天然有機質不同分子量組分對紫色土鎘吸附-解吸的影響

葉碧瑩 ，柏宏成 ，劉高云 ，魏世強 *

（1.西南大學資源環境學院，重慶 400716；2.重慶市農業資源與環境研究重點實驗室，重慶 400716；3.三峽庫區生態環境教育部重點實驗室，重慶 400716）

隨著我國經濟的發展和城市化進程的加快，我國耕地土壤重金屬污染問題日趨突出。據估計，我國目前受重金屬污染的耕地面積近2000萬hm2，約占總耕地面積的1/5[1]。土壤中的重金屬可被作物吸收累積，最終通過食物鏈進入人體，對人體健康構成極大的威脅。其中，以Cd污染最為普遍，其點位超標率達到7%，在幾種重金屬中位居第一[2-3]，全國不少地區（如湖南、廣西等）土壤Cd含量已經遠遠超過我國土壤環境質量標準三級標準[4]，同時土壤中的Cd移動性強、生物累積性較高，對人體心、肝、腎等多個器官存在嚴重損害且具有“三致”效應，被列為優先控制重金屬之一[5]。人體Cd超標不僅會影響人類的新陳代謝與身體機能，還會造成胎兒發育畸形、生殖障礙等，人群Cd接觸暴露的主要途徑是食物的攝入，土壤、污泥、灌溉污水和大氣沉降顆粒物等各種介質中的Cd，通過食物鏈形成“從土壤到餐桌”的污染[6-7]。

Cd在土壤中的吸附-解吸過程是控制其生物有效性的關鍵過程。天然有機質（Natural organic matter，NOM）廣泛存在于土壤、沉積物等環境介質，由于其復雜的分子結構和所帶的多種功能基團，具有極高的反應活性，作為污染物的絡合劑和吸附劑，對土壤吸附-解吸性能有著重要的影響，從而制約重金屬形態轉化和生物有效性[8-10]。NOM對Cd吸附-解吸的效應與其組成和性質關系密切。對于NOM組分與效應的研究，經典的方法是按照NOM的溶解特性區分為胡敏素（HM）、胡敏酸（HA）和富里酸（FA）等，并認為HA和FA是NOM的主要活性組分，圍繞兩者對土壤重金屬環境行為的影響開展了大量研究，如王青清[11]、王俊[12]研究比較了HA和FA對紫色土Pb、As吸附-解吸行為的影響，表明HA可有效促進土壤Pb、As的吸附，FA則降低了土壤Pb、As吸附能力。李光林等[13]研究了溶液體系中HA和FA對Cu、Cd吸附-解吸特征的影響，表明Cu、Cd吸附容量FA＞HA，吸附強度HA＞FA，解吸量FA＞HA。Yang等[14]從單一土壤沉積物中依次提取四個HA組分，結果顯示較早提取的HA組分對Cu2+親和力更好。有研究表明官能團是影響NOM對金屬離子吸附的主要因素[15-16]。從垃圾滲濾液中提取的HA對Cd的吸附與其羧基數量成正相關[17]。而從土壤中提取的NOM對重金屬吸附效果，則受其pH和羧基、酚羥基的離子強度影響[18]。含氮和含硫基團也在結合重金屬方面發揮著重要作用[19]。這些研究反映出NOM對重金屬的調控效應確實隨其組成、來源的不同而異，但是在實際的環境介質中NOM不同組分分子量應該是連續分布，很難區分為HA和FA。事實上，NOM中的HA和FA組分在基本分子構成單元上并無本質區別，而分子大小可能是其影響土壤重金屬環境行為的關鍵，不同NOM的影響差異是其不同組分綜合作用所體現的表觀效應，但目前對NOM影響重金屬吸附-解吸行為的研究較少，特別是對于NOM的效應與其分子組成和性質的關系缺乏深入研究。

為此，本研究以污染危害大、污染范圍廣的重金屬Cd為對象，采用切向超濾連續分級方法，將NOM區分為不同分子量組分，研究比較NOM及其不同分子量組分對紫色土Cd吸附-解吸的影響，分析NOM不同分子量組分元素組成、活性功能基團含量與其對土壤Cd吸附-解吸行為影響效應之間的關系，探究各組分不同濃度NOM對土壤吸附Cd的影響。以期深化對NOM調控重金屬土壤環境行為的認識，同時為利用含NOM材料進行土壤Cd污染修復提供科學依據。

