污染土壤颗粒态有机质镉锌富集特征及其解吸行为研究

马闯 ，王雨阳 ，周通，吴龙华*

1.中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室（南京土壤研究所），江苏 南京 210008；2.中国科学院大学，北京 100049

工业化和城市化快速发展引起的土壤重金属污染对环境和人体健康产生潜在影响，已引起全世界的广泛关注（Zhang et al.，2017；Yang et al.，2018）。长期重金属污染不仅会导致土壤环境质量恶化，还会干扰农作物光合作用等生理生化过程，进而影响农作物的正常生长与农产品品质（Rai et al.，2016）；同时，也可经食物链传递进入人体、危害人体健康（Pandion et al.，2022）。长期Cd暴露会引发肺腺癌、肺癌、肾功能障碍、骨折等疾病（Żukowska et al.，2010），高剂量Zn暴露则会影响人体的胆固醇平衡和生育能力（Zhang et al.，2012）。2014年全国土壤污染调查公报显示，我国耕地土壤点位超标率为19.4%，其中重金属Cd和Zn是主要的无机污染物（中华人民共和国环境保护部等，2014）。Zeng et al.（2019）对2000—2018年期间发表的关于我国农田土壤重金属污染的553篇文献资料进行调研，统计结果表明5591个土壤样品中Cd、Zn超标率分别高达18.03%和1.42%。因此，治理与修复受重金属污染土壤，对我国粮食安全生产和人体健康具有重要意义（Zhao et al.，2015）。

耕地土壤重金属污染，可采取物理、化学和生物等技术降低其有效性或存量，抑制或减少农作物的吸收性（Chen et al.，2022；樊霆等，2013）。一般地，重金属有效性取决于其在土壤固-液两相间的吸附-解吸平衡，土壤pH、有机质、黏粒含量等是影响重金属吸附、解吸的重要因素（曾晓舵等，2019）。土壤有机质不仅是土壤的关键组分和肥力基础，还是地球表层系统中最大、最具有活性的生态系统碳库，易受到人为活动如施肥、耕作、秸秆管理等的强烈干扰（赵永存等，2018；张叶叶等，2021）。重金属污染同样会改变土壤有机质的结构多样性和分解速率，增加或降低土壤有机质含量（Zhou et al.，2016；Shi et al.，2018）。

颗粒态有机质（Particulate Organic Matter，POM）是土壤有机质中活性较高的组分、与土壤矿物质的结合较弱，主要由一些相对未分解且粒径＞53 μm的植物轻质碎片等构成，对外部环境变化的响应更为敏感（Christensen，2001；Lavallee et al.，2020）。前期研究发现，POM对污染土壤中Cd和Zn具有显著的富集作用，改变了土壤重金属有效性及其分布特征，这与其表面丰富的羧基和羟基等含氧功能基团有关（Zhou et al.，2018a；Luo et al.，2019）。但在植物吸取修复或土壤POM生物分解过程中，POM吸附固定的重金属会被植物直接或间接吸收利用，引起POM中重金属含量的下降（Shi et al.，2018；Zhou et al.，2018b）。因此，研究污染土壤 POM中重金属的解吸行为及解吸后 POM中有机官能团的变化特征，可探明POM结合态重金属的潜在有效性，为植物吸取修复后土壤有机质结构变化与积累的评估提供理论依据。

我国西南地区矿产资源丰富，长期采矿活动导致矿区周边农田土壤重金属污染严重，而长期秸秆还田可使土壤有机质含量普遍提高。本论文选择西南某矿区周边不同污染程度的农田土壤，旨在利用物理分级方法获得土壤中POM，分析其Cd和Zn富集特征；然后采用EDTA提取，探究POM结合态Cd和Zn的解吸动力学特征和解吸量，结合傅里叶红外光谱技术解析EDTA提取前后POM中功能性基团的变化，明确土壤POM结合态Cd、Zn的潜在有效性与解吸机制，为受污染土壤的修复提供理论指导。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试高污染土壤于 2020年采自云南西部某矿区周边长期受重金属污染的农田，土壤母质类型为紫色砂岩风化物。在远离污染源约14 km处，选择不受采矿活动影响的农田土壤作为对照。土壤基本理化性质如表 1。由于当地位于 Cd地质高背景区（Wen et al.，2015），因此对照土壤全量Cd质量分数仍超过0.3 mg·kg-1的农用地土壤污染风险筛选值（GB 15618—2018）（生态环境部，2018）。当地气候类型为低纬度山地季风气候，年均气温和降水量分别为13.7 ℃和1002 mm。

