不同粒徑腐殖酸顆粒對土壤有效態(tài)鎘的影響

鄒 傳，郭 彬，林義成，傅慶林，*，劉 琛，丁能飛，李凝玉，李 華

(1.浙江農(nóng)林大學 環(huán)境與資源學院，浙江 杭州 311300； 2.浙江省農(nóng)業(yè)科學院 環(huán)境資源與土壤肥料研究所，浙江 杭州310021)

腐殖酸是自然界中廣泛存在的大分子聚合物，可通過吸附、交換和絡(luò)合等作用，對重金屬的生物地球化學行為產(chǎn)生重要影響[1]。研究表明，腐殖酸可促使重金屬從易被植物吸收利用的交換態(tài)向難被植物吸收利用的有機結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化[1-2]，其作為重金屬鈍化劑可進行大田應用[3-5]；然而，也有研究發(fā)現(xiàn)施用腐殖酸對土壤重金屬起到了活化作用[6]。一些學者對腐殖酸的主要組分進行分離，發(fā)現(xiàn)分子量相對較低的富里酸能夠促使可給態(tài)鎘的增加，而芳構(gòu)化程度高且高分子量的胡敏酸則對可給態(tài)鎘有一定的抑制和鈍化作用[7]。由此可見，腐殖酸兼具鈍化和活化土壤重金屬的作用，但目前關(guān)于腐殖酸不同組分對土壤重金屬有效性的調(diào)控作用機制在本研究檢索范圍內(nèi)還不多見。

已有研究表明，施用有機物料可顯著增加土壤可溶性有機物(dissolved organic matter， DOM)含量，提高土壤重金屬的活性和遷移能力[8]，從而活化土壤重金屬[9]。腐殖酸大分子表面結(jié)構(gòu)存在易變性，其對土壤重金屬有效性的影響不僅與化學組成有關(guān)，同時也與其粒徑大小和溶解度有關(guān)。因此，通過調(diào)節(jié)腐殖酸粒徑，改變腐殖酸的DOM組分溶解情況，有可能會影響土壤中重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化和生物活性的去向。

研磨是改變腐殖酸物料粒徑以提高其溶解率的有效方法[10-11]。為此，本研究開展了不同研磨條件下腐殖酸顆粒的水溶性特征分析，進而研究其對土壤鎘有效性的影響，以期為合理利用腐殖酸調(diào)控土壤鎘的生物有效性提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗樣品

供試土壤采自杭州市某礦區(qū)鎘重度污染農(nóng)田，為潛育水稻土。土壤Cd含量10.20 mg·kg-1，土壤有機質(zhì)含量2.15%，土壤pH值5.85，堿解氮含量113.31 mg·kg-1，有效磷含量18.26 mg·kg-1，速效鉀含量112.45 mg·kg-1。

試驗所用腐殖酸樣品購自山東創(chuàng)新腐殖酸科技股份有限公司，為風化煤礦源腐殖酸，其物化性質(zhì)如下：N、C、H、S元素含量分別為0.748%、46.307%、3.445%、0.098%，pH值4.13，溶解率14.17%，羧基、酚羥基、總酸性基含量分別為3.063、0.317、3.379 mmol·g-1。

1.2 不同研磨條件下的腐殖酸樣品制備

利用DM-04L變頻行星式球磨機(南京大冉科技有限公司)研磨腐殖酸，制備不同粒徑的腐殖酸顆粒。綜合設(shè)置時間、轉(zhuǎn)速、物料體積(球罐體積為100 mL)、研磨轉(zhuǎn)子(大-中-小)數(shù)量等4因素，根據(jù)腐殖酸溶解率、溶解液DOM獲得5種腐殖酸樣品：未經(jīng)研磨的腐殖酸樣品標為CK，4種經(jīng)過研磨處理的腐殖酸樣品依粒徑從大到小依次標為G1～G4。如表1所示，隨著腐殖酸樣品粒徑減小，腐殖酸樣品的溶解率增大，腐殖酸溶液的D254依次增大，說明腐殖酸溶液中DOM含量增高[12-13]。

