1 引言(Introduction)

腐殖质(Humus, HS)是利用一定浓度氢氧化钠溶液从土壤中提取的有机物, 约占土壤有机质总量的60%~90% (邸欣月等, 2015；Yang et al., 2018).根据HS在酸碱中溶解度的不同可分为3个组分, 即胡敏酸(Humic Acid, HA)、富里酸(Fulvic Acid, FA)和胡敏素(Humin, HM)(钟成林等, 2012; 崔婷婷等, 2014; 隋红等, 2017).腐殖质主要来源于动植物、微生物残体及分泌物等(Xu et al., 2012), 其含量会对土壤的理化性质和肥力造成一定的影响, 同时也是环境中重要的天然配位体和吸附载体(欧晓霞等, 2013; 张晶等, 2016).从不同类型土壤中提取和纯化HS样品, 并对其组成、结构性质进行表征分析, 是开展HS对有机污染物(Organic Contaminants, OCs)光化学降解行为影响研究的基础.

近年来, 磺胺类药物(Sulfonamides, SAs)因具有抗菌谱广、毒性小和价格低廉等特点而被广泛用于人类临床治疗和禽畜养殖业等方面(陈炳发等, 2012; 黄华等, 2013; 张强等, 2018), 且因结构性质稳定而极易在环境中产生累积效应, 从而对人类的身体健康和生态系统功能造成危害.目前, 光化学降解成为环境中SAs转化和消减的主要途径之一, 包括直接光解、间接光解和自敏化光解3种方式(Linke et al., 2009;Linke et al., 2010;罗玉等, 2014).研究表明, HS中的发色基团能够吸收特定波长的光而产生活性氧物种, 从而对SAs光化学降解行为产生影响(Li et al., 2016; Li et al., 2018).另有研究指出, 由动植物和微生物残体形成的HS光敏化能力较强(Laurentiis et al., 2012), 而水体中HS的光敏化能力普遍低于土壤环境中HS(李宁等, 2015).综上所述, 不同来源的HS对SAs的光降解影响具有差异性.

考虑到HS的结构组成和化学特性会对SAs光化学行为产生影响, 故本研究以泥炭地、水稻田及凋落物土层中提取得到的HA和市售的商品HA为HS的模型化合物, 采用元素分析、紫外-可见吸收光谱(UV-vis)、红外光谱(FT-IR)和三维荧光光谱(3D-EEM)等多元分析手段描述各HA样品的元素组成及结构特征差异.同时, 以磺胺嘧啶(SDZ)为SAs的代表性有机污染物, 考察不同来源HA对SDZ光降解行为特征的影响, 以期为进一步研究SDZ的光化学转化行为及环境风险评估提供理论参考.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料

供试土壤：以蛇形布点法分别采集四川省绵阳市青义镇泥炭地、水稻田和凋落物覆盖地的土壤样品, 并用GPS进行定位.将采集的土壤样品在自然条件下风干, 并挑选出其中的小石粒和植物残渣, 使用XPC-60×100颚式破碎机破碎成颗粒均匀的小块样品, 再使用9FZ-19齿爪式粉碎机将其深度破碎并研磨成细粉状样品, 过筛(80目, 孔径2 mm)后避光保存备用.

供试试剂：市售商品HA(工业级)、SDZ(GR, 纯度≥99%)购买于Sigma-Aldrich公司；KBr(HPLC, 纯度≥99%)、CH₃COOH(HPLC, 纯度≥99.8%)、C₂H₃N(HPLC, 纯度≥99.9%)、CH₃OH(HPLC, 纯度≥99.9%)购买自德国默克公司；实验用水为超纯水(TOC≤0.2 mg·L^-1, 18 MΩ·cm), 其他试剂均为分析纯.

供试设备：元素分析仪(varioMACRO cube, 德国Elementar)；紫外-可见分光光度计(Evolution 300, 美国Thermofisher)；傅里叶红外光谱仪(Tensor Ⅱ, 德国Bruker)；PTI高级荧光瞬态稳态测量系统(美国PTI公司)；高效液相色谱仪(Agilent 1260, 美国Agilent)；多位光化学反应仪(CEL-LAB500, 北京中教金源)；超纯水仪(Milli-Q Integral 5, 美国Milipore).

2.2 实验方法 2.2.1 HA的提取与纯化

以国际腐殖酸协会推荐的“IHSS法”为基础, 对不同来源的土壤样品中的HA进行提取纯化(任东等, 2015; 王嗣淇等, 2018).

提取步骤：①称取90 g土壤样品于锥形瓶中, 用1 mol·L^-1的HCl调节其pH值为1~2, 按液土体积比10:1的比例加入1 mol·L^-1的HCl振荡混合均匀；②将混合溶液静置过夜, 离心15 min(20 ℃, 3000 r·min^-1)后去其上清液, 保留沉淀物质；③将沉淀物的pH值调节为7(NaOH, 1 mol·L^-1), 按液土比10:1采用Na₄P₂O₇-NaOH混合液(体积比1:1, 浓度均为0.1 mol·L^-1)对其进行处理, 充分摇匀后将其放置于恒温振荡器上隔夜振荡12 h(25 ℃, 160 r·min^-1)；④静置离心, 将所得滤液的pH值调节为1~2(HCl, 6 mol·L^-1), 静置过夜后再次离心(3000 r·min^-1, 15 min), 收集沉淀物, 得到HA粗品.

