三维荧光光谱研究溶解有机质与汞的相互作用_傅平青
煤矿区水体溶解有机质三维荧光光谱特征
中图分类号 ： ２ Ｘ ３ ０６ ； ８ ２
其环境 归趋 ［ 。 １ 傅平青等对洱海 、红枫湖及 百花湖等 水体
今大型焦化厂区；污灌 区指依赖水塘 、河水 等地表 水灌溉 的
田地 ； 农业 区为距采矿活动较远 同时受煤矿开 采活动影响相 对 小的区域 ，目前仍有农业 耕作 。 ０ ５年 ３ 共采 集水样 ２ ２０ 月 ３
性 官能 团改变 ，或是在大部 分水相溶剂 中与不同官能 团作 用
导致有机分子组成改 变均会 引起 荧光特征 改变 ，表现 为 ｐ Ｈ
溶解有机物 的荧光性质研究 ［ ］ ２ 。有文献表 明［ ］ １ ，水体 中
一
１ 采样 与实验
１ １ 样 品 采 集 。
般存在几对较为 明显 的荧光峰 ， 激发光 与发 射光波长分 别
为 ：（） ５ ～２０ｎ３ ８ ￣４ ０ｎｔ ２ ３ ０ ３ ０ｎ ４ ０ １２ Ｏ ６ ｎ． ０ ６ ｒ；（ ） ０ ４ ｔ １ ，３ ｌ ｎ，
～
４ Ｏ，（ ） ７ ２ ０ ｎ ３ ０ ～ ３ ０ ｎ ３ ４） ５ ２ ０ ｎ ３ ８ ３ ２０ ８ ｎ． ，３ ０ ６ ｎ． ，（ ２ ０ ６ ｎ． ，
按人类 主要活动不 同将石龙 区分为 四个主要 功能 区域 ： 采矿 区 、 焦区 、污灌 区及农业 区。采 矿区 内，地下水 水位 炼 很低 ， 地表水体主要为贯穿全境的石龙河水和煤矿 开采抽排
的矿井 水；炼焦区指上世纪末本世纪初土法炼焦作业 区和现
３０ ６ ｎ． ０ ￣３ ０ｎ３ 。前两者被认为是有机酸荧光 （ 富里酸荧光 和腐 殖 酸荧光 ） 后两者 为动植 物分解 产物 的蛋 白荧 光。土壤抽 ， 提有机质和 自然水体 中溶解有机质的荧光强度和荧光 波长还 受到 ｐ Ｈ，金属 阳离子及 气候 的影 响。由于有机分 子 中的酸
三维荧光光谱技术在溶解性有机物研究中的应用
２ ０ １ ５年 １月
环境科学与管理
ＥＮＶＩ Ｒ０ＮＭ ＥＮＴＡＬ Ｓ ＣＩ ＥＮＣＥ ＡＮＤ Ｍ ＡＮＡＧＥＭ ＥＮＴ
Ｖｏ １ ． ４ ０ Ｎｎ １
Ｊ ａ ｎ．２ ０１ ５
文章 编 号 ： １ ６ ７ ４— ６ １ ３ ９ （ ２ ０ １ ５ ） Ｏ １－ ０ １ ５ ３－ ０ ３
ｏ ｎ ｅ ｏ ｆ ｔ ｈ ｅ ｉ ｍｐ ｏ ｒ ｔ ａ ｎ ｔ ｃ ｏ ｍｐ ｏ ｎ ｅ ｎ ｔ ｓ ｉ ｎ ｎ ａ ｔ ｕ ｒ ａ ｌ ｗａ ｔ ｅ ｒ ．Ｔ ｈ ｒ ｅ ｅ ｄ ｉ ｍｅ ｎ ｓ ｉ ｏ ｎ ａ ｌ ｅ ｘ ｃ ｉ ｔ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ—ｅ ｍｉ ｓ ｓ ｉ ｏ ｎ ｌ ｆ ｕ ｏ ｒ ｅ ｓ ｃ ｅ ｎ ｃ ｅ ｔ ｅ ｃ ｈ ｎ ｉ ｑ ｕ ｅ ｉ ｓ ｗｉ ｄ ｅ ｌ ｙ ｕ ｓ ｅ ｄ
ｐ ｒ ｏ ｐ ｅ ｔ ｒ ｉ ｅ ｓ ｂ ｙ ｔ ｒ ａ ｄ ｉ ｔ ｉ ｏ ｎ ａ ｌ ｍｅ ｔ ｈ ｏ ｄ ｓ ａ ｎ ｄ ｏ ｆ ｗｈ ｉ ｃ ｈ ｃ ｏ ｍｂ ｉ ｎ ｅ ｄ ｗｉ ｔ ｈ Ｐ ＡＲＡＦ ＡＣ ｗｅ ｒ ｅ ｄ ｅ ｓ ｃ ｒ ｉ ｂ ｅ ｄ ｉ ｎ ｔ ｈ ｉ ｓ ｐ ａ ｐ ｅ ｒ ． Ｋｅ ｙ ｗｏ ｒ ｄ ｓ ： ｔ ｈ ｒ ｅ ｅ ｄ ｉ ｍｅ ｎ ｓ ｉ ｏ ｎ ａ ｌ ｅ ｘ ｃ ｉ ｔ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ—ｅ ｍｉ ｓ ｓ ｉ ｏ ｎ ｌ ｆ ｕ ｏ ｒ ｅ ｓ ｅ ｎ ｃ ｅ；ｄ ｉ ｓ ｓ ｏ ｌ ｖ ｅ ｄ ｏ ｒ ｇ ａ ｎ ｉ ｃ ｍａ ｔ ｔ ｅ ｒ ｉ ｓ ；Ｐ ＡＲＡＦ ＡＣ
三 维 荧 光 光 谱 技 术 在 溶 解 性 有 机 物 研 究 中 的 应 用
汪玲 玲
（ 长江水环境教育部重点实验室 同济大学 ， 上海 ２ ０ ０ ０ ９ ２ ）
高原湖泊溶解有机质的三维荧光光谱特性初步研究_傅平青
110.1 117.3 128.8 178.1 173.1 178.2 177.4 185.1
1) 王雨春, 2001. 贵州红枫湖、百花湖沉积物-水界面营养元素(磷、氮、碳)的生物地球化学作用. 中国科学院地球 化学研究所博士学位论文
514
海洋与湖沼
38 卷
利用高温催化氧化法进行溶解无机碳(DIC)、 DOC 浓度测定, 仪器为 High TOCⅡ分析仪(Elementar, Germany), 使用一系列不同浓度的邻苯 二甲酸氢钾溶液作为有机碳标准。
第 38 卷 第 6 期 2007 年 11 月
海洋与湖沼
OCEANOLOGIA ET LIMNOLOGIA SINICA
Vol.38, No.6 Nov., 2007
高原湖泊溶解有机质的三维荧光光谱特性 初步研究*
傅平青1 吴丰昌1① 刘丛强1 黎 文1 白英臣1, 2 廖海清1, 2 陈 静1, 2
0
8.38 24.5 22.6
2.25 1.67 111.1
0
8.44 24.1 21.20 2.35 1.83
2
8.39 24.0 22.9
2.14 1.67 110.1
3
8.38 24.0 22.52 2.14 1.81
4
8.11 24.0 23.1
2.02 1.62 114.8
5
7.49 23.0 23.87 2.21 1.73
17
7.48 23.0 21.96 2.20 2.02
19
7.47 22.0 22.14 2.21 1.99
1 号点 水深 pH (m)1)
T (℃)
DIC DOC (mg/L) (mg/L)
水体溶解有机物三维荧光光谱表征技术及其在环境分析中的应用
水体溶解有机物三维荧光光谱表征技术及其在环境分析中的应
用
施俊;王志刚;封克
【期刊名称】《大气与环境光学学报》
【年(卷),期】2011(6)4
【摘要】三维荧光光谱法是一种灵敏度高、操作简便、分析快速、无需样品前处
理的新型分析手段,可以有效地用来表征水体溶解有机物(DOM)。
对DOM的组成、性质和来源的表征手段进行研究,有助于人们进一步了解DOM在自然环境中的产
生迁移过程,同时拓展其在环境分析中的应用。
论述了三维荧光光谱技术在水体溶
解有机物定性定量分析中的应用基础和相关环境影响因素,着重从水质指标的间接
测量、有机污染源的判别与追踪和突发污染事故的快速预警三个方面阐述了水体溶解性有机物三维荧光光谱表征技术在环境分析中的应用。
【总页数】9页(P243-251)
【关键词】三维荧光光谱;溶解有机物;环境分析
【作者】施俊;王志刚;封克
【作者单位】扬州大学环境科学与工程学院
【正文语种】中文
【中图分类】X832
【相关文献】
1.三维荧光光谱技术在溶解性有机物研究中的应用 [J], 汪玲玲
2.溶解有机物三维荧光光谱技术在赤潮藻识别中的应用 [J], 吕桂才;赵卫红;王江涛
3.河流水体中溶解性有机物构成的三维荧光光谱解析 [J], 赵胜楠
4.济南市北大沙河水体溶解性有机物的三维荧光光谱分析 [J], 蔡文君;孙瑞芃;王浩;周春莉;徐飞
5.水体中溶解有机物的三维荧光光谱特征分析 [J], 李宏斌;刘文清;张玉钧;赵南京;王志刚;陈东
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三维荧光光谱(3deem)技术在溶解性有机质(dom)分析中的应用
三维荧光光谱(3deem)技术在溶解性
有机质(dom)分析中的应用
三维荧光光谱 (3D eem) 技术可以有效地对溶解性有机质 (DOM) 进行高维度分析，使得研
究者能够更精细地模拟DOM的组成及其光学性质。
三维荧光光谱的基本原理是以三个不同的象限来衡量不同光谱分量的吸收和发射特性。
这
些象限可以更容易地描述不同的DOM分子特性并有助于识别不同DOM组成成分。
象限
有三个：紫外-可见荧光谱 (UV VIS), 氧化荧光谱 (OX) 和分子发射谱 (FL)。
这三个象限可
以结合运用，使其给出DOM吸收和发射的完整信息，可以很好地描述DOM的不同组份。
三维荧光光谱的主要优势是能够较好地描述溶解性有机质的组成结构和光学特性。
通过三维荧光分析，可以对不同类型的DOM进行分类，从而有助于DOM的处理，净化和还原。
它不仅可以更准确地调节DOM特性，而且可以帮助研究者更加准确地识别出不同类型的DOM和不同类型的DOM组成成分，从而更好地控制DOM的降解过程。
三维荧光光谱技术可以用于在环境及其他领域研究溶解性有机质的分布，这对于了解如何
利用不同的DOM技术处理以及DOM的质量状况等方面都有重要意义。
同时，三维荧光
光谱技术也在日常实验室中得到了广泛应用，可以用来诊断DOM中存在的有机污染物，
提高实验室分析的准确性，保证采样及分析质量，同时减少相关成本。
总之，三维荧光光谱技术对于对溶解性有机质的分析具有重要意义。
它可以提供全面准确的信息，用于识别溶解性有机质的结构，诊断存在的有机污染物，进而提高实验室分析的
准确性。
三维荧光光谱法表征污水中溶解性有机污染物
三维荧光光谱法表征污水中溶解性有机污染物污水处理一直以来都是一个具有挑战性的问题，特殊是溶解性有机污染物，其对环境和人类健康都带来了严峻影响。
因此，快速、准确地鉴定和测定污水中的溶解性有机污染物成为了重要的探究领域。
一种被广泛应用于这方面探究的技术是三维荧光光谱法（3D-FS）。
三维荧光光谱法是一种非侵入性、高灵敏度的光谱技术，能够以较低浓度下检测污水中的有机污染物。
利用不同波长下样品的荧光响应特性，可以得到样品的荧光强度和峰位信息，从而对样品进行定性和定量分析。
在三维荧光光谱法中，常用的激发光源有紫外光、可见光和X射线等。
当样品处于激发光的作用下，分子内部的电子跃迁引起了荧光现象，不同的荧光信号可以用于鉴别不同的有机污染物。
由于每种溶解性有机污染物的结构都不同，其在光子等激发下产生的荧光信号也不相同，通过测量和分析这些不同的荧光信号，可以定性和定量地鉴定污水中的溶解性有机污染物。
三维荧光光谱法具有浩繁优点。
起首，它是一种非接触性的检测方法，可以在不破坏样品的状况下进行分析。
其次，它具有高灵敏度和高选择性，能够检测到极低浓度的有机污染物。
此外，该方法还具有快速分析速度、操作简便、样品损失小的优点。
因此，三维荧光光谱法已经成为探究和监测污水中溶解性有机污染物的重要工具。
在实际应用中，三维荧光光谱法屡屡与化学分析方法结合使用，以提高分析结果的准确性和可靠性。
通过与现有的污水处理技术相结合，三维荧光光谱法可以援助改善和优化现有的处理方法，提高处理效果，缩减有机污染物的排放。
尽管三维荧光光谱法在污水处理中有浩繁优点，但也存在一些挑战和限制。
起首，不同污水中的溶解性有机污染物种类繁多，光谱特性复杂，因此需要基于大量的样本数据建立相应的荧光光谱库和分析模型。
