超高温堆肥腐殖酸与Cd(Ⅱ)高效络合机制2DCOS分析

文 萍，汤 佳，蔡茜茜，刘晓明，余 震*，吕 健，周顺桂

1. 福建农林大学资源与环境学院，福建省土壤环境健康与调控重点实验室，福建 福州 350002 2. 广东省生态环境技术研究所，广东省农业环境综合治理重点实验室，广东 广州 510650

引 言

高温堆肥工艺可将污泥中不稳定有机质生物转化为稳定的类腐殖质物质[1-2]，其产品被广泛用作有机肥或土壤调理剂[3]。腐熟的堆肥产品中富含具有多种官能团结构的腐殖酸(HAs)，在土壤中施用后能够与多种重金属发生络合反应，从而降低土壤中重金属的生物有效性[4-5]。传统高温堆肥过程由于存在发酵温度低、腐熟周期长、产品质量不佳等问题[1，6]，导致其应用受到限制。超高温堆肥工艺可以克服传统高温堆肥工艺的上述缺陷，提高产品质量[1，7]、去除抗性基因[8]、保留氮素[9]从而在污泥处理中展现了广泛应用前景，有望应用于土壤肥力提升和质量改良。然而，超高温堆肥产物作为土壤调理剂在重金属镉污染土壤修复过程中的应用效果和优势目前尚不明确，HAs与Cd(Ⅱ)离子的吸附络合性能与有关机制也有待深入研究。激发-发射矩阵荧光光谱-平行因子分析(EEM-PARAFAC)能对不同有机物对应的荧光组分进行定量分析，因此被广泛应用于表征有机物与重金属的络合性能[10]。堆肥样品HAs中官能团结构复杂，仅用傅里叶红外(FTIR)分析会存在多个吸收峰之间重叠问题，而二维相关光谱(2DCOS)分析能够将特征吸收谱带的光谱信号拓展到第二维度，从而判断出在外界干扰下光谱强度的变化顺序[11]。FTIR-2DCOS不仅能解决HAs官能团重叠问题，还能根据官能团的变化顺序确定HAs与重金属离子发生络合反应的先后顺序。Huang等[2]采用上述组合方法分析了堆肥样品中可溶性有机物(DOM)的不同组分对重金属Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的络合容量以及在络合过程中官能团的顺序变化，证明了堆肥处理后的样品对重金属具有较好的络合效应。因此，EEM-PARAFAC与FTIR-2DCOS的结合为开展有机物与重金属络合能力及机制的研究提供强有力的工具。本工作对比研究来源于超高温堆肥(HTC)、高温堆肥(TC)和市政污泥(SS)样品中HAs与Cd(Ⅱ)的络合效应，揭示了HA和Cd(Ⅱ)的络合机制，以期为超高温堆肥产品应用于镉污染土壤修复提供科学依据。

1 实验部分

1.1 样品收集

HTC与TC样品取自北京市顺义区市政污泥超高温堆肥处理厂。原材料包括污泥、稻壳和发酵熟料，详细的堆肥过程参考文献[1]。分别从超高温堆肥堆体和普通堆肥堆体中获得发酵第45 d的腐熟样品HTC和TC，同时以堆肥原材料SS作为对照。将HTC，TC和SS样品自然风干，研磨至0.25 mm，用于后续HAs提取。

1.2 HAs的提取

将样品按固液比1∶1.5(w/v)与2%HF溶液混匀，室温下150 r·min-1振荡16 h，5 000 r·min-1离心5 min收集沉淀物。加入150 mL 0.1 mol·L-1NaOH，150 r·min-1下振荡24 h，5 000 r·min-1离心5 min收集上清液。用2 mol·L-1HCl酸化HAs提取液至pH小于2，反应24 h后离心收集沉淀。将HAs重新溶解于0.1 mol·L-1NaOH溶液1 h，并用2 mol·L-1HCl酸化12 h，离心收集沉淀。将获得的HAs用蒸馏水反复漂洗，直至pH呈中性，经冷冻干燥后待测[12]。使用岛津L系列TOC分析仪测得HTC，TC和SS中溶解性有机碳(DOC)浓度分别为： 19.4，21.6，32.7 mg·kg-1 [13]。

1.3 Cd(Ⅱ)的络合滴定

络合滴定前，将HAs溶解并稀释至DOC浓度为10 mg·L-1。将CdCl2母液加入到含50 mL HAs溶液的棕色密封瓶中进行滴定，以产生Cd(Ⅱ)浓度范围为0～180 μmol·L-1的10组混合样品。调节溶液pH至7.0后，于25℃中振荡12 h以确保络合反应达到平衡。反应结束后，一部分溶液样品直接用于EEM检测，剩余部分经冷冻干燥后用于FTIR分析。

