水稻土溶解性有機質與Cu2+結合過程及機制研究

周浩，林躍勝，方鳳滿，陰俐，葛磊，陳輝，李時銀，姚有如*

（1.安徽師范大學地理與旅游學院，安徽 蕪湖 241003；2.江淮流域地表過程與區域響應安徽省重點實驗室，安徽 蕪湖 241003；3.南京師范大學環境學院，南京 210023）

伴隨著工農業的現代化發展，大量污染物的排放使得土壤重金屬污染問題日益突出，越來越受到人們的關注[1]。銅（Cu）是動植物生長發育過程中必不可少的微量元素，作為動植物體內氧化酶的主要成分，對某些酶類具有活化作用。

然而，攝入過量的Cu2+會對生物體造成危害，研究表明，在農業活動過程中，Cu2+的過量攝入會導致作物細胞質膜兩側產生一定的濃度差并且增強膜脂過氧化作用，細胞質膜透性變大，導致生物體內所必需的鉀離子流出細胞膜外，從而對細胞質膜產生一定的損害，影響作物的產量。并且累積于作物體內的Cu2+通過食物鏈過量進入人體會誘發癌癥，危害人體健康[2]。因此，洞悉農田土壤環境中Cu2+遷移與轉化過程具有重要意義。

有機質作為土壤中的重要組成部分，對Cu2+的遷移轉化有著重要的影響。一方面其所具有的基團可以通過鍵位作用與Cu2+形成絡合物，同時其表面所帶有的負電荷對于Cu2+起吸附的作用；另一方面，有機質進入土壤后，通過生物的分解作用形成大量的游離態陽離子，這些陽離子會與Cu2+競爭吸附點位，減少土壤膠體對于Cu2+的吸附，從而增加Cu2+的活性[3]。溶解性有機質（DOM）是一類結構復雜且化學活性較強的有機混合物，普遍存在于環境介質中。土壤中的DOM 組分由腐植酸、富里酸、胡敏酸及各種親水有機酸組成，其所包含的各種游離的氨基酸、有機酸、多酚等物質會影響土壤中營養元素N、P、K 的生物可利用度以及相關污染物的轉移能力[4]。研究表明，在不同環境介質中DOM 與重金屬之間均存在不同程度相關性，研究人員針對不同季節的湖泊水體，不同類型的土壤以及生物質炭，展開DOM 與金屬離子之間的光譜分析，結果表明DOM 的熒光強度隨著金屬離子濃度的升高發生了淬滅現象，并且各熒光組分均與金屬離子有不同程度地絡合[5-7]。

在土壤環境中，DOM 既可以直接與重金屬離子發生絡合作用，也可以通過改變土壤自身的理化性質從而影響其對重金屬的吸附作用[8]。另外，土壤DOM中所含有的官能團（羧基、羥基和含硫基官能團等）可與重金屬污染物發生吸附-解析、氧化-還原、離子交換、配位絡合/螯合等反應[9]。因此，在DOM 的參與下，土壤中重金屬的遷移轉化過程更加復雜，需要進一步研究探討。并且，對于高Cu2+含量背景農田土壤，水稻土中的DOM 與Cu2+之間的結合機制還不清楚，需要進一步研究。

安徽省廬江縣地處江淮之間，是我國水稻優勢產業帶，全縣稻田種植約10 萬hm2，水稻產量位居安徽省首位[10]。同時該縣位于郯廬地震帶，地區有色金屬礦藏豐富[11]。課題組對廬江縣土壤中的重金屬進行檢測（90 個水稻土壤樣品），發現土壤中Cu 的平均含量為35.0 mg·kg-1，顯著高于當地的背景值（21.65 mg·kg-1）。基于上述原因，開展廬江縣稻田土壤中DOM與Cu2+之間的結合過程和機制研究，有利于揭示農田土壤中Cu2+遷移轉化行為。

