冻融条件下溶解性有机物在冰-水-沉积物体系中的迁移

杨力，陈忠礼，邵迎，吴思齐; YANG Li; CHEN Zhongli; SHAO Ying; WU Siqi

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冻融条件下溶解性有机物在冰-水-沉积物体系中的迁移 PDF

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杨力
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陈忠礼
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邵迎
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吴思齐

重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆 400045

中图分类号： X522

最近更新：2023-12-19

DOI：10.11835/j.issn.1000-582X.2022.265

摘要

通过设置室内控制实验，测定冻融过程中冰水两相的三维荧光光谱（EEMs）、SUVA254、TN、TP、DOC，并对三维荧光特征指数、SUVA254、TN、TP、DOC进行相关性分析。结果表明，冻结过程中水相的三维荧光光谱中类色氨酸峰A、类酪氨酸峰B、类腐殖酸峰C的荧光强度增强，TN、TP质量浓度增加至原水样的1.47、1.13倍。说明在冻结过程中由于冷冻浓缩效应，类色氨酸、类酪氨酸、类腐殖酸三类溶解性有机物、TN、TP由冰相向水相迁移。随着冰相体积的增加，三类溶解性有机物、TN、TP向沉积物迁移，并在溶解过程中，由沉积物向水体释放。通过测定冻融条件下冰水两相中BPA、E2、EE2的质量浓度发现，在冻结过程中BPA、E2、EE2向水相中迁移，结合相关性分析结果说明芳香族物质更易向水相中迁移。

关键词

冻融交替; 溶解性有机物; 雌激素; 迁移动态; 三维荧光光谱

环境介质的冻融是指温度降到零度以下和升至零度以上，导致水土产生冻结和融化的一种物理现象，地球上中高纬度大部分地区都会经历季节性周期冻融过程。冻融过程会改变水体和土壤的理化性质。对于地表水，其影响主要包括冬季温度降低，形成冰层导致地表水冰封，水体流量减少；春季温度升高，冰层融化形成洪水（桃花汛）^[

1]。在中国大部分地区的地表水均会经历不同时长的冰封期，尤其是北方地区每年12月以后，环境温度逐渐下降至零度以下，地表水开始结冰，将会形成长达4~6个月的冰封期^{[参考文献 2

百度学术}2]。地表水冻融过程将改变物质迁移转化格局，造成不同物质组分在冰层、水体以及沉积物中的分布和浓度的巨大差异。冬季地表水形成冰层，冰下水体中重金属、总氮（TN）、总磷（TP）含量增加^{[参考文献 3

百度学术}3, 4]。春季温度升高后地表水冰层融化，在气温和外界扰动的影响下沉积物中污染物释放^{[参考文献 5

百度学术}5, 6]，大量污染物在融冰初期从冰体中迅速释放^{[参考文献 2

百度学术}2]，地表水中污染物种类增加，污染物浓度升高。研究发现积雪融化会导致半挥发性有机污染物（SVOC）释放至陆地、水生生态系统中，此外在融雪实验中也发现融水中多环芳烃含量上升^{[参考文献 7

百度学术}7]。因此，冻融驱动的水文过程改变，将可能对水生生态系统健康产生潜在风险。

目前关于地表水冰封的研究主要集中于冰封期重金属、营养盐在冰-水体系的分布特征^[

8]，以及浮游藻类群落结构特征^{[参考文献 9

百度学术}9]，细菌群落结构特征^{[参考文献 10

百度学术}10]。室内模拟实验则侧重于研究冻融过程中污染物迁移的热力学和动力学，探究污染物在冰-水体系中的迁移规律及其影响因素^{[参考文献 11

百度学术}11]。冻融条件下污染物在冰-水-沉积物体系中的迁移规律，尚未明了。有机物按照形成可以分为天然有机物和人工合成有机物，溶解性有机物（dissolved organic matter，DOM）是指广泛存在于各类水体中能通过0.45 μm滤膜的天然有机物混合体^{[参考文献 12

