1 引言(Introduction)

人类生产活动及交通活动中的汽油泄漏、尾气排放, 以及土壤有机物质和植物落叶腐败等过程, 致使地表径流中含大量溶解性有机物(DOM).地表径流中的DOM是极为活跃的一种有机组分, 可作为重金属的迁移载体或配位体, 与重金属离子之间发生交互作用, 形成复合污染, 进而影响重金属离子的迁移转化和生物有效性.Nason等(2012)利用吸附阴极溶出伏安法, 对美国俄勒冈州4个地点收集的公路雨水径流DOM对铜离子形态的影响进行了研究, 发现雨水径流DOM可以与铜离子形成DOM-Cu复合物, 降低Cu²⁺的生物有效性.Gnecco等(2008)发现, 机场雨水径流中的铜离子比锌离子更容易与雨水径流中的有机物进行结合, 发生同步迁移.因此, 考察径流DOM与重金属的结合作用, 对深入分析重金属的迁移转化行为, 进而有效控制DOM-重金属复合污染具有重要意义.

目前, 仅有少数学者对地表径流DOM与重金属的结合作用进行了研究, 多数研究集中于考察其他不同来源DOM与重金属的结合作用.如Wu等(2012)采用三维荧光猝灭滴定法考察了垃圾渗滤液DOM与Cd²⁺、Cu²⁺的结合作用, 发现Cu²⁺和DOM中的类蛋白质及类腐殖酸组分的结合作用都很强, 而Cd²⁺只同类蛋白物质发生结合作用.Guo等(2012)采用三维荧光光谱和红外光谱对湖泊沉积物中DOM与Cu²⁺的结合作用进行了研究, 并采用修正型的Stern-Volmer公式来计算络合条件稳定常数, 发现DOM中的类富里酸可为Cu²⁺提供更多配位点.赵萱(2012)运用三维荧光光谱和质子核磁共振研究了湖泊沉积物DOM与Cu²⁺的结合作用, 发现Cu²⁺与DOM中糖类官能团、醌基、羟基或酚基均可发生配位作用, 形成复杂的螯合物, 并应用修正型Stern-Volmer方程证实了DOM中可见光区类富里酸物质对Cu²⁺配位能力最强, 类蛋白物质次之.Chaminda等(2010)利用金属滴定和Scatchard线性公式拟合测定了道路雨水径流DOM与Zn²⁺、Cu²⁺之间的条件稳定常数及结合位点浓度, 发现DOM与Zn²⁺、Cu²⁺间的结合符合单配位模型.赵晨等(2016)采用三维荧光技术对北京市住宅区的雨水径流DOM与Cu²⁺的相互作用进行了探究, 并运用荧光猝灭模型拟合了DOM与Cu²⁺络合物的条件稳定常数和结合容量.由上可知, 在描述DOM与重金属结合作用时, 常借助于三维荧光光谱法、质子核磁共振法、红外光谱法等分析方法和仪器表征DOM分子结构和组成变化, 并使用配位模型拟合得到饱和结合量及络合常数等参数, 进而深入分析DOM与重金属之间的结合作用机制.

针对地表径流DOM污染, 笔者已对地表径流DOM物质及结构组成进行了系统研究, 发现道路雨水径流DOM中类色氨酸蛋白物质含量最多, 其次是富里酸物质和类络氨酸蛋白物质, 类腐殖酸物质和微生物代谢物含量较少；道路雨水径流DOM主要含有的官能团为—OH、—COOH、苯环等, 含有的不饱和键有C＝O及苯环上的C＝C双键等(于振亚等, 2018).由于地表径流DOM与重金属复合污染特性尚不全面、不明确, 本研究拟在前期研究的基础上, 采用三维荧光光谱、离子选择电极、超滤及红外光谱等技术深入研究道路雨水径流DOM与城市雨水径流中几种常见重金属Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺之间的结合作用, 并采用配位模型法分析发挥络合作用的主要物质和组分, 以期为进一步控制地表径流DOM-重金属复合污染提供研究基础.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 道路雨水径流DOM的采集

选取北京市西城区车公庄大街进行道路雨水径流样品的采集.采样点处道路下垫面、车流量状况等详见表 1.

