文 萍，湯 佳，蔡茜茜，劉曉明，余 震*，呂 健，周順桂

1. 福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福建省土壤環(huán)境健康與調(diào)控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建 福州 350002 2. 廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所，廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510650

引 言

高溫堆肥工藝可將污泥中不穩(wěn)定有機(jī)質(zhì)生物轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的類腐殖質(zhì)物質(zhì)[1-2]，其產(chǎn)品被廣泛用作有機(jī)肥或土壤調(diào)理劑[3]。腐熟的堆肥產(chǎn)品中富含具有多種官能團(tuán)結(jié)構(gòu)的腐殖酸(HAs)，在土壤中施用后能夠與多種重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，從而降低土壤中重金屬的生物有效性[4-5]。傳統(tǒng)高溫堆肥過程由于存在發(fā)酵溫度低、腐熟周期長、產(chǎn)品質(zhì)量不佳等問題[1，6]，導(dǎo)致其應(yīng)用受到限制。超高溫堆肥工藝可以克服傳統(tǒng)高溫堆肥工藝的上述缺陷，提高產(chǎn)品質(zhì)量[1，7]、去除抗性基因[8]、保留氮素[9]從而在污泥處理中展現(xiàn)了廣泛應(yīng)用前景，有望應(yīng)用于土壤肥力提升和質(zhì)量改良。然而，超高溫堆肥產(chǎn)物作為土壤調(diào)理劑在重金屬鎘污染土壤修復(fù)過程中的應(yīng)用效果和優(yōu)勢目前尚不明確，HAs與Cd(Ⅱ)離子的吸附絡(luò)合性能與有關(guān)機(jī)制也有待深入研究。激發(fā)-發(fā)射矩陣熒光光譜-平行因子分析(EEM-PARAFAC)能對不同有機(jī)物對應(yīng)的熒光組分進(jìn)行定量分析，因此被廣泛應(yīng)用于表征有機(jī)物與重金屬的絡(luò)合性能[10]。堆肥樣品HAs中官能團(tuán)結(jié)構(gòu)復(fù)雜，僅用傅里葉紅外(FTIR)分析會存在多個(gè)吸收峰之間重疊問題，而二維相關(guān)光譜(2DCOS)分析能夠?qū)⑻卣魑兆V帶的光譜信號拓展到第二維度，從而判斷出在外界干擾下光譜強(qiáng)度的變化順序[11]。FTIR-2DCOS不僅能解決HAs官能團(tuán)重疊問題，還能根據(jù)官能團(tuán)的變化順序確定HAs與重金屬離子發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)的先后順序。Huang等[2]采用上述組合方法分析了堆肥樣品中可溶性有機(jī)物(DOM)的不同組分對重金屬Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的絡(luò)合容量以及在絡(luò)合過程中官能團(tuán)的順序變化，證明了堆肥處理后的樣品對重金屬具有較好的絡(luò)合效應(yīng)。因此，EEM-PARAFAC與FTIR-2DCOS的結(jié)合為開展有機(jī)物與重金屬絡(luò)合能力及機(jī)制的研究提供強(qiáng)有力的工具。本工作對比研究來源于超高溫堆肥(HTC)、高溫堆肥(TC)和市政污泥(SS)樣品中HAs與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合效應(yīng)，揭示了HA和Cd(Ⅱ)的絡(luò)合機(jī)制，以期為超高溫堆肥產(chǎn)品應(yīng)用于鎘污染土壤修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 樣品收集

HTC與TC樣品取自北京市順義區(qū)市政污泥超高溫堆肥處理廠。原材料包括污泥、稻殼和發(fā)酵熟料，詳細(xì)的堆肥過程參考文獻(xiàn)[1]。分別從超高溫堆肥堆體和普通堆肥堆體中獲得發(fā)酵第45 d的腐熟樣品HTC和TC，同時(shí)以堆肥原材料SS作為對照。將HTC，TC和SS樣品自然風(fēng)干，研磨至0.25 mm，用于后續(xù)HAs提取。

1.2 HAs的提取

將樣品按固液比1∶1.5(w/v)與2%HF溶液混勻，室溫下150 r·min-1振蕩16 h，5 000 r·min-1離心5 min收集沉淀物。加入150 mL 0.1 mol·L-1NaOH，150 r·min-1下振蕩24 h，5 000 r·min-1離心5 min收集上清液。用2 mol·L-1HCl酸化HAs提取液至pH小于2，反應(yīng)24 h后離心收集沉淀。將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，離心收集沉淀。將獲得的HAs用蒸餾水反復(fù)漂洗，直至pH呈中性，經(jīng)冷凍干燥后待測[12]。使用島津L系列TOC分析儀測得HTC，TC和SS中溶解性有機(jī)碳(DOC)濃度分別為： 19.4，21.6，32.7 mg·kg-1 [13]。