本研究以廬江縣的水稻土壤作為研究對象，研究水稻土壤中DOM 的組成、來源以及微觀形貌，采用熒光淬滅實驗、二維相關光譜以及X 射線光電子能譜（XPS）等方法分析DOM 與Cu2+的絡合過程和機制，為進一步了解DOM 參與下農業土壤中Cu2+的遷移特性提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

安徽省廬江縣水稻種植歷史悠久，本研究采樣地位于廬江縣白湖鎮（31°13'07″N，117°22'14″E），采樣地水稻種植年限超過20 a，且種植過程中未曾改變土地利用類型。水稻田供肥方式以農用復合肥（磷酸銨、尿素）為主，并少量施用有機肥。另外，該地大部分水稻秸稈被居民回收作為生物燃料，少量用于田間堆肥。

1.2 DOM的提取和分析

供試土壤于2020 年12 月采集，為0~20 cm 表層休耕水稻土壤。經測定樣地農田土壤有機質含量為（24.60±10.74）mg·kg-1，pH為6.1±1.1。

將風干磨碎后的水稻土過0.150 mm 篩，篩后的土壤按照1∶10（m∶V）的固/液比與超純水混合，于25 ℃室溫下振蕩24 h（220 r·min-1），將振蕩完成樣品置于4 000 r·min-1轉速下離心，離心時間為30 min，取上清液，使用0.45 μm 玻璃纖維濾膜過濾，得到的濾液即為DOM 溶液，將其放置于500 mL 棕色玻璃瓶中，避光保存在4 ℃冰箱中，除了冷凍干燥的DOM 樣品，其余上機測定的樣品會在24 h內進行測定。使用TOC 分析儀（Multi N/C3100，Analytik Jena，德國）測定溶解性有機碳（DOC）含量，計算樣品的DOM 含量，土壤DOM中Cu2+濃度為（0.011±0.005）mg·L-1。

部分DOM 原液離心，經過真空冷凍干燥機（FD-1A-50，長沙巴躍）干燥后，得到一定量粉末，用于后續掃描電鏡、透射電鏡實驗。

1.3 DOM和Cu2+的絡合滴定實驗

避免內濾作用（當熒光體濃度較大或與其他吸光物質共存時，熒光體或其他吸光物質對于激發光或發射光的吸收，導致熒光減弱的現象），將DOM 溶液進行 稀 釋 使 其 濃 度 為10.0 mg·L-1[12]，滴 加0.1 mol·L-1NaOH 或HCl 溶液調節溶液pH 為7.0±0.1，防止產生沉淀。滴加濃度為0.1 mol·L-1CuSO4到25 mL DOM溶液中，生成一系列的滴定樣品，樣品溶液中添加的Cu2+的濃度分別為0、5、10、20、30、50、75、100 μmol·L-1。隨后，將滴定樣品在25 ℃下避光振蕩24 h，使其達到絡合平衡，對絡合溶液進行動態光散射、三維熒光以及同步熒光等方法展開分析。同時，為了進一步研究DOM 對Cu2+絡合能力，通過離子選擇性電極法分析了DOM 與Cu2+的結合常數。游離態Cu2+測定采用Cu 離子選擇性電極（PCu-1-01，上海雷磁），記錄儀為奧立龍Orion Star?A211。在100 mL 藍色絲口瓶內加入2 mL 的電解質（5 mol·L-1NaNO3），隨后加入DOM 母液，并定容使稀釋后溶液的TOC 濃度為0.5 mg·L-1。將溶液轉移到燒杯中，調節溶液的pH 值為4.0±0.1。在連續攪拌的條件下，用逐步加入CuSO4溶液進行滴定，記錄滴加過程中游離態Cu2+的濃度變化。