道路雨水径流样品采集于2016年5月2日, 是2016年第一场形成地表径流的降雨.该场降雨持续时间9 h, 总降雨量为8.1 mm, 分别在12：00和15：00降雨量达到峰值1.8 mm·h^-1, 每小时降雨量如图 1所示.降雨当日于道路产生地表径流后开始采集样品, 所采集的径流样品时间为：0(以地表形成径流时为0时刻)、15、20、25、160、260 min.采集各时段样品后, 对各时段样品进行混合用于提取道路径流DOM.

将混合样品经0.45 μm玻璃纤维滤膜(预先经450 ℃灼烧后)过滤后, 采用RE-52AA旋转蒸发仪(30 ℃、140 r·min^-1)进行浓缩至溶解性有机碳(DOC)浓度约为200 mg·L^-1(MULTI N/C 3100总有机碳分析仪, 德国耶拿分析仪器股份公司)时, 停止旋转蒸发获得实验所用DOM样品溶液.

2.2 DOM-重金属荧光猝灭滴定

采用硫酸铜(CuSO₄·5H₂O)、硝酸铅(Pb(NO₃)₂)和氯化镉(CdCl₂·2.5H₂O)分别配制一系列浓度梯度(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锥形瓶依次加入不同浓度梯度3种金属离子溶液各40 mL, 为了降低内滤效应(Hudson et al., 2010), 在重金属溶液中逐一加入2 mL浓缩后的DOM样品；避光条件下, 将锥形瓶放入DDHZ-300台式恒温振荡器(25 ℃、120 r·min^-1)振荡反应24 h.振荡后的溶液分别使用Cu-US铜离子选择性电极、Pb-US铅离子选择性电极和Cd-US镉离子离子选择性电极(BANTE931, 上海般特仪器制造有限公司)测量溶液中游离态重金属离子浓度；与DOM络合态重金属离子浓度即为重金属溶液初始浓度与游离态浓度之差.

取5 mL振荡后的溶液采用F-7000型荧光分光光度计(日本日立公司)进行三维荧光光谱测定.设置荧光分光光度计的激发光源为150 W氙弧灯, PTM电压为700 V, 信噪比大于110.发射光及激发光的带通均为5 nm, 光谱仪扫描范围为激发波长/发射波长(λ_Ex/λ_Em)=200~400 nm/250~550 nm, 扫描速度为1200 nm·min^-1.扫描结束后, 使用Origin 9.0软件将λ_Ex/λ_Em所对应的荧光强度(I)进行处理, 形成等高图.为定量描述重金属离子与雨水径流DOM的配位络合作用, 假设重金属离子与雨水径流DOM形成n:1配合物, 利用双对数回归曲线方程计算配位稳定常数(张冰卫等, 2011), 具体如公式(1)所示.

(1)

式中, F₀和F分别为DOM添加重金属前后三维荧光图中相关峰的荧光强度, M为金属溶液的浓度, n为被金属离子配位的结合位点(荧光基团的比例), K为条件稳定常数(络合常数).

2.3 DOM组分-重金属荧光猝灭滴定

采用超滤膜法对 < 0.45 μm的地表径流滤后水使用再生纤维膜通过搅拌式超滤装置(Amicon Stirred Cell Model 8200)进行多级超滤.在浓缩模式下, < 0.45 μm的滤后水先后被截留分子量为30 kDa(3 nm)、10 kDa(2.5 nm)和1 kDa(1 nm)的再生纤维膜分离.过滤时, 高纯氮气以不同的压力(0.4~2.7 kgf·cm^-2, 1kgf·cm^-2=1.033×10⁵ Pa)充入超滤装置, 直到滤前水量和未过膜的量为6:1时, 超滤停止.超滤时, 在膜表面上方持续搅拌, 以减少膜上的浓度效应(Beckett et al., 1987).

同样, 将超滤分级后不同分子量区间的DOM样品进行旋转蒸发浓缩至DOC浓度约为200 mg·L^-1后, 进行DOM组分与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺的荧光猝灭滴定；并采用重金属离子选择电极测定各DOM组分与重金属结合后溶液中游离态重金属离子浓度.

