無機和有機組分在水稻土吸附菲過程中的特征和貢獻差異

摘要：在分析水稻土無機組分和有機組分對有機污染物菲的吸附/解吸動力學、等溫線、解吸滯后、綜合吸附能力等特征及差異的基礎(chǔ)上，結(jié)合質(zhì)量平衡計算，討論無機和有機組分在水稻土吸附菲中的作用。結(jié)果表明：（1）去除有機質(zhì)的水稻土對菲的吸附速率、平衡吸附量、飽和吸附量、分配系數(shù)等特征和指標與原土無顯著差異。（2）無機組分（石英、蒙脫石）對菲吸附速率和吸附量均低于有機組分（胡敏素、富里酸、胡敏酸），但是較有機組分更接近全土，表明無機組分在實際土壤吸附菲過程中具有重要作用。（3）質(zhì)量平衡計算的結(jié)果證實了無機組分在水稻土吸附菲過程中的主導(dǎo)作用，灼燒殘留土壤礦物組分吸附量占全土之比達到90.6%，蒙脫石和石英吸附量占比分別為5.0%和22.1%，而胡敏素、富里酸、胡敏酸的吸附量占比為12.6%、6.0%和0.4%。因此，在討論土壤吸附有機污染物的容量或者機理時，要綜合考慮無機礦物組分和有機組分的作用。

關(guān)鍵詞：多環(huán)芳烴；無機組分；礦物；腐殖質(zhì)；吸附

中圖分類號：X53 文獻標志碼：A 文章編號：1001-2443（2025）01-0042-09

多環(huán)芳烴（PAHs）是一類持久性有機污染物，具有較強的致毒、致癌、致畸變風險和較高的生物累積性，在各環(huán)境介質(zhì)中普遍存在，因此受到廣泛關(guān)注［1-2］。土壤是PAHs大氣運輸最重要的沉降地之一，同時因其各組分對PAHs的吸附和固持而成為該污染物環(huán)境遷移轉(zhuǎn)化過程中的重要歸宿地［3-4］。因此對土壤組分吸附PAHs的深入研究有助于更好地理解其環(huán)境行為。一般認為土壤吸附和解吸PAHs的過程主要受制于土壤有機質(zhì)的數(shù)量和組成［5-6］。腐殖質(zhì)是土壤有機質(zhì)吸附PAHs的主要成分，含有豐富的疏水碳結(jié)構(gòu)域，包括大分子脂肪鏈和芳香族碳組分［7］。這兩種組分分別通過憎水性分配作用和π-π電子供體-受體相互作用［8］吸附PAHs。此外，土壤有機質(zhì)中的特定官能團可與疏水性有機污染物形成氫鍵，從而增強有機質(zhì)捕獲有機污染物的能力［9］，土壤有機質(zhì)中的羥基、羧基等官能團可通過極化效應(yīng)吸附PAHs［10］。

土壤無機組分對PAHs的吸附同樣具有重要作用。礦物尤其是黏土礦物表面廣泛分布有微孔，其中的疏水性孔隙可成為有機污染物擴散的終點［11］，并使其在擴散受阻效應(yīng)下很難解吸［12］。礦物表面的陽離子與芳香電子供體形成的非共價的陽離子-π鍵能增加PAHs的吸附［13］。經(jīng)14C-PAHs標記土壤在去除有機質(zhì)后，仍在無機礦物組分中測到近80%的14C放射信號［14］；經(jīng)酸處理破壞礦物結(jié)構(gòu)后能顯著提高土壤樣品中PAHs的提取總量［15-16］；去除有機質(zhì)的土壤，對菲的吸附能力比去除黏土礦物的土壤高出12.2%，而對芘的解吸低65%［17］。這些研究證實了礦物對吸附PAHs的重要性。

