土壤不同有機質(zhì)組分對菲的吸附特征研究

包桂奇,倪進治,魏 然,楊柳明 (福建師范大學地理科學學院,濕潤亞熱帶生態(tài)地理過程教育部重點實驗室,福建 福州 350007)

土壤不同有機質(zhì)組分對菲的吸附特征研究

包桂奇,倪進治*,魏 然,楊柳明 (福建師范大學地理科學學院,濕潤亞熱帶生態(tài)地理過程教育部重點實驗室,福建 福州 350007)

采用批次實驗,研究了三種不同類型土壤黃紅壤、水稻土和草甸土的全土、重組、去松結態(tài)和緊結態(tài) 4個組分對菲的吸附,結果表明,菲在不同土壤及其組分上的吸附等溫線都能用Freundlich方程進行擬合,所有等溫線都具有一定程度的非線性,指數(shù)N值的大小順序基本都為全土>重組>去松結態(tài)>緊結態(tài).除了黃紅壤的緊結態(tài)比去松結態(tài)對菲的吸附容量KF值略小外,不同土壤及其組分對菲吸附的KF值以及有機碳歸一化的KFoc值大小順序都為緊結態(tài)>去松結態(tài)>重組>全土.不同類型土壤之間的KF值大小順序為草甸土>水稻土>黃紅壤,而KFoc值大小順為水稻土>草甸土>黃紅壤.KF值與有機碳含量之間呈顯著性正相關(P<0.05),KFoc與N之間呈極顯著負相關(P<0.001).土壤及其組分對菲的吸附強度與有機質(zhì)的結構特征和聚合程度有關.

土壤有機質(zhì)；結合態(tài)腐殖質(zhì)；菲；吸附

有機污染物在土壤中的吸附解吸對其在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化和生物有效性有著重要的影響[1-2].在土壤組成中,有機質(zhì)(SOM)對有機污染物,特別是疏水性有機污染物如多環(huán)芳烴(PAHs)等的環(huán)境行為起著決定性的作用[3-4].土壤對PAHs的吸附不僅與SOM的含量有關,SOM的結構特征對吸附也有較大的影響,SOM中芳香組分的含量越高,對 PAHs等芳香化合物的吸附越強[5].此外,天然有機質(zhì)中脂肪族結構對 PAHs也有較強的吸附[6].

在 SOM 的研究中,常用不同的物理或化學方法將其分成不同的SOM組分,不同SOM組分的結構特征和生物可利用性有所不同[7],與其結合的污染物環(huán)境行為也會有所不同.比重分組法是研究SOM常用的物理分組方法,Greenland等[8]首次將土壤中相對密度小于 2.0g/cm3的組分定義為輕組(Light fraction,LF),大于此密度的組分為重組(Heavy fraction, HF).LF主要是游離態(tài)的有機質(zhì),在土壤中變化較大,被用來作為 SOM 活性組分的一個指標[9].HF主要是與土壤礦物緊密結合的土壤腐殖物質(zhì),C/N比較低.Gregorich等[7]的研究表明,LF有機質(zhì)比HF有機質(zhì)具有更快的周轉(zhuǎn)速率.對 PAHs在土壤不同比重組分中的分配特征研究表明,隨著土壤組分的比重增加,PAHs的含量逐漸降低[10-11].其他研究也表明,土壤或沉積物中LF有機質(zhì)對PAHs的富集能力遠遠高于HF有機質(zhì)[12-13].

SOM經(jīng)典化學分組方法是基于SOM在堿、酸溶液中溶解度的不同將其分成富里酸、胡敏酸和胡敏素[14].對菲和芘在土壤中的動態(tài)吸附及其在土壤不同腐殖質(zhì)組分中分配特征的研究發(fā)現(xiàn),48h后,富里酸/胡敏酸中菲和芘的含量沒有明顯的變化,而胡敏素中菲和芘的含量在整個實驗階段內(nèi)(720h)都在連續(xù)不斷地增加.胡敏素是慢吸附過程的主要區(qū)域,且它對菲和芘吸附的非線性程度大于富里酸/胡敏酸[15-16].

