聚丙烯酰胺(PAM)及有機螯合劑對土壤鎘有效性的影響

周 青，譚長銀，曹雪瑩，郭 瑞，彭 曦，鄧月強，柏 佳，楊晶柳

(1.湖南師范大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，湖南師范大學(xué)環(huán)境重金屬污染機理及生態(tài)修復(fù)重點實驗室，中國 長沙 410081；2.長沙學(xué)院鄉(xiāng)村振興研究院,中國 長沙 410022)

當前我國土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀，部分地區(qū)農(nóng)田土壤污染嚴重，農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量堪憂。全國土壤環(huán)境質(zhì)量調(diào)查公報顯示，我國耕地污染點位超標率為19.4%，其中重金屬占16.1%，土壤Cd的點位超標率達到7.0%[1]。我國農(nóng)田主要超標重金屬元素為鎘 (Cd),且以中輕度污染為主，因此開展中輕度Cd污染稻田的修復(fù)研究對保障我國農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境安全具有重要意義[2]。

從修復(fù)原理上看，重金屬污染農(nóng)田土壤有物理、化學(xué)和生物修復(fù)等技術(shù)措施。植物修復(fù)被認為是一種環(huán)境友好、成本低、不會對土壤肥力造成不良影響的修復(fù)技術(shù)。但如何提高植物修復(fù)效率、縮短污染土壤的修復(fù)周期是植物修復(fù)過程中亟待解決的重要課題?；瘜W(xué)措施對植物修復(fù)技術(shù)的強化是提高植物修復(fù)效率的有效措施之一。在化學(xué)改良劑強化植物修復(fù)的實踐中，有機螯合劑在重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)實踐中應(yīng)用較為廣泛。螯合劑進入土壤后，與土壤重金屬離子發(fā)生螯合作用,形成水溶性金屬-螯合劑絡(luò)合物，從而活化土壤中的重金屬，有利于土壤重金屬的植物吸收并從土壤中移除[3]。常用的化學(xué)改良劑包括檸檬酸(CA)、乙二胺四乙酸二鈉(EDTA)、乙二胺二琥珀酸(EDDS)和谷氨酸N，N-二乙酸四鈉(GLDA)。CA具有表面活性劑的性能，溶解度高，可被生物降解，還能改善土壤結(jié)構(gòu)[4]。EDTA能夠活化Pb，Zn，Cd，Cu，Co及Ni等多種重金屬離子，促進植物的吸收，但其生物可降解性差，容易造成二次污染[5]。EDDS作為一種可生物降解且低毒的螯合劑，對土壤Cd有一定的活化效果，但其活化能力遠遠低于EDTA[3]。GLDA主要作為清潔劑、工業(yè)洗滌劑等使用，成本較低，在環(huán)境保護方面主要用于廢水、工業(yè)污泥等方面，具有優(yōu)良的生物降解性，且不會對生物體構(gòu)成健康風(fēng)險[6]。PAM作為一種性能優(yōu)良的高分子聚合物，具有一定生物降解性且不會造成二次污染，對土壤重金屬離子有較強的吸附作用[7]。余高等將高分子聚合物PAM與鈍化劑復(fù)配來鈍化土壤重金屬Hg，發(fā)現(xiàn)與施用單一鈍化劑相比，添加PAM的鈍化劑更能有效吸附、固定土壤中的Hg[8]。PAM因其特殊的結(jié)構(gòu)和性能，廣泛應(yīng)用于采收石油、水土保持和土壤改良，作為土壤重金屬污染修復(fù)材料有廣闊的應(yīng)用前景[9，10]。PAM在土壤重金屬污染植物修復(fù)領(lǐng)域的研究是國內(nèi)外學(xué)者的研究焦點，PAM施用后對不同重金屬與修復(fù)植物的差別化效應(yīng)問題仍待解答[7]。從技術(shù)思路上看，重金屬污染土壤的修復(fù)主要有兩個方向，一是對土壤重金屬的活化，以利于提高植物修復(fù)效率；另一個是通過鈍化實現(xiàn)污染土壤的安全利用。因此，PAM及有機螯合劑對土壤重金屬的活化或鈍化效應(yīng)研究在理論上可以加深對土壤重金屬環(huán)境行為的理解，在實踐上可以為發(fā)展重金屬污染土壤的實用修復(fù)技術(shù)提供指導(dǎo)。

