薛爽, 刘红, 程志辉, 孙吉俊
辽宁大学环境学院, 沈阳 110036
收稿日期: 2018-03-10; 修回日期: 2018-04-12; 录用日期: 2018-04-12
基金项目: 国家自然科学基金（No.41771503）
作者简介: 薛爽(1977-), 女, 教授(博士), E-mail:xueshuang666@sina.com
通讯作者（责任作者）: 程志辉(1980—), 女, 讲师(博士), 主要研究方向为溶解性有机物的环境特性和行为. E-mail:ldxslw666@163.com

摘要: 以沈阳市公园土壤和道路边土壤中的溶解性有机质（DOM）为研究对象，利用荧光淬灭法测定DOM与菲的结合常数（K），考察了冷冻温度、融化温度、冷冻时间和冻融次数对其光谱学特性及其与菲的结合常数（K）的影响，并结合相关性矩阵分析K与其他参数的关系.结果表明：冻融处理条件下，K值与溶解性有机碳含量（DOC）显著负相关（p < 0.01），与254 nm处的紫外吸光系数（a₂₅₄）和单位浓度DOC的254 nm的紫外吸光值（SUVA）显著正相关（p < 0.01）.城市公园土壤DOM和城市道路边土壤DOM的K值都是3.5×10⁴ L·kg^-1，经过冷冻温度、冷冻时间和冻融次数相同的冻融处理后，城市公园土壤DOM的K值始终高于城市道路边土壤DOM，这是由于冻融导致城市土壤DOM的芳香性高于城市道路边土壤DOM，而分子量小于城市道路边土壤DOM.经过冻融作用二者的K值变化范围分别为1.6×10⁵~8.4×10⁵ L·kg^-1和1.5×10⁵~3.7×10⁵ L·kg^-1，冻融作用使二者的K值都增大一个数量级.这一方面会增强固相土壤中多环芳烃的溶出和迁移，另一方面也会降低多环芳烃的生物可利用性.
关键词:土壤冻融溶解性有机质光学特性结合常数相关性矩阵
Effects of soil freezing and thawing on the binding of phenanthrene to dissolved organic matter in soils
XUE Shuang, LIU Hong, CHENG Zhihui , SUN Jijun
School of Environmental Science, Liaoning University, Shenyang 110036
Received 10 March 2018; received in revised from 12 April 2018; accepted 12 April 2018
Supported by the National Natural Secience Foundation of China (No.41771503)
Biography: XUE Shuang (1977—), female, professor (Ph.D.), E-mail:xueshuang666@sina.com
^*Corresponding author: CHENG Zhihui, E-mail:ldxslw666@163.com
Abstract: The effects of freezing-thawing treatments with different freezing temperature, thawing temperature, freezing time and the times of freezing-thawing cycles on the binding coeffcients (K) of phenanthrene to two kinds of dissolved organic matters (DOMs) in soils were examined. In addition, the relationship between K and spectra parameters was studied by the correlation method. The two kinds of DOM were extracted from park soil (PS) and roadside soil (RS) in Shenyang, respectively. K values were measured by the method named fluorescence quenching. The results showed that K values were significantly negatively correlated with dissolved organic carbon (DOC), and were significantly positively correlated with specific ultraviolet light absorbance (SUVA). The K values of both original DOM were 3.5×10⁴ L·kg^-1. The K value of PS was always higher than that of RS after freezing-thawing treatments with the same freezing temperature, same freezing time and same times of freezing-thawing cycles, because the aromaticity of PS was stronger than RS while the molecular weight of PS was smaller than RS after those freezing and thawing treatments. The K values for PS and RS ranged from 1.6×10⁵ to 8.4×10⁵ L·kg^-1and from 1.5×10⁵ to 3.7×10⁵ L·kg^-1, respectively, after freezing-thawing treatments. K values for both DOM increased by about one order of magnitude as a result of freezing-thawing treatments. The increased K values would increase the dissolution and migration of PAHs in solid-phase soils. On the other hand, it would reduce the bioavailability of PAHs.
Keywords: soil freezing-thawingdissolved organic matterspectral characteristicbinding constantscorrelation matrix
