膠州灣海水痕量金屬-溶解有機質分配特征及其影響因素探討

泮楓敏，袁華茂,4*，宋金明,4*，李學剛,4，李寧,4，段麗琴,4，邢建偉,4

( 1. 中國科學院海洋研究所 海洋生態與環境科學重點實驗室，山東 青島 266071；2. 青島海洋科學與技術試點國家實驗室海洋生態與環境科學功能實驗室，山東 青島 266237；3. 中國科學院大學，北京 100049；4. 中國科學院海洋大科學研究中心，山東 青島 266071)

1 引言

溶解有機質是海水中痕量金屬的主要載體，不僅可以與痕量金屬進行多種形式的配合或吸附，還可以影響痕量金屬與其他顆粒物之間的相互作用，改變痕量金屬的形態和溶解度，從而影響痕量金屬在水相與沉積相之間的分配及其遷移轉化過程[1]。痕量金屬在溶解有機質中的賦存情況極其復雜，其遷移性和生物可利用性等都強烈依賴于它們在不同分子量溶解有機質中的分配及相互作用[2]。高分子量的金屬-有機配合物更易發生絮凝沉淀而進入沉積相，從而降低痕量金屬的遷移性[3]。與低分子量親脂性溶解有機質配合的痕量金屬可以通過被動擴散直接運輸到海洋生物體內被利用[4]，高分子量有機質的配合作用則通常會降低痕量金屬的生物可利用性[5]。因此，深入研究海水痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配特征及其機理與影響因素，對于了解痕量金屬的生物地球化學行為，評估其生物可利用性和毒性效應均具有十分重要的意義。

膠州灣位于山東半島南部，是一個典型的半封閉型海灣，也是我國重要的漁業及養殖業基地。近年來，隨著社會經濟高度發展，大量痕量金屬及有機污染物經河流徑流、人類活動等途徑進入膠州灣，自然變化與人為干擾共同作用下的海洋生態環境變化值得關注[6]。目前，膠州灣海水痕量金屬的研究多集中于元素總量及空間分布，而針對海水痕量金屬-溶解有機質分配特征及規律的研究卻未見報道。本文對膠州灣海水中不同分子量的溶解有機質及其所配合的痕量金屬進行分級提取，探討了痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配特征及調控機理，并探討了痕量金屬-溶解有機質分配的影響因素。

2 材料與方法

2.1 樣品采集與預處理

于2019 年9 月隨“創新號”科考船在膠州灣采集表層（2 m）及底層（離底2 m）海水樣品，調查站位如圖1 所示，其中水深小于5.0 m 的S2 和S3 站位僅采集表層水樣。按照《海洋監測規范》要求，痕量金屬樣品采集過程中嚴格避免接觸金屬器具、容器，全部采用預先清洗過的塑料容器。樣品以船載CTD 采集后立刻裝入高密度聚乙烯樣品桶內并即刻以封口膜進一步密封桶口以避免污染，運回實驗室后盡快以0.45 μm 醋酸纖維素膜過濾除去顆粒物，濾液于4℃下冷藏待用，一部分用于測定總溶解態痕量金屬，另一部分用于進一步的超濾分級實驗。另取適量海水樣品以0.45 μm 醋酸纖維素膜過濾，以N、N-二甲基甲酰胺萃取濾膜上的葉綠素并利用熒光分光光度計（F-4600，Hitachi）測定葉綠素a 濃度。

