性，促使其從沉積物或土壤向地表水或地下水遷移和二次釋放[9]，直接影響污染物分配和生物有效性[10].LOU等[4]研究發(fā)現(xiàn)，外界條件改變會導(dǎo)致DOM與BaP的親和力降低，從而增加BaP對水生生物的毒性.

PFASs (per-and polyfluoroalkyl substances，全氟及多氟化合物)是一類同時具有疏水疏油特性的人工合成表面活性劑[11].PFASs的環(huán)境持久性、長距離遷移性和毒性使其在環(huán)境介質(zhì)中的歸趨備受關(guān)注.然而，在眾多環(huán)境因子的影響下，不同鏈長、官能團和結(jié)構(gòu)的PFASs在不同介質(zhì)中的歸趨與生物效應(yīng)差異較大[12].因此，研究PFASs與水環(huán)境因子相互作用關(guān)系有助于了解PFASs的環(huán)境行為和生物利用性.DOM作為水環(huán)境中極為活躍的有機組分[5]，其與PFASs的相關(guān)性研究相對較少.YU等[13]指出，DOM可與活性炭競爭吸附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年報道了PFASs在巢湖的空間分布特征及其與FDOM (fluorescent dissolved organic matter,熒光溶解有機物)的相關(guān)性，結(jié)果表明不同PFASs與FDOM各熒光組分呈現(xiàn)不同的相關(guān)關(guān)系，并揭示了ρ(PFASs)與ρ(FDOM)的相關(guān)性在不同水域中存在較大差異.

貴州省草海濕地是在碳酸鹽形成的喀斯特盆地上積水發(fā)育而成的高原濕地[15]，是我國亞熱帶地區(qū)濕地生態(tài)系統(tǒng)研究的重要基地.草海特殊的地質(zhì)背景和豐盛的草本植物或?qū)е翫OM化學組成和結(jié)構(gòu)具有較大的差異性.此外，草海周邊以農(nóng)業(yè)為主，威寧縣城污水直接排放和農(nóng)業(yè)面源地表徑流對DOM熒光特征和有機物污染狀況均有一定影響.然而，該地區(qū)DOM與PFASs污染特征尚不明確.因此，該研究利用超高效液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用技術(shù)和三維熒光光譜技術(shù)，結(jié)合平行因子分析，對草海濕地中DOM熒光特征和空間分布情況初步表征，探究其與ρ(PFASs) 的相關(guān)關(guān)系以及可能對PFASs環(huán)境行為造成的影響，以期為貴州喀斯特高原濕地生態(tài)風險控制提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

草海國家級自然保護區(qū)(26°49′N～26°53′N、104°12′E～104°18′E)位于貴州省威寧縣城西南側(cè)，是一個水生活動豐富、生產(chǎn)力高、完整的高原濕地生態(tài)系統(tǒng)，水體自生源特征明顯.此外，該地區(qū)經(jīng)濟發(fā)展滯后，污水處理設(shè)施尚不完善，水質(zhì)日趨惡化，威寧縣城生活污水、周邊村鎮(zhèn)禽畜養(yǎng)殖、農(nóng)業(yè)化肥用水是其主要污染來源[16].因此，草海營養(yǎng)元素和污染物輸入同時受外源和湖泊初級生產(chǎn)力控制[17].

1.2 樣品采集與預(yù)處理

根據(jù)文獻調(diào)研和實地勘察的結(jié)果，按照環(huán)境承載力高低和地勢特點，將草海濕地劃分為入湖區(qū)、中部湖區(qū)、西部湖區(qū)(村落聚集)、威寧縣城、出湖區(qū)(唯一泄水口)5個區(qū)域，再結(jié)合草海監(jiān)測站的常規(guī)監(jiān)測位點，于2017年12月采集草海表層水樣品共21個(見圖1).每個采樣點采集水樣1 L，保存于聚丙烯材質(zhì)的無菌采樣袋中.樣品存儲于裝有冰塊的保溫箱中，盡快運回實驗室冷藏.

圖1 草海濕地采樣點分布Fig.1 The distribution of sampling sites in Caohai Wetland

1.3 樣品的測定

1.3.1表層水中PFASs的分析與測定

樣品前處理：水樣經(jīng)0.45 μm微孔濾膜去除懸浮顆粒物，準確量取500 mL水樣用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、去離子水活化固相萃取柱，然后以3 mL/min的流速上樣.上樣完成后，用10 mL 25 mmol/L醋酸鹽緩沖液(pH=4.0)淋洗.真空抽干殘留水分，用7 mL 0.5%氨水甲醇溶液洗脫，洗脫液在35 ℃下氮吹至近干.加入5 ng混合內(nèi)標( MPFAC-MAX)后甲醇定容到0.5 mL，離心取上清液上機檢測.

