不同蛋白源有機肥在分解過程中對Pb2+的吸附解吸特征

王 禹，韋增輝，趙慶杰，吳蔚東

（海南大學熱帶作物學院，海南 海口 570100）

農田土壤重金屬污染不僅會使土壤質量退化、作物的產量與品質降低，還會帶來嚴重的環境與健康問題，是人類面臨最重要的環境問題之一[1］。據調查顯示，鉛（Pb）污染是我國農田主要土壤重金屬污染之一，受Pb污染的耕地土壤大約有2000萬hm2，大概占全國耕地的1/5[2］。重金屬Pb可以通過生物鏈進入人體并在人體中產生積累，可能會引起人體損傷，甚至存在致病、致癌等潛在的健康危害[3-4］。已有研究顯示，每年Pb污染在全球范圍內造成674000人死亡與9.8%特發性智力殘 疾[5］。因此，降低土壤Pb污染的危害對人體健康具有重大的意義。

當前土壤重金屬污染修復技術包括生物修復技術、化學修復技術、物理修復技術等[6］。目前使用最多的技術是化學鈍化修復技術，此方法主要是通過向重金屬污染土壤添加鈍化劑，使土壤重金屬賦存形態發生改變，并使重金屬高生物有效形態向低生物有效形態轉換，具有效率高、成本低、操作簡單等優點[7-8］。常見的重金屬鈍化劑有以下幾種類型：生物炭、有機物料、石灰、磷酸鹽等[9-10］。有機肥不但是農業生產中優質的肥源，而且也是土壤中重金屬的鈍化劑，在許多土壤重金屬修復材料中其性價比很高。施用有機肥不僅能提高土壤的肥力，同時還能讓土壤中重金屬的存在形態發生改變和再分配，可以降低其生物有效性[11］。羅春巖 等[12］發現向Pb、Cu污染磚紅壤土壤中施用有機肥可以使重金屬由不穩定的可交換態和碳酸鹽結合態向穩定的殘渣態和有機結合態轉化。吳文成等[13］也發現施用有機肥可以降低重金屬污染土壤中可交換態重金屬的含量。童方平等[14］研究表明，在分解過程中，豬糞比雞糞分解得更快，其降低生物有效性效果不如雞糞有機肥。Schwab等[15］研究發現，牛糞等有機物料在6個月會轉化為小分子有機酸，小分子有機酸顯著增加其生物有效性。研究顯示，有機物料在礦化分解過程中，吸附的重金屬會面臨被重新釋放的風險[16］。

目前，有很多關于重金屬污染土壤在施用有機肥后土壤中的重金屬有效性和重金屬含量的研究。周宇杰等[17］研究發現施加有機肥后會使生物有效性高的Pb轉化成穩定態的Pb；趙明等[18］研究表明，施用有機肥使土壤中的有效態Cd和Cu含量顯著降低，主要與未礦化分解有機肥本身性質及重金屬形態轉化有關。同時，也有大量關于有機肥對重金屬吸附特征的研究。林生等[19］研究表明，6種有 機肥吸附Pb、Cu符合Langmuir模型；邵云等[20］研究發現，4種有機物料對Pb2+的吸附與Langmuir模型擬合的更好，以上研究主要集中在未分解的有機肥及其對重金屬的吸附特征上，而商品有機肥性能隨礦化分解的變化規律及其對重金屬的吸附行為則鮮見報道。因此，本研究選取3種蛋白源商品有機肥（豆粕、骨粉及蝦肽），采用分解袋原位分解法，進行為期12個月的礦化分解試驗，并在礦化分解0、6、12個月時采樣分析，探明不同分解階段蛋白源有機肥對Pb2+的吸附與解吸特征，為以后應用商品有機肥修復土壤重金屬污染提供科學 依據。

1 材料與方法

1.1 供試有機肥

根據潘運舟等[21］和趙文等[22］的研究成果選取豆粕、精制有機肥、蝦肽氨基酸精制有機肥進行研究，3種肥料的蛋白源分別為豆粕（BP）、骨粉（BB）及蝦肽（SP）。

