2019, Vol. 39
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多环芳烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons, PAHs)大多是有机物不完全燃烧时产生的挥发性碳氢化合物, 是一种由两个或者两个以上的苯环在一个共轭体系中组成的有机污染物.由于其具有“三致”效应及在相对较低浓度下具有较高的毒性, 因而被人们广泛关注(Marquès et al., 2016; Li et al., 2017; Driskill et al., 2018).自然界中PAHs的消除主要通过吸附、生物降解及光降解过程实现, 其中光降解为主要方式, 例如, 难以被生物降解的多环芳烃很容易被光降解(Xue et al., 2019).溶解性有机物(Dissolved Organic Matter, DOM)组成不均匀、结构复杂, 是具有较宽分子量分布等特点的有机化合物混合体, 主要由动植物自身产生的有机物与土壤中经过淋滤、迁移等方式到水体中的有机物组成.水体中DOM来源包括：①源于土壤的外源DOM, 如腐殖酸与富里酸；②源于水体的内源DOM, 如富里酸及小分子有机质；③人为产生的外源DOM, 如人类工农业的废弃物等(Martin et al., 1986; Wershaw et al., 1993; Pinckney et al., 2001; 吴济州等, 2012).
污染物在水中的光降解主要有3种方式：直接光解、间接光解及自敏化光解.DOM对污染物光解的影响分为促进机制和抑制机制, 其中, Lam等(2003)、Dalrymple等(2010)和Xu等(2011)研究表明, 促进机制主要体现在污染物在水中的间接光解；抑制机制主要体现在DOM与污染物竞争光吸收的光屏蔽作用和对污染物分子激发态的淬灭及还原作用(肖杰等, 2013).研究表明, DOM对污染物激发态的淬灭作用与DOM和污染物之间的结合作用有关, 污染物与DOM相互作用形成络合物, 这种络合物与化合物本身相比可能需要不同的能量被激发到激发态(John et al., 1999).通常DOM的吸光度相对于与其共存的污染物来说占有一定比例, 因此, 会与污染物竞争光子而减少其累计光吸收, 从而抑制污染物的光解, 这就是光屏蔽效应.Zeng等(2012)研究表明, DOM的光屏蔽效应会对污染物光解产生抑制作用, 进而降低污染物的光解速率.
在冰雪中普遍存在着太阳紫外线照射, 这就使光降解成为决定极地有机污染物命运的关键.Rama等(2009)发现, 光降解是高纬度雪堆中多环芳烃转化的重要机制.研究表明, DOM是地表水中多环芳烃光化学降解的重要参与者(Xue et al., 2019), 但目前对冰中DOM的光降解研究很少.由于低温及冰的良好透明性使得光化学反应成为可能, 而光化学反应受温度的影响较小.因此, 在寒冷环境中, DOM在冰相光化学反应中可能发挥着重要作用.本课题组在此前已经考察了天然水体和污水中不同DOM组分对菲光降解的影响, 结果表明, DOM组分与菲的结合常数与其对冰相中菲光降解的淬灭效应相关性显著(Xue et al., 2019).基于此, 本文利用购于国际腐殖质协会的4种DOM样品, 用125 W高压汞灯作为模拟光源进行室内模拟光解实验, 以进一步研究陆源和水源DOM对冰相中蒽和芘光降解的抑制机制.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料蒽(99.0%)和芘(97.0%)均购自上海麦克林；乙腈、氢氧化钠均选用分析纯, 购自天津市大茂化学试剂厂；色谱乙腈购自美国Fisher Chemical.
DOM样品购自国际腐殖质协会, 其中包含来源于水源的DOM：Suwannee River Fulvic Acid Standard Ⅱ (SRFA)、Upper Mississippi River NOM(UMRN)；来源于陆源的DOM：Elliott Soil Humic Acid Standard Ⅳ (ESHA)、Leonardite Humic Acid Standard (LHA).
