張若瑄，王朋，張緒超，段文焱

（1昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南昆明650500；2成都理工大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，四川成都610059）

自1900 年Gomberg[1]發(fā)現(xiàn)第一種自由基——三苯甲基自由基的存在以來，自由基的形成機理和環(huán)境行為一直受到廣泛關(guān)注。自由基的產(chǎn)生是由于分子接受外界能量（熱能、光能、電能或化學(xué)能），發(fā)生共價鍵均裂形成具有不對稱電子的分子、原子和離子基團(tuán)[2]。這類自由基在環(huán)境中壽命極短（如，羥基自由基·OH 壽命約10-9s），被稱為瞬時自由基。相對于這些短壽命的自由基，研究者們在環(huán)境中發(fā)現(xiàn)了壽命長達(dá)數(shù)分鐘甚至幾十天的新型自由基，因此稱之為環(huán)境持久性自由基（environmentally persistent free radicals，EPFRs）[3]。因 其 氧 化 活 性強，可誘發(fā)生物系統(tǒng)的氧化應(yīng)激反應(yīng)、引起細(xì)胞和機體損傷、引發(fā)肺部和心血管疾病等，被認(rèn)為是一種新型的環(huán)境風(fēng)險物質(zhì)[4-5]。

EPFRs 廣泛存在于不同環(huán)境介質(zhì)中，例如焚化/熱處理產(chǎn)生的大氣顆粒物[6-8]，受有機污染物污染的土壤[9-11]，甚至在未受污染的土壤中也檢測到EPFRs信號[12]。土壤中EPFRs一部分來源于天然有機質(zhì)[12-16]（如木質(zhì)素、胡敏素、胡敏酸、富里酸等）以及有機污染物（如多環(huán)芳烴、五氯苯酚等）與土壤礦物的相互作用[17-18]。另一方面來源于焚燒（垃圾燃燒、燃煤、內(nèi)燃機燃燒等）[19-20]和低溫?zé)崃呀猓ㄒ话銥?00～600℃）[3,21]等過程產(chǎn)生的EPFRs 附著在大氣顆粒物上，經(jīng)過沉降作用進(jìn)入土壤，以及人為添加到土壤中的土壤改良劑，例如生物炭等[22-24]。

由于土壤有機質(zhì)結(jié)構(gòu)和成分的復(fù)雜性，使得研究者在探索來源于土壤有機質(zhì)的EPFRs 分布、反應(yīng)活性、影響因素等問題時，遇到很大挑戰(zhàn)。土壤有機質(zhì)作為全球碳循環(huán)中關(guān)鍵的活性池[25]，與土壤中的EPFRs 有著密切的聯(lián)系，探究其活性與穩(wěn)定性對全球碳循環(huán)有著重要的意義。本文前部分總結(jié)歸納了前人關(guān)于土壤中腐殖質(zhì)、有機-無機復(fù)合體中EPFRs 的生成機制、穩(wěn)定機理及影響因素；后半部分闡述目前研究熱點：外源有機污染物降解過程對土壤中EPFRs 的貢獻(xiàn)。有研究表明受污染土壤中EPFRs濃度是未受污染土壤的30倍[9]。由于有機污染物與土壤組分，如土壤有機質(zhì)、無機礦物及過渡金屬相互作用，通過電子轉(zhuǎn)移生成穩(wěn)定的EPFRs[10,26]，其潛在危害或許高于污染物本身。EPFRs的產(chǎn)生改變了污染物降解途徑，甚至抑制其的降解[27-28]。EPFRs 的穩(wěn)定性使其可能隨著環(huán)境擾動而發(fā)生遠(yuǎn)距離遷移，從而帶來更高的風(fēng)險性[29-30]。

本文通過闡述天然土壤中自由基的分布與特點以及外源有機污染物降解過程EPFRs 的形成與穩(wěn)定機制，總結(jié)多種環(huán)境因子產(chǎn)生的影響，加深對于有機污染物環(huán)境風(fēng)險及歸趨的認(rèn)識，為研究有機污染物的環(huán)境行為提供新的思路。

1 土壤天然組分中的EPFRs

1.1 腐殖質(zhì)中的EPFRs

1.1.1 腐殖質(zhì)中EPFRs的分布特征

1960 年，Rex[12]發(fā)現(xiàn)植物和煤炭中木質(zhì)素、單寧酸和腐殖酸存在半醌自由基，認(rèn)為木質(zhì)素自由基并不存在于植物組織里，而是在木材處理過程中真菌降解植物組織時產(chǎn)生。Steelink等[31]否認(rèn)其看法，認(rèn)為腐殖酸中自由基不是從外界截獲，而是分子的一個組成部分，并通過電子順磁共振光譜分析，腐殖酸中存在兩種穩(wěn)定的自由基，它們可能是鄰苯二酚-間苯二酚型共聚物產(chǎn)生的半醌自由基、醌氫醌體系下產(chǎn)生的醌型自由基[32-33]。土壤腐殖質(zhì)中含有非常穩(wěn)定的半醌/醌型自由基這一觀點得到普遍認(rèn)可，且EPFRs 的濃度隨腐殖化程度的加深而增加[34]。在極端pH（pH=5、12）下Christoforidis等[35]發(fā)現(xiàn)腐殖質(zhì)中均含有兩種穩(wěn)定的極限型自由基，其g值不同且具有明顯的電子結(jié)構(gòu)，呈現(xiàn)酸堿可逆關(guān)系。部分研究者發(fā)現(xiàn)，腐殖質(zhì)順磁光譜并非只含有半醌/醌型自由基信號，腐殖質(zhì)與金屬離子形成絡(luò)合物[36]，或含有超精細(xì)結(jié)構(gòu)[34,37-38]，使得光譜在略微不同的場值上疊加了大量的共振，呈現(xiàn)出非單一對稱線。

