黃 嫻,聶明華,丁明軍,晏彩霞,劉慧慧,呂澤蘭

(江西師范大學(xué)地理與環(huán)境學(xué)院, 鄱陽湖濕地與流域研究教育部重點實驗室, 南昌 330022)

天然膠體(natural colloids, NCs)通常是指一維粒徑介于1 nm～1 μm之間的物質(zhì)[1]. NCs廣泛存在于水環(huán)境中，由于其顆粒小、比表面積大、活性基團豐富，因此NCs能夠在環(huán)境中長距離遷移，并深刻影響著環(huán)境中重金屬、藥物等污染物的賦存分配、遷移轉(zhuǎn)化等環(huán)境行為[2-4]. 湖泊水體中的NCs主要為外源或內(nèi)源輸入，其主導(dǎo)因素分別為人類活動以及湖泊水體中微生物活動、水動力條件等[5]. 相較于天然湖泊，城市內(nèi)湖一般水深較淺，因此NCs受水體擾動影響更大，湖泊底泥再懸浮作用、湖水自身高生產(chǎn)力等使得城市內(nèi)湖水體中NCs豐度更高[6-7]. 加之城市內(nèi)湖水體通常污染較重，受人為影響較大[8-9]. 因此，研究城市內(nèi)湖水中NCs對了解湖水環(huán)境中污染物的遷移轉(zhuǎn)化意義重大.

受氣候、水動力條件、外源輸入等的影響，不同湖泊中的NCs化學(xué)組成差異較大[10-11]. 并且，NCs物質(zhì)組成的差異會進一步影響其在湖泊水環(huán)境中的持久性. 如有研究發(fā)現(xiàn)，隨著水流滯留時間的增加，外源性NCs降解較快，但內(nèi)源NCs卻能夠長期存在[10-11]. 但亦有研究報道，在湖泊中，由于內(nèi)源NCs比外源NCs的C/N比高、碳水化合物更多，從而更容易被降解并參與到微食物網(wǎng)中[12-13]. 湖泊水體中的NCs主要通過微生物降解、光化學(xué)降解以及絮凝沉淀作用發(fā)生轉(zhuǎn)化[14-16]. 由于光化學(xué)降解主要發(fā)生在水質(zhì)較好的水體或典型有色溶解性有機質(zhì)中[17-18]，因此在水質(zhì)相對較差的城市內(nèi)湖中微生物降解則是NCs在湖水中轉(zhuǎn)化的重要途徑. 目前國內(nèi)相關(guān)研究主要關(guān)注太湖等富營養(yǎng)湖泊中微生物對NCs降解的影響[13,19]. 這類湖泊中藻類、水生植物生長旺盛，水中NCs的類蛋白比例較高，其NCs降解過程必然不同于類腐殖質(zhì)比例較高的城市內(nèi)湖水中NCs. 然而，目前有關(guān)城市內(nèi)湖水體中微生物對NCs物質(zhì)組成降解特性影響的研究還較少，尤其是有關(guān)不同粒徑NCs熒光特性的研究更待開展. 除微生物降解過程，自團聚過程導(dǎo)致的絮凝沉淀是湖泊NCs轉(zhuǎn)化的另一重要途徑之一，該過程對碳循環(huán)、養(yǎng)分動態(tài)變化等起到重要作用，近年來引起廣泛關(guān)注[20-21]. 但已有研究較少關(guān)注該過程對NCs理化特性(如粒徑、組成及不同粒級分配關(guān)系等)的影響，并且在研究過程中常常與微生物降解過程分開考慮，這顯然與事實不符[22]. 因此，綜合考慮微生物降解(生物降解)和自團聚過程(非生物降解)對湖泊水體中NCs理化性質(zhì)(如不同粒徑NCs熒光特性)的影響，對于深入了解水環(huán)境中NCs遷移轉(zhuǎn)化等環(huán)境行為具有重要意義.