目前有關(guān)有機質(zhì)［18-19］、礦物［20-21］或者全土［22-24］對代表性的PAHs化合物吸附/解吸的研究較多，但是缺乏系統(tǒng)地針對同一土壤內(nèi)無機組分和有機組分吸附/解吸PAHs過程的差異性影響研究。本文以皖江平原典型水稻土為研究對象，分別以全土、土壤灼燒殘留礦物、代表性礦物（石英、蒙脫石）、腐殖質(zhì)組分（富里酸、胡敏酸、胡敏素）為吸附劑，分析水稻土無機和有機組分對菲吸附/解吸過程的特征，討論兩種組分的差異及其對全土吸附的貢獻。研究結(jié)果可為合理評估農(nóng)業(yè)土壤環(huán)境中PAHs的遷移轉(zhuǎn)化、歸趨、風險評估，以及PAHs農(nóng)田污染防治與修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

本研究使用的吸附劑包括水稻土、土壤礦物、水稻土代表性礦物石英、蒙脫石、腐殖質(zhì)組分富里酸、胡敏酸和胡敏素。其中，石英（阿拉?。?、蒙脫石（國藥）、富里酸（源葉生物）和胡敏酸（阿拉?。樯藤徏兾镔|(zhì)，土壤礦物和胡敏素為水稻土中提取。使用的吸附質(zhì)菲為商購（德國Dr.Ehrenstorfer）。

水稻土樣品于2020年11月采集于安徽省蕪湖市典型水稻種植區(qū)，當?shù)貙儆趤啛釒駶櫦撅L氣候，農(nóng)作物種植以水稻為主，水稻土采集時稻田處于排水收割后狀態(tài)。以五點取樣法布點，取表層0～15 cm土壤。采集的土壤樣品帶回實驗室剔除各種雜物后，使用真空冷凍干燥機凍干處理，過100目篩研磨備用。

1.2 水稻土組分含量測定

稱取一定量經(jīng)研磨處理后的水稻土裝入瓷坩堝中，在馬弗爐中450℃充分灼燒去除有機成分，得到土壤礦物。根據(jù)《土壤農(nóng)化分析》［25］測定水稻土中有機質(zhì)含量；根據(jù)中華人民共和國農(nóng)業(yè)部發(fā)布的標準方法［26］測定水稻土中腐殖質(zhì)總碳、胡敏酸、富里酸、胡敏素含量。根據(jù)國家能源局發(fā)布的標準方法［27］測定非黏土礦物和黏土礦物種類及含量。實驗用水稻土主要組分占比如下：土壤礦物95.36%、有機質(zhì)2.8%、胡敏酸0.06%、富里酸0.44%、胡敏素1.02%、石英34.14%、蒙脫石5.21%。

1.3 吸附/解吸動力學實驗

稱取一定量各類吸附劑若干份于玻璃離心管中，加入25 mL有微量氯仿抑菌和甲醇促溶的1 mg·L-1菲標準溶液，蓋上有聚四氟乙烯隔墊的蓋子，在25°C以160 r·min-1分別振蕩1 h、2 h、4 h、8 h、12 h、24 h、48 h 和 72 h，再以2000 r·min-1的轉(zhuǎn)速離心10 min，收集上清液。測定上清液菲含量，利用以下公式計算吸附量：

[qt（sorp）=C0-Ct（sorp）×Vm] （1）

式中：[qt（sorp）]為取樣時間吸附量（mg·kg-1）；C0為菲初始濃度（mg·L-1）；[Ct（sorp）]為取樣時間上清液菲濃度（mg·L-1）；V為溶液體積（mL）；m為吸附劑質(zhì)量（g）。

稱取一定量各吸附劑于玻璃離心管中，加入25 mL 1 mg·L-1菲標準溶液，在25°C以160 r·min-1震蕩72 h，再離心收集上清液測定菲含量，計算吸附量；保留殘留物并加入25 mL 0.005 mol·L-1 CaCl2溶液，在25°C以160 r·min-1分別振蕩1 h、2 h、4 h、8 h、12 h、24 h、48 h和72 h，再離心收集上清液，測定菲含量，利用以下公式計算解吸量：

