呼倫湖水體懸浮顆粒物中有機質的賦存特征及來源解析

王雯雯， 鄭丙輝， 鄭朔方， 陳俊伊， 姜 霞， 王書航*

1.中國環境科學研究院， 湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室， 北京 100012 2.中國環境科學研究院， 國家環境保護湖泊污染控制重點實驗室， 北京 100012 3.北京師范大學水科學研究院， 北京 100875

呼倫湖是我國第五大淡水湖，也是我國北方干旱-半干旱區面積最大的淺水湖泊[1-2]. 呼倫湖地處歐亞大陸腹地，流域跨中蒙兩國，在調節區域氣候、涵養水源、防止荒漠化、保護生物多樣性以及維系呼倫貝爾草原生態平衡，乃至維護我國北方生態安全等方面發揮著不可替代的作用. 近年來，在水文氣候條件變化及人類活動的雙重影響下，呼倫湖水質常年處于GB 3838—2002《地表水環境質量標準》劣Ⅴ類水平，水體富營養化嚴重，夏季常有“水華”現象發生[3]. 呼倫湖水體中懸浮顆粒物的平均濃度為41.25 mgL，明顯高于太湖(34.31 mgL)[4]、鄱陽湖(23.87 mgL)[5]、千島湖(1.41 mgL)[6]、東湖(18.72 mgL)[7]、梁子湖(12.41 mgL)[7]及洪湖(10.98 mgL)[7]等我國大多數湖泊. 懸浮顆粒物的分布和賦存特征一方面可以影響太陽輻射在水中的傳輸和分布[8-9]，對浮游藻類、沉水植物的生長繁殖造成影響；另一方面，懸浮顆粒物可與水體中的污染物相互作用成為其載體，在很大程度上決定著污染物在環境中的遷移轉化及其歸宿[10-13]，而SPOM(suspended particulate organic matter，懸浮顆粒物中的有機質)的組成和性質對于營養鹽、重金屬離子和有機物等污染物的交換吸附具有重要作用.

SPOM是水體中有機質的重要存在形式[4,14]，通常由碎屑、動物糞粒、浮游動植物細胞和細菌等構成，在全球碳循環中發揮著重要作用[15-17]. 研究[18]表明，在河口和海岸邊緣沉積和埋藏的POC (particulate organic carbon, 顆粒態有機碳)占全球海洋碳匯的90%左右. SPOM不僅為水生異養細菌和浮游動物提供食物來源，也是溶解態有機物和營養鹽的來源之一[19-20]. 作為潛在可以被生物利用的營養源，SPOM的遷移轉化以及伴隨的營養物質再生是浮游藻類營養鹽快速供給的重要來源之一[4]，對湖泊水體富營養化及其水環境質量具有深遠影響. 呼倫湖水環境中有機質的研究多集中在沉積物中有機碳的分布、沉積、同位素特征及其環境指示意義[21-26]，但對于水體中有機質的研究相對較少[27]，尤其是SPOM相關的研究.

該研究綜合利用連續提取法、δ13C (碳穩定同位素)、三維熒光光譜(three-dimensional excitation-emission matrix fluorescence spectra, 3D EEMs)結合平行因子分析技術(parallel factor analysis, PARAFAC)對呼倫湖水體中SPOM的賦存特征及其來源進行了系統研究，主要包括SPOM中有機碳的含量及組分、熒光特性、來源及相對貢獻，以及SPOM的生物可利用性等，以期全面地了解呼倫湖水環境中有機質的賦存特征、生物化學特性，同時為呼倫湖的水環境和富營養化治理提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區域

呼倫湖(48.55°N～49.33°N、116.97°E～117.81°E)，又名達賚湖[25]. 呼倫湖流域(包括哈拉哈河流域和海拉爾河流域)位于中國和蒙古國境內，面積達2.92×105km2，其中我國境內流域面積為1.08×105km2，占37%；蒙古國境內流域面積為1.84×105km2，占63%. 呼倫湖自然來水主要為克魯倫河、烏爾遜河和海拉爾河，排水通道為新開河.

呼倫湖流域屬中溫型半干旱大陸性氣候，具有中溫帶為主的寒暑劇變特點. 春季干旱多大風，夏季溫涼短促，秋季降溫急劇、霜凍早，冬季嚴寒而漫長[25]. 由于保護區大氣透明度高，太陽輻射強度大，全年平均日照時數為 3 104.7 h. 流域多年年均降水量為264.3 mm，多集中在夏季，6—9月降水量占全年的80%～86%，多年平均蒸發量為 1 411 mm[28].

1.2 樣品的采集與處理

該研究于2019年8月在研究區布設55個采樣點進行懸浮顆粒物樣品的采集，采樣點分布如圖1所示.

