1-site/2-pKa表面絡合模型預測土壤中Cd2+的吸附及生物有效性

郁何敏，李焱，石振清，王玉軍*

（1.中國科學院土壤環(huán)境與污染修復重點實驗室（南京土壤所），南京 210008；2.中國科學院大學，北京 100049；3.華南理工大學環(huán)境與能源學院，廣州 510006）

我國土壤Cd污染問題對食品安全和農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展造成威脅，因而受到廣泛關注。2020年中國生態(tài)環(huán)境狀況公報指出，影響農(nóng)用地土壤環(huán)境質量的主要污染物是重金屬，其中Cd為首要污染物。我國土壤類型眾多，土壤組成和性質差異較大，不同的土壤中即使重金屬總量相同，其生物有效性也不盡相同。因此，土壤中重金屬生物有效性預測是重金屬風險評價的關鍵，且其有效性通常受其化學形態(tài)影響。

重金屬的化學形態(tài)與其在土壤中的吸附行為密切相關，吸附過程是控制重金屬形態(tài)分布和遷移轉化的重要地球化學過程之一。土壤中存在多種具有重金屬吸附活性的顆粒，包括天然有機質、金屬氧化物和黏土礦物等。研究者通過開發(fā)出的不同模型來對重金屬離子（如Cd、Pb、Ni、Zn等）在金屬氧化物、黏土礦物、有機質等各種吸附劑上的吸附過程進行描述，包括恒電容模型、擴散層模型、三電層模型、CDMUSIC模型、NICA-Donnan模型等。

土壤是一個復雜的非均相體系，目前針對天然樣品的多組分體系建模的方法主要有組分加和法和廣義復合法。組分加和法是選取具有重金屬吸附活性的多個吸附劑，使用純化的吸附表面建立表面絡合模型并進行加和。WENG 等建立的多表面絡合模型（MSMs）將土壤假設為一組獨立的吸附劑，對有機質、鐵氧化物、黏土礦物分別建立吸附和離子交換模型來預測金屬形態(tài)，并予以線性加和。該模型可以用于預測歐洲溫帶地區(qū)土壤中Cd的活性和植物有效性。但有一些研究表明，在廣泛分布于我國南方地區(qū)的紅壤等富含金屬（氫）氧化物的土壤中，MSMs模型普遍會低估這些土壤中重金屬的生物有效性，這可能是因為忽略了不同吸附表面之間相互作用對金屬離子吸附的影響。有機質在土壤礦物表面的吸附會進一步影響礦物表面的物理化學行為：一方面，有機質會與重金屬離子競爭礦物表面的活性位點；另一方面，吸附在礦物表面的有機質又會促進酸性條件下礦物對重金屬的吸附。此外，土壤中其他的金屬氧化物，如氧化錳對Cd也具有很強的吸附作用，但目前在MSMs 中缺乏錳氧化物對Cd建模的通用參數(shù)。廣義復合法是用單一質子化模型來描述復雜的、多組分的吸附劑。DAVIS 等利用廣義復合法克服了在復雜礦物組合中模擬Zn吸附行為的困難。YANG 等利用廣義復合法建立的表面絡合模型能夠描述非石灰性土壤表面的酸堿性質。

土壤有機質、礦物等表面含有對重金屬吸附具有貢獻的官能團，基于廣義復合法的模型假設，可以對表面官能團進行均一化處理建模，從而預測土壤對Cd的吸附行為。本研究以非石灰性土壤為研究對象：（1）研究土壤在不同pH 條件下對Cd的吸附能力；（2）將Cd吸附特性和表面絡合常數(shù)與影響Cd吸附的土壤物理化學性質（如pH、陽離子交換量、有機質含量和游離鐵、游離錳、游離鋁、無定形鐵、無定形錳、無定形鋁含量）聯(lián)系起來，建立回歸模型；（3）利用由土壤化學性質計算得到的表面絡合常數(shù)，評估基于廣義復合法建立的模型預測Cd在土壤上吸附的能力；（4）以蚯蚓為模式生物，預測Cd的生物毒性，為土壤Cd污染生態(tài)風險評估提供數(shù)據(jù)支持。