2.4 红外光谱

分别取30 mL DOM原样和DOM-重金属络合后的溶液, 由德国Christ ALPHA 1-4 LSC冷冻干燥机(-55 ℃、6.8 Pa)冷冻干燥48 h至粉状, 之后采用光谱纯KBr压片, 在傅立叶变换红外光谱仪(NICOLET 6700型)上进行红外光谱分析.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 道路雨水径流DOM与不同重金属相互作用分析 3.1.1 雨水径流DOM-重金属络合作用

地表径流DOM与15 mg·L^-1的Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺溶液荧光猝灭滴定前后的三维荧光光谱变化如图 2所示.通常三维荧光光谱图中不同位置的荧光峰代表了不同的物质, 如图 2所示, T₁峰代表类络氨酸物质(λ_Ex/λ_Em=200~230 nm/300~320 nm), T₂峰代表类色氨酸物质(λ_Ex/λ_Em=270~280 nm/330~370 nm), A峰代表类富里酸物质(λ_Ex/λ_Em=240~250 nm/400~420 nm), 其中, 类络氨酸和类色氨酸物质均为类蛋白类物质, 类蛋白类物质的存在可能与芳香性化合物的存在有关(He et al., 2011；朱大伟等, 2015；Kalbitz et al., 1999；Santos et al., 2010).由图 2可知, 雨水径流DOM溶液中添加金属离子Cu²⁺、Pb²⁺后, 出现了荧光猝灭现象, 其三维荧光图中T₁和T₂两个峰的荧光强度明显下降, 表明雨水径流DOM中类蛋白类物质与Cu²⁺和Pb²⁺之间发生了配位络合作用, 且添加Cu²⁺后的荧光猝灭现象更显著, 说明DOM与Cu²⁺之间的络合作用更强；而雨水径流DOM溶液中加入重金属离子Cd²⁺后, 其三维荧光图中荧光峰的强度并没有发生明显的变化, 这可能是由于络合作用较弱, 并未产生荧光猝灭现象导致的.

3.1.2 雨水径流DOM-重金属络合常数

根据双对数回归曲线方程(1)对雨水径流DOM与3种重金属之间的络合作用进行拟合, 求出络合常数K及被金属离子配位的结合位点n；拟合结果见图 3, 络合常数及结合位点的数值见表 2.

由图 3可知, 雨水径流DOM荧光强度变化与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺浓度之间具有较强的线性关系, 说明DOM与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺ 3种重金属离子均发生了络合作用.由荧光峰荧光强度变化可见, T₁峰类络氨酸物质和T₂峰类色氨酸物质均与Cu²⁺和Pb²⁺发生了配位作用, 而只有T₁峰类络氨酸物质与Cd²⁺发生配位作用.

一般而言, DOM物质与重金属离子的络合常数越大, 络合作用越强.由表 2可见, 雨水径流DOM中的类络氨酸物质(T₁峰)与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺的络合常数K比类色氨酸物质(T₂峰)大一个数量级, 分别为7.92×10^-2、5.82×10^-2和3.49×10^-3, 说明雨水径流中的类络氨酸蛋白物质在DOM-重金属的络合中起主要配位作用.此外, 由T₁峰和T₂峰与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺的络合常数大小可以看出, 雨水径流DOM与3种重金属离子的结合作用由强到弱依次是：Cu²⁺＞Pb²⁺＞Cd²⁺；DOM与Cd²⁺之间的络合作用很弱, 这与图 2络合前后荧光峰荧光强度变化的结果一致.

3.2 雨水径流DOM组分与重金属结合作用分析

利用双对数回归曲线方程(1)对超滤后4个不同分子量(X)区间的DOM组分与3种重金属离子之间的络合作用进行拟合, 求出二者之间的络合常数K, 结果如表 3所示.

由表 3可以看出, 雨水径流中不同分子量DOM组分与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺之间的络合常数因重金属种类不同而不同.各分子量段DOM组分与Cu²⁺、Pb²⁺的络合常数普遍大于其与Cd²⁺的络合常数, 其中与Cu²⁺的络合常数最大；说明不同DOM组分与Cu²⁺、Pb²⁺的络合作用较强, 而与Cd²⁺的络合作用较弱, 其中与Cu²⁺的络合作用最强.这与雨水径流DOM和重金属络合前后荧光峰荧光强度变化的结果一致.

此外, 对不同重金属来说, 4种分子量DOM组分与重金属之间均发生了络合配位作用.DOM组分分子量越小, 与重金属之间的络合常数越大, 其中, 分子量 < 1 kDa的DOM组分同金属离子的络合常数最大；说明分子量小的DOM组分与金属离子的络合作用较强, 其中, 分子量 < 1 kDa的DOM组分同金属离子的络合作用最强.