本研究以不同濃度的PAM與幾種主要有機螯合劑為材料，篩選出對土壤重金屬活化效率最高的有機螯合劑及其最佳施用濃度，為后期植物修復(fù)強化技術(shù)研究提供依據(jù)；同時，PAM與有機螯合劑對土壤重金屬Cd的作用效果的比較研究可以為重金屬污染農(nóng)田土壤的安全利用提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土樣采自株洲市清水塘石峰區(qū)，為第四紀紅色黏土發(fā)育的水稻土(紅黃泥)。土壤pH值為4.52?？侰d質(zhì)量比為2.012 μg·g-1，是國家《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準(試行)》(GB15618-2018)風(fēng)險篩選值(pH≤5.5，Cd 0.3 μg·g-1)的6.7倍[11]，土壤Cd污染嚴重。

供試試劑：PAM(聚丙烯酰胺)，CA(檸檬酸)，EDTA(乙二胺四乙酸二鈉)，EDDS (乙二胺二琥珀酸)，GLDA (谷氨酸N，N-二乙酸四鈉)，均為分析純試劑。

1.2 試驗設(shè)計

土培實驗在湖南師范大學(xué)環(huán)境重金屬污染機理及生態(tài)修復(fù)重點實驗室內(nèi)進行，試驗設(shè)計見表1。稱取200 g干土(過0.15 mm篩)放入250 mL的燒杯中，按20%的土壤含水率，將試劑溶液與干土混合，攪拌均勻。以不加化學(xué)試劑的超純水作為對照(CK)。綜合考慮已有的研究結(jié)果和不同螯合劑的性質(zhì)，確定添加螯合劑的濃度梯度為3，6，12 μmol·g-1[12,13]。為尋求PAM產(chǎn)生效果的最佳濃度區(qū)間，增加24，48 μmol·g-1兩個濃度。共18個處理，每個處理重復(fù)3次，使用塑料薄膜將燒杯封口保存，完成土壤樣品的制備。由于土壤樣品培養(yǎng)期間水分蒸發(fā)旺盛，土壤每7 d補水1次，連續(xù)培養(yǎng)42 d，妥善保存土壤樣本。采取動態(tài)監(jiān)測取樣方法，采樣時間為第2天、第5天、第10 天、第15天、第42天結(jié)束時。

表1 試驗設(shè)計Tab. 1 Test design

1.3 樣品采集與分析

采樣之前，將燒杯內(nèi)的土壤攪拌均勻。使用藥匙取用8 g土壤樣品于50 mL的燒杯中，用于測定土壤pH值；稱量5 g土壤樣品于50 mL的離心管，用于測定土壤重金屬有效態(tài)。

土壤pH以土水比為1∶2.5(g·mL-1)比例配制，采用pHs-4CT型數(shù)字酸度計測定[14]。土壤重金屬全量測定采用美國EPA標準方法(US EPA3051a)消解，以HNO3和HCl消化土壤樣品，微波消解儀(CEM MAR S6,Matthews,NC,USA)中消解。土壤有效態(tài)重金屬質(zhì)量比采用0.05 mol·L-1DTPA 浸提法。重金屬質(zhì)量比采用原子吸收光譜儀(PinAAcle 900T)測定，用國家標準物質(zhì)(GSS-27-1,GBE-361)進行質(zhì)量控制。

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

應(yīng)用Microsoft Excel 2010和SPSS 20.0進行數(shù)據(jù)處理；通過單因素方差分析計算樣品pH值與土壤鎘有效態(tài)的標準差和均值，應(yīng)用ANOVA中Duncan多重比較評價進行不同處理對土壤pH值的顯著性分析；采用Origin 9.0軟件繪制圖表。

2 結(jié)果與分析

2.1 PAM及有機螯合劑對土壤pH值的影響

由表2可知，隨著培養(yǎng)時間的增加，第15天各處理的土壤pH值達到峰值，與對照組CK(4.55±0.01)相比均有明顯提升；經(jīng)PAM處理的土壤在第10天pH值達到最小值，與其他培養(yǎng)時間段相比具有顯著差異。其他處理的土壤pH值時間差異不明顯。

表2 PAM及有機螯合劑對土壤pH值的影響Tab. 2 Effects of PAM and organic chelating agents on the soil pH

與CK相比，CA3和PAM5處理的土壤pH均有顯著下降。以培養(yǎng)第10天為例，CA3和PAM5的pH值分別較CK下降0.65及0.39，差異均顯著，其中CA3(添加濃度最高)土壤pH值最低，因為CA是一種強酸，在土壤溶液中能夠電離出H+離子，從而降低土壤pH值。PAM的分子結(jié)構(gòu)中含有—CONH2，能夠與土壤中的OH-離子結(jié)合，因此在一定程度上會使土壤pH值降低，但由于—CONH2屬于弱電解質(zhì)，能吸附的OH-離子較少，故酸化作用不及CA明顯。這與徐曉春等的研究結(jié)論相似，添加PAM不會造成土壤基質(zhì)pH值的根本性變化[15]。

