1 引言(Introduction)

　　人類生產活動及交通活動中的汽油泄漏、尾氣排放, 以及土壤有機物質和植物落葉腐敗等過程, 致使地表徑流中含大量溶解性有機物(DOM).地表徑流中的DOM是極為活躍的一種有機組分, 可作為重金屬的遷移載體或配位體, 與重金屬離子之間發生交互作用, 形成復合污染, 進而影響重金屬離子的遷移轉化和生物有效性.Nason等(2012)利用吸附陰極溶出伏安法, 對美國俄勒岡州4個地點收集的公路雨水徑流DOM對銅離子形態的影響進行了研究, 發現雨水徑流DOM可以與銅離子形成DOM-Cu復合物, 降低Cu2+的生物有效性.Gnecco等(2008)發現, 機場雨水徑流中的銅離子比鋅離子更容易與雨水徑流中的有機物進行結合, 發生同步遷移.因此, 考察徑流DOM與重金屬的結合作用, 對深入分析重金屬的遷移轉化行為, 進而有效控制DOM-重金屬復合污染具有重要意義.

　　目前, 僅有少數學者對地表徑流DOM與重金屬的結合作用進行了研究, 多數研究集中于考察其他不同來源DOM與重金屬的結合作用.如Wu等(2012)采用三維熒光猝滅滴定法考察了垃圾滲濾液DOM與Cd2+、Cu2+的結合作用, 發現Cu2+和DOM中的類蛋白質及類腐殖酸組分的結合作用都很強, 而Cd2+只同類蛋白物質發生結合作用.Guo等(2012)采用三維熒光光譜和紅外光譜對湖泊沉積物中DOM與Cu2+的結合作用進行了研究, 并采用修正型的Stern-Volmer公式來計算絡合條件穩定常數, 發現DOM中的類富里酸可為Cu2+提供更多配位點.趙萱(2012)運用三維熒光光譜和質子核磁共振研究了湖泊沉積物DOM與Cu2+的結合作用, 發現Cu2+與DOM中糖類官能團、醌基、羥基或酚基均可發生配位作用, 形成復雜的螯合物, 并應用修正型Stern-Volmer方程證實了DOM中可見光區類富里酸物質對Cu2+配位能力最強, 類蛋白物質次之.Chaminda等(2010)利用金屬滴定和Scatchard線性公式擬合測定了道路雨水徑流DOM與Zn2+、Cu2+之間的條件穩定常數及結合位點濃度, 發現DOM與Zn2+、Cu2+間的結合符合單配位模型.趙晨等(2016)采用三維熒光技術對北京市住宅區的雨水徑流DOM與Cu2+的相互作用進行了探究, 并運用熒光猝滅模型擬合了DOM與Cu2+絡合物的條件穩定常數和結合容量.由上可知, 在描述DOM與重金屬結合作用時, 常借助于三維熒光光譜法、質子核磁共振法、紅外光譜法等分析方法和儀器表征DOM分子結構和組成變化, 并使用配位模型擬合得到飽和結合量及絡合常數等參數, 進而深入分析DOM與重金屬之間的結合作用機制.

　　針對地表徑流DOM污染, 筆者已對地表徑流DOM物質及結構組成進行了系統研究, 發現道路雨水徑流DOM中類色氨酸蛋白物質含量最多, 其次是富里酸物質和類絡氨酸蛋白物質, 類腐殖酸物質和微生物代謝物含量較少;道路雨水徑流DOM主要含有的官能團為—OH、—COOH、苯環等, 含有的不飽和鍵有C=O及苯環上的C=C雙鍵等(于振亞等, 2018).由于地表徑流DOM與重金屬復合污染特性尚不全面、不明確, 本研究擬在前期研究的基礎上, 采用三維熒光光譜、離子選擇電極、超濾及紅外光譜等技術深入研究道路雨水徑流DOM與城市雨水徑流中幾種常見重金屬Cu2+、Pb2+和Cd2+之間的結合作用, 并采用配位模型法分析發揮絡合作用的主要物質和組分, 以期為進一步控制地表徑流DOM-重金屬復合污染提供研究基礎.

