肉克亞·如孜 / 庫(kù)爾勒市環(huán)境監(jiān)測(cè)站

博斯騰湖沉積物孔隙水中溶解有機(jī)質(zhì)對(duì)汞環(huán)境化學(xué)行為的影響

肉克亞·如孜 / 庫(kù)爾勒市環(huán)境監(jiān)測(cè)站

本文運(yùn)用三維分子熒光光譜法(3D-EEM)，研究Hg(II)與博斯騰湖沉積物中天然溶解有機(jī)質(zhì)（DO M）的相互作用機(jī)理。結(jié)果表明，5采樣點(diǎn)沉積物均含有A峰、B峰和峰C等3種熒光基團(tuán)。峰A和峰B均為類蛋白峰，峰C為類腐殖酸峰。Hg(II)猝滅滴定結(jié)果顯示，溶解有機(jī)質(zhì)中的3種熒光集團(tuán)都能夠不同程度地被Hg(II)猝滅，說(shuō)明它們所代表的物質(zhì)能夠與Hg發(fā)生作用。Hg與DO M中熒光基團(tuán)的反應(yīng)屬于靜態(tài)猝滅，生成穩(wěn)定的不發(fā)光的Hg-DO M絡(luò)合物。各采樣點(diǎn)類蛋白物質(zhì)條件穩(wěn)定常數(shù)和結(jié)合常數(shù)均高于類腐殖酸物質(zhì)條件穩(wěn)定常數(shù)和結(jié)合常數(shù)，但各采樣點(diǎn)同種熒光峰之間不存在較大差異。本研究各采樣點(diǎn)DO M的條件穩(wěn)定常數(shù)3.82～4.34，結(jié)合常數(shù)3.76～5.54。博斯騰湖沉積物中的DO M與Hg(II)較強(qiáng)的絡(luò)合作用意味著水環(huán)境中普遍存在的DO M很可能影響汞污染物在水環(huán)境的遷移和轉(zhuǎn)化。

DO M；Stern-Volm er方程；猝滅實(shí)驗(yàn)；博斯騰湖

在湖泊生態(tài)系統(tǒng)中，普遍存在著溶解有機(jī)質(zhì)(dissolved organic matter，簡(jiǎn)稱DOM)，它能夠影響水環(huán)境中痕量金屬離子的物理遷移、化學(xué)轉(zhuǎn)化以及生物可利用性。沉積物孔隙水是沉積物與其上覆水體之間進(jìn)行物質(zhì)交換的重要介質(zhì)。DOM能夠與營(yíng)養(yǎng)元素或痕量重金屬離子相互作用，影響這些物質(zhì)在沉積物—水界面的遷移轉(zhuǎn)化及其毒性和生物可利用性[1]。而水體汞污染是一個(gè)有關(guān)生態(tài)和人類健康的全球性問(wèn)題．過(guò)去幾十年中，人們對(duì)汞的生物地球化學(xué)循環(huán)進(jìn)行了卓有成效的工作，但欲徹底理解其在水生生態(tài)系統(tǒng)和陸地生態(tài)系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程尚存困難。Hg(II)的環(huán)境特性和毒性受到多種因素的影響，其中天然有機(jī)質(zhì)對(duì)汞的絡(luò)合作用是眾所周知的[2]。最近的一項(xiàng)研究[3]表明，由于官能團(tuán)的存在，腐殖質(zhì)能夠與金屬離子通過(guò)一系列方法相互作用，例如絡(luò)合、離子交換以及降解等。

博斯騰湖地處新疆的焉耆盆地，位于巴音郭楞蒙古自治州博湖縣，地理位置為北緯41°35′-42°12′、東經(jīng)86°03′-87°50′，水域面積約1160km2，東西長(zhǎng)55km，南北平均寬20km，平均水深為7. 5m，最深為15m，是我國(guó)最大的內(nèi)陸淡水湖。博斯騰湖由13條大小不一的河流補(bǔ)給，目前水質(zhì)為IV類，黃水區(qū)水質(zhì)較差，為V類。引起博斯騰湖水質(zhì)污染的主要原因是灌區(qū)排鹽水的污染。黃水區(qū)水域面積僅占博斯騰湖的12%，但是入湖的污染物占整個(gè)入湖污染物的比例最高。以可溶鹽為例，占入湖污染物總量的79%，由此可見，黃水溝是博斯騰湖主要的污染源[4]。從表1可以看出，從入湖口黃水溝到湖心，鹽度和CI-、Mg2+、Ca2+等離子濃度基本出現(xiàn)下降趨勢(shì)。