1 材料與方法

1.1 試劑及材料

實驗所用的氯化鎘、氯化鈉、鹽酸、氫氧化鈉等均為分析純（AR）試劑，水為去離子水。

實驗土壤取自全國9個省份0～20 cm 的耕層土壤，土樣采集后風干，研磨過0.3 mm 篩，主要理化性質見表1。土壤的比表面積因礦物學、有機組成和粒度分布的不同而有很大差異，本研究用乙二醇乙醚法EGME測定土壤比表面積，該方法通過測得質子在土壤顆粒上吸附的表面活性位點來確定比表面積。

表1 土壤理化性質Table 1 Physical and chemical properties of soils

1.2 吸附實驗

將0.2 g 土壤置于50 mL 離心管中，加入20 mL CdCl溶液（0.09 mmol · L），離子強度設為 0 .001、0.01、0.1 mol·LNaCl，加入少量不同濃度的 H Cl 和NaOH溶液，將土壤懸液pH調至3～10，在25 ℃下振蕩24 h，反應完全后用pH 計測定上清液pH，上清液通過0.45 μm濾膜后用原子吸收分光光度計（AAS，日立Z-200，日本）測定濾液中Cd的濃度，根據(jù)Cd的加入量與濾液中Cd的剩余量計算Cd的吸附率。

1.3 電位滴定

用連續(xù)電位滴定法研究土壤樣品的表面酸堿性質，使用電位滴定儀862 Compact Titrosampler 在N氛圍下進行，以避免空氣中CO的干擾。將土壤樣品置于 0.001、0.01、0.1 mol·LNaCl 溶液中制成懸液，用0.1 mol·LHCl 滴定至 pH 3.0，平衡 2 h 后用 0.1 mol·LNaOH 緩慢滴定至pH 10.0，滴定使用等量等當點滴定模式，滴定速度為每 20 s 6 μm。HCl 和 NaOH 使用前均進行標定，標定濃度分別為0.106 mol·L和0.105 mol·L。

1.4 1-site/2-pKa模型

表面位點密度（，site·nm）是每平方納米官能團表面位點的數(shù)量，被認為是模型中的高度敏感參數(shù)。可先通過滴定實驗數(shù)據(jù)繪制Gran 函數(shù)圖，分析表面活性位點濃度（，mol·kg），再結合土壤的比表面積得到：

式中：和是Gran函數(shù)曲線切線與軸的交點，兩數(shù)之差代表質子化表面去質子化所需要的NaOH 的體積，mL（圖1）；是滴定過程使用的NaOH 的濃度，mol·L；為土壤樣品質量，g；是阿伏伽德羅常數(shù)，6.02×10；是土壤比表面積，m·g。

圖1 Gran函數(shù)圖Figure 1 Gran plot

式中：和是加入的 HCl 和 NaOH 在溶液中的濃度；[H]和[OH]是滴定體系中 H和 OH的濃度，mol·L；為固液比，g·L。

質子親和常數(shù)（p和p）是表征土壤表面酸堿性質的重要參數(shù)，可表示為：

如圖2 所示，通過電位滴定實驗數(shù)據(jù)得到的與p曲線進行線性外推，=0時得到質子親和常數(shù)p和p。

圖2 表面凈電荷與質子親和常數(shù)曲線Figure 2 Surface net charge and proton affinity constant curve

=0時的pH 稱為零電荷點（PZC），PZC 是決定土壤酸化緩沖特性的重要指標之一，計算公式為：

模型中需要內(nèi)層和外層電容參數(shù)（、），用來描述兩個電層之間容納電荷的能力，內(nèi)層電容是0-面和1-面之間的電容值，外層電容是1-面和2-面之間的電容值。電容值可以根據(jù)電動實驗線性外推獲得，但實驗方法假設存在缺陷，因此在模型計算中，通常被認定為可調參數(shù)。一般值固定為0.2 F·m，基于HAYES等對AgI/電解質界面電容的直接測量，并且根據(jù)積分電容的定義提出的取值范圍為0.1～2.0 F·m，當值大于1.2 F·m時，表面電解質結合常數(shù)的最佳擬合值受值變化的影響較小。因此，確定本研究的模型電容值為1.2 F·m，為0.2 F·m。

Cd在土壤表面的吸附可描述為：

+為Cd與土壤的絡合常數(shù)。

本研究使用1-site/2-p模型對Cd 在土壤表面的吸附過程進行模型擬合，由于吸附實驗在CO存在的條件下進行，因此在模型計算中加入碳酸鹽物種。所有的模型計算均用ECOSAT 4.9 軟件實現(xiàn)，使用FIT 對實驗結果進行參數(shù)擬合，擬合的結果基于Pearson相關系數(shù)（）和均方根誤差（rmse）進行評估。