圖1 膠州灣采樣站位Fig. 1 Locations of the sampling stations in the Jiaozhou Bay

2.2 不同分子量溶解有機質及其所配合痕量金屬的分離、提取與檢測

不同分子量痕量金屬有機配合物的分離利用攪拌式加壓超濾裝置（UFSC40001，Millipore）完成。取以0.45 μm 濾膜過濾后的海水樣品，依次通過10 kDa、3 kDa 及1 kDa 的超濾膜（Millipore），不同級分痕量金屬有機配合物的分子量以所用濾膜孔徑界定（如以0.45 μm 濾膜過濾則濾液中配合物的分子量表示為＜0.45 μm）。各濾膜取下后置于高密度聚乙烯燒杯中密封保存，＜1 kDa 濾液置于氟化低密度聚乙烯樣品瓶中在4℃下保存，分別測定濾膜與濾液中的痕量金屬含量，以其總值代表總溶解態痕量金屬濃度。此外，在超濾過程中留取各級濾液，于4℃下避光冷藏保存并盡快以總有機碳分析儀（Vario EL，Elementar）測定溶解有機碳濃度。以紫外-可見分光光度計（T6，Persee）測定溶解有機質紫外-可見吸收特征參數，波長范圍為250～700 nm，每隔1 nm讀取一次吸光度，根據所得吸光度計算樣品在275～295 nm 波長范圍內的曲線斜率（S275-295）以分析溶解有機質來源及組成特征，以250 nm 與365 nm 下吸光度的比值（E2∶E3）分析溶解有機質的芳構化程度。以熒光分光光度計測定溶解有機質熒光特性，激發波長范圍為200～500 nm，發射波長范圍為250～600 nm，根據測得熒光峰的位置分析溶解有機質的組分、官能團結構及離子配合能力。

超濾膜上痕量金屬以5% HNO3（痕量級，Merck）作為提取劑采用超聲浸提法進行[7–8]，提取前首先利用紫外燈（BFDUV-X800W230，博飛達）照射濾膜4 h（800 W）以破壞痕量金屬與有機質的結合[9–10]，連續進行3 次分別歷時30 min、10 min 及10 min 的超聲振蕩（40 kHz，240 W），并在每次超聲振蕩前更換提取液（10 mL，5% HNO3）。超聲結束后合并提取液，以4 500 r/min離心5 min（ST 40R，Thermo Scientific），取上清液以電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS，ICAP Q，Thermo Scientific）檢測其痕量金屬含量。以相同體積milli-Q 水過空白超濾膜，采用同樣浸提方法作為樣品空白。

＜1 kDa 及＜0.45 μm 濾液中的痕量金屬采用固相微萃取法進行富集[11]，所用萃取劑為Chelex-100 螯合樹脂（分析純，Bio-rad）。樹脂在使用前首先以1 mol/L HNO3（痕量級，Merck）浸泡活化48 h，再以微升槍頭填充至樹脂柱內待用。濾液在富集前同樣進行紫外消解以破壞痕量金屬與有機質間的結合，并以NH4Ac溶液（優級純，Thermofisher）調節pH 至5.5 左右待用。以1 mol/L HNO3沖洗樹脂20 min 以使其進一步活化，流速設置為0.5 mL/min。之后排空管路中的HNO3溶液，以0.5 mol/L NH4Ac 沖洗樹脂5 min，使其表面附滿NH4+，以利于樣品溶液中痕量金屬的吸附。排空管路中多余的NH4Ac 溶液，再使樣品溶液以0.5 mL/min的流速緩慢通過樹脂柱，將痕量金屬吸附于螯合樹脂上。待樣品全部通過后，以0.5 mol/L NH4Ac 沖洗樹脂柱以除去多余雜質，最后利用N2反向加壓，以5 mL 1 mol/L HNO3洗脫富集在樹脂上的金屬離子，洗脫液直接以ICP-MS 進行痕量金屬測定。樣品空白同樣以Milli-Q 水代替濾液經固相萃取測定。經CASS-6標準海水（加拿大國家研究委員會）驗證，該方法的回收率為87%～113%。痕量金屬測定方法的檢出限定義為樣品空白平均值（n=3）加3 倍標準偏差（GB/T 27417—2017），超濾膜上痕量金屬的方法檢出限為0.01（Cd）～0.1（Cr）μg/L，海水痕量金屬的方法檢出限為0.002（Cd）～0.02（Cr、Cu、Ni）μg/L。各級超濾膜與海水痕量金屬檢測方法的精密度采用平行樣品（n=3）評估，結果的相對標準偏差均小于5%，方法重現性較好。此外，通過比較超濾膜及＜1 kDa 濾液中痕量金屬濃度的加和值與未分級溶解態痕量金屬的測定值，計算得到超濾-超聲浸提/固相微萃取法分離痕量金屬的回收率為76%～93%，說明該方法分離效果較好，分離過程中痕量金屬損失及污染較小。

