銅綠微囊藻胞內(nèi)DOM光降解及其對芘結(jié)合能力的影響

楊承虎,劉洋之,朱亞先,張 勇,3*

?

銅綠微囊藻胞內(nèi)DOM光降解及其對芘結(jié)合能力的影響

楊承虎1,劉洋之1,朱亞先2,張 勇1,3*

(1.廈門大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院,近海海洋環(huán)境科學(xué)國家重點實驗室,福建 廈門 361102；2.廈門大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院化學(xué)系,福建 廈門 361005)

利用紫外可見吸收光譜法及熒光光譜法研究有氧和缺氧條件下紫外線A波段(UVA)輻照對銅綠微囊藻()胞內(nèi)溶解性有機(jī)質(zhì)(IDOM)(-IDOM)光降解行為,并考察光降解對其與芘結(jié)合能力的影響.結(jié)果表明,-IDOM經(jīng)6d光降解后,有氧組中溶解性有機(jī)碳(DOC)濃度及其吸收系數(shù)355降解幅度均高于缺氧組.有氧及缺氧狀態(tài)下-IDOM光降解過程中吸光度比值E2/E3(250nm/365nm)變化相似,但254nm處比紫外吸收值(SUVA254)變化不同.激發(fā)–發(fā)射三維熒光光譜法(EEMs)結(jié)合平行因子(PARAFAC)分析,結(jié)果顯示,-IDOM中類蛋白C1、長波激發(fā)類腐殖質(zhì)C2及短波激發(fā)類腐殖質(zhì)C3熒光強(qiáng)度在兩種光降解條件下變化趨勢不同.-IDOM光降解過程符合一級降解動力學(xué)特征的參數(shù),在有氧組中降解半衰期均短于缺氧組.此外,光降解過程中,有氧組-IDOM與芘結(jié)合能力降低,但缺氧組-IDOM與芘結(jié)合能力先下降后增加.

銅綠微囊藻；溶解性有機(jī)質(zhì)；光降解；氧；芘；結(jié)合能力

按來源分為內(nèi)源性和外源性DOM[1].DOM可影響水環(huán)境中金屬離子及有機(jī)污染物[如:多環(huán)芳烴(PAHs)]的環(huán)境行為和生物毒性[2-4],其程度與DOM來源及特性相關(guān).光降解可使DOM濃度[5]、分子量[6]、芳香性[7]及疏水性[8]等性質(zhì)發(fā)生顯著變化,不僅影碳循環(huán)[9],且會改變其對污染物環(huán)境行為及生物有效性的影響[10].

光降解特性及其對污染物環(huán)境行為影響的研究多以外源性或商品化DOM為主[10-12].近來,樓濤等[13]對腐殖質(zhì)的結(jié)構(gòu)特征和光化學(xué)降解反應(yīng)過程及機(jī)理進(jìn)行了總結(jié),并指出腐殖質(zhì)的光化學(xué)降解過程對污染物的環(huán)境行為和生物有效性有重要影響.有關(guān)藻類原位產(chǎn)生的內(nèi)源性DOM光降解研究不多[14-15],且較少考慮環(huán)境因素對藻類DOM光降解特性的影響.此外,藻類DOM光降解對其與污染物結(jié)合能力的影響鮮見報道.

DOM光降解途徑主要包括依賴氧氣的氧化光降解及吸收光照的直接光降解,故水中溶解氧含量是影響DOM光降解的重要因素.另外,O在DOM的光致自由基生成中起重要作用[17].自由基的增加可提升DOM光降解速率,促進(jìn)無機(jī)碳(CO2、CO)產(chǎn)生,同時可更大程度的降低其與污染物結(jié)合能力[13];而缺氧條件下,相應(yīng)光降解速率較低,并可能增強(qiáng)其與污染物結(jié)合能力[18].由于水華過程中藻細(xì)胞衰亡裂解可產(chǎn)生大量胞內(nèi)DOM(Intracellular DOM, IDOM)[1],[19],導(dǎo)致水體缺氧.因此,有關(guān)藻類DOM光降解及其對污染物環(huán)境行為影響的研究應(yīng)關(guān)注水中溶解氧含量.