研究者從來源差異較大的土壤中提取出胡敏素、胡敏酸和富里酸，檢測其中所含EPFRs 并進(jìn)行比較，見表1。結(jié)果表明：不同組分腐殖質(zhì)EPFRs的g值沒有顯著差異，均來源于半醌自由基；胡敏素在不同腐殖質(zhì)組分中信號最強，其次依次是胡敏酸、富里酸；富里酸自由基種類最為豐富。Saab等[16]將三類有機質(zhì)與全土的EPFRs進(jìn)行碳標(biāo)準(zhǔn)化處理，并作相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，全土與胡敏素的自由基強度具有非常高的正相關(guān)性（r=0.91），說明土壤中占主導(dǎo)地位EPFRs 主要以胡敏素中所含的自由基為主，而與胡敏酸和富里酸無直接關(guān)系。這一現(xiàn)象可能由于胡敏素所具有的較大分子質(zhì)量和較高的縮合度的有機碳能夠穩(wěn)定EPFRs。頻帶寬度表示樣品中自由基種類的豐富度，Watanabe 等[34]通過42種腐殖酸的表征發(fā)現(xiàn)，EPFRs的頻帶寬度與其強度呈負(fù)相關(guān)關(guān)系（r=0.82），表明隨自由基濃度的增加，其異質(zhì)性降低。富里酸頻帶寬度最大可能因為富里酸中的半醌自由基受到的保護(hù)較少，使其與相鄰的自由基相互作用，減少松弛時間，增加頻帶寬度[16]，其微小變化還可能由于不同場強下疊加不同類型的共振所造成，其他因素還包括樣品的EPFRs濃度、聚集狀態(tài)（固態(tài)或溶液）、溫度、與金屬離子的相互作用[39]等。對于不同土壤，頻帶寬度的差異需要更有指向性的研究進(jìn)行分析。

表1 不同土壤中胡敏素、胡敏酸和富里酸所含EPFRs的比較

值得注意的是，涉及胡敏素中EPFRs 的研究，很多研究都是通過酸堿提取胡敏酸、富里酸后，胡敏素因不溶于酸堿而與無機礦物混合存在。研究者將這一組分中的EPFRs 直接歸因于胡敏素，這一結(jié)論忽視了礦物對EPFRs的穩(wěn)定作用。EPFRs究竟是依賴于胡敏素與無機礦物的復(fù)合體而存在，還是單獨存在于胡敏素，目前還未有明確的結(jié)論。

1.1.2 腐殖質(zhì)中EPFRs的形成機制

圖1 腐殖質(zhì)促進(jìn)金屬還原桿菌與Fe3+之間電子傳遞的機理模型［40］

腐殖質(zhì)一般不會被微生物降解，尤其是在缺氧的環(huán)境中，通常認(rèn)為其不會參與微生物的代謝。但Lovley 等[40]發(fā)現(xiàn)土壤和沉積物中存在一些微生物，能夠利用腐殖質(zhì)作為有機化合物和氫的厭氧氧化反應(yīng)的電子受體，而腐殖質(zhì)充當(dāng)電子穿梭體的角色，將電子傳遞給Fe3+，增強微生物與不易接觸到的Fe3+氧化物之間的電子傳遞過程，見圖1。Michael等[13]通過電化學(xué)方法得出結(jié)論，腐殖質(zhì)的氧化還原活性主要歸因于醌-對苯二酚，而醌類是腐殖質(zhì)中重要的電子受體。Scott 等[41]通過pH、氧化和紫外線輻射對腐殖質(zhì)中EPFRs的影響實驗中發(fā)現(xiàn)EPFRs呈現(xiàn)出的反應(yīng)均與醌類一致。通過測量微生物還原前后的腐殖質(zhì)中EPFRs 變化的實驗發(fā)現(xiàn)，原本沒有信號的富里酸還原后均呈現(xiàn)明顯信號，而原本有信號的胡敏酸，還原后EPFRs 增加了1～9 倍。這是由于腐殖質(zhì)在接受電子發(fā)生還原過程時，醌從苯醌態(tài)還原到半醌態(tài)[38,42]，從而產(chǎn)生了半醌自由基。EPFRs的產(chǎn)生并非一定要微生物的參與。Steelink[33]發(fā)現(xiàn)當(dāng)堿加入腐殖酸時，也會產(chǎn)生EPFRs，這種自由基離子可能是由于反磁性的醌氫醌轉(zhuǎn)化為半醌自由基離子而產(chǎn)生的[43]。Wilson 等[32,38]發(fā)現(xiàn)在pH＞10時EPFRs 信號的迅速上升是因為氫氧根離子參與了半醌自由基的生成。在堿性、缺氧土壤條件下，苯醌基團(tuán)與對苯二酚反應(yīng)，脫水形成半醌陰離子，由于氧的加入，中間體最終形成穩(wěn)定的半醌自由基。因此研究指出，半醌自由基在堿性缺氧的土壤條件下易形成，而在有氧條件下趨于穩(wěn)定。