熊毅[17]在國際SOM分組方法的基礎上,根據(jù)HF中有機質(zhì)與礦物結合緊密程度的不同,將HF有機質(zhì)分為松結態(tài)、穩(wěn)結態(tài)和緊結態(tài)三種形態(tài).徐建民等[18]的研究表明,松結態(tài)主要是鋁、鐵鍵結合的腐殖質(zhì),但也包含少部分鈣鍵結合的腐殖質(zhì),穩(wěn)結態(tài)則主要是鈣鍵結合的腐殖質(zhì).Ni等[13]對野外農(nóng)業(yè)土壤中 PAHs的分配特征研究表明,HF中 80.8%～92.7%的 PAHs都富集在緊結態(tài)腐殖質(zhì)組分中.不同有機質(zhì)組分對有機污染物的吸附解吸作用是研究土壤中有機污染物環(huán)境行為的基礎[19],有關土壤不同SOM 組分對 PAHs吸附的研究已有一些報道[15-16],然而從結合態(tài)腐殖質(zhì)角度來研究 SOM組分對 PAHs的吸附還未見報道.因此,本研究以菲作為 PAHs代表物,研究了不同結合態(tài)SOM 組分對菲的吸附,為進一步了解 PAHs在土壤中的環(huán)境行為提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 土壤樣品

供試土壤樣品分別為采自福建省武夷山自然保護區(qū)的黃紅壤和山地草甸土,以及采自福州閩侯大學城的水稻土,所有土壤樣品均為 0～20cm 的表層土.新鮮土樣采回后,除去石子和植物殘體,放置于陰涼處風干,過 60目篩后保存.土壤一些基本性質(zhì)見表1.

表1 供試土壤性質(zhì)Table 1 Selected properties of the test soils

1.2 土壤分組

供試土樣均用比重為1.8g/cm3的ZnBr2溶液分成LF和HF兩個組分,HF用0.1mol/L NaOH溶液提取得到松結態(tài)腐殖質(zhì),剩余土壤有機質(zhì)為去松結態(tài)腐殖質(zhì)(即穩(wěn)結態(tài)+緊結態(tài)),再用0.1mol/L NaOH+0.1mol/L Na4P2O7混合溶液提取去松結態(tài)腐殖質(zhì)土樣,得到穩(wěn)結態(tài)腐殖質(zhì),剩余的土壤有機質(zhì)為緊結態(tài)腐殖質(zhì)[17].由于松結態(tài)和穩(wěn)結態(tài)腐殖質(zhì)溶解于提取液中.因而研究了全土、重組(即松結態(tài)+穩(wěn)結態(tài)+緊結態(tài))、去松結態(tài)(即穩(wěn)結態(tài)+緊結態(tài))和緊結態(tài)4個固相組分對菲的吸附.

1.3 有機質(zhì)測定

土壤樣品及其不同組分有機碳含量的測定采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法[20],結果見表1.

1.4 紅外光譜分析

將土樣過60目篩,再分別以1:200的比例將樣品和KBr粉末在干燥環(huán)境下研磨、壓片,用傅里葉紅外光譜儀(Thermo Nicolet 5700型)進行光譜分析,掃描范圍為400～4000cm-1,掃描分辨率為4cm-1.

1.5 吸附實驗

用甲醇將菲配制成濃度為 1.0g/L的儲備液.背景溶液為5mmol/L的CaCl2,并加入50mg/L的NaN3抑制微生物活性.實驗前,用CaCl2背景溶液將菲的儲備液稀釋為1000μg/L菲溶液,溶液中的甲醇含量為1‰.

分別稱取不同土樣及其組分 80～200mg(根據(jù)預實驗結果)于40mL玻璃離心瓶中,分別加入一定體積含有 1‰甲醇的背景溶液,蓋上帶有聚四氟乙烯襯墊的離心瓶蓋,將土樣浸泡24h后,再向離心瓶中分別加入一定體積濃度為 1000μg/L的菲溶液,使菲的初始濃度為 50～850μg/L,共 18個濃度點,同時做不加土樣的空白對照.擰緊瓶蓋,置于恒溫振蕩機(25 ℃ ,200r/min)中振蕩24h后取出,再靜置 24h,取上清液于高效液相色譜的樣品瓶中,待測.