[qt（desorp）=Ct（desorp）×Vm] （2）

式中：[qt（desorp）]為取樣時間解吸量（mg·kg-1）；[Ct（desorp）]為取樣時間上清液菲濃度（mg·L-1）； V為溶液體積（mL）；m為吸附劑質(zhì)量（g）。

1.4 等溫吸附/解吸實驗

稱取一定量各吸附劑于玻璃離心管中，分別加入25 mL濃度分別為0.1、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 mg·L-1的菲溶液。在15℃、25℃、35℃下以160 r·min-1振蕩一定時間（吸附動力學中的平衡時間）。再以2000 r·min-1的轉(zhuǎn)速離心10 min，收集上清液，測定溶液中菲的平衡濃度，用公式（1）計算平衡吸附量qe（sorp）（t=72h）。

等溫吸附實驗最后步驟保留殘留物，并向其中加入25 mL 0.005 mol·L-1 CaCl2溶液，在15℃、25℃、35℃以160 r·min-1振蕩一定時間（平衡時間）。再離心收集上清液。測定菲的平衡濃度，用公式（2）計算平衡解吸量[qe（desorp）]（t=72 h），再用公式（3）計算剩余吸附量qe（res）。

qe（res）= qe（sorp）- qe（desorp） （3）

1.5 菲含量測定

將離心后的上清液取一定量轉(zhuǎn)移至梨形分液漏斗中，加入二氯甲烷做萃取劑，同時加入20 μL的替標（氘代三聯(lián)苯，10 mg·L-1），將萃取后的樣品進行旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮，裝入棕色進樣瓶中，氮吹儀定容至1 mL，加入

20 μL內(nèi)標混合物（5種氘代內(nèi)標混合物，10 mg·L-1）。采用氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀（島津QP2010plus）進行測定，儀器升溫程序為：55 ℃保持2 min，以20 ℃·min-1的升溫速率升至280℃，再以2 ℃·min-1的升溫速率升至300℃，保持4 min；載氣為高純氦氣，流速為1.5 mL·min-1，不分流進樣，進樣量為1 μL；質(zhì)譜離子源為電子轟擊源（EI）；樣品定量分析選擇SIM模式，用內(nèi)標法定量。

1.6 吸附-解吸模型

1.6.1 動力學模型 采用準一級動力學模型［式（4）］、準二級動力學模型［式（5）］和顆粒內(nèi)擴散模型［式（6）］對吸附動力學數(shù)據(jù)進行擬合。為減少誤差，準一級和準二級模型均采用非線性方程形式擬合［28］。

[qt=qe×[1-exp-k1×t]] （4）

[qt=q2e×k2×t1+qe×k2×t]" " " nbsp; " " " " " " " " " " " " " " " （5）

[qt=ki×t0.5+C]" " " " " " " " " " " " " " " " " "（6）

式中：qt為時間t時的吸附量（mg·kg-1），qe為吸附達到平衡時的吸附量（mg·kg-1），k1為準一級動力學吸附速率常數(shù)（1·h-1）， k2為準二級動力學吸附速率常數(shù)（kg·mg-1·h-1），ki為顆粒內(nèi)擴散模型速率常數(shù)（mg·kg-1h-0.5），C為與邊界層厚度有關(guān)的常數(shù)。解吸動力學數(shù)據(jù)的擬合與吸附動力學類似。

1.6.2 等溫模型 采用Freundlich模型［式（7）］、Langmuir模型［式（8）］和Henry模型［式（9）］擬合等溫吸附實驗數(shù)據(jù)。

[qe=kf×cne]" " " " " " " " " " " " " " " " "（7）

[qe=qm×kl×ce1+kl×ce]" " " " " " " " " " " " " " " " （8）

[qe=kd×ce]" " " " " " " " " " " " " " " " （9）

式中：qe為各初始濃度下吸附劑的平衡吸附量（mg·g-1），ce為溶液中平衡濃度（mg·L-1），kf為Freundlich吸附系數(shù)，表征溶質(zhì)的吸附能力（L·g-1），n為反映非線性吸附強度的參數(shù)；qm為Langmuir飽和吸附容量（mg·g-1），kl為Langmuir吸附系數(shù)，與吸附能有關(guān)（L·mg-1）；kd為污染物固相-液相分配系數(shù)（L·g-1）。等溫解吸數(shù)據(jù)的擬合與等溫吸附類似，但是用qe表示剩余吸附量而非平衡解吸量。