瑤湖是南昌市區(qū)內(nèi)最大的封閉型淺水湖，受水產(chǎn)/畜禽養(yǎng)殖、城鎮(zhèn)化過程等人為活動影響，水體污染嚴重[23-24]. NCs是環(huán)境中污染物的重要載體，對瑤湖水中NCs環(huán)境行為的研究有助于深入了解瑤湖水污染問題. 然而，目前有關(guān)瑤湖水質(zhì)的研究主要集中于氮、磷等常規(guī)污染物的檢測[25]，而針對水中NCs的遷移轉(zhuǎn)化及其影響下的污染物環(huán)境行為等相關(guān)研究嚴重不足. 基于此，本文選取瑤湖水體及注入瑤湖的一條黑臭河流水體為研究對象，利用切向超濾技術(shù)及三維熒光光譜法(3D-EEM)，并結(jié)合平行因子分析法，對比不同粒徑NCs熒光物質(zhì)在滅菌和有微生物存在下各自的黑暗降解情況，以探究微生物降解和自團聚過程對湖泊水體中不同粒徑NCs熒光物質(zhì)降解的影響，從而為湖泊水環(huán)境中NCs遷移轉(zhuǎn)化及其對污染物環(huán)境行為的影響研究提供數(shù)據(jù)支持.

1 材料與方法

1.1 水樣的采集與處理

于2018年3月采集江西省南昌市最大的淡水湖泊——瑤湖水體(L)及注入瑤湖的一條黑臭河流水體(R)，采樣點分布見圖1. 水樣采自表層30 cm內(nèi)水體，采樣的同時測定了水體中溫度、溶解氧等基本理化參數(shù)(表1). 水樣運回實驗室后立即用經(jīng)過400℃煅燒后的1 μm和0.45 μm玻璃纖維濾膜(PAUL, 美國)先后過濾分別得到含1 μm和0.45 μm粒徑NCs的水樣. 接著將含0.45 μm粒徑NCs的水樣利用切向超濾技術(shù)得到真溶解態(tài)水樣(<1 kDa) (內(nèi)置1 kDa超濾膜，聚醚砜濾膜，5×10-3m2，Vivaflow 50，賽多利斯，德國). 具體超濾方法參照作者前期研究[3]，超濾倍數(shù)(cf)為10. 因此，通過上述過濾、超濾處理，得到L和R含4種粒徑NCs的水樣，分別記為W原水、W1 μm、W0.45 μm和W1 kDa.

圖1 瑤湖水體樣品采集位置分布Fig.1 The distribution of sampling sites of waters from Lake Yaohu

表1 水樣理化參數(shù)

1.2 培育實驗

所有樣品的培育過程均于暗室中進行以去除光降解對實驗的影響. 首先，將L和R水樣含4種粒徑NCs的水體(即W原水、W1 μm、W0.45 μm和W1 kDa，各100 mL)分為2組，Ⅰ組為加入0.2 g/L NaN3的滅菌組，Ⅱ組為未做滅菌處理的對照組，實驗設(shè)置2組平行樣. 滅菌組反映的是自團聚過程對體系中熒光特性的影響，而對照組反映的是微生物降解及自團聚過程共同作用對體系中熒光特性的影響. 待獲得含所有粒徑NCs的水樣后，立即測定其3D-EEMs(初始值). 接著加入NaN3，并開始計時，分別于第3、8、15、30天取樣測定3D-EEMs. 除了測定3D-EEMs圖譜外，同時還測定每一時間間隔對照組中W1 μm及W1 kDa水樣的細菌豐度及溶解性有機碳(DOC)濃度[3,26].

1.3 三維熒光光譜測定

所有水樣的三維熒光光譜(3D-EEMs)數(shù)據(jù)使用FLS 980熒光光譜檢測器測定，儀器配備了450 W氙燈(愛丁堡, 英國). 激發(fā)(Ex)和發(fā)射(Em)波長范圍分別為200～450、250～600 nm，增量均為5 nm. 狹縫寬度為4 nm，滯留時間為0.1 s. 考慮到內(nèi)濾波效應(yīng)，利用Milli-Q超純水對R水樣及部分L水樣進行了不同濃度稀釋，稀釋倍數(shù)依據(jù)水樣在254 nm處的吸光度是否小于0.3而定[27].

1.4 數(shù)據(jù)處理

1.4.1 平行因子分析(PARAFAC) 在進行PARAFAC處理前，對所有3D-EEMs數(shù)據(jù)利用Matlab 2012a進行瑞利和拉曼散射校正[28]. 同時利用Milli-Q超純水在Ex=350 nm下的拉曼峰進行水拉曼單位校正(r.u.)[29]. PARAFAC模型通過Matlab 2012a軟件及DOMFluor工具箱對選取的80個(2種水樣×4種粒徑×5個時間段×2個平行樣)3D-EEMs數(shù)據(jù)進行分析[30]. 分析的可靠性通過對半分析及殘差、載荷分析得以保證，模型逐步從3個組分數(shù)遞增到6個組分進行檢驗，結(jié)果表明4組分數(shù)能較好地通過對半檢驗、殘差及載荷分析. 模型輸出的最大熒光強度(Fmax)值即為各樣品對應(yīng)的各熒光組分強度[31]. 對輸出的PARAFAC組分通過在線OpenFluor數(shù)據(jù)庫平臺進行物質(zhì)判定(http://www.openfluor.org)[32].