1.2 有機肥培養

將3種蛋白源商品有機肥于海南大學熱帶農林學院基地試驗田進行礦化分解試驗，土壤類型為熱帶濕潤鐵鋁土。將稱取的3種蛋白源商品有機肥100 g分別裝入0.047 mm的尼龍網袋中，每種9袋，共27袋，埋于表層土壤中，在自然條件下礦化分解，分別于6和12個月后挖出，風干碾磨過2、1、0.25 mm篩，裝入封口袋備用，并應用差減法計算殘留率。礦化分解0、6和12個月的樣品分別編號為豆粕：BP-0、BP-6、BP-12，骨粉：BB-0、BB-6、BB-12，蝦肽：SP-0、SP-6、SP-12， 吸附Pb2+后的豆粕：BP-0-Pb、BP-6-Pb、BP-12-Pb，吸附Pb2+后的骨粉：BB-0-Pb、BB-6-Pb、BB-12-Pb，吸附Pb2+后的蝦肽：SP-0-Pb、SP-6-Pb，SP-12-Pb。重鉻酸鉀容量法測定有機肥有機質含量，有機肥的pH、P及K參考中華人民共和國農業行業標準，NY 525-2012進行測定，CEC采用乙酸鈉交換法進行測定，N、C、H采用元素分析儀（EA2400）進行測定。

1.3 等溫吸附試驗

用NaNO3（0.01 mol/L）溶液為電解質溶液，使用0.1 mol/L的HNO3和NaOH溶液將pH調至5.0，使 用Pb（NO3）2配 制 濃 度 梯 度 分 別 為25、50、 100、150、250、400、600、800、1000 mg/L的Pb2+溶液。分別稱取0.05 g商品有機肥于50 mL離心管中，分別加入25 mL上述濃度梯度的Pb2+溶液，設置3個重復，于25℃恒溫振蕩箱中200 r/min下振蕩24 h后過濾測定Pb2+含量。分別用Langmuir模型和Freundlich模型對吸附曲線進行擬合，公式如下：

式（1）～（3）中，Qe為平衡吸附量（mg/g）， C0為初始重金屬濃度（mg/L），Ce為平衡時的重金屬濃度（mg/L），V為平衡時的溶液體積（L），M為所加商品有機肥的質量（g），Qm為最大理論吸附量（mg/g），KL為Langmuir方程平衡吸附常數 （L/mg），KF為Freundlich方程平衡吸附常數（mg/g）， n值為方程的平衡常數。

1.4 吸附動力學試驗

用Pb（NO3）2配 置100 mg/L的Pb2+溶 液，進行Pb2+的吸附動力學試驗。張家瑋等[23］的研究指出商品有機肥對Pb2+的吸附能力較高，因而選取100 mg/L的Pb2+溶液進行吸附動力學試驗，減少測定時的稀釋倍數，提高精度。以0.01 mol/L NaNO3為背景的電解質，用0.1 mol/L HNO3和0.1 mol/L NaOH調節溶液pH至5.0；稱取商品有機肥0.40 g放置于300 mL塑料瓶中，每管加入200 mL溶液，設置3個重復，在恒溫振蕩箱（25℃、200 r/min）中 振蕩，分別于0.5、1、2、4、8、16、24 h取樣，過濾并測定溶液中重金屬的濃度。運用準一級動力學方程和準二級動力學方程對其吸附動力學過程進行擬合，公式如下：

式（4）～（5）中，t為時間（h），Qt表示t時刻的吸附量（mg/g），Qe為平衡吸附量（mg/g），k1為準一級動力學方程反應速率常數（h-1）；k2為準二級動力學方程反應速率常數[g/（mg·h）］。

1.5 吸附強度及吸附總量

本研究以商品有機肥在濃度梯度中單位質量最大吸附量表示吸附強度，殘留吸附量計算公式如下：

1.6 連續解吸試驗

分別于濃度為1000 mg/L（豆粕）或600 mg/L（骨粉、蝦肽）Pb2+溶液下，吸附平衡后的商品有機肥。經風干后稱取0.05 g，使用提取劑于25℃條件下振蕩，連續提取被商品有機肥吸附的Pb2+，每步提取后離心（5000 r/min，10 min）并過濾，使用原子吸收法測定濾液中的Pb2+濃度，在進行下一步解吸前冷凍干燥。具體方法如下：

生物化學實驗教學采取兩人小組進行實驗，教研室進一步規范實驗小組的管理，實現實驗室責任到組。例如，上課前每班的課代表領回常備儀器柜鑰匙，開柜后以組為單位，先清點儀器，登記簽字，實驗結束后歸還記錄本和鑰匙。實驗室嚴格實施垃圾分類原則，嚴禁生活垃圾進實驗室和廢液倒入下水道，結合考勤考核和臺賬登記，垃圾分類井然有序。規范分組管理后，杜絕之前存在的儀器亂放、垃圾亂扔現象，玻璃儀器的破損率也有所降低。

