崔東宇 何小松 席北斗 檀文炳 袁英 高如泰

1(中國環(huán)境科學研究院環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京100012)

2(中國環(huán)境科學研究院地下水與環(huán)境系統(tǒng)創(chuàng)新基地，北京100012)

1 引言

生活垃圾堆肥化處理是我國目前采取的主要處理方式之一。堆肥過程是一種在微生物作用下發(fā)生在水溶相中有機物的轉化過程，因此，分析研究溶解性有機物(Dissolved organic matter，DOM)的組成結構及演變對表征有機質的轉化和堆肥的穩(wěn)定性具有重要意義［1］。堆肥DOM 通常是操作上的定義，它是指物料經水浸提后，能通過0.45 μm 濾膜、具有不同結構和分子量大小的有機物的連續(xù)體或混合體。長期以來，有關DOM 的研究集中于吸附與絡合屬性，重點是它對重金屬和有機污染物遷移擴散的影響［2～4］。自2007 年Bauer 等［5］首次提出了DOM 作為氧化還原緩沖劑的概念，DOM 的氧化還原屬性［6］逐漸成為研究熱點。

腐殖質可以分為胡敏酸(Humic acids，HA)、富里酸(Fulvic acids，F(xiàn)A)和親水性有機物(Hydrophilic organic matter，HyI)3 種組分［7，8］。近年來，關于腐殖質氧化還原能力方面的研究主要集中于腐殖酸［9，10］，包括HA 和FA 等。相關研究表明，腐殖質的氧化還原功能除了來源其所含的醌基和半醌基外［11，12］，還有酚羥基［13］和氨基［14］。同時，腐殖質的芳香性結構［15］和不同電子受體都會對其還原能力產生顯著影響。還原容量(Reduction capacity，RC)是衡量DOM 還原能力的重要指標［5］，通過對RC 的測定與表征，有助于了解DOM 在環(huán)境污染化學中的作用。

HyI 是典型的非均質性化合物，在不同堆肥時期其結構和性質有所不同［17］，對電子受體的還原能力可能產生不同影響;然而能否利用測定的還原容量值客觀評價親水性有機物對污染物的還原轉化尚缺乏科學基礎。本研究分別選取了不同電子受體，同步測定了堆肥兩個不同時期HyI 的還原容量，同時結合了光譜學(包括紫外－可見吸收光譜和三維熒光光譜)和統(tǒng)計學(包括方差分析)研究方法，分析了HyI 結構對其RC 的影響。為科學表征親水性組分的氧化還原特性、揭示其在堆肥體系中的作用提供理論基礎，為進一步有效利用堆肥產物對土壤重金屬及有機污染物修復提供科學依據。

2 實驗部分

2.1 儀器與試劑

使用Analytik Jena Multi N/C 2100 型TOC 分析儀(德國耶拿公司)測量其DOM 濃度，以水溶性有機碳(Dissolved organic carbon，DOC)表示。UNICO－2600A 紫外分光光度計(美國尤尼柯公司)。Hitachi F－7000型熒光光譜儀(日本日立公司)。檸檬酸鐵(FeCit)、Fe2(SO4)3和Fe(NO3)3(分析純，國藥集團)。

2.2 樣品制備

供試樣品采于北京某生活垃圾堆肥廠。所收集的生活垃圾經機械分選挑出木頭、磚塊、玻璃等不可堆肥物后，采用條垛式堆肥，供氧方式為機械翻堆，整個堆肥過程持續(xù)51 天，其中一次發(fā)酵21 天，二次發(fā)酵30 天。分別采集一次發(fā)酵高溫期樣品和二次發(fā)酵結束后篩分所得成品，依次編號S1和S2。

參照文獻［7，8］的分離和凈化方法將堆肥樣品中提取的腐殖質分離為HA，F(xiàn)A 和HyI，并將HyI 凍干后保存。用超純水將DOM的濃度稀釋至DOC =50mg/L，得到HyI貯備液，避光冷藏備用。HyI貯備液基本理化性質見表1。

表1 供試親水性組分基本性質Table 1 Basic properties of the hydrophilic organic fractions (HyI)samples tested