色譜分析：Agilent ZORBAX Extend C18色譜柱(50 mm×2.1 mm,1.8 μm)；進樣量為4 μL；流速為0.3 mL/min；柱溫為40 ℃；流動相A為2 mmol/L乙酸銨水溶液，流動相B為甲醇.梯度洗脫程序：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.

質(zhì)譜分析：采用電噴霧離子源(ESI)，負離子掃描，多重反應(yīng)監(jiān)測模式(MRM)；各質(zhì)譜參數(shù)為毛細管電壓 3 500 V、干燥氣溫度325 ℃、干燥氣流速5.1 L/min、鞘氣溫度350 ℃、鞘氣流速11 L/min、噴嘴電壓0 V；輔助氣、霧化氣、碰撞氣均為氮氣.

1.3.2DOM三維熒光分析

樣品經(jīng)0.45 μm濾膜過濾，采用F97PRO(上海棱光技術(shù)有限公司)熒光分光光度計進行三維熒光光譜測定.激發(fā)光源為150 W氙弧燈，λEx(激發(fā)波長)掃描范圍為200～600 nm，λEm(發(fā)射波長)掃描范圍為200～650 nm，增量為5 nm.以超純水為空白降低拉曼散射的影響，所有樣品三維熒光光譜扣除空白樣品光譜信號后用Matlab 7.0進行平行因子模型分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 草海濕地DOM熒光特征

2.1.1熒光組分特征

基于草海濕地樣品三維熒光光譜測定結(jié)果，利用平行因子分析模型，共識別出4種熒光組分，包括2種類腐殖質(zhì)組分(類腐殖酸C1和長波段腐殖質(zhì)C2)，1種類富里酸組分(類富里酸C3)及1種類蛋白組分(類色氨酸C4).其中，C1屬于典型的類腐殖質(zhì)熒光組分，對應(yīng)于傳統(tǒng)的可見光區(qū)富里酸C峰〔λEx(320～360 nm)/λEm(420～460 nm)〕，主要由相對穩(wěn)定的大分子有機物質(zhì)產(chǎn)生，具有穩(wěn)定的芳香性和疏水性結(jié)構(gòu)[18].一般認為，該組分是陸地水體中陸源腐殖酸輸入的重要信號.C2反映了長波段腐殖質(zhì)的熒光性質(zhì)，對應(yīng)于傳統(tǒng)的D峰〔λEx(390 nm)/λEm(509 nm)〕，是由大分子疏水性化合物組成[19]，表征土壤富里酸來源.C3與傳統(tǒng)的海洋腐殖質(zhì)M峰〔λEx(290～312 nm)/λEm(370～420 nm)〕相比，λEx增大，略微紅移，多源于微生物及水中浮游植物降解氧化或陸地衍生的有機物質(zhì)[3,20].C4屬于典型的類色氨酸熒光組分，受DOM中芳環(huán)氨基酸的影響[21]，親水性較強，與傳統(tǒng)T峰相對應(yīng).這類組分反映的是水體自身生物降解，是水體自生源的典型指征.熒光組分類型與其他文獻對比結(jié)果見表1.然而近年來研究[25]表明，生活污水和工業(yè)廢水中也可攜帶類蛋白熒光，需結(jié)合水體實際情況對其輸入源進行綜合評定，4個熒光組分的三維熒光光譜見圖2.

圖2 三維熒光-平行因子分析模型識別的4種熒光組分Fig.2 Four different fluorescence component identified by 3D-EEM-PARAFAC model

表1 草海濕地表層水中4種熒光組分特征
Table 1 Characteristics of four fluorescence components in Caohai Wetland

熒光組分λEx∕λEm數(shù)據(jù)來源360nm∕450nm該研究類腐殖酸(339～420nm)∕(434～520nm)文獻[22]270nm(360nm)∕478nm文獻[23]400nm∕510nm該研究長波段腐殖質(zhì)(350～440nm)∕(430～510nm)文獻[18](339～420nm)∕(434～520nm)文獻[22]類富里酸330nm∕400nm該研究(290～310nm)∕(370～420nm)文獻[24]280nm∕350nm該研究類色氨酸(270～280nm)∕(300～350nm)文獻[18](270～285nm)∕(322～340nm)文獻[25]