2 結果與討論

2.1 不同土壤的表面酸堿性質及模型參數(shù)確定

在使用表面絡合模型模擬吸附的過程中，得到能夠充分反映表面酸堿性質的參數(shù)是預測的關鍵。本研究通過實驗獲得表面位點密度、質子親和常數(shù)等模型參數(shù)，參數(shù)盡可能地保留了土壤的基本化學性質，而不會因過度的數(shù)字優(yōu)化失去化學意義。

在實驗條件下，不同離子強度下的表面電荷曲線會交于一點，該點為PZC，當pH＜pH時，土壤表面發(fā)生質子化，當pH＞pH時，表面為去質子化過程。如圖3所示，土壤表面電荷隨pH的升高而降低，3個離子強度下的曲線交于一點，得到PZC的實驗值。同時，也可根據(jù)表面絡合模型得到一個PZC值（模型計算值），該值與滴定實驗獲得的PZC 較為接近（表2），說明該模型能描述非石灰性土壤的酸堿緩沖反應過程。

圖3 電位滴定曲線Figure 3 Potentiometric titration curve

表2 表面絡合模型關鍵參數(shù)Table 2 Key parameters of surface complexation model

由滴定實驗獲得的不同土壤的表面位點密度在1.53～5.46 site·nm范圍。已有研究中為了使表面絡合建模標準化，通常會對礦物、天然材料等采用固定的表面位點密度（2.31 site·nm），該值在本研究測得的表面位點密度范圍內(nèi)，多數(shù)土壤的表面位點密度接近該值，證明實驗獲得的數(shù)據(jù)具有可靠性。不同土壤間的表面位點密度存在明顯差異，S2 最小，僅為1.53 site·nm，S5 有最大的位點密度 5 .46 site·nm，這可能與鐵氧化物、有機質含量的高低有關，有機質含量決定了金屬的保留，而鐵氧化物會決定金屬隨時間的再分配。

對于代表單個化學反應的系統(tǒng)方程，表面絡合模型定義了反應物和生成物處于平衡狀態(tài)的質量作用常數(shù)（），滿足反應吉布斯自由能（Δ）為零的條件。從表 2 的結果可知，相較于 S5～S9，S1～S4 土壤樣品表面質子解離的pH條件更低。S3和S4、S7和S8的質子親和常數(shù)較為相似，這與它們相似的礦物學組分具有一致性。

2.2 不同pH下土壤對Cd2+的吸附行為

土壤中Cd的吸附行為對pH 條件有較強的依賴性，從實驗結果（圖4）可以看出，在低pH 條件下，土壤對Cd的吸附能力較弱，隨著pH 的升高，吸附作用逐漸增強。這是因為pH 較低時，土壤表面的可變電荷以正電荷為主，H占據(jù)了大量吸附位點，靜電斥力使Cd難以在土壤表面吸附。隨著pH 升高，土壤表面負電荷逐漸增多，對Cd的靜電吸附增強，從而使得Cd在土壤表面的吸附率增加。

圖4 不同pH下土壤對Cd2+的吸附行為Figure 4 Adsorption of Cd2+ to soil at different pH values

雖然不同土壤對Cd的吸附隨pH 的變化趨勢相似，但表現(xiàn)出明顯不同的吸附能力。在pH 6.0 時，土壤樣品S5 對Cd的吸附率可達70%，而其他土壤為15%～43%，產(chǎn)生這種差異的原因可能與土壤組分有關，土壤樣品S5 有機質含量較高，有機質對重金屬離子具有較強的吸附能力。pH＞8.0 時，土壤樣品S1、S2、S3、S4對Cd的吸附有下降的趨勢，可能是因為這4 種土壤的鐵氧化物含量較高，有機配體的絡合作用和鐵氧化物表面的吸附之間存在的競爭反應導致的，有研究表明在有機配體存在的情況下，當pH＞8 時，Cd在針鐵礦表面的吸附量明顯降低。

在不同離子強度下，土壤對Cd的吸附能力隨著離子強度的增大而下降，0.01 mol·L和0.001 mol·L離子強度下的差異較小，但與0.1 mol·L差異顯著。離子強度可以通過影響靜電相互作用來影響粒子聚集，離子強度的增加已被證明可以減少靜電斥力，從而增加粒子的團聚，減少與Cd的接觸面積，降低吸附能力。此外，離子強度也會影響表面電荷密度，離子強度越高，粒子表面能攜帶的電荷越多，進而影響對離子的吸附。