2.3 還原容量的測定

取所制備好的HyI 溶液20 mL，分別加入20 mL 0.5 mmol/L Fe2(SO4)3、1 mmol/L Fe(NO3)3和檸檬酸鐵(FeCit)，混合于100 mL 錐形瓶中，遮光振蕩48 h 后，10000 r/min離心，采用注射針頭取上清液測定Fe2+。以只加入Fe2(SO4)3，F(xiàn)e(NO3)3和FeCit 處理為空白對照，并扣除HyI 溶液中本底Fe2+含量。Fe2+的測定采用鄰啡羅啉比色法［17］。RC 根據還原產生Fe2+需要的電子量計算(生成1 mol Fe2+需要1 mol 電子)，即單位為每摩爾碳的HyI 所提供的電子量，用mmol e-/mol C 表示。實驗中所有處理均設3 個重復實驗數據，剔除異常值后，采用SPSS 17.0 和Excel 2010 進行S－N－K 方差分析。

2.4 菌株的培養(yǎng)

MR－1 菌的活化、傳代和培養(yǎng)均在有氧條件下進行。使用LB 培養(yǎng)基(10 g/L 蛋白胨，5 g/L 酵母膏，10 g/L NaCl)于室溫下活化三代，取生長至對數期(12 h)的細菌離心(3000 r/h，30 min，4 ℃)，用碳酸鹽緩沖液(2.5 g/L NaHCO3和2.5 g/L NaCl，pH =7.0)清洗離心兩次。配制無機培養(yǎng)液:1500 mg/L NH4Cl，600 mg/L NaH2PO4，100 mg/L CaCl2·2H2O，100 mg/L KCl，2 mg/L MgCl2·6H2O，5 mg/L MnCl2·4H2O 和1 mg/L NaMoO4·2H2O。將培養(yǎng)好的菌株移至無機培養(yǎng)液中，并加入碳酸鹽緩沖液備用。后續(xù)實驗中，加入含有MR－1 無機培養(yǎng)液，加入5 mmol/L 乳酸鈉作為營養(yǎng)源，按照2.3 節(jié)測量還原容量。

2.5 紫外-可見吸收光譜

紫外－可見吸收光譜分析掃描波長范圍為200 ～700 nm，掃描間距為1 nm，將待測HyI 濃度(以DOC計)調節(jié)至16.67 mg/L［18］。測定254 和280 nm 處吸光度A254和A280，計算SUVA254和SUVA280(SUVA=A×100/DOC)。測定各溶液在250 和365 nm 處的吸光度值(A250和A365)，并計算A250/A365值(即A2/A3);分別測定各溶液在465 和665 nm 處的吸光度值(記為A465和A665)，并計算A465/A665值(即A4/A6)。

2.6 熒光光譜

將待測HyI 濃度(以DOC 計)調為統(tǒng)一值后進行測定，樣品熒光光譜掃描參數如下:三維熒光光譜:激發(fā)波長λex=200 ～450 nm，發(fā)射波長λem=280 ～520 nm，掃描速度設為12000 nm/min。光譜掃完后，采用熒光區(qū)域體積積分(FRI)的方法對EEM 光譜進行定量分析，提取特征熒光參數［19］。

3 結果與討論

3.1 堆肥HyI的還原容量

采用了堆肥未腐熟階段樣品S1和腐熟后篩分成品S2作為電子供體，F(xiàn)e2(SO4)3、Fe(NO3)3和FeCit作電子受體，發(fā)現(xiàn)相同實驗條件下，堆肥腐熟前后的HyI 組分還原容量有所差異，如圖1 所示，以Fe2(SO4)3作為電子受體時，S2還原容量為15.88 mmol e-/mol C，高于還原容量為13.45 mmol e-/mol C的S1，同樣以Fe (NO3)3和FeCit 作電子受體時，腐熟階段樣品S2還原容量為13.41 和51.45 mmol e-/mol C，均高于未腐熟階段樣品S1還原容量11.77 和43.16 mmol e-/mol C。3 種電子受體的分析結果均表明:腐熟篩分后HyI 的還原容量大于未腐熟階段的HyI 還原容量值。

采用3 種Fe3+化合物Fe2(SO4)3，F(xiàn)e(NO3)3和FeCit，在相同條件下，電子受體不同，導致HyI 的還原容量大小也有明顯差異。如圖1 所示，對于供試的堆肥兩種不同階段的HyI，F(xiàn)eCit 條件下測得RC 遠遠高于以其它兩種Fe3+化合物作為電子受體條件下測得的值，對于Fe2(SO4)3和Fe(NO3)3兩種電子受體條件下，HyI 的還原容量相差不大;而Fe2(SO4)3條件下測得的RC 略高于以Fe(NO3)3作為電子受體的測得值。結果表明，不同電子受體對HyI 還原容量影響顯著，與文獻［5］的報道結果一致。