其次，样品的测量条件和环境因素可能会对荧光光谱产生影响，需要对其进行校正和修正。
此外，三维荧光光谱法还需要进一步改进和完善，以提高其在污水处理中的应用效果。
溶解有机质的三维荧光光谱特征研究
溶解有机质的三维荧光光谱特征研究一、本文概述本文旨在探讨溶解有机质（Dissolved Organic Matter，简称DOM）的三维荧光光谱特征研究。
溶解有机质是水体生态系统中的重要组成部分，其组成和性质对于水体的生态健康和水质状况具有重要的指示作用。
三维荧光光谱技术作为一种高效、灵敏的光谱分析方法，为DOM的定性和定量分析提供了新的手段。
本文首先简要介绍了DOM的概念、来源及其对水环境的影响，并阐述了研究DOM的重要性和意义。
接着，重点介绍了三维荧光光谱技术的基本原理及其在DOM研究中的应用。
在此基础上，本文综述了国内外在DOM三维荧光光谱特征研究方面的主要进展和成果，包括DOM 荧光光谱的激发-发射矩阵（EEM）特征、荧光组分识别与解析方法、以及DOM荧光光谱与环境因子之间的关系等方面。
通过对比分析不同研究区域、不同类型水体的DOM荧光光谱特征，本文旨在揭示DOM荧光光谱与水环境因子的内在联系，探讨DOM的来源、组成和迁移转化规律。
本文还将讨论三维荧光光谱技术在DOM研究中的优势与局限性，并展望其在未来DOM研究中的应用前景。
本文的研究不仅有助于深化对DOM荧光光谱特征的理解，还可为水环境质量评价、水体生态保护和水资源合理利用提供科学依据。
二、文献综述溶解有机质（Dissolved Organic Matter, DOM）是自然水体中一种复杂的混合物，包含了多种有机化合物，如腐殖质、蛋白质、碳水化合物、脂质等。
DOM的来源广泛，包括陆地植物、动物、微生物的分解产物，以及人类活动等。
DOM的存在对水体生态环境具有重要影响，如影响水体的光学性质、生物地球化学循环、污染物的迁移转化等。
因此，对DOM的研究一直是水环境科学领域的热点之一。
三维荧光光谱技术是一种常用的DOM分析方法，通过激发波长和发射波长的二维扫描，结合荧光强度信息，可以获取DOM的荧光特性。
三维荧光光谱不仅具有灵敏度高、分辨率高等优点，而且能够提供DOM中不同组分的详细信息，如腐殖质、蛋白质、类富里酸等。
三维荧光光谱法表征污水中溶解性有机污染物
三维荧光光谱法表征污水中溶解性有机污染物三维荧光光谱法表征污水中溶解性有机污染物摘要：溶解性有机污染物是导致水体污染的主要因素之一，对水质的监测和治理具有重要意义。
传统的污水分析方法需要耗费大量时间和资源，并且无法准确识别和定量分析复杂的有机物。
本文介绍了一种新兴的分析技术——三维荧光光谱法，该方法通过测量污水中溶解性有机物的荧光信号，能够实现快速、高效和准确地表征和定量分析污水中的有机污染物。
1. 引言溶解性有机污染物是指能够在水中溶解的有机化合物，可以主要分为有机物类（如腐殖质、悬浮物和蛋白质等）和无机物类（如一氧化碳和硫化碳等）。
这些有机污染物会随着工业和农业活动的增加而不断释放到水体中，对水环境和生物生态系统造成严重威胁。
因此，对溶解性有机污染物的准确识别和定量分析具有重要意义。
2. 三维荧光光谱法的原理三维荧光光谱法是一种基于分子荧光的分析技术，利用溶解性有机污染物在紫外-可见光范围内的荧光发射特性，通过测量其相对荧光强度和波长进行分析。
这种光谱波形可以提供有关分子结构和组成的信息，从而实现对污水中溶解性有机污染物的表征和定量分析。
3. 实验方法为了验证三维荧光光谱法在污水中溶解性有机污染物的应用潜力，我们收集了多个污水样品，并使用荧光光谱仪进行测试。
首先，我们将样品进行预处理，去除颗粒物和杂质。
然后，将经过处理的样品分别置于合适的荧光比色皿中，并在恒定条件下，使用荧光光谱仪测量样品的荧光强度和波长。
4. 结果与讨论通过对多个污水样品的三维荧光光谱分析，我们发现溶解性有机污染物的荧光信号呈现出多样性和复杂性。
不同污水样品的荧光峰位和强度存在差异，反映了不同有机物的组合特征。
通过对荧光峰的分析，我们能够初步识别和定量分析污水中的有机污染物。
5. 优势和应用前景与传统的污水分析方法相比，三维荧光光谱法具有以下优势：快速、高效、灵敏、无需昂贵的仪器设备和试剂。
此外，该方法还易于操作，不需要复杂的样品处理步骤。
大气水溶性有机物的三维荧光光谱表征
提出， 仅冬季气 溶胶样 品是 由于酪 氨酸和 色氨酸的荧光 导致 二元 羧酸 、 醛类 、 多羟基化合 物 ， 可被生物 吸人体 内而影 响机体健 峰 ， 此 类 荧 光 峰， 但 在 他 们 的研 究 中表 明冬 季 时段 化 石 燃 料 的燃 烧 所 康。 ＷＳ Ｏ Ｃ组成十分复杂 ， 弄清 ＷＳ Ｏ Ｃ的化 学组成对 了解其来源 、 产 生 的荧 光 信 号也可考虑。 对生物体健 康影响 、 干湿沉降及全球辐射平衡 的调节等具有重要
Ｏ Ｃ的ｊ维荧光成分 。色氨酸区域有 明 子（ Ｐ Ｍ ＜ ２ ． ５ ｍ） 中， 在 大 气 颗 粒 物 的 整 体 环 境 效 应 中发 挥 着 重 要 定量表示城市气溶咬中 ＷＳ 的荧光强度 ， 腐殖化指数可能表示气溶胶 的老化１ ６ １ 。 作用 ， 尤其是其吸湿性和可作为云凝结核 的特点使它在大气颗粒 Ｎ ａ ｋ ａ ｊ ｉ ｍ ａ ｆ １ 等人对 日本 冲绳光 化学形成 的过氧化 氧 ， 以及气 物所 引致 的辐射强迫方面的贡献更 为突 出。 目前人们对 ＷＳ Ｏ Ｃ的
在这两种气溶胶 中都是重要的成分。 高【 【 Ｊ 的有 机气溶胶沉 降 与气溶胶 的光学深 度和粗颗 粒的体
且 ＷＳ Ｏ Ｃ光谱特性明显区别于海洋来源气溶胶 的 溶性有机物 ＷＳ Ｏ Ｃ （ ｗ ａ ｌ ｅ ｒ ｓ ｏ ｌ ｕ ｂ ｌ ｅ ｏ ｒ ｇ ａ ｎ ｉ ｃ ｃ ｏ ｍ ｐ ｏ ｕ ｎ ｄ ｓ ） 。 ＷＳ Ｏ Ｃ虽然存 积浓度相一致 ， Ｏ Ｃ 。 相反 ， 城市 地 区有 机 气 溶 胶 的 光谱 或稳 定 同位 素标 志 是 同 在于雨水 、 雾水 、 气溶胶 中 ， 但大部 分分布在 有机气溶胶 中 ， 可能 ＷＳ ５ Ｉ 。 来源于 一次有机气溶胶（ ｐ ｒ ｉ ｍａ ｒ ｙ ｏ ｒ ｇ ａ ｎ ｉ ｃ ａ ｅ ｒ ｏ ｓ ｏ ｌ ｓ ， Ｐ Ｏ Ａ ） 或者二 次有 时受到撒哈拉沙尘沉积和化石燃料的排放所影 响ｆ Ｍ ｌ ａ ｄ ｅ机气溶胶（ ｓ ｅ ｃ ｏ ｎ ｄ ａ ｒ ｙ ｏ ｒ ｇ ａ ｎ ｉ ｃ ａ ｅ ｒ ｏ ｓ ｏ ｌ ｓ ， ｓ Ｏ ａ ） Ｊ ” 。 市 气溶 胶 中水 溶性 有 机 物 的 光学 特 性 进行 研 究 ． ． 该 研 究 第 一 次 将 根据环境 的不 同， 水溶性有机物 ＷＳ Ｏ Ｃ可 占大气有 机气 溶胶 ＷＳ Ｏ Ｃ荧 光光 谱 特 性 与城 市 气 溶 胶柱 特 性 相 联 系 ， 并 用 Ｐ Ａ Ｒ Ａ Ｆ Ａ Ｃ 的２ ０ ％～ ７ ０ ％， 是 大气 颗粒 物 的 主要 组 分 之 一 ， 且 主 要 存 在 于 细 粒
三维荧光光谱法在土壤溶解性有机质组分解析中的应用
三维荧光光谱法在土壤溶解性有机质组分解析中的应
用
土壤溶解性有机质是具有较高化学和微生物活性的土壤有机质组分，其周转在维持土壤肥力和调节生态系统碳循环中发挥着核心作用，正确解析可溶性有机质的化学组分对深刻理解其生态环境效应具有重要意义。
论文旨在概述常见的土壤可溶性有机质组分分析方法，简要比较了常见的可溶性有机质化学组分分析技术，包括紫外-可见吸收光谱法、傅里叶红外光谱法、核磁共振法、傅里叶回旋共振质谱法和三维荧光光谱法的基本原理及技术优缺点，并着重对三维荧光光谱法在土壤可溶性有机质组分解析应用过程中的重要影响因素、常用荧光指标和数据处理方法进行了综述。
三维荧光光谱法具有操作简便、仪器可及性高、成本低、通量高等特点，通过荧光指数、腐殖化指数及生物源指数等表征指标追溯土壤可溶性有机质的来源，结合平行因子分析法解析可溶性有机质化学组分及其对土地利用方式、耕种制度、全球变化因子的响应。
但是，三维荧光光谱法也存在易受环境影响、解谱困难等局限性。
未来研究亟需定量分析环境因素对可溶性有机质荧光特性的影响，并加强与其它分析技术和方法的联用，有助于更准确和全面地解析可溶性有机质，继而深人理解其生态环境效应。
研究水中有机物的三维荧光谱特性
研究水中有机物的三维荧光谱特性水中有机物的三维荧光谱特性研究水中有机物是指在自然界中可以溶于水中的化学物质，常常与生活和工业有关。
它们可能来自于工业、农业、废弃物，或者是自然水环境中生物代谢排泄的产物。
这些有机物可能具有毒性，并可能威胁人类健康，因此对它们进行研究和监测非常重要。
传统的分析方法通常是分离提取后进行光谱分析，但这种方法存在许多问题，由于复杂的分离提取工作，测量结果可能不够准确、实用和可重复。
而三维荧光技术作为一种新型的无毒、无损、快速的水中有机物检测方法，吸引了越来越多的研究兴趣。
三维荧光技术的原理是将水样放置在荧光光源中，利用其激光辐射的光子能量，激发溶解在水中的有机物，发射的荧光被收集形成三维荧光谱，从而实现对水中有机物的分析。
三维荧光谱可以同时提供大量的荧光信息，包括发射波长分布、荧光振荡峰位置和发光强度等。
这些信息可以给出更加准确的描述有机物的化学性质、结构和活性。
三维荧光谱特性主要表现在谱带组成和强度。
三维荧光谱通常可以分为两个主要的区域，即前景区和背景区。
其中前景区的特征峰通常与特定组分的含量密切相关。
例如，有机物常常表现为青黄色，这是因为它们在三维荧光谱中有两个波峰。
其中蓝色波峰是交联体的极化基团的荧光，而黄色波峰是芳香族碳环的荧光。
背景区包含能够表征有机物的整体含量、类型和化学组成的信息。
背景区通常显著受到水中无机物和胶体颗粒的干扰，对数据处理的要求较高，需要进行背景去除等预处理步骤，从而消除干扰噪音，增加有机物的检测灵敏度和精度。
在实际应用中，三维荧光谱可以用于分析不同类型的水样。
例如，它可以分析地下水和地表水中的不同有机物含量，评估市政供水工程的水质安全性和可靠性。
同时，它也可以用于研究湖泊、河流和海洋海域等天然水域中的有机物源、类型和级别，以及调查水资源损失、生态环境变化等问题。
此外，三维荧光谱还可以用于监测农业、畜牧业和污水处理等过程中的水质变化，为环境保护和生态恢复提供技术支持。
河流水体中溶解性有机物构成的三维荧光光谱解析
河流水体中溶解性有机物构成的三维荧光光谱解析赵胜楠【期刊名称】《《黑龙江科技信息》》【年(卷),期】2017(000)014【总页数】2页(P95-96)【关键词】大石河; 溶解性有机物; 三维荧光; 荧光指数【作者】赵胜楠【作者单位】河南理工大学资源环境学院河南焦作454000【正文语种】中文溶解性有机物（DOM）由大量的有机分子组成，广泛存在于天然水体中，是一种复杂的混合物。
DOM中主要含有腐殖质、富里酸等各种亲水性有机酸等[1]。