1.7 解吸滯后指數(shù)和綜合吸附指數(shù)

基于平衡吸附量與平衡解吸量比值計算解吸滯后指數(shù)HI：

HI = Σ（qe（desorp）/qe（sorp））/N" "（10）

式中：qe（desorp）和qe（sorp）分別為各初始濃度下的平衡吸附量與平衡解吸量，N為初始濃度梯度數(shù)量，本研究為6種。HI直觀地表達了吸附劑上吸附的菲平均有多大比例解吸到水溶液，其值越小，表明越難解吸。

綜合考慮吸附和解吸過程，根據(jù)解吸實驗結(jié)束時吸附劑上剩余吸附量與吸附實驗開始時菲投入量的比值，來考察各個組分對菲的綜合吸附指數(shù)CAI：

CAI = Σ［qe（res）/（C0×V/m）］/N" " " " " " " " " " " " " " "（11）

式中：qe（res）為各初始濃度下的剩余吸附量（mg·kg-1，見式3），C0為菲初始濃度（mg·L-1），V為溶液體積（mL），m為吸附劑質(zhì)量（g），N為初始濃度梯度數(shù)量，取值為6。CAI值越大，表明對菲的吸持能力越強。

1.8 質(zhì)量平衡

經(jīng)質(zhì)量分數(shù)加權(quán)后，計算各組分剩余吸附量占全土剩余吸附量的比例，用以表示各組分對水稻土吸附菲的實際貢獻率。

Ri = qe（res）-i ×wi /qe（res）-t ×100%" " " " " " " " " " " " " （12）

式中：Ri為組分i對水稻土全土吸附菲的貢獻率，qe（res）-i為組分i的剩余吸附量（mg·kg-1），qe（res）-t為水稻土全土的剩余吸附量（mg·kg-1），wi為組分i的質(zhì)量分數(shù)（%）。

1.9 數(shù)據(jù)處理

使用Excel軟件進行數(shù)據(jù)的基本運算，使用origin軟件制圖和進行動力學和等溫實驗數(shù)據(jù)的模型擬合，使用SPSS軟件進行均值差異性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 無機和有機組分對菲的吸附/解吸動力學

水稻土及組分對菲的吸附量均隨時間增加而增加，且增速先快后慢（圖1），吸附過程可依次分為快吸附階段、慢吸附階段和平衡階段，但各階段時長和吸附速率在不同組分中不盡相同。胡敏素在第一階段的吸附速率最快，2 h的吸附量已占到72 h吸附量的63%；石英和蒙脫石的第一階段不明顯，反而有較長的慢吸附階段，直至12 h吸附量占比仍只有57%和59%；吸附量占比超過90%所需時間，三種腐殖質(zhì)組分均為24 h，而全土和三種無機組分均為48 h。從表1也可以看出，三種無機組分的吸附速率，無論是準一級擬合的k1還是準二級擬合的k2，均低于胡敏素和富里酸。從平衡吸附量看（表1中的qe1和qe2）：有機組分總體高于無機組分，