（1）物理吸附態：加入25 mL去離子水振蕩2 h；

（2）離子交換態：加入8 mL CH3COONH4（1 mol/L，pH=7）振蕩6 h；

（3）氫鍵結合態：加入10 mL CH3COOH（4.37 mol/L）與NH2OH·HCl （0.04 mol/L）混合液振蕩5 h；

（4）絡合態：加入10 mL焦磷酸鈉（0.1 mol/L）振蕩5 h。

1.7 紅外光譜的測定

采用KBr壓片法對有機肥樣品進行傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR）表征（TENSOR27）。

1.8 數據統計和處理

數據處理和分析均采用Origin 2017和SPSS 22.0。不同施肥處理之間的差異采用最小顯著差異法（LSD）進行顯著性檢驗（P＜0.05）。紅外光譜運用儀器自帶的軟件處理和分析，結果采用Origin 2017繪圖。

2 結果與分析

2.1 不同分解階段蛋白源有機肥基本理化性質

表1 不同分解階段蛋白源有機肥基本理化性質

2.2 不同分解階段蛋白源有機肥等溫吸附

采用Langmuir和Freundlich等溫吸附模型模擬3種蛋白源商品有機肥對Pb2+的吸附等溫線 （圖1），擬合參數見表2。比較2種擬合模型的相關性系數R2可知，Freundlich等溫吸附模型適合描述BP-0和BB-0對Pb2+的等溫吸附過程，而其余不同分解階段有機肥對Pb2+的等溫吸附過程更加適合用Langmuir模型描述。根據對Langmuir和Freundlich等溫吸附模型的理論描述可知，BP和BB在未分解階段的吸附方式是多層吸附，隨著分解的進行由多層吸附轉變為了單分子層吸附，而SP在整個礦化分解階段都是單分子層吸附。Langmuir模型中的Qm值代表著理論最大吸附量，值的大小也代表著吸附能力，其吸附能力順序為：BP-12＞BP-6＞SP-0＞BP-0＞SP-6＞BB-0＞SP-12＞BB-12＞BB-6，其中BP-12的最大吸附量達到了316.42 mg/g，而BB-6的最大吸附量僅為170.10 mg/g（表2）。

表2 不同分解階段蛋白源有機肥吸附Pb2+的模型擬合參數

圖1 不同分解階段蛋白源有機肥對Pb2+吸附等溫線

2.3 不同分解階段蛋白源有機肥吸附動力

在Pb2+溶液初始濃度為100 mg/L的條件下，3種蛋白源商品有機肥在不同礦化分解階段對水溶液中Pb2+的吸附量隨時間的變化曲線如圖2所示。 3種蛋白源商品有機肥在各個礦化分解階段對Pb2+的吸附呈先快后慢的趨勢。BP-0、BP-6和BP-12在開始吸附的0.25 h，吸附量分別達到了飽和吸附量的74.16%、86.63%和77.26%，隨后吸附速率開始下降，BP-6和BP-12均于1 h達到吸附平衡點，而BP-0于2 h才達到吸附平衡點；BB-0、BB-6和BB-12在吸附的1 h，吸附量分別達到了飽和吸附量的70.07%、70.79%和70.25%，隨后吸附速率開始下降，BB-0于2 h達到吸附平衡點，而BB-6和BB-12于4 h達到吸附平衡點；SP-0、SP-6和SP-12在開始吸附的0.25 h，吸附量分別達到了飽和吸附量的73.60%、60.53%和72.99%，隨后吸附速率開始下降，SP在不同礦化分解階段對Pb2+的吸附過程均于2 h達到吸附平衡點。由動力學模型擬合參數（表3）可得，BP、BB、SP的3個分解階段的吸附動力學曲線準二級動力學模型擬合的R2更高，所以3種有機肥的吸附過程更符合準二級動力學模型的描述。