1 引言(Introduction)城市土壤是城市植物生长的主要介质, 也是城市中各种污染物的源和汇, 作为城市生态系统的一个重要组成部分, 城市土壤如果受到污染将会对人类和其他生物的健康及城市生态系统安全构成威胁.有研究显示, 城市土壤中的有机污染物, 主要包括2~6环的多环芳烃和多氯联苯等, 主要来源于长距离或者远距离的湿/干大气沉降(Li et al., 2014)和废弃物处理处置过程(赵劲松等, 2003), 其中, 多环芳烃以2~4环居多(Tobiszewski, 2014), 对生态环境、植物和人类等都存在着巨大的潜在威胁(Xu et al., 2013).多环芳烃类化合物不会单独存在于环境中, 总是以复合混合物的形式存在, 英国一些城市和美国已经相继有关于吸附有PAHs的空气微粒导致人类死亡的病例(Dandajeh et al., 2017).溶解性有机质(DOM)是土壤介质中最活跃并且无处不在的一种成分, DOM一方面对污染物(包括有机污染物和重金属污染物)的溶解、吸附、解吸、降解、迁移转化及生物毒性等具有重要影响(陈同斌等, 1998；Liu et al., 2013；Chen et al., 2014；Fu et al., 2016), 另一方面也是矿物风化和成土过程及土壤微生物生长代谢等的影响因素(李睿等, 2004；Chen et al., 2014；Santos et al., 2016).当土壤有机质(SOM)的质量分数超过0.1%时, 就能有效吸附多环芳烃(Zhang et al., 2015；Ciesielczuk et al., 2014), 被DOM吸附的多环芳烃流动性提高, 能够在土壤剖面迁移, 不仅对地下水构成威胁, 还能随降雨、洪水、河涌等对环境造成长久的负面影响(Ciesielczuk et al., 2014).研究表明, DOM能够增加有机污染物在土壤中的吸附作用, 主要是通过两种机制实现的：共吸附和累积吸附, 其中, 共吸附指的是有机污染物先与DOM结合形成复合物, 再以这种复合物的形式被土壤吸附的过程；累积吸附作用指的是土壤颗粒优先吸附DOM, DOM增多了土壤的吸附位点, 从而增大了有机污染物的吸附量(赵劲松等, 2003；孙兆海等, 2008；熊巍等, 2007).土壤等固态基质对PAHs的吸附会减少其在环境中的运输(Hu et al., 2015), 土壤是多环芳烃的天然储集层(Han et al., 2015).而另一方面, DOM与多环芳烃的结合可以提高多环芳烃的表观溶解度, 减少固体土壤成分的吸附作用, DOM能够显著影响多环芳烃等有机污染物的吸附和解吸过程(Yu et al., 2011；Yang et al., 2014).土壤中的DOM主要受以下4个方面的影响：①土壤的固相介质, 包括土壤中有机质含量、凋落物含量和底物质量, 以及在其中作为分解者的动物和微生物的群落构成等；②土壤溶液的化学性质, 包括pH、离子强度、特殊种类的阴阳离子(Al³⁺、Fe³⁺、SO₄^2-、PO₄^3-、NO₃^-、HCO₃^-等)(Kim et al., 2013)；③环境因素, 分为两方面：自然环境因素和人为因素, 前者包括自然环境的太阳辐射、温度、湿度、降水量、降雪量、融雪情况和冻融交替等(Chen et al., 2014；Nguyen et al., 2015；Kim et al., 2017)；后者包括土壤施肥情况和土地的利用和管理状况等(Yu et al., 2012；Liu et al., 2014).
本课题组此前研究过不同冻融处理对沈阳市棕壤和暗棕壤的光谱学特性的影响(薛爽等, 2016).本文以受季节性冻融过程影响显著的沈阳市内公园土壤和城市道路边土壤中的DOM为研究对象, 考察不同的冻融条件对两种DOM的光谱学特性及其与菲结合作用的影响, 分析DOM与菲的结合常数与DOM的光谱学参数的相关关系.以菲作为多环芳烃的代表, 一方面是因为菲含有3个苯环, 在土壤中的检出含量一般较高, 另一方面可以与已有的研究文献进行比对.以期准确掌握冬-春季节东北地区土壤中DOM的环境特性变化规律, 以及冻融对DOM与菲结合作用的影响规律, 为受冻融交替影响较深地区的土壤中多环芳烃污染防治等提供理论依据.
2 采样与分析(Samples and analysis)2.1 样品采集于2016年11月3日, 分别在辽宁省沈阳市皇姑区百鸟公园(41°49′40″N, 123°23′50″E)均匀分布的5个采样点采集0~10 cm表层棕壤, 即为城市公园土壤样品；在崇山中路道路(41°49′43″N, 123°23′52″E)两边绿化带(绿化带内植物以木樨科女贞属半常绿小灌木为主), 每隔200 m设置一个采样点, 共10个采样点, 采集0~10 cm表层棕壤, 即为城市道路边土壤样品.采样工具为铁铲, 采集土样于黑色塑料袋中密封, 运回实验室后充分混合, 自然避光风干, 研磨过0.25 mm筛, 避光避风备用.用分析天平定量称取100.00 g土壤样品, 加入1000 mL超纯水稀释溶解, 恒温磁力搅拌0.5 h后静置24 h, 取上清液过0.45 μm滤膜, 得到的滤液即为DOM溶液(薛爽等, 2016；Chen et al., 2013).分别记城市公园土壤DOM溶液和城市道路边土壤DOM溶液为PS和RS.菲购于Xiya Chemical Industry, 纯度97%, 分子量180.3, 纯水中溶解度1.00 mg·L^-1(25 ℃); 甲醇为分析纯试剂.
2.2 冻融实验设计DOM的冻融实验分4组进行：第1组1~5号, 控制冷冻温度不同, 分别设为-18、-15、-12、-10和-7 ℃, 融化温度均为15 ℃；第2组6~10号, 控制融化温度不同, 分别为5、10、15、20和25 ℃, 冷冻温度均为-18 ℃；第3组11~15号, 控制持续冷冻时间不同, 分别设为1、5、10、15、20 d, 冷冻温度和融化温度分别设为-18和15 ℃；第4组16~20号, 控制冻融次数分别为1、3、5、7、10次, 冷冻温度和融化温度分别设为-18和15 ℃, 每个冷冻-融化循环各1 d, 即2 d为一个冻融周期.所有冷冻和融化实验均在严格密封条件下进行.PS0和RS0均为对照样品, 不做冻融处理, 并也做密封处理.每项冻融实验均设3个平行实验, 测量参数取其平均值.
2.3 分析方法2.3.1 DOC的测定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-可见光谱调节样品pH=7, 然后将水样置于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)进行测定, 扫描波长190~600 nm, 以Mili-Q超纯水作空白.
2.3.3 三维荧光光谱采用CARY Eclipse EL0507-3920型荧光分光光度计(美国Varian公司生产)进行三维荧光光谱分析, 激发波长(λ_Ex)扫描范围为220~400 nm, 发射波长(λ_Em)扫描范围为280~550 nm, 激发波长和发射波长增量均设为5 nm, 狭缝宽度5 nm, 扫描速度1200 nm·min^-1.
2.3.4 荧光淬灭法测定DOM与菲的结合常数(K)设置菲的初始浓度为0.1 mg·L^-1, 利用CARY Eclipse EL0507-3920型荧光分光光度计分别测定不同浓度梯度DOM存在条件下溶液中菲的荧光强度, 并根据Sterm-Volmer公式(Robert et al., 2007；Hur et al., 2014)计算：

(1)