為保證結果的準確性，實驗過程中嚴格避免污染。超濾裝置各組件在使用前依次以5 mmol/L Na2EDTA（優級純，國藥）、超純水、0.05 mol/L NaOH（優級純，國藥）、超純水及0.02 mol/L HNO3（痕量級，Merck）分別浸泡24 h 以上并以超純水充分洗凈，富集裝置各組件及其他所有塑料容器以5% HNO3（痕量級，Merck）浸泡7 d 并以超純水充分洗凈，濾膜在使用前以5%HNO3（痕量級，Merck）浸泡24 h 并以超純水充分洗凈，總有機碳分析儀進樣管在使用前以超純水充分洗凈并于450℃下灼燒6 h 以去除有機污染物。此外，在痕量金屬提取測定及溶解有機碳、紫外-可見吸收特性、熒光特性測定過程中均添加空白樣品以扣除儀器、試劑等對實驗結果造成的影響。樣品的吸光度值還應減去683～687 nm 的平均吸光度以去除儀器基線漂移與散射的影響，熒光強度值應減去超純水熒光強度值以去除拉曼散射的影響。

3 結果與討論

3.1 膠州灣海水痕量金屬的空間分布

總體而言，膠州灣海水痕量金屬具有近岸濃度較高的分布特點，多在灣內東北部出現高值區（表1），顯示出陸源輸入的顯著影響。膠州灣東北部靠近李村河、婁山河等河口，受人類活動影響明顯，大量污染物隨工業污水和生活廢水排入灣內。此外，膠州灣東北部水域水流交換相對緩慢，不利于污染物的擴散[12]，進一步導致痕量金屬高值區的出現。

膠州灣表層海水中Cu 的濃度為1.59～4.81 μg/L，平均值為2.88 μg/L，高濃度主要集中在受人類活動影響劇烈的河口及港口鄰近海域。Cr 的濃度為0.7～1.4 μg/L，平均值為1.0 μg/L，整體濃度較低且分布相對均勻，灣東北部河口與北部紅島臨近海域出現高值區。Cr 的污染主要來自于工業廢水，沿岸陸地工業生產所排出的鉻化合物是主要的污染源[12]。Cd 的濃度為0.04～0.40 μg/L，平均值為0.02 μg/L，在東北部河口及灣口附近海域出現高值區。東北部陸地巖石風化及工業生產累積的Cd 隨河流匯入灣內，灣口處青島港油港也是Cd 的一大來源，裝卸及運輸過程中進入水體中的原油會帶來Cd 的污染[13]。Pb 的濃度為0.84～2.64 μg/L，平均值為1.77 μg/L，除東北部外，膠州灣中部也出現Pb 的高值區。Ni 的濃度為0.31～1.53 μg/L，平均值為0.77 μg/L；Co 的濃度為0.75～2.01 μg/L，平均值為1.37 μg/L，高值區均出現于近岸水域。

表1 膠州灣海水中痕量金屬濃度Table 1 Concentrations of trace metals in seawater of the Jiaozhou Bay

與表層海水相比，膠州灣底層海水中Cu（4.04～7.54 μg/L，t-test，p＜0.01）、Ni（1.96 ～5.47 μg/L，t-test，p＜0.05）和Co（0.79～2.49 μg/L，t-test，p＜0.05）的濃度明顯更高，Pb（0.59～2.00 μg/L，t-test，p＜0.05）則呈現出表層海水含量高于底層海水的趨勢，不同深度海水中Cd（0.07～0.10 μg/L，t-test，p＞0.05）和Cr（0.8～1.0 μg/L，t-test，p＞0.05）的濃度無顯著性差異。表層海水中浮游植物的吸收利用是導致其Cu、Ni 和Co 濃度較低的重要原因，表層痕量金屬的垂直遷移及潮流、風浪、船舶運輸和生物擾動等作用下沉積物的再懸浮則會導致底層海水中痕量金屬濃度升高[14]。在納拉甘塞特灣采集沉積物進行再懸浮模擬實驗，結果顯示Cd 和Pb 向水體中的釋放量較小，Cu 和Zn 則在再懸浮過程中被明顯從沉積物中釋放出來[15]。對泉州灣沉積物及懸浮顆粒物中痕量金屬的研究表明，二者之間的含量變化相對應，漲潮期間水體中金屬濃度的迅速增加歸因于沉積物的釋放[16]。在珠江三角洲入海口的研究也發現，沉積物在潮流剪切力作用下的再懸浮會使得水體中Zn 和Cd 的濃度明顯增加[17]。表層海水中較高濃度的Pb 歸因于大氣懸浮顆粒物沉降而引起的Pb 輸入，有研究顯示含鉛汽油燃燒所導致的大氣沉降輸入與工業廢水排放Pb 的輸送通量是相當的[12]。膠州灣底層海水中Cu、Cd、Ni 和Co 的濃度水平分布與表層海水基本一致，多在灣內東北部及灣口處出現高值區，灣中部與灣外濃度較低。Cr 在底層水體中分布較為均勻，除灣口處濃度相對較低之外，其余站位濃度基本相近。Pb 在底層水體中的分布也與表層海水中相似，高值區出現于灣內東北部及灣中部，灣口與灣外水體中濃度相對較低。