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 道路雨水徑流DOM的采集

　　選取北京市西城區車公莊大街進行道路雨水徑流樣品的采集.采樣點處道路下墊面、車流量狀況等詳見表 1.

　　道路雨水徑流樣品采集于2016年5月2日, 是2016年第一場形成地表徑流的降雨.該場降雨持續時間9 h, 總降雨量為8.1 mm, 分別在12：00和15：00降雨量達到峰值1.8 mm·h-1, 每小時降雨量如圖 1所示.降雨當日于道路產生地表徑流后開始采集樣品, 所采集的徑流樣品時間為：0(以地表形成徑流時為0時刻)、15、20、25、160、260 min.采集各時段樣品后, 對各時段樣品進行混合用于提取道路徑流DOM.

　　圖 1

　　圖 1采樣當日降雨特征

　　將混合樣品經0.45 μm玻璃纖維濾膜(預先經450 ℃灼燒后)過濾后, 采用RE-52AA旋轉蒸發儀(30 ℃、140 r·min-1)進行濃縮至溶解性有機碳(DOC)濃度約為200 mg·L-1(MULTI N/C 3100總有機碳分析儀, 德國耶拿分析儀器股份公司)時, 停止旋轉蒸發獲得實驗所用DOM樣品溶液.

　　2.2 DOM-重金屬熒光猝滅滴定

　　采用硫酸銅(CuSO4·5H2O)、硝酸鉛(Pb(NO3)2)和氯化鎘(CdCl2·2.5H2O)分別配制一系列濃度梯度(0、0.2、0.5、1、2、3、5、8、10、12、15 mg·L-1)的Cu2+、Pb2+和Cd2+溶液.取若干100 mL錐形瓶依次加入不同濃度梯度3種金屬離子溶液各40 mL, 為了降低內濾效應(Hudson et al., 2010), 在重金屬溶液中逐一加入2 mL濃縮后的DOM樣品;避光條件下, 將錐形瓶放入DDHZ-300臺式恒溫振蕩器(25 ℃、120 r·min-1)振蕩反應24 h.振蕩后的溶液分別使用Cu-US銅離子選擇性電極、Pb-US鉛離子選擇性電極和Cd-US鎘離子離子選擇性電極(BANTE931, 上海般特儀器制造有限公司)測量溶液中游離態重金屬離子濃度;與DOM絡合態重金屬離子濃度即為重金屬溶液初始濃度與游離態濃度之差.

　　取5 mL振蕩后的溶液采用F-7000型熒光分光光度計(日本日立公司)進行三維熒光光譜測定.設置熒光分光光度計的激發光源為150 W氙弧燈, PTM電壓為700 V, 信噪比大于110.發射光及激發光的帶通均為5 nm, 光譜儀掃描范圍為激發波長/發射波長(λEx/λEm)=200~400 nm/250~550 nm, 掃描速度為1200 nm·min-1.掃描結束后, 使用Origin 9.0軟件將λEx/λEm所對應的熒光強度(I)進行處理, 形成等高圖.為定量描述重金屬離子與雨水徑流DOM的配位絡合作用, 假設重金屬離子與雨水徑流DOM形成n:1配合物, 利用雙對數回歸曲線方程計算配位穩定常數(張冰衛等, 2011), 具體如公式(1)所示.

　　式中, F0和F分別為DOM添加重金屬前后三維熒光圖中相關峰的熒光強度, M為金屬溶液的濃度, n為被金屬離子配位的結合位點(熒光基團的比例), K為條件穩定常數(絡合常數).