如DOM与水体中有机污染物、金属离子等反应，则影响水体中污染物的毒性、生物降解性及迁移转化特性[2]，从而对于水体的生态环境产生重要影响[3]。
因此研究水体中的DOM得到越来越多的关注。
在研究各种水体DOM的中，目前应用三维荧光光谱（Three Dimensional Excitation Emission Matrix，3DEEM）研究DOM特性较多，因其灵敏度高、信息量高、所需样品量少且不破坏样品结构的优点，在如湖泊、河流、海洋等水体的DOM荧光特性的研究中广泛应用，被用于解析DOM在各种水体中的来源、分布等并由此判断水体的水质[4]。
2.1 河流概况大石河位于焦作市区西部的中站区，平水年在距出山口10km范围内河水全部漏失完毕，只在个别丰水年份才有洪水排泄。
大石河所处地形略向南和南东倾斜，坡降10～17‰，北部为坡洪积斜地，南部为冲洪积扇，河流两侧土壤以黏土夹砾石为主，地下水主要蕴藏于第四系细砂、中细砂、粗砂和砂砾石含水层中。
目前，中站工业园区内，一些工矿企业排放的污水多流入大石河，大石河成为纳污河流。
而大石河附近村庄分布较多，人口集聚，居民生产生活废水流入大石河。
大石河两岸附近村民多以第四系地下水作为饮用水源，因此解析河流中DOM的构成对于河流两岸居民饮用水源的保护及地表水污染的防治具有重要的意义。
2.2 水样采集与分析依据大石河的流向及周围村庄的分布情况，在上游、中游、下游共设置了6个采样点，分别编为佰利联（1#）、焦克路（2#）、人民路（3#）、丰收路（4#）、陆村（5#）、灵泉湖（6#）。
一种基于三维荧光光谱的水中溶解性有机物的分析方法[发明专利]
![一种基于三维荧光光谱的水中溶解性有机物的分析方法[发明专利]](https://img.taocdn.com/s3/m/9d6d55f9a76e58fafbb00379.png)
专利名称：一种基于三维荧光光谱的水中溶解性有机物的分析方法
专利类型：发明专利
发明人：郭迎庆,杜尔登,李伯平
申请号：CN201510789880.X
申请日：20151114
公开号：CN105334198A
公开日：
20160217
专利内容由知识产权出版社提供
摘要：本发明涉及一种基于三维荧光光谱的水中溶解性有机物的分析方法，属于水体污染物探测技术领域。
本发明首先建立光谱特征数据库，使用自动取样装置进行自动取样，将其进行三维荧光光谱的测定并将数据导出将获得的三维荧光光谱矩阵数据减去同测定条件下空白样品的光谱测定数据，然后利用数据处理软件将谱图数据处理成等高线谱图，以确定水中溶解性有机物的样品溶液物质的种类；将上述测定的溶液物质的种类的相关数据传送至水质数据传感系统后，将所得的数据再次传入数据分析器中，得到的水中溶解性有机物总体浓度，并检测分析出是否符合国家水质检测标准。
本发明的有益效果：灵敏度高、操作简便、检测快速；试剂消耗量少和不破坏样品。
申请人：常州大学
地址：213164 江苏省常州市武进区滆湖路1号
国籍：CN
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《三维荧光光谱结合平行因子分析在大辽河溶解有机质研究中的应用》范文
《三维荧光光谱结合平行因子分析在大辽河溶解有机质研究中的应用》篇一一、引言溶解有机质（DOM）作为水环境中重要的组成部分，其性质和来源对水体生态系统的健康和功能具有重要影响。
大辽河作为我国东北地区的重要河流，其溶解有机质的研究对于了解河流生态系统的结构和功能具有重要意义。
传统的溶解有机质分析方法往往较为复杂且难以准确反映其三维空间结构信息。
近年来，随着光谱分析技术的快速发展，三维荧光光谱技术因其高灵敏度、非破坏性等特点，在溶解有机质研究中得到了广泛应用。
而平行因子分析作为一种多元统计分析方法，可以有效地从复杂的光谱数据中提取出有用的信息。
本文旨在探讨三维荧光光谱结合平行因子分析在大辽河溶解有机质研究中的应用。
二、三维荧光光谱技术三维荧光光谱技术是一种基于荧光光谱原理的现代分析技术，通过测量样品在不同激发波长和发射波长下的荧光强度，可以得到一个三维的荧光光谱图。
这种技术能够提供溶解有机质中不同组分的荧光特性信息，如组分的类型、数量及其变化规律等。
在大辽河溶解有机质的研究中，三维荧光光谱技术可以有效地帮助我们了解溶解有机质的来源、迁移转化以及环境影响等。
三、平行因子分析平行因子分析是一种基于多元统计分析的方法，通过对复杂的光谱数据进行数学建模和解析，可以提取出隐藏在数据中的有用信息。
在溶解有机质的研究中，平行因子分析可以根据不同组分的荧光特性，将三维荧光光谱数据分解成若干个独立的组分，从而更准确地了解各组分的性质和来源。
四、三维荧光光谱结合平行因子分析的应用在大辽河溶解有机质的研究中，我们将三维荧光光谱技术与平行因子分析相结合，通过测量大辽河不同断面的溶解有机质的三维荧光光谱数据，并利用平行因子分析进行数据处理和分析。
首先，我们利用三维荧光光谱技术获取了大辽河溶解有机质的三维荧光光谱图，然后通过平行因子分析对光谱数据进行处理和解析，得到了各组分的荧光特性信息。
通过对比不同断面的组分信息，我们可以了解溶解有机质在不同河段的来源、迁移转化以及环境影响等。
溶解性有机物在人工湿地处理系统中的三维荧光光谱分析
溶解性有机物在人工湿地处理系统中的三维荧光光谱分析徐成斌;孟雪莲;马溪平;姜磊;李瑶瑶;包坤【期刊名称】《生态环境学报》【年(卷),期】2012(000)012【摘要】采用三维荧光光谱技术,研究3个复合垂直流人工湿地(CVFW)处理农村富营养化水体后水中溶解有机物(DOM)的荧光特征变化,比较植物组合和基质对DOM的影响作用,并对该水体中的DOM来源进行分析.结果表明：①所有水样中均能表征出2种类富里酸和2种类蛋白溶解性有机物,三维荧光图谱中可以分辨出可见光类富里酸(记为M)、紫外类富里酸(记为A)、类色氨酸(记为S)3个荧光峰团,而类酪氨酸峰并不明显.②3个不同的CVFW组合处理水体中,类富里酸的荧光峰值降低率为：CVFW-1>CVFW-2>CVFW-3；类蛋白的荧光峰值降低率为：CVFW-2>CVFW-1>CVFW-3.基质与植物的不同都会对人工湿地的净化效果产生影响：碎石好于页岩陶粒；风车草与美人蕉组合好于灯心草与菖蒲组合.这是CVFW-1和CWFW-2处理效果好于CVFW-3的原因所在.③荧光指数f450/500在1.674~1.796之间,r(S,M)值在0.734~0.834之间,r(A,M)值在1.396~1.465之间.通过对f450/500、r(S,M)和r(A,M)的分析,该水体中的溶解有机物结构相对简单,主要来源于水中浮游植物和微生物的生命活动及残体分解.【总页数】4页(P1998-2001)【作者】徐成斌;孟雪莲;马溪平;姜磊;李瑶瑶;包坤【作者单位】辽宁大学环境学院,辽宁沈阳 110036;辽宁大学药学院,辽宁沈阳110036;辽宁大学环境学院,辽宁沈阳 110036;辽宁大学环境学院,辽宁沈阳110036;辽宁大学环境学院,辽宁沈阳 110036;辽宁大学环境学院,辽宁沈阳110036【正文语种】中文【中图分类】X703【相关文献】1.复合垂直流人工湿地净化过程中DOM的三维荧光光谱分析 [J], 李淑娟;葛利云;邓欢欢2.三维荧光淬灭耦合平行因子分析与二维相关光谱在金属与溶解性有机物配位作用中的研究进展 [J], 祝竟成;陈浩;廖振良3.山东省周村水库季节演替中沉积物上覆水溶解性有机物的紫外-可见与三维荧光光学特征 [J], 周石磊;孙悦;张艺冉;战江;王函;黄廷林;丛海兵;崔建升;李再兴4.济南市北大沙河水体溶解性有机物的三维荧光光谱分析 [J], 蔡文君;孙瑞芃;王浩;周春莉;徐飞5.填料型A1/O1/A2/O2+垂直潜流式人工湿地处理乡村生活污水中的溶解性有机物三维荧光光谱特性分析 [J], 欧阳彤;涂保华;柏林;赵斌成;毛林强;张文艺因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
不同来源溶解有机质与镉和锑的相互作用
不同来源溶解有机质与镉和锑的相互作用王峰;黄清辉;肖宜华【摘要】运用紫外-可见吸收光谱和三维荧光光谱结合平行因子分析的荧光淬灭技术,研究了植物、土壤、沉积物和水体4种来源DOM及其不同组分与Cd和Sb的相互作用.结果表明,随着Cd浓度的升高,4种来源DOM的光谱斜率(S275-295)和光谱斜率比(SR)都出现了明显下降,而DOM与 Sb反应后其SR和S275-295值变化不明显,说明2种金属与DOM的结合机制有所不同,Cd与DOM的结合促使小分子DOM向大分子转化,而DOM与Sb结合后没有出现分子量的明显增大.对于相同金属处理,不同来源DOM及DOM不同组分荧光强度的变化不同,说明不同来源DOM与Cd和Sb结合的活性组分不同,且不同组分对Cd和Sb的络合能力差异较大.另外,在Cd处理中,Ex/Em=301 nm/346nm处的类蛋白组分的荧光强度变化有所波动,说明与类腐殖质组分相比,某些类蛋白组分与Cd形成的络合物稳定性较差.%The interaction of DOM from four sources (plant, soil, sediment, and water) with two kinds of metal (Cd and Sb) was investigated by UV-Visible absorbance spectroscopy and fluorescence quenching titrations combined with excitation-emission matrix (EEM) spectra and parallel factor analysis (PARAFAC). Spectral slope (5275~295) and spectral slope ratio (Sr) of DOM from four sources decreased obviously with increasing Cd concentration; however, no obvious changes were observed in DOM-Sb binding. It indicated that binding mechanisms of DOM and the two kinds of metal were different. The DOM-Cd binding made DOM transform from the small molecules into macromolecules, while DOM-Sb binding didn't change molecular weight of DOM. In treatments with the same metal addition,fluorescence intensity of DOM components from different sources varied significantly. It suggested that DOM from different sources had different active components when binding with metal, and the active components showed different binding properties. In addition, larger fluctuations in the quenching curves of protein-like component (Ex/Em= 301nm/346nm) were observed in presence of Cd, suggesting that the complexation stability of some protein-like substances was weaker compared to that of humic-like ones.