與之前膠州灣海水中痕量金屬的研究相比(表2)，本研究所獲痕量金屬的平均濃度略有升高，但變化幅度較小，整體污染水平較低，其中Cu、Cd、Cr、Ni 濃度均低于國家一類海水水質標準（GB 3097—1997）。與國內其他海灣相比，膠州灣海水中的Cu 和Cd 濃度均高于大亞灣和欽州灣，Cr 和Pb 濃度則低于后者，渤海（渤海灣與萊州灣）中Cu、Cd、Pb、Co、Ni 的濃度均低于膠州灣。膠州灣表層海水中的Cu、Cd、Pb、Co 濃度均明顯高于美國舊金山灣，Ni 濃度則低于后者。北黃海表層海水中的Cu 和Pb 濃度低于膠州灣海水，Cd 濃度則明顯高于膠州灣。西太平洋表層海水中的痕量金屬濃度均明顯低于膠州灣海水，Cu、Co、Ni 濃度也低于舊金山灣和北黃海，Cd 濃度低于北黃海，但與舊金山灣相當。

表2 膠州灣及其他海域海水中痕量金屬濃度Table 2 Concentrations of trace metals in seawater of the Jiaozhou Bay and other areas

3.2 痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配

整體而言，膠州灣海水痕量金屬均主要分配于低分子量組分（＜1 kDa）中（圖2），所占比例平均達70.1%（47.5%～86.6%）。不同痕量金屬在不同分子量組分中的分配情況存在明顯差異，根據其低分子量組分（＜1 kDa）所占比例可大致分為3 類。Cu 和Cd 低分子量組分所占比例明顯高于其他元素，平均值分別達到79.0%（70.7%～86.6%）及77.6%（68.7%～83.0%）。Cr、Ni 和Co 分子量分布較為相似，低分子量組分所占比例稍低，平均值分別為71.5%（61.9%～79.9%）、67.3%（55.8%～76.9%）及66.9%（57.5%～77.4%）。Pb的分配情況與以上元素存在顯著差異，低分子量組分所占比例明顯較低，平均值僅為58.2%（47.5%～70.3%）。海水痕量金屬在低分子量組分（＜1 kDa）中的分配是有機配合與無機配合共同作用的結果，但多數痕量金屬無機配合態占總溶解態比例極小。海水中有98%以上的Zn、99%以上的Fe 和Cu 在溶解態中以有機配合物的形式存在[28]，與有機配體相配合的Pb 可達總溶解態Pb 的95%[29]，與強有機配體相配合的Co 與總溶解態Co 濃度也幾乎相等[30]，溶解有機質在這幾種金屬的分配過程中起主導作用。大洋表層水中有70%～99% 的溶解態Cd 與溶解有機質相配合，但河口及近岸海域中該賦存比例較低，一般在80%以下[31–33]。海水中的溶解態Ni 僅有不足60%以有機配合物的形式存在[34]，溶解態Cr 的存在形態則尚處于探索階段，針對其有機配合作用的研究較少[35]。無機配合作用可能在Ni 和Cr 在低分子量組分（＜1 kDa）的分配過程中具有一定作用，其在低分子量溶解有機質中的分配仍需要進行進一步的探索。有研究顯示，Cu 和Cd 與浮游植物及細菌釋放的低分子量有機配體間存在極強的親和力[36]，Pb 等固液分配系數較大的金屬與較高分子量的有機質親和力更高，這可能與金屬的電荷、離子半徑、軌道能量等的差異有關[37]，也是導致Pb 的高分子量（＞1 kDa）組分比例明顯高于Cu 和Cd 的主要原因。對于高分子量部分（1 kDa～0.45 μm）而言，10 kDa～0.45 μm 的組分通常所占比例最小，平均值僅為5.4%，其中Cu 和Cd 的分配比例分別僅4.4% 與5.0%，最高值為8.7%（Pb），該分子量范圍內的溶解有機質對痕量金屬的調控作用較弱。此外，就整體均值而言，痕量金屬在1～3 kDa（13.5%）與3～10 kDa（11.0%）溶解有機質中的分配比例是相當的，但不同金屬與不同站位間差別較大，無統一規律可循。