1.6 液相中菲濃度測定條件

采用美國Waters公司的超高效液相色譜系統(tǒng)(Waters ACQUITY UPLCTM)配 UPLC熒光檢測器,色譜柱為 ACQUITY UPLC BEH Shield RP18(1.7μm,2.1×50mm),柱溫45,℃進樣量為 10μL.測定菲的發(fā)射波長和激發(fā)波長分別為250nm和366nm,流速為0.3mL/min,外標法定量.

1.7 吸附模型

吸附實驗數(shù)據(jù)用下列 Freundlich吸附模型進行擬合:

式中:Qe為固相表面的吸附量,μg/g;Ce為溶液中溶質(zhì)的平衡濃度,μg/L;KF是Freundlich模型下與吸附容量和吸附強度有關的常數(shù), (μg/g)/(μg/L)N;N是用來指示等溫線吸附特征的常數(shù),N=1即為線性吸附等溫線,N≠1為非線性吸附等溫線.KFoc為有機碳歸一化的KF值.

2 結果與討論

2.1 土壤有機質(zhì)的紅外光譜特征

根據(jù)對紅外光譜吸收峰的位置及其對應官能團的報道[21-22],由圖1可知,黃紅壤和水稻土的FTIR圖比較相似,在3700～3600cm-1的尖峰為非締合的 O—H 鍵伸縮振動吸收峰,在 3500～3300cm-1的寬峰是締合的 O—H伸縮振動吸收峰,在2970cm-1和2855cm-1的尖峰分別為甲基和亞甲基中C—H鍵伸縮振動吸收峰,在1031cm-1處較大的峰為碳水化和物或多糖結構中的C—O伸縮振動及無機物的 Si—O伸縮振動吸收峰,在1000～650cm-1主要是與雙鍵碳原子相連的C—H彎曲振動吸收峰以及脂類化合物 C—C鍵伸縮振動吸收峰.草甸土除了在上述波數(shù)有吸收峰外,在 1640cm-1處還有個明顯的吸收峰,為 COO-中C=O雙鍵或是芳香環(huán)中C=C雙鍵伸縮振動吸收峰.同一土樣不同有機質(zhì)組分的吸收峰也比較相似,但吸收峰的面積大小有所不同,反映了有機質(zhì)結構上的差別.

圖1 供試土壤及其組分的紅外光譜Fig.1 FTIR spectra of tested soils and their fractions

2.2 不同土壤及其組分對菲的吸附

由圖 2可見,不同土壤及其組分對菲的等溫吸附曲線都有一定程度的非線性.菲的吸附數(shù)據(jù)都能用 Freundlich模型較好地擬合,所得的參數(shù)值列于表2.

圖2 不同土壤及其組分對菲的吸附等溫線Fig.2 Sorption isotherms of phenanthrene on different soils and their fractions

由表 2可見,不同類型土壤的全土及其組分對菲吸附的KF值大小順序為草甸土>水稻土>黃紅壤,與土壤有機碳的含量大小順序一致.將三種土壤及其組分對菲吸附的KF值與有機碳的含量進行了相關性分析,結果表明有機碳的含量與KF值之間呈顯著正相關(P<0.05)(圖 3),這說明了有機質(zhì)的含量仍是決定土壤及其組分對菲吸附容量大小的一個重要因素.其他研究也表明,土壤對多環(huán)芳烴吸附容量與其有機質(zhì)含量呈正比[23-24].草甸土對菲吸附的KF值遠遠大于水稻土和黃紅壤,可能與其較高的有機碳含量有關(表 1).就單個土壤類型來說,除了黃紅壤緊結態(tài)比去松結態(tài)對菲吸附的KF值略小外,其余土壤及其不同組分對菲吸附的KF值大小順序都為緊結態(tài)>去松結態(tài)>重組>全土.