分別制取200 mL Cu2+濃度為0、100 μmol·L-1的絡合溶液進行冷凍干燥，以得到足夠的粉末樣品用于后續的實驗。

1.4 Zeta電位以及粒徑的測定

采用動態光散射分析儀（Zetasizer Nano ZS，Mal?vern Instruments，英國）測定不同條件下土壤DOM 的粒徑分布和Zeta 電位，測定之前使用超聲分散30 min。

1.5 光譜測定

對絡合溶液進行紫外-可見光譜分析，以2 nm 為間隔，采用紫外-可見分光光度計掃描200~920 nm 波長范圍內的吸收光譜，同時以超純水為空白。

計算SUVA254的值，其可用來表征DOM 的芳香化程度[13]，計算過程見公式（1）：

式中，a254是樣品在波長254 nm 處的吸收系數，m-1；A254是波長254 nm處的吸光度；lL是比色皿的寬度，m。

EET/EBz為253 nm與220 nm處吸光度的比值，其值的大小可用來表征DOM 芳香環上取代基的種類以及取代程度[14]。上述實驗均重復3次。

DOM 樣品的熒光光譜使用熒光光譜儀（F97Pro，上海棱光）進行測定，激發波長（Ex）波長范圍為200~450 nm（增量為5 nm），發射（Em）波長范圍為25~550 nm（增量1 nm），掃描速度為2 400 nm·min-1，狹縫均5 nm。同步熒光激發波長為250~550 nm，恒定偏移量Δλ=60 nm，激發和發射狹縫寬度為5 nm，掃描速度為240 nm·min-1。以超純水為空白，光源為150 W 無臭氧氙弧燈，系統自動校正瑞利和拉曼散射。

熒光指數（FI）為當Ex=370 nm，Em 為450 nm 與500 nm 的熒光強度比值，可以指示DOM 中腐殖質的來源[15]，腐殖化指標（HIX）為當Ex=254 nm，Em分別為434~480 nm 區域積分值與300~346 nm 區域積分值的比值，一般指示DOM腐殖化程度[16]，自生源指標（BIX）為當Ex=310 nm 時，Em 分別為380 nm 和430 nm 處的熒光強度比值，可以指示DOM自生源特征強弱[17]。

1.6 DOM與Cu2+絡合參數擬合

采用改進后的Stern-Volmer絡合模型來確定Cu2+與DOM 中不同熒光組分之間的絡合能力，為了定量描述絡合作用，假設Cu2+與DOM 之間形成1∶1的絡合物。改進的Stern-Volmer 方程如公式（2）所示[18]：式中，F0和F代表沒有滴加Cu2+以及不同Cu2+濃度CM（mol·L-1）時DOM 組分的熒光強度，KM表示DOM 與Cu2+之間絡合的條件穩定常數，f代表DOM 參與Cu2+絡合的熒光團比例，KM和f可從線性擬合中獲得，對KM取對數得到絡合穩定常數lgKM。

基于離子選擇性電極法對DOM 與Cu2+絡合參數的計算方法如下所示，土壤DOM 與Cu2+以1∶1進行絡合反應。根據平衡方程（3）計算得到：

式中，M總為加入的Cu2+總量（μmol）；M為游離Cu2+；D總為DOM 中DOC 濃度（mg·L-1）；ML為絡合物濃度（μmol·L-1）。

1.7 二維（2D-COS）分析

為了研究添加的Cu2+與DOM 結合的具體情況。對不同Cu2+濃度梯度下所發生的絡合反應后制得的DOM 樣品的同步熒光光譜進行2D-COS 分析。根據Noda 理論和Ozaki 所提供的方法[19]，采用“2D Shige 軟件”分析。

1.8 SEM、TEM、XPS表征分析

使用掃描電子顯微鏡（SEM）（Gemini 300，ZEISS，德國）表征干燥后DOM 以及DOM 與Cu2+絡合反應之后樣品的表面形貌，其中，加速電壓為0.02~30 kV。采用透射電子顯微鏡（TEM）（JEOL 2100F，JEOL 公司，日本）觀察DOM 的形貌和粒徑，加速電壓為200 kV。使用X 射線光電子能譜儀（XPS）（ESCALab250，Thermo Fisher Scientific，美國）對DOM 的表面元素組分及其化學形態進行表征。