由于熒光光譜具有靈敏度高（10-19數(shù)量級(jí)）、用量少（1～2ml）和不破壞樣品結(jié)構(gòu)等優(yōu)點(diǎn)，3D熒光光譜技術(shù)被廣泛用于表征海洋、河流、湖沼、土壤等不同來(lái)源的DOM[5-6]。本研究的目的是應(yīng)用3D-EEM來(lái)研究和描述Hg(II)滴定對(duì)不同采樣點(diǎn)沉積物溶解有機(jī)制DOM的絡(luò)合作用，應(yīng)用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程擬合出條件穩(wěn)定常數(shù)、結(jié)合常數(shù)以及配位比例等重要參數(shù)，比較分析不同采樣點(diǎn)、不同熒光基團(tuán)與Hg(II)絡(luò)合能力與鹽梯度關(guān)系，以期為博斯騰湖污染物的環(huán)境化學(xué)和行為研究提供基礎(chǔ)信息。

1 樣品與分析

1.1樣品采集與處理

根據(jù)博斯騰湖的水流、鹽度特征，采用柱狀采樣器于2014年11月從黃水溝入湖口到湖心的5個(gè)點(diǎn)采集沉積物樣品（見圖1，編號(hào)1～5）。沉積物采集后，迅速裝入充滿氮?dú)獾淖厣玃VC袋中低溫保存帶回實(shí)驗(yàn)室。沉積物在4℃，以1000轉(zhuǎn)/分鐘離心30分鐘，取上清液即孔隙水，4℃儲(chǔ)存供分析用。

圖1　采樣布點(diǎn)圖

1.2測(cè)試儀器與分析方法

沉積物孔隙水溶解性有機(jī)物的熒光特征用F-7000分子熒光光譜儀（Hitachi，Japan）檢測(cè)。3D熒光測(cè)量參數(shù)設(shè)置如下：帶通：Ex =5 nm，Em =10 nm；響應(yīng)時(shí)間：自動(dòng)；掃描速度：1200 nm/ min；掃描光譜進(jìn)行儀器自動(dòng)校正。激發(fā)波長(zhǎng)范圍為Ex = 200～400 nm（間隔5 nm），發(fā)射波長(zhǎng)為Em = 200～500 nm（間隔2 nm）。反應(yīng)體系溫度為22℃，測(cè)試重復(fù)3次，試驗(yàn)結(jié)果采用平均值。所測(cè)結(jié)果均扣除去離子水空白。標(biāo)準(zhǔn)HgCI2貯備液（0.1 M）的配制：將HgCI2（分析純，貴州省銅仁化學(xué)試劑廠）溶解于超純水，并于4℃冰箱保存[7]。

1.3熒光猝滅滴定

采用連續(xù)加入方式，首先在1cm石英比色皿中裝入3.0 mL孔隙水溶液進(jìn)行檢測(cè)。然后使用Hg2+溶液按照2、4、6、8、10 μ L加入比色皿，并且每次加入Hg2+后采用磁力攪拌器攪拌30 min，使反應(yīng)達(dá)到平衡。反應(yīng)體系溫度為室溫（22℃）。測(cè)試重復(fù)3次，試驗(yàn)結(jié)果采用平均值。3D光譜圖使用Sigma Plot 11.0（Systat Software Inc，美國(guó)）繪制[7]。