1.1.3 腐殖質(zhì)中EPFRs的影響因素

由于腐殖質(zhì)結(jié)構(gòu)復(fù)雜且種類繁多，學(xué)者們對其自身EPFRs 的影響因素存在較多爭議。有研究表明，由于芳香族化合物自由電子能夠部分離域，可以提高EPFRs 的穩(wěn)定性[39]。González 等[36]認(rèn)為胡敏酸中半醌自由基濃度與芳香族碳百分比呈現(xiàn)很好正相關(guān)（r=0.92），與脂肪族碳百分比呈負(fù)相關(guān)。在芳香碳含量較高的腐殖質(zhì)中，電子共軛體系更為完善，有利于自由基的穩(wěn)定[34,39]。Milori等[44]同樣指出胡敏酸中芳香性高的物質(zhì)與半醌自由基的數(shù)量有明顯關(guān)系，他通過熒光光譜約400nm 處的光譜特征，表征三環(huán)或多環(huán)濃縮芳香環(huán)結(jié)構(gòu)發(fā)現(xiàn)，熒光強度和半醌自由基呈現(xiàn)很好的正相關(guān)（r=0.84）。但與之不同的是，當(dāng)利用C/H原子比作為有機質(zhì)芳香性和縮合度指標(biāo)時[45]，Riffaldi 等[15]發(fā)現(xiàn)胡敏素的C/H 原子比居于胡敏酸、富里酸之間，但EPFRs 強度卻比胡敏酸大，比富里酸高出1～2 個數(shù)量級。除此之外他還發(fā)現(xiàn)大部分胡敏酸、富里酸甲基化之后，其自由基強度增大，g值與頻帶寬度減小，他認(rèn)為這是甲基化后有機質(zhì)擁有更大的未配對電子遷移率使得信號增強。Scott等[41]則認(rèn)為相比于芳香性，半醌自由基強度與腐殖質(zhì)電子接受能力的關(guān)系更強。有研究報道EPFRs 信號強度與有機質(zhì)腐殖化程度呈正比，因為參與腐殖化過程的是半醌基團(tuán)，而半醌自由基強度隨著腐殖化程度的推進(jìn)而增加[34,46]。同樣，Schnitzer 等[47]發(fā)現(xiàn)泥炭樣品的胡敏酸與富里酸自由基濃度與焦磷酸指數(shù)顯著正相關(guān)（r=0.84），該指數(shù)通常用來評價腐殖化程度與酚類物質(zhì)濃度。Martin-Neto等[48]指出大降雨量的土壤環(huán)境使得胡敏酸的腐殖化程度增大，從而呈現(xiàn)出平均降雨量與EPFRs 信號強度具有很強的正相關(guān)性（r=0.94）。以上研究仍不夠全面，土壤環(huán)境中可能還存在很多其他影響因素，如土壤微生物的代謝過程對EPFRs生成和穩(wěn)定的影響。有研究指出微生物代謝過程可能會導(dǎo)致半醌自由基的進(jìn)一步生成，但這些自由基如何被穩(wěn)定下來還未可知。因此有關(guān)腐殖質(zhì)中EPFRs 的影響因素，還需要更加深入、系統(tǒng)的研究。

1.2 有機-無機復(fù)合體中的EPFRs

有機-無機復(fù)合體是指土壤有機質(zhì)與礦物組分相結(jié)合的形態(tài)[49]，在溫帶可耕土壤中，絕大部分的土壤有機質(zhì)都存在于有機-無機復(fù)合體中[50]。由于礦物的保護(hù)，有機質(zhì)較難受到外界因素影響，能穩(wěn)定地存在于土壤中。由此可以推測礦物也有可能保護(hù)土壤有機質(zhì)中EPFRs 結(jié)構(gòu)，而當(dāng)胡敏素與無機礦物復(fù)合體的結(jié)構(gòu)遭到破壞時，EPFRs穩(wěn)定性將如何變化，目前并沒有明確的答案。值得注意的是，已有很多研究指出，有機污染物吸附在礦物表面，與其過渡金屬位點結(jié)合，形成穩(wěn)定的EPFRs，而礦物的結(jié)構(gòu)能增強EPFRs 的穩(wěn)定性[10,17]。土壤有機質(zhì)與有機污染物分別作為不同的EPFRs 前體，其形成、穩(wěn)定機制存在差別，已有的有機污染物相關(guān)結(jié)論在土壤有機質(zhì)體系中可能并不適用，礦物、過渡金屬對土壤有機質(zhì)中EPFRs 信號的貢獻(xiàn)目前沒有確切的結(jié)論。

例如有研究指出，有機物降解過程中EPFRs的生成不一定需要過渡金屬的加入。Li等[51]報道在植物葉片與純高嶺石體系中，伴隨有機物的分解發(fā)現(xiàn)了g 值高于2.005 以氧為中心的EPFRs，其所用的高嶺石并未含有過渡金屬元素，且添加高嶺石的體系中EPFRs 強度比沒有添加的要高得多，長達(dá)一個月信號未發(fā)生衰減，這是因為在很大程度上高嶺石截留住了碳水化合物，并提高了EPFRs 的穩(wěn)定性和持久性。固態(tài)碳核磁共振光譜學(xué)研究發(fā)現(xiàn)，在黏土、粉砂和砂粒大小的分離物中，有機質(zhì)的化學(xué)成分存在顯著差異[52-53]，但遺憾的是研究者并沒有指出這些有機質(zhì)的差異對EPFRs 濃度的影響，關(guān)于土壤有機無機復(fù)合體上EPFRs 相關(guān)研究仍較為匱乏。關(guān)于過渡金屬元素在EPFRs 生成過程中的作用，本文將結(jié)合有機污染物的相關(guān)研究，在2.3.2節(jié)進(jìn)行詳細(xì)討論。