在環(huán)境中賦存量較高[20].本文擬在實驗室條件下,以紫外線A波段(UV-A)燈為光源,利用(UV-visible)吸收光譜法以及熒光光譜法研究銅綠微囊藻IDOM (-IDOM)在有氧及缺氧條件下光降解特性,并考察-IDOM光降解對其與芘結(jié)合能力的影響,以期為藻類內(nèi)源性DOM及PAHs在水生生態(tài)系統(tǒng)中環(huán)境行為及生物有效性研究提供參考.

1 材料與方法

1.1 M. aeruginosa-IDOM提取

銅綠微囊藻(FACH-315)購自中國科學(xué)院水生生物研究所,用BG11培養(yǎng)基進(jìn)行培養(yǎng),培養(yǎng)條件:光暗比為14h:10h,光照強(qiáng)度為(2400±200)Lux,溫度為(25±1)℃.取一定量平臺期藻液離心(6000r/min,10min)去上清液.將離心后的藻細(xì)胞轉(zhuǎn)移至凍存管中,并加入適量Milli-Q水,凍融3次后,依次過0.7μm、0.2μm濾膜(去除顆粒及微生物),濾液即為-IDOM,調(diào)節(jié)pH值至7.0待用.

1.2 M. aeruginosa-IDOM的UV-A輻照實驗

將約含12mg/L溶解性有機(jī)碳(Dissolved organic carbon, DOC)的-IDOM溶液轉(zhuǎn)移至35mL石英管(馬弗爐中450℃灼燒4h)中,進(jìn)行UV-A輻照,經(jīng)UV-A紫外輻照計(北京師范大學(xué)光電儀器廠)測定光照強(qiáng)度約為8W/m2.光降解實驗共設(shè)置2組,樣品中通入40min N2以去除O2,加塞并利用封口膜將石英管口密封)和有氧組(不通入N2且管口不密閉).于實驗開始及其后的第1,2,3,4,6d分別隨機(jī)抽取有氧組和缺氧組中的3個石英管進(jìn)行樣品分析及吸附實驗.整個降解過程中有氧組-IDOM因揮發(fā)減少體積小于0.5mL.種光降解條件下,溶液pH值均有下降,最低降為6.4.DOM樣品表征及其與芘吸附實驗前,均先調(diào)節(jié)pH值至7.0.

1.3 M. aeruginosa-IDOM表征方法

1.3.1 DOC含量分析-IDOM光降解過程中DOC含量采用總有機(jī)碳分析儀(TOC-L CPH, Shimadu, Japan)測定,重復(fù)測量誤差小于2%(=3).

1.3.2 吸收光譜分析-IDOM吸收光譜利用UV-visible分光光度計(Agilent 8453, USA)測定,測量波長范圍為250~700nm,以Milli-Q水作為空白參比.參照文獻(xiàn)[21]所述方法計算-IDOM的吸收系數(shù).以355nm波長處的吸收系數(shù)(355,m?1)表示其中有色DOM (Chromophoric DOM, CDOM)相對含量[22].利用250nm和365nm下吸光度的比值(E2/E3)評估DOM平均分子量,其值大小與DOM分子量大小呈反比[23].比紫外吸收值SUVA254定義為254nm處吸收系數(shù)與DOC的比值,用于反映DOM芳香性[24].

1.3.3 熒光光譜測定-IDOM中熒光DOM(FDOM)光譜利用熒光分光光度計(Cary Eclipse, Varian, USA)測定,以Milli-Q水為空白.激發(fā)–發(fā)射三維熒光(EEM)光譜掃描的激發(fā)波長(ex)范圍250~450nm,步距5nm;發(fā)射波長(em)范圍300~550nm,步距2nm,掃描速度為1200nm/min. 激發(fā)和發(fā)射狹縫分別為10nm和5nm.腐殖化指數(shù)(HIX)用于表征DOM腐殖化程度,是指ex=254nm時,em在435~480nm與300~ 345nm波段內(nèi)熒光強(qiáng)度積分值的比值[25].