1 材料和方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤

供試土壤為西南地區廣泛分布的紫色土——灰棕紫泥（Grey-brown purplish soil，GPS），采集自重慶市涪陵區耕地土壤表層（0～20 cm）。所采土樣去除礫石及植物殘體，自然風干后磨細過2 mm標準篩，用于后續的土壤培養試驗。供試土壤的基本理化性質結果見表1。

表1 供試土壤基本理化性質Table 1 Basic physicochemical properties of soil sample

1.1.2 供試NOM

供試NOM提取自重慶市北碚區縉云山國家自然保護區森林土壤腐殖質層（A0）。該自然保護區植物種類豐富，分246科992屬1966種。取樣點位于保護區核心區，受人為活動影響較少，A0層厚度10～50 cm，植被類型為混交林。

1.2 試驗方法

1.2.1 NOM的提取和組分分級與性質表征

按照國際腐植酸學會（IHSS）推薦的方法，土樣過2.00 mm篩，室溫下1 mol·L-1HCl在pH 1～2范圍內振蕩平衡土樣。用0.1 mol·L-1HCl來調整土樣懸濁液的液體體積，液∶土=10∶1（V/W）。懸濁液振蕩1 h后低速離心分離，移除上清液，保留剩余土樣。用1 mol·L-1NaOH調整剩余土樣pH至中性（pH=7.0），N2氛圍中，按液∶土=10∶1（V/W）添加0.1 mol·L-1NaOH溶液，間歇性振蕩4 h后，將堿性懸濁液靜置過夜，然后離心分離獲得上清液，堿溶重復三次。提取NOM粗樣后，采用0.1 mol·L-1HCl和0.3 mol·L-1HF純化，直到灰分含量低于1%。將純化后的溶液pH調至7，并過0.45 μm濾膜。采用Amicon Ultrafiltration Stirred Cell 8400（Beverley，MA，USA）將純化提取到的NOM樣品超濾分級，濾膜截留分子量為5000、10 000、30 000，獲得四個不同分子量的組分：組分F1，分子量＜5000；組分F2，5000～10 000；組分F3，10 000～30 000；組分F4，＞30 000。同時保留一份未分級NOM（原NOM），記為F0，不同組分冷凍干燥獲得固體樣品備用。對不同分子量組分進行元素組成測定、活性功能基團的測定等，表征各分子組分特征，用于后續研究。

1.2.2 NOM對Cd的等溫吸附-解吸的影響試驗

稱取上述供試土壤50 g備16份，按土質量0.1%、0.2%、0.5%的C含量分別添加未分級NOM（F0）及其不同分子量組分（F1、F2、F3、F4），留一份不添加NOM的原土作為對照（CK）。NOM以水溶液形式加入，并人工充分攪拌均勻，風干備用。稱取上述土樣各1.000 g于50 mL塑料離心管中，按水土比20∶1加入不同濃度的CdCl2溶液（0、1、5、10、20、30、40、50 mg·L-1Cd），支持電解質為0.01 mol·L-1Na（NO）3，在搖床中以轉速220 r·min-1恒溫25℃振蕩24 h后，以4000 r·min-1離心10 min，取上清液分別測Cd濃度，根據吸附平衡前后上清液Cd濃度差值，計算吸附量。每組試驗設三個平行。

吸附試驗完成后，傾去上清液，用去離子水輕輕洗凈土壤表層，在殘留土壤中加入20 mL 0.01 mol·L-1Na（NO）3溶液，攪拌均勻，在相同條件下振蕩24 h，4000 r·min-1離心10 min。測定上清液Cd濃度，計算土壤Cd解吸量。

1.3 分析方法

土壤pH、有機質含量、可溶性有機碳（DOC）、全氮等基本理化性質的測定參照《土壤農化分析與環境監測》[20]。其中，pH采用pH測量儀測定；土壤DOC采用超純水提取，碳氮分析儀進行測定；土壤全氮測定采用凱式定氮法；全磷采用HClO4-H2SO4消化，鉬銻抗比色法測定，全鉀采用火焰光度法。土壤有機質采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定。吸附解吸上清液中Cd采用火焰原子吸收分光光度法測定（TAS-900，北京普析）。NOM及其不同組分的C、H、O、N、S等主要元素含量采用元素分析儀（Vario EL Cube）測定，計算H/C、O/H、O/C、C/N。采用Ba（OH）2和（CH3COO）2Ca間接滴定法測定不同分子量NOM酸性功能基團的含量[21]。