采用FeCit 所獲得的RC 差異值遠高于其它兩種Fe3+化合物主要是由于FeCit 獨特的理化性質。據文獻報道，在沒有HyI 存在的條件下，一旦受到光照或溶液溫度升高FeCit，可以自身逐漸還原為亞鐵鹽。由于其獨特的性質，若選用FeCit 作為電子受體測HyI 還原容量時，需盡量控制反應在常溫避光條件下進行。采用Fe2(SO4)3、Fe(NO3)3和FeCit 所獲得的RC 差異，還可能是由于三者氧化還原電位差異，導致接受電子的能力不同［20］。有文獻認為有機物氧化還原特性主要通過螯合分子的內部電子傳遞體現(xiàn)［21，22］。當螯合作用形成的共用電子對較為穩(wěn)定時，電子無法明顯被金屬離子一方俘獲從而還原－螯合和還原作用是即競爭又促進的兩個過程［23，24］:當螯合作用較強時，還原現(xiàn)象則減弱;而還原作用的產生卻又得益于螯合作用中形成的共用電子對。在HyI 和Fe3+發(fā)生作用時，受配位體Cit3-和伴隨離子SO42-，的影響，F(xiàn)e3+與HyI 結合的緊密程度，以及Fe3+與HyI 中還原基團的親和性均會影響HyI 對Fe3+的還原。

同時，HyI 與金屬離子作用后空間結構的變化也可能導致HyI 還原Fe(NO3)3較Fe2(SO4)3的還原容量(RC)小。根據兩相反應機理［25］，電子接受體除和HyI 表面功能基團接觸外，還會擴散進入HyI 內部與結合位點發(fā)生反應，使得HyI 結構內部的排斥減小，HyI－FE 表觀穩(wěn)定系數降低，其結果一方面使得內部金屬離子螯合強度增加，同時也增加了外部金屬離子進入HyI 內部與還原基團發(fā)生作用的機會［26］。又因為每3 個SO42-與2 個Fe3+結合，而每3 個僅與1個Fe3+結合［5］，從而無機陰離子干擾反應較少，增加了Fe2(SO4)3所提供的Fe3+與HyI 內部還原基團發(fā)生接觸的機會，導致最終測定的還原容量值偏高。

采用Fe3+還原法獲得HyI 的RC 值，受Fe3+化合物種類影響，還原容量只是相對量，而非絕對量。此外，如果采用Fe3+還原法評估HyI 對其它污染物(例如重金屬和有機污染物等)還原，只能反映不同HyI 的相對還原能力大小，而不能反映HyI 對污染物的實際還原容量。因此，建議直接采用污染物做電子受體來評價HyI 對于該污染物的實際還原能力。

對于不同電子受體的條件下，HyI 雖然具有不同的還原容量，但是通過堆肥各個階段達到腐熟并篩分后得到堆肥產品的HyI 的還原容量高于未腐熟階段的樣品。說明通過堆肥過程中結構和組分復雜的變化，可以增大HyI 的還原容量，增加堆肥的可利用性，利用其修復土壤的重金屬污染具有重要的意義。

3.2 結合紫外-可見光譜比較堆肥不同階段親水性有機物還原容量

由于HyI 是典型的非均質性化合物，其結構和組成存在較大差異，導致堆肥不同階段樣品HyI 還原容量不同。本研究采用紫外－可見光光度法，分析堆肥不同階段HyI 氧化還原能力產生差異性的原因。圖2 為不同堆肥時期HyI 的紫外－可見吸收光譜曲線。堆肥HyI 紫外吸收強度隨波長的增加而呈降低趨勢，并且在270 nm 附近出現(xiàn)一個吸收平臺。已有的研究顯示，270 nm 附近的吸收平臺為腐殖質物質中木質素磺酸及其衍生物的光吸收引起，并且隨著腐殖質芳香族和不飽和共扼雙鍵結構的增加腐殖質物質單位摩爾紫外吸收強度增強［27，28］。其中樣品S2的紫外吸收強度明顯高于S1，因此腐熟階段HyI的紫外吸收曲線表明，隨著堆肥過程中腐殖質物質芳香度和不飽和度增加，進而腐殖化程度增加，導致堆肥DOM 中含有的親水性組分的還原容量增大。