1.3.4 平行因子分析 利用Matlab7.0 軟件對EEM光譜進(jìn)行平行因子(Parallel factor, PARAFAC)分析,具體操作過程參照文獻(xiàn)[26],熒光強(qiáng)度用Raman單位(R.U.)表示[27].

1.4 M. aeruginosa-IDOM與芘結(jié)合實驗

利用熒光猝滅法研究-IDOM與芘.因本文所用-IDOM濃度相對較低,且已有研究結(jié)果顯示藻類IDOM與PAHs間非線性結(jié)合形式程度較弱[28-29],故未考慮-IDOM濃度變化對其與芘結(jié)合能力的影響[10].分別將不同時間光降解過程中-IDOM樣品轉(zhuǎn)移至10mL比色管中,加入5μL芘的乙醇溶液(100mg/L),混合溶液于(25±2)℃避光靜置過夜.平衡后,測定ex/em= 333nm/372nm處溶液熒光強(qiáng)度,并進(jìn)行內(nèi)濾校正[30].通過文獻(xiàn)[31]所述公式計算- IDOM與芘的結(jié)合能力,以有機(jī)碳?xì)w一化結(jié)合系數(shù)(DOC,L/kgC)表示.

2 結(jié)果與討論

2.1 DOC濃度變化

如圖1所示,有氧和缺氧條件下- IDOM在UV-A輻照降解過程中DOC濃度均呈現(xiàn)不同程度下降.初始3d有氧和缺氧組中DOC濃度降幅較大,分別降為初始量值的50.5%和51.7%.第3~6d有氧組中DOC濃度下降緩慢,而缺氧組中的則不再減少.實驗結(jié)束時兩者DOC濃度分別降低了51.4%和48.2%.有氧時DOM光降解途徑主要為氧化光降解及直接光降解,缺氧時則以直接光降解為主.因此,-IDOM中含有可被直接光降解DOC組分,且此類物質(zhì)在UV-A輻照下可能優(yōu)先被降解或轉(zhuǎn)化.

2.2 UV-visible吸收光譜特征變化

如圖2可知,有氧和缺氧條件下- IDOM經(jīng)1d光降解后其吸收系數(shù)355均快速降低且減少量大于60%,與陳文昭等[14]研究結(jié)果類似.-IDOM在第3~6d有氧光降解組中其355下降速度快于缺氧組.實驗結(jié)束時-IDOM在有氧和缺氧條件下其355分別下降88.8%和76.3%且整體趨于平衡,表明其中大部分CDOM組分可被光降解,但同時存在少量耐光降解的組分或發(fā)生光腐殖化作用[14,32].

圖3 有氧及缺氧組中-IDOM的E2/E3值隨光降解過程變化
Fig.3 Change in E2/E3value- IDOM photodegradation processes under oxic and
anoxic conditions

由圖3可見,-IDOM光降解過程中E2/E3的變化趨勢在有氧及缺氧條件下相似.-IDOM經(jīng)1d降解后E2/E3值增加,表明其中大分子物質(zhì)被快速分解為小分子量物質(zhì).第2d E2/E3值呈現(xiàn)短暫下降,可能因部分易降解小分子量物質(zhì)被光降解為無機(jī)組分.之后,較難降解的大分子量物質(zhì)逐漸被光降解為小分子量物質(zhì),與柏林森等[33]研究結(jié)果一致.經(jīng)6d光降解后有氧組中- IDOM的E2/E3值大于缺氧組,該現(xiàn)象表明O2存在條件下-IDOM中大分子量組分易被分解為更小的組分,與Lou等[16]研究結(jié)果相似.

SUVA254可反映DOM的芳香性程度,其值越大芳香化程度越高.-IDOM在有氧條件下光降解過程中,SUVA254在初始3d快速降低隨后變化不顯著,表明- IDOM中芳香化合物被快速降解之后不再改變,與已有研究結(jié)果類似[33].缺氧組中SUVA254呈現(xiàn)為先下降后上升趨勢,可能由于初始-IDOM中芳香性物質(zhì)被直接裂解轉(zhuǎn)化,隨后非/弱芳香類物質(zhì)逐步被消耗而導(dǎo)致富含芳香環(huán)結(jié)構(gòu)的腐殖質(zhì)比例逐漸上升,最終變?yōu)槌跏剂恐档?0.5%.缺氧條件下DOM分子量下降而SUVA254增加原因可能為光降解過程有選擇性的破壞烷烴鏈;或是腐殖化過程生成的高分子量芳環(huán)組分難以抵消光降解DOM所引起分子量的降低[18].