2.2 实验方法本文选取蒽和芘作为PAHs代表, 考察DOM对其在冰相中光降解的影响.采用125 W自镇流高压汞灯作为模拟光源进行室内模拟光解实验, 实验装置(置于冰柜中)如图 1所示, 其中, 模拟光源悬挂于圆形架物台中心正上方, 保证圆形架物台上各个培养皿与光源距离相等, 培养皿规格相同, 直径均为90 mm, 冰相条件选择-25 ℃为实验环境温度.用乙腈配制PAHs储备液(200 mg·L-1)并置于4 ℃冰箱中避光储存.用超纯水配制DOM使用液, 样品溶液pH均调至中性(pH=7), TOC为3.3 mg·L-1.利用DOM溶液与PAHs储备液配制光解液(PAHs 50 μg·L-1, DOM 3.3 mg·L-1), 超声助溶10 min, 磁力搅拌1 h, 配制好的光解液预先放在冰柜中冰冻至完全结冰, 然后进行光降解试验.光照时间3 h, 每隔0.5 h取一组样品, 每组样品设置平行样.样品置于室温下避光融化后于4 ℃冰箱中保存待测.
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| 图 1 室内模拟光解实验反应装置图 Fig. 1 Diagram of the indoor simulated photolysis experiment reaction device |
DOC采用Shimadou TOC-5000型总有机碳分析仪(日本岛津公司)测定.
2.3.2 紫外-可见光谱取一定量样品置于1 cm石英比色皿中, 用Cary 50型紫外-可见分光光度计(美国Varian公司)测定, 扫描波长为190~600 nm.
2.3.3 荧光发射光谱利用Cary 0507-3920型荧光分光光度计测定荧光发射光谱, 具体条件如下：芘的荧光光谱为λEx=335 nm、λEm=386 nm, 蒽的荧光光谱为λEx=250 nm、λEm =394 nm, 狭缝宽度为5 nm, 扫描速度为1200.00 nm·min-1.
2.3.4 高效液相色谱使用Agilent Technologies1260 Infinity型高效液相色谱仪对蒽、芘进行定量分析.色谱柱为Agilent ZORBAX SB-C18柱, 柱温为30 ℃.蒽和芘的检测条件：蒽, 进样量为20 μL, 流速为1.4 mL·min-1, 流动相为乙腈:水=90:10(V/V), 紫外检测器检测波长为251 nm；芘, 进样量为40 μL, 流速为1.4 mL·min-1, 流动相为乙腈:水=90:10(V/V), 紫外检测器检测波长为240 nm.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 蒽、芘及4种DOM的紫外吸收光谱 3.1.1 蒽和芘的紫外可见吸收光谱由于蒽和芘不溶于水, 易溶于有机溶剂, 因此, 储备液完全使用乙腈进行配制, 利用储备液配制光解液, 其乙腈含量仅为0.025%, 不会对实验结果造成影响.利用Cary-50型紫外-可见分光光度计测定PAHs光解液(50 μg·L-1)冻融后的紫外可见吸收光谱.通常情况下, λ>290 nm的光源可以模拟日光(Kang et al., 2009).从图 2a可以看出, 蒽和芘在290 nm以后均有明显紫外吸收峰, 蒽和芘在冰相中有可能发生直接光降解.