2.3 表面絡合模型擬合土壤對Cd2+的吸附

采用1-site/2-p模型擬合土壤在不同pH 下對Cd的吸附行為，質子親和常數(shù)是土壤自身的屬性，不受環(huán)境條件（pH、離子強度等）影響，因此對不同離子強度下的質子親和常數(shù)取平均數(shù)，因模型所需的表面位點密度、比表面積、電容值、質子親和常數(shù)等參數(shù)均已確定，因此該模型僅需對土壤與Cd的絡合常數(shù)lg進行擬合。由表3 可見，相關系數(shù)均大于0.94，均方根誤差為2.7×10～9.3×10mol·L。從圖4 中也可以看出，擬合值與實驗值具有較高的一致性，因此，該基于廣義復合法建立的表面絡合模型能較好地預測非石灰性土壤在不同pH 條件下對Cd的吸附行為。

表3 模型擬合參數(shù)及結果Table 3 Model fitting parameters and results

從圖4 可見，不同土壤對Cd的吸附能力有所差異，Cd在土壤中的吸附是一個復雜的過程，受多種因素影響，其中最重要的是pH、有機質和CEC等土壤性質。因此，采用多元線性逐步回歸的建模方法將Cd的表面絡合常數(shù)與土壤pH、CEC、有機質含量、鐵氧化物含量、鋁氧化物含量、錳氧化物含量等土壤理化性質關聯(lián)起來，這將對了解土壤中Cd的吸附固定行為有重要意義。從線性回歸方程可以看出，p、lg與土壤pH顯著相關，這可能是因為金屬氧化物和有機物對Cd的吸附很大程度受土壤pH 的影響。此外，與CEC 相關，許多研究表明CEC 是決定酸性土壤 pH 緩沖能力的關鍵因子，GU 等在研究Cd在蒙脫石表面的吸附時假設表面的總位點密度等于pH為8時測得的CEC值。

2.4 模型驗證

模型驗證所用實驗數(shù)據(jù)來自歷史文獻。選用美國和中國共19 種非石灰性土壤用于模型驗證，土壤pH 小于7.0，理化性質有所差異，通過土壤性質與參數(shù)建立的回歸模型獲得模型參數(shù)，運用建立的模型進行預測，對比預測值與實驗值，并進行簡單線性回歸。如圖5 所示，預測值與實驗值之間的高達0.856，＜0.001，說明該模型可以解釋土壤在不同pH條件下對Cd吸附85.6% 的變異，因此該模型對Cd在不同地區(qū)非石灰性土壤上吸附能力的預測具有普適性。

圖5 不同土壤對Cd2+吸附率的實驗值與預測值的相關性Figure 5 Correlation analysis between experimental and predicted values of Cd2+ adsorption in different soils

蚯蚓是一種評估環(huán)境污染的重要陸地模式生物，其組織中的污染物濃度可以作為土壤受污染程度的重要生物指標。為了驗證該模型對土壤重金屬生態(tài)毒性的預測能力，選取中國14個地區(qū)的非石灰性Cd污染土壤對蚯蚓的毒性實驗數(shù)據(jù)。根據(jù)這些土壤的pH、CEC 等性質，通過回歸模型獲得 p、、lg等模型所需參數(shù)，基于建立的模型計算得到土壤中溶解態(tài)Cd的含量，該值與蚯蚓體內(nèi)的Cd 具有顯著相關性，為0.834，＜0.001（圖6）。因此，該模型可以作為評價Cd生物有效性的有效指標。

圖6 蚯蚓體內(nèi)Cd含量與SCM模型預測溶解態(tài)Cd的相關性分析Figure 6 Liner correlation analysis between Cd content in earthworm and dissolved Cd concentration predicted by SCM

3 結論

（1）本研究基于廣義復合法建立的表面絡合模型能用來描述非石灰性土壤對Cd的吸附行為，逐步回歸模型表明：土壤表面的質子親和常數(shù)與土壤pH 顯著相關，表面位點密度與陽離子交換量顯著相關，由實驗擬合得到的Cd 與土壤的絡合常數(shù)與土壤pH 顯著相關。

（2）本研究建立的表面絡合模型對預測非石灰性土壤中Cd的吸附行為具有良好的普適性，基于模型計算得到的溶解態(tài)Cd的含量可以作為評價非石灰性土壤中Cd生物有效性的有效指標。