百度学术}12]，有机微污染物（organic micro-pollutants，OMPs）是指在水环境中多以痕量水平存在的有机污染物，因具有毒性、持久性、生物可富集等特点，对水生生态系统健康构成威胁。冻融过程中，溶解性有机物不同组分在冰-水-沉积物的分布格局和变化情况如何？冻融过程下DOM的变化与其他环境因子的变化有何关联？这种变化是否会对生态系统产生潜在影响？针对这些问题，笔者以DOM为研究对象，通过三维荧光光谱和紫外可见吸收光谱，探究其在冰-水-沉积物中的分布变化规律，结合TN、TP等常规污染指标分析不同物质在冻融过程中的关联特征，以雌激素类非挥发性有机微污染物为特征污染物，剖析其在冰水相变过程中的质量浓度变化动态特征。本研究有助于揭示冻融过程下污染物在冰-水-沉积物体系的变化规律和潜在环境影响，为冻融地区水环境保护和生态风险防控提供客观的理论依据和数据支撑。

1 材料与方法

1.1 实验材料

实验所用冰样和沉积物样品于2021年1月采自辽宁省鞍山市岫岩满族自治县朝阳镇周边河流（40°28′33″N，123°33′42″E）。现场采用多参数水质分析仪（Professional Plus，美国YSI）测定地表水水温0.6 ℃，氧化还原电位（ORP）182.1 mV，溶解氧（DO）18.92 mg/L，酸碱度（pH）8.97，电导率（SPC）0.197 mS/cm。该采样点地表水常规指标总氮（TN）4.15 mg/L，总磷（TP）0.12 mg/L，总有机碳（TOC）11.25 mg/L^[

13]。β-雌二醇（98%）、炔雌醇（≥98%）购自阿拉丁，双酚A（99.9%）购自Sigma。

1.2 实验设计

取250 mL烧杯15个，分别加入20 mL沉积物样品，60 mL溶解后冰样，混匀后静置30 min。冻融过程控制为温度-20 ℃（0~16 h），温度室温（16~24 h），将烧杯放入冻融装置，分别在0、2、16、20、24 h时各取3个烧杯，各时间点测得烧杯中水相体积见表1，每个烧杯取30 mL水样，水体完全结冰时用冰锥将沉积物与冰体分离，待冰体完全溶解后取30 mL水样，待测。

表1 水-沉积物体系冻融控制过程

Table 1 Freeze-thaw control process in the water-sediment system

状态	取样时间/h	水相体积/mL
未冻融	0	60
冻结中	2	30
完全冻结	16	0
溶解中	20	30
完全溶解	24	60

取250 mL蓝盖瓶12个，分别加入100 mL无菌超纯水配制质量浓度均为7.5 μg/L的E2、EE2和BPA混合溶液。冻融过程控制为温度-20 ℃（0~16 h），随后持续停留在室温条件直至冻融周期结束（16~24 h）。将蓝盖瓶放入-20 ℃冰箱，分别在0、2、20、24 h时各取3个蓝盖瓶，各时间点测得蓝盖瓶中水相体积见表2，每个取60 mL水样通过固相萃取富集浓缩后检测雌激素质量浓度。

表2 雌激素溶液冻融控制过程

Table 2 Freeze-thaw control process of estrogen solution

状态	取样时间/h	水相体积/mL
未冻融	0	100
冻结中	2	60
溶解中	20	60
完全溶解	24	100

1.3 分析方法

1.3.1 三维荧光光谱的测定

样品经0.45 μm PES一次性过滤器过滤后，采用日立F-7000荧光分光光度计测定其三维荧光光谱，扫描范围设置为激发波长（E_x）220~450 nm，发射波长（E_m）250~550 nm，扫描速度为12 000 nm/min，激发和发射狭缝设置为5 nm^[

14]。

计算三维荧光特征指数，荧光指数（FI）定义为激发波长370 nm时，发射波长450 nm和500 nm处的荧光强度比值；生物源指数（BIX）定义为激发波长310 nm时，发射波长380 nm处的荧光强度与发射波长在420~435 nm区间最大荧光强度的比值；腐殖化指数（HIX）定义为激发波长255 nm时，发射波长在438~480 nm区间荧光强度积分值与发射波长在300~345 nm区间荧光强度积分值的比值^[