　　2.3 DOM組分-重金屬熒光猝滅滴定

　　采用超濾膜法對 < 0.45 μm的地表徑流濾后水使用再生纖維膜通過攪拌式超濾裝置(Amicon Stirred Cell Model 8200)進行多級超濾.在濃縮模式下, < 0.45 μm的濾后水先后被截留分子量為30 kDa(3 nm)、10 kDa(2.5 nm)和1 kDa(1 nm)的再生纖維膜分離.過濾時, 高純氮氣以不同的壓力(0.4~2.7 kgf·cm-2, 1kgf·cm-2=1.033×105 Pa)充入超濾裝置, 直到濾前水量和未過膜的量為6:1時, 超濾停止.超濾時, 在膜表面上方持續攪拌, 以減少膜上的濃度效應(Beckett et al., 1987).

　　同樣, 將超濾分級后不同分子量區間的DOM樣品進行旋轉蒸發濃縮至DOC濃度約為200 mg·L-1后, 進行DOM組分與Cu2+、Pb2+和Cd2+的熒光猝滅滴定;并采用重金屬離子選擇電極測定各DOM組分與重金屬結合后溶液中游離態重金屬離子濃度.

　　2.4 紅外光譜

　　分別取30 mL DOM原樣和DOM-重金屬絡合后的溶液, 由德國Christ ALPHA 1-4 LSC冷凍干燥機(-55 ℃、6.8 Pa)冷凍干燥48 h至粉狀, 之后采用光譜純KBr壓片, 在傅立葉變換紅外光譜儀(NICOLET 6700型)上進行紅外光譜分析.

　　3 結果與討論(Results and discussion)

    3.1 道路雨水徑流DOM與不同重金屬相互作用分析

         3.1.1 雨水徑流DOM-重金屬絡合作用

　　地表徑流DOM與15 mg·L-1的Cu2+、Pb2+和Cd2+溶液熒光猝滅滴定前后的三維熒光光譜變化如圖 2所示.通常三維熒光光譜圖中不同位置的熒光峰代表了不同的物質, 如圖 2所示, T1峰代表類絡氨酸物質(λEx/λEm=200~230 nm/300~320 nm), T2峰代表類色氨酸物質(λEx/λEm=270~280 nm/330~370 nm), A峰代表類富里酸物質(λEx/λEm=240~250 nm/400~420 nm), 其中, 類絡氨酸和類色氨酸物質均為類蛋白類物質, 類蛋白類物質的存在可能與芳香性化合物的存在有關(He et al., 2011;朱大偉等, 2015;Kalbitz et al., 1999;Santos et al., 2010).由圖 2可知, 雨水徑流DOM溶液中添加金屬離子Cu2+、Pb2+后, 出現了熒光猝滅現象, 其三維熒光圖中T1和T2兩個峰的熒光強度明顯下降, 表明雨水徑流DOM中類蛋白類物質與Cu2+和Pb2+之間發生了配位絡合作用, 且添加Cu2+后的熒光猝滅現象更顯著, 說明DOM與Cu2+之間的絡合作用更強;而雨水徑流DOM溶液中加入重金屬離子Cd2+后, 其三維熒光圖中熒光峰的強度并沒有發生明顯的變化, 這可能是由于絡合作用較弱, 并未產生熒光猝滅現象導致的.具體聯系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　圖 2

　　圖 2道路雨水徑流DOM-重金屬絡合前后三維熒光光譜圖 (a.DOM, b.DOM-Cu, c.DOM-Pb, d.DOM-Cd)Fig. 2 Three-dimensional fluorescence spectroscopy of DOM in road stormwater runoffs before and after complexation with heavy metals (a.DOM, b.DOM-Cu, c.DOM-Pb, d.DOM-Cd)

　　3.1.2 雨水徑流DOM-重金屬絡合常數

　　根據雙對數回歸曲線方程(1)對雨水徑流DOM與3種重金屬之間的絡合作用進行擬合, 求出絡合常數K及被金屬離子配位的結合位點n;擬合結果見圖 3, 絡合常數及結合位點的數值見表 2.