圖2 膠州灣海水中痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配（S：表層海水；B：底層海水）Fig. 2 Distribution of trace metals among different sized DOM in seawater of the Jiaozhou Bay (S：surface seawater；B：bottom seawater)

目前，國內外已有多項針對水體中痕量金屬-溶解有機質分配特征的研究，但所獲結論并不統一。利用超濾技術分離九龍河口分配于不同分子量組分中的痕量金屬，發現有60%～80%的Cu 和82%以上的Ni分配于3 kDa 以下[38]。通過切向流超濾研究墨西哥灣海域痕量金屬的賦存形態，結果表明其中Cd 有97%分配于10 kDa 以下，Cu 也有近50%分配于10 kDa 以下[36]。通過尺寸排阻色譜-紫外檢測技術分離不同分子量的腐殖質樣品，進而利用ICP-MS 分析多種元素在不同級別腐殖質（＜1 kDa，1～15 kDa，＞15 kDa）中的分配比例，結果顯示U 和Th 分別有93.0% 和96.9%分配于2 kDa 以下的腐殖質中，As 在小于2 kDa（49.7%）與2～15 kDa（42.8%）腐殖質中的分配比例相當[39]。利用切向流超濾研究北黃海Cd、Cu 和Pb 等痕量金屬的形態特征，發現其中有49.2%～69.1%分配于1 kDa以下[40]。由此可見，不同研究區域間痕量金屬的分配特征存在顯著差異，結合實際因素分析其分配機理及影響因素等具有十分重要的意義。

與表層海水相比，膠州灣底層海水中與低分子量組分（＜1 kDa）相配合的Ni、Cd、Cr 和Co 所占比例明顯高于表層海水（t-test，p＜0.05），Cu 和Pb 則未發現顯著性差異。此外，膠州灣北部水體中痕量金屬低分子量組分（＜1 kDa）所占比例普遍低于灣口及灣外水體。Cu 和Cd 低分子量組分在北部水體中所占平均比例分別低于其余站位平均比例7.9% 與4.8%。Cr和Co 更為明顯，其差值分別達10.1%與9.9%，Ni 和Pb則最為顯著，灣口及灣外水體中低分子量組分所占比例分別高于北部水體13.0%與13.4%。與之相對，高分子量組分（＞1 kDa）在北部水體（35.8%）中的平均分配比例分別高于灣口與灣外水體（26.0%），但具體各部分的分布規律仍不明顯。其中，灣北部水體中痕量金屬在10 kDa～0.45 μm 分子量范圍內的分配比例大致高于灣口及灣外水體，在1～3 kDa 及3～10 kDa 分子量范圍的分配則更為復雜，其高值區的出現通常是不確定的。

3.3 痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配機理

痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配主要取決于水體中溶解有機質的分子量分布及不同分子量溶解有機質的金屬配合能力。