15, 16]。

1.3.2 雌激素质量浓度的测定

水相中的雌激素采用固相萃取进行富集浓缩^[

17]，固相萃取柱为HLB（60 mg，1 mL），用6 mL甲醇、6 mL超纯水依次活化固相萃取柱，上样速度为1~2 mL/min，然后用6 mL超纯水淋洗柱体，抽干30 min，最后用2×6 mL甲醇洗脱至玻璃样品瓶，氮吹至干，用甲醇（HPLC，诺尔施）定容至0.5 mL，经0.22 μm PES一次性过滤器过滤后，用高效液相色谱（HPLC）-荧光检测器（FLD）（Agilent 1260 InfinityⅡ，安捷伦）测定雌激素质量浓度。3种雌激素类物质β-雌二醇、炔雌醇、双酚A的加标回收率分别为106.6%、96.8%、95.8%。

高效液相色谱条件：采用高效液相色谱（HPLC）-荧光检测器（FLD）测定雌激素质量浓度，色谱柱为ZORBAX SB-C18（4.6 mm×250 mm，5 μm），保护柱为SB-C18 Guard cartrges 4.6×12.5 4/PK。流动相为（A）乙腈（HPLC，诺尔施）和（B）超纯水，梯度洗脱，0~6 min，45% A；6~10 min，65% A；10~20 min，75% A；进样量为10 μL，流量为1 mL/min；荧光检测器（FLD）设置为激发波长280 nm，发射波长310 nm^[

18, 19]。

1.3.3 其他指标的测定

用于测定溶解性有机碳（DOC）、总氮（TN）的水样经0.22 μm PES一次性过滤器过滤后用总有机碳分析仪（TOC-L CPH，岛津）测定，总磷（TP）的测定根据《GB/T 11893—1989》进行。用于测定UV₂₅₄水样经0.45 μm PES一次性过滤器过滤后用紫外可见分光光度计（UV2355型，尤尼柯）测定。

2 结果与分析

2.1 三维荧光光谱分析

冻融条件下水体中溶解性有机物的荧光特性如图1所示。其中图1(a)为原样中水体DOM三维荧光光谱，峰A（E_x=230 nm，E_m=340 nm）为类色氨酸，峰B（E_x=280 nm，E_m=310 nm）为类酪氨酸，峰C（E_x=260 nm，E_m=400~460 nm）为类腐殖酸^[

20⁃22]。从图1可以看出，在冻结过程中，水体中类色氨酸峰A、类酪氨酸峰B以及类腐殖酸峰C的荧光强度增强，完全冻结时，冰相中峰A、峰B、峰C的荧光强度均降低，在此过程中可能发生了溶解性有机物向沉积物中的迁移，而在溶解过程中，由于沉积物向水体中释放溶解性有机物，完全溶解时荧光强度增强，但小于原水样。

图1 冻融过程中各时间点水/冰中DOM的三维荧光光谱

Fig. 1 Three-dimensional fluorescence spectra of DOM in water and ice at various time points during freezing and thawing periods

在冻融过程中冰水两相DOM的BIX变化范围为0.792~0.869（图2(a)），溶解时水相的BIX显著大于未经冻结的原水样、完全冻结时的冰相以及完全溶解时的水相。BIX反映水体中DOM自生源相对贡献，当BIX值在0.6~0.8之间时，说明DOM自生源贡献相对较低；当BIX值在0.8~1.0之间时，说明样品中DOM存在较多新的自生源；当BIX＞1.0时，说明DOM主要来源于新产生的自生源^[

23]。冻融过程中冰水两相的DOM自生源比例较高，在溶解时水相BIX增加到0.869，说明沉积物释放出来的DOM自生源贡献较高；完全溶解后水相BIX减小至0.807，与原水样无显著差异。

图2 冻融条件下冰水两相DOM的BIX、FI、HIX和SUVA₂₅₄

Fig. 2 BIX , FI, HIX and SUVA₂₅₄ of DOM in ice and water phases under freeze-thaw conditions