1.3 腐殖酸溶液與濾渣制備

取CK及G1～G4等5種腐殖酸樣品各2 g，加入蒸餾水50 mL，振蕩24 h，5 000 r·min-1離心5 min后，固液分離，分別得到腐殖酸溶液和濾渣樣品。

1.4 原腐殖酸對Cd的吸附試驗

選取CK樣品(未溶解)及其濾渣2種樣品，開展Cd等溫吸附試驗。設(shè)置Cd濃度梯度：500、750、1 000、1 200、1 400 mg·L-1，將2種樣品按固液質(zhì)量體積比1∶20加不同濃度的Cd溶液，恒溫(25 ℃)振蕩(220 r·min-1)24 h，5 000 r·min-1離心5 min，過濾后測定上清液中Cd濃度，繪制腐殖酸樣品及濾渣的Cd2+等溫吸附曲線[14]。

1.5 土壤培養(yǎng)試驗

取供試土壤80 g，分別加入按1.3節(jié)方法制備獲得的5種腐殖酸溶液50 mL或濾渣2 g，充分混勻，培養(yǎng)30 d后，破壞性采樣，測定土壤pH、有機質(zhì)含量及有效態(tài)Cd含量。

1.6 測定方法

腐殖酸元素分析：用德國Elementar vario isotope cube同位素有機元素分析儀測定。腐殖酸pH值：按1∶10的固液質(zhì)量體積比制備浸提液，以pH計(雷磁PHS-3E)測定。腐殖酸溶解率：按2∶50的固液質(zhì)量體積比制備浸提液，測定。腐殖酸溶液D254：用紫外可見分光光度計(上海儀電INESA-L6)，在254 nm下測定腐殖酸溶液的吸光值。腐殖酸基團含量：羧基含量以Ca。(CH3COO)2滴定法測定，總酸性基含量以NaOH滴定法測定，酚羥基含量為總酸性基與羧基含量之差[15]，用溶解液基團含量表示溶解部分的腐殖酸所帶走的基團含量，以原腐殖酸的基團含量結(jié)合研磨后的腐殖酸溶解率間接計算得出。腐殖酸樣品紅外光譜分析：用傅里葉紅外光譜儀(德國布魯克VERTEX70)測定，固體采用KBr壓片法，液體則直接測定。掃面電鏡分析：用臺式掃描電鏡(HITACHI日立TM3000)掃描腐殖酸樣品，進行分析。溶液Cd2+含量：采用Cd2+選擇性電極法(齊威PXS-Cd)測定[8]。土壤pH值：按1∶2.5的土水質(zhì)量體積比制備浸提液，用pH計(雷磁PHS-3E)測定[16]。土壤有機質(zhì)含量：采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化法測定[16]。土壤有效態(tài)鎘含量：采用二乙烯三胺五乙酸(DTPA)浸提，用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(德國耶拿ICP-MS)測定表1研磨處理參數(shù)及其樣品性質(zhì)

Table1Parameters of grinding and properties of according samples

樣品Sample物料體積Materialvolume/mLt/min轉(zhuǎn)速Speed/(r·min-1)轉(zhuǎn)子數(shù)量(大-中-小)Rotor quantity(Large-Middle-Small)溶解率Dissolutionrate/%溶液D254值D254 value of solutionCK————14.170.5240G130904501-4-514.330.5909G2301502501-4-514.330.6686G310902501-4-514.500.6960G430902502-7-815.170.7528

表中D254值為腐殖酸溶液稀釋20倍后測得值。

D254value in the above table was measured after 20 times dilution of the solution.