圖1 呼倫湖采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling sites in Lake Hulun

用5 L有機玻璃采水器在各采樣點采集距水面0.5 m的上覆水40 L于干凈塑料桶內，運回野外實驗站后用Whatman GFF玻璃纖維濾膜(450 ℃，灼燒3 h)過濾，將帶有懸浮顆粒物的濾膜于-50 ℃真空冷凍干燥，將懸浮顆粒樣品從濾膜上刮下并置于樣品袋中保存備用.

1.3 樣品分析測試方法

1.3.1懸浮顆粒物濃度的測定

上覆水中TSS (total suspended solids，總懸浮顆粒物)、OSS (organic suspended solids，有機懸浮顆粒物)和ISS (inorganic suspended solids，無機懸浮顆粒物)濃度采用重量法測定. 將GFC膜、瓷坩堝分別于105 ℃烘至恒質量，分別記為m1(g)、m2(g)，過濾水樣的體積記為V(mL)，將濾有懸浮顆粒物的膜置于坩堝中，105 ℃烘干至恒質量，冷卻后稱量，記為m3(g). 將濾膜繼續550 ℃加熱6 h，冷卻稱量，記為m4(g)，TSS、ISS和OSS濃度分別按式(1)(2)(3)計算：

[TSS]=(m3-m2-m1)V

(1)

[OSS]=(m3-m4)V

(2)

[ISS]=[TSS]-[OSS]

(3)

1.3.2TOC和TN濃度測定

樣品的預處理：稱取適量懸浮顆粒物樣品置于100 mL離心管內，加入足量的3 molL HCl，充分反應去除碳酸鹽，然后用超純水洗至中性，冷凍干燥后研磨過100目( 0.15 mm )尼龍篩備用.

取適量處理后的懸浮顆粒物樣品，用元素分析儀(elementar vario MACRO cube, Elementar Analysensysteme GmbH, 德國)測定TOC(total organic carbon，有機碳)和TN(total nitrogen，總氮)的濃度，并計算CN(TOC濃度與TN濃度的比值).

1.3.3有機質組分的連續提取

SPOM的賦存形態采用連續提取法測定：取1 g懸浮顆粒物干樣，加入50 mL H2O置于25 ℃水浴振蕩1 h后離心，上清液用0.45 μm濾膜過濾(下同)，得到上清液A為WEOM (水提態有機質)；用20 mL飽和NaCl清洗殘渣A后，再加入50 mL NaOH (1 molL)-Na4P2O7(0.1 molL)混合溶液，并用0.1 molL HCl調節pH=13，25 ℃下振蕩1 h后離心、過濾，得到上清液B和殘渣B；殘渣B用飽和NaCl清洗后于55 ℃烘干，得到HM (提取殘渣). 取20 mL上清液B，用0.5 molL H2SO4調節pH為1.0～1.5，并在60 ℃下保持1.5 h，靜止8 h后，離心、過濾，上清液為FA (富里酸)，沉淀為HA (胡敏酸). WEOM、FA、HA含量均采用TOC分析儀(TOC-V, SHIMADZU, 日本) 測定，HM含量采用重鉻酸鉀氧化滴定法測定，SPOM含量為WEOM、FA、HA和HM含量之和，均以碳質量計，單位為gkg.

1.3.4δ13C的測定

選取部分點位的懸浮顆粒物樣品測定δ13C值. 取適量預處理好的樣品于石英管(預先在馬弗爐850 ℃灼燒2 h)中，加入2～3 g CuO絲，在真空系統中抽真空后焊封，于馬弗爐850 ℃灼燒5 h后在真空系統中純化CO2，并在Finnigan MAT252同位素質譜儀上測定δ13C值，以美國南卡羅萊納州白堊系Pee Dee組擬箭石化石(簡稱“PDB”)作為標準品，分析誤差為±0.2‰.

δ13C=1 000‰×(RRs-1)

(4)

式中，R為樣品的13C12C自然豐度比值，Rs為標準品的13C12C自然豐度比值.

1.3.5WEOM三維熒光光譜掃描及平行因子分析

取1.3.3節中WEOM的提取液A，使用紫外-可見分光光度計(D5000，美國哈希公司)測定樣品的紫外-可見吸收光譜，掃描波長范圍為200～800 nm，步長為1 nm，以超純水為參比. 熒光光譜采用熒光分析儀(F-7000，Hitachi, 日本)進行分析，λEx(激發波長)掃描范圍為200～450 nm，λEm(發射波長)掃描范圍為250～600 nm，λEx和λEm增量均設為2 nm，狹縫寬度為10 nm，掃描速率為 12 000 nmmin. 三維熒光數據在進行平行因子分析之前需進行預處理，方法參考文獻[29]. 在MATLAB軟件中使用DOM Fluor工具箱運行PARAFAC模型對預處理后的三維熒光數據進行分析，通過核心一致性檢測和裂半檢測來驗證PARAFAC建模的有效性，并確定最優熒光組分個數[30].