已有多項研究證明，天然水體中的溶解有機質以較低分子量組分為主。利用超濾技術分離海水中不同分子量的溶解有機質，發現其中有65%～80%分布于1 kDa 以下，10 kDa 以上的組分僅占2%～7%[41]。利用離心超濾研究不同類型水體中的溶解有機碳，結果表明河流、湖泊及海灣3 種水體中的溶解有機碳均以小于3 kDa 的組分為主[1]。采用杯式超濾系統探究天津臨港海域中溶解有機質的分子量分布情況，發現有51.73%分布于小于1 kDa 的范圍內，大于100 kDa的部分僅占10.18%[42]。利用超濾技術分析德拉瓦河口中的溶解有機質，發現其分子量有42%低于1 kDa，23%處于1～30 kDa，30 kDa～0.2 μm 僅占1.3%[43]。在墨西哥灣北部海水中的研究也發現，水體中70%以上的溶解有機質分子量處于0.5～5 kDa，20 kDa 以上所占比例不足10%[44]。天然水體中的有機質大部分為腐殖質，其主要組分富里酸與胡敏酸的質量比可達9∶1[45]，富里酸等低分子量溶解有機質是水體中痕量金屬最重要的有機配體。海水中溶解有機質的濃度通常以溶解有機碳的濃度來表示[2]。膠州灣海水中總溶解有機碳的濃度為0.577～1.360 mg/L，其中低分子量組分(＜1 kDa)的濃度達0.418～0.866 mg/L，明顯高于其余分子量范圍內的濃度，10 kDa 以上的溶解有機碳濃度僅0.014～0.041 mg/L。由圖3 可知，膠州灣海水中有62.1%～86.0% 的溶解有機碳分布于1 kDa以下，10 kDa 以上的組分僅占2.4%～10.4%，低分子量組分（＜1 kDa）在海水溶解有機碳中占主要優勢，是海水中痕量金屬配體的主要來源，這與其他海域溶解有機質分子量分布研究的結果是一致的。此外，膠州灣表層海水中低分子量溶解有機碳（＜1 kDa）所占平均比例低于底層海水（t-test，p＜0.05），灣內東北部水體中低分子量溶解有機碳所占比例基本低于灣口及灣外水體，高分子量范圍內各部分（1～3 kDa, 3～10 kDa,10 kDa～0.45 μm）分配比例的空間分布則規律較弱，這與大多數痕量金屬在相應溶解有機質中的分配情況是一致的。將痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配比例與相應級分溶解有機質占總溶解態有機質的比例做相關性分析，發現二者之間呈顯著正相關（p＜0.01，R2=0.904 4（Pb）～0.968 3（Cd）），這進一步證明了有機配合作用及溶解有機質的分子量分布情況在膠州灣海水Cu、Cr、Cd、Pb、Ni 和Co 等目標痕量金屬分配過程中的重要作用。

圖3 膠州灣海水中溶解有機碳的分子量分布Fig. 3 Size distribution of dissolved organic carbon in seawater of the Jiaozhou Bay

圖4 膠州灣海水中溶解有機質的紫外吸收特征參數及熒光強度Fig. 4 UV-Vis absorption characteristics and fluorescence intensities of dissolved organic matters in seawater of the Jiaozhou Bay

此外，低分子量溶解有機質的強配合能力也已得到普遍認可。對不同分子量的有機質提取物（＜3.5 kDa、3.5～14 kDa、＞14 kDa）與Cu2+之間配合作用的研究表明，有機質的配合能力隨分子量增加而降低[46]。研究環境中不同分子量有機質對Cd 遷移性的影響，結果顯示小分子量有機質（＜1 kDa）對Cd2+的配合能力更強[47]。利用紫外-可見吸收特征參數探究水體中不同分子量溶解有機質的濃度及組成特征，發現對膠州灣海水而言，不同站位溶解有機質的紫外-可見吸收特征參數隨分子量變化而改變的趨勢大致相似（圖4）。不同分子量溶解有機質的光譜斜率存在明顯差異（ttest，p＜0.01），其S275-295值隨溶解有機質分子量降低而逐漸升高，這表明低分子量組分中來源于浮游植物活動及微生物降解等的海源有機質濃度較高[48]，且海水溶解有機質的主要組分腐殖質中富里酸與胡敏酸的比值較高，富里酸的作用更為顯著[49]。對腐殖質的結構分析已經表明，分子量較低的富里酸以羧基化合物、碳水化合物及多糖為主要結構，高分子量的胡敏酸則主要為長鏈烷烴，前者的金屬配合能力更高[50]。一項針對九龍河河口中痕量元素的研究發現，水體中Cu、Ni、Co、Pb 和Cd 等痕量金屬的生物地球化學行為主要受控于陸源輸入的富里酸[51]。此外，低分子量溶解有機質在250 nm 與365 nm 下吸光度的比值（E2:E3）明顯高于高分子量組分（t-test，p＜0.01），這表明低分子量溶解有機質芳構化程度較低[52]，鏈烷烴及芳香族基團含量較低，碳水化合物含量豐富，具有大量可用于配合痕量金屬的羧基、羥基等官能團，金屬配合能力較高。將各站位痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配比例與相應溶解有機質的吸收光譜特征參數做相關性分析，結果表明其分配比例與溶解有機質的S275-295值（p＜0.05，R2=0.610 4（Pb）～0.836 5（Co））及E2:E3值（p＜0.05，R2=0.693 8（Pb）～0.840 5（Cd））均呈顯著性正相關，這進一步驗證了紫外-可見吸收特征參數對溶解有機質金屬配合能力的指示意義。