1.4EEM-PARAFAC

采用日立FP-7000型荧光光谱仪获得HAs与不同浓度Cd(Ⅱ)络合的EEM光谱，测定条件如下： 发射波长(Em)250～550 nm，激发波长(Ex)200～450 nm，增量为5 nm，Em和Ex的狭缝宽度为5 nm，扫描速度为2 400 nm·min-1。采用MATLAB 7.0和DOMFluor工具箱进行PARAFAC分析，利用2～7组分模型执行PARAFAC数据分析，并通过残差分析等验证样品HAs中荧光组分的有效性[14]。运用Ryan和Weber提出的荧光猝灭模型拟合HTC，TC和SS中HAs与Cd(Ⅱ)的络合参数，非线性荧光猝灭拟合方程如

(1)

式(1)中，I为滴定荧光强度；I0为初始荧光强度；IML为极限荧光强度；KM为稳定常数；cL为总配体浓度。

1.5FTIR-2DCOS

将2 mg HAs和200 mg KBr混合研磨，在15 MPa的压力下压成片。采用Nicolet Nexus红外光谱仪，在400～4 000 cm-1波段进行光谱扫描： 分辨率2 cm-1，波数64。为了明确与Cd(Ⅱ)络合时HAs的结构变化，以Cd(Ⅱ)浓度作为外部扰动因素，采用2DCOS对红外光谱数据进行解析，可获得同步和异步光谱图。同步光谱图中自动峰代表坐标处的光谱强度，交叉峰则表示在相应光谱坐标处光谱强度的变化方向。在异步光谱图中其坐标表示由外界扰动引起的光谱强度变化的顺序。如同步光谱和异步光谱坐标(λ1，λ2)同为正或同为负，则波长λ1的光谱强度发生在λ2之前，否则，λ1光谱强度的变化发生在λ2之后[15]。

2 结果与讨论

2.1 HAs组分荧光特征

基于HAs中不同组分荧光的差异性，采用EEM-PARAFAC对样品HTC，TC和SS中HAs的组分特征进行鉴定(图1)。PARAFAC可将样品中HAs的EEM光谱数据分成3个组分： C1(Ex/Em=270，350/470)，C2(Ex/Em=265，325/410)和C3(Ex/Em=225，275/330)。根据参考文献[16]，C1具有类腐殖质荧光特性，与Tang等[13]研究污泥堆肥中HAs(273，365/467)组分相似，为腐殖酸； C2鉴定为类腐殖质物质； 而C3荧光峰位置与类蛋白质物质一致。上述分析结果表明，从污泥和堆肥样品中提取的HAs不仅包含相似的腐殖酸和类腐殖质组分，同样也存在类蛋白质组分，组分类别与Chen[17]等提取样品HAs中一致。

2.2 HAs与Cd(Ⅱ)的络合性能

为了明确HAs与Cd(Ⅱ)的络合性能，采用EEM-PARAFAC对HAs与Cd(Ⅱ)络合过程中荧光组分进行定量分析(图2)。就同样品不同组分而言，HTC的HAs中C1和C2的荧光猝灭效应随着Cd(Ⅱ)浓度增加呈明显下降趋势，而C3荧光猝灭趋势变化不明显； TC的HAs中C1的荧光强度相较于C2和C3有一定程度的下降。结果表明，在HAs与Cd(Ⅱ)络合过程中，堆肥样品中的C1和C2与Cd(Ⅱ)的络合性能要强于C3。此外，SS的HAs中C3的荧光随着Cd(Ⅱ)浓度的增加呈相反变化趋势，这可能是由于类蛋白质物质中同样含有能与Cd(Ⅱ)发生络合的基团。就不同样品同一组分而言，HTC和TC中C1的荧光强度随着Cd(Ⅱ)浓度增加整体呈现下降趋势，而SS中C1的猝灭曲线几乎不变。HTC中C2随着Cd(Ⅱ)浓度增加荧光猝灭效应较为明显，而在TC和SS中几乎稳定不变。显然，堆肥产品中C1和C2的猝灭趋势比SS更为明显，与Tang等[13]研究超高温堆肥中HAs与Cu(Ⅱ)的荧光络合趋势相似，说明污泥经堆肥工艺处理后增加了类腐殖质的含量从而对Cd(Ⅱ)的络合能力明显强于污泥。对比分析HTC和TC中HAs组分荧光猝灭规律，发现C1变化趋势一致，而HTC中C2荧光猝灭效果明显优于TC，表明超高温堆肥过程获得的具有更高腐熟度的样品比普通堆肥产物具有更好的Cd(Ⅱ)络合能力。