表2 不同土壤及其組分對菲的等溫吸附參數(shù)Table 2 Sorption isotherm parameters of phenanthrene for different soils and their fractions

圖3 KF值與有機碳含量的相關性Fig.3 Correlation between KF values and organic carbon contents

KF值大小并不能反映有機質(zhì)的結構特征對菲吸附的影響,因而引入了有機碳歸一化后的KFoc值(表2).不同類型土壤及其組分對菲吸附的KFoc值的大小順序都為緊結態(tài)>去松結態(tài)>重組>全土.從結合態(tài)腐殖質(zhì)分組的化學方法來看,結構疏松的有機質(zhì)越容易被提取,因而不同結合態(tài)腐殖質(zhì)的聚合程度應為緊結態(tài)>穩(wěn)結態(tài)>松結態(tài).Schnitzer等[25]應用13C CP/MAS NMR對腐殖酸結構的研究表明,0.1mol/L Na4P2O7提取的腐殖酸芳香化程度要高于0.5mol/L NaOH提取的腐殖酸.其他一些研究也表明,腐殖酸對多環(huán)芳烴的吸附容量與其芳香度成正相關[5,26].因此,不同結合態(tài)有機質(zhì)組分對菲吸附的KFoc值大小與其提取方法所反映的有機質(zhì)組分結構特征是一致的.從本實驗土壤樣品及其有機質(zhì)組分的 FTIR譜圖來看,草甸土在 2970cm-1和 2855cm-1以及1031cm-1處的吸收峰都比黃紅壤和水稻土要強,也就是脂肪碳和芳香結構的含量相對要高,但草甸土對菲吸附的KFoc值卻小于水稻土,這說明土壤有機質(zhì)對菲的吸附除了與其化學結構有關外,其他因素如有機質(zhì)的聚合程度也可能是一個重要的影響因素.水稻土經(jīng)人為耕作后,結構疏松易分解的結合態(tài)腐殖質(zhì)會被礦化,剩余的結合態(tài)腐殖質(zhì)成熟度較高;而本實驗用的草甸土幾乎未經(jīng)人為干擾,有機質(zhì)的成熟度較低.已有的很多研究都報道,黑碳、干酪根和胡敏素等高度聚合的有機質(zhì)對PAHs都有較高的KOC值[15,21,27-28],是影響土壤和沉積物中疏水性有機化合物生物有效性和最終歸宿的最重要有機質(zhì)組分.

圖4 KFoc與N值的相關性Fig.4 Correlation between the values of KFoc and N

除了KFoc值外,吸附等溫線非線性因子N值也可以定性反映吸附劑的結構特性.通常,參數(shù)N的值與吸附位點的能量分布有關.N值越小,表明吸附位點的能量分布不均勻性越大,或者是有機質(zhì)成熟度越高[29].在吸附機理上,N值越小,吸附等溫線的非線性程度增加,孔隙填充機制的貢獻也越大.由表2可知,除了草甸土全土的N值小于重組外,不同土壤及其組分對菲吸附等溫線的非線性因子N值的大小順序都為全土>重組>去松結態(tài)>緊結態(tài),與KFoc值的大小順序正好相反.

Gunasekara等[30]的研究表明,土壤及其有機質(zhì)組分對萘吸附等溫線的非線性程度為胡敏素>全土>胡敏酸.胡敏素對萘的吸附容量最高,吸附等溫線的非線性程度也最大,這與其結構中脂肪碳含量較高有關.將KFoc值與N值進行了線性相關性分析,兩者之間呈極顯著負相關(P<0.001)(圖4),這說明了KFoc與N值的大小所反映的吸附劑特性是一致的, 即結合態(tài)有機質(zhì)的成熟度為緊結態(tài)>穩(wěn)結態(tài)>松結態(tài).

2.3 不同有機質(zhì)組分對菲的吸附特征及其環(huán)境意義

土壤有機質(zhì)通常被認為是影響疏水性有機污染物在土壤中吸附解吸行為的主要因素,根據(jù)雙模式理論,天然 SOM 組分可分為無定形的橡膠態(tài)和緊密的玻璃態(tài),有機污染物在橡膠態(tài)上的吸附表現(xiàn)為線性分配,一般不產(chǎn)生解吸的滯后性;而在玻璃態(tài)上的吸附表現(xiàn)為非線性,解吸具有滯后性,且滯后性與解吸開始時固相中污染物的濃度有關[31-32].