圖1 不同堆肥階段不同電子受體條件下還原容量Fig.1 Reduction capacity of the HyI obtained at different composting stage and determined by different electron acceptor

親水性組分的還原容量不同可能與HyI 中的某些結構和功能基團有關。由表2 可知未腐熟階段樣品S1的SUVA254值為0.94，腐熟后樣品S2升高至1.22，表明隨著堆肥的進行芳香族和不飽和共軛雙鍵結構增多，這兩種結構能夠進一步形成酚羥基、羧基和醌基，導致樣品S2還原容量高于S1。SUVA280從0.67 上升為0.98，A2/A3比值從7.38 下降至6.37，二者均表明腐熟后堆肥樣品中的HyI 分子量增加，有機分子的結合形成了更多的自由電子，增強了HyI 提供電子的能力;A4/A6值呈現(xiàn)出上升趨勢，由堆肥前期的2.11 變?yōu)槎逊式Y束時的2.65，A4/A6越小，芳香化程度越高，說明隨著堆肥進行堆肥樣品中的有機質芳化度降低，而氧化還原能力相應升高。這與已有文獻報道一致，進一步證實了HyI 的還原容量與芳香族和不飽和共軛雙鍵結構含量正向相關，同時與有機質的分子量大小正相關;而與其芳香化程度負相關。

表2 紫外－可見吸收光譜特征參數Table 2 Characteristic parameters of UV－vis absorption

還有研究表明，堆肥過程中物質組成及物質之間的轉化也會對親水性有機質的氧化還原能力產生影響。3 個相對重要區(qū)域的光譜被分配到第一個吸收帶(A1)、第二個吸收帶(A2)及第三個吸收帶(A3)，分別對應波長260 ～280 nm，460 ～480 nm 和600 ～700 nm［32］。其中，A2/1反映了木質素和其它物質在腐殖化開始的比例，以及其它物質開始轉化時的含量;A3/2指出了芳香性成分的壓縮和聚合水平，并估計出分子大小。通過對紫外－可見吸收光譜3 個特征區(qū)間的面積積分比值可知，A2/1(A2/1=A(A2)/A(A1))由2.53 降低為2.00，說明未腐熟階段含有木質素結構含量高于腐熟階段，而且木質素提供電子能力低于其分解產物。A3/2(A3/2=A(A3)/A(A2))由0.06 降低至0.04，表明芳香性成分的壓縮和聚合水平逐漸減小，即芳化度降低，進一步導致HyI 還原容量升高，這與之前對A4/A6討論的結果一致。

3.3 結合三維熒光光譜比較堆肥不同階段親水性有機物還原容量

DOM 含有多種活性較高的熒光基團，在一定條件下能發(fā)射熒光，因此可利用熒光光譜學方法，進一步研究樣品S2還原容量高于S1的影響因素。如圖3 所示，根據文獻［22］，堆肥DOM 的三維熒光光譜可劃分為5 個區(qū)，Ⅰ區(qū)和Ⅱ區(qū)與類蛋白物質有關，其激發(fā)波長/發(fā)射波長范圍分別為200 ～250 nm/280 ～325 nm，200 ～250 nm/325 ～375 nm，Ⅲ區(qū)與類富里酸物質有關，其激發(fā)/發(fā)射波長范圍為200 ～250/375 ～550 nm，Ⅳ區(qū)與可溶性微生物降解產物有關，其激發(fā)/發(fā)射波長范圍為＞250/280 ～375 nm，而Ⅴ區(qū)與類胡敏酸物質有關，其激發(fā)/發(fā)射波長范圍為＞250/375 ～550 nm。