1.4 數據處理

采用Microsoft Excel 2007進行數據整理，Origin Pro 8進行數據分析作圖。

表2 元素組成和酸性官能團分析Table 2 Elemental compositions and acidic functional groups of HA fractions

2 結果與討論

2.1 NOM及其不同分子量組分的元素組成與功能基團含量特征

NOM及其不同分子量組分元素和主要功能基團含量如表2所示。由表2可見，NOM各分子組分元素組成具有一定規律性，其中C、H含量隨著NOM組分分子量的增大而增大，而O元素則相反。N元素含量雖隨著NOM分子量增加而增大，但組分F1、F2、F3相差不大（1.02%～1.09%），組分F4中N元素含量明顯上升，約為組分F3的3倍。組分F0（未分級NOM）C、N元素含量均介于F3和F4之間，其中C元素含量與F3接近，N元素含量大于F3。

腐植酸中的O/C、H/C等原子比通常可以用來描述腐植酸的結構和性質差異[22-24]。NOM各組分原子比例如圖1所示。其中，O/C通常代表腐植酸中羧酸等含氧官能團含量和氧化程度[25]，隨著分子量的增加，此比值降低。C/H可以標志有機質的來源和結構[26]。組分F2的C/H較高（1.44），說明F2含有更多的芳香烴結構，而組分F4的C/H較低（0.92），說明F4組分脂肪化程度較高。（O+N）/C作為極性指標，隨著各組分分子量的增加，此比值逐漸降低。綜上所述，分子量越大，NOM組分氧化程度越低，極性越弱。分子量＞5000時，分子量越大，NOM的縮合程度越低，芳香結構物質含量減少，脂肪性物質增加。Chen等[27]從泥炭土中提取HA分為不同分子量級后，也發現低分子量HA具有極性和芳香結構。總酸性基團、羧基、酚羥基均隨著分子量的增大而減小，與O/C順序一致。其中羧基的變化并不明顯（2.96～3.19 mmol·g-1），可見酚羥基的減少是總酸性官能團含量降低的原因。組分F0的O/C和（O+N）/C值與F3相接近，但C/H值介于F2與F3之間。和其余組分相比，F0羧基變化也并不明顯，酚羥基和總酸性官能團含量介于組分F1與F2之間。

2.2 NOM及其不同分子量組分的土壤對Cd吸附性能的影響

圖1 不同分子量NOM組分O/C、C/H、（O+N）/C比值Figure 1 The atomic ratio of different molecular weights NOM

圖2 添加不同濃度不同分子量NOM的土壤對Cd吸附量的影響Figure 2 Effects of the adsorption amount of Cd in soil with different fractions and molecular weight NOM