圖2 不同分解階段蛋白源有機肥對Pb2+吸附動力學曲線

表3 不同分解階段蛋白源有機肥對Pb2+吸附動力學模型擬合參數

2.4 不同分解階段蛋白源有機肥的吸附強度及吸附總量

3種蛋白源商品有機肥在礦化分解階段對Pb2+的吸附強度如圖3所示。BP在礦化分解過程中吸附強度呈現上升趨勢，而BB和SP在礦化分解過程中吸附強度分別呈現下降趨勢。BP-0、BP-6和BP-12的吸附強度分別為206.34、312.72和336.72 mg/g，BB-0、BB-6和BB-12的吸附強度分別為208.13、180.23和178.53 mg/g，SP-0、SP-6和SP-12的吸附強度分別為228.81、197.28、180.75 mg/g。BP-0與BP-6、BP-12存在顯著差異，而 BP-6與BP-12沒有顯著差異；BB-0與BB-6、BB-12 存在顯著差異，而BB-6與BB-12沒有顯著差異；SP的3個分解階段之間存在顯著差異。

圖3 不同分解階段蛋白源有機肥對Pb2+吸附強度

3種蛋白源商品有機肥在不同分解階段對Pb2+的吸附總量如圖4所示。3種蛋白源商品有機肥在礦化分解過程中吸附總量呈現下降趨勢。BP-0、BP-6和BP-12的吸附總量分別為206.34、226.27和145.99 mg，BB-0、BB-6和BB-12的吸附總量分 別 為208.13、156.25和140.04 mg，SP-0、SP-6 和SP-12的吸附總量分別為228.81、178.68和133.73 mg。BP-0與BP-6沒有顯著差異，BP-12與BP-0、BP-6存在顯著差異；BB-0與BB-6、BB-12存在顯著差異，BB-6與BB-12沒有顯著差異；SP的3個礦化分解階段之間均存在顯著差異。

圖4 不同分解階段蛋白源有機肥對Pb2+吸附總量

2.5 不同分解階段蛋白源有機肥吸附Pb2+的吸附形態

3種蛋白源商品有機肥各礦化分解階段對Pb2+吸附的形態占比如圖5所示。BP在整個礦化分解過程中Pb2+吸附的主要形態是離子交換態和氫鍵結合態，礦化分解后物理吸附態和氫鍵結合態增加，離子交換態和絡合態減少。BP的物理吸附態由1.08%增加到1.67%，氫鍵結合態由28.84%增加到38.30%，離子交換態由46.70%減少到41.57%，絡合態由23.38%減少到18.47%。BB在整個礦化分解過程中Pb2+吸附的主要形態是氫鍵結合態和離子交換態，占比約90%，在礦化分解后BB的氫鍵結合態增加，而其余3種形態下降。BB的氫鍵結合態由59.27%增加到64.01%，物理吸附態由1.31%減少到0.16%，離子交換態由30.01%減少到26.92%。SP在整個礦化分解過程中Pb2+吸附的主要形態是離子交換態、氫鍵結合態和絡合態，礦化分解后物理吸附態、離子交換態及絡合態減少，氫鍵結合態增加。SP的氫鍵結合態由28.08%增加到44.16%，物理吸附態由1.60%減少到0.07%，離子交換態由40.11%減少到30.40%，絡合態由30.21%減少到25.37%。

圖5 不同分解階段蛋白源有機肥對Pb2+的吸附形態

2.6 不同分解階段蛋白源有機肥吸附Pb2+前后的紅外光譜

不同分解時期蛋白源商品有機肥吸附Pb2+前后紅外光譜如圖6所示，蛋白源商品有機肥在分解過程中擁有相似的紅外光譜，主要的紅外特征峰相同，有機肥各個分解階段都在3406、2962、1622、1423 cm-1處出現吸收峰，分別對應：O—H的拉伸、脂肪性CH2的C—H振動、酰胺變形振動、N—H伯酰胺的伸縮振動。根據主要吸附峰強度得到：BP-6＞BP-12＞BP-0、BB-0＞BB-12＞BB-6、SP-0＞SP-6＞SP-12。說明隨著分解的進行，BP的官能團數量先增加后減少，BB的官能團數量先減少后增加，SP的官能團數量一直減少。表明在分解過程中，BP的羧酸官能團增加，O—H鍵振動增強，而BB和SP在分解過程中纖維素、半纖維素、淀粉及多糖和單糖等碳水化合物分解，導致—OH 減少。BP在分解過程中，羧酸官能團和脂肪酸官能團增加，而BB和SP脂肪類物質被消耗導致脂肪性官能團振動減弱。BP的各個分解階段吸附Pb2+后，BP-0-Pb較BP-0位于1113 cm-1（氨基酸中的伸縮振動）的特征峰消失，BP-6-Pb和BP-12-Pb較BP-6和BP-12位于1622 cm-1（酰胺I變形振動）的特征峰由單峰變為了肩峰，表明該位置的官能團數量減少。BB的各個分解階段吸附Pb2+后，BB-0-Pb較BB-0位于1101 cm-1（氨基酸伸縮振動）的特征峰轉為肩峰，BB-6-Pb和BB-12-Pb位于1101 cm-1（氨基酸C=O 伸縮振動）較BB-6和BB-12位于1034 cm-1（胺類C—N伸縮振動）的特征峰減弱，1624 cm-1（酰胺I變形振動）處單峰變為了肩峰。SP的各個分解階段吸附Pb2+后，SP-0-Pb、SP-6-Pb、SP-12-Pb位于1634 cm-1（酰胺變形振動）處的特征峰變為了肩峰，1130 cm-1（氨基酸伸縮振動）處的特征峰消失。