2 結(jié)果與分析

2.1 腐殖酸可溶組分對土壤Cd吸附的影響

為明確腐殖酸中的可溶組分對土壤Cd吸附的影響，開展了腐殖酸樣品(CK)與其去除可溶組分后的腐殖酸濾渣對Cd離子吸附能力的比較研究。結(jié)果表明(圖1)，2種材料對Cd的吸附量均隨初始Cd濃度的加大而增加。在Cd濃度較低時，等溫吸附線的斜率較大，即曲線較陡部分，此時為Cd快速吸附階段，可能與有機官能團和Cd產(chǎn)生螯合作用有關(guān)，即腐殖酸本身所帶有的大量官能團，如羥基(—OH)、羧基(—COOH)與Cd絡(luò)合[1]；在Cd濃度較高時，吸附曲線趨于平緩，吸附量增加較慢，逐漸達到平衡，這一階段為腐殖酸的慢速吸附，可能是Cd的物理吸附所致，即Cd離子吸附于腐殖酸顆粒表面，這與朱麗珺等[14]的研究結(jié)果相一致。

隨著Cd濃度增加，腐殖酸濾渣對Cd的吸附量的增幅高于腐殖酸樣品，且在Cd濃度高于200 mg·L-1時，兩者差異達到顯著水平。采用朗繆爾(Langmuir)方程[17-18]擬合了Cd的等溫吸附曲線(表2)，決定系數(shù)R2達極顯著水平(P<0.01)。擬合結(jié)果表明，腐殖酸濾渣最大吸附量為18.77 mg·g-1，大于腐殖酸樣品的18.17 mg·g-1。吸附常數(shù)在一定程度上反映了腐殖酸吸附Cd的能級，其值越大，說明反應在常溫下能自發(fā)進行的程度愈強，生成物愈穩(wěn)定，對Cd的吸附能力越強。腐殖酸濾渣的吸附常數(shù)值(0.289 9)大于腐殖酸樣品(0.151 9)，說明腐殖酸濾渣對Cd的吸附能力高于腐殖酸樣品。造成上述結(jié)果的原因在于，腐殖酸中的可溶組分對Cd存在解吸作用，從而使腐殖酸對土壤Cd的鈍化作用有所減弱。前人研究也表明，土壤中腐殖酸可溶組分的增加會導致土壤吸附重金屬的能力降低[19]，引起土壤中Cd活性增加[20]。因此，通過研磨控制腐殖酸粒徑，可促進其可溶組分在水中的溶解，通過收集腐殖酸濾渣可達到強化腐殖酸鈍化效果的目的。

圖1 腐殖酸樣品及其濾渣對Cd2+的吸附曲線Fig.1 Cd adsorption curves of humic acid and its residue fractions

表2吸附模型擬合結(jié)果

Table2Fitting result of adsorption model

樣品Sample擬合方程Equation modelR2腐殖酸Humic acidqe=18.1700×0.1519Ce1+0.1519Ce0.9292濾渣Residue fractionsqe=18.7738×0.2899Ce1+0.2899Ce0.8662

qe、Ce分別為平衡吸附量和平衡濃度。

qe,Cerepresented equilibrium adsorption capacity and equilibrium concentration, respectively.

2.2 腐殖酸不同組分對土壤pH及有機質(zhì)、有效態(tài)Cd含量的影響

為方便后文描述，將加入CK腐殖酸樣品對應溶液和濾渣的處理分別簡記為CK溶液和CK濾渣，其他樣品處理的表述與之相似，分別對應于G1～G4溶液和G1～G4濾渣。如圖2所示，將各腐殖酸樣品的溶液及濾渣加入土壤中，培養(yǎng)30 d后，土壤pH值發(fā)生不同程度的變化：G3、G4溶液處理的土壤pH值較CK溶液處理的土壤顯著(P<0.05)下降，G1～G4濾渣處理的土壤pH值較CK濾渣處理均顯著(P<0.05)下降。這可能是由于腐殖酸含有大量的羧基、酚羥基，致其本身呈酸性[1，21]。因此，向土壤中加入腐殖酸的可溶或不溶組分均會降低土壤pH。而且，本試驗中，G3、G4濾渣處理的土壤pH顯著(P<0.05)低于G1、G2處理，G1、G2濾渣處理的土壤pH顯著(P<0.05)低于CK濾渣，G3、G4溶液處理的土壤pH顯著(P<0.05)低于CK溶液處理，而G1、G2溶液處理的土壤pH與CK溶液處理相比卻無顯著差異。這些結(jié)果暗示，腐殖酸樣品(溶液及濾渣)對土壤pH的酸化作用可能與腐殖酸樣品的粒徑有關(guān)，樣品粒徑越小，其對土壤的酸化作用越強。