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| 图 2 蒽、芘(a)和4种DOM(b)冻融后的紫外可见吸收光谱 Fig. 2 UV-visible absorption spectra of Ant and Pyr(a) and 4 DOM(b) after freezing and thawing |
冻融后4种DOM(TOC为3.3 mg·L-1)各自的紫外吸收光谱如图 2b所示.从图中可以看出, 在两种多环芳烃有明显紫外吸收的区间(200~400 nm), 4种DOM都具有光吸收的能力, 显然DOM会对PAHs的光解产生光屏蔽作用.水源DOM和陆源DOM的明显区别在于紫外吸收能力方面, 尤其在230~500 nm区间, 陆源DOM的紫外吸收能力强于水源DOM.Marta等(2006)和Zhou等(2018)研究表明, 在254 nm处的吸光系数可以表征样品腐殖质类大分子有机物及含C═C和C═O双键的芳香族化合物含量；在350 nm处的吸光系数可以表征易于吸收光而发生光漂白或者降解的有色溶解有机质的浓度；在254 nm处特定紫外吸光系数(SUVA)可以表征DOM的碳含量、芳香程度和腐殖化程度；250 nm和365 nm的吸光度比值可以表征DOM的芳环含量和分子量等.因此, 结合图 2b和相关指标表征含义可以看出, 水源DOM和陆源DOM在内部结构、有色溶解有机质、芳香程度、腐殖化程度等方面都存在差异.
3.2 DOM对蒽和芘的光解影响利用紫外可见分光光度计对蒽和芘进行定量分析, 冰相中蒽和芘在纯水和DOM溶液中的光解遵循一级反应动力学(Fasnacht et al., 2003), 计算公式见式(1).
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(1) |
式中, t为时间(h)；Ct为t时刻光解液中污染物浓度(mg·L-1)；C0为初始光解液中污染物浓度(mg·L-1)；k为污染物的表观光解速率常数(h-1).光解动力学拟合曲线见图 3, 可知, 4种DOM均抑制了蒽和芘的光解, 其表观光解速率常数见表 1.
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| 图 3 冰相中蒽和芘在纯水和DOM溶液的光解动力学曲线 Fig. 3 Photolysis kinetics curves of Ant and Pyr in water and DOM solution in ice phase |
| 表 1 冰相中蒽和芘在纯水和DOM溶液的表观光解速率常数(k)及影响程度 Table 1 Photodegradation rate constants (k) and degree of influence of Ant and Pyr in water and DOM solution in ice phase |
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从表 1可以看出, 蒽和芘通过动力学拟合程度较好, 因此, 蒽和芘在冰相中可以发生直接光降解.此外, 不同DOM在冰相条件下对蒽和芘的光解影响程度不同, UMRN和ESHA两种DOM对蒽和芘在冰相中光解均为促进机制, 并且二者对蒽和芘的作用效果相差不大.SRFA对蒽和芘在冰相中光解均为抑制机制, 且抑制程度相近.LHA在冰相中对蒽和芘光解的影响程度差异性明显, 对蒽表现出抑制作用, 对芘表现出促进作用且促进效果较强.整体来看, 不同来源的天然DOM在冰相中对污染物的影响程度及作用效果并不相同, 水源DOM在冰相中对污染物的影响程度小于陆源DOM在冰相中对污染物的影响程度.
利用单因子方差分析在冰相中与不同DOM共存条件下PAHs表观光解速率常数之间的差异显著性.对于蒽来说, 通过95%置信区间估计值能够判断出在SRFA、ESHA、LHA共存条件下蒽的表观光解速率常数与蒽自身表观光解速率常数之间存在显著性差异；对于芘来说, 通过95%置信区间估计值能够判断出在UMRN、ESHA、LHA共存条件下芘的表观光解速率常数与芘自身表观光解速率常数之间存在显著性差异.
3.3 DOM对蒽和芘抑制机制分析研究表明, DOM的光屏蔽作用是抑制污染物光解的主要原因, 可以根据污染物及DOM溶液的吸光度和光源条件计算得到光屏蔽因子(Sλ)(Walse et al., 2004; Zeng et al., 2012), 以此估算光屏蔽影响程度, 计算公式见式(2).