不同NOM處理土壤Cd吸附量隨Cd添加濃度的變化如圖2所示。NOM不同組分對土壤Cd吸附的影響與其添加量有關：當土壤中NOM組分添加量在0.2%（以C計）以下時，只有土壤Cd初始濃度達到30 mg·L-1，土壤Cd的吸附量才表現出明顯差異，而當NOM組分添加量為0.5%時，土壤Cd濃度在20 mg·L-1時不同處理之間即表現明顯差異。說明在低NOM用量或較低Cd水平下，Cd的吸附主要受土壤自身性質的影響，隨NOM或Cd初始濃度水平的增加，NOM對土壤Cd吸附性能的影響越明顯。有研究表明，隨著NOM溶液中重金屬質量濃度的增加，二者之間的結合大致可分為三個階段[28-30]：一是重金屬離子主要與NOM中的強官能團結合；二是重金屬離子開始與NOM中的弱官能團結合；三是重金屬離子與NOM中所有可利用的官能團結合。因此當Cd初始質量濃度逐漸增加，NOM中官能團利用率逐步提升，NOM對土壤Cd吸附性能影響也越明顯。同時，NOM對土壤Cd吸附量的影響與NOM組分分子量有關，在0.1%、0.2%C和Cd≥30 mg·L-1以及0.5%C和Cd≥20 mg·L-1添加量條件下，不同組分處理土壤Cd吸附量大小順序均表現為 F1＞F4＞F3＞F0＞F2＞CK。說明NOM 及其組分的添加均增加了土壤對Cd的表觀吸附能力。當添加0.5%C組分F1時，Cd吸附量（987.3 mg·kg-1）較CK（612.4 mg·kg-1）增加了61.22%。當添加0.1%C組分F2時，Cd吸附量（650.7 mg·kg-1）較CK增加6.25%。未添加NOM的對照（CK）處理在Cd初始添加濃度為40 mg·kg-1時，吸附基本達到飽和，而添加NOM及其組分的土壤Cd吸附量還在持續上升。這表明NOM及其組分的增加提高了土壤對Cd的吸附容量；但不同組分對土壤Cd吸附能力的影響方向和程度存在差異：添加組分F1、F3、F4的土壤與未分級NOM（F0）處理的土壤相比，土壤對Cd的吸附能力明顯提高，其中添加組分F1的土壤對Cd的吸附量與添加F0土壤相比，增加了約9.8%～37.98%，而添加組分F2的土壤Cd的吸附量與F0相比反而降低了約5.35%～6.68%。可見NOM組分對土壤Cd吸附的影響隨其分子量大小的變化不存在線性依存關系，反映出NOM組分對土壤Cd吸附影響的復雜性。

為進一步探討NOM及其不同分子組分對土壤吸附能力的改變，采用Langmuir、Freundlich等幾種常用等溫吸附方程對NOM不同組分影響下的吸附數據進行擬合，結果表明Freundlich方程擬合效果最好，能很好地描述NOM各組分在不同濃度下Cd的吸附行為，決定系數R2＞0.92（表3）。

Freundlich模型表達式為：Qe=KF×Ce1/n。

式中：Qe為土壤Cd吸附濃度，mg·L-1；Ce為吸附平衡液Cd濃度，mg·L-1；KF為和吸附能力有關的常數，KF值越高，則吸附劑對吸附質的吸附能力越強。據表3可知，吸附能力大小為 F1＞F4＞F3＞F0＞F2＞CK。和圖 2分析結果一致。等溫吸附模型擬合結果進一步證明，NOM及其各組分的添加改變了土壤對Cd的吸附性能，且各組分對土壤吸附性能的影響差異明顯。同樣，由常數KF可知，同種NOM組分C添加越高，NOM及其不同組分處理的土壤對Cd吸附能力的影響越明顯。

2.3 NOM及其不同分子量組分影響下土壤吸附Cd的解吸特征

土壤吸附重金屬離子的解吸特性與其釋放能力密切相關，解吸量直接影響土壤溶液以及農作物吸收重金屬的含量。不同NOM處理土壤Cd解吸量隨Cd吸附量的變化如圖3所示：NOM各單一組分解吸量均隨吸附量的增大而增大。這一結論與李靈等[31]的研究結果相似。其中，未添加NOM的對照（CK）處理Cd的解吸量最多，解吸率約為10.97%，其余組分中F2解吸率最高為9.19%，相比CK降低16.22%；F1解吸率最低為4.77%，相比CK降低56.52%，可見CK對Cd的吸持強度最弱；NOM及其組分添加后均提高了土壤對Cd的吸持強度，降低了土壤Cd釋放的環境風險。但添加不同分子量NOM土壤對Cd的吸持強度的影響方向和強度存在差異。在0.1%、0.2%和0.5%添加量下，不同組分處理土壤Cd解吸量大小順序均表現為CK＞F2＞F0＞F3＞F4＞F1。其順序與吸附量相反。以含碳量0.5%的NOM為例，F0、F1、F2、F3、F4各組分最大吸附量分別為715.5、987.3、677.2、772.7 mg·kg-1和 837.7 mg·kg-1時，解吸量分別為 55.56、47.05、62.24、54.32 mg·kg-1和 50.64 mg·kg-1，由此可得解吸率分別為7.77%、4.77%、9.19%、7.03%、6.05%。與F0