2 結(jié)果與討論

博斯騰湖5個(gè)不同采樣點(diǎn)沉積物空隙水DOM的3D-EEM均顯示了3個(gè)不同的熒光峰。結(jié)合前人的研究結(jié)果[8-9]，對(duì)天然環(huán)境中各種溶解有機(jī)質(zhì)的熒光峰類型進(jìn)行了總結(jié)。峰A（Ex/ Em=225～230/330～342nm）位于Ⅱ區(qū)（含芳環(huán)基團(tuán)的蛋白質(zhì)Ⅱ）；B峰（Ex/Em=280/330～346nm）位于IV區(qū)（溶解性微生物產(chǎn)物）；C峰（Ex/Em=290～325/395～406nm）位于Ⅴ區(qū)（類腐殖酸）。峰A和峰B都屬于類蛋白物質(zhì)，進(jìn)一步被確定為芳香族氨基酸和色氨酸[6,7,10,11]；峰C屬于類腐植物質(zhì)，被認(rèn)為與腐殖質(zhì)結(jié)構(gòu)中的羰基和羧基有關(guān)[12]。從圖2 可以看出，孔隙水DOM溶解性微生物副產(chǎn)物的熒光峰最強(qiáng)，類蛋白質(zhì)峰次之，而類富里酸的熒光峰較弱，說(shuō)明孔隙水DOM中的熒光物質(zhì)主要為類蛋白物質(zhì)，類腐殖酸物質(zhì)含量則相對(duì)較少。

圖2　Hg2+對(duì)DOM的猝滅

2.1Hg(II)-DOM配位作用

從圖2中可以看出，在避光、振動(dòng)條件下，隨著Hg(II)濃度的增加，DOM的3種熒光峰A、B、和C的熒光強(qiáng)度都隨著Hg(II)濃度的增加而下降，表明Hg(II)與DOM中的熒光官能團(tuán)發(fā)生了配位作用。Hg(II)與DOM發(fā)生熒光猝滅的現(xiàn)象與前人的相關(guān)報(bào)道是一致的[13]。

在靜態(tài)條件下，Hg(II)對(duì)DOM的熒光猝滅反應(yīng)比較慢，這可能是在中性pH條件下，Hg(II)以[Hg(OH)2]0形態(tài)存在于水溶液中，而OH—配位體被另一種有機(jī)配位體替換是一個(gè)緩慢的過(guò)程[14]。另一方面，Ca(II)離子對(duì)腐植酸具有較高的親和力[15]，Hg(II)需要替換在DOM樣品中綁定于熒光基團(tuán)的Ca(II)離子，所以Hg(II)對(duì)DOM的熒光猝滅反應(yīng)比較緩慢。根據(jù)Saar和Weber的報(bào)道[16]，Cu(II)、Pb(II)、Co(II)、Ni(II)和Mn(II)等離子對(duì)DOM中的熒光基團(tuán)沒(méi)有猝滅作用。熒光猝滅發(fā)生的機(jī)理可能是金屬離子的綁定改變了DOM樣品中金屬離子和結(jié)合點(diǎn)位的電極，導(dǎo)致在某一特定發(fā)射光譜位置上熒光強(qiáng)度的增加或者降低[17]。

圖3　典型采樣點(diǎn)DOM與Hg2+相互作用的Stern-曲線

2.2猝滅機(jī)制及猝滅常數(shù)

為了定量研究Hg2+與DOM的結(jié)合作用，一般可使用Stern-Volmer方程[見式 (1) 描述熒光猝滅數(shù)據(jù)[12]。

F0/F=1+KSVC=1+kqr0C （1）

式（1）中：F0和F分別為Hg2+加入前后DOM所得的熒光強(qiáng)度；KSV為猝滅常數(shù)，L/mol；kq為生物分子猝滅速率常數(shù)，L/(mol. s)；r0值為1.0×10-8s[18]；C為c(Hg2+)，mol/L。

從圖4可以看出，隨著c(Hg2+)的逐漸增大，各峰的F0/F值逐漸增大。峰A、峰B和峰C的Stern-Volmer呈良好的線形關(guān)系（R2=0.92～0.99），說(shuō)明DOM中熒光集團(tuán)A、B及C與Hg2+的相互作用過(guò)程由靜態(tài)猝滅或動(dòng)態(tài)猝滅控制[9]。各采樣點(diǎn)峰A～峰C的kq值范圍7.0×1013～6.9×1014[l/(mol.s)]，均大于最大散射猝滅速率常數(shù)2.0×1010(l.mol-1.s-1)[18]，說(shuō)明各熒光基團(tuán)與Hg的相互作用屬于靜態(tài)猝滅過(guò)程，即DOM中的這些熒光基團(tuán)與Hg2+生成不發(fā)出熒光的絡(luò)合物Hg(II)-DOM。