3.3 雨水径流DOM-重金属络合前后重金属活性分析

离子选择性电极法是通过测量电极电位来测定离子活度的一类电化学方法, 可用于表征溶液中游离态重金属浓度(王中荣等, 2015).在不同浓度梯度的Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺溶液中加入径流DOM络合后, 使用离子选择性电极检测溶液中游离态重金属离子浓度, 并求出DOM络合态重金属浓度(即重金属总浓度与游离态重金属离子浓度之差), 结果如图 4所示.

由图 4可见, 3种重金属离子均与道路径流DOM发生了络合反应, 且随初始重金属浓度升高, 络合态重金属浓度呈现先快速升高后略降低的趋势.在初始重金属离子浓度相同时, 与道路雨水径流DOM发生络合的重金属浓度大小为：Cu²⁺>Pb²⁺>Cd²⁺；表明道路雨水径流同3种金属离子之间络合作用的强弱为：Cu²⁺>Pb²⁺>Cd²⁺, 这与荧光猝灭滴定模型中络合常数所指示的络合作用强弱结果一致.

3.4 雨水径流DOM组分-重金属络合前后重金属活性分析

利用选择性电极测定不同DOM组分与重金属离子络合后剩余的游离态金属离子浓度, 并求出络合态重金属浓度, 结果如图 5所示.由图 5可知, 不同道路径流DOM组分与3种重金属离子之间均发生了络合反应, 且随初始重金属浓度升高, 络合态重金属浓度呈现与总DOM络合相同的趋势, 先快速升高后略降低.在初始重金属离子浓度相同时, 与不同DOM组分发生络合的重金属浓度大小为：Cu²⁺>Pb²⁺>Cd²⁺, 这与荧光猝灭滴定模型中络合常数所指示的络合作用强弱结果一致.

此外, 对同一重金属来说, 随初始重金属浓度变化, 与不同DOM组分发生络合的重金属浓度变化趋势一致；分子量越小, DOM组分与重金属的络合度越大, 4个分子量区间DOM组分与重金属之间的络合度由高到低的顺序为：< 1 kDa组分、1~10 kDa组分、10~30 kDa组分、30 kDa~0.45 μm组分, 其中, 分子量 < 1 kDa的DOM组分同金属离子的络合度最大；这与络合常数所指示的道路雨水径流DOM组分与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺络合作用强弱结果一致.

3.5 雨水径流DOM-重金属络合机理分析

将道路雨水径流DOM同Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺络合前后的样品进行红外光谱分析, 结果如图 6所示.由图 6可知, 道路雨水径流DOM红外光谱图在3396、1629、1429和1145 cm^-1左右处均出现了较明显的吸收峰.雨水径流DOM与Cu²⁺和Pb²⁺络合后, 红外光谱特征峰明显减少, 3396、1629和1429 cm^-1等特征峰变弱或消失；而与Cd²⁺发生络合后特征峰变尖.通常处于3396 cm^-1处的峰为—OH的伸缩振动峰, 1629 cm^-1处的峰表示醛、酮中—C＝O的伸缩振动或芳香环上C＝C的伸缩振动, 1429 cm^-1处的峰是脂肪族上—CH₃、—CH₂的C—H振动, 1145 cm^-1处的峰是C—C伸缩振动.由雨水径流DOM与Cu²⁺和Pb²⁺络合后, 红外光谱特征峰变弱或消失可以推断, Cu²⁺和Pb²⁺可能是通过羟基、甲基、羧基和芳香环上的羧基取代等途径实现与DOM络合(Wang et al, 2003；朱丽珺等, 2007；陈兆银, 2011)；而由Cd²⁺与雨水径流DOM结合后红外光谱特征峰强度增加, 峰形变尖推断, 雨水径流DOM同Cd²⁺的结合并非通过化学反应, 而可能是通过氢键力、疏水键力或范德华力作用进行结合(Naidu et al., 1997；Bessbousse et al, 2012).

4 结论(Conclusions)

1) 道路雨水径流DOM及不同分子量DOM组分可与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺发生络合, 与3种重金属离子的络合作用由强到弱依次是：Cu²⁺＞Pb²⁺＞Cd²⁺.初步判断, 雨水径流DOM中的类络氨酸蛋白物质在DOM-重金属的络合中发挥主要作用.

2) 道路雨水径流DOM组分分子量越小, DOM组分与重金属之间的络合作用越强.4个不同分子量区间的DOM组分与Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺之间的络合作用由强到弱的顺序为：< 1 kDa组分、1~10 kDa组分、10~30 kDa组分、30 kDa~0.45 μm组分.