1.3 Cd(Ⅱ)的絡(luò)合滴定

絡(luò)合滴定前，將HAs溶解并稀釋至DOC濃度為10 mg·L-1。將CdCl2母液加入到含50 mL HAs溶液的棕色密封瓶中進(jìn)行滴定，以產(chǎn)生Cd(Ⅱ)濃度范圍為0～180 μmol·L-1的10組混合樣品。調(diào)節(jié)溶液pH至7.0后，于25℃中振蕩12 h以確保絡(luò)合反應(yīng)達(dá)到平衡。反應(yīng)結(jié)束后，一部分溶液樣品直接用于EEM檢測，剩余部分經(jīng)冷凍干燥后用于FTIR分析。

1.4EEM-PARAFAC

采用日立FP-7000型熒光光譜儀獲得HAs與不同濃度Cd(Ⅱ)絡(luò)合的EEM光譜，測定條件如下： 發(fā)射波長(Em)250～550 nm，激發(fā)波長(Ex)200～450 nm，增量為5 nm，Em和Ex的狹縫寬度為5 nm，掃描速度為2 400 nm·min-1。采用MATLAB 7.0和DOMFluor工具箱進(jìn)行PARAFAC分析，利用2～7組分模型執(zhí)行PARAFAC數(shù)據(jù)分析，并通過殘差分析等驗(yàn)證樣品HAs中熒光組分的有效性[14]。運(yùn)用Ryan和Weber提出的熒光猝滅模型擬合HTC，TC和SS中HAs與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合參數(shù)，非線性熒光猝滅擬合方程如

(1)

式(1)中，I為滴定熒光強(qiáng)度；I0為初始熒光強(qiáng)度；IML為極限熒光強(qiáng)度；KM為穩(wěn)定常數(shù)；cL為總配體濃度。

1.5FTIR-2DCOS

將2 mg HAs和200 mg KBr混合研磨，在15 MPa的壓力下壓成片。采用Nicolet Nexus紅外光譜儀，在400～4 000 cm-1波段進(jìn)行光譜掃描： 分辨率2 cm-1，波數(shù)64。為了明確與Cd(Ⅱ)絡(luò)合時(shí)HAs的結(jié)構(gòu)變化，以Cd(Ⅱ)濃度作為外部擾動因素，采用2DCOS對紅外光譜數(shù)據(jù)進(jìn)行解析，可獲得同步和異步光譜圖。同步光譜圖中自動峰代表坐標(biāo)處的光譜強(qiáng)度，交叉峰則表示在相應(yīng)光譜坐標(biāo)處光譜強(qiáng)度的變化方向。在異步光譜圖中其坐標(biāo)表示由外界擾動引起的光譜強(qiáng)度變化的順序。如同步光譜和異步光譜坐標(biāo)(λ1，λ2)同為正或同為負(fù)，則波長λ1的光譜強(qiáng)度發(fā)生在λ2之前，否則，λ1光譜強(qiáng)度的變化發(fā)生在λ2之后[15]。

2 結(jié)果與討論

2.1 HAs組分熒光特征

基于HAs中不同組分熒光的差異性，采用EEM-PARAFAC對樣品HTC，TC和SS中HAs的組分特征進(jìn)行鑒定(圖1)。PARAFAC可將樣品中HAs的EEM光譜數(shù)據(jù)分成3個(gè)組分： C1(Ex/Em=270，350/470)，C2(Ex/Em=265，325/410)和C3(Ex/Em=225，275/330)。根據(jù)參考文獻(xiàn)[16]，C1具有類腐殖質(zhì)熒光特性，與Tang等[13]研究污泥堆肥中HAs(273，365/467)組分相似，為腐殖酸； C2鑒定為類腐殖質(zhì)物質(zhì)； 而C3熒光峰位置與類蛋白質(zhì)物質(zhì)一致。上述分析結(jié)果表明，從污泥和堆肥樣品中提取的HAs不僅包含相似的腐殖酸和類腐殖質(zhì)組分，同樣也存在類蛋白質(zhì)組分，組分類別與Chen[17]等提取樣品HAs中一致。