組分相比，添加組分F1的土壤對Cd吸持強度增強，解吸率降低38.63%，而F2處理的土壤對Cd吸持強度降低，土壤Cd解吸率較F0增加了18.02%。結合圖2可知，同等條件下（以含碳量計）NOM土壤對Cd吸持強度大小為F1＞F4＞F3＞F0＞F2。NOM不同組分對土壤Cd吸持強度的影響與其對吸附量大小的影響作用順序一致。可見NOM組分對土壤Cd解吸的影響隨其分子量大小的變化亦不存在線性依存關系。

表3 添加不同濃度不同分子量NOM的土壤Freundlich模型等溫吸附參數Table 3 Isothermal adsorption parameters of Freundlich model with different fractions and molecular weight of NOM

圖3 添加不同濃度不同分子量NOM的土壤Cd吸附量與解吸量的關系Figure 3 Relationship between the desorption and absorption amount of Cd in soil with different fractions and molecular weight NOM

2.4 NOM對土壤Cd吸附能力的影響與其組成和性質的關系分析

前述分析結果表明，本試驗中分子量＜5000的F1組分對土壤Cd吸附的促進作用最大，而分子量5000～10 000的F2組分則低于未分級NOM（F0），當組分分子量＞10 000時，則隨組分分子量的增加，對土壤Cd吸附的促進作用增強（F4＞F3），各組分對土壤Cd吸附影響與其分子量之間存在非線性依存關系。這一現象與以往的認識不完全一致，以往研究普遍認為中低分子量組分如簡單有機酸、富里酸等可降低土壤重金屬的吸持能力，提高其移動性和植物有效性，高分子組分如腐植酸對土壤重金屬則主要起吸持和固定作用，從而降低重金屬的移動性和生物活性[32-35]。

NOM對土壤重金屬吸附的可能的途徑包括NOM作為天然吸附劑或絡合劑的直接吸附作用、在土壤溶液中與重金屬離子絡合而改變其在土壤固相的吸附性能[36]、或通過影響土壤pH和有機-無機復合體狀態等理化性質，進而影響其對金屬離子的吸附過程[37]。本試驗中，NOM以溶液形式先加入土壤，待土壤風干后進行吸附試驗，在此過程中（約2周）NOM已經對土壤性質產生了影響，其中，以土壤pH的變化最為明顯（表4），而pH是影響土壤Cd吸附的眾多因素中的關鍵因素。添加不同組分NOM土壤pH值高低順序為F1＞F4＞F3＞F0＞F2，與NOM影響下土壤Cd吸附量、吸持強度順序一致。與CK（8.13）相比，除F1組分處理的土壤pH值升高外，其余組分pH值均降低。其中，組分F2處理pH值相比F0有所降低，而組分F3、F4 pH值相比F0升高。有研究表明，在pH為中性到堿性的條件下，pH升高，生成Cd的沉淀物反應增強[38-40]。楊毅等[41]研究也證明了土壤對Cd的吸附性與pH有關。隨著pH值增大，腐植酸與Cd2+作用后Zeta電位絕對值增大而粒徑逐漸減小，且腐植酸與Cd2+的結合穩定性和結合量逐漸增強。單瑞娟等[42]研究表明，隨著pH升高，腐植酸對土壤重金屬Cd的解吸量降低，對土壤Cd吸持作用加強。本試驗研究中，F2組分加入土壤中后，土壤pH（7.11～7.12）遠小于添加F1組分的土壤pH（8.52～8.73），且添加組分F2的土壤對Cd的吸附能力最弱，該結果也表明pH的升高加強了土壤對Cd的吸附能力。當pH較低時，溶液中H+會與Cd2+產生競爭吸附，吸附-解吸在溶液中是一個動態平衡的過程，這可能也是添加組分F2的土壤解吸率最高的原因。因此，不同分子量大小的NOM對土壤Cd的吸附-解吸能力的影響，可能主要是通過改變土壤pH值實現的。

