文 萍，湯 佳，蔡茜茜，劉曉明，余 震*，呂 健，周順桂

1. 福建農林大學資源與環(huán)境學院，福建省土壤環(huán)境健康與調控重點實驗室，福建 福州 350002 2. 廣東省生態(tài)環(huán)境技術研究所，廣東省農業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650

引 言

高溫堆肥工藝可將污泥中不穩(wěn)定有機質生物轉化為穩(wěn)定的類腐殖質物質[1-2]，其產品被廣泛用作有機肥或土壤調理劑[3]。腐熟的堆肥產品中富含具有多種官能團結構的腐殖酸(HAs)，在土壤中施用后能夠與多種重金屬發(fā)生絡合反應，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、產品質量不佳等問題[1，6]，導致其應用受到限制。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，提高產品質量[1，7]、去除抗性基因[8]、保留氮素[9]從而在污泥處理中展現了廣泛應用前景，有望應用于土壤肥力提升和質量改良。然而，超高溫堆肥產物作為土壤調理劑在重金屬鎘污染土壤修復過程中的應用效果和優(yōu)勢目前尚不明確，HAs與Cd(Ⅱ)離子的吸附絡合性能與有關機制也有待深入研究。激發(fā)-發(fā)射矩陣熒光光譜-平行因子分析(EEM-PARAFAC)能對不同有機物對應的熒光組分進行定量分析，因此被廣泛應用于表征有機物與重金屬的絡合性能[10]。堆肥樣品HAs中官能團結構復雜，僅用傅里葉紅外(FTIR)分析會存在多個吸收峰之間重疊問題，而二維相關光譜(2DCOS)分析能夠將特征吸收譜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度的變化順序[11]。FTIR-2DCOS不僅能解決HAs官能團重疊問題，還能根據官能團的變化順序確定HAs與重金屬離子發(fā)生絡合反應的先后順序。Huang等[2]采用上述組合方法分析了堆肥樣品中可溶性有機物(DOM)的不同組分對重金屬Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的絡合容量以及在絡合過程中官能團的順序變化，證明了堆肥處理后的樣品對重金屬具有較好的絡合效應。因此，EEM-PARAFAC與FTIR-2DCOS的結合為開展有機物與重金屬絡合能力及機制的研究提供強有力的工具。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)的絡合效應，揭示了HA和Cd(Ⅱ)的絡合機制，以期為超高溫堆肥產品應用于鎘污染土壤修復提供科學依據。

1 實驗部分

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，詳細的堆肥過程參考文獻[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，同時以堆肥原材料SS作為對照。將HTC，TC和SS樣品自然風干，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用蒸餾水反復漂洗，直至pH呈中性，經冷凍干燥后待測[12]。使用島津L系列TOC分析儀測得HTC，TC和SS中溶解性有機碳(DOC)濃度分別為： 19.4，21.6，32.7 mg·kg-1 [13]。

1.3 Cd(Ⅱ)的絡合滴定

絡合滴定前，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行滴定，以產生Cd(Ⅱ)濃度范圍為0～180 μmol·L-1的10組混合樣品。調節(jié)溶液pH至7.0后，于25℃中振蕩12 h以確保絡合反應達到平衡。反應結束后，一部分溶液樣品直接用于EEM檢測，剩余部分經冷凍干燥后用于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工具箱進行PARAFAC分析，利用2～7組分模型執(zhí)行PARAFAC數據分析，并通過殘差分析等驗證樣品HAs中熒光組分的有效性[14]。運用Ryan和Weber提出的熒光猝滅模型擬合HTC，TC和SS中HAs與Cd(Ⅱ)的絡合參數，非線性熒光猝滅擬合方程如

(1)

式(1)中，I為滴定熒光強度；I0為初始熒光強度；IML為極限熒光強度；KM為穩(wěn)定常數；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波段進行光譜掃描： 分辨率2 cm-1，波數64。為了明確與Cd(Ⅱ)絡合時HAs的結構變化，以Cd(Ⅱ)濃度作為外部擾動因素，采用2DCOS對紅外光譜數據進行解析，可獲得同步和異步光譜圖。同步光譜圖中自動峰代表坐標處的光譜強度，交叉峰則表示在相應光譜坐標處光譜強度的變化方向。在異步光譜圖中其坐標表示由外界擾動引起的光譜強度變化的順序。如同步光譜和異步光譜坐標(λ1，λ2)同為正或同為負，則波長λ1的光譜強度發(fā)生在λ2之前，否則，λ1光譜強度的變化發(fā)生在λ2之后[15]。