　　圖 3)

　　圖 3道路雨水徑流DOM與3種重金屬絡合的雙對數回歸曲線 (a.DOM-Cu, b.DOM-Pb, c.DOM-Cd)

　　由圖 3可知, 雨水徑流DOM熒光強度變化與Cu2+、Pb2+和Cd2+濃度之間具有較強的線性關系, 說明DOM與Cu2+、Pb2+和Cd2+ 3種重金屬離子均發生了絡合作用.由熒光峰熒光強度變化可見, T1峰類絡氨酸物質和T2峰類色氨酸物質均與Cu2+和Pb2+發生了配位作用, 而只有T1峰類絡氨酸物質與Cd2+發生配位作用.

　　一般而言, DOM物質與重金屬離子的絡合常數越大, 絡合作用越強.由表 2可見, 雨水徑流DOM中的類絡氨酸物質(T1峰)與Cu2+、Pb2+和Cd2+的絡合常數K比類色氨酸物質(T2峰)大一個數量級, 分別為7.92×10-2、5.82×10-2和3.49×10-3, 說明雨水徑流中的類絡氨酸蛋白物質在DOM-重金屬的絡合中起主要配位作用.此外, 由T1峰和T2峰與Cu2+、Pb2+和Cd2+的絡合常數大小可以看出, 雨水徑流DOM與3種重金屬離子的結合作用由強到弱依次是：Cu2+>Pb2+>Cd2+;DOM與Cd2+之間的絡合作用很弱, 這與圖 2絡合前后熒光峰熒光強度變化的結果一致.

　　3.2 雨水徑流DOM組分與重金屬結合作用分析

　　利用雙對數回歸曲線方程(1)對超濾后4個不同分子量(X)區間的DOM組分與3種重金屬離子之間的絡合作用進行擬合, 求出二者之間的絡合常數K, 結果如表 3所示.

　　由表 3可以看出, 雨水徑流中不同分子量DOM組分與Cu2+、Pb2+和Cd2+之間的絡合常數因重金屬種類不同而不同.各分子量段DOM組分與Cu2+、Pb2+的絡合常數普遍大于其與Cd2+的絡合常數, 其中與Cu2+的絡合常數最大;說明不同DOM組分與Cu2+、Pb2+的絡合作用較強, 而與Cd2+的絡合作用較弱, 其中與Cu2+的絡合作用最強.這與雨水徑流DOM和重金屬絡合前后熒光峰熒光強度變化的結果一致.

　　此外, 對不同重金屬來說, 4種分子量DOM組分與重金屬之間均發生了絡合配位作用.DOM組分分子量越小, 與重金屬之間的絡合常數越大, 其中, 分子量 < 1 kDa的DOM組分同金屬離子的絡合常數最大;說明分子量小的DOM組分與金屬離子的絡合作用較強, 其中, 分子量 < 1 kDa的DOM組分同金屬離子的絡合作用最強.

　　3.3 雨水徑流DOM-重金屬絡合前后重金屬活性分析

　　離子選擇性電極法是通過測量電極電位來測定離子活度的一類電化學方法, 可用于表征溶液中游離態重金屬濃度(王中榮等, 2015).在不同濃度梯度的Cu2+、Pb2+和Cd2+溶液中加入徑流DOM絡合后, 使用離子選擇性電極檢測溶液中游離態重金屬離子濃度, 并求出DOM絡合態重金屬濃度(即重金屬總濃度與游離態重金屬離子濃度之差), 結果如圖 4所示.

　　圖 4

　　圖 4道路雨水徑流DOM-重金屬絡合態濃度隨初始重金屬濃度的變化

　　由圖 4可見, 3種重金屬離子均與道路徑流DOM發生了絡合反應, 且隨初始重金屬濃度升高, 絡合態重金屬濃度呈現先快速升高后略降低的趨勢.在初始重金屬離子濃度相同時, 與道路雨水徑流DOM發生絡合的重金屬濃度大小為：Cu2+>Pb2+>Cd2+;表明道路雨水徑流同3種金屬離子之間絡合作用的強弱為：Cu2+>Pb2+>Cd2+, 這與熒光猝滅滴定模型中絡合常數所指示的絡合作用強弱結果一致.