本試驗所用的腐殖酸樣品富含有機物質(zhì)，C含量達46%。如圖2所示，G3濾渣處理的土壤有機質(zhì)含量顯著(P<0.05)高于CK濾渣處理，但與其他處理并無顯著差異，加入腐殖酸溶液的各處理間土壤有機質(zhì)含量并無顯著差異。這可能是因為腐殖酸樣品溶解所產(chǎn)生的有機質(zhì)含量較低，對土壤的有機質(zhì)影響較小。本研究結(jié)果與靳志麗等[22]、吳炳孫等[23]的研究結(jié)果一致。

如圖2所示，G1～G4濾渣處理的土壤有效態(tài)Cd含量顯著(P<0.05)低于CK濾渣處理，G2～G4 溶液處理的土壤有效態(tài)Cd含量顯著(P<0.05)高于CK溶液和G1溶液處理。谷勛剛等[24]研究表明，有機肥中的水溶性物質(zhì)被去除后，促進了土壤中Cu和Cd的沉淀；Zeng等[25]的研究表明，土壤DOM含量增加會顯著提高提高重金屬的生物有效性；何雨帆等[26]研究也表明，腐殖酸中的胡敏酸和富里酸分別具有鈍化和活化土壤Cd的作用，從而分別降低和增加了小白菜對Cd的吸收。本研究顯示，隨著G1～G4樣品腐殖酸溶液中DOM的增加，G1～G4溶液對鎘的活化作用顯著增強，相應濾渣的鈍化作用亦顯著增強。

同一系列柱上無相同字母的表示差異顯著(P<0.05)。Bars in the same serial marked without the same letters indicated significant difference at P<0.05.圖2 不同處理對土壤pH及有機質(zhì)、有效態(tài)Cd含量的影響Fig.2 Effect of different treatments on soil pH and contents of organic matter and available Cd

2.3 腐殖酸材料成分分析

2.3.1 電鏡掃描

為探究腐殖酸對Cd吸附的作用機理，進行了腐殖酸電鏡掃描分析(圖3)。結(jié)果顯示，腐殖酸顆粒表面無規(guī)則、凹凸不平有棱角，整體型無定型，且大孔隙較少，只存在因表面凹凸所形成的小孔隙。隨著研磨后可溶物的溶解程度增加，剩余的腐殖酸顆粒表面突起部分更小、更圓滑，數(shù)量顯著增加。

腐殖酸本身已有較高的比表面積，高達2 000 m2·g-1，遠大于黏土礦物和金屬氧化物的比表面積[27]。電鏡掃描結(jié)果表明，研磨處理后的腐殖酸比表面積進一步增加，強化了腐殖酸顆粒對Cd的吸附效果。

2.3.2 腐殖酸殘渣和可溶組分的基團分析

腐殖酸分子結(jié)構(gòu)復雜，含有眾多官能團，富含羧基、酚基等活性基團[1]。為此，本研究對腐殖酸樣品在研磨、溶解處理后的羧基、酚羥基含量進行測定，用以探究腐殖酸可溶與不溶組分對Cd作用的機理。紅外光譜分析表明，1 705、1 604、1 384、1 269 cm-1等波數(shù)代表了羧基基團(圖4，橫線為基線)[28-29]。隨著研磨后可溶組分的溶解程度增加，腐殖酸濾渣羧基含量逐漸增加(圖4，表3)，酚羥基含量逐漸降低(表3)。G4(研磨后溶解度最高的腐殖酸樣品)的上述4個波峰面積均高于CK(溶解度最低的腐殖酸樣品，未經(jīng)研磨)，表明濾渣中羧基基團占比有所提高。前人對生物吸附劑Cd吸附能力的研究發(fā)現(xiàn)，分子量較大、芳構(gòu)化程度高的組分富含羧基，在吸附、鈍化Cd中起到了積極作用[30]。此外，腐殖酸羧基可提供電子與Cd2+發(fā)生配位作用生成Cd絡(luò)合物[1，14]。因此，腐殖酸殘渣單位羧基含量的提高可強化腐殖酸吸附Cd的能力。