式中, F₀表示不加DOM时菲的原始荧光强度；f表示DOM存在时菲的荧光强度；[DOM]表示DOM的浓度, 以DOC表示(mg·L^-1)；K为DOM与菲的结合常数(L·kg^-1).
2.3.5 数据分析用Excel 2011和Matlab 9.2.0作图；用IBM SPSS Statistics 23对数据进行相关性分析.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 不同冻融处理条件下DOM的光学特性变化一般用DOC作为对DOM定量分析的指标, 用光谱测定对DOM进行定性分析.DOM组分复杂, 官能团众多且相互干扰, 本文在对样品进行紫外-可见光谱测定过程中没有发现固定的特征吸收峰.a₂₅₄和a₃₅₀分别表示DOM在254 nm和350 nm下的吸光系数, 其中, 前者用于表征样品中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(Chen et al., 2013；何小松等, 2015)；后者用于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(CDOM)的浓度.SUVA是指有机物在254 nm处单位DOC浓度下的紫外吸收, 该值增大意味着非腐殖质向腐殖质转化(薛爽等, 2016；Hur et al., 2009).E₂/E₃是样品在波长250 nm与365 nm处的吸光比, 能反映出DOM腐殖酸的腐殖化和团聚化程度, 与有机质的分子量成反比(薛爽等, 2016；李晓鸣等, 2010).
图 1和图 2分别是PS和RS两种DOM样品在不同冻融条件下的DOC、a₂₅₄、a₃₅₀、SUVA、E₂/E₃和K值的变化情况.对比可以看出, 与未冻融样品相比, PS和RS的DOC受冷冻作用的影响都出现降低, 降低幅度分别为2.7%~43%和3.3%~47%, 二者的DOC都随冷冻温度的升高而降低.两种DOM的a₂₅₄、a₃₅₀和SUVA在不同冻融条件下的变化规律分别相似, 并且都随冷冻温度的升高而增大, 都随融化温度的升高先减小后增大；E₂/E₃都随冷冻温度升高、冷冻时间延长和冻融次数增多先减小后增大.PS0和RS0的K值均为3.5×10⁴ L·kg^-1, 不同的冻融条件均使得PS和RS的K值增大一个数量级, 变化范围分别为1.6×10⁵~8.4×10⁵ L·kg^-1和1.5×10⁵~3.7×10⁵ L·kg^-1；二者的K值都随冷冻温度的升高而增大.Robert等(2007)和Claire等(2012)的研究也表明, 冻融作用会导致DOM的DOC浓度降低, 前者认为这是冻融作用改变了DOM的结构导致的, 后者则认为原因是经过冷冻的样品中DOM在融化过程中会发生絮凝.秦纪洪等(2014)对轻组分有机质(Light-fraction organic matter, LFOM)的冻融处理实验表明, 培养时间147 d以后, 冻融交替、长冻处理和不冻处理的DOC累计损失分别为12.85%、6.09%和1.54%.DOM是复杂多样的化合物, 具有广泛的分子量和化学结构, 还具有高含量的芳香集团和含氧官能团(Kim et al., 2017), 性质活跃, 不同的冻融处理对DOM分子结构和分子量的改变具有不同的作用.自然环境的季节性冻融过程会加速土壤中有机碳的矿化和分解, 同时, 秋-冬和冬-春季过渡时期土壤的冻融交替及冬季漫长的冷冻过程能够促进土壤中DOM不同组分的物质转化、化学性质活跃的腐殖质成分和低分子量物质增多, 能够增强土壤的活性和丰度.
图 1(Fig. 1)

图 1 不同冷冻温度(a)、融化温度(b)、冷冻时间(c)、冻融次数(d)条件下PS的DOC、a254、a350、SUVA、E2/E3、K值的变化 Fig. 1Changes in DOC, a254, a350, SUVA, E2/E3, K in PS caused by freezing-thawing treatment with different freezing temperature(a), different thawing temperature(b), different freezing time(c), different times of freezing-thwawing cycles(d)

图 2(Fig. 2)

图 2 不同冷冻温度(a)、融化温度(b)、冷冻时间(c)、冻融次数(d)条件下RS的DOC、a254、a350、SUVA、E2/E3、K值的变化 Fig. 2Changes in DOC, a254, a350, SUVA, E2/E3, K in RS caused by freezing-thawing treatment with different freezing temperature(a), different thawing temperature(b), different freezing time(c), different times of freezing-thwawing cycles(d)

3.2 不同冻融处理条件下DOM的三维荧光光谱三维荧光光谱(EEM)是一种非常灵敏并被广泛用于DOM研究的技术, EEM是通过一系列不同激发波长条件下的发射光谱得到, DOM的成分决定了激发和发射波长峰的位置(Colin et al., 2008).本文得到的EEMs采用Matlab作图, 并已扣除超纯水空白、消除一级和二级瑞利散射, 图 3和图 4分别是不同冻融条件下PS和RS两种DOM的EEMs.利用Matlab的因子分析从这些EEMs中共解析出4个荧光峰：①λ_Ex/_Em=225~250 nm/380~426 nm, 类富里酸荧光峰；②λ_Ex/_Em =245~350 nm/380 ~428 nm, 类腐殖酸荧光峰；③λ_Ex/_Em =275~290 nm/338~365 nm, 类溶解性微生物代谢产物荧光峰；④λ_Ex/_Em =220~235 nm/348~365 nm, 类芳香族蛋白质荧光峰.其中, 类芳香族蛋白质荧光峰多以肩峰的形式出现, 这是由于DOM分子中众多种荧光基团相互干扰导致的(傅平青等, 2004).从图 3和图 4可以看出, 两种DOM的荧光组分在冻融处理条件下存在着明显的物质转化.冷冻温度较高、适宜的融化温度条件下类芳香族蛋白荧光组分较为明显, 并且该组分随冷冻时间延长和冻融次数增多逐渐累积；类腐殖酸荧光组分随冷冻时间延长和冻融次数增多逐渐减少；类富里酸荧光组分随冷冻时间延长逐渐减少, 随冻融次数增多先减少后增多.
常用于表征DOM荧光特性的指标包括：①荧光指数(FI)(Hur et al., 2014；黄廷林等, 2016；席北斗等, 2009；刘笑菡等, 2012), 是激发波长370 nm时, 发射波长470 nm处和520 nm处的荧光强度比值, 反映的是芳香氨基酸与非芳香物质对DOM荧光强度的相对贡献率, 可以指示物质来源及DOM的降解程度.②腐殖化指标(HIX)(Hur et al., 2009；药怡良等, 2016), 是激发波长255 nm时, 发射波长在435~480 nm荧光强度积分值和300~345 nm荧光强度积分值的比值, 反映的是DOM中腐殖质含量或者腐殖化程度.③自生源指标(BIX)(黄廷林等, 2016), 是激发波长310 nm时, 发射波长380 nm与430 nm处的荧光强度比值, 反映的是DOM中自生源贡献比例.④新鲜度指数(β:α)(刘笑菡等, 2012), 是激发波长310 nm时, 发射波长380 nm处的荧光强度与420~435 nm区间内最大荧光强度的比值, 反映的是新生DOM占整体的比例.PS0和RS0的FI、HIX、BIX、β:α分别是1.062和1.097(< 1.4)、1.317和1.542(< 3)、0.998和1.016(接近1)、0.061和0.953, 说明这两种DOM都呈现微弱腐殖化特征, 自生源贡献主要来自于生物或者细菌, DOM以外源性输入为主.冻融作用使得PS和RS的FI变大、BIX减小, 二者的FI分别增大0.09%~10.82%和0.09%~13.58%, BIX分别减小0.1%~22.75%和3.94%~18.31%.这表明不同的冻融处理条件下不同类型的荧光物质之间存在着明显的转化, 说明冻融作用能够改变DOM中荧光物质的构成.
图 3(Fig. 3)