2.1.2草海濕地熒光組分分布特征

由圖3可見，枯水期草海濕地表層水中，類腐殖酸、長波段腐殖質(zhì)、可見光富里酸和類色氨酸的熒光強度占比分別為48.6%、23.6%、22.9%和4.9%，其中類腐殖質(zhì)總貢獻率高達72.2%，顯示枯水期威寧草海表層水中DOM屬于類腐殖質(zhì)主導(dǎo)型.該熒光主導(dǎo)類型與岷江上游[18]以及閩江[26]的研究結(jié)果一致，但與太湖[27]、阿哈水庫[28]和派河[25]以類蛋白質(zhì)為主相反.草海濕地枯水期受季節(jié)溫度影響，生物活動和降解過程遲緩，自生源特征不明顯，表現(xiàn)為類色氨酸貢獻率最低.此外，水草植物等死亡降解所形成的大分子量腐殖質(zhì)受冬季水環(huán)境條件制約[29](紅楓湖)，不再進一步降解，使得長波段腐殖質(zhì)貢獻率也相對較高.該研究中，草海濕地枯水期外源特征明顯，腐殖化程度高，推測主要受人為源有機質(zhì)輸入的影響.4個組分在草海各采樣點中熒光強度占比差異不大(見圖3)，沒有明顯變化趨勢，表明威寧草海DOM受到相似源的持續(xù)穩(wěn)定輸入.

圖3 草海濕地4種組分熒光強度占比Fig.3 Fluorescence intensity relative proportions of four fluorescent components in Caohai Wetland

圖4 草海濕地表層水各熒光強度空間分布Fig.4 Spatial distribution of fluorescence intensity in surface water in Caohai Wetland

圖4集中反映了草海濕地DOM各組分的分布情況.由圖4可見，總熒光強度變化主要受到類腐殖質(zhì)變化的影響，呈現(xiàn)由入湖區(qū)(S1、S2)、縣城湖區(qū)(S3～S13)、西部湖區(qū)(S18～S21)向北部泄水方向(S14～S17)逐步降低、湖心區(qū)略高的趨勢.總熒光強度在上游入湖口(S2)達到峰值，受湖濱農(nóng)業(yè)生產(chǎn)導(dǎo)致土壤腐殖質(zhì)和營養(yǎng)物質(zhì)隨著地表徑流直接入湖的影響較大.縣城湖區(qū)(S3～S13)總熒光強度沿北部呈下降趨勢，該側(cè)集中了威寧縣城城鎮(zhèn)化建設(shè)，污水處理設(shè)施尚不完善，故推測人為有機物輸入是縣城湖區(qū)DOM污染的主要原因.

2.2 PFASs污染特征

草海濕地表層水中共檢出12種PFASs (見圖5)，ρ(PFASs)為233.18 ng/L，平均值為19.43 ng/L，其中PFBA、PFHxA、PFHpA、PFOA、PFNA、PFOS和F-53B檢出率為100%.草海濕地表層水中各物質(zhì)殘留水平差異較大，PFBA作為PFOA短鏈替代品被廣泛應(yīng)用于生產(chǎn)和生活中，其水溶性高，是草海濕地主要PFASs污染物，占ρ(PFASs)的48.1%.此外，PFBS (11.6%)替代8C的PFOS (0.80%)成為草海濕地主要的全氟磺酸化合物，該結(jié)果與ZHOU等[30-31]在湯遜湖及萊茵河的研究相符.考慮在全氟辛烷磺酰氟及其相關(guān)產(chǎn)品的限制使用下，與N-甲基全氟丁基磺基乙醇胺和全氟四碳化合物的增產(chǎn)有關(guān)[32].整體上，草海濕地ρ(PFASs)平均值低于太湖(56.9 ng/L)[33]、高于拉薩河(270 pg/L)[34]，與巢湖(14.46 ng/L)[14]、長江(18.98 ng/L)[35]污染相當，呈現(xiàn)與我國PFASs排放源相一致的東西差異[36]，顯示區(qū)域經(jīng)濟結(jié)構(gòu)和人類活動對其影響較大.