荧光指数FI表征DOM中腐殖质的来源，FI＞1.9说明是以微生物代谢为主要来源，FI＜1.4说明是以陆源贡献为主。在冻融过程中FI未发生显著变化，范围在1.831~1.952之间（图2(b)），更接近内源特征值，说明水体腐殖质以微生物代谢为主要来源^[

24]。

腐殖化指数HIX表征腐殖化程度，HIX＞10说明DOM有显著腐殖质特征，HIX＜4说明DOM弱腐殖质特征^[

25]，水体DOM的HIX范围为0.825~0.960（图2(c)），在冻融过程中冰水两相均表现为弱腐殖质。溶解时水相DOM的HIX降低至0.825，显著小于原水样，说明在此过程中腐殖质发生了由水体向沉积物的迁移，导致水体中腐殖质减少。而完全溶解后，腐殖化指数HIX增加至0.912，与原水样无显著差异，说明腐殖质由沉积物向水体迁移。

UV₂₅₄表征DOM中具有碳碳或碳氧双键的芳香族物质含量，SUVA₂₅₄是UV₂₅₄与DOC浓度的比值，用来表征DOM中芳香族物质的组成^[

26]。由图2(d)，原水样的平均SUVA₂₅₄为1.068 L/(mg·m)，冻结过程中水相的SUVA₂₅₄为1.185 L/(mg·m)，完全冻结时冰相的SUVA₂₅₄减小至0.344 L/(mg·m)，溶解过程中水相的SUVA₂₅₄为0.292 L/(mg·m)。说明在冻结过程中，水体DOM中芳香族物质的比例增加，而随着冰相体积的增加芳香族物质的比例降低。在完全溶解后水体的SUVA₂₅₄为0.448 L/(mg·m)，说明冻融过程发生后，芳香族有机物可能滞留在沉积物中。

2.2 冻融条件下水体中DOC、TN、TP的变化

对在冻融条件下水相或冰相中TN、DOC、TP的含量进行检测，结果如图3所示。在水体冻结过程中，水相中TN的含量升高，未经冻融的原水样中TN含量为2.53 mg/L，冻结过程中水相TN的含量为3.72 mg/L，完全冻结时冰相中TN的含量为1.93 mg/L。在冻结过程中水相TN的含量显著大于完全冻结时冰相中TN的含量，水体中TN含量降低，说明在此过程中发生了TN向沉积物的迁移。在冰相溶解过程中和完全溶解后，水相中TN的含量与原水样无显著差异，说明TN再由沉积物向水相中迁移。完全溶解时水体中DOC的含量增加至9.61 mg/L，显著大于未经冻融的原水样中DOC的含量6.08 mg/L，说明该冻融过程导致水体中DOC增加，DOC由沉积物向水体中迁移。在冻结过程中水相TP的含量由原水样的0.039 mg/L增加至0.044 mg/L，完全冻结时冰相中TP的含量为0.034 mg/L，冰体完全溶解时降低至0.022 mg/L。因此，在冻融过程下水体中含P可溶性物质由冰相向水相，再到沉积物的迁移趋势较为明显，这与含N可溶性物质迁移方向不同，说明含P可溶性物质在冻融条件的影响下，更易在沉积物中停留富集。

图3 冻融条件下冰水两相中TN、DOC和TP的含量

Fig. 3 Concentrations of TN, DOC and TP in ice and water under freeze-thaw conditions

根据相关性分析结果（表3），在冻融过程中SUVA₂₅₄和TP显著正相关，在冻融的影响下，芳香族物质和TP具有相似的迁移方向。SUVA₂₅₄和DOC具有显著负相关性，说明芳香族物质在水体DOC的比例较小。FI反应了芳香族氨基酸与非芳香族物质对DOM荧光强度的相对贡献率^[

27]，在冻融过程中SUVA₂₅₄和FI为显著正相关。

表3 冻融条件下DOM特征指数、水质指标的相关性分析

Table 3 Correlation analysis of DOM characteristic indexes and water quality indexes under freeze-thaw conditions