2 外源有機物降解對土壤EPFRs 的貢獻(xiàn)

2.1 有機污染物降解過程中EPFRs的形成機制

多環(huán)芳烴[17-18,54]、五氯苯酚[9-10]、兒茶酚[27-28,55]、多氯聯(lián)苯[56]等有機污染物，在降解過程中EPFRs的產(chǎn)生和穩(wěn)定是目前的研究熱點。由于EPFRs 在土壤、大氣中的持久性，可能比有機污染物本身引起的健康風(fēng)險更為嚴(yán)重。

Jia等[57]在研究土壤中多環(huán)芳烴降解生成EPFRs的過程中發(fā)現(xiàn)，不同種類多環(huán)芳烴在Fe3+改性黏土礦物體系中降解，只有在蒽參與下才觀察到EPFRs，其他多環(huán)芳烴（如菲、芘和苯并[a]芘）均未觀測到，研究者認(rèn)為分子結(jié)構(gòu)會影響其降解與EPFRs 的形成。其中，芘和苯并[a]芘雖發(fā)生了降解，但可能由于其產(chǎn)生的EPFRs 不夠穩(wěn)定或持久而未被檢測到。沒有發(fā)生降解的菲由于其電離能太大，在體系表面不發(fā)生電子轉(zhuǎn)移，不具備生成EPFRs的條件。后續(xù)研究中發(fā)現(xiàn)，蒽在同一體系降解過程中，存在不止一種EPFRs 生成的情況，見圖2，這幾種EPFRs（g1、g2、g3）的穩(wěn)定性、含量都不同[54]。首先，電子從芳香環(huán)轉(zhuǎn)移到Fe3+等電子受體上，生成很不穩(wěn)定的芳香型陽離子自由基g1，其未配對電子可被大氣氧分子氧化或被水分子猝滅，而水比氧氣更易與g1反應(yīng)，從而形成有相鄰氧原子的碳中心苯酚自由基g2；g2去除質(zhì)子化后形成蒽酮[58]，蒽酮和蒙脫土之間的電子轉(zhuǎn)移誘發(fā)產(chǎn)生以碳為中心蒽酮自由基g3；隨后g3水解生成蒽酚酮，進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為最終產(chǎn)物蒽醌。同樣，Borrowman等[59]也發(fā)現(xiàn)在苯并芘的溶解相實驗中存在3 種EPFRs連續(xù)排列在順磁共振光譜中，其中兩種屬于半醌類，另一種屬于多環(huán)芳烴轉(zhuǎn)化形成的以碳為中心的自由基。Wang 等[60]觀察到多環(huán)芳烴在蒙脫土中降解時，均生成了以氧、碳為中心的自由基，猜測多環(huán)芳烴可能首先被氧化成酚類或醌類，形成半醌型EPFRs或苯氧基EPFRs。因此，這些研究結(jié)論說明無機礦物以及過渡金屬元素的吸收電子能力能夠促進(jìn)電子從有機污染物上被轉(zhuǎn)移，而形成更加穩(wěn)定的醌類自由基。

圖2 蒽在Fe3+改性蒙脫土體系中轉(zhuǎn)化和EPFRs形成機理［54］

dela Cruz 等[9]發(fā)現(xiàn)受五氯苯酚污染的土壤中EPFRs強度（20.2×1017spin/g）比未污染土壤（0.7×1017spin/g）高近30 倍。研究者通過氣態(tài)真空負(fù)載發(fā)現(xiàn)五氯苯酚吸附在土壤顆粒上并呈現(xiàn)出與受污染土壤EPFRs 一致的信號，說明受污染土壤EPFRs由五氯苯酚降解形成。在其后續(xù)的研究中[10]，明確提出在土壤環(huán)境下五氯苯酚參與EPFRs生成的3種可能性機制（圖3）：①五氯苯酚物理吸附Fe3+，通過電子轉(zhuǎn)移生成EPFRs 陽離子；②五氯苯酚物理吸附Fe3+或Cu2+，脫去一個水分子，電子轉(zhuǎn)移至過渡金屬生成EPFRs；③五氯苯酚物理吸附土壤有機質(zhì)，形成五氯苯酚-土壤有機質(zhì)-過渡金屬復(fù)合體，電子由五氯苯酚轉(zhuǎn)移至有機質(zhì)中，有機質(zhì)作為電子穿梭體，進(jìn)一步將電子轉(zhuǎn)移至過渡金屬形成EPFRs。這3 種生成機制與其他大部分文獻(xiàn)中提到的觀點一致。但EPFRs 生成的具體過程很大程度上結(jié)合了研究者們的猜想，且實驗?zāi)M的是非生物過程，而在實際環(huán)境中污染物的降解可能很大程度上受到微生物的影響，微生物在有機污染物降解過程中對EPFRs的生成有待進(jìn)一步的研究論證。