2.3 熒光光譜特征變化

圖5為-IDOM光降解過程中所測的EEM光譜經(jīng)PARAFAC3個主要熒光組分等高線圖,分別為類色氨酸C1(/=280nm/334nm)、長波激發(fā)類腐殖質(zhì)C2(ex/em=250,355nm/460nm)和短波激發(fā)類腐殖質(zhì)C3(ex/em=335nm/408nm).

為-IDOM光降解過程中相同處理條件下不同熒光組分強(qiáng)度,且同一組分在兩種條件下強(qiáng)度變化不同.有氧及缺氧狀態(tài)下C1熒光強(qiáng)度均隨光照時間持續(xù)降低.初始2d其降解幅度基本一致.第3d開始有氧組中C1熒光強(qiáng)度下降速率較缺氧組高.實驗結(jié)束時13.3%和22.9%,表明C1有較高的光化學(xué)活性.

有氧組中-IDOM光降解1d后,其C2和C3較初始量值略微增加.C2為長波激發(fā)類腐殖質(zhì),其分子量及腐殖化程度相對較高,因此C2熒光強(qiáng)度增加原因為部分具有熒光效應(yīng)的基團(tuán)經(jīng)光降解而進(jìn)入溶液中,或由于大分子量類腐殖質(zhì)在光降解中增加具有剛性和共平面性結(jié)構(gòu),減少與溶劑或其它溶質(zhì)分子間相互作用,從而增加其熒光信號[34];C3為短波激發(fā)類腐殖質(zhì),分子量及腐殖化程度小于C2[35],因大分子量組分較小分子量組分更易發(fā)生光降解[36],且小分子量組分具有更強(qiáng)熒光效應(yīng),故C3熒光強(qiáng)度增加可能源于C2中某些大分子量類腐殖質(zhì)被轉(zhuǎn)化[34]. Lapierre等[37]研究DOM光降解中同樣發(fā)現(xiàn)長激發(fā)波長類腐殖質(zhì)組分向短激發(fā)波長類腐殖質(zhì)組分轉(zhuǎn)化的現(xiàn)象.第2d至第6d C2和C3熒光強(qiáng)度持續(xù)下降,輻照結(jié)束時分別降解為初始量值的41.7%和11.4%.

缺氧組中-IDOM光降解2d后,C2熒光強(qiáng)度快速降低且降解幅度大于有氧組.第3d至第6d C2熒光強(qiáng)度基本維持不變,至實驗結(jié)束時其強(qiáng)度降為初始量值的53.0%.C3熒光強(qiáng)度于第1d快速增強(qiáng),主要由于大分子量類腐殖質(zhì)組分被降解轉(zhuǎn)化為低分子量組分[34].隨后,C3熒光強(qiáng)度于第2d快速降低,至第6d時變?yōu)槌跏剂恐档?25.6%.總體而言,第4d至第6d C3呈下降趨勢,表明隨光照時間延長該組分可被繼續(xù)光解.不同溶氧條件下-IDOM光降解過程中類蛋白組分變化趨勢相似,而類腐殖質(zhì)組分變化差異較大,表明O2可能在類腐殖質(zhì)組分光化學(xué)過程中起更重要作用.

對比及各熒光組分強(qiáng)度變化可發(fā)現(xiàn),有氧及缺氧條件下-IDOM光降解過程中C1熒光強(qiáng)度與355變化趨勢最為相似;而C2和C3熒光強(qiáng)度與355變化差異顯著,其原因可能為-IDOM中類蛋白組分在355nm處貢獻(xiàn)較高的吸收強(qiáng)度.吸收和熒光光譜參數(shù)在評估-IDOM光降解過程中,均表明-IDOM在有氧條件下的光降解程度大于缺氧條件下,兩種光譜手段有較好的一致性.這主要由于DOM吸收光子生成激發(fā)態(tài)的1DOM*,有氧條件比缺氧條件可產(chǎn)生更多的單線態(tài)氧和羥基自由基等活性自由基[17],可進(jìn)一步氧化降解DOM;在缺氧條件下,DOM吸收能量可能更多用于生成新的芳環(huán)結(jié)構(gòu)或縮合反應(yīng)[12].