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2012(032)005【总页数】8页(P829-836)【关键词】溶解有机质;镉;锑;络合作用【作者】王峰;黄清辉;肖宜华【作者单位】同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092【正文语种】中文【中图分类】X171镉(Cd)和锑(Sb)是2种对人类健康危害严重的金属元素,其在自然环境中的存在形态及毒性效应越来越受到关注[1-4].由于金属在环境中的迁移能力、毒性和生物有效性受到其形态的影响[5],在评价金属的环境效应时不能只关注金属的总量,还需要考虑到金属的存在形态.溶解有机质(DOM)广泛存在于各类水体及其沉积物中,是水域生态系统中重要的化学组分.金属能够通过DOM 表面的羧基、酚基、含氮、含硫基团[6-7]与其结合,结合后形态发生变化,其环境行为和生态效应随之发生改变[8-10].同时,不同来源及不同组分 DOM 中所含基团的种类及含量不同[11-12],其对金属形态的影响也就不同[13-14].因此,了解DOM与金属的相互作用对于评价金属的生态毒性效应和环境影响十分重要.本研究选取植物、土壤、沉积物和河水 4种来源的DOM,利用光谱学方法,通过DOM吸收光谱和荧光光谱的变化研究不同来源 DOM与Cd和Sb的相互作用,从而探讨DOM不同组分对Cd和Sb的络合机制及络合物稳定性的差异.1 材料与方法1.1 样品采集与预处理植物(芦苇)、土壤、沉积物样品采自上海市崇明岛北横引河岸边;所采芦苇样品处于成熟期,采用部位为穗;土壤样品类型为沙土,采样深度10cm;沉积物样品为表层沉积物.河水采自北横引河,河宽7m,采样点为距岸边1m、水深20cm处,河两岸有大量芦苇生长.植物样品经风干、研磨处理并过16目筛后,按水土比40mL:1g进行DOM提取;土壤和沉积物样品经风干、研磨处理并过60目筛后,按水土比10mL:1g进行DOM提取[15].所得DOM样品经0.45µm微孔滤膜过滤,并通过Na+型阳离子交换柱(Dowex 50W-X8, Acros)以去除原始水样中的主要金属离子,置于棕色玻璃瓶中4℃保存备用.1.2 金属-DOM反应实验Cd标准溶液反应体系由DOM样品、Cd或Sb标准溶液和去离子水构成,最终溶液体积为25mL,DOC2～5mg/L,Cd和 Sb的浓度分布在0～36µmol/L之间.使用HCl或NaOH溶液调节溶液pH值为6.0±0.5.每个反应3次平行.Cd标准溶液(GBW(E)080363,水利部水环境监测评价研究中心),基体为水,由于反应体系 pH值为6,Cd主要以Cd2+形态存在[16];Sb标准溶液(GBW(E)080643,购自上海市计量测试技术研究院),基体为HCl,由于Sb离子价态不稳定,Sb(Ⅲ)与Sb(Ⅴ)同时存在;反应过程中溶液接触空气振荡处于好氧状态,以Sb(Ⅴ)为主.由于反应体系pH值为6, Sb(Ⅴ)主要以H2SbO4-与Sb(OH)6-形式存在[17].1.3 溶解有机碳(DOC)测定样品中DOC含量采用680℃高温催化燃烧氧化/非色散红外检测法测定,使用仪器为总有机碳分析仪(TOC-VCPN,日本岛津).1.4 吸收光谱测定及其数据处理吸收光谱由紫外-可见分光光度计(TU-1901,北京普析通用有限公司)测定,扫描波长范围为200～700nm,步长1nm,以Milli-Q水为参比.将吸光度换算为吸光系数:式中:aλ为波长λ处的吸光系数,m-1;Aλ为波长λ处的吸光度,m-1;L为光程路径,m.SUVA280为a280除以DOC得到,可以反映DOM芳香性的强弱[18]. DOM的吸收光谱曲线遵循如下方程[19-20]:式中:λ为波长, nm;0λ为参照波长,400nm;S为光谱斜率, nm-1; K为残余散射或残留噪声偏移量, m-1.275～295nm和350～400nm波段的S值是将指数方程经自然对数转化后进行线性拟合而得, S275～295与S350～400之比称为光谱斜率比SR[21].1.5 荧光光谱测定及其数据处理三维荧光光谱的测定由荧光分光光度计(F-4500,日立)测定,激发光源为150W氙弧灯;带通Ex=5nm,Em=10nm;扫描速度12000nm/min.激发波长范围为220～400nm,间隔3nm;发射波长范围为250～550nm,间隔2nm.将扣除空白荧光信号的 DOM三维荧光光谱数据进行拉曼归一化处理[22],所得相对荧光强度以拉曼单位(R.U.,nm-1)表示.将经过上述处理的样品三维荧光光谱数据按照样品编号、发射波长和激发波长的顺序组合成三维数据阵列(240× 151×61),在Matlab7.0软件(美国Mathworks公司)中进行平行因子分析(PARAFAC),最优组分数目的确定基于裂半分析、残差分析和外观检验[23].腐殖化指数(HIX)用于表征DOM的腐殖化程度[24],定义为波长 254nm激发下,发射波长在435～480nm与300～345nm波段内的荧光强度积分值(或平均值)的比率[25];生物源指数(BIX)用于衡量新近水生生物生产(自生源)的贡献,即激发波长310nm,发射波长在380nm与430nm处荧光强度的比值[25].1.6 络合模型应用Ryan-Weber单点荧光淬灭模型[26]研究Cd和Sb与通过PARAFAC得到的荧光组分的结合常数.虽然该模型1:1金属/配体的化学计量假设对于金属离子与DOM的结合并不完全准确,可能会导致拟合得到的络合条件稳定常数偏高或偏低,但是这个假设可以简化理论分析,并且已经在相似条件(pH,DOC,添加金属量等)下多种金属(Cd、Hg、Cu、Al等)与DOM的反应研究中得到检验[27-30].同时,PARAFAC将DOM这一复杂混合体分解为独立的荧光组分,使得PARAFAC 荧光组分在此模型中的应用相比于同步和三维荧光光谱荧光峰代表的混合物更有效[13].该模型中的络合常数通过非线性模型确定.式中: I和I0分别为金属浓度为CM和淬灭开始(无外加金属)的荧光强度;IML为金属的加入不再引起荧光强度变化时的荧光强度极限值;KM为条件稳定常数;CL为总配体浓度.运用Sigmaplot10.0软件(美国Systat Software公司)拟合得到IML,KM,CL.2 结果与讨论2.1 不同来源DOM的特征比较4种来源DOM的SUVA280值大小顺序依次为土壤＞沉积物＞河水＞植物(表 1),说明土壤来源DOM 的芳香性最强,植物来源最弱,而沉积物和河水来源的居中[18].4种来源DOM的SR和S275～295值的差异(表1)能够反映出DOM分子量分布的差别[21].河水和植物来源DOM的BIX相对土壤和沉积物来源较大,说明其自生源DOM的贡献较大[25];而HIX的大小顺序为沉积物＞土壤＞河水＞芦苇,反映出沉积物和土壤来源DOM的腐殖化程度更高[24-25].表1 不同来源DOM光谱参数Table 1 Spectral characteristics of DOM from different sources注:括号中数字为各荧光组分的最大荧光强度占总荧光强度的比例;组分1, 2, 3分别代表图1中C1, C2, C3参数植物土壤沉积物河水DOC(mg/L) 5.68 5.87 4.20 2.30 SUVA280[L/(mgC·m)] 1.73 4.21 3.00 2.29 SR 1.13 0.83 0.60 0.87 S275～295(µm-1) 7.16 5.78 5.52 7.22组分1荧光强度(R.U.) 0.07(15%) 0.29(68%) 0.36(73%) 0.13(23%)组分2荧光强度(R.U.)0.07(16%) 0.06(15%) 0.08(15%) 0.32(59%)组分3荧光强度(R.U.) 0.30(69%) 0.07(17%) 0.06(12%) 0.10(18%)总荧光强度(R.U.) 0.44 0.43 0.50 0.54 BIX 0.62 0.49 0.55 1.35 HIX 0.43 4.61 7.11 3.16通过PARAFAC 模型从4种来源 DOM的三维荧光-激发-发射矩阵数组(EEMs)解析出C1、C2、C3 3个组分(图1).其中C1的最强荧光峰位于Ex/Em=265(316)nm/462nm,为类腐殖质信号[22,31-32];而位于Ex/Em=301nm/346nm的C2和位于Ex/Em=277nm/322nm的C3为类蛋白组分[33].4种来源DOM通过PARAFAC得到的3个组分荧光强度的百分比分配有较大区别(表1).其中土壤与沉积物来源 DOM荧光组分相似,类腐殖质组分荧光强度所占的比例最大,分别为 68%和73%;而类蛋白组分所占比例较小;植物和河水来源DOM则相反,类蛋白组分所占比例最大,且植物来源DOM中C3所占比例最大,达到69%,河水DOM中C2所占比例达到59%.结果说明4种来源 DOM所包含荧光组分的差别较大,具有一定的代表性.植物来源DOM有明显的类蛋白特征,由植物体内大量蛋白结构组分造成[34-35];而经过复杂腐殖化过程形成的土壤和沉积物DOM以类腐殖质组分为主[36];河水DOM的类蛋白组分主要由高等植物和浮游生物活动产生[34,37],同时河水样品采样点附近有大片芦苇生长,也造成河水DOM的类蛋白组分比例高于陆源类腐殖质组分.该结果也与4种来源DOM的BIX与HIX 所表征的结果相符.