通過上一分級粒徑水樣的熒光強度扣除下一級粒徑水樣的熒光強度得到相應(yīng)粒徑NCs中熒光組分的熒光強度，以0.45～1 μm 粒徑NCs為例(公式(1))：

Intensity(0.45～1 μm)=Intensity (<1 μm)-Intensity (<0.45 μm)

(1)

1.4.2 熒光指數(shù) 以Fn(280)及Fn(355)作為水樣中類蛋白及類腐殖質(zhì)的濃度[33]. 具體計算方法如下：Fn(280)為Ex=280 nm、Em=340～360 nm時的最大熒光強度值；Fn(355)為Ex=355 nm、Em=440～470 nm時的最大熒光強度值. 以上所有熒光強度均為散射校正、超純水空白校正后的結(jié)果.

腐殖化指數(shù)(humification index,HIX)最早用于評價土壤中溶解性有機質(zhì)的成熟度時引入[34].HIX定義為Em=254 nm、Ex為300～345 nm和435～480 nm波長下峰面積的比值，可表示有機質(zhì)組分的腐殖化程度隨降解過程的變化情況.

1.4.3 降解動力學(xué) 水樣中熒光物質(zhì)的降解率(R, %)的計算方法為：

R=C/C0×100%

(2)

式中,C和C0分別為熒光組分的熒光強度在某一降解時刻值及初始值.

含不同粒徑NCs水樣的PARAFAC組分及熒光指數(shù)隨時間的降解可采用準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)進行模擬，公式為：

ln (C/C0)=-k·t

(3)

式中,k為降解速率(d-1),t為降解時間(d).

2 結(jié)果與討論

2.1 PARAFAC組分特征分析

通過PARAFAC模型，共解析出4個熒光組分. PARAFAC組分的3D-EEM圖譜及最大Ex、Em波長、物質(zhì)組成及信息描述等見圖2及表2. C1(335/420 nm)和C4(290/340 nm)在OpenFluor數(shù)據(jù)庫中的匹配度較高，說明C1和C4為環(huán)境中常見熒光物質(zhì). 其中C1為可見富里酸[35]，與表層沉積物及懸浮顆粒物中水溶性有機質(zhì)的人為源類腐殖物質(zhì)相似[36]；C4組分與河流沉積物來源的類蛋白物質(zhì)相似[37]，為典型海洋中微生物源類蛋白物質(zhì)[38-39]. 由檢驗?zāi)Ｐ推ヅ涠鹊氖諗肯禂?shù)(TCC, Tucker Convergence Coefficient)可知，數(shù)據(jù)庫中可與C2(370/455 nm)和C3(395/515 nm)匹配的模型數(shù)較少(TCC值較小)，其中C2為土壤富里酸[40-41]，C3為類腐殖質(zhì)[42].

第二，旅游危機事件本身是網(wǎng)絡(luò)輿情主體作用的客體。旅游危機事件是旅游危機事件網(wǎng)絡(luò)輿情的核心構(gòu)成部分。旅游危機事件網(wǎng)絡(luò)輿情的演進首先取決于旅游危機事件本身的發(fā)展和處置進展，因此旅游危機事件是決定線上網(wǎng)絡(luò)輿情傳播的重要因素。

圖2 PARAFAC組分3D-EEM圖及其最大Ex/Em位置Fig.2 3D-EEM and the maximum excitation/emission wavelength positions of PARAFAC components

表2 OpenFluor數(shù)據(jù)庫中PARAFAC組分的最大TCC值*

*時間：2019年4月14日(UTC).