與CK相比，GL1，GL2及GL3處理的土壤pH均有顯著增加。培養(yǎng)第10天，GL1，GL2及GL3的pH值分別較CK增加0.33，0.46及0.77，差異均顯著，其中GL3處理(GLDA用量最多)土壤pH值最高，這與衛(wèi)澤斌等[16]的土壤培養(yǎng)試驗結(jié)果相似，即施加GLDA后土壤pH值升高。其原因可能是，GLDA分子結(jié)構(gòu)中含有4個羧酸基團(—COO—)，能夠與土壤中的H+離子結(jié)合，因此GLDA的堿性會在一定程度上使土壤pH值升高。

2.2 PAM及有機螯合劑對土壤有效態(tài)鎘質(zhì)量比的影響

2.2.1 PAM對土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量比的影響 圖1所示為不同濃度的PAM處理下土壤中有效態(tài)Cd的質(zhì)量比。由圖1可知，在整個培養(yǎng)期間，土壤Cd有效性隨PAM添加濃度增加變化幅度較大。觀察CK到12 μmol·g-1這一段曲線，與CK相比，第2～10天的Cd有效性下降，說明培養(yǎng)初期PAM對土壤重金屬離子起一定吸附作用。添加濃度為3 μmol·g-1時，第5天PAM處理效果顯著，與CK相比降低了4.32%；添加濃度為6和12 μmol·g-1時，第2天的處理效果顯著，與CK相比分別降低了5.20%和1.32%。第10～42天，土壤Cd有效性上升，其中第42天活化效果最佳，與CK相比增加了8.03%，7.04%及5.42%。當濃度較低(3～12 μmol·g-1)時，PAM呈現(xiàn)鈍化效果，隨著時間的推移，鈍化作用減弱，逐漸變?yōu)榛罨??？赡苁且驗镻AM的生物降解，其吸附作用弱化，PAM吸附土壤Cd離子的能力不穩(wěn)定，培養(yǎng)后期PAM吸附的Cd離子釋放到土壤中。

圖1 不同濃度的PAM處理下土壤中有效態(tài)Cd的質(zhì)量比Fig. 1 The contents of available Cd in soils treated with different concentrations of PAM

PAM添加濃度為3～12 μmol·g-1時，PAM對有效態(tài)Cd起吸附作用，土壤Cd有效性與CK相比分別降低了0.42%，5.20%及1.32%。添加濃度為24和48 μmol·g-1時，PAM對有效態(tài)Cd起活化作用，土壤Cd有效性與CK相比增加了4.42%和9.71%。由此可見PAM隨濃度的增大由鈍化轉(zhuǎn)向活化，且濃度越高，活化效果越強。因此，PAM活化效果最佳的添加濃度為48 μmol·g-1。

綜上所述，PAM的吸附能力和活化屬性相對復(fù)雜，主要受添加濃度和培養(yǎng)時間的影響，且這兩個因素存在一定的替代作用，即較短的培養(yǎng)時間、較高的添加濃度與較長的培養(yǎng)時間、較低的添加濃度，這兩種條件下的活化作用效果相似。

2.2.2 有機螯合劑對土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量比的影響 圖2所示為不同濃度的有機螯合劑處理下土壤中有效態(tài)Cd的質(zhì)量比。由圖2可知，在培養(yǎng)期前10天，當CA添加濃度較低(3 μmol·g-1)時，對Cd的活化作用不明顯，隨著CA濃度的增大，對Cd的活化作用加強。當添加CA濃度為12 μmol·g-1時，對Cd的活化效果最佳，與CK相比，分別增加了11.98%，5.41%，6.72%，14.88%及23.41%。

圖2 不同濃度的有機螯合劑處理下土壤中有效態(tài)Cd的質(zhì)量比Fig. 2 The contents of available Cd in soils treated with different concentrations of organic chelating agents

在整個培養(yǎng)期間，土壤Cd有效性隨GLDA添加濃度的增大呈現(xiàn)先增后減的趨勢。在添加濃度為6 μmol·g-1時，土壤Cd有效性達到峰值；繼續(xù)增大GLDA添加濃度，土壤Cd有效態(tài)含量下降。添加濃度為6 μmol·g-1的土壤Cd有效性與CK比較，分別增加了16.85%，12.82%，17.05%，26.71%及25.39%，對Cd的活化效果最佳。