2.2 HAs與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合性能

為了明確HAs與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合性能，采用EEM-PARAFAC對HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合過程中熒光組分進(jìn)行定量分析(圖2)。就同樣品不同組分而言，HTC的HAs中C1和C2的熒光猝滅效應(yīng)隨著Cd(Ⅱ)濃度增加呈明顯下降趨勢，而C3熒光猝滅趨勢變化不明顯； TC的HAs中C1的熒光強(qiáng)度相較于C2和C3有一定程度的下降。結(jié)果表明，在HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合過程中，堆肥樣品中的C1和C2與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合性能要強(qiáng)于C3。此外，SS的HAs中C3的熒光隨著Cd(Ⅱ)濃度的增加呈相反變化趨勢，這可能是由于類蛋白質(zhì)物質(zhì)中同樣含有能與Cd(Ⅱ)發(fā)生絡(luò)合的基團(tuán)。就不同樣品同一組分而言，HTC和TC中C1的熒光強(qiáng)度隨著Cd(Ⅱ)濃度增加整體呈現(xiàn)下降趨勢，而SS中C1的猝滅曲線幾乎不變。HTC中C2隨著Cd(Ⅱ)濃度增加熒光猝滅效應(yīng)較為明顯，而在TC和SS中幾乎穩(wěn)定不變。顯然，堆肥產(chǎn)品中C1和C2的猝滅趨勢比SS更為明顯，與Tang等[13]研究超高溫堆肥中HAs與Cu(Ⅱ)的熒光絡(luò)合趨勢相似，說明污泥經(jīng)堆肥工藝處理后增加了類腐殖質(zhì)的含量從而對Cd(Ⅱ)的絡(luò)合能力明顯強(qiáng)于污泥。對比分析HTC和TC中HAs組分熒光猝滅規(guī)律，發(fā)現(xiàn)C1變化趨勢一致，而HTC中C2熒光猝滅效果明顯優(yōu)于TC，表明超高溫堆肥過程獲得的具有更高腐熟度的樣品比普通堆肥產(chǎn)物具有更好的Cd(Ⅱ)絡(luò)合能力。

圖1 EEM-PARAFAC鑒定出不同樣品HAs中三種不同熒光組分(C1，C2，C3)

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

圖2 污泥(SS)(a)、高溫堆肥(TC)(b)和超高溫堆肥(HTC)(c)的HAs與不同濃度Cd(Ⅱ)絡(luò)合時(shí)各組分的熒光猝滅效果

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熒光猝滅模型[14]擬合HTC，TC和SS中HAs及組分C1和C2與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合性能，獲得絡(luò)合參數(shù)如表1所示。LogKM和CCM值是絡(luò)合反應(yīng)的穩(wěn)定常數(shù)和有機(jī)組分對重金屬的絡(luò)合容量，兩者值越大說明絡(luò)合能力越強(qiáng)。根據(jù)擬合結(jié)果，不同樣品中HAs及各組分與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合參數(shù)為： 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)。通過對比上述LogKCd和CCCd值，發(fā)現(xiàn)HTC的HAs對Cd(Ⅱ)絡(luò)合容量和穩(wěn)定性明顯高于TC和SS，表明相比于污泥和普通堆肥，超高溫堆肥對Cd(Ⅱ)具有更好的絡(luò)合性能。進(jìn)一步分析HAs中C1和C2與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合關(guān)系，發(fā)現(xiàn)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)，說明超高溫堆肥工藝可以通過促進(jìn)腐殖質(zhì)類物質(zhì)形成從而增強(qiáng)與Cd(Ⅱ)絡(luò)合能力[2，13]。這也意味著堆肥產(chǎn)品的腐熟度與重金屬的絡(luò)合能力存在一定的相關(guān)性，而具有更高腐熟度的堆肥產(chǎn)品則可能更加適合于重金屬污染土壤的修復(fù)。

表1 Ryan-Weber模型擬合Cd(Ⅱ)與污泥(SS)、高溫堆肥(TC)、超高溫堆肥(HTC)中HAs及其C1，C2的絡(luò)合參數(shù)

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

圖3 在1 750～700 cm-1光譜區(qū)域，污泥(SS)(a)、高溫堆肥(TC)(b)和超高溫堆肥(HTC)(c)中HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合的同步和異步2DCOS圖