瑤湖水體(L)及其支流水體(R)初始時刻含不同粒徑NCs水樣的熒光強度分布見圖3. 兩種水樣的熒光強度均隨粒徑減小而減小，這說明所有粒徑分級水樣中均含有熒光物質(zhì). 所有粒徑分級水樣均以類腐殖物質(zhì)為主(C1～C3)，類蛋白物質(zhì)較少(C4)，尤其是R水樣尤為明顯. 對于L水樣，含不同粒徑NCs水體的C1～C4組分熒光強度相差不大，但隨粒徑減小各組分熒光強度減小的情況不同. W原水→W1 μm、W1 μm→W0.45 μm各組分熒光強度變幅相差不大(均值0.03 r.u.)，但W0.45 μm→W1 kDa各組分熒光強度的變幅較大(均值0.045 r.u.). R水樣中，總熒光強度明顯高于L水樣，說明支流水體中熒光物質(zhì)較多，可能是瑤湖水體熒光物質(zhì)的來源之一. 但所有粒徑分級水樣C1～C4組分熒光強度的變化規(guī)律與L水樣一致，即W原水→W1 μm、W1 μm→W0.45 μm各組分熒光強度變幅較小(0.01～0.02 r.u.)，W0.45 μm→W1 kDa水樣則高達0.08 r.u.. 以上結(jié)果說明大部分的熒光物質(zhì)主要分布在1 kDa～0.45 μm粒徑范圍內(nèi)，而這一粒徑范圍正是典型膠體物質(zhì)部分，這與前人研究結(jié)果一致[43].

圖3 初始時刻瑤湖水體(L)和支流水體(R)含不同粒徑NCs水樣熒光組分的分布Fig.3 Distribution of fluorescence intensity in water samples with different sizes of NCs from Lake Yaohu(L) and its tributaries(R) samples at the initial moment

2.2 熒光組分的變化

2.2.1 不同粒徑NCs中熒光組分熒光強度的變化 L及R水樣不同粒徑NCs中C1～C4組分隨時間的變化如圖4所示. 對于L水樣，無論有無微生物存在，在培育的第3天各熒光組分總熒光強度均出現(xiàn)小幅上升，隨后開始明顯下降(第3～15天)，但培育15天后熒光強度下降速率減慢. 對于R水樣，除未出現(xiàn)在培育第3天熒光強度小幅上升的情況，其他變化規(guī)律與L水樣一致. 總體來說，R水樣對照組(有微生物)中熒光組分的減少比滅菌組多.

微生物降解對不同粒徑NCs中熒光物質(zhì)變化的影響在L水樣不明顯，但在R水樣影響較大(除C1組分外). C1～C4組分在不同粒徑NCs中的減少以小粒徑NCs(<1 kDa和1 kDa～0.45 μm)較多、大粒徑NCs較少(0.45～1 μm和>1 μm)，在R水樣中甚至出現(xiàn)中、小粒徑(1 kDa～0.45 μm或0.45～1 μm) NCs熒光強度增加的情況(R水樣對照組C2、C3、C4組分). 該現(xiàn)象在膠體尺度的相關(guān)研究中亦有發(fā)現(xiàn)，即顆粒態(tài)(>0.45 μm、10 kDa～0.45 μm、1～10 kDa)熒光物質(zhì)的熒光強度隨時間不僅沒有減少，反而呈增加趨勢，而真溶解態(tài)(<1 kDa)中熒光強度明顯減少，該研究認為這可能是因為微生物影響下真溶解態(tài)水樣中的熒光物質(zhì)轉(zhuǎn)移至膠體甚至是微米級顆粒中所致[44]. 該現(xiàn)象同時說明支流水體中微生物對不同粒徑NCs熒光物質(zhì)的微生物降解作用比湖泊水體顯著，這可能與支流水體較高的細胞豐度有關(guān)(圖5)，同時也說明了支流水體微生物可能是湖泊水體微生物的重要來源，但相關(guān)結(jié)果有待進一步驗證.

圖4 含不同粒徑NCs瑤湖水體(L)和支流水體(R)在微生物存在及滅菌條件下C1～C4組分的降解情況 (圖中紅色虛線下方表示相應(yīng)組分熒光強度的增加)Fig.4 Degradation of fluorescence component in water samples with different size of NCs from Lake Yaohu(L) and its tributaries(R) samples with and without microorganisms