2.3條件穩(wěn)定常數(shù)及配位比例

熒光猝滅數(shù)據(jù)可以進(jìn)一步用修正型Stern-Volmer方程[見式(2)]來(lái)描述[18]：

式（2）中，Ka為條件穩(wěn)定常數(shù)，f為被Hg2+配位的熒光基團(tuán)的比例，[c]為Hg2+濃度，mol/L。

圖4 典型采樣點(diǎn)DOM與Hg2+相互作用的修正型Stern- Volmer方程擬合

圖5為典型采樣點(diǎn)峰A、B和C的修正型Stern-Volmer方程擬合。由圖4可見，圖中曲線具有良好的線形關(guān)系（R2=0.97～0.99），說(shuō)明修正型Stern-Volmer方程可用來(lái)描寫Hg2+與DOM的相互作用。各采樣點(diǎn)DOM與Hg(II)絡(luò)合的條件穩(wěn)定常數(shù)和配位比例見表1。

表1　各采樣點(diǎn)Hg2+與DOM反應(yīng)的相關(guān)參數(shù)

從表1中可見，不同采樣點(diǎn)DOM熒光峰的條件穩(wěn)定常數(shù)的大小順序是：峰A>峰B>峰C，說(shuō)明類蛋白類物質(zhì)與Hg的絡(luò)合能力高于類腐殖類物質(zhì)與Hg的絡(luò)合能力，DOM中類蛋白物質(zhì)對(duì)環(huán)境中Hg遷移的影響高于類腐殖質(zhì)。從表2中同時(shí)可以發(fā)現(xiàn)，不同采樣點(diǎn)同種峰的條件穩(wěn)定常數(shù)較接近，說(shuō)明沉積物環(huán)境因素包括DOM濃度、鹽度等對(duì)各熒光峰條件穩(wěn)定常數(shù)的影響很小[19]。

從表1中還可知，本研究DOM中熒光物質(zhì)與Hg2+的條件穩(wěn)定常數(shù)為3.82～4.34，這較小于Fu Pingqing等[16]城市河流中DOM與Hg的條件穩(wěn)定常數(shù)5.01～5.62，但是與Xiao Qiaolu[19]等的研究中河流和濕地中DOM與Hg(II)的條件穩(wěn)定常數(shù)（分別為4.29～4.66和4.18～4.24）和何小松等[20]的研究中垃圾滲濾液中DOM與Hg的條件穩(wěn)定常數(shù)4.30～5.70較接近。說(shuō)明博斯騰湖沉積物中DOM與Hg2+具有較強(qiáng)的絡(luò)合作用，并生成較穩(wěn)定的Hg(Ⅱ)-DOM絡(luò)合物，DOM對(duì)汞污染物在環(huán)境中的遷移、轉(zhuǎn)化有較大的影響。

2.4結(jié)合常數(shù)與結(jié)合點(diǎn)位數(shù)

小分子獨(dú)立地與一系列大分子結(jié)合時(shí)，其結(jié)合常數(shù)和結(jié)合點(diǎn)位數(shù)可用修正Hill方程[見式（3）]計(jì)算[21]：

lg[(F0-F/F)]=lgkb+nlgc (3)

式（3）中，kb是結(jié)合常數(shù)，n為結(jié)合點(diǎn)位數(shù)。

圖7為峰A、峰B和峰C的修正型Hill方程擬合.由圖5可見，各曲線具有良好的線性關(guān)系（R2=0.98～0.99），說(shuō)明DOM 與Hg2+的作用符合修正型Hill模型。n值大于1說(shuō)明孔隙水DOM中有不止一類與Hg2+結(jié)合的點(diǎn)位。

圖5　典型采樣點(diǎn)DOM與Hg2+相互作用的修正Hill方程擬合

表1為不同采樣點(diǎn)各熒光峰的結(jié)合常數(shù)和結(jié)合點(diǎn)位數(shù)。從表1中可得，不同采樣點(diǎn)各熒光峰的結(jié)合常數(shù)和結(jié)合點(diǎn)位數(shù)的大小順序是：峰A>峰B>峰C，說(shuō)明類蛋白類物質(zhì)與Hg的結(jié)合能力高于類腐殖物質(zhì)與Hg的結(jié)合能力，DOM中類蛋白物質(zhì)對(duì)環(huán)境中Hg遷移的影響高于類腐殖物質(zhì)。從表1中同時(shí)可以發(fā)現(xiàn)，不同采樣點(diǎn)同種峰的結(jié)合常數(shù)較接近，這與各采樣點(diǎn)DOM條件穩(wěn)定常數(shù)的情況是相似的。