本研究中,將土壤中結合態(tài)有機質(zhì)按照不同的化學提取方法分成了松結態(tài)、穩(wěn)結態(tài)和緊結態(tài),這 3個組分主要是從提取劑的提取能力來進行劃分的.有機質(zhì)的聚合程度應為緊結態(tài)>穩(wěn)結態(tài)>松結態(tài).本研究中不同土壤對菲吸附的KFOC值大小順序為緊結態(tài)>去松結態(tài)>重組(表 2),這也間接表明結合態(tài)有機質(zhì)組分對菲的吸附強度(KFoc值)也為緊結態(tài)>穩(wěn)結態(tài)>松結態(tài),說明有機質(zhì)的聚合程度也是影響其吸附性能的一個重要因素.從橡膠態(tài)和玻璃態(tài)的理論角度來看,松結態(tài)/穩(wěn)結態(tài)類似橡膠態(tài),緊結態(tài)類似玻璃態(tài).

倪進治等[33]對野外污染土壤中 PAHs的分配特征研究表明,在結合態(tài)腐殖質(zhì)組分中,PAHs主要分布在緊結態(tài)中,占結合態(tài)腐殖質(zhì)中 PAHs總量的71.2%～87.2%.其他研究也表明,菲在土壤中老化100d后,90%～95%的菲分布在胡敏素-礦物組分中,而只有不到12%的菲分布在胡敏酸和富里酸組分中[34]. Pan等[15]和林秀梅等[16]的研究結果表明,在吸附48h后,富里酸/胡敏酸中菲和芘的含量沒有明顯的變化,而胡敏素中菲和芘的含量在整個實驗階段內(nèi)(720h)都在連續(xù)不斷地增加.胡敏素是慢吸附過程的主要區(qū)域,且它對菲和芘吸附的非線性程度大于富里酸/胡敏酸.由表 2知,本實驗中不同類型土壤的全土和重組對菲吸附的N值都接近1,說明吸附等溫線接近線性,是可逆的;而去松結態(tài)和緊結態(tài)的N值相對較小,并且其KFoc值遠大于全土和重組.去松結態(tài)和緊結態(tài)的KFoc值差別相對較小,可能是由于去松結態(tài)組分中包含緊結態(tài)腐殖質(zhì)的緣故.以上研究結果都說明了土壤不同有機質(zhì)組分對菲的吸附有著不同的特征,松結態(tài)/穩(wěn)結態(tài)腐殖質(zhì)對菲的吸附是可逆的,而緊結態(tài)腐殖質(zhì)對菲/芘的吸附能力較強,解吸具有滯后性.

從有機質(zhì)組分的生物可利用性角度來看,也應為松結態(tài)/穩(wěn)結態(tài)腐殖質(zhì)高于緊結態(tài)腐殖質(zhì),因而與緊結態(tài)腐殖質(zhì)結合的多環(huán)芳烴生物可利用性的程度較低,環(huán)境風險會相對較小.Nam等[34]的研究表明,菲在土壤中的鎖定位置主要在胡敏素-礦物組分中,細菌P5-2對胡敏素-礦物組分中菲的礦化速率隨時間的延長明顯降低,可能是由于胡敏酸和富里酸的屏障作用限制了菲的生物有效性.因此,在評價多環(huán)芳烴污染土壤的環(huán)境風險時,應結合 PAHs在土壤不同有機質(zhì)組分中的分配特征來進行評價.

3 結論

3.1 土壤不同組分對菲吸附的KF值以及有機碳歸一化的KFoc值大小順序都為緊結態(tài)>去松結態(tài)>重組>全土,N值大小順序基本都為全土>重組>去松結態(tài)>緊結態(tài).

3.2 土壤不同有機質(zhì)組分的結構特征及其對PAHs的吸附強度都不同,與其結合的PAHs生物可利用性也會有所不同.因此,在評價PAHs污染土壤的環(huán)境風險時應結合 PAHs在土壤不同有機質(zhì)組分中的分配特征來進行評價.

[1]Alexander M. Aging, bioavailability and overestimation of risk from environmental pollutants [J]. Environmental Science and Technology, 2000,34(20):4259-4265.

[2]Reid B J, Jones K C, Semple K T. Bioavailability of persistent organic pollutants in soils and sediments-a perspective on mechanisms, consequences and assessment [J]. Environmental Pollution, 2000,108(1):103-112.

[3]Chiou C T, Porter P E, Schmedding D W. Partition equilibria of nonionic organic compounds between soil organic matter and water [J]. Environmental Science and Technology, 1983,17(4):227-23l.