HIX (humification index，腐殖化指數)為λEx=254 nm時，λEm=436～480 nm的熒光峰值面積與λEm=300～344 nm的熒光峰值面積的比值[31].

1.4 SPOM來源的相對貢獻率計算

采用端元混合模型[32-34]估算SPOM的PL(陸源貢獻率)和PS(自生源貢獻率). 利用δ13C和CN估算PL和PS，其計算公式分別參照文獻[25][34]. 假設預處理后懸浮顆粒物樣品TOC和TN含量分別為C和N，來自陸源與自生源的TOC和TN含量分別為CL、NL與CS、NS.

C=CL+CS

(5)

N=NL+NS

(6)

RL=CLNL

(7)

RS=CSNS

(8)

式中，RL和RS分別為陸源和自生源CN的端元值.

通過式(5)～(8)可以得出：

NL=(C-RS×N)(RL-RS)

(9)

NS=(C-RL×N)(RS-RL)

(10)

CL=RL(C-RS×N)(RL-RS)

(11)

CS=RS(C-RL×N)(RS-RL)

(12)

將端元值和實測的TOC和TN含量代入式(9)～(12)，即可得到PL和PS.

PL=CLC

(13)

PS=CSC

(14)

δ13C=δ13CL×PL+δ13CS×PS

(15)

1=PL+PS

(16)

式中，δ13C為樣品實測值，δ13CL為陸源有機質中δ13C端元值，δ13CS為自生源有機質中δ13C端元值. 一般而言，δ13CL和δ13CS由研究區實際情況決定，并非是固定的.

1.5 數據處理

所有分析均做3次平行，結果以3次樣品分析的平均值表示(誤差<5%). 采用Excel 2010、Origin 8.0、SPSS 17.0、ArcGIS 10.2和Surfer 14.0軟件進行試驗數據的統計檢驗、分析和繪圖.

2 結果與討論

2.1 呼倫湖水體懸浮顆粒物的分布

圖2 呼倫湖水體中TSS濃度的空間分布Fig.2 Spatial distribution of the concentration of total suspended solids (TSS) in water of Lake Hulun

2.2 呼倫湖SPOM含量及組分特征

WEOM是SPOM中較為活躍的組分，是微生物生長的速效基質，其含量高低直接影響懸浮顆粒物上微生物的活性和微生物量[36]. HA具有溶于堿而不溶于酸的特點，顏色較深，為棕至暗褐色；而FA(又稱黃腐酸)具有既溶于酸又溶于堿的特點，顏色淺黃[37]. HM是SPOM中最穩定的形態，具有酸堿不溶、難分解的特定[38]. 呼倫湖中SPOM的主要組分為HM(見圖3)，HM含量在6.91～22.3 gkg之間，占SPOM的43.6%～80.9%，平均值為61.2%，為SPOM的優勢組分. FA和HA含量分別在1.7～5.6和1.8～5.4 gkg之間，分別占SPOM的18.0%和14.8%. WEOM含量最低，在0.45～2.3 gkg之間，占SPOM的6.0%.

圖3 呼倫湖SPOM組分的占比Fig.3 Proportions of the components in SPOM of Lake Hulun

2.3 呼倫湖懸浮顆粒物中WEOM的熒光組分分析

呼倫湖懸浮顆粒物中WEOM含有3個熒光組分，即C1(component 1，組分1)、C2(component 2，組分2)和C3(component 3，組分3)(見圖4)，主要反映類腐殖質和類蛋白質兩類熒光峰. 其中C1組分的熒光峰對應的λEx和λEm分別為244和434 nm，反映的是陸源輸入的類富里酸熒光峰[39-40]；C2組分的熒光峰對應的λEx在272和368 nm處，λEm在480 nm附近，反映的是陸源輸入的類腐殖酸熒光峰[41-42]；C3組分的熒光峰對應的λEx在224和276 nm處，λEm在346 nm附近，反映的是生物降解源的類色氨酸熒光峰，主要與微生物和浮游植物的活動有關，也可能受到生物污水和工業廢水等外源輸入所攜帶的微生物影響[43-45].

WEOM的總熒光強度在1.69～4.68 R.U.之間，平均值為3.64 R.U.，其中C1組分和C2組分的熒光強度分別為0.67～1.88和0.61～1.63 R.U.，兩個類腐殖質組分對SPOM總熒光強度的平均貢獻率在61.3%～76.1%之間，平均值為70.4%，為呼倫湖水體中SPOM的主要熒光組分. 類色氨酸組分C3的熒光強度在0.40～1.53 R.U.之間，平均值為1.08 R.U.，對SPOM總熒光強度的貢獻率為29.6%.