其中胡敏素不僅高于全土和無機組分，也顯著高于富里酸和胡敏酸；黏土礦物蒙脫石的平衡吸附量僅次于胡敏素。

三種模型對菲吸附動力學數(shù)據(jù)擬合的參數(shù)如表1所示。從擬合的決定系數(shù)看，準一級模型和準二級模型的擬合效果優(yōu)于顆粒內(nèi)擴散模型。其中準二級模型對所有組分的擬合效果均較好，尤其對水稻土和胡敏素的吸附擬合明顯優(yōu)于準一級擬合，而顆粒內(nèi)擴散模型只對石英和蒙脫石擬合較好，其他組分的擬合效果較差。這三種動力學模型分別假設(shè)了污染物吸附行為中不同的控制過程，準一級模型假設(shè)吸附速率受控于吸附質(zhì)從溶液中擴散至吸附劑外表面即液膜擴散或外擴散過程，顆粒內(nèi)擴散模型假設(shè)吸附質(zhì)從吸附劑外表面擴散至內(nèi)表面即內(nèi)擴散過程是控制吸附速率的關(guān)鍵，準二級模型則假設(shè)吸附質(zhì)在吸附點位的化學吸附是吸附速率的控制步驟［29］。本研究表明，化學吸附和液膜擴散是菲在水稻土及組分上吸附的關(guān)鍵過程。

解吸過程與吸附過程類似，解吸量隨時間增加，解吸速率先快后慢，準二級動力學模型的擬合效果最優(yōu)。

2.2 無機和有機組分對菲的吸附/解吸等溫線

圖2為水稻土及主要無機組分和有機組分對菲的吸附等溫線和解吸等溫線。Freundlich模型、Langmuir模型和Henry模型均能較好地擬合吸附等溫線（表2），F(xiàn)reundlich模型擬合的n值均小于1，吸附等溫線呈非線性，說明水稻土及組分對菲的吸附過程中除了表面吸附，還存在孔隙填充、氫鍵作用和π-π相互作用等［30］。Langmuir模型擬合顯示，菲在三種有機組分上的飽和吸附量qm顯著高于三種無機組分，而Henry模型的分配系數(shù)kd和Freundlich模型的吸附系數(shù)kf也均是有機組分高于無機組分。然而，值得注意的是，全土的qm、kd和kf都更接近于無機組分而不是有機組分。

2.3 無機和有機組分對菲的解吸滯后指數(shù)與綜合吸附能力

解吸滯后指數(shù)HI顯示出無機組分和有機組分之間的顯著差異（圖3），三種無機組分的HI范圍為63.3%～69.8%，三種有機組分為17.5%～34.6%，即在吸附實驗中達到吸附平衡后，無機組分吸附的菲有超過六成在解吸實驗中釋放到水溶液中去，而有機組分吸附的菲則較難解吸，只有約六分之一到三分之一進入水溶液。綜合吸附指數(shù)CAI結(jié)果表明，無機組分最終吸附了初始菲投入量的4.1%～7.5%，有機組分則吸附了初始量的37.2%～47.6%，兩類組分間有顯著差異。全土的以上兩種指數(shù)均在無機組分和有機組分之間，但在統(tǒng)計意義上更接近無機組分。

3 討論

（1）吸附動力學和等溫線數(shù)據(jù)均表明有機組分對菲的吸附性能優(yōu)于無機組分。有機組分對菲的吸附速率更快、平衡吸附量更高，其中又以胡敏素為最高（見圖1，表1），這與胡敏素的理化特征有關(guān)，胡敏素的比表面積比礦物更高［31］，且作為有機質(zhì)與有機污染物親和力更強，因此能吸附更多的菲。與富里酸和胡敏酸相比，胡敏素的脂族性和穩(wěn)定性較強、極性較弱［32］，因此對菲的平衡吸附量更高。這一結(jié)果表明土壤吸附菲的能力不僅與有機質(zhì)數(shù)量有關(guān)，也受有機質(zhì)的性質(zhì)影響，與已有研究一致［33］。蒙脫石對菲的平衡吸附量也較高，僅次于胡敏素，其原因主要是蒙脫石作為黏土礦物，比表面積較大，可以為菲提供較多的吸附位點，同時蒙脫石的硅氧烷表面具有疏水性，能夠從水相中吸附疏水性的有機分子［34］。有機組分對菲的飽和吸附量、分配系數(shù)和吸附系數(shù)均高于無機組分（圖2，表2），說明有機組分表面對菲的親和力更高，吸附量更大。解吸滯后指數(shù)和綜合吸附指數(shù)（圖3）亦顯示有機組分吸附的菲則較難解吸，最終能夠吸持的菲占初始量的比例更高。以上結(jié)果均符合有機質(zhì)更易吸附有機污染物的一般認識。