图1 不同来源DOM荧光组分Fig.1 Fluorescence excitation-emission matrix contours of three PARAFAC-derived components2.2 Cd和Sb对不同来源DOM吸收光谱参数的影响图2显示,Cd存在使河水来源DOM的比吸收系数(SUVA280)上升了 33%,其他 3种来源DOM的SUVA280的变化不明显;添加Sb使土壤来源DOM的SUVA280有较明显的下降,对其他来源DOM的SUVA280的影响不大,说明河水来源DOM 的芳香性在Cd存在的条件下有所增强,而Sb使得土壤来源DOM的芳香性减弱[18].金属的存在使 DOM的芳香性发生改变,可能是由于DOM所含物质的官能团中存在未共用电子对和π电子对[38],Cd2+与河水DOM中类蛋白组分的结合促使电子发生错位[39],使其芳香性增强,表现为SUVA280的上升;而Sb(Ⅴ)在反应溶液体系中主要以水合阴离子形式存在,不会产生上述效应.随着 Cd浓度的升高,4种来源 DOM的 SR和S275～295都出现了明显下降,这可能是由于 Cd离子与多个DOM分子发生络合反应,从而使多个小分子 DOM 组分聚集成大分子;相比较而言,DOM与Sb反应后其SR和S275-295值变化不明显,说明Sb的存在对DOM 的芳香性和分子量几乎无影响,这反映出2种金属离子与DOM的络合机理存在较大区别.已有研究结果也显示,Sb(Ⅲ)与腐殖酸的络合机制不会造成腐殖酸分子量的明显增大[4].另外,与土壤和沉积物来源相比,Cd存在时植物和河水来源DOM 的SR和S275～295下降幅度更大,这可能是由于植物和河水来源 DOM中类蛋白组分所占比例更大,说明类蛋白组分在Cd造成的DOM分子量变化中起主要作用.2.3 Cd和Sb对不同来源溶解有机质的不同组分荧光强度的影响对于添加Sb的反应体系,不同来源DOM的三组分荧光强度均出现不同程度的下降(图3),其中以植物来源的C3组分荧光强度的下降幅度最为明显,在33μmol/L Sb存在下减少59%,说明高等植物来源DOM对水体中Sb生物有效性的影响非常重要.土壤和沉积物来源 C1组分的淬灭曲线相对一致,在33μmol/L Sb存在下C1荧光损失达 40%,反映出土壤和沉积物中的类腐殖质组分结构组成相似,且对土壤和沉积物中Sb的存在形态起重要作用.随反应体系中添加金属离子浓度的增大,荧光淬灭趋缓甚至淬灭不再发生,这是由于 DOM荧光组分的金属结合点位接近或达到饱和所造成的[2].相对于Sb对不同来源DOM及其不同组分荧光淬灭趋势的一致性,Cd对不同DOM组分荧光的影响差异较大(图3),说明DOM不同组分对Cd的络合能力或络合机理有所差别.在添加 Cd的处理中,对于C1和C3组分,除河水来源的C1组分和土壤来源的 C3组分外,荧光强度发生了不同程度的下降;而对于C2组分,不同来源DOM的荧光强度的变化差别较大,且随着金属浓度的增加,荧光强度有所波动,变化趋势不明显,这可能是由于该类蛋白组分与Cd形成的络合物结构不稳定造成的[13,40].图2 Cd或Sb存在下不同来源DOM吸收光谱参数的变化Fig.2 Effects of Cd or Sb on absorbance spectral characteristics of DOM from different sources 植物土壤沉积物河水图3 Cd或Sb存在下DOM不同组分荧光强度的变化Fig.3 Effects of Cd or Sb on fluorescence of three PARAFAC-derived DOM components植物土壤沉积物河水类腐殖质中的活性基团以羧基、酚基为主,而类蛋白组分含有较多氨基等阳离子基团[12,40].添加Sb后植物来源的C3组分荧光强度下降最明显,可能是由于植物来源DOM中C3含量高,所含氨基等阳离子基团与Sb(主要以阴离子形态存在)的结合中作用显著,引起分子能量发生较大变化.而类蛋白组分C2与Cd稳定性较差,可能是由于以Cd2+形态存在的Cd与阳离子基团结合较与类腐殖酸组分中羧基、酚基等基团的结合稳定性差[1].不同来源 DOM相同组分的荧光强度变化幅度存在差异.无论 Cd或 Sb存在时植物来源DOM的C3组分荧光强度的下降相对于其他来源该组分更为显著,而土壤和沉积物来源 DOM的 C1组分荧光强度下降幅度最大,这与植物来源DOM芳香性较弱、腐殖化程度较低且类蛋白组分所占比例最大,而土壤和沉积物来源 DOM特性与其相反的描述(表 1)相符,说明不同来源DOM与金属结合的活性组分不同.对于相同来源的同一DOM组分,2种金属对其所造成的荧光淬灭效果(图3)及吸收光谱参数SUVA280和SR的影响不同(图2),说明Cd和Sb与 DOM的结合机理存在差异.在相同金属处理中,不同来源 DOM的同一荧光组分荧光强度变化存在差异,可以看出即使是同一DOM组分,若来源不同,组成性质也会存在差异.DOM 组分与 Cd络合的条件稳定常数在3.71～7.94之间,而与 Sb络合的条件稳定常数在4.34～6.51之间(表 2),与已有研究相似[2,41],但范围更广,不同来源DOM的不同组分拟合得到的条件稳定常数差异较大,同时存在某些来源DOM 组分无法成功拟合,再次说明不同来源DOM的不同组分对金属的络合能力和络合机理存在较大差距.添加 Cd的所有处理中条件稳定常数的最大值出现在沉积物C3组分与Cd的络合反应中,说明水体沉积物中的某些类蛋白组分对环境中Cd的络合作用十分重要.而添加Sb的所有处理中条件稳定常数的最大值出现在植物C3组分与Sb的络合反应中,验证了高等植物来源的类蛋白组分对Sb生物有效性影响的重要性.表2 不同来源DOM荧光组分与Cd或Sb络合的条件稳定常数对数值(logKM)Table 2 Logarithm values of conditional stability constants for the complexation of Cd/Sb and PARAFAC-derived fluorescence components from different sources注:FM指荧光数据未成功拟合;括号中数字为拟合系数R2来源 C1 C2 C3 C1 C2 C3 CdSb植物 FM FM 5.83(0.99) 6.35(0.96) FM6.51(0.94)土壤 3.74(0.99) FM FM 5.69(1.00) 6.03(0.98) FM沉积物 5.27(0.99) FM7.94(0.99) 5.24(1.00) 4.34(0.95) FM河水 FM 3.71(0.84) 5.79(0.76)6.28(0.89) FM FM3 结论3.1 Cd和Sb与DOM的结合机制有所不同.Cd促使小分子 DOM向大分子转化,且对类蛋白组分的影响更为显著,而DOM与Sb结合后没有出现分子量的明显增大;同时,2种金属对相同来源同一DOM组分的荧光淬灭效果也有明显不同.3.2 不同来源DOM与Cd和Sb结合的活性组分不同.植物和河水来源DOM中的类蛋白组分对金属生物有效性的影响非常重要;而土壤和沉积物来源 DOM的类腐殖质组分对金属的络合能力更强.3.3 DOM不同组分对Cd和Sb的络合能力及所形成络合物的稳定性存在差异.类腐殖质组分对土壤和沉积物中金属的存在形态起重要作用,所形成的络合物结构稳定;而类蛋白组分与金属形成络合物的稳定性相对较差,但某些类蛋白组分与特定金属之间结合较紧密,仍对金属的生物有效性有重要影响.参考文献：[1] Grassi M, Rosa M. 113Cd-NMR and fluorescence studies of the interactions between Cd(II) and extracellular organic matter released by selenastrum capricornutum [J]. Environ. Sci. Technol., 2001,35:4271-4276.[2] Grassi M, Rosa M. Humic acids of different origin as modifiers of cadmium-ion chemistry: A spectroscopic approach to structural properties and reactivity [J]. Inorganica Chimica Acta, 2010,363: 495-503.[3] Ceriotti G, Amarasiriwardena D. A study of antimony complexed to soil-derived humic acids and inorganic antimony species along a Massachusetts highway [J]. Microchemical Journa, 2009,l91: 85-93.[4] Buschmann J, Sigg L. Antimony (III) Binding to Humic Substances: Influence of pH and Type of Humic Acid [J]. Environ. Sci. Technol.,2004,38:4535-4541.[5] Allen H E, Hansen D J. The importance of trace metal speciation to water quality criteria [J]. Water Environmental Research, 1996, 68,42-54. [6] Masini J C, Abate G, Lima E C, et al. Comparison of methodologies for determination of carboxylic and phenolic groups in humic acids [J]. Anal. Chim. Acta, 1998,364(1-3): 223-233.[7] Smith D S, Bell R A, Kramer J R. Metal speciation in natural waters with emphasis on reduced sulfur groups as strong metal binding sites [J]. Comp. Biochem. Physiol. Part C, 2002,133(1-2): 65-74.[8] Doig L E, Liber K. Nickel speciation in the presence of different sources and fractions of dissolved organic matter [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2007,66:169-177.[9] 董丽娴.