由圖7可知,有氧組中-IDOM在4d光降解過程中HIX值持續(xù)增加,隨后下降但高于初始值.缺氧組中HIX隨光照時間不斷增加,至實驗結(jié)束時均低于有氧組.在兩種條件下-IDOM光降解過程中,其腐殖化程度均顯著升高,主要由于類蛋白C1降解速率比類腐殖質(zhì)C2更快或由光腐殖化所致.從中可反映出藻類DOM經(jīng)光降解轉(zhuǎn)化后,其生物可利用性呈下降趨勢[15].所有HIX值均小于2,表明初始及光降解過程中-IDOM腐殖化程度較弱[38].

2.4 M. aeruginosa-IDOM光降解動力學(xué)

將DOC濃度、吸收系數(shù)355及各熒光組分強(qiáng)度變化按一級反應(yīng)動力學(xué)方程對UV-A照射時間進(jìn)行擬合,并計算降解半衰期[39],具體結(jié)果見表1.

由表1可知,有氧條件下各參數(shù)光降解動力學(xué)均符合一級反應(yīng)方程(<0.05).其中355降解半衰期為1.05±0.05,短于各熒光組分降解半衰期,表明-IDOM中FDOM比CDOM更耐光降解[14].各熒光組分中C1降解半衰期最短,其次為C3,而C2降解半衰期最長,與已有結(jié)果[14]類似.Hur等[40]研究落葉腐殖質(zhì)及薩旺尼河富里酸的UV-A輻照實驗,結(jié)果顯示類腐殖酸和類富里酸較類蛋白優(yōu)先被降解.造成這種差異結(jié)果可能與DOM不同來源有關(guān).

缺氧組中C2和C3降解動力學(xué)不符合一級反應(yīng)方程(>0.05),其余參數(shù)可通過一級反應(yīng)方程擬合.355降解半衰期小于C1,與有氧條件下結(jié)果一致.此外,-IDOM光降解過程符合一級降解動力學(xué)特征的參數(shù),在有氧組中降解半衰期均短于缺氧組.除有氧條件下C2降解半衰期長于DOC外,其余參數(shù)無論在有氧或缺氧條件下光降解半衰期均比DOC降解半衰期短,表明部分DOC對光降解有更強(qiáng)抵抗性;或CDOM發(fā)生光化漂白,從可吸光DOC組分轉(zhuǎn)化為不可吸光組分.馬瓊琳等[39]研究河水DOM在UV-C輻照下,同樣發(fā)現(xiàn)DOC的降解速率最小.

由圖8可見,-IDOM經(jīng)UV-A輻照可改變其與芘的結(jié)合能力,且有氧和缺氧條件下DOC變化趨勢存在差異.有氧組中DOC在前3d下降較快,隨后變化不顯著;第6d時DOC降為初始值的29.2%.缺氧條件下DOC在初始2d快速下降隨后不斷上升,表明缺氧光降解過程中-IDOM與芘結(jié)合能力呈現(xiàn)先下降后上升趨勢,實驗結(jié)束時DOC較初始量值升高23.3%.Lou等[10]研究表明5種不同源DOM經(jīng)72h光輻照后,DOM與苯并[a]芘結(jié)合能力隨溶解氧濃度升高而下降,而N2飽和下輻照則使多數(shù)DOM與苯并[a]芘的DOC升高,表明缺氧條件下光照對DOM理化特性改變機(jī)制與有氧狀態(tài)下不同.

表1 有氧及缺氧處理組中M. aeruginosa-IDOM的DOC、a355及熒光組分的光降解動力學(xué)參數(shù)Table 1 Photodegradation kinetics parameters of DOC,a355and fluorescent components of theM. aeruginosa-IDOM under oxic and anoxic conditions

注:“－” 表示無數(shù)據(jù).