圖3 五氯苯酚降解過程EPFRs生成的3種機制［10］

2.2 有機污染物降解過程中EPFRs的穩(wěn)定機制

有機污染物降解過程中EPFRs 的穩(wěn)定機制仍處于探索階段，研究者較多關(guān)注礦物晶體結(jié)構(gòu)及其表面的過渡金屬位點對EPFRs 的穩(wěn)定作用。以黏土中蒙脫石為例，它是一種2∶1 層狀鋁硅酸鹽黏土礦物，具有層間可膨脹性，這使得層間域（即層與層之間的幾何空間）成為有機污染物良好的停留場所和化學(xué)反應(yīng)區(qū)域。由于其晶體結(jié)構(gòu)四面體硅、八面體鋁中高價陽離子被低價陽離子，如Fe3+、Ca2+、Mg2+所取代，擁有更大的陽離子交換容量，可供有機物、自由基陽離子吸附的金屬位點更多[10,17]，形成的自由基陽離子在夾層的保護(hù)下更容易穩(wěn)定下來[61]。而沒有晶體取代結(jié)構(gòu)的高嶺石，其少量的Fe3+僅存在于表面邊緣處；伊利石夾層中大部分結(jié)構(gòu)電荷都被固定的K+所替代，但Fe3+無法取代K+，因此其Fe3+主要位于外表面。Jia 等[57]通過Fe3+改性的蒙脫土、伊利石、葉蠟石分別模擬夾層內(nèi)、外部表面、表面邊緣上的Fe3+，通過觀察蒽的轉(zhuǎn)化研究不同位點上Fe3+的反應(yīng)活性。結(jié)果表明，F(xiàn)e3+改性蒙脫土上蒽的轉(zhuǎn)化速率比伊利石和葉蠟石上的高10倍左右，這可能說明夾層內(nèi)的Fe3+對于降解有機污染物，生成EPFRs 的貢獻(xiàn)更大。在后續(xù)的研究中發(fā)現(xiàn)[54]，負(fù)載在蒙脫土上的Fe3+含量最高，其次是伊利石、高嶺石，觀測蒽在蒙脫土上降解產(chǎn)生的EPFRs數(shù)量比其余兩者高出4個數(shù)量級。蒙脫土之所以比其他礦物更具優(yōu)勢，關(guān)鍵可能在于層間電場有利于表面電荷最優(yōu)分散，降低各種相互作用或配合物的靜電能，使得蒽降解過程生成的自由基陽離子與蒙脫土層間負(fù)電荷緊密結(jié)合，形成的EPFRs 比外層的更穩(wěn)定。由此可知夾層中Fe3+的微環(huán)境對EPFRs 的穩(wěn)定起著至關(guān)重要的作用[62-63]。但是，在相對濕度100%的環(huán)境下，蒙脫土具有表面親水性，更易吸附水，可能具有更強的自由基猝滅效果，從而縮短EPFRs的壽命[17]。

礦物所起穩(wěn)定作用的前提是有機污染物與礦物的有效吸附，而吸附行為與有機污染物和礦物種類有密切關(guān)系[64]，因此在研究有機污染物降解過程中EPFRs 的生成和穩(wěn)定時，需關(guān)注兩者之間的吸附行為。

2.3 有機污染物降解過程中EPFRs的影響因素

2.3.1 土壤有機質(zhì)

土壤有機質(zhì)作為EPFRs 的潛在前體和載體，對EPFRs 的生成與穩(wěn)定有著重要的作用。目前有兩種觀點，大部分研究者認(rèn)為，過渡金屬不需要與有機污染物直接接觸就能進(jìn)行電子傳遞，土壤腐殖質(zhì)充當(dāng)電子穿梭體的角色[13,40,42]，介導(dǎo)有機污染物與過渡金屬間的電子傳輸，協(xié)助EPFRs的形成[10,65]。Nwosu 等[65]用聚對苯撐改性蒙脫土模擬土壤有機質(zhì)吸附于黏土礦物發(fā)現(xiàn)，在聚對苯撐改性的體系中，有更多的EPFRs 生成且衰減速度減慢。這可能由于苯酚與過渡金屬間生成的苯氧基自由基結(jié)構(gòu)與聚對苯撐之間存在π-π 鍵疊加，EPFRs 利用共軛體系讓電子穿梭于苯酚和聚對苯撐之間，使EPFRs更穩(wěn)定地存在。過渡金屬被腐殖質(zhì)包裹后，可能有更大的概率與有機污染物相互作用。在深層土壤、淡水沉積物等缺氧環(huán)境中，腐殖質(zhì)介導(dǎo)微生物與鐵氧化物之間的電子傳遞過程是電子流動的重要途徑[40,66]。在沒有過渡金屬的情況下，dela Cruz等[9]猜測，土壤有機質(zhì)還可以作為最終的電子受體，催化有機污染物生成EPFRs。無論是土壤有機質(zhì)充當(dāng)電子轉(zhuǎn)移的橋梁，還是作為最終電子受體，均說明了土壤有機質(zhì)能夠協(xié)助生成EPFRs。