图 3 不同冷冻温度(PS1~PS5)、融化温度(PS6~PS10)、冷冻时间(PS11~PS15)、冻融次数(PS16~PS20)条件下PS的三维荧光光谱 Fig. 3Three-dimensional fluorescence spectra of PS under different freezing-thawing treatment with different freezing temperature (PS1~PS5), different thawing temperature(PS6~PS10), different freezing time(PS11~PS15), different times of freezing-thawing cycles(PS16~PS20)

图 4(Fig. 4)

图 4 不同冷冻温度(RS1~RS5)、融化温度(RS6~RS10)、冷冻时间(RS11~RS15)、冻融次数(RS16~RS20)条件下RS的三维荧光光谱 Fig. 4Three-dimensional fluorescence spectra of RS under different freezing-thawing treatment with different freezing temperature (RS1~RS5), different thawing temperature(RS6~RS10), different freezing time(RS11~RS15), different times of freezing-thawing cycles(RS16~RS20)

3.3 冻融处理条件下各参数及K值的相关性分析用SPSS对PS和RS在冻融处理条件下各参数及K的相关性进行分析, 相关性矩阵如表 1和表 2所示.从两个表对比可知, K值与DOC显著负相关(p < 0.01), 与a₂₅₄和SUVA显著正相关(p < 0.01)；DOC与a₃₅₀(p < 0.05)和SUVA(p < 0.01)分别呈显著负相关关系；BIX与HIX具有显著负相关(p < 0.05)关系.冻融作用能够改变DOM的分子结构, 导致DOM的DOC含量下降, 含有C＝C和C＝O双键的物质增多, 芳香族化合物和CDOM含量增大, DOM的腐殖化程度加深而自生源比例下降.类芳香族蛋白质中含有较多的多酚类物质, 这类物质具有很强的芳香性(文杨, 2014).K与a₂₅₄和SUVA的相关性系数分别达到0.578和0.851以上(p < 0.01), 这说明芳香环是DOM与多环芳烃结合的核心官能团(Gunasekara et al., 2003).有研究表明, DOM与多环芳烃的结合常数与UV₂₅₄(何盈盈, 2010)和SUVA(Hur et al., 2009)具有很好的相关性；湖水DOM中疏水性结构对芘的吸附与DOM中的芳香域强烈相关(Mei et al., 2016)；Jarkko等(2012)的研究也表明, 多环芳烃与DOM的结合严格遵循由紫外光谱确定的DOM的芳香性.此外, Mei等(2009)的研究还表明, DOM与多环芳烃的结合能力除了与DOM大分子的芳香结构密切相关外, 还与以长链烷烃碳存在的无定形多亚甲基碳有很大关系.
DOM是复杂的非均质连续体, 从高分子量到低分子量的化合物具有不同的化学结构和反应性质(Santos et al., 2016).Weber等(1992)的研究表明, 大部分土壤和沉积物在微观尺度上是可变的, 即在粒子间和粒子尺度上是可变的, 并在其分布式反应模型(Distributed Reactivity Model, DRM)系列文献中提出, 土壤中活性有机部分分为硬有机碳和软有机碳的概念.本文的两种土壤DOM样品中, 腐殖质成分(包括类腐殖酸和类富里酸)较为丰富, 腐殖质中的碳主要为软碳成分(赵一等, 2017).本文的实验结果表明, 冷冻作用对DOM, 尤其是其中的腐殖质结构具有显著影响, 冷冻作用使得DOM中软有机碳组分的长链结构被破坏, 而向硬有机碳转化, 在此过程中含氧官能团中氢和氧的量相对于碳的量会减少, 这种变化导致产生更多更具疏水性的芳香化合物, 使得DOM的吸附能力和非均质性得到增强.石钰婷(2012)的研究也表明, 软碳能够向硬碳转变并对有机物的吸附产生较大影响.比如, 黑炭(Black Carbon, BC)是天然土壤和沉积物有机质中硬碳的主要组成成分, 虽然含量很低, 但对多环芳烃、多氯联苯等有机污染物具有超强的吸附能力(赵一等, 2017；Cornelissen et al., 2004；2005；Lohmann et al., 2005), 能达到其他天然有机质吸附能力的10~1000倍(张景环等, 2012).另外, 水体冷冻引起的凝聚作用及冰体的膨胀作用可能增加了DOM的微孔结构, 同时提高了孔容量, 使得冰体融化后孔填充作用增强, 而与菲的结合作用显著增强.
表 1(Table 1)