2.2.2 不同粒徑NCs熒光組分的降解動力學(xué) L和R水樣滅菌組和對照組在不同培育時間下的C1～C4組分熒光強度C與初始值C0的比值(降解率)隨時間變化趨勢如圖6所示. 總體來說，L水樣的熒光物質(zhì)在實驗過程中共減少了50%左右(滅菌組與對照組差別不大)，而R水樣的熒光物質(zhì)在滅菌組與對照組中分別減少了50%和70%. 這說明L水樣中自團聚作用是導(dǎo)致其熒光物質(zhì)減少的主要原因，而R水樣中熒光物質(zhì)的減少則是自團聚作用及微生物降解共同作用的結(jié)果(自團聚作用占50%，微生物降解占20%). 此外，類腐殖質(zhì)的降解率(即C1、C2和C3組分降解率的平均值)與總體降解率(C1～C4所有組分降解率的平均值)相近并略低于總體降解率，這說明L和R水樣中熒光物質(zhì)的減少主要表現(xiàn)為類腐殖物質(zhì)的減少. 而類蛋白質(zhì)的降解率在滅菌組中與類腐殖質(zhì)的降解率相差不大，但在對照組中則明顯高于類腐殖質(zhì)的降解率，且隨粒徑減小二者的降解率差值逐漸減小，即W原水為20%、W1 μm為15%～18%、W0.45 μm為10%、W1 kDa則小于5%. 這說明類蛋白物質(zhì)主要分布在大粒徑水體中，且主要受微生物降解的影響.

L水樣中所有粒徑熒光組分在培育第3天時均出現(xiàn)了一個明顯的小幅上升(該結(jié)果與前文分析一致，圖4). 這可能與降解初期大粒徑(W1 μm)水體及小粒徑(W1 kDa)水體中的細胞數(shù)均顯著增加有關(guān)，約為初始值的1.5倍(圖5折線圖)，這與文獻報道結(jié)果一致[44]. 含不同粒徑NCs水樣中各組分在滅菌組中的降解差別不大，說明自團聚過程在所有粒徑水樣中均存在，且差別不大. 但對照組中各熒光組分的變化較明顯，其中以W1 kDa降解較緩慢、W0.45 μm次之，這與對照組中W1 kDa的DOC濃度降解較慢的趨勢一致(圖5柱狀圖). 結(jié)合滅菌組結(jié)果可知，大粒徑水體中除了有自團聚過程導(dǎo)致的熒光組分減少外，還有微生物降解的作用，而小粒徑水體中有機碳及其熒光物質(zhì)的減少則主要為自團聚作用占主導(dǎo).

圖5 瑤湖水體(L)和支流水體(R)對照組中W1 μm及W1 kDa細胞豐度及DOC濃度的變化過程Fig.5 Changes of the bacterial abundance and dissolved organic carbon concentration in <1 μm and <1 kDa water sample from Lake Yaohu(L) and its tributaries(R) samples with microorganisms

圖6 瑤湖水體(L)和支流水體(R)含不同粒徑NCs水樣熒光組分 在微生物存在及滅菌條件下的降解率Fig.6 Degradation rates of fluorescence components in water samples with different size of NCs from Lake Yaohu(L) and its tributaries(R) samples with and without microorganisms

進一步分析發(fā)現(xiàn)，大部分熒光物質(zhì)的降解符合準(zhǔn)一級動力學(xué)模型(除R水樣W1 kDa的C2、C3、C4組分外)(表3)，且擬合R2值有隨水樣粒徑減小而減小的趨勢. 總體來說，含相同粒徑NCs的水樣、同一熒光物質(zhì)的降解以對照組中的速率更快，但W1 kDa差異相對較小. 由于細菌、病毒等微生物的粒徑基本上大于1 kDa[1]，因此W1 kDa可認為是不含微生物的“滅菌”水體. 由此可知，大粒徑水體中熒光物質(zhì)的減少受微生物降解的影響比小粒徑大，而小粒徑水體中熒光物質(zhì)的降解主要是自團聚作用占主導(dǎo)，這與前文分析結(jié)果一致. 從細節(jié)來看，L水樣滅菌組隨著粒徑減小，其熒光組分的降解速率(k)呈微小波動變化；對照組中則是隨粒徑減小k值隨之減小(表3)，這是因為微生物降解作用隨粒徑減小而減小. 并且，滅菌組和對照組中均以C4組分的k值最高，尤其是對照組更顯著，這說明C4組分代表的類蛋白組分降解更快. 對于R水樣由于W1 kDa中除C1組分外，均不符合準(zhǔn)一級動力學(xué)模型(R2<0.5)，因此未給出相應(yīng)k值. 但根據(jù)已有數(shù)據(jù)可知其變化規(guī)律與L水樣一致，即隨水體粒徑減小熒光物質(zhì)的降解速率逐漸降低. 與L水樣類似，R水樣在對照組中C4組分的降解速率較高，說明微生物對類蛋白物質(zhì)的降解較快. 這與上文C4組分熒光強度的減小比例分析結(jié)果一致，與膠體尺度范圍內(nèi)類蛋白質(zhì)、碳水化合物等大分子物質(zhì)主要是微生物降解占主導(dǎo)、類腐殖質(zhì)等小分子物質(zhì)主要是自團聚作用占主導(dǎo)的結(jié)論亦一致，研究表明這一現(xiàn)象與其分子量及碳組成有關(guān)[44].