1.9 數據分析

使用SPSS 20.0 軟件進行數據的分析和檢驗，圖形繪制采用Origin 2019、XPSPEAK41 軟件。其中，非參數檢驗（單樣本K-S 檢驗）被用于數據間的差異性檢驗。

2 結果與討論

2.1 水稻土DOM含量和結構特征

水稻土DOM 的含量為（604.2±79.7）mg·kg-1，由紫外-可見光譜參數計算得到SUVA254值為（3.25±0.07）L·（mg·m）-1。SUVA254值的大小與芳香族化合物和腐殖質中的C C 鍵，CO 鍵 以及 與DOM 分 子量的大小存在一定的相關性[13]。一般而言，SUVA254的值越大，表明DOM 的分子量越大[20]。此外，SUVA254還與DOM 組分的親疏水性有關，SUVA254>4 L·（mg·m）-1時，表明此時DOM 中的組分呈現出疏水性特征，且DOM 中含有的芳香物質較多[21]。廬江縣水稻土DOM 的SUVA254值低于4 L·（mg·m）-1，表明水稻土DOM 組分主要由親水性物質構成。土壤腐殖質是非晶態物質，它具有高度的親水性，說明廬江縣水稻土中DOM 以親水性腐殖質為主。作為結構復雜、性質穩定的特殊性質的高分子化合物，腐殖質的存在直接影響到土壤中的Cu2+的遷移轉化過程。同時，EET/EBz的值為0.496±0.005，表明該土壤DOM 的芳香結構中含有一定量的含氧官能團[22]。這些含氧官能團對Cu2+的遷移與轉化起著重要作用[14]，研究表明，僅酚羥基與Cu2+的絡合常數高達7.95[23]。因此，水稻土DOM表面的官能團會加速其與Cu2+的結合行為。

另外，DOM 表面所具有的負電荷也會影響其與Cu2+的結合過程。廬江縣土壤DOM 的平均粒徑為（174.4±1.5）nm，初始的Zeta 電位為（-17.7±0.8）mV，說明DOM 具有典型的土壤膠體特性，土壤的有機膠體與重金屬可以通過靜電吸附、陽離子橋接及氫鍵合等作用聯結在一起。并且，DOM 顆粒平均粒徑僅174.4 nm。這種穩定的納米顆粒能夠通過表面孔隙吸附和靜電作用與Cu2+進行結合。

DOM 中類富里酸和類腐植酸的組分也是實現與Cu2+結合的關鍵因素。通過分析廬江縣水稻土DOM三維熒光光譜可知（圖1），土壤DOM存在兩個熒光峰值區，分別為類腐植酸熒光峰C1（λEx/λEm=350 nm/440 nm）及類富里酸熒光峰C2（λEx/λEm=270 nm/530 nm）[17]。說明該類型土壤DOM 組分構成以類腐植酸和類富里酸為主，缺乏蛋白質類物質，這可能與廬江縣水稻種植年限有關，相關研究表明隨著水稻種植年限增加，土壤DOM 中類腐殖物質不斷增加而蛋白質類物質累積則會變少，芳香度升高[24]。該結果與上述SUVA254值低于4 L·（mg·m）-1相符合，說明廬江縣水稻土DOM中以親水性腐殖質類物質為主，蛋白質類物質偏少。

圖1 水稻土溶解性有機質組分熒光圖譜特征Figure 1 Fluorescence pattern characteristics of dissolved organic matter components of paddy soil