圖6 不同分解階段蛋白源有機肥吸附Pb2+前后的紅外光譜圖

2.7 不同分解階段蛋白源有機肥的最大吸附量與有機肥理化性質的相關性

不同分解階段蛋白源商品有機肥的最大吸附量與自身性質的相關性如表4所示，有機肥的最大吸附量與自身的有機質、pH、CEC、H/C、N、C、H呈正相關。由表4可得，有機肥最大吸附量與pH達到了極顯著的相關性，與H/C、H達到了顯著的相關性。相關系數從大到小為pH＞H/C＞有機質＞H＞C＞N＞CEC，其中與pH的相關系數最大，達到了0.583。

表4 不同分解階段蛋白源有機肥的最大吸附量與自身性質的相關性

3 討論

3.1 不同分解階段蛋白源有機肥的吸附特征

未分解階段3種有機肥的最大吸附量和吸附強度順序均為蝦肽＞豆粕＞骨粉，這與有機肥的組成與性質有關，與前人發現不同原材料制備的有機肥由于其有機質、CEC、pH等理化性質相差很大而影響有機肥對Pb的吸附相符合[24］。本試驗結果顯示未分解階段蝦肽的有機質、pH、H/C最大。有研究顯示，有機質能增加有機碳在土壤中的累積，使土壤表面的負離子數量發生改變，并通過表面絡合、沉淀、離子交換等作用形成穩定的復合 物[25-26］。許端平等[26］研究發現在低pH的環境下溶液中存在大量H+，這些H+會與Pb2+產生競爭作用，占據生物炭的吸附位點從而降低吸附量。本研究中有機肥的最大吸附量與有機肥自身的pH有極顯著正相關（相關系數0.583）的關系，與H/C（相關系數0.447）、H（相關系數0.387）有顯著正相關的關系，這些因素可能是造成蝦肽在未分解階段最大吸附量和吸附強度最大的原因。在礦化分解過程中豆粕的最大吸附量和吸附強度比未分解時顯著上升，而骨粉和蝦肽在分解過程中最大吸附量和吸附強度比未分解時下降。與董婧等[27］的研究結果相類似，秸稈因發酵后增加了秸稈表面活性官能團的數量從而對溶液中Pb2+的吸附量大幅增加。從本研究的紅外圖譜中可以看出，豆粕有機肥隨著分解的進行活性官能團數量增加，而骨粉和蝦肽的活性官能團數量下降，這可能是導致有機肥在分解過程中最大吸附量和吸附強度不同變化的原因。豆粕、骨粉及蝦肽在礦化分解過程中對于Pb2+的吸附總量均有所減小，表明部分被吸附的Pb2+有隨礦化分解而釋放的風險。朱維等[16］研究中發現，由于秸稈的有機碳礦化速率高，礦化分解后其自身中的重金屬會重新釋放回土壤中。張云青等[28］也發現，施用畜禽糞便有機肥于農田土壤中，有機肥在礦化分解過程中有機肥的生物有效性會呈先下降后增長的趨勢。這與本研究結果相類似，被吸附的重金屬隨著蛋白源有機肥在礦化分解中物質被分解從而被釋放，這就是吸附總量下降的原因。