[4]周玲莉,薛南冬,李發(fā)生,等.黃淮平原農(nóng)田土壤中多環(huán)芳烴的分布、風險及來源 [J]. 中國環(huán)境科學, 2012,32(7):1250-1256.

[5]Chin Y P, Aiken G R , Danielsen K M. Binding pyrene to aquatic and commercia1 humic substances: The role of molecular weight and aromaticity [J]. Environmental Science and Technology,1997,31(6):1630-1635.

[6]Chefetz B, Deshmukh A P, Hatcher P G, et al. Pyrene sorption by natural organic matter [J]. Environmental Science and Technology,2000,34(14):2925-2930.

[7]Gregorich E G, Ellert B H, Monreal C M. Turnover of soil organic matter and storage of corn residue carbon estimated from natural13C abundance [J]. Canadian Journal of Soil Science,1995,75(2):161-167.

[8]Greenland D J, Ford G W. Separation of partially humified organic materials by ultrasonic dispersion [C]//International Society of Soil Science. Eighth International Congress of Soil Science. Bucharest, Romania, Transaction, 1964,3:137-148.

[9]Janzen H H, Campbell C A, Brandt S A, et al. Light-fraction organic matter in soils from long-term crop rotations [J]. Soil Science Society of American Journal, 1992,56(6):1799-1806.

[10]Müller S, Wilcke W, Kanchanakool N, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) and polychlorinated biphenyls (PCB) in density fractions of urban soils in Bangkok, Thailand [J]. Soil Science, 2001,166(10):672-680.

[11]Krauss M, Wilcke W. Persistent organic pollutants in soil density fractions: distribution and sorption strength [J]. Chemosphere,2005,59(10): 1507-1515.

[12]吳啟航,麥碧嫻,楊清書,等.沉積物中多環(huán)芳烴和有機氯農(nóng)藥賦存狀態(tài) [J]. 中國環(huán)境科學, 2004,24(1):89-93.

[13]Ni J Z, Luo Y M, Wei R, et al. Distribution patterns of polycyclic aromatic hydrocarbons among different organic carbon fractions of polluted agricultural soils [J]. Geoderma, 2008,146(1/2):277-282.

[14]Stevenson, F J. Humus chemistry. Genesis, composition,reactions, second edition [M]. New York: John Wiley and Sons,1994.

[15]Pan B, Xing B S, Liu W X, et al. Distribution of sorbed phenanthrene and pyrene in different humic fractions of soils and importance of humin [J]. Environmental Pollution, 2006,143(1):24-33.

[16]林秀梅,潘 波,劉文新,等.天然土壤有機質(zhì)中菲的分配行為[J]. 環(huán)境科學, 2006,27(4):748-753.

[17]熊 毅.土壤膠體(第二冊) [M]. 北京:科學出版社, 1985.

[18]徐建民,袁可能.土壤有機礦質(zhì)復合體研究.Ⅶ土壤結合態(tài)腐殖質(zhì)的形成特點及其結合特征 [J]. 土壤學報, 1995,32(2):151-158.

[19]倪進治,駱永明,魏 然.土壤有機和無機組分對多環(huán)芳烴環(huán)境行為影響的研究進展 [J]. 土壤, 2006,38(5):559-564.

[20]魯如坤主編.土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法 [M]. 北京:中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 1999:12-19.

[21]Ellerbrock R H, Kaiser M. Stability and composition of different soluble soil organic matter fractions-evidence from δ13C and FTIR signatures [J]. Geoderma , 2005,128(1/2):28-37.

[22]Ran Y, Sun K, Yang Y, et al. Strong sorption of phenanthrene by condensed organic matter in soils and sediments [J].Environmental Science and Technology, 2007,41(11):3952-3958.

[23]何耀武,區(qū)自清,孫鐵珩.多環(huán)芳烴類化合物在土壤上的吸附 [J].應用生態(tài)學報, 1995,6(4):423-427.

[24]Pan B, Xing B S, Liu W X, et al. Two-compartment sorption of phenanthrene on eight soils with various organic carbon ontents[J]. Journal of Environmental Science and Health Part B, 2006,41(8):1333-1347.