2.2 水稻土DOM的來源分析

目前用來表征DOM 來源的熒光特征參數主要有FI、BIX。其中FI 可以反映環境中類腐殖質的來源情況[15]，并且FI 值與富里酸的芳香性存在一定的相關性[25-26]。研究表明，FI 存在兩個端源值，FI 為1.4 時，指示DOM 主要為外源輸入；FI 為1.9 時，指示DOM 為內源輸入。本研究中土壤DOM 的FI 為1.49，表明DOM 來源既有陸源輸入，也有內部微生物活動作用。BIX 可以指示DOM 的自生源特征，同時也可以反映生物的可利用性。BIX>1 時，DOM 自生來源特征明顯，BIX<1 時，DOM 的自生源特征不顯著[17]。本研究中的土壤BIX 為0.68，表明該區水稻土DOM 自生源特征較弱，類蛋白成分較少，土壤DOM 中的生物活性較低。土壤微生物的代謝產物會直接影響土壤腐殖質化程度及其與重金屬之間的絡合強度[27]。然而，水稻種植過程中土壤的耕作方式、肥料的組成、殺蟲劑和其他化學制劑的使用均直接影響了土壤微生物活性[27]。

2.3 水稻土DOM與Cu2+結合過程

2.3.1 添加不同Cu2+濃度下DOM 的粒徑與Zeta 電位變化

隨著添加Cu2+濃度的升高，DOM 的凝聚現象明顯。添加不同Cu2+濃度下，廬江縣水稻土DOM 中所測的粒徑變化如圖2 所示。由圖2 可知，隨著Cu2+濃度的不斷升高，DOM 粒徑不斷增大。其中，當添加的Cu2+濃度達到75 μmol·L-1和100 μmol·L-1時，DOM 的粒徑顯著高于其他濃度Cu2+添加時DOM 的粒徑。同時，在未添加Cu2+的土壤DOM 中，實驗測得其Zeta 電位為（-17.7±0.8）mV，隨著添加Cu2+濃度增加至100 μmol·L-1，其Zeta電位上升至（-13.4±0.78）mV。結果表明：Cu2+的添加，使得DOM 的Zeta 電位（絕對值）呈現降低趨勢。這是因為DOM 初始狀態為負電荷，不斷添加帶有正電荷的Cu2+會與DOM 表面的負電荷進行結合，從而實現電中和。Cu2+的添加使得DOM表面所帶有的負電荷量減少，因此DOM 的Zeta 電位的絕對值減小。另外Cu2+是以CuSO4的形式進入到土壤DOM 中，CuSO4為酸性溶液，添加會使DOM 的pH 值降低，DOM 的H+增加，也導致了土壤DOM 的負電荷被電中和[28]。而Zeta 電位與DOM 分散的穩定性相關[29]。根據DLVO 理論[30]，DOM 作為一種典型的膠體物質，其表面Zeta 電位（絕對值）隨著Cu2+濃度的增加而減小。說明DOM 膠體的電雙層逐漸被壓縮，其厚度隨著Cu2+濃度的增加而減小，進而降低了Zeta 電位。當DOM 膠體表面的雙電層被壓縮，膠體顆粒斥力勢能降低，導致DOM 膠體更容易呈現出團聚的趨勢。而DOM 與Cu2+傾向于結合并呈現團聚的趨勢，原因主要來源于兩個方面，一方面是DOM 表面的負電荷與Cu2+所攜帶的正電荷，通過靜電斥力相結合。另一方面，DOM 顆粒表面具有多孔結構和眾多官能團，這些特性能夠吸附游離的Cu2+，導致DOM 粒徑呈現增大的趨勢（圖2）。在不同Cu2+濃度下，DOM 顆粒的粒徑和表面電荷的變化，會影響與Cu2+的結合過程和遷移行為。

兩種大米淀粉濕熱處理前后的核磁共振碳譜圖譜出峰位置及其相應的螺旋結構含量如表2所示。其中C1所在的化學位移中102×10-6和103×10-6所對應的區域表示單螺旋的存在，而 101.5×10-6、100.5×10-6和99.4×10-6對應的區域表示有雙螺旋的存在[11]。