另一部分研究者認(rèn)為土壤有機質(zhì)對礦物/有機污染物的包裹會一定程度上阻止有機污染物與礦物表面、過渡金屬位點的接觸，從而抑制EPFRs 的產(chǎn)生[67]。在受多環(huán)芳烴污染的土壤中發(fā)現(xiàn)隨著土壤有機質(zhì)含量的增加，EPFRs 濃度呈現(xiàn)下降趨勢[17]。當(dāng)蒽在有機質(zhì)比例為1.5%左右時，其轉(zhuǎn)化速率常數(shù)明顯下降[17-18]，這種潛在關(guān)系似乎說明在有機質(zhì)含量較低的土壤中，蒽這類疏水化合物不易被有機相吸附，礦物表面的活性位點能夠充分與蒽結(jié)合，促進(jìn)蒽的轉(zhuǎn)化[58,68]。土壤有機質(zhì)不僅通過與有機污染物的吸附抑制EPFRs 的產(chǎn)生，還可能與過渡金屬形成絡(luò)合占據(jù)活性位點。例如Fe3+與土壤有機質(zhì)的絡(luò)合作用減少金屬活性位點的暴露，抑制污染物與過渡金屬間的電子轉(zhuǎn)移[57]。對金屬具有更高親和力的有機配體，其抑制作用更大。值得強調(diào)的是，土壤有機質(zhì)是減緩而不是完全阻礙有機污染物的轉(zhuǎn)化與EPFRs 的產(chǎn)生，因為土壤有機質(zhì)總是與礦物相復(fù)合，并非單獨存在。有機污染物可以通過先吸附在有機涂層礦物上，然后擴散到底層無機相表面，與礦物發(fā)生相互作用，生成EPFRs。

生物炭作為人為添加到土壤中的一類富碳物質(zhì)，也會影響土壤有機物污染物降解過程中EPFRs的生成與穩(wěn)定。前人的研究顯示，生物炭自身含有豐富的EPFRs，能活化H2O2/O2或S2O82-生成·OH/超氧自由基（·O2-）和硫酸自由基（SO4-），有效降解有機污染物，如2-氯聯(lián)苯[69]、酚類化合物和多氯聯(lián)苯[70-71]、酚甲烷[72]等。一方面生物炭對有機污染物的降解有可能會減少其與土壤組分的接觸，降低有機污染物降解過程中EPFRs 的生成，進(jìn)而降低有機污染物的環(huán)境風(fēng)險；但另一方面，生物炭上具有與腐殖質(zhì)類似的氧化還原能力，以及其自身所有含有過渡金屬元素（例如鐵），可能會與有機污染物的降解產(chǎn)物相結(jié)合，生成新的更加穩(wěn)定的EPFRs。遺憾的是目前的研究僅停留在討論生物炭對污染物的去除機制，對土壤中污染物降解生成EPFRs 的影響仍非常匱乏。

2.3.2 過渡金屬及其氧化物

對于有機污染物降解過程中EPFRs 生成和穩(wěn)定，過渡金屬元素似乎是一個不可或缺的存在。它不僅作為電子受體，參與生成EPFRs，還能大大提高EPFRs 的穩(wěn)定性。但在實驗室模擬植物葉片降解過程中發(fā)現(xiàn)，EPFRs的生成并不需要過渡金屬元素的參與[51]。這可能由于腐殖質(zhì)中EPFRs是土壤有機質(zhì)氧化還原反應(yīng)中間狀態(tài)的穩(wěn)定形式，這類EPFRs的形成和穩(wěn)定很可能伴隨著微生物的代謝過程，而有機污染物降解過程產(chǎn)生的EPFRs 是由降解過程中的中間產(chǎn)物被穩(wěn)定而生成的，兩者體系上存在差異，因此需要更有指向性的研究來揭示不同土壤環(huán)境下過渡金屬的作用。

有機污染物存在的土壤環(huán)境中，過渡金屬離子氧化能力的強弱會影響電子轉(zhuǎn)移、EPFRs種類、濃度和壽命[57,73-75]。例如在氧化鋅上形成的EPFRs 半衰期相對較長，持續(xù)數(shù)天甚至數(shù)月，比鎳和鐵氧化物上形成的半衰期長一個數(shù)量級，比氧化銅長兩個數(shù)量級[74]。只有Fe3+、Cu2+和Ru2+等具有一定氧化能力的金屬離子才能誘導(dǎo)多環(huán)芳烴的電子轉(zhuǎn)移[76]，而Al3+對其轉(zhuǎn)化影響并不明顯，多環(huán)芳烴的轉(zhuǎn)化主要以過渡金屬離子作為電子受體。Yang等[26]發(fā)現(xiàn)在不同類型金屬氧化物上形成的EPFRs 種類是不同的，金屬氧化物催化生成EPFR的能力與其氧化性強弱順序一致。同時EPFRs 濃度還取決于金屬氧化物的含量和顆粒大小。Pan 等[77]將過渡金屬介導(dǎo)EPFRs形成機制綜述為三個步驟：首先芳香分子或其降解中間產(chǎn)物與過渡金屬氧化物或離子形成物理吸附，其次前體分子或其降解副產(chǎn)物通過脫去一個水分子或/和氯化氫形成化學(xué)吸附，最后是有機化合物和過渡金屬之間通過電子轉(zhuǎn)移，生成EPFRs。

另一方面，不同金屬陽離子對有機污染物的吸附行為受礦物底面間距的影響[64,76]。對于鉀改性蒙脫土其底面間距足夠大，能夠插入五氯苯酚分子，最適合吸附有機污染物[78-79]，同時最小化水分子與污染物共同競爭吸附位點。同樣，也有研究表明，飽和負(fù)載的Fe3+、Al3+、Cu2+在蒙脫土上具有很強的光催化活性，能夠催化產(chǎn)生EPFRs，蒽、菲的光降解速率與其距離不同金屬離子負(fù)載蒙脫土層間陽離子的間距大小順序一致[80]，間距影響金屬位點與有機污染物的相互作用力，從而影響多環(huán)芳烴降解和EPFRs的產(chǎn)生。