[25]Schnitzer M, Schuppli P. The extraction of organic matter from selected soils and particle size fractions with 0.5 M NaOH and 0.1 M Na4P4O7solutions [J]. Canadian Journal of Soil Science,1989,69(2):253-262.

[26]Perminova I V, Grechishcheva N Y, Petrosyan V S. Relationships between structure and binding affinity of humic substances for polycyclic aromatic hydrocarbons: Relevance of molecular descriptors [J]. Environmental Science and Technology, 1999,33(21):3781-3787.

[27]Xiao B, Yu Z, Huang W, et al. Black carbon and kerogen in soils and sediments. 2. Their roles in equilibrium sorption of less-polar organic pollutants [J]. Environmental Science and Technology,2004,38(22):5842-5852.

[28]焦立新,孟 偉,鄭丙輝,等.渤海灣潮灘不同粒徑沉積物中多環(huán)芳烴的分布 [J]. 中國環(huán)境科學, 2010,30(9):1241-1248.

[29]Carter M C, Kilduff J E, Weber W J, et a1. Site energy distribution analysis of preloaded adsorbents [J]. Environmental Science and Technology, 1995,29(7):1773-1780.

[30]Gunasekara A S, Xing B. Sorption and desorption of naphthalene by soil organic matter: Importance of aromatic and aliphatic components [J]. Journal of Environmental Quality, 2003,32(1):240-246.

[31]Xing B S, Pignatello J J. Dual-mode sorption of low-polarity compounds in glassy poly (vinyl chloride) and soil organic matter[J]. Environmental Science and Technology, 1997,31(3):792-799.

[32]LeBoeuf E J, Weber W J. A distributed reactivity model for sorption by soils and sediments. 8. Sorbent organic domains:Discovery of a humic glass transition and an argument for a polymer-based model [J]. Environmental Science and Technology,1997,31(6):1697-1702.

[33]倪進治,駱永明,魏 然,等.長江三角洲地區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量與修復研究:Ⅳ多環(huán)芳烴在土壤不同有機質(zhì)組分中分配特征的研究[J]. 土壤學報, 2007,44(5):817-823.

[34]Nam K, Kim J Y. Role of loosely bound humic substances and humin in the bioavailability of phenanthrene aged in soil [J].Environmental Pollution, 2002,118(3):427-433.

Sorption characteristics of phenanthrene by different soil organic matter fractions.

BAO Gui-qi, NI Jin-zhi*, WEI Ran, YANG Liu-ming (Key Laboratory of Humid Subtropical Eco-geographical Process, Ministry of Education, School of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China).China Environmental Science, 2013,33(5)：861～867

Three fractions of organic matter (heavy fraction (HF), heavy fraction without the loosely combined humus(WLH), and tightly combined humus (TH) were separated from three soil types named yellow-red soil, paddy soil and meadow soil. Batch experiments were conducted to study the sorption of phenanthrene by HF, WLH, TH and bulk soils(BS). Results showed that all sorption isotherms of phenanthrene by the different organic matter fractions and bulk soils fitted Freundlich equation and were nonlinear in some degree. The values of Freundlich exponent coefficient (N) followed the order of BS > HF > WLH > TH. The sorption capacity (KF) and its organic carbon normalized parameter (KFoc) for phenanthrene were in the order of TH > WLH > HF > BS, except thatKFof TH was less than that of WLH in yellow-red soil. TheKFvalues of different soils were in the order of meadow soil>paddy soil>yellow-red soil. However, theKFocvalues were in the order of paddy soil>meadow soil>yellow-red soil. TheKFvalues had a significantly positive correlation(P<0.05) with the organic carbon content of sorbents, and theKFocvalues had a very significantly negative correlation(P<0.001) with theNvalues. The structural characteristics and degree of polymerization of organic matter were related to the sorption of phenanthrene in soils.

soil organic matter；combined humus；phenanthrene；sorption

X53

A

1000-6923(2013)05-0861-07

2012-09-27

國家自然科學基金資助項目(40971265)

* 責任作者, 研究員, nijz@fjnu.edu.cn

包桂奇(1986-),男,四川廣安人,福建師范大學碩士研究生,主要從事土壤污染化學研究.