溶解性有机质对砷形态及藻类有效性的影响 [D]. 上海:同济大学, 2009:41-45,65-68.[10] 曾丽璇,陈桂珠,吴宏海,等.水体腐殖酸影响下河蚬对低浓度镉的蓄积和释放 [J]. 生态科学, 2006,25(3):240-242.[11] Kinniburgh D G, van Riemsdijk W H, Koopal L K, et al. Ion binding to natural organic matter: competition, heterogeneity, stoichiometry and thermodynamic consistency [J]. Colloids Surf. A, 1999,151(1/2):147-166. [12] Wu F C, Tanoue E, Liu C Q. Fluorescence and amino acid characteristics of molecular size fractions of DOM in the waters of Lake Biwa [J]. Biogeochemistry, 2003,65:245-257.[13] Yamashita Y, Jaffe R. Characterizing the interactions between trace metals and dissolved organic matter using excitationemission matrix and parallel factor analysis [J]. Environ. Sci. Technol., 2008,42:7374-7379. [14] 傅平青,刘丛强,吴风昌.三维荧光光谱研究溶解有机质与汞的相互作用 [J]. 环境科学, 2004,25(6):140-143[15] Ohno T, Bro R. Dissolved organic matter characterization using multiway spectral decomposition of fluorescence landscapes [J]. Soil Science Society of America Journal, 2006,70:2028-2037.[16] Hem J D. Chemistry and occurrence cadmium and zinc in surface water and groundwater [J]. Water Research, 1972,8(3): 661-679.[17] Kang M, Kawasaki M, Tamada S, et al. Effect of pH on the removal of arsenic and antimony using reverse osmosis membranes [J]. Desalination, 2000,131:293-298.[18] Chin Y P, Aiken G., O’ Laughlin E. Molecular weight, polydispersivity, and spectroscopic properties of aquatic humic substances [J]. Environ. Sci. Technol., 1994,28:1853-1858.[19] Bricaud A, Morel A, Prieur L. Absorption by dissolved organic matter of the sea (yellow substance) in the UV and visible domain [J]. Limno1. andOceanogr., 198l,26(1):43-53.[20] 黄昌春,李云梅,孙德勇,等.太湖CDOM紫外吸收特性及其分子量时空分布特征[J]. 中国环境科学, 2009,29(3):261-268.[21] Helms J R, Stubbins A, Ritchie J D. Absorption spectral slopes and slope ratios as indicators of molecular weight, source, and photobleaching of chromophoric dissolved organic matter [J]. Limno1. and Oceanogr., 2008,53(3):955-969.[22] Stedmon C A, Markager S, Bro R. Tracing dissolved organic matter in aquatic environments using a new approach to fluorescence spectroscopy [J]. Marine Chemistry, 2003,82(3-4): 239-254.[23] Stedmon C A, Bro R. Characterizing dissolved organic matter fluorescence with parallel factor analysis: a tutorial [J]. Limno1. and Oceanogr., 2008,6:572-579.[24] Zsolnay A, Baigar E, Jimenez M, et al. Differentiating with fuorescence spectroscopy the sources of dissolved organic matter in soils subjected to drying [J]. Chemosphere, 1999,38:45-50.[25] 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.[26] Ryan D K, Weber J H. Fluorescence quenching titration for determination of complexing capacities and stability constants of fulvic acid [J]. Analytical Chemistry, 1982,54:986-990.[27] Luster J, Lloyd T, Sposito G. Multi-wavelength molecular fluorescence spectrometry for quantitative characterization of Copper(II) andAluminum(III) complexation by dissolved organic matter [J]. Environ. Sci. Technol., 1996,30:1565-1574.[28] Plaza C, Brunetti G, Senesi N, et al. Molecular and quantitative analysis of metal ion binding to humic acids from sewage sludge and sludge-amended soils by fluorescence spectroscopy [J]. Environ. Sci. Technol., 2006,40:917-923.[29] Fu P Q, Wu F C, Liu C Q, et al., Fluorescence characterization of dissolved organic matter in an urban river and its complexation with Hg(II) [J]. Geochemistry, 2007,22:1668-1679.[30] Ohno T, Amirbahman A, Bro R. Parallel factor analysis of excitation-emission matrix fluorescence spectra of water soluble soil organic matter as basis for the determination of conditional metal binding parameters [J]. Environ. Sci. Technol., 2008,42: 186-192.[31] Coble P G., Del Castillo C E, Avril B. Distribution and optical properties of CDOM in the Arabian Sea during the 1995 Southwest Monsoon [J]. Deep-Sea Research Part II, 1998, 45(10/11):2195-2223.[32] Murphy K R, Stedmon C A, Waite T D, et al. Distinguishing between terrestrial and autochthonous organic matter sources in marine environments using fluorescence spectroscopy [J]. Marine Chemistry, 2008,108(1/2):40-58.[33] Hudson N, Baker A, Reynolds D. Fluorescence analysis of dissolved organic matter in natural, waste and polluted waters-a review [J]. River Research and Applications, 2007,23(6):631-649.[34] Lapierre J F, Frenette J J. Effects of macrophytes and terrestrial inputson fluorescent dissolved organic matter in a large river system [J]. Aquatic Sciences, 2009,71:15-24.[35] Scully N M, Maie N, Dailey S K, et al. Early diagenesis of plant-derived dissolved organic matter along a wetland, mangrove, estuary ecotone [J]. Limno1. and Oceanogr., 2004,49(5):1667-1678.