　　3.4 雨水徑流DOM組分-重金屬絡合前后重金屬活性分析

　　利用選擇性電極測定不同DOM組分與重金屬離子絡合后剩余的游離態金屬離子濃度, 并求出絡合態重金屬濃度, 結果如圖 5所示.由圖 5可知, 不同道路徑流DOM組分與3種重金屬離子之間均發生了絡合反應, 且隨初始重金屬濃度升高, 絡合態重金屬濃度呈現與總DOM絡合相同的趨勢, 先快速升高后略降低.在初始重金屬離子濃度相同時, 與不同DOM組分發生絡合的重金屬濃度大小為：Cu2+>Pb2+>Cd2+, 這與熒光猝滅滴定模型中絡合常數所指示的絡合作用強弱結果一致.

　　圖 5

　　圖 5道路雨水徑流DOM組分-重金屬絡合態濃度隨初始重金屬濃度的變化 (a.DOM-Cu, b. DOM-Pb, c. DOM-Cd)

　　此外, 對同一重金屬來說, 隨初始重金屬濃度變化, 與不同DOM組分發生絡合的重金屬濃度變化趨勢一致;分子量越小, DOM組分與重金屬的絡合度越大, 4個分子量區間DOM組分與重金屬之間的絡合度由高到低的順序為：< 1 kDa組分、1~10 kDa組分、10~30 kDa組分、30 kDa~0.45 μm組分, 其中, 分子量 < 1 kDa的DOM組分同金屬離子的絡合度最大;這與絡合常數所指示的道路雨水徑流DOM組分與Cu2+、Pb2+和Cd2+絡合作用強弱結果一致.

　　3.5 雨水徑流DOM-重金屬絡合機理分析

　　將道路雨水徑流DOM同Cu2+、Pb2+和Cd2+絡合前后的樣品進行紅外光譜分析, 結果如圖 6所示.由圖 6可知, 道路雨水徑流DOM紅外光譜圖在3396、1629、1429和1145 cm-1左右處均出現了較明顯的吸收峰.雨水徑流DOM與Cu2+和Pb2+絡合后, 紅外光譜特征峰明顯減少, 3396、1629和1429 cm-1等特征峰變弱或消失;而與Cd2+發生絡合后特征峰變尖.通常處于3396 cm-1處的峰為—OH的伸縮振動峰, 1629 cm-1處的峰表示醛、酮中—C=O的伸縮振動或芳香環上C=C的伸縮振動, 1429 cm-1處的峰是脂肪族上—CH3、—CH2的C—H振動, 1145 cm-1處的峰是C—C伸縮振動.由雨水徑流DOM與Cu2+和Pb2+絡合后, 紅外光譜特征峰變弱或消失可以推斷, Cu2+和Pb2+可能是通過羥基、甲基、羧基和芳香環上的羧基取代等途徑實現與DOM絡合(Wang et al, 2003;朱麗珺等, 2007;陳兆銀, 2011);而由Cd2+與雨水徑流DOM結合后紅外光譜特征峰強度增加, 峰形變尖推斷, 雨水徑流DOM同Cd2+的結合并非通過化學反應, 而可能是通過氫鍵力、疏水鍵力或范德華力作用進行結合(Naidu et al., 1997;Bessbousse et al, 2012).

　　圖 6

　　圖 6道路雨水徑流DOM-重金屬絡合前后紅外光譜圖

　　4 結論(Conclusions)

　　1) 道路雨水徑流DOM及不同分子量DOM組分可與Cu2+、Pb2+和Cd2+發生絡合, 與3種重金屬離子的絡合作用由強到弱依次是：Cu2+>Pb2+>Cd2+.初步判斷, 雨水徑流DOM中的類絡氨酸蛋白物質在DOM-重金屬的絡合中發揮主要作用.

　　2) 道路雨水徑流DOM組分分子量越小, DOM組分與重金屬之間的絡合作用越強.4個不同分子量區間的DOM組分與Cu2+、Pb2+和Cd2+之間的絡合作用由強到弱的順序為：< 1 kDa組分、1~10 kDa組分、10~30 kDa組分、30 kDa~0.45 μm組分.(來源：環科科學學報 作者：于振亞)