表 1 PS的不同指标相关性分析 Table 1 Results from correlation analysis of the different parameters of PS

表 1 PS的不同指标相关性分析 Table 1 Results from correlation analysis of the different parameters of PS DOC a254 a350 SUVA E2/E3 FI HIX BIX β:α K DOC 1 -0.223 -0.644** -0.649** 0.019 0.486* 0.571** -0.496* 0.016 -0.711** a254 1 0.664** 0.860** -0.024 -0.166 -0.355 0.142 0.022 0.578** a350 1 0.839** -0.005 -0.106 -0.209 0.287 -0.092 0.675** SUVA 1 0.082 -0.345 -0.498* 0.316 -0.002 0.851** E2/E3 1 0.168 0.068 0.219 0.271 0.284 FI 1 0.753** -0.014 -0.112 -0.398 HIX 1 -0.551* -0.192 -0.517* BIX 1 0.173 0.399 β:α 1 -0.011 K 1 注：*表示相关性显著(p < 0.05, 双尾检验), **表示相关性显著(p < 0.01, 双尾检验), 下同.

表 2(Table 2)

表 2 RS的不同指标相关性分析 Table 2 Results from correlation analysis of the different parameters of RS

表 2 RS的不同指标相关性分析 Table 2 Results from correlation analysis of the different parameters of RS DOC a254 a350 SUVA E2/E3 FI HIX BIX β:α K DOC 1 -0.605** -0.557* -0.816** -0.117 -0.400 0.270 -0.262 -0.224 -0.563** a254 1 0.220 0.901** 0.692** 0.581** 0.299 -0.302 -0.348 0.840** a350 1 0.449* -0.249 0.233 -0.516* 0.330 0.245 0.336 SUVA 1 0.540* 0.510* 0.068 -0.184 -0.230 0.867** E2/E3 1 0.375 0.699** -0.685** -0.690** 0.694** FI 1 0.096 -0.163 -0.337 0.498* HIX 1 -0.704** -0.631** 0.207 BIX 1 0.952** -0.349 β:α 1 -0.380 K 1

3.4 不同冻融条件对K值的影响分析以K值为因变量, 分别以4种不同的冻融条件和DOM的种类为因子, 采用SPSS的二因素方差分析检验不同的冻融条件和DOM的种类对K值的影响.结果显示, 冷冻温度、融化温度、冷冻时间和冻融次数对K值都具有极显著影响(显著性水平低于0.01), 并且两种DOM之间具有极显著差异(显著性水平低于0.01).用Excel作不同冻融条件下K值变化的拟合曲线, 结果如图 5所示, 拟合曲线方程见表 3.PS0和RS0的K值相等, 虽然相同的冻融作用对二者的K值影响差异很大, 但都随冷冻温度改变呈线性变化；随冷冻时间和冻融次数改变, 拟合方程都为二次多项式.另外, 相同的冷冻温度、冷冻时间和冻融次数条件下, PS的K值始终高于RS.通过对比图 1和图 2可知, PS0的DOC、a₂₅₄和分子量均略高于RS0, 但两者的SUVA相等(1.9 L·mg^-1), K值也相等.但相同的冻融处理条件下, PS的DOC值和a₃₅₀始终高于RS；相同的冷冻温度、冷冻时间和冻融次数条件下, PS的a₂₅₄、SUVA和E₂/E₃值始终高于RS.利用SPSS进行不同冻融条件下PS和RS各参数差值之间的相关性分析, 结果显示, 二者K值之间的差异与a₂₅₄、SUVA和E₂/E₃分别在0.05、0.01和0.05水平上相关, Pearson相关性系数分别是0.559、0.588和0.483.从本文所测试的光学特性参数来看, 二者之间K值的差异主要来源于冻融导致的PS的芳香性强于RS, 而分子量小于RS.另外, K值的差异可能与冻融导致的两种DOM的微观结构的变化不同有很大关系.
图 5(Fig. 5)

图 5 不同冷冻温度(a)、融化温度(b)、冷冻时间(c)、冻融次数(d)条件下PS和RS的K值变化趋势 Fig. 5The fitting curves of K in PS and RS under different freezing-thawing treatment with different freezing temperature (a), different thawing temperature(b), different freezing time(c), different times of freeze-thaw(d)

表 3(Table 3)

表 3 不同冻融条件下PS和RS的K值变化曲线公式 Table 3 The fitting formulas of K in PS and RS under different freezing-thawing conditions

表 3 不同冻融条件下PS和RS的K值变化曲线公式 Table 3 The fitting formulas of K in PS and RS under different freezing-thawing conditions 样品 冻融条件 拟合方程 R2 冷冻温度 y=0.5502x+10.968 0.83831 PS 融化温度 y=-0.09x+3.59 0.86835 冷冻时间 y=-0.011x2+0.2768x+1.5868 0.86725 冻融次数 y=-0.0433x2+0.578x+1.2064 0.81574 冷冻温度 y=0.1862x+4.6173 0.76846 RS 融化温度 y=0.0199x2-0.6059x+6.1552 0.99417 冷冻时间 y=0.0038x2-0.0541x+1.6525 0.98449 冻融次数 y=0.0251x2-0.1417x+1.7145 0.99758