[36] Santin C, Yamashita Y, Otero X L, et al. Characterizing humic substances from estuarine soils and sediments by excitationemission matrix spectroscopy and parallel factor analysis [J]. Biogeochemistry, 2009,96:131-147.[37] Coble P G, Characterization of marine and terrestrial DOM in seawater using excitation-emission matrix spectroscopy [J]. Marine Chemistry, 1996,51(4):325-346.[38] Hernandez D, Plaza C, Senesi N. Detection of copper(II) and zinc(II) binding to humic acids from pig slurry and amended soils by fuorescence spectroscopy [J]. Environmental Pollution, 2006,143:212-220.[39] Bai Y C, Wu F C, Liu C Q, et al. Ultraviolet absorbance titration for determining stability constants of humic substances with Cu(II) an Hg(II) [J]. Analytica Chimica Acta, 2008,616:115-121.[40] Wu J, Zhang H, He P J, et al. Insight into the heavy metal binding potential of dissolved organic matter in MSW leachate using EEM quenching combined with PARAFAC analysis [J]. Water Research,2011,45:1711-1719.[41] Kaschl A, Romheld V, Chen Y. Cadmium binding by fractions of dissolved organic matter and humic substances from municipal solid wastecompost [J]. J. Environ. Qual., 2002,31:1885-1892.。
三维荧光结合平行因子分析在东海溶解有机物研究中的应用-3-653
１ 实验部分
１ １ 样品的采集与预处理 样品是在国家自然科学基金委海洋科学共享航次 ２ ０ １ １ 年东海春季航次、秋季航次采集的，采样站位如图 １ 所示。 采集表层、中层和底层水样 ３ ／ ０ ０ｍ Ｌ，经 Ｇ Ｆ Ｆ 滤膜 （ Ｗ ｈ ａ ｔ
，修订日期： ２ ０ １ ２ ０ ７ ２ ２ ２ ０ １ ２ １ ０ ３ ０ 收稿日期：
三维荧光结合平行因子分析在东海溶解有机物研究中的应用
２， 吕丽莎１， 赵卫红１ ，苗 辉１
１ ． 中国科学院海洋研究所海洋生态与环境科学重点实验室，山东 青岛 ２ ６ ６ ０ ７ １ ２ ． 中国科学院大学，北京 １ ０ ０ ０ ４ ９
摘 要 利用三维荧光光谱 （ ） 结合平行因子分析 （ ，研究了东海夏、秋两季溶解有机物 Ｅ Ｅ Ｍ ｓ Ｐ Ａ Ｒ Ａ Ｆ Ａ Ｃ） （ 的荧光组分特征，并对其种类、分布和来源进行了分析和讨论。共识别出三个荧光组分，分别为类蛋 Ｄ ＯＭ） ， ／ ） 、陆源或海源类腐殖质组分 Ｃ ， ／ ） 以及陆源类腐殖质组分 Ｃ 白荧光组分 Ｃ １（ ２ ３ ５ ２ ８ ０ ３ ３ ０ ２（ ２ ５ ５ ３ ３ ０ ４ ０ ０ ３ （ ， ／ ） 。两个类腐殖质组分 Ｃ ２ ７ ５ ３ ６ ０ ４ ８ ０ ２和 Ｃ ３之间呈显著正相关，表明他们有相同的来源或在结构上存在某 种联系。三组分在两个季节不同水层的分布总体呈现近岸高，远海低的特点。各组分与叶绿素ａ和盐度的关 系表明调查海域的 Ｄ ＯＭ 受现存浮游植物的直接影响很小，夏季长江输入是长江口三组分的重要来源，而秋 季受长江输入的影响减弱。本研究显示了三维荧光与平行因子分析相结合在海洋溶解有机物的研究中具有 很好的应用前景。 关键词 溶解有机物；三维荧光光谱；平行因子分析；东海 中图分类号： ， ： ／ （ ） Ｏ ６ ５ ７ ． ３ Ｘ １ ３ ２ Ａ 犇 犗 犐 １ ０ ． ３ ９ ６ ４ ２ ０ １ ３ ０ ３ ０ ６ ５ ３ ０ ６ ． ｉ ｓ ｓ ｎ ． １ ０ ０ ０ ０ ５ ９ ３ 文献标识码： ｊ ， 低压抽滤后装于棕色玻璃瓶中，冷 ｍ ａ ｎ Ｕ ． Ｋ， ２ ５ｍ ｍ） φ＝ ／ 滤膜和棕色玻璃瓶均经 。 冻保存。 Ｇ ＦＦ ４ ５ ０℃灼烧４ｈ
《三维荧光光谱结合平行因子分析在大辽河溶解有机质研究中的应用》范文
《三维荧光光谱结合平行因子分析在大辽河溶解有机质研究中的应用》篇一摘要：本文探讨了三维荧光光谱（3D-EEM）与平行因子分析（PARAFAC）相结合的方法在大辽河溶解有机质（DOM）研究中的应用。
通过三维荧光光谱技术获取溶解有机质的荧光特性，再利用平行因子分析对复杂的光谱数据进行解析和组分识别，旨在深入理解大辽河DOM的来源、迁移转化及其环境行为。
一、引言大辽河流域是我国重要的水系之一，其溶解有机质（DOM）的研究对于理解河流生态系统的物质循环和能量流动具有重要意义。
三维荧光光谱技术作为一种有效的光谱分析手段，能够提供溶解有机质丰富的荧光信息；而平行因子分析则是一种强大的统计工具，能够解析复杂的光谱数据，识别出不同的荧光组分。
本文将这两种技术相结合，旨在更深入地研究大辽河DOM的特性和行为。
二、方法与原理1. 三维荧光光谱（3D-EEM）技术：该技术是通过激发-发射矩阵扫描获取样品的荧光光谱信息，可以反映溶解有机质的种类和含量。
2. 平行因子分析（PARAFAC）：这是一种基于数学模型的统计方法，可以对复杂的光谱数据进行解析，将复杂的荧光光谱数据分解为若干个简单的组分，从而识别出不同的溶解有机质组分。
三、实验过程1. 样品采集：在大辽河流域的不同地点采集水样，并立即进行过滤和保存。
2. 三维荧光光谱扫描：使用荧光光谱仪对水样进行激发-发射矩阵扫描，获取三维荧光光谱数据。
3. 平行因子分析：利用统计软件对获取的三维荧光光谱数据进行平行因子分析，解析出不同的荧光组分。
四、结果与讨论1. 三维荧光光谱结果：通过扫描获得了大辽河DOM的三维荧光光谱图，展示了不同组分的荧光特性和强度。
2. 平行因子分析结果：成功地将复杂的荧光光谱数据分解为若干个简单的组分，每个组分代表一种特定的溶解有机质类型。
3. 溶解有机质来源与迁移转化：通过对比分析不同组分的特征，发现大辽河DOM主要来源于陆地输入、水生生物和微生物活动等。
三维荧光光谱及平行因子分析在石油类污染物检测分析中的应用
三维荧光光谱及平行因子分析在石油类污染物检测分析中的应用三维荧光光谱及平行因子分析在石油类污染物检测分析中的应用摘要：以三维荧光光谱技术结合平行因子分析算法研究了石油类污染物识别与浓度测量方法,重点分析了两种以上成品油共存时对测量的影响.以0#柴油、97#汽油与煤油的CCl4溶液为测量样本,通过两种或三种油不同配比的混合溶液来模拟多种石油类污染物共存的`状态,研究平行因子分析方法在复杂混合物共存体系成分分析时的特点.实验分别针对汽柴油混合溶液、柴煤油混合溶液以及存在少量煤油干扰成分的汽柴油溶液,分解得到各溶质的激发与发射特征光谱,实现了各混合样品中主要成分含量的同时测量,计算了平均回收率.结果表明,该方法能够实现石油类污染物中共存成分的识别与浓度测量. 作者：潘钊王玉田邵小青吴希军杨丽丽Author：PAN Zhao WANG Yu-tian SHAO Xiao-qing WU Xi-jun YANG Li-li 作者单位：燕山大学河北省测试计量技术及仪器重点实验室,河北秦皇岛,066004 期刊：光谱学与光谱分析ISTICEISCIPKU Journal：Spectroscopy and Spectral Analysis 年，卷(期)： 2012, 32(3) 分类号： X830.2 O657.3 关键词：三维荧光光谱平行因子分析石油类污染物成分检测机标分类号： O65 X70 机标关键词：三维荧光光谱平行因子分析石油类污染物检测分析 Analysis Fluorescence Spectra 混合溶液浓度测量共存体系因子分析方法汽柴油煤油平均回收率同时测量特征光谱算法研究识别技术结合混合样品干扰成分基金项目：国家自然科学基金项目三维荧光光谱及平行因子分析在石油类污染物检测分析中的应用[期刊论文] 光谱学与光谱分析--2012, 32(3)潘钊王玉田邵小青吴希军杨丽丽以三维荧光光谱技术结合平行因子分析算法研究了石油类污染物识别与浓度测量方法,重点分析了两种以上成品油共存时对测量的影响.以0#柴油、97#汽油与煤油的CCl4溶液为测量样本,通过两种或三种油不同配比的混合溶液来模拟...。
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6期
环
境
科
学
141
1 样品与方法 1 1 样品采集与处理 溶解有机质样品于 2003 年 1 月采自贵阳市南
的 Hg( NO 3 ) 2 溶液, 使 [ Hg 2+ ] 依次分布在 0 mol/ L ~ 32 mol/ L 之 间 . 使 用 2 种 浓 度 ( 0 1mol/ L 和 1mol/ L ) 的 HClO 4 和 NaOH 溶液调节样品 pH= 8 0 0 05, 加入的酸碱试剂总量不超过 100 L, 忽略浓 度稀释效应 . 另外, 为了检验 Cu( ) , Ca( ) 和 Mg ( ) 对 Hg(
第 25 卷第 6 期 2004 年 11 月
环 境 科 学 ENVIRONMENTAL SCIENCE
V ol. 25, No. 6 Nov. , 2004
三维荧光光谱研究溶解有机质与汞的相互作用
傅平青1, 2, 刘丛强1, 吴丰昌1