當(dāng)過渡金屬及其氧化物所制備的光催化材料進(jìn)入環(huán)境后，也會影響有機污染物在環(huán)境中的歸趨與環(huán)境風(fēng)險。目前研究指出，光催化材料的氧化鐵能夠與有機污染物反應(yīng)生成EPFRs。Vejerano[81]與Li[27]等均發(fā)現(xiàn)負(fù)載氧化鐵的二氧化硅抑制了酚類的降解，因為二氧化硅表面的鐵活性位點與酚類物質(zhì)發(fā)生電子轉(zhuǎn)移生成EPFRs，其穩(wěn)定性阻礙了酚類降解。這一過程將進(jìn)一步增加有機污染物環(huán)境風(fēng)險的不確定性，為預(yù)測有機污染的環(huán)境行為提出更大的挑戰(zhàn)。

2.3.3 氧氣

以碳為中心的自由基通常比以氧為中心的自由基反應(yīng)活性更強[3]，前者會結(jié)合其周圍環(huán)境中的氧、含氧官能團(tuán)[28]，又或者其他物質(zhì)如水分子、陰離子和有機分子[18]，轉(zhuǎn)化為更加穩(wěn)定的相鄰氧原子的碳中心自由基。例如在缺氧條件下[17]，利用土壤本身攜帶的氫氧根離子或水分子進(jìn)行轉(zhuǎn)化。無氧的環(huán)境條件并不影響蒽的轉(zhuǎn)化率，說明氧可能沒有直接參與氧化反應(yīng)，而是其他物質(zhì)提供氧源[18,57]。缺氧條件下雖然無游離氧和水分子，但黏土表面的Fe3+可以與氫氧根離子或水分子結(jié)合，形成[Fe(OH)1～4]-1～2+這樣的小聚物，易與芳香族自由基陽離子發(fā)生絡(luò)合[61,82]，部分轉(zhuǎn)化為更加穩(wěn)定的氧源性自由基[18]。相比之下將缺氧環(huán)境下形成的自由基陽離子長時間暴露于有氧環(huán)境中，EPFRs強度持續(xù)下降，先迅速轉(zhuǎn)化為相鄰氧原子的碳中心自由基后，逐漸分解為以碳為中心的自由基并進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為非自由基最終產(chǎn)物[54]。同樣，在有氧條件下低溫?zé)崽幚硎芪迓缺椒游廴镜耐寥腊l(fā)現(xiàn)，由于氧濃度的增加，EPFRs的g 值也有所增大[10]，但并未觀察到新的氧或過氧自由基的形成，可能由于以碳為中心自由基被氧化或破壞。另一方面，在部分氧化反應(yīng)如芳香胺和酚，即使沒有過渡金屬離子的存在，氧氣也可協(xié)助生成自由基陽離子，而形成的芳香族自由基也可以被吸附的O2氧化[76]。

2.3.4 濕度

濕度是控制EPFRs 形成的一個重要因素，高濕度會抑制EPFRs 的形成或?qū)е翬PFRs 快速衰減。Nwosu 等[83]報道空氣相對濕度增加到75% 時，EPFRs的衰減速度比在空氣中的快5倍，相對濕度在22%～38%不等，比真空條件下快71 倍。雖然在較低范圍內(nèi)濕度的增加使得EPFRs 強度有少量提高[18]，這可能因為蒙脫土表面的金屬陽離子周圍配體水分子參與了EPFRs的形成[54]。但隨相對濕度持續(xù)增加至22%、43%，EPFRs產(chǎn)量和蒽轉(zhuǎn)化率急劇下降說明水分對EPFRs 的抑制作用。其主要的解釋是：①水分子和有機污染物產(chǎn)生競爭關(guān)系，如與多環(huán)芳烴爭奪路易斯酸位點[57]；②礦物表面的金屬與水分子結(jié)合趨于水化形成水分子層[84-85]。水層的覆蓋導(dǎo)致有機污染物距離Fe3+配位位置越來越遠(yuǎn)，抑制電子轉(zhuǎn)移速率和有機質(zhì)轉(zhuǎn)化[86]。這種水化狀態(tài)影響陽離子與有機污染物相互作用[87]，不同類型的陽離子對不同污染物的水合吸附影響也存在差異[88-89]。黏土或/和有機質(zhì)含量較高的紅壤、黑鈣土，在相對濕度較高的環(huán)境下EPFRs 更容易發(fā)生衰減[18]。因為黏土礦物和有機質(zhì)在結(jié)構(gòu)上親水，容易吸收水分子，促進(jìn)EPFRs 的猝滅。因此，自由水的存在阻斷了活性部位，阻礙了黏土表面的催化作用，必須在一定程度上去除中間層水，以達(dá)到有機污染物的氧化反應(yīng)[17]。