為進一步分析堆肥DOM 的親水性組分中與Fe3+發(fā)生氧化還原反應的主要組分，本研究對比了給Fe3+提供電子前后的三維熒光圖，并對其體積積分值及百分比進行分析。表3 顯示，與未腐熟階段相比，腐熟階段的HyI 三維熒光體積積分值均有所上升，Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ區(qū)分別從0.20 ×106，0.47 ×106，1.61 ×106，1.13 ×106和4.69 ×106上升為0.21 ×106，0.95 ×106，4.57 ×106，2.74 ×106和14.05×106au－nm2－［mg/L C］，表明隨著堆肥進行產生的具有熒光特性的HyI 增多，相應的氧化還原能力增強。通過體積積分比例可知，Ⅲ和Ⅴ區(qū)的體積積分比值由未腐熟階段的19.7%和57.8%上升為20.3%和62.4%，說明類富里酸物質和類胡敏酸物質是促使HyI 還原容量增大的主要因素。

圖2 腐熟前后HyI 紫外－可見吸收光譜曲線Fig.2 UV－visi spactra of HyI before and after composting

圖3 堆肥不同階段HyI 還原Fe3+反應前后三維熒光光譜圖Fig.3 Excitation－emission matrix spactra of HyI under different conditions

通過對比發(fā)現(xiàn)(見表3)，在未腐熟樣品S1 中，相比于未還原Fe3+時HyI 三維熒光光譜圖的體積積分值，與Fe2(SO4)3反應后，Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ區(qū)體積積分值分別從1.61 ×106，1.14 ×106和4.69 ×106下降為1.25 ×106，1.02 ×106和3.88 ×106au－nm2－［mg/L C］，而Ⅰ區(qū)和Ⅱ區(qū)體積積分值增大。說明與Fe3+發(fā)生氧化還原反應過程中類富里酸物質、可溶性微生物降解產物和類胡敏酸物質被消耗，生成了類蛋白物質。進一步對比體積積分百分比發(fā)現(xiàn)，Ⅲ和Ⅴ區(qū)的體積積分百分比分別由19.9%和57.8%下降至17.8%和55.0%，表明類富里酸物質和類胡敏酸物質是HyI 與Fe3+發(fā)生氧化還原反應的主要組分，這與之前對腐熟前后的討論結果相一致。

表3 親水性組分三維熒光光譜區(qū)域體積積分定量分析Table 3 Regional volume integral analysis of excitation－emission matrix fluorescence spectra of the HyI samples

同樣，腐熟階段的樣品S2，相比于原始未還原Fe3+時的HyI 三維熒光光譜圖的體積積分值，與Fe2(SO4)3反應后僅有Ⅰ區(qū)體積積分值略有上升，從0.21 ×106上升至0.29 ×106au－nm2－［mg/L C］。Ⅱ，Ⅲ，Ⅳ和Ⅴ區(qū)均呈現(xiàn)下降趨勢，分別從0.95 ×106，4.57 ×106，2.74 ×106和14.05 ×106下降至0.89 ×106，3.592 ×106，2.56 ×106和12.90 ×106au－nm2－［mg/L C］。與未腐熟階段樣品相比，腐熟階段的類蛋白質也能參與氧化還原反應對Fe3+進行還原。通過對比氧化還原反應前后體積積分百分比，發(fā)現(xiàn)僅有Ⅲ區(qū)體積積分由反應前的20.3%下降至17.8%，其它區(qū)體積積分百分比均升高，說明腐熟階段的類富里酸物質是影響HyI 還原容量的主要組成物質。

分析三維熒光圖可知，未腐熟階段的樣品S1與Fe3+發(fā)生氧化還原反應后三維熒光圖變化明顯，說明物質結構改變程度高。相反，腐熟階段的樣品S2反應后熒光峰無明顯變化，說明腐熟后的堆肥樣品中的HyI 參與氧化還原反應結構和組成變化較小，電子穿梭特性保持穩(wěn)定，電子循環(huán)能力強。對于進一步利用堆肥DOM 中的HyI 的氧化還原特性修復土壤中的污染物具有重要意義。

3.4 微生物對堆肥HyI的還原容量影響

參照文獻［26］，將DOM 還原容量分為本地還原容量(Native reducing capacity，NRC)和微生物還原容量(Microbial reducing capacity，MRC)。為研究加入微生物對HyI 還原容量影響，采用Fe(NO3)3作電子受體，分別測定以下3 種情況的RC:a.加入HyI(所測結果為NRC);b.加入MR－1;c.加入HyI 和MR－1 的混合液(所測結果為MRC)。結果表明，腐熟階段篩分后的樣品的NRC 要高于未腐熟階段，這個結果與之前相同。同時還發(fā)現(xiàn)，堆肥腐熟前后樣品的MRC 都要低于NRC，如圖4 所示，對于未腐熟階段樣品 S1，僅加入 HyI 測得的 NRC 值為11.35 mmol e-/mol C，高于加入MR－1 和HyI 測得的MRC 值(9.51 mmol e-/mol C)，也高于僅加入MR－1時的還原容量8.20 mmol e-/mol C ;對于腐熟篩分后的樣品S2有同樣的規(guī)律是，NRC 值為13.54 mmol e-/mol C，高于MRC 值(9.98 mmol e-/mol C)，也高于僅加入MR－1 時的還原容量8.52 mmol e-/mol C。