表3 瑤湖水體(L)和支流水體(R)含不同粒徑NCs水樣在微生物存在及 滅菌條件下各參數(shù)降解速率k值及R2值

“-”表示R2<0.5.

2.3 類蛋白及類腐殖物質(zhì)濃度的變化

圖7 瑤湖水體(L)和支流水體(R)含不同粒徑NCs水樣中Fn(280)和 Fn (355)在微生物存在及滅菌條件下的降解率Fig.7 Degradation rates of Fn (280) and Fn (355) in water samples with different sizes of NCs from Lake Yaohu(L) and its tributaries(R) samples with and without microorganisms

2.4 腐殖化指數(shù)HIX值的變化

隨培育過程的進行，L和R水樣含不同粒徑NCs水體的腐殖化程度總體來說呈下降趨勢(圖8). 并且相較于滅菌組，對照組的腐殖化程度變化較大，即中、大粒徑(W原水、W1 μm、W0.45 μm)水體的腐殖化程度隨時間呈先增加后減小的趨勢，而小粒徑(W1 kDa)水體的腐殖化程度隨時間始終呈減小趨勢. 這可能是因為在降解初期由于微生物量的增加，增加了將脂肪碳轉(zhuǎn)化為芳香結(jié)構(gòu)的能力，進而使得腐殖化程度增加[45-46]. 兩種水樣含不同粒徑NCs水體HIX值隨時間的變化過程均符合準(zhǔn)一級動力學(xué)模型(除R水樣對照組W原水外)(表3). 對于L水樣，HIX值的降解速率k值在含各粒徑NCs水體中的差異較小. 但R水樣中明顯的存在隨水體粒徑減小，HIX值的k值增加的趨勢，表明小粒徑水體的腐殖化程度減小較快、大粒徑水體較慢，這可能與大粒徑水體在降解初期腐殖化程度略有增加有關(guān).

圖8 瑤湖水體(L)和支流水體(R)含不同粒徑NCs水樣中HIX在微生物存在及滅菌條件下的降解率Fig.8 Degradation rates of HIX in water samples with different sizes of NCs from Lake Yaohu(L) and its tributaries(R) sample with and without microorganisms

3 結(jié)論

1)通過PARAFAC模型，瑤湖(L)及其支流(R)水樣含不同粒徑NCs水體熒光物質(zhì)隨時間變化共解析出4個熒光組分，即C1～C3為類腐殖物質(zhì)、C4為類蛋白物質(zhì).

2)在初始時刻，兩種水樣均以類腐殖物質(zhì)較多、類蛋白物質(zhì)較少，且均以小粒徑NCs(1 kDa～0.45 μm)中的熒光強度更高，但總體來說以R水樣熒光組分的熒光強度較高.

3)兩種水樣含各粒徑NCs水體熒光物質(zhì)隨時間的變化過程表明：①天然水體中熒光物質(zhì)隨時間的減少是微生物降解和自團聚作用共同作用的結(jié)果；②由于真溶解態(tài)中熒光物質(zhì)的降解主要受自團聚作用影響，因此在滅菌和對照組中的差別較小，但在中、大粒徑水體中熒光物質(zhì)變化是微生物降解和自團聚作用共同作用結(jié)果，因此總體降解速率更快，尤其是類蛋白組分.

4)熒光參數(shù)分析結(jié)果表明：①類蛋白物質(zhì)的降解主要受微生物作用，尤其是大粒徑水體中的降解速率較快，并出現(xiàn)類蛋白物質(zhì)由大粒徑向小粒徑NCs轉(zhuǎn)移的現(xiàn)象；②類腐殖物質(zhì)的降解主要是自團聚作用占主導(dǎo)，并可能出現(xiàn)由小粒徑向大粒徑NCs的轉(zhuǎn)移；③腐殖化指數(shù)隨降解過程總體呈減小趨勢，微生物作用下大粒徑水體腐殖化程度呈先增后減趨勢，小粒徑水體則以較快速率始終呈減小趨勢.