研究表明, 机动车辆排放的废气中已被鉴定的多环芳烃达73种(韩菲, 2007), 其中, 已确认具有致癌性的有6种(曾凡刚等, 2002), 汽车尾气和高速公路粉尘是土壤中多环芳烃的两个重要来源(Li et al., 2014).DOM在土壤和水体中充当难溶性有机物的主要助溶剂和载体(陈同斌等, 1998), 能与多环芳烃结合生成以分子间力为主要作用形式的分子复合物, 对多环芳烃在各种环境中的迁移、转化、生态毒性和生物可降解性等都具有重大影响(何盈盈, 2010).本研究表明, 不同的冻融作用对土壤DOM与多环芳烃结合常数具有极显著影响, 不同种类土壤DOM之间也具有显著差异, 但冻融作用对两种土壤DOM的改变都明显增大了它们结合多环芳烃的能力, 这一方面将减小多环芳烃与固相土壤的相互作用, 促进固相土壤中多环芳烃的溶出和迁移；另一方面也会导致自由溶解态多环芳烃浓度的降低, 从而降低多环芳烃的生物可利用度(Yu et al., 2011; Jarkko et al., 2012；Li et al., 2015).因为只有自由溶解的化合物才能被有机体吸收和积累(Li et al., 2015), 降解细菌细胞体通常通过周围水相的扩散来吸收自由溶解的多环芳烃分子(Tejeda-Agredano et al., 2014).
多环芳烃具有强吸附性和难降解性, 被土壤固体颗粒吸附可能会在土壤中停留数年, 这将严重影响多环芳烃的传质作用, 影响其自由转运穿过细胞膜进行细胞内代谢和细胞外代谢的能力(Cheng et al., 2006), 从而造成了多环芳烃污染的持久性和累积性(Tejeda-Agredano et al., 2014).已有研究认为, 多环芳烃受DOM的影响在土壤和地下水中表现的越来越多(Xi et al., 2012).并且, 地表土壤中与DOM形成复合物的多环芳烃也可能会随着DOM的地表径流和淋溶作用的迁移转化而进入到地表水和地下水中(Yu et al., 2011; Ciesielczuk et al., 2014), 伴随着传输机制释放的多环芳烃流动性更强、暴露风险更大, 必定造成更为广泛的污染.目前, 土壤中的多环芳烃污染已经成为一个全球性的环境问题(Nemeth-Konda et al., 2002；Cooke et al., 2004；Parrish et al., 2005；Sojinu et al., 2010；Tian et al., 2015), 甚至是存在于地理隔离并且人烟稀少的南极洲(Vecchiato et al., 2015).因此, 对于经历季节性冻融作用显著的北方城市而言非常不利, 采取控制汽车尾气和取暖煤炉排放废气等控制多环芳烃排放的措施势在必行.
4 结论(Conclusions)1) 冻融处理使得城市公园土壤和城市道路边土壤DOM的DOC含量分别降低2.7%~43%和3.3%~47%, 且二者的DOC含量随冷冻温度的升高而降低.
2) 从EEMs中解析出4类荧光物质：类富里酸、类腐殖酸、类芳香族蛋白质和类溶解性微生物代谢产物.城市公园土壤和道路边土壤中的DOM都以外源性有机质为主.冻融作用使DOM腐殖化程度加深, 芳香性增强.
3) 冻融条件的改变对DOM具有极显著影响, 而且不同的DOM之间具有极显著差异.冻融处理条件下, K值与DOC显著负相关(p < 0.01), 与SUVA显著正相关(p < 0.01).城市公园土壤DOM和城市道路边土壤DOM的K值都是3.5×10⁴ L·kg^-1, 相同的冷冻温度、冷冻时间和冻融次数处理条件下, 城市土壤DOM的K值始终高于城市道路边土壤DOM, 这是由于冻融导致的城市土壤DOM的芳香性强于城市道路边土壤DOM, 而分子量小于城市道路边土壤DOM.经过冻融作用二者的K值变化范围分别为1.6×10⁵ ~8.4×10⁵ L·kg^-1和1.5×10⁵ ~3.7×10⁵ L·kg^-1, 冻融作用使二者的K值都增大一个数量级.这一方面会增强固相土壤中多环芳烃的溶出和迁移, 另一方面也会降低多环芳烃的生物可利用性.

参考文献

Chen M, Jaffe R. 2014. Photo-and bio-reactivity patterns of dissolved organic matter from biomess and soil leachates and surface waters in a subtropical wetland[J]. Water Research, 61(18): 181–190.

Chen M, Maie N, Parish K, et al. 2013. Spatial and temporal variability of dissolved organic matter quantity and composition in an logographic subtropical coastal wetland[J]. Biogeochemistry, 115(1/3): 167–183.

陈同斌, 陈志军. 1998. 土壤中溶解性有机质及其对污染物吸附和解吸行为的影响[J]. 植物营养与肥料学, 1998, 4(3): 201–210.DOI:10.3321/j.issn:1008-505X.1998.03.001

Cheng K Y, Wong J W C. 2006. Combined effect of nonionic surfactant Tween 80 and DOM on the behaviors of PAHs in soil-water system[J]. Chemosphere, 62(11): 1907–1916.DOI:10.1016/j.chemosphere.2005.07.028

Ciesielczuk T, Kusza G, Poluszyn'ska J, et al. 2014. Pollution of flooded arable soils with heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)[J]. Water Air and Soil Pollution, 225(10): 2145–2155.DOI:10.1007/s11270-014-2145-0

Claire G G, James W M C, Karen E F, et al.2012.Quantifying and correcting the impacts of freezing samples on dissolved organic matter absorbance[C].American Geophysical Union Fall Meeting.San Francisco

Colin A, Stedmon, Rasmus B. 2008. Charactericzing dissolves organic matter fluorescence with parallel factor analysis:a tutorial[J]. Limnology and Oceanography:Methods, 6(12): 572–579.

Cooke C M, Shaw G, Colins C D. 2004. Determination of solid-liquid partition coefficients (Kd) for the herbicides isoproturon and trifluralin in the five UK agriculture soils[J]. Environmental Pollution, 132(3): 541–552.DOI:10.1016/j.envpol.2004.04.027

Corneliseen G, Gustafsson O, Bucheli T D, et al. 2005. Extensive sorption of organic compounds to black carbon, coal, and kerogen in sediments and soils:mechanisms and consequences for distribution, bioaccumulation, and biodegradation[J]. Environmental Science & Technology, 39(18): 6881–6895.

Cornelissen G, Gustafsson O. 2004. Sorption of phenanthrene to environmental black carbon in sediment with and without organic matter and native sorbates[J]. Environmental Science &Technology, 38(1): 148–155.