图1 EEM-PARAFAC鉴定出不同样品HAs中三种不同荧光组分(C1，C2，C3)

Fig.1 Three fluorescence components (C1, C2, and C3) in HAs derived from different samples identified by EEM-PARAFAC analysis

图2 污泥(SS)(a)、高温堆肥(TC)(b)和超高温堆肥(HTC)(c)的HAs与不同浓度Cd(Ⅱ)络合时各组分的荧光猝灭效果

Fig.2 Fluorescence quenching of different components of HAs derived from sludge (SS) (a), thermophilic compost (TC) (b) and hyperthermophilic compost (HTC) (c) samples complex with different concentrations of Cd(Ⅱ)

采用Ryan-Weber荧光猝灭模型[14]拟合HTC，TC和SS中HAs及组分C1和C2与Cd(Ⅱ)的络合性能，获得络合参数如表1所示。LogKM和CCM值是络合反应的稳定常数和有机组分对重金属的络合容量，两者值越大说明络合能力越强。根据拟合结果，不同样品中HAs及各组分与Cd(Ⅱ)的络合参数为： HTC(LogKCd=5.72～5.95，CCCd=0.977～0.990)，TC(LogKCd=5.62～5.67，CCCd=0.807～0.823)，SS(LogKCd=4.79～5.29，CCCd=0.476～0.581)。通过对比上述LogKCd和CCCd值，发现HTC的HAs对Cd(Ⅱ)络合容量和稳定性明显高于TC和SS，表明相比于污泥和普通堆肥，超高温堆肥对Cd(Ⅱ)具有更好的络合性能。进一步分析HAs中C1和C2与Cd(Ⅱ)的络合关系，发现HTC中的C1和C2的CCCd值(0.977和0.984)均高于TC(0.807和0.817)和SS(0.549和0.476)，说明超高温堆肥工艺可以通过促进腐殖质类物质形成从而增强与Cd(Ⅱ)络合能力[2，13]。这也意味着堆肥产品的腐熟度与重金属的络合能力存在一定的相关性，而具有更高腐熟度的堆肥产品则可能更加适合于重金属污染土壤的修复。

表1 Ryan-Weber模型拟合Cd(Ⅱ)与污泥(SS)、高温堆肥(TC)、超高温堆肥(HTC)中HAs及其C1，C2的络合参数

Table 1 Fitting parameters of the Ryan-Weber Model of Cd(Ⅱ) bound to HAs as well as C1 and C2 of HAs derived from sewage sludge (SS), thermophilic compost (TC) and hyperthermophilic compost (HTC)

HAsC1C2LogKCdICdLrCdCCCdLogKCdICdLrCdCCCdLogKCdICdLrCdCCCdSS4.87328.90.9590.5814.79187.20.9960.5495.29109.10.9990.476TC5.671486.10.9900.8235.631 023.10.9960.8075.62919.50.9970.817HTC5.951 224.50.9890.9905.72883.40.9990.9775.89733.30.9950.984

图3 在1 750～700 cm-1光谱区域，污泥(SS)(a)、高温堆肥(TC)(b)和超高温堆肥(HTC)(c)中HAs与Cd(Ⅱ)络合的同步和异步2DCOS图

Fig.3 Synchronous and asynchronous 2DCOS maps generated from the 1 750～750 cm-1regions of FTIR spectra for Cd(Ⅱ) binding with HAs derived from sewage sludge (SS) (a), thermophilic compost (TC) (b) and hyperthermophilic compost (HTC) (c)

2.3 FTIR-2DCOS解析HAs与Cd(Ⅱ)络合机制

HAs与Cd(Ⅱ)的络合效应很大程度上取决于HAs的结构和组成[17]。环境中不同来源的HAs均含有多种官能团结构，其中羧基、羟基和酮等对重金属具有较高亲和力[4]。如图3(a,b,c)所示，HTC，TC和SS中HAs与Cd(Ⅱ)发生络合反应时官能团种类和信号强度在不同样品间存在较大差异。在SS中HAs与Cd(Ⅱ)络合的FTIR-2DCOS同步光谱图的1 720，1 046和861 cm-1处存在3个自动峰[见图3(a)]，而在异步光谱图的1 675，1 637，1 563和1 462 cm-1处存在4个交叉峰[见图3(b)]； 在TC中HAs与Cd(Ⅱ)络合的FTIR-2DCOS同步光谱图的1 619，1 385，1 111/1 109，1 042和990 cm-1处存在5个自动峰，而在异步光谱图的1 542，1 462/1 465和1 420 cm-1处存在3个交叉峰[图3(b)]； 在HTC中HAs与Cd(Ⅱ)络合的FTIR-2DCOS同步光谱图的1 619，1 412/1 420，1 150和1 067 cm-1[图3(c)]处存在4个自动峰，异步光谱图的1 523，1 453，1 384，1 226和1 106 cm-1处存在5个交叉峰。除小于1 000 cm-1的吸收峰外，同步光谱图中大部分自动峰强度均为正值，表明这些官能团的信号随着Cd(Ⅱ)浓度增加变化一致，因此，同步光谱图中所有为正的信号均表征与Cd(Ⅱ)络合的官能团。