2.4 呼倫湖SPOM的來源解析

湖泊水體SPOM的來源主要包括陸源和自生源兩大類. 自生源SPOM主要來自于水生植物、藻類和細菌等分泌、排泄物及其殘體分解產物，以類蛋白物質為主；陸源SPOM主要來自土壤、陸地植物碎屑及人類活動，以類腐殖質物質為主[46-48]. 不同來源的有機質，其碳同位素和CN值具有各自的特征值，并且在物理混合中具有保守性質，據此可以有效辨析SPOM的來源.

根據光合作用途徑的差異性，陸生植物可分為C3、C4和CAM三類. C3植物的δ13C分布在-37‰～-24‰之間，C4植物在-19‰～-9‰之間，CAM植物在-30‰～-10‰之間[49-50]. 根據水生植物與大氣CO2的關系，可將水生植物簡單分為漂浮植物和沉水植物，漂浮植物的δ13C與C3植物接近，介于-37‰～-24‰之間，挺水植物的δ13C值約在-30‰～-24‰之間[51]. 呼倫湖水體懸浮顆粒物中δ13C變化范圍為-27.2‰～-26.2‰，平均值為-26.6‰，與呼倫湖周邊草地(-25.96‰)、土壤(-26.04‰)及牲畜糞便(-26.13‰)的δ13C值[25]接近，表明呼倫湖水體SPOM可能以陸源輸入為主.

2.5 呼倫湖SPOM的生物有效性分析

呼倫湖SPOM的主要組分是非可提取態的HM，HM占SPOM的61.2%；而溶解態的有機質組分(WEOM+FA+HA)僅占SPOM的38.8%. 其中，生物有效性最高的WEOM僅占SPOM的6%左右，并且WEOM的熒光組分主要以分子量相對較大的、難降解的類腐殖質為主，而分子量較小的、容易被生物降解的類色氨酸類物質所占比例最小. 一般來說，HIX值在4～10之間，說明有機質腐殖化程度較強，自生源組分的比例較小[31]. 呼倫湖WEOM的HIX值在4.09～7.40之間，平均值為6.09，WEOM表現出較強的腐殖化特征，這與熒光組分的調查結果一致. 因此綜合SPOM的組分構成和熒光特性可以看出，SPOM的腐殖化程度較強，生物可利用性較低. 但自1960年以來，呼倫湖地區年均氣溫總體呈升高趨勢，20世紀六七十年代年均氣溫為0.45 ℃，八九十年代年均氣溫升至1.44 ℃，2000年以來年均氣溫達到1.83 ℃[27]，溫度的升高有利于湖泊藻類的生長. 近年來，呼倫湖水華暴發已呈常態化，并且隨著溫度的升高，水華發生的面積增大、持續時間延長，浮游藻類在新陳代謝及腐解的過程中會向水體貢獻大量類蛋白組分的有機質，導致自生源有機質含量的增加，進而導致SPOM生物可利用性有增強的趨勢.

表1 呼倫湖SPOM陸源和自生源的相對貢獻率

太湖與呼倫湖流域面積、水質和富營養化程度相當. 但太湖水體WEOM的熒光組分以類蛋白組分為主，類蛋白熒光組分占比的平均值為72.3%[4]，顯著高于呼倫湖(29.6%). 另外，太湖水體SPOM的HIX平均值為0.7[4]，顯著低于呼倫湖(6.09). 與呼倫湖相比，太湖頻頻暴發的藍藻水華事件很可能與太湖水體中SPOM的生物可利用性較高有關. 因此，在未來呼倫湖水環境質量改善及富營養化防治工作中，應開展SPOM與溶解性有機質之間的動態轉化過程、SPOM對水體營養鹽的遷移轉化和生物有效性的相關研究，進一步了解SPOM在呼倫湖水體富營養化中的重要意義.

3 結論

a) 呼倫湖上覆水中SPOM濃度(以TOC表示)在14.4～31.5 gkg之間，以HM為主，WEOM占的比例最小，HM和WEOM分別占SPOM總量的61.2%和6.0%.

b) 呼倫湖SPOM中WEOM含有1個類富里酸組分、1個類腐殖酸組分和1個類色氨酸組分共3個熒光組分,其中類腐殖質組分和類色氨酸組分占總熒光強度的比例分別為70.4%和29.6%.

d) 目前，呼倫湖中SPOM以難降解的腐殖質組分為主，腐殖化程度較強，生物可利用性較低. 但隨著溫度升高，預估自生源SPOM的貢獻將增大，可能導致其生物可利用性升高，需引起高度重視.