（2）全土對菲吸附特征與無機組分的相似程度比有機組分更高。無論是動力學的吸附速率和平衡吸附量（圖1，表1），還是等溫線的飽和吸附量和吸附系數(shù)（圖2，表2），以及解吸滯后指數(shù)和綜合吸附指數(shù)（圖3），都表現(xiàn)出全土對菲的吸附解吸特征更接近無機組分而非有機組分這一規(guī)律。尤其是水稻土對菲的吸附速率和吸附容量與去除有機質(zhì)的土壤礦物的吸附特征相似，說明了無機礦物在土壤吸附菲過程中的重要作用。

已有研究表明，有機質(zhì)含量高的土壤中，有機質(zhì)是有機污染物的主要吸附劑，當有機質(zhì)含量較低時，有機和無機組分都會對吸附有顯著影響［35］。在本研究中，大幅降低有機質(zhì)比例（灼燒去除有機質(zhì)）后，土壤仍然能夠?qū)AHs有著接近于原土的吸附特征和吸附量，說明低有機質(zhì)土壤中的無機組分可以顯著吸附PAHs。也就是說，土壤無機組分與有機組分都能夠吸附PAHs，但存在“吸附劑競爭”效應(yīng)，即在有機質(zhì)含量較高時，PAHs優(yōu)先被有機質(zhì)吸附（由于有機組分吸附速率大于無機組分，如本研究2.1節(jié)所示）。當污染物超過有機質(zhì)吸附容量（不論是由于污染物濃度太高還是有機質(zhì)含量太低），無機組分的作用不容忽視。

一項有機-礦質(zhì)復(fù)合體的研究表明，PAHs在復(fù)合體有機相上分配的同時，也有相當一部分吸附到礦物的表面［36］。在表層土壤中，有機質(zhì)通常覆蓋在土壤礦質(zhì)組分表面，有可能阻礙無機組分對有機污染物的吸附［37］。因此，除了無機組分和有機組分的吸附劑競爭之外，也可能存在有機質(zhì)與有機污染物在無機礦物上的“吸附質(zhì)競爭”。土壤無機組分對有機污染物的吸附作用體現(xiàn)在兩方面，一是直接吸附，二是作為載體形成有機-礦質(zhì)復(fù)合體，其上的有機質(zhì)再去吸附有機污染物。

（3）質(zhì)量平衡計算揭示了無機組分在水稻土吸附菲過程中的主導(dǎo)作用。經(jīng)質(zhì)量分數(shù)加權(quán)后的各組分剩余吸附量占全土剩余吸附量比值分析表明（表3），土壤礦物組分吸附量占比達到90.6%，代表性粘土礦物蒙脫石和非粘土礦物石英吸附量占比分別為5.0%和22.1%，而三種腐殖質(zhì)組分胡敏素、富里酸、胡敏酸的吸附量占比為12.6%、6.0%和0.4%。在實際土壤中，由于缺乏將有機組分和無機組分分別提取的有效方法，所以難以直接測定土壤中這兩種組分各自吸附了多少有機污染物，只能通過間接方法獲取。劉文靜等［38］研究了土壤輕組（主要是游離態(tài)有機質(zhì)）和重組（主要為有機-礦物復(fù)合體）中PAHs的分配，發(fā)現(xiàn)輕組結(jié)合的PAHs占土壤中PAHs總量的5.9%～60.6%。剩余部分則與土壤礦物直接或間接有關(guān)。秦世斌［16］考察了土壤耗竭性萃取后殘留于土壤中不可萃取部分PAHs，先后用硅烷化處理和酸處理分別將有機質(zhì)和礦物的結(jié)構(gòu)破壞，釋放出與這兩個組分結(jié)合最緊密的PAHs，結(jié)果發(fā)現(xiàn)酸處理后菲的提取量占不可萃取態(tài)提取總量的38.46%～57.35%。這部分菲可以理解為由土壤礦物直接或間接鎖定的。