溶解有機質熒光特性的分析結果顯示，膠州灣海水中的熒光組分主要包括類蛋白質與類腐殖質兩種。不同分子量類蛋白質與類腐殖質的熒光強度存在明顯差異（t-test，p＜0.05），隨分子量降低而逐漸降低，且兩種組分熒光強度隨分子量變化而變化的趨勢有所不同（圖4）。其中，類蛋白質熒光強度下降十分明顯，類腐殖質熒光強度下降幅度則較小，表明大量類蛋白質組分在過濾過程中被濾膜截留，而大部分類腐殖質組分能夠穿過濾膜進入濾液。膠州灣海水中的高分子量溶解有機質（＞1 kDa）主要為類蛋白質，還包含一部分高分子量的腐殖酸，低分子量溶解有機質（＜1 kDa）則主要由類腐殖質組成，包括大量的富里酸及一部分低分子量的腐殖酸，還含有一定量的小分子氨基酸。將各站位類腐殖質與類蛋白質熒光強度的比值與痕量金屬在低分子量溶解有機質（＜1 kDa）中的分配比例做相關性分析，結果表明Cu、Ni、Cd 和Co 的分配比例與該比值呈顯著性正相關（p＜0.01，R2=0.716 1（Co）～0.769 3（Cu）），Cr 和Pb 也存在較顯著正相關（p＜0.05，R2=0.619 4（Cr）～0.634 8（Pb）），同樣也印證了類腐殖質在低分子量溶解有機質與痕量金屬配合過程中的重要作用。海水中的類蛋白質熒光主要與芳環蛋白質和氨基酸有關，類腐殖質熒光則主要來自于其結構中的羧基和羰基[53]。研究顯示，海水中僅有不超過10%的痕量金屬與蛋白質類溶解有機質相配合，含有豐富含氧官能團的腐殖質類溶解有機物尤其是富里酸則對海水痕量金屬的配合起主要作用[54]。由此可見，膠州灣海水中低分子量的溶解有機質（＜1 kDa）具有更高的金屬離子配合能力，這與紫外-可見吸收光譜的分析結果是一致的。

3.4 痕量金屬在不同分子量溶解有機質中分配的影響因素

水體中溶解有機質的分子量分布情況及金屬配合能力受生物活動、光照、鹽度等多種因素影響，痕量金屬的分配也由此受這些因素調控。光降解和微生物分解會將水體中的高分子量有機質轉化為低分子量組分，絮凝和沉淀作用可以導致高分子量有機質遷出水體，浮游生物活動的影響則更加復雜[37]。

浮游生物活動是控制水體中溶解有機質分子量分布的主要因素，水體中40%～60%的溶解有機質來源于浮游植物的釋放[55]，主要途徑包括浮游植物滲出、自我分解及細菌分解等[56]，其中高分子量溶解有機質（＞1 kDa）可占浮游植物整個生長過程中所釋放溶解有機質的30%～60%[57]。真光層內藻類的初級生產是海洋中溶解有機質的主要來源[58]，所釋放溶解有機質的分子量因生物群落結構、環境條件等的差異而有所不同。有研究發現，在初級生產力較高的福克斯河中，高分子量溶解有機碳（＞1 kDa）的濃度（約7.62 mg/L）明顯高于圣路易斯河（約2.88 mg/L）與密西西比河（約3.68 mg/L）[59]。此前還有多項培養實驗證實，浮游植物生長過程中可以釋放與海水中高分子量溶解有機質組分相似的有機質[60]。測定膠州灣海水的葉綠素a 濃度以分析其浮游植物生物量及初級生產力分布，結果如表3 所示。將各站位葉綠素a 濃度與不同分子量溶解有機質所占比例做相關性分析，發現其與10 kDa～0.45 μm 有 機 質 間 呈 顯 著 正 相 關（n=10，p＜0.01，R2=0.876 1），與3～10 kDa 有機質間也存在較顯著正相關（n=10，p＜0.05，R2=0.562 5），與1～3 kDa有機質間則無明顯相關性（n=10，p＞0.05）。將各站位葉綠素a 濃度與總高分子量有機質（＞1 kDa）所占平均比例做相關性分析，發現二者呈顯著正相關（圖5，n=10，p＜0.01，R2=0.889 1），高分子量組分所占比例隨葉綠素a 濃度升高而增加，這進一步印證浮游植物初級生產是海水中高分子量溶解有機質的一個重要來源。此外，低葉綠素區域可能出現于浮游植物被攝食或死亡后，該過程會釋放高分子量溶解有機質或產生浮游植物殘骸，之后迅速被微生物分解轉化為小分子[58]，由此增加低葉綠素水體中低分子量組分所占比例。