從表1中還可知，本研究各采樣點(diǎn)DOM的結(jié)合常數(shù)在3.76～5.42范圍內(nèi)，因沒(méi)發(fā)現(xiàn)Hg(II)與其他污染物結(jié)合常數(shù)的相關(guān)報(bào)告，與EPS和其它金屬離子的結(jié)合常數(shù)作比較，例如EPS與鎘、鋅的結(jié)合常數(shù)分別為2.95～7.22和3.58～8.09，與本研究結(jié)果都比較接近[22]。各采樣點(diǎn)DOM中峰A和峰B的結(jié)合點(diǎn)位數(shù)在1.20～1.39，均大于1，說(shuō)明在DOM中有不止一類與Hg2+結(jié)合的類蛋白物質(zhì)點(diǎn)位。各采樣點(diǎn)峰C的結(jié)合點(diǎn)位數(shù)在1.01～1.07，很接近于1，表明在DOM中只有一類與Hg2+結(jié)合的類腐殖質(zhì)點(diǎn)位。博斯騰湖沉積物中DOM與Hg2+較強(qiáng)的結(jié)合能力意味著溶解性有機(jī)物能夠影響汞污染物在水環(huán)境的遷移和轉(zhuǎn)化。

3 結(jié)論

不同采樣點(diǎn)1～5沉積物孔隙水DOM均出現(xiàn)3熒光集團(tuán)，峰A和峰B屬于類蛋白物質(zhì)，峰C屬于類腐殖質(zhì)物質(zhì)。類蛋白物質(zhì)的含量高于類腐殖質(zhì)物質(zhì)。各采樣點(diǎn)DOM中的3種熒光峰都能被Hg2+ 猝滅，猝滅過(guò)程屬于靜態(tài)猝滅過(guò)程，可用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程來(lái)描述。DOM可與Hg2+ 發(fā)生較強(qiáng)的絡(luò)合作用，并生成穩(wěn)定的不發(fā)光Hg(II)-DOM絡(luò)合物。各采樣點(diǎn)DOM中類蛋白質(zhì)條件穩(wěn)定常數(shù)和結(jié)合常數(shù)均高于相應(yīng)采樣點(diǎn)類腐殖質(zhì)條件穩(wěn)定常數(shù)和結(jié)合常數(shù)，但各采樣點(diǎn)同種峰之間不存在較大差異。博斯騰湖沉積物中的DOM與Hg2+較高的條件穩(wěn)定常數(shù)和結(jié)合常數(shù)意味著DOM對(duì)汞污染物在水環(huán)境中的遷移、轉(zhuǎn)化具有較大的影響。

[1] 柏春廣，穆桂金，王建. 艾比湖湖相沉積物粒度的分維特征與環(huán)境意義[J]. 干旱區(qū)地理，2002，04(04)：336-341.〔BAI Chunguang，MU Guijin，WANG Jian. Grain-size fractal dimensions characteristics of lacustrine sediments of Aiby lake and the environmental significance [J]. Arid Land Geography，2002，04(04)：336-341.〕

[2] Leermakers M., Meuleman C. and Baeyens W. Mercury speciation in the Scheldt Estuary. Water, Air, Soil Poll1, 1995, 80, 641-652.

[3] Wood S. A. The role of humic substances in the transport and fixation of metals of economic interests (Au, Pt, Pd, U, V). Ore. Geo, 1996, Rev. 11, 1-31.

[4] 徐海量, 郭永平, 李衛(wèi)紅. 新疆博斯騰湖水污染特點(diǎn)分析[J].干旱區(qū)研究, 2003年, 20(3), 192-196.〔Xu Hailiang, Guo Yongping, Li Weihong. Analysis on the Water Pollution in Bosten Lake, Xinjiang [J]. Arid Zone Research, 2003, 20(3), 192-196.〕

[5] Mopperk K., Schultz C. A. Fluorescence as a possible tool for studying the nature and water column distribution of DOC components [J]. Marine Chemistry, 1993, 41: 229-238.

[6] Ymashita Y., Tanoue E. Chemical characterization of protein like fluorescence in DOM in relation to aromatic amino acids [J]. Marine Chemistry, 2003, 82: 255-271.