( 1 中国科学院地球化学研究所 环境地球化学国家重点实验室 , 贵阳 550002; 2 中国科学院研究生院 , 北京 100039) 摘要 : 随着荧光光谱技术的进展 , 三维荧光光谱 被广泛 应用 于研究 各种 天然 水体中 溶解 有机质 ( 包括腐 殖质 ) 的各种 环境 行 为 . 本文利用三维荧光光谱和荧光猝灭滴定技 术研究河流溶解有机质与 Hg( 3 种类型荧光基团都能够不同程 度地被 Hg ( 常数 . pH 值对 Hg( 体系荧光增强 , 而 M g ( )- DOM 体系具有显著影响 . Cl 对 Hg ( ) 对之影响很小 . 此外 , Cu( ) 与Hg(
F U Ping - qing 1, 2 , L IU Cong - qiang 1 , WU Feng - chang 1
( 1 T he State Key L aboratory of Environmental Geochemistry, Institute of Geochemistr y, Chinese A cademy of Sciences, Guiyang 550002, China; 2 T he G raduate School of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100039, China) Abstract: With the development o f fluorescence technique, three - dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy ( 3DEEM ) w as widely applied to characterize the nature o f dissolved organic matter ( DOM ) in natural waters since the last decade. 3DEEM and fluor escence quenching titration were used to study the inter action between Hg ( ) and DOM . T he results show that a g eneral decrease in intensity for individual peak A, B and C w as found as concent rat ions of Hg( ) increased. pH is t he main par ame ter that strongly influences the Hg( )- DO M complex ation. T he addition of Cl- ion to the Hg ( )- DOM system caused an increase in fluorescence intensity . T he results also show that the addit ion of Ca( ) solution strongly enhanced the fluorescence intensity for humic - like fluor escence, w hile the pr otein - like fluorescence only slig htly enhanced. On the contr ar y, no fluorescence enhancement w as found in t he Hg( )- DO M system after the addition of M g( ) ion. A decrease in fluorescence emission intensity w as found after the addition of Cu( ) ion to t he Hg ( )- DOM solution. Key words: dissolved organic matter; thr ee - dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy ; fluorescence quenching t itration; co mplexation
表1 Table 1 pH 7 90 DO 1 36 DO C 3 12 K
+
)- DOM 的竞争作用, 首先使 DOM 样
品通过 H 型阳 离子交 换柱 ( Dow ex 50W - X8, Bio Rad AG) 以去除原始水样中的主要金属离子. 使用 荧光发射光谱测定竞争作用系列实验 , 激发波长 E x = 335nm . 以上样品均置于黑暗处振荡平衡 24h 后 测定其 3DEEM 及荧光发射光谱. 2 实验结果与讨论
[ 5, 9, 11, 12]
) 的配位作用 . 同 )对
时 , 还研究了 pH 、 Cl 、 Cu( ) 、 Ca( ) 和 Mg ( Hg( )-DOM 体系配位作用的影响.
收稿日期 : 2003 -12 -10; 修订日期 : 2004 -03 -15 基金项目 : 中国科学院 百人计划 项目 ; 中国科学院知识创新工程重 要 方 向 项 目 ( KZCX2 -105 ) ; 国 家 973 项 目 ( 2002CB412300) 作者简介 : 傅平青 ( 1974~ ) , 男 , 博士研究生 , 主要研究方向为环境地 球化学 . Email: pqf u@ mail. gyig. ac. cn.
溶解有机质 ( dissolved organic mat ter, DOM) 能 够影响水环境中痕量金属离子的物理迁移、 化学转 化以及生物可利用性 [ 1~
12]Biblioteka 属离子的相互作用 . 相对 于传统的荧光 光谱, 3DEEM 的优点在于对多组分复杂体系 ( 如腐殖质) 中荧光光谱 ( 激发/ 发射, Ex / Em ) 重叠 的对象进行 光谱识别和表征[ 6, 7, 14, 15] . 基于顺磁性金属离子 ( 如 Cu , H g , Zn 等 ) 能够使 DOM 产生荧光猝灭的 原理 , 本文利用 3DEEM 和荧光猝灭滴定方法研究 了 DOM 中不同荧光基团与 Hg (
关键词 : 溶解有机质 ; 三维荧光光谱 ; 荧光猝灭滴定 ; 配位作用
中图分类号 : X 132 文献标识码 : A 文章编号: 0250 -3301( 2004) 06 -0140 -05
Three - Dimensional Excitation Emission Matrix Fluorescence Spectroscopic Cha racterization of the Complexation Between Mercury ( ) and Dissolved Organic Matter
2 1 溶解有机质的基本参数 样品 的 基 本 理 化 参 数 见 表 1. DOC 含 量 为 3 12mg/ L, 属于典型的河流 DOC 含量范围. 相对分 子量 M w 为 2297. 2 2 溶解有机质的荧光特性 荧光特性是描述水环境中溶解有机质的来源和 组成的重要参数[ 6, 7, 14, 15] . 利用荧光发 射光谱研究 不同来源的溶解有机质时 , 通常可得到宽而无特征 的荧光峰 . 而利用三维荧光光谱 ( 2 种表示方式: 三 维投影图 : 3D plot ; 等高线图 : Cont our plot, 见图 1) 则可 以发现 , DOM 样品 具有 3 个 明显 的荧光 峰: peak A 的激发波长在 310~ 320 nm, 发射波长在可 见光区; peak B 的激发波长 在紫外光区 ( 230~ 250 nm) , 发射波长在可见光区; peak C 的激发波长和发 射波长均在紫 外光区. 前人对 DOM 的 3DEEM 研 究表 明 , peak A( E x / E m = 330/ 426 nm ) 属 于可见区 类富里酸荧光 ( v isible f ulvic - like) , peak B ( E x / E m = 245/ 436 nm ) 属于紫外区类 富里酸荧光 ( UV fulv ic - like) , 而 peak C( E x / E m = 275/ 346 nm) 属于类蛋白荧光( protein - like) .
-
) 的相互作 用 . 结 果表明 , 溶解有 机质中含有 的 ) 与 3 种荧 光基团之 间的条件稳 定 ) 能够使 Hg( )- DO M
) 猝灭 , 并采用非线性回归分析拟合出 Hg(
)- DOM 体系具 有强烈的 竞争作用 . Ca(
) 都是 DOM 的荧光猝灭剂 , 但是其猝灭机理存在差异 .
+
明河下游乌当桥 . 南明河是贵阳市的主要排污河流 , 其水质受上游农田排灌以及流经贵阳市区时的城市 生活污水、 工业废水等污染 . DOM 样品在采集后立 即运回实验室 , 并用预先灼烧 ( 450 灼烧 5h) 过的 GF/ F 玻璃纤维滤膜 ( What man, UK ) 过滤 , 然后保 存在 4 冰箱里. 1 2 化学分析及实验 所有实验 用水均为 M illi Q 超纯水 ( M illipore, 18 2 M cm) . 使用奥立龙 818 型 pH 计进行 pH 值 测定; 碘量法测定溶解氧 ( DO) ; 硅钼黄光度法测定 溶解态硅 ( 以 SiO2 表示) ; 原子吸收光谱法( AAS) 测 定 K、 Na 、 Ca 和 Mg; 冷原子 荧光法 ( CVAF S) 测 定 Hg( ) ; 高温催化氧化法测定溶解有机碳( DOC) 含 量, 仪器为 High T OC ( Element ar, Germany) . 利 用高效体积排阻色谱法( HP SEC) 测定 DOM 样品的 重均分子量 M w , 色谱系统为 HP 1100. 使用带有 1cm 石英荧光样品池的高灵 敏度荧 光光谱分析仪( H it achi F - 4500, Japan) 进行 3DEEM 测定. 激发光源 为 150W 氙弧灯 ; 带通 ( bandpass) : E x = 5nm, E m = 10nm ; 响应时间: 自动 ; 扫描速度 : 1 200nm / min; 扫描光谱进行仪器自动校正. 激发波 长范围为 E x = 250~ 400nm ( 间隔 5nm) , 发 射波长 范围为 E m = 300~ 550nm( 间隔 2nm ) . 样品测定前 保持温度恒定 ( 恒温水浴 20 1 ) . 所测 结果均 扣除 实 验 空 白 ( 相 同 条 件 下 M illi Q 超 纯水 的 3DEEM ) . 应用 SigmaPlot 软件进行 3DEEM 处理. 荧光猝灭滴 定实验 : 取 18 个 30mL 聚丙烯 瓶 ( Nalgene, U SA) , 后各移取 20mL 溶解有机质样品 , 再往每个瓶中滴加浓度为 0 01mol/ L 或 0 05mol/ L