圖5 膠州灣海水中葉綠素a 濃度與高分子量溶解有機質（＞1 kDa）所占比例的相關性Fig. 5 Correlations between chlorophyll a concentration and high molecular weight proportion (＞1 kDa) in seawater of the Jiaozhou Bay

除分子量分布情況外，海水溶解有機質的配合能力也可能隨環境因素尤其是鹽度的變化而發生改變。溶解有機質相鄰官能團之間的靜電斥力會隨鹽度升高而減小，使其在高離子強度下發生自身折疊而形成較為緊密的空間結構[37]，降低羧基、羥基等有效官能團對痕量金屬的配合能力。同時，鹽度升高還會促進高分子有機聚集體的沉淀遷出，增加低分子量金屬有機配合物的比例[61]。鹽度對痕量金屬與溶解有機質配合作用的顯著影響已通過多項研究被證實[62–63]，膠州灣海水鹽度呈灣外及灣口略高于灣頂，底層略高于表層的趨勢，但變化幅度極小。灣頂低鹽度水域痕量元素高分子量組分（＞1 kDa）略高，一定程度上也證明了低鹽度有利于高分子量有機質的穩定性，從而增加了高分子量有機質與痕量元素的配合能力，但該海域葉綠素a的濃度也較高，高分子量組分略高可能是生物活動與鹽度綜合作用的結果，鹽度變化所引起的差異有待進一步研究。此外，灣頂東北部低鹽水域靠近李村河、婁山河河口，陸源輸入可能是高分子量溶解有機質的另一來源。有研究發現，高分子量溶解有機質隨鹽度的降低所占比例逐漸升高[59]，且來源于陸生或高等水生植物的溶解有機質分子量通常高于海洋浮游植物和微生物活動所產生的溶解有機質[64]，由此導致離岸較遠的高鹽度水域中高分子量溶解有機質及分配于其中的痕量金屬所占比例較低。

表3 膠州灣海水葉綠素a 濃度與鹽度Table 3 Chlorophyll a concentration and salinity in seawater of the Jiaozhou Bay

4 結論

膠州灣海水痕量金屬具有近岸濃度較高的分布特征，高值區多出現于灣東北部及灣口等受人類活動影響明顯的水域。底層海水中Cu、Ni 和Co 的濃度高于表層海水，Pb 則呈現出表層海水高于底層海水的趨勢。膠州灣海水痕量金屬主要分配于低分子量組分（＜1 kDa）中，其中Cu 和Cd 低分子量組分所占比例明顯高于其他元素，Pb 低分子量組分所占比例最低。海水痕量金屬的分配特征主要取決于溶解有機質的分子量分布及金屬配合能力。海水中的溶解有機質以低分子量組分（＜1 kDa）為主，且低分子量有機質中羥基、羧基含量更高，以富氧官能團的類腐殖質組成，金屬配合能力更強，導致痕量金屬多與低分子量溶解有機質生成配合物。生物活動是影響水體中溶解有機質分子量分布的主要環境因素，浮游植物初級生產所釋放的溶解有機質以高分子量組分（＞1 kDa）為主，浮游植物被攝食過程中及死亡后也會產生高分子量有機溶解有機質或有機碎屑，但這部分高分子量組分會迅速經微生物分解轉化為小分子。此外，鹽度增加會導致有機質空間結構發生折疊，降低羧基、羥基等有效官能團對痕量金屬的配合能力，膠州灣灣頂水域高分子量痕量金屬濃度較高可能是低鹽度、高輸入及高生產力共同作用的結果。

本文初步揭示了膠州灣海水痕量金屬在不同分子量溶解有機質中的分配特征，為進一步了解膠州灣海水痕量金屬的生物地球化學行為及評估其生物可利用性和毒性效應等提供了一定的理論支持。未來可針對痕量金屬與溶解有機質之間的作用方式、痕量金屬-溶解有機質分配的生態學意義、有機與無機配合共同作用下痕量金屬的分配等進行進一步的研究探索，深入理解溶解有機質參與背景下海水痕量金屬的生物地球化學循環過程。

致謝：感謝膠州灣生態站的科考隊員在海水樣品采集過程中給予的支持和幫助。