圖2 添加不同Cu2+濃度下水稻土溶解性有機質粒徑變化特征Figure 2 Particle size variation characteristics of dissolved organic matter in paddy soil under different Cu2+concentrations

2.3.2 添加不同Cu2+濃度下DOM的熒光淬滅過程

在添加Cu2+的條件下，水稻土DOM 熒光峰發生了明顯的淬滅（圖3），其中，兩組熒光峰的熒光強度隨著Cu2+添加量的不斷增加呈現出下降趨勢。表明Cu2+對土壤的DOM 組分有明顯的淬滅作用。當DOM溶液中添加的Cu2+濃度從0 μmol·L-1上升至100 μmol·L-1時，C1（類腐植酸）和C2（類富里酸）的Fmax分別降低至原來的54.6%和59.2%（圖4）。結果表明水稻土中DOM 所存在的兩種組分均可與Cu2+進行結合，導致其熒光強度降低。但是由于不同組分間其所含有的能夠與Cu2+結合的官能團種類和數量不同，導致了其淬滅程度呈現出一定的差異[18]。

圖3 添加不同Cu2+濃度下水稻土溶解性有機質的熒光淬滅過程Figure 3 Fluorescence quenching process of dissolved organic matter in paddy soil with addition of different Cu2+concentrations

圖4 添加不同濃度Cu2+后溶解性有機質不同組分的熒光淬滅曲線Figure 4 Fluorescence quenching curves of different components of dissolved organic matter after dropwise addition of different concentrations of Cu2+

2.3.3 DOM組分與Cu2+的結合參數特征

利用改進的Stern-Volmer 方程，分析DOM 中各類熒光組分與Cu2+作用的絡合穩定常數（lgKM），并進一步分析DOM 中與Cu2+結合的各組分熒光基團比例關系。結果如圖5a 中所示，DOM 組分的F0（/F0-F）與CM-1之間均有著良好的線性關系（R2=0.95，0.98），表明該方程很好地描述了熒光淬滅過程。并且DOM 中C1、C2 與Cu2+的絡合穩定常數lgKM分別為5.07、4.81，表明類腐植酸組分與Cu2+的絡合力強于類富里酸組分。因為，類腐植酸的腐殖化程度較高，并且所含有的較多芳香性物質，致使類腐植酸存在著更多與金屬離子結合的官能團[12]。從結合熒光團比例（f值）來看，DOM 中C1 組分與Cu2+配位的熒光基團比例為0.51，明顯高于C2中的0.39，這是因為土壤DOM 組分中類腐植酸與Cu2+相互作用形成了多齒復合物，或因類富里酸本身具有較少的含氧官能團，難與Cu2+相互結合[31]。

圖5 溶解性有機質與Cu2+的結合過程擬合Figure 5 Fitting of complexation process between dissolved organic matter and Cu2+

DOM 中不同組分的絡合位點對Cu2+絡合能力不完全相同，因此根據對Cu2+的絡合能力的不同對曲線進行分段擬合（圖5b）。第一組分體現與Cu2+離子有較強絡合能力的成分。而第二組分表示對Cu2+絡合能力較弱的成分。研究結果表明，兩部分絡合位的條件穩定常數（lgK）分別5.12 和3.78。該結果與基于熒光強度值擬合得出的絡合常數具有一致性。理論上，配位體的條件穩定常數越大，說明其配位體對金屬離子的配位能力越強。這也證實了DOM 中類腐植酸組分與Cu2+的配位能力強于類富里酸組分。