2.3.5 溫度

在低溫加熱（30～50℃）條件下，隨著水分的不斷去除和熱活化的增加，受五氯苯酚污染的土壤中EPFRs 強度隨之上升，五氯苯酚轉(zhuǎn)化為五氯苯氧基EPFRs[10]。在30℃以下，土壤水分阻礙了這種轉(zhuǎn)化。而加熱至75℃時，EPFRs 強度增加到最大值，五氯苯酚轉(zhuǎn)化率最高，土壤中其他污染物的有機大分子或聚芳結(jié)構(gòu)進(jìn)行分解，形成芳香亞基和EPFRs，導(dǎo)致順磁信號的增強[90]。在更高溫度下，EPFRs 和五氯苯酚濃度均下降，轉(zhuǎn)化率逐漸降低，可能由于EPFRs 重組或其本身熱分解造成的猝滅現(xiàn)象。另外，在黏土表面蒽的降解過程中，存在有多種類型EPFRs 共存的現(xiàn)象，在不同溫度內(nèi)，不同類型的EPFRs分別占據(jù)主導(dǎo)地位[54]。

對以上有機污染物降解過程中形成的EPFRs的影響因素進(jìn)行以下總結(jié)，見表2。

除此以上討論的影響因素之外，還存在其他影響因素，如紫外線會促進(jìn)電子轉(zhuǎn)移[27,91]，加速EPFRs 的轉(zhuǎn)化[18,92]。目前研究者較多關(guān)注受污染地區(qū)EPFRs 的來源、生成和穩(wěn)定過程，對于影響因素的研究還不夠系統(tǒng)。在多變的土壤環(huán)境中，有很多因素會影響EPFRs 生成和穩(wěn)定，相同的影響因素對不同有機污染物為前體的EPFRs，其表現(xiàn)出的現(xiàn)象可能不盡相同。因此，在研究環(huán)境因素對土壤中EPFRs 形成和穩(wěn)定的影響時，以上只針對于目前已有的研究作出總結(jié)和探討，仍不足以把目前得到的結(jié)論外推到其他體系中。

3 結(jié)語

綜上所述，受有機污染物污染的土壤中EPFRs的形成與穩(wěn)定關(guān)注度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于天然土壤中有機質(zhì)本生所含有的EPFRs。EPFRs是有機污染物環(huán)境歸趨的重要組成部分之一，與土壤無機礦物及過渡金屬位點的結(jié)合提高其穩(wěn)定性和持久性，使其有條件進(jìn)行長距離、不同環(huán)境介質(zhì)的遷移與轉(zhuǎn)化，增大潛在的環(huán)境風(fēng)險。受污染土壤與天然土壤是兩種不同的體系，有機污染物作為外源有機質(zhì)，與腐殖質(zhì)的結(jié)構(gòu)、種類、化學(xué)性質(zhì)上存在巨大差別，前者在其本身降解過程中生成EPFRs，后者可能在微生物的參與下，土壤有機質(zhì)氧化還原過程作為中間狀態(tài)而穩(wěn)定下來的EPFRs，兩種體系下存在差異，并不能完全從有機污染物的視角和已有的結(jié)論看待天然土壤中有機EPFRs。

然而，天然土壤中有機EPFRs 的研究尚未受到應(yīng)有的重視，特別是EPFRs 在不同土壤組分中的分布特征及結(jié)構(gòu)來源、產(chǎn)生過程與穩(wěn)定機制，甚至是可能存在的環(huán)境風(fēng)險。對于穩(wěn)定存在于土壤有機質(zhì)中的EPFRs，研究者們無法像有機污染物所產(chǎn)生的EPFRs 一樣追根溯源，找到具有針對性的天然有機質(zhì)結(jié)構(gòu)解析其生成過程，并通過模擬實驗去驗證猜測。因此對于土壤組分中EPFRs 的研究只停留在對土壤有機質(zhì)進(jìn)行分離，探究HA、FA、HU 中EPFRs 分布，或是進(jìn)一步對有機質(zhì)進(jìn)行表征，探究不同性質(zhì)的有機質(zhì)與EPFRs 的關(guān)系。進(jìn)一步的研究需要關(guān)注以下幾個方向。

（1）來源天然土壤有機質(zhì)的EPFRs，其影響因素、環(huán)境行為和遷移轉(zhuǎn)化等方面研究不夠完整，未明確礦物在EPFRs 生成和穩(wěn)定中的作用。很多研究提到，在有機污染物作為前體的土壤環(huán)境中，礦物對EPFRs 的生成和穩(wěn)定都起至關(guān)重要的作用，而將HU與無機礦物混合物中的EPFRs直接歸因于HU 的貢獻(xiàn)，忽略了礦物的作用，這一做法顯然不可取。因此這一問題有待進(jìn)一步研究。

表2 對有機污染物降解過程中形成的EPFRs的影響因素總結(jié)

（2）受有機污染物污染的土壤，EPFRs的生成及穩(wěn)定機制已有初步認(rèn)識，但其具體的生成過程仍處于猜測階段。土壤有機質(zhì)、過渡金屬對EPFRs生成和穩(wěn)定的影響仍存在異議。且隨著遠(yuǎn)距離遷移、土壤環(huán)境的變化，EPFRs 的反應(yīng)活性變化研究、環(huán)境風(fēng)險評估還不夠明確。

（3）目前來自于實驗室的機理結(jié)論如何有效地為真實土壤環(huán)境中EPFRs 環(huán)境行為服務(wù)是值得思考的問題。只有在加強EPFRs 生成穩(wěn)定機理研究的同時，重視環(huán)境中EPFRs 影響因素的變化帶來的反應(yīng)活性的改變，才能更好、更全面地認(rèn)識EPFRs的潛在環(huán)境風(fēng)險。