2.5 M. aeruginosa-IDOM與芘結(jié)合能力變化

有氧組中-IDOM的DOC變化特征與其分子量及SUVA254下降變化趨勢相同.缺氧組中-IDOM分子量及SUVA254與DOC在初始2d降低變化一致.第3~ 6d-IDOM分子量下降而SUVA254上升,表明-IDOM中芳香族化合物可能在其與芘的結(jié)合能力中起更為關(guān)鍵作用[18].

3 結(jié)論

3.1 DOC、紫外吸收光譜及熒光光譜分析顯示,內(nèi)源性-IDOM在有氧和缺氧條件下均具有一定光化學(xué)活性,且有氧狀態(tài)下其降解幅度高于缺氧狀態(tài).

3.2 有氧及缺氧狀態(tài)下-IDOM光降解過程中類蛋白C1下降趨勢相似,而類腐殖質(zhì)C2和C3變化趨勢差異顯著,表明O2在類腐殖質(zhì)組分光降解中起重要作用.

3.3-IDOM中CDOM和FDOM光降解半衰期比DOC降解半衰期短,且缺氧組中各參數(shù)降解半衰期均長于有氧組.

3.4 有氧光降解過程中-IDOM與芘結(jié)合能力不斷下降;而-IDOM在缺氧光降解過程中其與芘結(jié)合能力先下降后增加,表明-IDOM中芳香族化合物可能在其與芘的結(jié)合能力中起關(guān)鍵作用.

3.5 本文僅考察了溶氧對-IDOM光降解影響,后續(xù)工作需關(guān)注更多環(huán)境因子(如:光照強(qiáng)度、波段及pH值等)及長光照時間對其光降解行為的影響.

Mcintyre A M, Guéguen C. Binding interactions of algal-derived dissolved organic matter with metal ions [J]. Chemosphere, 2013, 90(2):620-626.

馮啟言,張 彥,孟慶俊.煤礦區(qū)廢水中溶解性有機(jī)質(zhì)與銅的結(jié)合特性 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(8):1433-1441.

任 東,楊小霞,馬曉冬,等.DOM結(jié)構(gòu)特征及其對17β-雌二醇光降解的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(5):1375-1383.

Mei Y, Wu F C, Wang L Y, et al. Binding characteristics of perylene, phenanthrene and anthracene to different DOM fractions from lake water [J]. Journal of Environmental Sciences, 2009,21(4): 414-423.

Mopper K, Kieber D J, Stubbins A, et al. Marine photochemistry: Processes and impacts [C]//Biogeochemistry of Marine Dissolved Organic Matter, 2nd Edition. Hansell D A, Carlson C A. Elsevier, 2015:389-450.

V?h?talo A V, Salonen K, Salkinoja-Salonen M, et al. Photochemical mineralization of synthetic lignin in lake water indicates enhanced turnover of aromatic organic matter under solar radiation [J]. Biodegradation, 1999,10(6):415-420.

Kulovaara M, Corin N, Backlund P, et al. Impact of UV254-radiation on aquatic humic substances [J]. Chemosphere, 1996,33(5):783-790.

Mopper K, Zhou X, Kieber R J, et al. Photochemical degradation of dissolved organic carbon and its impact on the oceanic carbon cycle [J]. Nature, 1991,353(6339):60-62.

Lou T, Xie H X, Chen G H, et al. Effects of photodegradation of dissolved organic matter on the binding of benzo (a) pyrene [J]. Chemosphere, 2006,64(7):1204-1211.

范曉明,李先國,鄒惠玲,等.光降解對DOM與Cu2+、Pb2+結(jié)合能力的影響 [J]. 海洋湖沼通報, 2013,(2):89-92.

汪學(xué)軍,樓 濤,徐紹輝.土壤中胡敏酸的光化學(xué)降解及其對苯并[α]芘結(jié)合性質(zhì)的影響 [J]. 土壤, 2009,41(2):269-273.

樓 濤,汪學(xué)軍,何昆鵬,等.腐殖質(zhì)的光化學(xué)降解及其對環(huán)境污染物環(huán)境行為的影響 [J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2014,23(4):716-720.