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(2) |
式中, ɑλ为一定浓度(3.3 mg·L-1)DOM在λ波长下的消光系数(cm-1)；ελ为PAHs在λ波长下的摩尔吸光系数(L·cm-1·mol-1)；CPAHs为PAHs浓度(mol·L-1)；l为光程(cm).Kochany等(1994)研究发现, DOM对污染物光解的抑制机制并不能仅仅归于光屏蔽作用, 除光屏蔽作用之外, DOM对污染物激发态的淬灭也是抑制其光解的主要原因(Mei et al., 2009).Walse等(2004)提出用淬灭因子Qλ来估计DOM的淬灭作用, 计算方法见式(4), 光解过程中光屏蔽的实验值(S)与理论值(Sλ)的比值可以用来判断光屏蔽作用所占比例.当S/Sλ≈1时, 表明此时光屏蔽作用为抑制污染物光解的主要机制；当S/Sλ < 1时, 表明此时光解过程除光屏蔽之外还有其他抑制机制, 如DOM的淬灭作用, 或者可以说其淬灭程度大于单独DOM光屏蔽被预测的程度.
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(3) |
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(4) |
式中, Kobs表示冰相中蒽和芘与DOM结合表观光解速率常数；Kd表示PAHs冰相直接光解速率常数；Sλ表示光屏蔽因子.
本文从抑制机制角度进行针对分析, 从表 2中数据可以看出, 在冰相中不同来源DOM对污染物的光解抑制机制整体以光屏蔽效应为主(S/Sλ近似于1).表 2中出现S>Sλ的原因可能是由于当DOM与污染物在冰相中共存时, DOM对污染物的光解促进效应明显(表 1), 导致DOM对污染物的淬灭效应减弱.从SRFA和LHA两种DOM可以看出, 对于同种DOM而言, 相同DOM对不同污染物的抑制机制存在差异.对于同种PAHs而言, 不同DOM也表现出抑制机制的差异性.John等(1999)研究表明, 在淬灭效应中主要为DOM与污染物分子的结合作用, 即DOM对污染物激发态的淬灭作用, 关于不同DOM在冰相中对蒽和芘激发态的淬灭作用造成光解的影响将在3.4节中详细讨论.
| 表 2 DOM对冰中蒽和芘光降解影响的动力学参数 Table 2 Kinetics parameters of the influence of DOM on Ant and Pyr photodegradation in ice |
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本研究表明, 不同来源DOM和不同PAHs混合光解过程中表现出的淬灭程度存在差异性, 而淬灭程度主要取决于DOM与污染物分子的结合作用, 即DOM对污染物激发态的淬灭作用.由于蒽和芘在紫外光的照射下具有较强的荧光性, 当DOM与蒽和芘共存时, 蒽和芘自身的荧光性会出现降低, 这就是荧光猝灭现象(Perre et al., 2014；朱江鹏等, 2014).造成荧光猝灭现象发生的原因是DOM与PAHs会相互作用生成PAHs-DOM络合物, 该络合物属于非荧光性物质, 因此, 荧光强度的降低即为DOM对其激发态的淬灭(Mei et al., 2009), 具体见图 4和表 3.
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| 图 4 冰相中蒽和芘在4种DOM的荧光光谱图 Fig. 4 Fluorescence spectrum of Ant and Pyr in four kinds of DOM in ice |
| 表 3 冰相中4种DOM对蒽和芘光解淬灭程度 Table 3 Degree of photoquenching of anthracene and pyrene by four kinds of DOM in ice phase |
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按照2.2.3节中的分析方法, 对蒽和芘的荧光发射光谱进行测定, 得到蒽自身在冰相中的荧光强度为786.498 a.u., 芘自身在冰相中的荧光强度为455.892 a.u..通过对荧光发射光谱图 4可以直观发现, 当DOM加入后蒽和芘的荧光强度均出现了降低, 但降低程度不同.由图 4还可以发现, 蒽和芘特征峰的波长没有发生偏移, 可判断PAHs-DOM这种络合物为非荧光性物质, 因此, 该方法可用来表示溶液中游离态的蒽和芘含量(颜承农等, 2006；何立芳等, 2012).通过特征波长荧光强度的计算得到表 3, 可以看出, 4种不同来源DOM对蒽和芘均产生了淬灭作用, 并且相同DOM对蒽的激发态淬灭程度明显高于对芘的激发态淬灭程度.与表 2对比可以发现, DOM对污染物的淬灭程度越强时, 淬灭作用贡献却不显著的原因可能是DOM对污染物的促进效应相对显著, 进而导致由于淬灭影响引起的DOM对污染物抑制程度减弱.与表 1对比可以发现, LHA对蒽和SRFA对芘均为抑制效应且LHA对蒽的抑制程度大于SRFA对芘的抑制程度, 这与表 3中得到的结论相一致.由此得出, 当光解过程DOM对污染物的淬灭程度越大时, 表观光解常数越小, 抑制程度越强.