圖3 腐殖酸顆粒電鏡掃描圖像Fig.3 Scanning electron microscope images of humic acid particles

紅外光譜中，3 500～3 200 cm-1代表了酚羥基基團。分析表明，G4樣品的腐殖酸溶液中，該區(qū)域的峰面積(酚羥基含量)大于CK。說明研磨處理后，隨著腐殖酸樣品粒徑減小，腐殖酸溶液中酚羥基含量逐漸增加，羧基含量逐漸降低(表3；圖5，橫線為基線，B圖為A圖局部放大)。

綜上，結(jié)合測定結(jié)果，研磨后的腐殖酸可溶與不溶組分對Cd的作用都得到了加強。腐殖酸不溶組分的分子量較大、芳構(gòu)化程度高，從而形成了不溶性的絡(luò)合物，固定了土壤中的鎘；而腐殖酸可溶部分作為可溶性有機物，形成溶解性Cd，促進土壤鎘的活化[7]。

2.4 相關(guān)性分析

相關(guān)分析表明，土壤有效態(tài)Cd與溶液羧基和酚羥基含量成正相關(guān)(表4)，且與酚羥基的相關(guān)系數(shù)大于羧基，表明溶液中酚羥基對Cd的螯合能力大于羧基。與之相反，土壤有效態(tài)Cd與濾渣中的羧基和酚羥基含量成負相關(guān)，且與羧基的相關(guān)程度高于酚羥基，表明濾渣中的羧基對Cd的螯合能力大于酚羥基。

圖4 CK與G4濾渣的腐殖酸紅外光譜圖Fig.4 Infrared spectrogram of humic acid from residue parts of CK and G4

圖5 CK與G4溶液的腐殖酸紅外光譜圖Fig.5 Infrared spectrogram of humic acid from soluble parts of CK and G4

表3不同樣品的腐殖酸基團單位含量

Table3Unit content of humic acid group in different samples mmol·g-1

樣品Sample濾渣 Residue fractions羧基Carboxyl酚羥基Phenolic hydroxyl溶液 Soluble fractions羧基Carboxyl酚羥基Phenolic hydroxylG13.1090.2962.7880.443G23.1620.2892.4710.484G33.1990.2442.2500.747G43.3250.1321.4971.351

表4土壤有效態(tài)Cd與羧基、酚羥基含量的相關(guān)關(guān)系

Table4Correlation coefficients between soil available Cd and carboxyl， phenolic hydroxyl

組分Fraction羧基Carboxyl酚羥基Phenolic hydroxyl溶液Soluble fractions0.442?0.695?濾渣Residue fractions-0.977??-0.739?

*和**分別表示相關(guān)性達到顯著(P<0.05)和極顯著(P<0.01)水平。

* and ** represented significant correlation atP<0.05 andP<0.01， respectively.

3 結(jié)論

本研究表明，Langmuir吸附模型可較好地擬合腐殖酸對Cd的吸附。將腐殖酸樣品研磨后，去除腐殖酸的可溶組分，剩余的殘渣施入土壤進一步提高了土壤的有機質(zhì)含量，降低了土壤的pH和有效態(tài)Cd含量。研磨減小了腐殖酸的粒徑，提高了腐殖酸的溶解率，研磨后腐殖酸殘渣對Cd的吸附能力及飽和吸附量均高于原腐殖酸樣品。這可能與研磨后的腐殖酸殘渣比表面積增大、羧基基團含量提高有關(guān)。研磨后的腐殖酸溶液對土壤Cd具有活化作用，可能與其酚羥基基團含量增加有關(guān)。