陳文昭,易月圓,余翔翔,等.小球藻來源溶解有機(jī)質(zhì)的光化學(xué)降解特性 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2012,32(5):1095-1103.

Bittar T B, Vieira A A H, Stubbins A, et al. Competition between photochemical and biological degradation of dissolved organic matter from the cyanobacteria[J]. Limnology and Oceanography, 2015,60(4):1172-1194.

本文數(shù)據(jù)來源于某“拍照賺錢”平臺的已結(jié)束項目任務(wù)數(shù)據(jù)和會員信息數(shù)據(jù)，其中包括了每個任務(wù)、會員的經(jīng)緯度、定價、任務(wù)完成情況、信譽(yù)值、任務(wù)的開始預(yù)訂時間以及預(yù)訂限額。利用數(shù)據(jù)挖掘思維對已知數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，為能更直觀形象地觀察到數(shù)據(jù)的實際分布情況，則將其導(dǎo)入地圖之中分類觀察，能夠從定性的角度了解大致分布，并從定量的角度計算數(shù)據(jù)，進(jìn)一步驗證結(jié)果的準(zhǔn)確性和增強(qiáng)說服力。在構(gòu)建模型初步階段，有必要理想化假設(shè)部分因素，以簡化分析問題的思維難度，如下:

Lou T, Xie H X. Photochemical alteration of the molecular weight of dissolved organic matter [J]. Chemosphere, 2006,65(11):2333- 2342.

邰 超,李雁賓,陰永光,等.天然水體中可溶性有機(jī)質(zhì)的自由基光化學(xué)行為 [J]. 化學(xué)進(jìn)展, 2012,24(7):1388-1397.

樓 濤.溶解有機(jī)物的光化學(xué)過程模擬及其對環(huán)境污染物結(jié)合性質(zhì)的影響研究 [D]. 青島:中國海洋大學(xué), 2005.

De Figueiredo D R, Reboleira A S S P, Antunes S C, et al. The effect of environmental parameters and cyanobacterial blooms on phytoplankton dynamics of a Portuguese temperate lake [J]. Hydrobiologia, 2006,568(1):145-157.

Li J W, Shang X, Zhao Z X, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in water, sediment, soil, and plants of the Aojiang River waterway in Wenzhou, China [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,173(1): 75-81.

Green S A, Blough N V. Optical absorption and fluorescence properties of chromophoric dissolved organic matter in natural waters [J]. Limnology and Oceanography, 1994,39(8):1903-1916.

Wang Y, Zhang D, Shen Z Y, et al. Revealing sources and distribution changes of dissolved organic matter (DOM) in pore water of sediment from the Yangtze estuary [J]. PLoS ONE, 2013, 8(10):e76633.

Peuravuori J, Pihlaja K. Molecular size distribution and spectroscopic properties of aquatic humic substance [J]. Analytica Chimica Acta, 1997,337(2):133-149.

Weishaar J L, Aiken G R, Bergamaschi B A, et al. Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon [J]. Environmental Science and Technology, 2003,37(20):4702-4708.

Zsolnay A, Baigar E, Jimenez M, et al. Differentiating with fluorescence spectroscopy the sources of dissolved organic matter in soils subjected to drying [J]. Chemosphere, 1999,38(1):45-50.

Stedmon C A, Bro R. Characterizing dissolved organic matter fluorescence with parallel factor analysis:a tutorial [J]. Limnology and Oceanography: Methods, 2008,6(11):572-579.

Lawaetz A J, Stedmon C A. Fluorescence intensity calibration using the raman scatter peak of water [J]. Applied Spectroscopy, 2009,63(8):963-940.

Hur J. Microbial changes in selected operational descriptors of dissolved organic matters from various sources in a watershed [J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2011,215(1-4):465-476.

Hur J, Lee B M, Shin H S. Microbial degradation of dissolved organic matter (DOM) and its influence on phenanthrene–DOM interactions [J]. Chemosphere, 2011,85(8):1360-1367.

Ohno T. Fluorescence Inner-filtering correction for determining the humification index of dissolved organic matter [J]. Environmental Science and Technology, 2002,36(4):742-746.