文獻［34］報道，DOM 具有電子穿梭特性，在微生物存在的條件下，一方面其可以作為電子受體，接受來自微生物分解有機物這一過程所產生的電子，另一方面又能作為電子供體，將所得的電子轉移給Fe3+，如此反復，進而促進微生物對重金屬的還原。而在本研究中MRC 卻普遍要低于NRC，主要是由于HyI 結構和組成上的特殊性。與胡敏酸和富里酸不同，HyI 主要由低分子量的游離氨基酸、糖類、有機酸和蛋白質等物質組成，本身就是一種碳源，可以作為電子供體被微生物利用［35］。如圖5 所示，微生物得到電子后，在進行有氧呼吸的過程中將一部分電子與氧氣結合，同時由于微生物對HyI 的利用，破壞了HyI 本身結構，使其無法繼續(xù)作為電子穿梭體促進微生物對Fe3+的還原，即使有部分電子沒有與氧氣結合，也無法通過HyI 的電子穿梭特性促進微生物對重金屬的還原，減少了Fe3+結合電子的量。

圖4 不同堆肥階段微生物還原容量Fig.4 Microbial reducing capacity of HyI at different stage of composting

圖5 微生物存在條件下HyI 還原容量測定機理示意圖Fig.5 Sketch of the mechanism for determination of HyI reduction capacity with microorganism

通過對比親水性組分的NRC 和MRC 可知，在復雜的堆肥體系中，在大量微生物存在的條件下，有氧和無氧交替存在的情況下，HyI 既可以作為電子穿梭體加快微生物對重金屬的還原，也可以作為電子供體，向微生物和其它污染物提供電子。所以，控制氧氣量可以有效提高堆肥產物修復受污染的土壤的利用效率。

4 結論

HyI 由小分子量的物質組成，可以作為電子供體被微生物利用。同時HyI 具有類腐殖質結構，含有醌基、半醌基和酚羥基等官能團，可以作為電子穿梭體促進微生物對重金屬的還原。腐熟堆肥樣品HyI芳香族和不飽和共軛雙鍵結構增多，有機質的分子量增大，導致堆肥HyI 的還原容量增大;堆肥腐熟后HyI 中類富里酸和類胡敏酸物質的增多是促使HyI 還原容量增大的主要因素。腐熟堆肥產品HyI 的還原容量高于未腐熟階段的樣品，同時腐熟堆肥樣品中的HyI 參與氧化還原反應后其結構和組成變化較小，電子穿梭特性穩(wěn)定，電子循環(huán)能力強。上述特性對于利用堆肥HyI 的氧化還原特性修復土壤重金屬及其它污染物具有重要意義。

1 Kalbitz K，Solinger S，Park J H，Michalzik B，Matzner A.Soil Sci.，2000，165(4):277 －304

2 Kappler A，Haderlein S B.Environ.Sci.Technol.，2003，37(12):2714 －2719

3 Dunnivant F M，Schwarzenbach R P，Macalady D L.Environ.Sci.Technol.，1992，26(11):2133 －2141

4 HA Xiao－Song，YU Jing，XI BAi－Dou，JIANG Yong－Hai，ZHANG Jin－Bao，LI Dan，PAN Hong－WAi，LIU Hong－Liang.Spectrosc.Spect.Anal.，2012，32(9):2528 －2533