（二）開展生活化問題教學(xué)，以此發(fā)展學(xué)生的數(shù)學(xué)能力。由于初中數(shù)學(xué)這門課程中涉及到較多的定理，在這種情況下，就需要教師立足于實際生活，為學(xué)生創(chuàng)設(shè)問題情境。這樣，既能夠有效激發(fā)學(xué)生的學(xué)習(xí)動機，同時還會促使其學(xué)會構(gòu)建新的知識。

在EDDS處理下，土壤Cd有效性隨培養(yǎng)時間的增加而增加，在第42天土壤Cd有效性最高，與CK相比分別增加了19.06%，21.66%及21.21%。土壤Cd有效性整體呈現(xiàn)隨著EDDS添加濃度的增大而增大的趨勢，添加濃度為12 μmol·g-1的EDDS與CK相比分別增加了6.79%，1.64%，3.39%，8.74%及21.21%，對Cd的活化作用最佳。

Cd的活化量總體呈隨著EDTA添加濃度的增大而增大的趨勢。當EDTA添加濃度為3 μmol·g-1時，第5天和第10天存在Cd有效性下降的情況，可能是由于作用時間過短還未形成穩(wěn)定的絡(luò)合物，但隨著時間的增加，Cd有效性呈現(xiàn)上升趨勢。當EDTA添加濃度為12 μmol·g-1時，對Cd的活化作用最明顯，與CK相比，分別增加了9.36%，3.11%，8%及7.79%。這與陳曉婷等[17]的研究結(jié)果是相似的。Cd的提取效率隨著EDTA濃度的提高而提高，主要原因是EDTA與重金屬之間發(fā)生配位作用，在土壤pH<6的條件下，大多數(shù)的Cd與EDTA絡(luò)合形成CdEDTA2-，CdEDTA2-在不同表面電荷的土壤上產(chǎn)生靜電作用的非專性吸附，使得表面持有負電荷的土壤對鎘吸收受阻，從而降低土壤對鎘的吸附，導(dǎo)致鎘在土-水界面上的分配減小[18,19]。

2.2.3 PAM與有機螯合劑對土壤中鎘活化效果的比較 在不同試劑最佳濃度的條件下對不同的處理進行比較，由圖3可知，從整體來看，對Cd的活化強弱順序：GL2>PAM5>CA3>ES3≈EA3。在整個培養(yǎng)期間，GL2顯著增加了土壤Cd有效性，與CK相比分別增加了16.85%，12.82%，17.05%，26.71%及25.39%，差異均達到顯著水平。GL2處理隨著時間的增加效果愈佳，說明其持久性和穩(wěn)定性良好，這與廖華[20]的研究相似。在培養(yǎng)期前10天，PAM5處理對土壤Cd的有效態(tài)質(zhì)量比差異達到顯著水平，與CK相比，分別增加了12.58%，13.18%及34.64%。培養(yǎng)15和42 d，PAM5處理對增加土壤Cd有效態(tài)質(zhì)量比的效果不佳，可能是因為PAM在土壤中易分解，后期活化作用減弱。除GL2和PAM5處理之外，其他處理的Cd有效態(tài)質(zhì)量比差異不顯著。

圖3 不同處理對土壤Cd有效態(tài)質(zhì)量比的影響Fig. 3 Effects of different treatments on the available Cd contents in soils

3 討論

3.1 pH對土壤中有效態(tài)Cd的影響

土壤pH值能影響各種離子在固相中的吸附水平，從而影響重金屬的賦存形態(tài)，而重金屬在土壤中的賦存形態(tài)及各形態(tài)所占比例是決定土壤重金屬生物有效性的關(guān)鍵[21,22]。許多研究表明，CA，EDDS和PAM能夠降低土壤pH值，增強土壤重金屬的活性[23,24]。相關(guān)性分析結(jié)果顯示，添加CA,EDDS和PAM能使土壤中的Cd有效態(tài)質(zhì)量比與土壤pH值呈負相關(guān)(r=-0.34，-0.43，-0.42)，這與曾卉等[25]的研究結(jié)果相似，是因為土壤pH值降低使土壤膠體表面的負電荷減少，導(dǎo)致其對重金屬離子的吸附容量減少，從而使土壤中重金屬的遷移性和生物有效性增強。GLDA的堿性在一定程度上會提高土壤pH值，添加GLDA使土壤的Cd有效態(tài)質(zhì)量比與土壤pH值呈正相關(guān)關(guān)系，這與Luo等[26]的研究結(jié)論相似，螯合劑強化植物提取重金屬并不完全取決于土壤pH的變化。