2 結果與討論

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的組分特征進行鑒定(圖1)。PARAFAC可將樣品中HAs的EEM光譜數據分成3個組分： C1(Ex/Em=270，350/470)，C2(Ex/Em=265，325/410)和C3(Ex/Em=225，275/330)。根據參考文獻[16]，C1具有類腐殖質熒光特性，與Tang等[13]研究污泥堆肥中HAs(273，365/467)組分相似，為腐殖酸； C2鑒定為類腐殖質物質； 而C3熒光峰位置與類蛋白質物質一致。上述分析結果表明，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組分，同樣也存在類蛋白質組分，組分類別與Chen[17]等提取樣品HAs中一致。

2.2 HAs與Cd(Ⅱ)的絡合性能

為了明確HAs與Cd(Ⅱ)的絡合性能，采用EEM-PARAFAC對HAs與Cd(Ⅱ)絡合過程中熒光組分進行定量分析(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的熒光強度相較于C2和C3有一定程度的下降。結果表明，在HAs與Cd(Ⅱ)絡合過程中，堆肥樣品中的C1和C2與Cd(Ⅱ)的絡合性能要強于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物質中同樣含有能與Cd(Ⅱ)發(fā)生絡合的基團。就不同樣品同一組分而言，HTC和TC中C1的熒光強度隨著Cd(Ⅱ)濃度增加整體呈現下降趨勢，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較為明顯，而在TC和SS中幾乎穩(wěn)定不變。顯然，堆肥產品中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)的熒光絡合趨勢相似，說明污泥經堆肥工藝處理后增加了類腐殖質的含量從而對Cd(Ⅱ)的絡合能力明顯強于污泥。對比分析HTC和TC中HAs組分熒光猝滅規(guī)律，發(fā)現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物具有更好的Cd(Ⅱ)絡合能力。

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)絡合時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)的絡合性能，獲得絡合參數如表1所示。LogKM和CCM值是絡合反應的穩(wěn)定常數和有機組分對重金屬的絡合容量，兩者值越大說明絡合能力越強。根據擬合結果，不同樣品中HAs及各組分與Cd(Ⅱ)的絡合參數為： 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HTC的HAs對Cd(Ⅱ)絡合容量和穩(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)具有更好的絡合性能。進一步分析HAs中C1和C2與Cd(Ⅱ)的絡合關系，發(fā)現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腐殖質類物質形成從而增強與Cd(Ⅱ)絡合能力[2，13]。這也意味著堆肥產品的腐熟度與重金屬的絡合能力存在一定的相關性，而具有更高腐熟度的堆肥產品則可能更加適合于重金屬污染土壤的修復。

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的絡合參數

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)絡合機制

HAs與Cd(Ⅱ)的絡合效應很大程度上取決于HAs的結構和組成[17]。環(huán)境中不同來源的HAs均含有多種官能團結構，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)生絡合反應時官能團種類和信號強度在不同樣品間存在較大差異。在SS中HAs與Cd(Ⅱ)絡合的FTIR-2DCOS同步光譜圖的1 720，1 046和861 cm-1處存在3個自動峰[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個交叉峰[見圖3(b)]； 在TC中HAs與Cd(Ⅱ)絡合的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個交叉峰[圖3(b)]； 在HTC中HAs與Cd(Ⅱ)絡合的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度均為正值，表明這些官能團的信號隨著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)絡合的官能團。

表2 污泥(SS)、高溫堆肥(TC)、超高溫堆肥(HTC)中HAs與Cd(Ⅱ)絡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)絡合特征官能團的變化順序，發(fā)現HTC中羧基是與Cd(Ⅱ)絡合響應最靈敏的官能團，而SS中碳水化合物反應較為敏銳，其次是羧酸； TC中多糖類物質在與Cd(Ⅱ)絡合過程中響應較快，其次也是羧酸。Huang等[2]研究也證實羧基是堆肥DOM與Cd(Ⅱ)絡合過程中響應較為靈敏的官能團。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結構變化，發(fā)現超高溫堆肥過程導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致其具有更高Cd(Ⅱ)絡合能力和絡合容量的關鍵。此外，類腐殖質對重金屬的高效絡合能力主要歸功于羧酸、酚、酮等不飽和基團[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堆肥產品重金屬絡合能力的有效手段。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從而對Cd(Ⅱ)等重金屬具有更好的絡合性能。

3 結 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、類腐殖質物質C2和類蛋白質物質C3，其相對含量受堆肥工藝的影響，并且導致HAs與Cd(Ⅱ)的絡合特征明顯不同。

(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)絡合性能，證實HTC相比于TC和SS對Cd(Ⅱ)的絡合能力明顯更強，表明超高溫堆肥工藝能夠促進HAs中腐殖質類物質的形成，從而增強與Cd(Ⅱ)絡合穩(wěn)定性和絡合容量。

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