何小松，于靜，席北斗，姜永海，張進保，李丹，潘紅衛(wèi)，劉鴻亮.光譜學與光譜分析，2012，32(9):2528 －2533

5 Bauer M，Heitmann T，Macalady D L，Blodau C.Environ.Sci.Technol.，2007，41(1):139 －145

6 Lovley D R，Coates J D，Blunt－Harris A L，Phillips A J，Woodward J C.Nature，1996，382(6590):445 －448

7 Thurman A M，Malcolm R L.Environ.Sci.Technol.，1981，15(4):463 －466

8 Christensen J B，Jensen D L，Gr?n C，F(xiàn)ilip Z，Christensen T H.Water Res.，1998，32(1):125 －135

9 Andre C，Choppin G R.Radiochim.Acta，2000，88(9/11):613 －618

10 XU Li－Na，LI Zhong－Pei，CHA Yu－Ping.Environmental Science，2009，30(1):221 －226

徐麗娜，李忠佩，車玉萍.環(huán)境科學，2009，30(1):221 －226

11 Scott D T，McKnight D M，Blunt－Harris A L，Kolesar S A，Lovley D R.Anviron.Sci.Technol.，1998，32(19):2984 －2989

12 Struyk Z，Sposito G.Geoderma，2001，102(3):329 －346

13 Royer R A，Burgos W D，F(xiàn)isher A S，Richard F U，DempsAy B A.Anviron.Sci.TAchnol.，2002，36(9):1939 －1946

14 Serudo R L，de Oliveira L C，Rocha J C，Paterlini W C，Rosa A H，da Silva H C，Botero W G.Geoderma，2007，138(3):229 －236

15 Chen J，Gu B，Royer R A，Burgos W D.Sci.Total Environ.，2003，307(1):167 －178

16 FANG Fang，LIU Guo－Qiang，GUO Jin－Song，LIU Zhi－Ping.Environm.Ental.Science，2009，30(3):834 －839

方芳，劉國強，郭勁松，劉智萍.環(huán)境科學，2009，30(3):834 －839

17 Determination Methods for Examination of Water and Wastewater.Chinese Environment Science Prass，2002:368 －370

水和廢水監(jiān)測分析方法.中國環(huán)境科學出版社，2002:368 －370

18 LI Ming－Xiao，HE Xiao－Song，LIU Jun，XI Bei－Dou，ZHAO Yue，WEI Zi－Min，JIANG Yong－Hai，SU Jing，HU Chun－Ming.Spectrosc.Spect.Anal.，2010，(11):3081 －3085

李鳴曉，何小松，劉駿，席北斗，趙越，魏自民，姜永海，蘇婧，胡春明.光譜學與光譜分析，2010，(11):3081 －3085

19 Chen W，Westerhoff P，Leenheer J A，Booksh K.Environ.Sci.Technol.，2003，37(24):5701 －5710

20 Peretyazhko T，Sposito G.Geoderma，2006，137(1):140 －146

21 Allard B，Arsenie I.Water Air Soil Poll.，1991，56(1):457 －464

22 Yang Y，Liang L，Wang D.J.Environ.Sci.，2008，20(9):1097 －1102

23 Gu B，Bian Y，Miller C L，Dong W，Jiang X，Liang L Y.P.Natl.Acad.Sci.，2011，108(4):1479 －1483

24 Rocha J C，Sargentini Jr éZara L F，Rosa A H，dos Santos A，Burba P.Talanta，2003，61(5):699 －707

25 ?sterberg R，Wei S，Shirshova L.Acta Chem.Scand.，1999，53:72 －80

26 WANG Qiang，WEI Shi－Qiang.J.Environ.Sci.-China，2006，26(1):118 －123王強，魏世強.環(huán)境科學學報，2006，26(1):118 －123

27 Peuravuori J，Pihlaja K.Environ.Int.，1997，23(4):441 －451

28 Chin Y P，AikAn G，O′Loughlin A.Environ.Sci.Technol.，1994，28(11):1853 －1858

29 Albrecht R，Le Petit J，Terrom G，Périssol C.Bioresource Technol.，2011，102(6):4495 －4500

30 Hernandez M A，Newman D K.Cmls-Cell Mol.Life Sci.，2001，58(11):1562 －1571

31 Gorby Y A，Yanina S，McLAan J S，Rosso K M，Moyles D，Dohnalkova A，Beveridhe T J，Chang I S，Kim B H，Kim K S，Culley D A，Reed S B，Romine M F，Saferini D A，Hill A A，Shi L，Alias D A，Kennedy D W，Pinchuk G，Watanabe K，Ishii S，Logan B，Nealson K H，F(xiàn)redrickson J K.P.Natl.Acad.Sci.，2006，103(30):11358 －11363