参数	SUVA₂₅₄	TP	TN	DOC	FI	BIX	HIX
SUVA₂₅₄	1	0.807**	0.514	-0.604*	0.521*	-0.116	0.408
TP		1	0.164	-0.589*	0.456	-0.223	0.342
TN			1	0.249	0.160	-0.032	-0.002
DOC				1	-0.496	-0.004	-0.373
FI					1	-0.466	0.235
BIX						1	-0.198
HIX							1

注： **代表p＜0.01，*代表p＜0.05

2.3 冻融条件下水体中雌激素质量浓度的变化

天然水体（尤其是大型水体）的冻融过程，部分物质可能仅在冰水两相中发生迁移。因此，为进一步探究冻融条件下非挥发性有机微污染物的变化规律，本研究在排除沉积物影响的前提下对冻融条件下雌激素类物质的迁移进行研究，发现仅存在冰水两相时，β-雌二醇（E2）、炔雌醇（EE2）、双酚A（BPA）的迁移速率存在差异。在冻结过程中水相E2的质量浓度显著大于完全溶解后水体中E2的质量浓度（图4(b)），在冻结过程中和溶解过程中水相EE2、BPA的质量浓度均显著大于未经冻融和完全溶解时的质量浓度（图4(a)(c)）。说明在冻融的影响下，E2、EE2、BPA均发生了由冰相向水相的迁移，再从冰体中释放，但迁移速率有所不同。

图4 冻融条件下水相中BPA、E2和EE2的质量浓度

Fig. 4 Concentrations of BPA, E2 and EE2 in aqueous phase under freeze-thaw conditions

3 讨论

本研究发现冻融过程中存在物质向不同环境介质迁移的现象。水体冻结过程中，水相中TN、TP的含量升高，即存在冷冻浓缩效应。因此，冰冻过程对于可溶性N和P物质组分而言，会随着结冰过程而迁移停留在水相中。冻结过程中水相TN的含量是原水样TN含量的1.47倍，是完全冻结时冰相中TN含量的1.93倍，即冰相中有近半的含N可溶性物质组分迁移到水相。本研究同样发现含P可溶性物质组分由冰相向水相迁移，冻结过程中水相TP的含量是原水样的1.13倍，是完全冻结时冰相的1.30倍。本研究结果与其他研究较为一致^[

8, 28]。在冻结过程中，冰相中TN、TP向水相迁移，随着冰相体积的增加，水相中含N、P可溶性物质组分可能进一步向沉积物迁移。冻结过程中水体DOC的含量增加，水体完全溶解后，DOC的含量显著大于对照样品（未经冻融原水样）的DOC含量，是原水样的1.58倍。溶解过程中，温度的升高和外界扰动的增加可能导致沉积物中溶解性有机物向水体迁移。

通过分析DOM组分在冻融过程的动态变化，发现在冻结过程中，水相中三类溶解性有机物类色氨酸、类酪氨酸、类腐殖酸的荧光强度由774.10、1 253.33、20 628.03 a. u.增强至938.03、1 416.67、24 178.37 a. u.。当完全冻结时，其荧光强度降低至691.83、1 149.00、14 810.70 a. u.。在溶解过程中，其荧光强度逐渐增强，完全溶解时荧光强度增强至732.53、1 207.33、19 382.67 a. u.。即冻融过程水体中的类色氨酸、类酪氨酸、类腐殖酸三类溶解性有机物在冰相中的含量降低，向水相迁移，再由水相向沉积物中迁移，最后在溶解过程中由沉积物再次释放至水体中，但释放的量少于吸附量，意味着部分DOM在此过程中富集在沉积物中。

以雌激素类物质在冻融过程的迁移为代表，进行有机微污染物的冻融迁移定量化分析。研究结果发现，在冻结过程中，E2、EE2、BPA三种雌激素在水相中质量浓度升高。这三种雌激素均属于芳香族物质，通过检测冰水两相的SUVA₂₅₄发现，冻结过程中水相的平均SUVA₂₅₄是原水样的1.11倍，DOM说明芳香族物质在冻融过程中，会由冰相向水相中迁移。相关性分析（表3）发现，SUVA₂₅₄和DOC具有显著负相关性。在冻结过程中水相的DOC含量和SUVA₂₅₄均增加，而完全冻结时冰相的DOC含量增加，SUVA₂₅₄减小，DOM中芳香族物质比例降低。可能原因是冰体俘获污染物受到冰体生长速率、污染物浓度、污染物性质等因素的影响，随着冰冻时间的增加，冰-水固液界面处DOM含量增加的速度大于DOM向水相中扩散的速度，使冰体中DOM含量增加^[