表1 供试土壤基本理化性质Table 1 The physico-chemical properties of tested soils

1.2 土壤中颗粒态有机质分离

利用湿筛法分离土壤POM（Labanowski et al.，2007；Zhou et al.，2018a），方法如下：称取过 2 mm筛的风干土壤样品于塑料瓶内，加入去离子水配成土水质量比为1∶5的悬液，并加入玻璃珠若干。加盖后将塑料瓶置于摇床、200 r·min-1振荡24 h，利用机械分散法把土壤大团聚体（2000—250 μm）和微团聚体（250—53 μm）中有机质与矿物质组分充分分散。分散后的土壤悬液依次通过250 μm和53 μm 系列土筛，筛上分别得到 2000—250 μm 和250—53 μm的土壤有机质和矿物质混合物，筛下得到＜53 μm的有机-无机复合体悬液。根据土壤有机质和矿物质组分的密度不同，利用水反复悬浮的方法从 2000—250 μm 或 250—53 μm 土壤混合物中把有机质和矿物质组分分离，分别得到2000—250 μm或250—53 μm的POM和矿物质组分。悬液中＜53 μm的有机-无机复合体通过离心法获得。分离土壤获得的不同粒径POM、矿物质和复合体经自然风干后，分别称质量、过2 mm筛，备用。本研究中，土壤 POM、矿物质和复合体组分的回收率为98.99%以上，不同组分中重金属Cd和Zn的回收率分别为91.34%和95.72%以上（图1）。

图1 土壤不同颗粒组分中镉锌的质量分数分布变化Figure 1 The mass fraction (w) distribution of Cd and Zn in the different fractions of polluted soils

1.3 试验设计

1.3.1 解吸试验

称取土壤不同粒径组分POM各0.3000 g于25 mL离心管内，加入 0.05 mol·L-1EDTA溶液（pH 7），固液比 1∶30，(25±1) ℃下恒温振荡。分别振荡5、15、45、90、360、720和1440 min后取样，每个样品离心并过0.45 μm滤膜获得清液，用于测定样品解吸后溶液中Cd和Zn的质量分数。

1.3.2 测定方法

土壤pH测定采用玻璃电极法，土水质量比为1∶2.5，土壤有机质测定采用重铬酸钾外加热法，土壤质地测定采用比重计法，详细操作步骤见鲁如坤（2000）。

土壤及其分离后获得的不同粒径POM、矿物质和有机-无机复合体中全量Cd和Zn的测定：称取0.2000 g过100目筛（0.149 mm）的土壤及分离的组分至消解罐中，然后加入5 mL HNO3和5 mL HCl在105 ℃下密闭消解6 h。待消解罐冷却后，放置于电热板上蒸干至剩约1 mL，再把消解罐中剩余液体全部转移至容量瓶定容。为保证分析质量，每个批次的消解均使用国家标准物质土壤GSS-4和国家标准物质植物GSV-2做参比，标准物质Cd和Zn的测定质量分数与其参考质量分数的误差在(100%±10%) 之内。消解液及不同批次解吸液中Cd和 Zn质量分数用原子吸收光谱仪（AAS，Varian SpectrAA220FS、PinAcle 900Z，USA）测定。

采用傅里叶红外光谱仪（Nicolet iS 50，Thermo Scientific，USA）对EDTA提取前、后的2000—250 μm和250—53 μm POM进行傅里叶变换红外光谱表征，每个处理的重复样品混合后进行测定。分别称取等量POM样品于玛瑙研钵中，加入干燥后的KBr（1∶150）后研磨均匀。压片后测定样品在4000—400 cm-1内的红外光谱信号。红外光谱图中有机功能性基团C-H键主要位于2960—2920 cm-1（非对称伸缩振动，C-Ha）和2880—2840 cm-1（对称伸缩振动，C-Hs）的区域，C=O键主要位于1740—1698 cm-1（羧基，-COOH）和 1640—1600 cm-1（酯基，-COO-）的区域，并利用光谱图中每个基团的峰高来代表其相对数量（Capriel et al.，1995；Ellerbrock et al.，2009；Heller et al.，2015；Ellerbrock et al.，2016；Zhou et al.，2018a）。位于 800—795 cm-1区域的石英诊断峰通常被用来归一化 C-H和C=O键的峰高值，便于定量比较和减少在 KBr压片方法差异过程中引起的信号变化（Bernier et al.，2013）。