表2 污泥(SS)、高温堆肥(TC)、超高温堆肥(HTC)中HAs与Cd(Ⅱ)络合的同步光谱和异步光谱中交叉峰的信号值

Table 2 The sign of each cross-peak in synchronous and asynchronous maps for Cd(Ⅱ) binding with HAs derived from sewage sludge (SS), thermophilic compost (TC), and hyperthermophilic compost (HTC)

SS1 7201 6751 6371 5631 4621 0468611 720++(+)+(-)+(+)+(+)+(+)-(+)1 675++(-)+(+)+(-)+(-)-(+)1 637++(+)+(+)+(+)-(+)1 563++(-)+(-)-(+)1 462++(+)-(+)1 046+-(+)861+TC1 6191 5421 4621 4201 3851 1101 0429901 619++(-)+(-)+(-)+(-)-(+)-(+)-(+)1 542++(+)+(+)+(-)-(+)-(+)-(+)1 462++(-)+(-)-(+)-(+)-(+)1 420++(-)-(+)-(+)-(+)1 385+-(+)-(+)-(+)1 110++(-)+(-)1 042++(-)990+HTC1 6191 5231 4531 4201 3841 2261 1501 1061 0671 619++(+)+(+)+(-)+(+)+(+)+(-)+(+)+(+)1 523++(-)+(-)+(+)+(+)+(-)+(+)+(+)1 453++(-)+(+)+(+)+(-)+(+)+(+)1 420++(+)+(+)+(+)+(+)+(+)1 384++(+)+(-)+(-)+(-)1 226++(-)+(-)+(-)1 150++(+)+(+)1 106++(+)1 067+

对比分析HTC，TC和SS的HAs与Cd(Ⅱ)络合特征官能团的变化顺序，发现HTC中羧基是与Cd(Ⅱ)络合响应最灵敏的官能团，而SS中碳水化合物反应较为敏锐，其次是羧酸； TC中多糖类物质在与Cd(Ⅱ)络合过程中响应较快，其次也是羧酸。Huang等[2]研究也证实羧基是堆肥DOM与Cd(Ⅱ)络合过程中响应较为灵敏的官能团。刘晓明等[7]采用紫外-可见光谱(UV-Vis)研究了不同堆肥过程中DOM结构变化，发现超高温堆肥过程导致羧基和羰基含量明显增加。显然，HTC中的HAs尤其是HA中C1和C2组分中含有更多羧基是导致其具有更高Cd(Ⅱ)络合能力和络合容量的关键。此外，类腐殖质对重金属的高效络合能力主要归功于羧酸、酚、酮等不饱和基团[7]，而堆肥腐殖化过程同样也是羧酸、酚、酮等化合物含量增多导致的芳香度和不饱和度增加的过程[7]。因此，提高堆肥腐熟度也是增强堆肥产品重金属络合能力的有效手段。相比于直接施用SS和TC，HTC由于具有更高的腐熟度、HAs中含有更多的羧基等官能团从而对Cd(Ⅱ)等重金属具有更好的络合性能。

3 结 论

(1) 采用EEM-PARAFAC鉴定出来源于HTC，TC和SS的HAs存在3种组分： 腐殖酸C1、类腐殖质物质C2和类蛋白质物质C3，其相对含量受堆肥工艺的影响，并且导致HAs与Cd(Ⅱ)的络合特征明显不同。

(2) 基于Ryan-Weber荧光淬灭模型分别拟合了HTC，TC和SS的HAs及HA中C1和C2与Cd(Ⅱ)络合性能，证实HTC相比于TC和SS对Cd(Ⅱ)的络合能力明显更强，表明超高温堆肥工艺能够促进HAs中腐殖质类物质的形成，从而增强与Cd(Ⅱ)络合稳定性和络合容量。

(3) FTIR-2DCOS分析指出HTC，TC和SS的HAs与Cd(Ⅱ)发生络合的特征官能团及响应顺序存在差异，其中，羧基对Cd(Ⅱ)滴定浓度增加的快速响应是导致HTC与Cd(Ⅱ)高效络合的关键，而提高堆肥腐殖化程度有助于增强堆肥产品与Cd(Ⅱ)的络合性能。