29]，而尺寸较大、形状规则的污染物不容易被冰体俘获^{[参考文献 2

百度学术}2]。因此在冰体生长速率、污染物性质等因素的影响下，完全冻结时冰相中DOC含量增加，但芳香族物质向沉积物中迁移，使DOM中芳香族物质的比例降低。SUVA₂₅₄和FI为显著正相关性，在水相中DOM含量增加时，芳香族物质比例增加，同样说明了在水体冻结过程中，芳香族物质更易向水相中迁移。这与目前研究发现的在冻结过程中，芳香性较强的物质更难停留在冰相中的结论相符^{[参考文献 30

百度学术}30]。地表水冰封可能导致芳香族物质由冰相迁移入水相，进而富集在沉积物中，由此可能会导致沉积物潜在生态风险的提高。

已有研究发现由于冰层的形成，水体中总氮（TN）、总磷（TN）、叶绿素a、重金属以及硝基苯污染物浓度上升^[

31⁃33]。冬季地表水形成冰层，冰下水体中污染物浓度升高。一方面是由于冷冻浓缩效应^{[参考文献 34

百度学术}34]，在水体结冰过程中固液界面上水分子在氢键的作用下析出，固液界面附近存在水分子浓度远低于液相中水分子浓度，污染物浓度则远高于液相中污染物浓度，因此污染物向冰下水体迁移^{[参考文献 11

百度学术}11]。此外，冻结过程中水体温度降低，使得污染物溶解度降低，随着冰层体积的增加，污染物进一步向沉积物迁移。另一方面则是由于冰层的形成导致污染物挥发减少，温度的下降以及太阳辐射量的减少使污染物的生物、光降解等过程受到影响^{[参考文献 35

百度学术}35]。因此在地表水形成冰层的过程中，冰下水体中的污染物浓度升高。春季冰层溶解，积聚在冰体中的污染物在冰层融化的过程中释放至水体，导致水体污染物浓度增加^{[参考文献 35

百度学术}35]。同时，春季冰雪融化形成的洪水使水-沉积物界面扰动增加，污染物由沉积物向水体中转移。因此，季节性冻融过程影响污染物迁移转化，将可能对水生态环境健康造成潜在威胁。目前对于TN、TP、重金属在冻融过程中的迁移方向研究较多，但关于有机微污染物的研究较少，尤其是冻融过程有机微污染物在“冰-水-沉积物”体系中的迁移、富集和释放的影响机理鲜有报道。因此，通过研究阐明其迁移方向与影响因素，将为冻融地区冬季地表水有机污染防治提供理论依据。

4 结论

1）通过比较分析冻融条件下冰水两相中溶解性有机物、TN、TP、芳香族物质含量的变化发现，由于冷冻浓缩效应，在冰体形成过程中类色氨酸、类酪氨酸、类腐殖酸三类溶解性有机物、TN、TP、芳香族物质均发生了从冰相至水相的迁移。随着冰体体积的增加，这些物质进一步向沉积物迁移，随后在冰体溶解过程中再由沉积物向水体释放。溶解过程中沉积物向水体释放的三类溶解性有机物、TP、芳香族物质的量少于冻结过程中迁移的量，意味着部分污染物在此过程中富集在沉积物中。

2）通过对比分析冻融过程中冰水两相BPA、E2、EE2质量浓度发现，在冻结过程中，3种雌激素由冰相向水相迁移。相关性分析说明，在水体冻结过程中芳香族物质与含P可溶性物质迁移趋势的关联较为紧密。

3）在地表水冰层形成过程中，污染物尤其是芳香类污染物向沉积物迁移并富集在沉积物中。冰层融化时，在温度、外界扰动的影响下污染物由沉积物向水体释放，也是导致春季地表水中污染物浓度升高的重要原因之一，可能对水生生态系统健康构成潜在风险。

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