1.4 数据处理

采用简化 Elovich方程、抛物线扩散方程和双常数方程模拟土壤POM中Cd和Zn的解吸动力学特征（表2）。数据使用Origin 2021和SPSS 20.0统计软件进行分析，采用单因素方差分析（ANOVA）和t检验对处理间的差异进行统计（P＜0.05）。

表2 解吸动力学模型Table 2 Desorption kinetic model

2 结果与分析

2.1 污染土壤中颗粒态有机质的镉锌质量分数与分布

如表 3 所示，2000—250 μm 和 250—53 μm 的POM 在对照土壤中的质量分数分别为 3.88%和5.44%，在高污染土壤中的质量分数则分别为2.17%和5.04%。与土壤Cd和Zn质量分数比较（表1），2000—250 μm POM组分中Cd和Zn质量分数提高了243.16%—380.33%和203.02%—134.91%，250—53 μm POM 组分中 Cd和 Zn质量分数则提高了145.48%—221.20%和194.45%—70.93%。与2000—53 μm的矿物质和＜53 μm的有机-无机复合体比较，2000—53 μm POM组分中Cd和Zn质量分数显著提高。2000—250 μm POM组分中Cd和Zn质量分数也显著高于250—53 μm的POM组分。

表3 土壤不同粒径组分及其镉锌的质量分数变化Table 3 Changes in mass fraction (w) of soil different particulate components and Cd/Zn

通过计算土壤分离后不同粒径POM、矿物质和有机-无机复合体组分中Cd和Zn的质量，并与分离前土壤中 Cd和 Zn的总质量相除，可得到土壤2000—53 μm POM、2000—53 μm 矿物质和＜53 μm有机-无机复合体组分中Cd和Zn的质量分数分布特征，该计算方法可有效扣除物理分级水洗过程中Cd、Zn损失量的影响。如图 1所示，污染土壤中26.61%—26.74%的Cd和13.71%—23.60%的Zn分布在 2000—53 μm POM 组分中，且 250—53 μm POM组分中Cd和Zn的质量分数高于2000—250 μm POM 组分。与 2000—53 μm 矿物质和＜53 μm有机-无机复合体组分比较，2000—53 μm POM对土壤中Cd和Zn具有显著的富集特征。

2.2 颗粒态有机质结合态镉锌的解吸动力学特征

2000—53 μm POM中Cd和Zn的解吸动力学曲线可分为前期的快解吸和后期的慢解吸两个阶段，整个解吸过程在24 h后趋于平衡（图2）。动力学方程拟合结果表明（表4），2000—53 μm POM中Cd的解吸动力学过程用Elovich方程、扩散方程和双常数方程进行拟合的相关系数R2值均较高，且以Elovich方程的拟合效果最佳；2000—53 μm POM中 Zn的解吸动力学过程用双常数方程和扩散方程的拟合效果较好，但 Zn的解吸动力学过程不能用Elovich方程拟合。

表4 颗粒态有机质中Cd和Zn解吸动力学拟合参数R 2Table 4 The parameters R2 of Cd and Zn desorption kinetics in different soil particulate organic matter fractions

图2 POM中Cd和Zn解吸动力学Figure 2 Desorption kinetics of Cd and Zn of POM from polluted soils

采用24 h的EDTA提取态Cd和Zn质量分数来反映POM组分中Cd和Zn的最大解吸量。由表5可见，2000—250 μm POM的EDTA提取态Cd和Zn质量分数较 250—53 μm POM 显著提高了32.53%—68.05%和 10.36%—66.24%。通过计算POM 24 h的EDTA提取态重金属质量分数与POM中全量重金属质量分数的比值，得到 POM中重金属的提取率。高污染条件下，2000—250 μm POM的Cd和Zn提取率分别为83.95%和70.65%，显著高于 250—53 μm POM 的 Cd（75.74%）和 Zn（58.45%）提取率。与对照组2000—53 μm POM组分比较，虽然高污染的 2000—53 μm POM 组分EDTA提取态Cd和Zn质量分数显著提高，但其Cd和Zn的提取率均显著降低。