3.5 基于Kobs与SUVA及E2/E3、Q0相关性考察冰相DOM对蒽和芘光降解的影响通过对冰相中DOM对蒽和芘光解实验样品的紫外全波长扫描(200~600 nm), 得到紫外可见光谱图, 通过相关紫外分析指标综合分析在冰相光解过程中物质结构的变化情况.SUVA表示单位浓度DOC的紫外吸收值, 计算公式见式(5), 其中, UV254为有机质在254 nm的紫外吸光度, DOC为溶解性有机碳(mg·L-1).SUVA能够表征DOM的碳含量、芳香程度和腐殖化程度, 与DOM的芳香百分比成正相关(Hur et al., 2009；刘堰杨等, 2018；王涛等, 2019)；E2/E3表示在波长250 nm与365 nm处的吸光比, 该值与DOM的芳环含量和分子量大小高度相关, 其数值的增大表示溶液芳香度和分子量的降低(何伟等, 2016；薛爽等, 2016).
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(5) |
| 表 4 Kobs与SUVA和E2/E3指标 Table 4 Kobs and SUVA and E2/E3 indicators |
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| 表 5 Kobs与SUVA及E2/E3、Q0相关性分析 Table 5 Correlation analysis between Kobs and SUVA, E2/E3, Q0 |
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综上可以看出, 与DOM共存条件下冰相中芘的表观光解速率常数与DOM的SUVA值具有显著正相关性(p < 0.01).由此可以得出, 冰相中不同来源DOM对芘光解影响程度与DOM的碳含量、芳香程度及腐殖化程度相同, DOM腐殖化程度或者芳香程度越高, 对污染物的抑制程度越强.此外, DOM与蒽和芘的表观光解速率常数与DOM的芳环含量和分子量大小的相关性并不显著.由此得出, 在判断冰相中DOM对蒽和芘光解影响时不能完全通过DOM的芳环含量或分子量大小直接进行分析.在进行DOM对蒽和芘激发态淬灭程度及DOM与蒽、芘的表观光解速率常数分析时, 得出二者同样不是显著性相关, 说明在冰相光解过程中DOM对蒽和芘的淬灭程度会在一定程度上影响光解, 但由于有其他因素的干扰, 导致二者的相关性并不显著.
4 结论(Conclusions)1) 蒽和芘在冰相中均可以发生直接光降解.在污染物有明显紫外吸收的区间(200~400 nm), 4种DOM都具有光吸收的能力, 显然DOM会对PAHs的光解产生光屏蔽作用.
2) 不同来源的天然DOM在冰相中对污染物的影响程度及作用效果并不相同, 水源DOM在冰相中对污染物的影响程度小于陆源DOM.
3) 冰相中不同来源的天然DOM对污染物的光解抑制机制整体以光屏蔽作用为主.
4) 冰相中不同来源的天然DOM对污染物均产生了淬灭效应, 并且同种DOM对蒽的激发态淬灭程度明显高于对芘的激发态淬灭.当光解过程DOM对污染物的淬灭程度越大时, 表观光解常数越小, 抑制程度越强.
5) 在与DOM共存条件下, 冰相中芘的表观光解速率常数与DOM的SUVA值具有显著正相关性(r= 0.996, p=0.004 < 0.01).
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