Dandajeh H A, Ladommatos N, Hellier P, et al. 2017. Effects of unsaturation of C2 and C3 hydrocarbons on the formation of PAHs and on the toxicity of soot particles[J]. Fuel, 194(4): 306–320.

Fu Q L, He J Z, Blaney L, et al. 2016. Roxarsone binding to soil-derived dissolved organic matter:insights from multi-spectroscopic techniques[J]. Chemosphere, 155(6): 225–233.

傅平青, 刘从强, 尹祚莹, 等. 2004. 腐殖酸的三维光谱特性研究[J]. 地球化学, 2004, 33(3): 301–309.DOI:10.3321/j.issn:0379-1726.2004.03.010

Gunasekara A S, Simpson M I, Xing B. 2003. Indentification and characterization of sorption domains in soil organic matter using structurally modified humic acids[J]. Environmental Science and Technology, 37(5): 852–858.DOI:10.1021/es026151e

Han X M, Liu Y R, Zhang L M, et al. 2015. Insight into the modulation of dissolved organic matter on microbial remediation of PAH-Contaminated soils[J]. Microbial Ecology, 70(2): 400–410.DOI:10.1007/s00248-015-0575-x

韩菲. 2007. 多环芳烃来源及分布及迁移规律研究概述[J]. 气象与环境学报, 2007, 23(4): 57–61.DOI:10.3969/j.issn.1673-503X.2007.04.012

何小松, 席北斗, 张鹏, 等. 2015. 地下水中溶解性有机质的季节变化特征及成因[J]. 中国环境科学, 2015, 35(3): 862–870.

何盈盈.2010.腐殖酸与多环芳烃的非共价结合机制研究[D].西安: 西安建筑科技大学http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10703-2010134868.htm

黄廷林, 方开凯, 张春华, 等. 2016. 荧光光谱结合平行因子分析研究夏季周村水库溶解性有机物的分布与来源[J]. 环境科学, 2016, 37(9): 3394–3401.

Hu J P, Wu D S, Rau J Y, et al. 2015. DOM fractionated from pig waste affecting the solubility of PAHs along with non-ionic surfactant[J]. Desalination and Water Treatment, 57(39): 1–7.

Hur J, Kim G. 2009. Comparison of the heterogeneity within bulk sediment humic substances from a stream and reservoir via selected operational descriptors[J]. Chemosphere, 75(4): 483–490.DOI:10.1016/j.chemosphere.2008.12.056

Hur J, Lee B M, Shin K H. 2014. Spectroscopic characterization of dissolved organic matter isolated from sediments and the association with phenanthrene binding affinity[J]. Chemosphere, 111(1): 450–457.

Jarkko A, Anita T, Jussi V K K. 2012. On the borderline of dissolved and particulate organic matter:Partitioning and bioavailability of polycyclic aromatic hadrocarbons[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 78(3): 91–98.

Kim M K, Won A Y, Zoh K D. 2017. Effects of molecular size fraction of DOM on photodegradation of aqueous methylmercury[J]. Chemosphere, 174: 739–746.DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.02.033

Kim M K, Zoh K D. 2013. Effects of natural water constituents on the photo-decopsition of methylrcury and the role of hydroxyl radical[J]. Science of the Total Environment, 449(2): 95–101.

Li J L, Wang Y X, Zhang C, et al. 2014. The source apportionment of policylic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the topsoil in Xiaodian sewage irrigation area, north of China[J]. Ecotoxicology, 23: 1943–1950.DOI:10.1007/s10646-014-1328-1

李晓鸣, 何小松, 刘骏, 等. 2010. 鸡粪堆肥水溶性有机物特征紫外吸收光谱研究[J]. 光谱学与光谱学分析, 2010, 30(11): 3081–3085.

李睿, 屈明. 2004. 土壤溶解性有机质的生态环境效应[J]. 生态环境, 2004, 13(2): 271–275.DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2004.02.036

Li Y L, He W, Liu W X, et al. 2015. Influences of binding to dissolved organic matter on hydrophobic organic compounds in amulti-contaminant system:Coeffecients, mechanisms and ecological risks[J]. Environmental Pollution, 206(12): 461–468.

Liu C C, Lin Y C. 2013. Reclamation of copper-contaminated soil using EDTA or citric acid coupled with dissolved organic matter solution extracted from distallery sludge[J]. Environmental Pollution, 178(1): 97–101.

Liu T Z, Liu C Q, Lang Y C, et al. 2014. Dissolved organic carbon and its carbon isotope composition in hill slope soils of the karst area of southwest China:Implication for carbon dynamics in limestone soil[J]. Geochemical Journal, 48(3): 277–285.DOI:10.2343/geochemj.2.0304

刘笑菡, 张运林, 殷燕, 等. 2012. 三维荧光光谱及平行因子分析法在CDOM研究中的应用[J]. 海洋湖沼通报, 2012(3): 133–145.

Lohmann R, Macfarlane J.K., Gschwend P.M. 2005. Importance of black carbon to sorption of native PAHs, PCBs, and PCDDs in Boston and New York harbor sediments[J]. Environmental Science & Technology, 39(1): 141–148.

Mei Y, Bai Y C, Wang L Y. 2016. Effect of pH on binding of pyrene to hydrophobic fractions of dissolved organic matter (DOM) isolated from lake water[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 35(3): 288–293.DOI:10.1007/s11631-016-0094-6

Mei Y, Wu F C, Wang L Y, et al. 2009. Binding characteristics of of perylene, phenanthrene and anthracene to different DOM fractions from lake water[J]. Environment Science, 21(4): 414–423.DOI:10.1016/S1001-0742(08)62285-8

Nemeth-Konda L, Füleky G, Morovjan G. 2002. Sorption behavior of acetochlor, atrazine, carbendazim, diazinon, imidacloprid and isoproturon on Hungarian agricultural soil[J]. Chemosphere, 48(5): 545–552.DOI:10.1016/S0045-6535(02)00106-6

Nguyen H, Choi J. 2015. Changes in the dissolved organic matter leaching from soil under severe temperature and N-deposition[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 187(6): 323–338.DOI:10.1007/s10661-015-4549-8

Parrish Z D, Banks M K, Schwab A P. 2005. Assessment of contaminant liability during phytoremediation of polycyclic aromatic hydrocarbon impacted soils[J]. Environmental Pollution, 137(2): 187–197.DOI:10.1016/j.envpol.2005.02.012

秦纪洪, 李菊, 孙辉. 2014. 冻融交替对高寒土壤轻组分有机质矿化影响的试验研究[J]. 水土保持学报, 2014, 28(6): 240–250.