圖5 草海濕地表層水中ρ(PFASs)的空間分布Fig.5 The spatial distribution of PFASs in surface water in Caohai Wetland

草海濕地地表水各采樣點ρ(PFASs)變化趨勢如圖5所示.由圖5可見：ρ(PFASs)在入湖區(qū)(S1)處因生活污水和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)用水的持續(xù)輸入達到高值(22.67 ng/L)，點源污染特征明顯；而西部湖區(qū)入湖支流(S19)源于巖洞，徑流量少，ρ(PFASs)殘留最少(3.22 ng/L)，其余監(jiān)測點ρ(PFASs)則變化不大.草海濕地ρ(PFASs)變化趨勢與過往水質(zhì)污染指標ρ(TP)、ρ(TN)、ρ(CODMn)、ρ(Chla)變化趨勢一致，均表現(xiàn)為由東至西逐步降低，且在入湖口明顯高于其他區(qū)域[37]，揭示了PFASs污染與常規(guī)污染物來源具有一致性，推測人類活動是造成其污染的主要原因.

2.3 各熒光組分與ρ(PFASs)的相關(guān)性分析

該研究利用Spearman相關(guān)性分析初步探索了12種PFASs與巖溶水中4種DOM熒光組分的相關(guān)關(guān)系.由表2可見，4種熒光組分僅與個別PFASs存在不同程度的相關(guān)性.其中，各熒光組分均與ρ(PFBS)呈負相關(guān)；類色氨酸組分與ρ(PFHpA)呈負相關(guān)(R=-0.600，P<0.01)，與長鏈ρ(PFTriDA)則呈顯著正相關(guān)(R=0.611，P<0.01).化合物性質(zhì)對其相關(guān)性存在一定的影響：①從化合物親疏性來看，PFTriDA為強親脂性化合物，類蛋白組分則具有親水性[20]，二者呈顯著正相關(guān)，表明了草海濕地中類蛋白組分與PFTriDA存在相互作用.②從化合物帶電性來看，水中DOM大都為帶負電荷的大分子物質(zhì)[29]，PFASs也為帶負電荷的疏水性化合物，二者離子交換能力弱，使得二者之間存在不相關(guān)或負相關(guān)關(guān)系.

表2 12種PFASs與熒光組分的相關(guān)性Table 2 The correlation matrix between 12 PFASs with fluorescent components

注：** 表示P<0.01.

DOM與有機污染物之間的結(jié)合力除與DOM本身的化學特性有關(guān)，還與水體性質(zhì)有關(guān).LIU等[14]發(fā)現(xiàn)巢湖中有色熒光溶解有機物含量與ρ(PFASs)呈正相關(guān)，與該研究結(jié)果相佐.除受DOM自身復(fù)雜結(jié)構(gòu)和來源的影響外，也與流域水質(zhì)特征變化有一定關(guān)系.草海濕地水化學類型為Ca-HCO3，受巖溶地形影響，其水體呈堿性，且氧化還原電位亦存在時空變化[37]，這可能會影響DOM官能團的結(jié)構(gòu)以及PFASs的存在形態(tài).此外，不同采樣季節(jié)降雨量引起的地表徑流可能會造成水體中DOM各組分熒光強度的瞬時變化，使得同一湖泊不同采樣季節(jié)或者不同湖泊之間DOM存在較大差異.

3 結(jié)論

a) 草海濕地中DOM主要包括4種熒光組分，分別為類腐殖酸、長波段腐殖質(zhì)、類富里酸和類色氨酸，其中類腐殖質(zhì)總貢獻率高達72.2%，表明草海濕地DOM屬于類腐殖質(zhì)主導(dǎo)型.草海濕地中DOM呈不均勻分布特征，其熒光總強度在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人類活動的影響下總體呈現(xiàn)由入湖區(qū)向出湖區(qū)逐漸降低、湖心區(qū)較高的規(guī)律.

b) 草海濕地普遍檢出12種PFASs，ρ(PFASs)平均值為19.43 ng/L，PFBA是主要污染物.草海濕地PFASs點源污染特征明顯，生活污水和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)用水對其貢獻較大.

c)ρ(PFASs)與ρ(DOM)相關(guān)性分析結(jié)果顯示：各熒光組分均與ρ(PFBS)呈負相關(guān)；類色氨酸與ρ(PFHpA)呈負相關(guān)，與ρ(PFTriDA)則呈顯著正相關(guān).推測該相關(guān)性結(jié)果受化合物結(jié)構(gòu)和性質(zhì)以及水體性質(zhì)雙重影響，有待開展持續(xù)性檢測和進一步研究.