（4）用無機組分解釋土壤吸附菲的動力學。從吸附速率看，無機組分低于有機組分，而全土的吸附速率與無機組分近似（詳見2.1節(jié)），說明無機組分控制了水稻土對菲的吸附動力學。土壤吸附有機污染物的速率先快后慢的現(xiàn)象普遍存在，基于有機質(zhì)主導(dǎo)土壤吸附有機污染物的假設(shè)，文獻多用有機質(zhì)兩相吸附機理來解釋該現(xiàn)象，如軟碳和硬碳［31］、橡膠碳和玻璃碳［7］、有機質(zhì)溶解相和孔隙填充相［39］等。本研究表明，除了上述原因，還可能存在一種（單獨或與已有機理疊加的）有機相和無機相的兩相吸附機理，即土壤有機組分對有機污染物的吸附較快，而土壤無機組分對有機污染物保持較長時間的緩慢吸附。

4 結(jié)論

（1）三種有機組分（胡敏素、富里酸、胡敏酸）對菲的吸附速率、平衡吸附量、飽和吸附量、分配系數(shù)均高于無機組分（灼燒殘留土壤礦物、石英、蒙脫石），而且有機組分解吸滯后更明顯，綜合吸附能力更強。

（2）全土對菲的吸附解吸特征更接近無機組分而非有機組分，而且去除有機質(zhì)的土壤對菲的吸附量占全土吸附量的絕大多數(shù)，表明無機組分在土壤吸附菲過程中具有重要作用。

（3）無機組分控制了水稻土對菲的吸附動力學，并為討論土壤吸附有機污染速率先快后慢現(xiàn)象提供一種可能的解釋，即有機組分優(yōu)先快速吸附，無機組分緩慢持續(xù)吸附。在討論土壤吸附有機污染物的容量或者機理時，要綜合考慮到有機組分和無機礦物組分的作用。

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Differences in the Characteristics and Contributions of Inorganic and Organic Components in the Adsorption of Phenanthrene in Paddy Soil

WANG Qing1，2， XU Ruo-xi1， LI Jun1

（1.School of Geography and Tourism， Anhui Normal University， Wuhu" 241003， China；2. Anhui Key Laboratory of Surface Processes and Regional Response in Jianghuai Basin， Wuhu" 241003， China.）

Abstract： This study aimed to discuss the role of inorganic and organic components in phenanthrene adsorption in paddy soil based on the different characteristics of phenanthrene adsorption/desorption kinetics， isotherm， desorption hysteresis， comprehensive adsorption capacity between the inorganic components and organic components of paddy soil. The results showed that （1） Paddy soil with organic matter removed were not significantly different from the original soil in terms of adsorption characteristics of phenanthrene such as adsorption rate， equilibrium adsorption capacity， saturated adsorption capacity， and partition coefficient. （2） The adsorption rate and adsorption capacity of inorganic components （quartz， montmorillonite） were lower than those of organic components （humin， fulvic acid， humic acid）， but they were closer to the whole soil than the organic components， which indicated the important role of inorganic components in the process of soil adsorption of phenanthrene. （3） The dominant role of inorganic components was also confirmed by the results of the mass balance calculation. The adsorption capacity of ignited soil accounted for 90.6% of the whole soil， and montmorillonite and quartz accounted for 5.0% and 22.1%， respectively. While the adsorption capacity of humin， fulvic acid and humic acid accounted for 12.6%， 6.0% and 0.4%， respectively. Therefore， when discussing the capacity or mechanism of soil adsorption of organic pollutants， the roles of inorganic mineral components and organic components should be comprehensively considered.

Key words： polycyclic aromatic hydrocarbons; inorganic components; mineral; humus; adsorption

（責任編輯：鞏 劼）