3.2 PAM對土壤Cd的活化效果

在培養(yǎng)初期，當濃度較低(3～12 μmol·g-1)時，PAM呈現(xiàn)鈍化效果。Ruehrwein認為，PAM與重金屬之間存在表觀吸附作用，PAM中的羧基、酰胺基2種活性基團與金屬離子形成配位鍵或氫鍵，并生成絡(luò)合物[27]，從而降低土壤中的Cd有效態(tài)質(zhì)量比。

本試驗中，隨著時間的推移，PAM鈍化作用減弱，這與孟繁健等[7]的研究結(jié)果相似。隨著PAM的降解,重金屬仍會緩慢釋放,并不能永久固定。PAM水溶液隨時間、溫度、剪切速率及環(huán)境因素等發(fā)生變化，在土壤環(huán)境中長期放置時，一般認為是大分子鏈在氧化作用下發(fā)生降解反應(yīng)的結(jié)果，其粘度逐漸下降，吸附作用弱化，從而影響其應(yīng)用效果[28]?？紤]到實驗過程中使用了塑料薄膜將燒杯封口保存，可能PAM在微生物的作用下發(fā)生生物降解反應(yīng)，PAM的降解產(chǎn)物作為細菌生命活動的營養(yǎng)物質(zhì)，而營養(yǎng)的消耗又促進了PAM的降解[29]。黃峰等[30]利用腐生菌對PAM降解進行研究，結(jié)果表明，PAM發(fā)生了生物降解，導(dǎo)致其相對分子質(zhì)量和黏度減小，但是速度極慢，30 d黏度減少不超過12%。

3.3 有機螯合劑對土壤Cd的活化效果

最佳試劑的篩選結(jié)果顯示，對Cd的活化效果排序如下：GL2>PAM5>CA3>ES3≈EA3。

GLDA對Cd的活化效果最好，具有較強的金屬螯合能力。大量研究證明，氨基多羧酸類螯合劑在提取重金屬方面的優(yōu)越性可以歸結(jié)為其本身較高的羧基和氨基數(shù)目[32]。GLDA分子結(jié)構(gòu)中的 4個酸(—COO—)和一個胺(—NRR′)的部分都可作為配體的齒，氮原子和4個氧原子可提供形成配位鍵的電子對，可以與土壤溶液中的重金屬離子結(jié)合，形成更穩(wěn)定的絡(luò)合物，從而改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，使重金屬由不溶態(tài)轉(zhuǎn)化為可溶態(tài)，增加土壤中Cd的弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)質(zhì)量比，大大活化土壤中的重金屬[20]。PAM隨濃度的增大由鈍化轉(zhuǎn)向活化，且濃度越高，活化效果越強。這可能是由于PAM添加濃度均高于其他試劑設(shè)置的濃度，使土壤pH值降低，從而增強土壤Cd有效性，活化效率較高。

檸檬酸作為外源質(zhì)子和有機配體，對膠體表面Cd的解吸會發(fā)生一系列復(fù)雜的化學(xué)反應(yīng)，其解吸機理可能是質(zhì)子的溶解作用和有機配體與土壤膠體對重金屬的競爭吸附作用[33]。在酸性土壤中，檸檬酸對Cd的活化作用會受到一定程度的抑制。在酸性條件下羥基與羧基不會離解為氧負離子，因而絡(luò)合能力較弱[20]。

EDTA使土壤中的黏粒、有機質(zhì)和重金屬氧化物對鉛的專性吸附減弱，而檸檬酸主要使土壤對Cd的專性吸附減弱，因此EDTA對Cd的活化效率可能比檸檬酸更低[34]。EDDS能夠與過渡金屬等形成穩(wěn)定的螯合物，有研究表明，EDDS活化Cd效率與EDTA相似[20]，與本試驗結(jié)論一致。

4 結(jié)論

(1)在試驗條件下，CA(12 μmol·g-1)和PAM(48 μmol·g-1)處理的土壤pH顯著下降(p<0.05)，施加GLDA的土壤pH顯著增加，均使得土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量比顯著增加，可見螯合劑強化植物提取重金屬并不完全取決于土壤pH的變化。

(2)PAM(48 μmol·g-1)和GLDA(6 μmol·g-1)處理對土壤中Cd的活化效果最好，可顯著提高土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量比(p<0.05)。

(3)在試驗條件下，當PAM施用量較低(3～12 μmol·g-1)時，土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量比顯著下降；PAM施用量較高(24，48 μmol·g-1)時，土壤有效態(tài)Cd質(zhì)量比顯著增加。在利用PAM修復(fù)中輕度Cd污染稻田土過程中，建議施用高濃度的PAM以提高有效態(tài)Cd質(zhì)量比，為后期植物修復(fù)強化技術(shù)研究提供依據(jù)。