Robert G M S, Lucy B, Andy B. 2007. Freeze/thaw and pH effects on freshwater dissolved organic matter fluorescence and absorbance properties from a number of UK locations[J]. Water Research, 41(13): 2941–2950.DOI:10.1016/j.watres.2007.04.012

Santos L, Pinto A, Filipe O, et al. 2016. Insight on the optical properties of estuarine DOM-hydrological and biological infouences[J]. Plos One, 11(5): 1371–1387.

石钰婷.2012.模拟有机-矿质复合体对TCE的吸附实验研究[D].北京: 中国地质大学http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-11415-1012364996.htm

Sojinu O S S, Wang J Z, Sonibare O O, Zeng E Y. 2010. Polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments and soils from oil exploration areas of the Niger Delta, Nigeria[J]. Journal of Hazardous Meterials, 174(1): 641–647.

孙兆海, 毛丽, 冯政, 等. 2008. 污水中溶解性有机质对土壤吸附四溴双酚A的影响[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(6): 2222–2226.DOI:10.3321/j.issn:1672-2043.2008.06.017

Tejeda-Agredano M C, Mayer P, Ortega-Calvo J J.2014.The effect of humic acids on biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons depends on the exposure regime[J].184(104): 435-442

Tian W J, Wang L J, Li D, et al. 2015. Leachability of phenanthrene from soil under acid rain and its relationship with dissolved organic matter[J]. Encironmental Earth Science, 73(7): 3675–3681.DOI:10.1007/s12665-014-3653-3

Tobiszewski M.2014.Application of diagnostic ratios of PAHs to characterterize the pollution emission sources[C].5th International Conference on Environmental Science and Technology.Singapore

Vecchiato M, Argiriadis E, Zambon S, et al. 2015. Persistent organic pollutants (POPs) in Antarctica:occurrence in continental and coastal surface snow[J]. Microchemical Journal, 119(5): 75–82.

Weber W J, McGlnley P M, Katz L E. 1992. A distributer reactivity model for sorption by soil and sediments.1.Conceptual basis and equilibrium assessments[J]. Environmental Science and Technology, 26(10): 1955–1962.DOI:10.1021/es00034a012

文杨.2014.冰封期城市河流DOM结构特性及分布特征[D].沈阳: 辽宁大学http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10140-1014372747.htm

Xi B D, Geng C M, Zhao Y, et al. 2012. Interaction of phenanthrene with dissolved organic matter and its fractions from leachate of different landfill ages[J]. Environmental Earth Science, 67(7): 1861–1867.DOI:10.1007/s12665-012-1628-9

席北斗, 何小松, 赵越, 等. 2009. 填埋垃圾稳定化进程的光谱学特性表征[J]. 光谱学与光谱分析, 2009, 29(9): 2475–2479.

熊巍, 凌婉婷, 高彦征, 等. 2007. 水溶性有机质对土壤吸附菲的影响[J]. 应用生态学, 2007, 18(2): 431–435.DOI:10.3321/j.issn:1001-9332.2007.02.033

Xu S, Wang H, Chen W, et al. 2013. Effects of soil PAHs pollution on plant ecophysiology[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 24(5): 1284–1290.

薛爽, 王茜, 仇付国, 等. 2016. 冻融作用对土壤中溶解性有机物的光谱学特性的影响[J]. 环境科学学报, 2016, 36(5): 1824–1832.

Yang X H, Garnier P, Wang S Z, et al. 2014. PAHs sorption and desorption on soil influenced by pin needle litter-derived dissolved organic matter[J]. Pedosphere, 24(5): 575–584.DOI:10.1016/S1002-0160(14)60043-6

药怡良, 赵卫红, 苗辉. 2016. 基于三维荧光光谱结合平行因子分析对春季北黄海有色溶解有机物的研究[J]. 光谱学与光谱分析, 2016, 36(8): 2532–2537.

Yu G H, Wu M J, Wei G R. 2012. Binding of organic ligands with Al(Ⅲ) in dissolved organic matter from soil:implications for soil organic carbon storage[J]. Environmental Science and Technology, 46(5): 6102–6109.

Yu H, Huang G H, An C J, et al. 2011. Combined effects of DOM extracted from site soil/compost and biosurfactant on the sorption and desorption of PAHs in a soil-water system[J]. Journal of Hazardous Materials, 190: 883–890.DOI:10.1016/j.jhazmat.2011.04.026

曾凡刚, 王玮, 李剑, 等. 2002. 不同类型机动车尾气中致癌多环芳烃含量分析[J]. 江汉石油学院学报, 2002, 24(2): 116–118.DOI:10.3969/j.issn.1000-9752.2002.02.049

张景环, 陈春溶, 张玮航, 等. 2012. 表面活性剂对苯并[J]. 环境科学, 2012, 33(5): 1639–1645.

Zhang X Y, Wu Y G, Hu S, et al. 2015. Amplified solubilization effects of inherent dissolved organic matter from less-humifid sediment on phenanthrene sorption[J]. Environmental Science and Pollution Research, 22(15): 11955–11965.DOI:10.1007/s11356-015-4418-6

赵劲松, 张旭东, 袁星, 等. 2003. 土壤溶解性有机质的特性与环境意义[J]. 应用生态学报, 2003, 14(1): 126–130.DOI:10.3321/j.issn:1001-9332.2003.01.028

赵一, 蓝芙宁, 覃星铭, 等. 2017. 乙醇影响下汽油污染物在不同形态土壤有机质上的吸附[J]. 环境化学, 2017, 36(3): 557–563.