2.3.4 DOM與Cu2+結合前后表面形貌變化

DOM 與Cu2+結合前后表面形貌變化特征如圖6所示。在DOM 與Cu2+結合之前，其顆粒表面呈現出類蜂窩狀特征，孔隙密布、疏松多孔（圖6a）。在微觀視角下DOM 顆粒呈梭狀特征、表面粗糙不平，具有明顯的介孔和微孔結構（圖6b）。在DOM 與Cu2+結合之后，DOM 顆粒表面形貌發生了巨大變化（圖6c 和6d），表面由蜂窩狀的形態轉變成了針狀特征，且表面平滑，多孔結構消失。200 nm 尺度下顯示，DOM 與Cu2+結合后的孔隙結構基本消失，平滑狀更加明顯（圖6d），這主要由于DOM 通過表面的孔隙吸附了部分Cu2+，導致其表面變得平滑。

圖6 水稻土溶解性有機質及其與Cu2+結合后SEM圖Figure 6 SEM diagram of paddy soil dissolved organic matter and its binding with Cu2+

DOM 與Cu2+結合前后表面TEM 圖如圖7 所示。在DOM 與Cu2+結合之前，其呈現出破碎狀態（圖7a），微觀視角下DOM 的顆粒細小分散且表面粗糙不平（圖7b）。在DOM 與Cu2+結合之后，DOM 的形態發生明顯改變（圖7c 和圖7d）。DOM 從原本的破碎狀態變成了大塊的結晶結合形態，粒徑能達到4~5 μm 左右。Cu2+的添加，使其彼此之間發生絡合，微粒之間凝聚在一起，粒徑增大，并且Cu2+的添加，使得DOM微粒表面平整（圖7d）。

圖7 水稻土溶解性有機質及其與Cu2+結合后TEM圖Figure 7 Paddy soil dissolved organic matter and its TEM diagram after binding with Cu2+

2.4 DOM與Cu2+的結合機制

DOM 與Cu2+結合的同步熒光光譜如圖8a 所示。DOM 的同步熒光光譜圖的自發峰出現在三個位置，主要位于418、520 nm 和348 nm 處，其中，418 nm 和520 nm 自發峰代表了類腐植酸組分，而348 nm 處自發峰代表了類富里酸組分[32]。且圖中所出現均為正交叉峰，表明DOM 中這兩組組分的熒光強度與所添加的Cu2+濃度呈負相關關系，并且廬江縣水稻土中DOM的各個組分對Cu2+均具有較高的敏感性。

圖8 水稻土溶解性有機質與Cu2+絡合的同步（a）/異步（b）二維相關光譜圖Figure 8 Synchronous（a）/asynchronous（b）two-dimensional correlation spectra of paddy soil dissolved organic matter and Cu2+complex

異步光譜圖則可用來表示DOM 不同組分其不同位點在添加Cu2+后其熒光強度的變化趨勢，從而揭示DOM 與Cu2+的具體絡合位點以及順序。如圖8b 所示，DOM 與Cu2+結合的異步圖其對角線左上方存在435 nm/400（350）nm 2 個負交叉峰以及520 nm/435 nm（375）、400 nm/365 nm處3個正交叉峰。根據Noda的規則[19]，DOM 組分與Cu2+的絡合順序為350 nm→400 nm→435 nm→375 nm→365 nm→520 nm，即短波類腐植酸→長波類腐植酸→短波類富里酸-長波類富里酸。由此可見，稻田土壤DOM 中的類腐植酸組分優先與Cu2+發生絡合反應，尤其以短波類腐植酸其中的酚基、羥基和酚羥基等基團對Cu2+的添加表現得更為敏感。研究表明，由于腐植酸含有較多的羥基、酚羥基和易降解組分，因此，在環境中，其反應活性更高，可以為Cu2+提供更多的結合位點[33]。