表5 颗粒态有机质中EDTA提取态Cd和Zn解吸量以及提取率Table 5 The EDTA extractable Cd and Zn concentrations and the extracted rate of soil POM fraction

2.3 颗粒态有机质提取前后官能团变化特征

EDTA提取前、后的2000—250 μm和250—53 μm POM组分的红外光谱分析如图3所示。POM中非对称伸缩振动的C-H键和C=O键吸收峰分别位于 2923.60—2931.32 cm-1和 1629.58—1637.30 cm-1（酯基，COO-）的区域，而在 2880—2840 cm-1和1740—1698 cm-1的区域内未发现对称伸缩振动的C-H键和C=O键（羧基，COOH）吸收峰。

图3 EDTA提取前后POM中有机官能基团的变化Figure 3 Changes in organic functional groups of POM extracted by EDTA

计算 POM 中功能性基团特征峰的峰高（C-H键和C=O键）与石英的峰高比值，可对EDTA提取前、后的POM中功能性基团峰高进行归一化处理（表6）。在未污染的对照POM中，EDTA提取后 2000—250 μm 和 250—53 μm POM 中 C=O/石英的峰高比值较 EDTA提取前提高了 11.81%和5.77%；在高污染的POM中，EDTA提取后2000—250 μm 和 250—53 μm POM 中 C=O/石英的峰高比值则较 EDTA提取前提高了 28.59%和 6.59%。而EDTA 提取前、后，2000—250 μm 和 250—53 μm POM中C-H/石英的峰高比值未发生明显变化。因此EDTA提取后，POM中功能性基团酯基（-COO-）的相对含量提高，且在高污染的 2000—250 μm POM中提高效果更加显著。

表6 EDTA提取前后POM红外光谱图中C–H/石英和C=O/石英的峰高比值Table 6 Mean ratios of peak heights of C-H/quartz and C=O/quartz from FTIR spectra

3 讨论

3.1 颗粒态有机质的镉锌富集特征

本研究的高污染土壤中2000—250 μm POM组分和 250—53 μm POM 组分的质量分数之和为7.21%，低于对照土壤中9.32%的POM质量分数。这与前期污染稻田土壤的研究结果较为一致，即长期重金属污染导致土壤有机质含量下降的同时，也会引起土壤中POM组分含量的降低（Zhou et al.，2018a）。与土壤 2000—250 μm的矿物质组分与＜53 μm的有机-无机复合体比较，2000—250 μm POM组分中Cd和Zn质量分数显著升高，并且随着污染程度的提高POM中Cd和Zn质量分数升高的趋势更加显著，说明POM对外源输入到土壤中的Cd和Zn 具有较强富集能力（Guo et al.，2006；Labanowski et al.，2007）。本研究中，土壤中26.61%—26.74%的 Cd和 13.71%—23.60%的 Zn富集在 2000—53 μm POM组分。土壤中POM对重金属的富集一方面与污染土壤中输入的植物残体本身重金属质量分数较高有关，另一方面与 POM 中较高含量的-OH、-COOH等酸性官能团有关，提高其对重金属离子的吸附络合能力（Guo et al.，2006；Zhou et al.，2018a；Luo et al.，2019）。

与前期的研究结果一致（Zhou et al.，2018a），POM中Cd和Zn质量分数随着POM粒径的减小而降低。一般地，土壤有机质的生物分解过程会导致POM比表面积的增加，促进POM对重金属的非专性吸附（Labanowski et al.，2007；Mohamed et al.，2010）。但POM对重金属的吸附不仅与其表面静电作用形成外层络合物的非专性吸附有关，还与-COOH、-COO-等有机官能团发生络合反应形成内层络合物的专性吸附有关（Guo et al.，2006）。无论POM粒径大小如何变化，其络合重金属离子的官能团是一致的（Sebastia et al.，2008）。对照土壤中，2000—250 μm POM 中 C=O/石英的峰高比值（1.17）高于 250—53 μm POM 中 C=O/石英的峰高比值（1.04），说明2000—250 μm POM中-COOH、-COO-等官能团相对数量高于250—53 μm POM。因此可以推断在高污染土壤中，外源输入的Cd、Zn等重金属会更多地被2000—250 μm POM利用络合反应进行专性吸附，使得2000—250 μm POM比250—53 μm POM富集更多的Cd和Zn，专性吸附机制可能是POM富集重金属的重要过程。在高污染土壤中，2000—250 μm POM（1.09）和 250—53 μm POM（1.08）中 C=O/石英的峰高比值基本相同，这可能与过量Cd、Zn等重金属的输入导致2000—250 μm POM和250—53 μm POM的专性吸附均饱和有关，相关机制还有待深入研究。