等溫吸附模型擬合結果顯示，豆粕和骨粉在礦化分解過程中的吸附由雙分子層吸附變為了表面單分子層吸附，說明豆粕和骨粉在礦化分解后吸附位點的異質性降低。而蝦肽在礦化分解過程中一直是表面單分子層吸附，吸附方式未發生改變。陳龍等[29］發現，豆粕、骨粉和蝦肽有機肥隨著礦化分解的進行有機肥的蛋白含量減少，有機質的穩定性增加，且豆粕與骨粉的物質組成相似，而蝦肽有著最高的穩定性有機碳含量。本研究結果與之相似，說明了豆粕與骨粉在分解過程中隨著蛋白的分解，結構趨于穩定，由雙分子層吸附變為了單分子層吸附，而蝦肽由于穩定的結構一直保持單分子層吸附[29］。 動力學模型擬合結果可以發現豆粕、骨粉和蝦肽在分解過程對于溶液中Pb2+的吸附主要是物理化學復合吸附，且以化學吸附為主要限制因素。蘭天 等[30］和嵇夢圓等[31］研究發現準二級動力學模型可以更好地反映生物炭對Pb2+的吸附過程。本研究與前人結果一致，說明豆粕、骨粉和蝦肽有機肥在礦化分解的過程中以化學吸附為主，在解吸試驗中3種有機肥不同礦化分解階段的物理吸附態占比最小也印證了這個結果。

3.2 不同分解階段蛋白源有機肥的解吸特征

豆粕、蝦肽和骨粉通過解吸試驗顯示，吸附Pb2+的主要形態是離子交換態、氫鍵結合態和絡合態。有機肥的氫鍵結合態主要是重金屬在溶液中水合物與有機肥表面的含氧官能團之間的氫鍵作用產生的吸附，絡合態是重金屬離子在有機肥表面發生了配位反應，相較其余2種形態更加穩定[19］。林生 等[19］研究豆粕吸附重金屬形態也是離子交換態、氫鍵結合態和絡合態。同時，前人的許多研究表明，有機物料與重金屬主要結合機制有離子交換、表面絡合及靜電結合等，且受到pH、溫度及重金屬和有機物料本身性質的影響[32-33］。蘭天等[30］研究表明，玉米秸稈生物炭對Pb的吸附量會隨著pH的增加而增加，且主要以氫鍵結合態為主。本研究的3種有機肥由于原材料不同導致有機肥的腐殖質存在差異，腐殖質會直接影響有機肥的pH從而影響有機肥與重金屬的結合方式。試驗結果表明，隨著礦化分解的進行骨粉和蝦肽吸附Pb2+的形態趨向穩定。并且通過傅里葉變換紅外光譜的結果可以得到，豆粕和蝦肽的3個分解階段在吸附Pb2+后氨基酸的振動特征峰均消失，骨粉3個分解階段則減弱。礦化分解半年和一年的豆粕和骨粉酰胺的強度也減弱變為肩峰。蝦肽的3個分解階段吸附Pb2+后酰胺的強度也減弱為肩峰。有機質在吸附重金屬后可以從其紅外光譜特征峰變弱或消失，可推斷吸附結合重金屬的官能團，同時不同的結合方式對特征峰的影響不同。Souza等[34］研究證明，通過氫鍵力、疏水基力或范德華力作用與重金屬相結合會增強紅外光譜特征峰，通過化學反應則會消弱特征峰。熊娟[35］研究表明， —COOPb、—OPb是腐植酸對溶液中Pb2+的主要吸附形態。本研究結果表明，在3種蛋白源有機肥中的含氧官能團是主要的吸附官能，這與前人研究結果相似。

4 結論

在本研究3種蛋白源有機肥中，未礦化分解時豆粕和骨粉等溫吸附更符合Freundlich模型，礦化分解后更符合Langmuir模型，而蝦肽分解前后等溫吸附更符合Langmuir模型。未礦化分解時蝦肽最大吸附量最大（246.01 mg/g），而在礦化分解過程中，豆粕最大吸附量和吸附強度顯著上升，而其余有機肥呈下降趨勢，豆粕在礦化分解一年時最大吸附量達到最大（316.42 mg/g）。豆粕、骨粉和蝦肽在動力學吸附過程中均以準二級動力學模型的擬合度更高。3種蛋白源有機肥在礦化分解過程中吸附總量下降，吸附Pb2+的主要形態是離子交換態、氫鍵結合態和絡合態，含氧官能團是影響蛋白源商品有機肥吸附Pb2+的主要原因。綜上所述，在選用有機肥時可以優先考慮豆粕，但隨著有機肥礦化分解，被吸附重金屬存在一定程度的再釋放風險，需要合理施用有機肥，預防環境風險。