2.4.2 X射線光電子能譜（XPS）分析

為了明確水稻土DOM 與Cu2+之間的反應機理，采用XPS 對干燥后的DOM（添加/未添加Cu2+）進行掃描（圖9a）。從圖9a 中可以看到，未添加Cu2+的DOM的XPS 全譜中，Cu2p 上無響應峰，在添加Cu2+后（圖9b）其能譜圖中出現了明顯的峰值區域，說明DOM 與Cu2+之間發生了結合。添加了Cu2+后（圖9c）其有4 個明顯峰值區域，分別為Cu O（932.7、934.5、954.3 eV）和O Cu O（952.4 eV）[34]。Cu O 和O CuO 的峰面積占總體面積比例分別為80%和20%。表明在水田土壤中所添加的Cu2+主要以CuO 的形式存在，并且Cu2+會與DOM 中的含氧化合物發生絡合反應。另外，XPS 結果顯示，Cu 除了發生絡合作用外，還發生了氧化還原過程，生成了少量的Cu+。這是因為DOM 中含有的腐植酸具有一定的還原特性。腐植酸中含有醌、酚等氧化還原官能團[35]，有研究證實了在現實環境條件下，醌、酚等官能團對可變價金屬具有一定的還原能力[35-36]。同時腐植酸還可以與某些金屬離子的氧化還原對緊密結合，形成配合物從而間接地還原金屬離子[37]。

圖9 土壤溶解性有機質添加Cu2+前后XPS光譜圖Figure 9 XPS spectrum before and after Cu2+addition to soil dissolved organic matter

進一步分析，在C1s（圖9d）軌道中存在兩個峰值區，分別為C H（286.3 eV）和CC（284.8 eV）[38]。在添加了Cu2+后（圖9e），CC由67.9%下降到63.5%，C H 則由32%上升至36.5%，其中CH 的生成表明添加Cu2+后DOM 中的芳香性物質增多。而在N1s 軌道中（圖9f），存在的兩個峰值區域，NO（399.9 eV），N ON（407.10 eV）[39]。其中在添加Cu2+后（圖9g），NO 由76.5%下降至61.6%，N O N 的占比則提高，由23.5%上升至38.4%。在O1s 軌道中存在4 個峰值區域（圖9h），除了C O（532.9 eV，532.3 eV），還出現了M O（531.6 eV）以及OH（531.1 eV）[40]。其中CO、OH 峰值的面積在添加Cu2+后其面積明顯減小，而MO 的占比則顯著提高（圖9i）。在N1s 軌道中N O鍵數量減少而ON鍵數量增加，在O1s軌道中CO 的數量減少明顯且MO 鍵的數量增加，表明CuO 的形成與Cu2+和含氮、氧的官能團絡合形成有關，如羥基、酚羥基以及氨基等。

3 結論

（1）廬江縣水稻土土壤溶解性有機質（DOM）中SUVA254的值為（3.25±0.07）L·（mg·m）-1，其主要由親水性物質組成，芳香性較低且芳香結構中含氧官能團比例較高。DOM 的構成以類富里酸和類腐植酸為主，其中陸源輸入所占比重較大，自身組分較少且內部生物活性相對較低。

（2）原本疏散多孔的土壤DOM 在加入Cu2+后，Zeta 電位升高，表面形貌發生了巨大的改變，DOM 的粒徑不斷增大且生成類似塊狀結晶的絡合物。同時水稻土DOM 組分隨Cu2+濃度的增加出現了不同程度的淬滅現象，表明DOM 通過表面疏松的介孔結構、負電荷及官能團與土壤中的Cu2+發生了絡合，并且Cu2+與類腐植酸組分的絡合力強于類富里酸，同時優先于DOM 中的短波類腐植酸，通過XPS 分析發現，添加的Cu2+主要以Cu O存在。

（3）DOM 通過表面疏松的介孔結構、負電荷以及羥基、酚羥基以及氨基等官能團對Cu2+吸附起到關鍵作用。因此可以在土壤中施加農家肥等富含腐植酸類肥料，倡導秸稈還田措施，對生物質材料進行有效堆肥，并及時補充微生物含量，從而達到提高土壤DOM中類腐植酸的含量，增加土壤及其膠體對Cu2+的吸附能力，從而降低Cu2+對生物的有效性。