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與Cd(Ⅱ)絡(luò)合機(jī)制

HAs與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合效應(yīng)很大程度上取決于HAs的結(jié)構(gòu)和組成[17]。環(huán)境中不同來源的HAs均含有多種官能團(tuán)結(jié)構(gòu)，其中羧基、羥基和酮等對重金屬具有較高親和力[4]。如圖3(a,b,c)所示，HTC，TC和SS中HAs與Cd(Ⅱ)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)時(shí)官能團(tuán)種類和信號強(qiáng)度在不同樣品間存在較大差異。在SS中HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合的FTIR-2DCOS同步光譜圖的1 720，1 046和861 cm-1處存在3個(gè)自動峰[見圖3(a)]，而在異步光譜圖的1 675，1 637，1 563和1 462 cm-1處存在4個(gè)交叉峰[見圖3(b)]； 在TC中HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合的FTIR-2DCOS同步光譜圖的1 619，1 385，1 111/1 109，1 042和990 cm-1處存在5個(gè)自動峰，而在異步光譜圖的1 542，1 462/1 465和1 420 cm-1處存在3個(gè)交叉峰[圖3(b)]； 在HTC中HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合的FTIR-2DCOS同步光譜圖的1 619，1 412/1 420，1 150和1 067 cm-1[圖3(c)]處存在4個(gè)自動峰，異步光譜圖的1 523，1 453，1 384，1 226和1 106 cm-1處存在5個(gè)交叉峰。除小于1 000 cm-1的吸收峰外，同步光譜圖中大部分自動峰強(qiáng)度均為正值，表明這些官能團(tuán)的信號隨著Cd(Ⅱ)濃度增加變化一致，因此，同步光譜圖中所有為正的信號均表征與Cd(Ⅱ)絡(luò)合的官能團(tuán)。

表2 污泥(SS)、高溫堆肥(TC)、超高溫堆肥(HTC)中HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合的同步光譜和異步光譜中交叉峰的信號值

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+

對比分析HTC，TC和SS的HAs與Cd(Ⅱ)絡(luò)合特征官能團(tuán)的變化順序，發(fā)現(xiàn)HTC中羧基是與Cd(Ⅱ)絡(luò)合響應(yīng)最靈敏的官能團(tuán)，而SS中碳水化合物反應(yīng)較為敏銳，其次是羧酸； TC中多糖類物質(zhì)在與Cd(Ⅱ)絡(luò)合過程中響應(yīng)較快，其次也是羧酸。Huang等[2]研究也證實(shí)羧基是堆肥DOM與Cd(Ⅱ)絡(luò)合過程中響應(yīng)較為靈敏的官能團(tuán)。劉曉明等[7]采用紫外-可見光譜(UV-Vis)研究了不同堆肥過程中DOM結(jié)構(gòu)變化，發(fā)現(xiàn)超高溫堆肥過程導(dǎo)致羧基和羰基含量明顯增加。顯然，HTC中的HAs尤其是HA中C1和C2組分中含有更多羧基是導(dǎo)致其具有更高Cd(Ⅱ)絡(luò)合能力和絡(luò)合容量的關(guān)鍵。此外，類腐殖質(zhì)對重金屬的高效絡(luò)合能力主要?dú)w功于羧酸、酚、酮等不飽和基團(tuán)[7]，而堆肥腐殖化過程同樣也是羧酸、酚、酮等化合物含量增多導(dǎo)致的芳香度和不飽和度增加的過程[7]。因此，提高堆肥腐熟度也是增強(qiáng)堆肥產(chǎn)品重金屬絡(luò)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團(tuán)從而對Cd(Ⅱ)等重金屬具有更好的絡(luò)合性能。

3 結(jié) 論

(1) 采用EEM-PARAFAC鑒定出來源于HTC，TC和SS的HAs存在3種組分： 腐殖酸C1、類腐殖質(zhì)物質(zhì)C2和類蛋白質(zhì)物質(zhì)C3，其相對含量受堆肥工藝的影響，并且導(dǎo)致HAs與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合特征明顯不同。

(2) 基于Ryan-Weber熒光淬滅模型分別擬合了HTC，TC和SS的HAs及HA中C1和C2與Cd(Ⅱ)絡(luò)合性能，證實(shí)HTC相比于TC和SS對Cd(Ⅱ)的絡(luò)合能力明顯更強(qiáng)，表明超高溫堆肥工藝能夠促進(jìn)HAs中腐殖質(zhì)類物質(zhì)的形成，從而增強(qiáng)與Cd(Ⅱ)絡(luò)合穩(wěn)定性和絡(luò)合容量。

(3) FTIR-2DCOS分析指出HTC，TC和SS的HAs與Cd(Ⅱ)發(fā)生絡(luò)合的特征官能團(tuán)及響應(yīng)順序存在差異，其中，羧基對Cd(Ⅱ)滴定濃度增加的快速響應(yīng)是導(dǎo)致HTC與Cd(Ⅱ)高效絡(luò)合的關(guān)鍵，而提高堆肥腐殖化程度有助于增強(qiáng)堆肥產(chǎn)品與Cd(Ⅱ)的絡(luò)合性能。