此外，NOM組分對土壤Cd吸持性能的影響可能還與其結構復雜性及功能基團數量等性質有關。Garcia-Mina[43]研究發現胡敏酸對重金屬的絡合能力可能存在兩種形式的絡合過程，一種在中偏酸條件下，羧化物起了主要作用，另一種是在堿性條件下，羧化物、酚類官能團都會發揮作用。由表4可見，經不同分子量NOM處理后土壤呈中偏堿性，在此條件下，酚羥基可能對Cd的吸持發揮主要作用，而由表2可知，NOM各分子組分羧基變化不大，而酚羥基隨著分子量的增加而降低。因此，NOM分子量＜5000時，土壤對Cd的吸附能力最強可能還與組分F1中酚羥基含量最高，對Cd絡合作用強有關。同時，本試驗中按照等量碳添加的NOM各組分，F1的碳含量（23.55%）最低，因此土壤中F1組分的絕對添加量最多，含氧功能基團的絕對數量相應更多，從而表現出對Cd更強的吸附性能，Ni等[44]也發現沉積物中Cd對芳香化程度高的低分子量HA親和能力強于高分子量HA。當NOM組分分子量進一步增加至＞10 000時，土壤對Cd的吸持能力又隨分子量增加而增大，Al-Reasi等[45]等和Kozyatnyk等[46]的研究也獲得了類似的結果。本試驗中當NOM組分分子量＞10 000時，隨著組分分子量的進一步增加，芳香化程度和縮合程度降低、脂族性增加，而對Cd的吸附量卻增加，這一結果與李麗等[47]實驗結果類似，但與以往的一般認知有所不同。有研究表明芳香族碳基團不能作為重金屬離子的吸附位點，在含有大量芳香族環的碳納米管上重金屬離子的吸附可以忽略不計[48]。Salloum等[49]使用高分辨魔角旋轉（HRMAS）1H HMR對土壤樣品的研究結果也表明，土壤中NOM的芳香結構并不是存在于土壤-水的表面，而是被包埋在土壤膠體中，只有破壞了氫鍵作用，才使樣品中的芳香結構暴露出來。因此，單純從NOM結構芳香性并不能解釋其對Cd吸附的能力，NOM的結構效應還與其對土壤有機-無機復合膠體性質的影響有關。試驗過程中亦發現，NOM組分隨其分子量的增加，相對色度逐步加深，其中F1組分呈米白色，F2呈棕黃色，F3呈棕黑色，F4呈黑褐色，這些高分子組分可能更利于與土壤無機膠體相互作用而影響其吸附性能[50-51]。可見NOM影響土壤重金屬吸附的效應與機理十分復雜，NOM隨其來源的不同，其分子組成必然有很大差異，其對土壤重金屬環境行為的影響是各種組分共同作用所產生的表觀現象，生產實踐中施用有機物料修復土壤重金屬污染常獲得不一致的效果，正是源于其影響的復雜性，因此，NOM組成性質與結構效應的關系值得深入探討。

表4 添加不同濃度不同分子量NOM的土壤pH值Table 4 pH of different concentrations and molecular weight NOM

3 結論

（1）NOM不同分子量組分元素組成和性質有明顯差異。C、H含量隨著NOM分子量的增大而增大，而O元素則相反。表征腐植酸結構和性質的指標O/C、（N+O）/C隨著分子量的增加而降低，反映出NOM高分子量組分氧化程度更低，極性更弱。分子量＞5000時，高分子量組分縮合程度和芳香化程度更低。總酸性基團、酚羥基均隨著分子量的增大而減小，與O/C比值順序一致，而羧基含量隨分子量的增加變化較小。

（2）NOM各組分均增加了土壤對Cd的表觀吸附能力和吸持強度，但不同組分、不同添加量的影響程度存在差異。隨NOM用量的增加，對土壤Cd吸附能力的促進作用增加；添加不同分子組分NOM土壤對Cd吸附量順序表現為 F1＞F4＞F3＞F0＞F2＞CK。吸持強度順序與其一致。等添加量下（以0.5%C），與組分F0相比，組分F1促進作用最大，而組分F2抑制了土壤對Cd的吸附。

（3）NOM組分對土壤Cd吸附-解吸的影響隨其分子量大小的變化不存在線性依存關系。分子量＜5000的NOM組分（F1）土壤對Cd吸附和吸持強度最高，而分子量＞10 000時NOM對土壤Cd的吸附量和吸持強度隨著分子量的增加而增大，低分子量組分可能主要通過影響土壤pH而改變其吸附性能，而高分子量組分還與其自身的吸附能力及分子結構有關。