[7] 熱合曼江吾甫爾, 劉英, 包安明, 等. 博斯騰湖沉積物孔隙水中溶解有機(jī)質(zhì)的三維熒光光譜特征[J]. 干旱區(qū)研究, 已被錄用.〔Rehemanjiang Wupuer, Liu Ying , Bao Anming, et al. 3D Fluorescence Spectroscopy of the Dissolved Organic Matter in the Sediment Porewater of the Lake Bosten[J]. Arid Zone Research, already accepted.〕

[8] Chen Wen, Paul Westerhoff, Jerrya Leenheer. Fluorescence Excitation-Emission Matrix Regional Integration to Quantify Spectra for Dissolved Organic Matter [J]. Environmental Science Technology. 2003, 37(24): 5701-5710.

[9] Pan Xiangliang，Yang Jianying，Zhang Daoyong. Cu(II) complexation of high molecular weight (HMW) fluorescent substances in root exudates from a wetland halophyte [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2011, 111(2): 193-197.

[10] Wu F., Tanoue E. Isolation and partial characterization of dissolved copper-complexing ligands in streamwaters [J]. Environmental Science & Technology. 2001, 35(18): 3646-3652.

[11] Sheng G. P., H. Q. Yu. Characterization of extracellular polymeric substances of aerobic and anaerobic sludge using 3-dimensional fluorescence spectroscopy [J]. Water Res, 2006, 40: 1233-1239.

[12] Ding Fei，Zhao Guangyu, Chen Shoucong, et al. Chloramphenicol constants and binding sites by steady-state fluorescence [J]. J Mol Struct, 2009, 929(3); 159-166.

[13] Fu Pingqing, Wu Fengchang, Liu congqiang, et at. Fluorescence characterization of dissolved organic matter in an urban river and its complexation with Hg(II) [J]. Science Direct, 2007, 22, 1667-1679.

[14] Yin Y. J., Allen H. E., Huang C. P, et al. Interaction of Hg(II) with soil-derived humic substances [J]. Anal. Chim, 1996, Acta 314, 73-82.

[15] Hering J. G. and Morel F. M. M. Humic acid complexation of calcium and copper. Environ. Sci.Technol. 1988, 22, 1234-1237.

[16] Saar R. A. and Weber J. H. Comparison of spectrofluorometry and ion-selective electrode potentiometry for determination of complexes between fulvic acid and heavy-metal ions. Anal. Chem. 1980, 52, 2095-2100.

[17] Cabaniss S. E. Synchronous fluorescence spectra of metalfulvic acid complexes. Environ. Sci. Technol. 1992, 26, 1133-1139.

[18] PAN X. L., Liu J., Zhang D. Y., Binding of phenanthrene to extracellular polymeric substances (EPS) from aerobic activated sludge: A fluorescence study [J]. Colloid Surface B, 2010, 80(1):103-106.

[19] Xiao Qiaoliu, Rudolf Jaffe. Interaction between Hg(Ⅱ ) and natural dissolved organic matter: A fluorescence spectroscopy based study [J] . Wat. Res. Vol, 2001, 35（3）：1793-1803.

[20] 何小松, 席北斗, 魏自民, 等. 三維熒光光譜研究垃圾滲濾液水溶性有機(jī)物與汞相互作用 [J]. 分析化學(xué), 2101, 38, 1417-1422.〔He Xiaosong, Xi Beidou, Wei Zimin, et al. Three-Dimensional Fluorescence Spectroscopic Characterization of Complexation Between Mercury and Dissolved Organic Matter Extracted from Landfill Leachate [J]. Analytical Chemistry, 2101, 38, 1417-1422.〕

[21] Hill T. L. Cooperativity therory in biochemistry [M]. New York: Springer-Verlag, 1985.

[22] 鄭蕾, 丁愛(ài)中, 王金生, 等. 不同組成活性污泥胞外聚合物吸附Cd2+, Zn2+特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2008, 29(10): 2850-2850. 〔Zhang Lei，Ding Aizhong，Wang Jin, et al. Adsorption Characteristics of Cd2+ and Zn2+ by Extracellular Polymeric Substances with Varied Constituents from Activated Sludge [J]. Environmental Chemistry 2008, 29(10）: 2850-2850.〕