3.2 颗粒态有机质结合态镉锌的解吸行为

2000—53 μm POM 中 Cd的解吸过程采用Elovich方程能很好的拟合，说明非均相扩散作用是POM中Cd解吸动力学过程的主导过程，包括表面静电作用的非专性吸附和有机官能团络合作用的专性吸附等一系列反应过程（Elkhatib et al.，2007）。2000—53 μm POM中Zn的解吸过程则更适用双常数方程而非Elovich方程，即POM中Zn的解吸动力学过程为扩散作用主导的过程。因此，2000—53 μm POM中Cd的解吸受到表面静电吸附、离子交换、阳离子-π键和有机官能团络合等作用的共同影响（张兰萍等，2020），而有机官能团络合作用主导的专性吸附是影响Zn解吸的重要过程，Cd较Zn更易从POM组分中被解吸。此外，软硬酸碱理论（黄一珂等，2016）也可对Cd在POM中的非专性吸附做出一些合理的解释，即软酸“Cd2+”易于POM中 H-、C6H6等软碱以共价键形式结合，而不是与OH-、-COO-等硬碱以离子键形式结合。这与 Guo et al.（2006）的吸附试验结果一致，即Cd可通过非专性吸附过程在POM表面形成外圈络合物。

EDTA是一种对重金属离子具有较强螯合能力的一类化学试剂，可将大部分土壤有机质络合的专性吸附态重金属解吸出来（许超等，2009）。解吸平衡阶段，2000—53 μm POM 组分中 Cd和 Zn的EDTA提取率分别高达75.74%和58.45%以上，较高的提取率表明POM中Cd和Zn以有机络合态为主。对污染稻田土壤分析后也发现，POM组分中重金属以有机质络合态为主（Shi et al.，2018；张兰萍等，2020）。与EDTA提取前的POM比较，EDTA提取 24 h 后 2000—250 μm POM 和 250—53 μm 中C=O/石英的峰高比值提高了 11.81%—28.59%和5.77%—6.59%。这可能与POM中专性吸附态Cd、Zn等重金属解吸后，释放出或生成新的-COO-等基团有关，其机制还有待进一步的研究。

本研究中，2000—53 μm POM中Cd和Zn的EDTA提取率高达75.74%和58.45%以上，表明POM大部分的非专性和专性吸附态Cd和Zn可被EDTA提取，这与前期的研究结果较为一致（Labanowski et al.，2007；Zhou et al.，2018a）。与无机盐提取态和土壤溶液态表征的植物易吸收态Cd和Zn不同，EDTA提取态反映了土壤中可迁移至根系区域被植物吸收利用的潜在源重金属离子（Rivera et al.，2016；Cornu et al.，2017），是有效性较高的重金属库。前期研究发现超积累植物伴矿景天可吸收利用POM组分中 Cd和Zn，植物连续吸取修复后土壤有机络合态、POM结合态Cd和Zn质量分数均显著下降（Li et al.，2014；Zhou et al.，2018b）。此外，EDTA提取POM 中大部分 Cd、Zn等重金属后，POM 中-COO-等功能性基团的相对含量发生显著变化，可能会进一步导致土壤有机质分解、转化、稳定性等特性发生变化（Zhang et al.，2021）。因此，探明污染土壤中POM的Cd和Zn解吸行为特征，对污染土壤植物吸取修复技术的改进和土壤质量改良具有一定指导意义。

4 结论

POM对污染土壤Cd、Zn具有强烈富集能力，且2000—250 μm POM对Cd、Zn的富集能力高于250—53 μm POM，这主要与其含有丰富的-COO-等功能性官能团有关。EDTA可提取POM中75.7%以上的Cd和58.5%以上的Zn，也即POM结合态Cd和Zn是具有较高有效性的重金属，其中Cd的解吸过程更符合Elovich方程，Zn的解吸过程则更适合双常数方程。POM 中富集的 Cd、Zn等重金属被EDTA充分提取后，POM中-COO-等含C=O键的基团相对含量提高了5.77%—28.59%，可能会进一步影响POM在土壤中的分解转化过程。