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

Ortega-Retuerta E, Pulido-Villena E, Reche I. Effects of dissolved organic matter photoproducts and mineral nutrient supply on bacterial growth in mediterranean inland waters [J]. Microbial Ecology, 2007,54(1):161-169.

柏林森,李向東,張 彥.微山湖(下級湖)中溶解性有機(jī)質(zhì)(DOM)的降解實驗研究 [J]. 科學(xué)技術(shù)與工程, 2015,15(5):162-169.

傅平青,吳豐昌,劉叢強(qiáng),等.太陽輻射對溶解有機(jī)質(zhì)熒光光譜特征的影響 [J]. 光譜學(xué)與光譜分析, 2006,26(3):471-474.

Clark C D, Aiona P, Keller J K, et al. Optical characterization and distribution of chromophoric dissolved organic matter (CDOM) in soil porewater from a salt marsh ecosystem [J]. Marine Ecology Progress Series, 2014,516:71-83.

Wu F C, Mills R, Cai Y R, et al. Photodegradation-induced changes in dissolved organic matter in acidic waters [J]. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 2005,62(5):1019- 1027.

Lapierre J F, Del Giorgio P A. Partial coupling and differential regulation of biologically and photochemically labile dissolved organic carbon across boreal aquatic networks [J]. Biogeosciences, 2014,11(20):5969-5985.

Huguet A, Vacher L, Relexans S, et al. Properties of fluorescent dissolved organic matter in the Gironde Estuary [J]. Organic Geochemistry, 2009,40(6):706-719.

馬瓊琳,李朋輝,黃清輝.UV-C輻照對河水溶解有機(jī)質(zhì)降解及微生物可利用性的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2014,27(3):259-265.

Hur J, Jung K Y, Jung Y M. Characterization of spectral responses of humic substances upon UV irradiation using two-dimensional correlation spectroscopy [J]. Water Research, 2011,45(9):2965- 2974.

* 責(zé)任作者, 教授, yzhang@xmu.edu.cn

Photodegradation of intracellular DOM fromand its effect on the binding of pyrene

YANG Cheng-hu1, LIU Yang-zhi1, ZHU Ya-xian2, ZHANG Yong1,3*

(1., Xiamen University, College of the Environment and Ecology, Xiamen University, Xiamen 361102, China；2.College of Chemistry and Chemical Engineering, Xiamen University, Xiamen 361005, China)., 2016,36(6)：1850~1858

UV-visible spectroscopy andspectroscopy were applied to study the photodegradation of intracellular dissolved organic matter (IDOM) from(-IDOM)upon ultraviolet A (UV-A) irradiation under oxic and anoxic conditions. Furthermore, the binding affinity of pyrene with the- IDOM was investigated by fluorescence quenching method throughout the process of photodegradation. After 6 d irradiation, the reduction of dissolved organic carbon (DOC) and absorption coefficient a355under oxic condition were larger than those under anoxic condition. The variations of absorbance ratio E2/E3 (250nm/365nm) for oxic and anoxic photodegradation were similar. However, the variations of specific ultraviolet absorbance at 254nm (SUVA254) were strikingly different. Fluorescence excitation-emission matrix spectroscopy (EEMs) combined with parallel factor (PARAFAC) analysis showed that the changes in protein-like component, long-wavelength-excited humic-like component and short-wavelength-excited humic-like component were different for the two cases. The half-lives of photodegradation kinetics parameters of the-IDOM under oxic condition, which could be described using the first-order kinetics equation, were shorter than those parameters of anoxic condition. In addition, the affinity of the-IDOM for binding pyrene decreased under oxic condition, while first decreasing and later increasing trend was observed for pyrene binding affinity under anoxic condition.

；dissolved organic matter；photodegradation；oxygen；pyrene；binding affinity

X13

A

1000-6923(2016)06-1850-09

楊承虎(1987-),男,浙江湖州人,廈門大學(xué)博士研究生,主要從事污染物環(huán)境行為研究.

2015-11-29

國家自然科學(xué)基金(21177102,21577110);高等學(xué)校博士學(xué)科點專項科研基金(20130121130005)