纯化步骤：①用1000 mL、0.1mol·L^-1的KOH溶液溶解HA粗品(使用固体KCl调节使其K⁺浓度为0.3 mol·L^-1), 静置离心后弃去下层沉淀；②将上清液pH值调节为l~2(HCl, 6 mol·L^-1), 离心后保留沉淀物质；③采用体积比为1:1的HCl(0.1 mol·L^-1)和HF(0.3 mol·L^-1)混合液多次洗涤沉淀物, 使其灰分含量小于1%；④将沉淀物溶于少量纯水后置于透析袋中, 用去离子水透析至无Cl^-(用AgNO₃溶液检测)；⑤冷干、研磨得到HA成品, 避光干燥保存, 并将泥炭地、水稻土、凋落物覆盖地中提取的胡敏酸及购买的标准品胡敏酸分别标记为NTHA、SDHA、LYHA、SPHA.

2.2.2 HA表征技术

元素分析：采用元素分析仪测定各HA样品中C、H、S和N元素含量, 采用灰分差减法根据公式(1)与(2)计算各样品灰分含量和O含量.元素分析仪测试条件：He为0.19 MPa, O₂为0.15 MPa, He流量为230 mL·min^-1, O₂流量为11~16 mL·min^-1, 氧化炉温度为1150 ℃, 还原炉温度为850 ℃.

(1)

(2)

式中, A表示HA样品中的灰分含量；m为HA初始质量(g)；m₁为空的陶瓷坩埚的初始质量(g)；m₂为陶瓷坩埚和灰分的质量(g)；[X]表示元素X的百分含量.

紫外-可见吸收光谱分析：HA母液配制：准确称取0.05 g不同来源HA样品, 使用0.1 mol·L^-1的NaOH溶液溶解后于100 mL容量瓶中定容摇匀, 然后将各HA溶液振荡混合均匀(160 r·min^-1, 60 min), 抽滤得到HA母液, 置于4 ℃冷藏保存.

选取DOC含量为30 mg·L^-1的NTHA、SDHA、LYHA和SPHA溶液分别测定其紫外-可见吸收光谱.仪器测试条件：扫描波长范围为200~800 nm, 扫描步长间隔为1 nm.

红外光谱分析：分别称取2 mg的NTHA、SDHA、LYHA和SPHA样品, 采用KBr压片法(质量比为1:100)于傅里叶红外光谱仪中测定样品的红外光谱.仪器测试条件：扫描范围为4000~400 cm^-1, 分辨率为4 cm^-1, 扫描次数为64次.

三维荧光光谱分析：选取DOC含量为30 mg·L^-1的NTHA、SDHA、LYHA和SPHA溶液, 并采用PTI高级荧光瞬态稳态测量系统分别测定其三维荧光光谱.仪器测试条件：λ_Ex(激发波长)=200~550 nm, λ_Em(发射波长)=250~550 nm, 狭缝宽度5 nm, λ_Ex与λ_Em扫描步长5 nm, 响应时间为0.1 s.

2.2.3 光解实验

SDZ母液配制：准确称取0.005 g磺胺嘧啶(SDZ), 用NaOH溶液(5 mL、0.1 mol·L^-1)溶解后用超纯水定容到100 mL容量瓶, 配制成50 mg·L^-1的SDZ母液, 置于4 ℃下避光保存.

光降解实验在CEL-LAB500公转数控型多位光化学反应仪中(配备截止可见滤光片)进行, 移取一定量的SDZ母液配制系列浓度为6 mg·L^-1的SDZ溶液, 在配制好的SDZ工作液中分别加入3 mL、50 mg·L^-1的SPHA、NTHA、SDHA和LYHA溶液, 并分别将4种不同反应体系(SPHA-SDZ、NTHA-SDZ、SDHA-SDZ、LYHA-SDZ)的溶液混合均匀, 调节各体系溶液pH至7.10±0.05, 恒温避光振荡60 min(25 ℃, 160 r·min^-1)后得到光解液.分别量取35 mL各光解液于50 mL石英光解管后置于多位光化学反应仪中进行光降解实验, 所有实验设置3个平行样品, 同时设置暗反应对照组(石英光解管用锡箔纸进行包裹), 每间隔20 min取样, 并通过HPLC对取出溶液中SDZ浓度进行定量分析.光化学反应仪实验条件：500 W高压汞灯, 光波范围200~400 nm, 实验温度控制为20 ℃.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 元素组成分析

不同来源HA样品的元素含量及各原子比大小如表 1所示.由表 1可知, NTHA、LYHA和SDHA中C、O和S元素含量分别为30.36%~45.36%、42.78%~61.17%、0.60%~0.82%, 而SPHA中C(42.01%)、O(53.38%)和S(0.60%)元素的含量基本都在以上3种样品的元素含量范围之内, 说明不同来源HA中C、O和S元素含量差异较小.不同来源HA样品中的C含量大小与碳链长度呈正相关, 而其碳链长度可以在一定程度上反映出组分的水溶性.与SPHA、NTHA、SDHA样品对比发现, LYHA中C含量最高(45.36%), 表明该样品的碳链较长, 具有较强的疏水性质.然而, 对于H和N元素含量来说, 提取的HA(NTHA、LYHA和SDHA)分别为4.16%~6.31%及3.34%~4.43%, 均高于市售的SPHA中H(2.63%)和N(1.07%)元素含量.总体而言, SPHA、NTHA、LYHA和SDHA样品中C、H、O、N元素含量较高, 而S占比较小, 说明各HA样品以C、H、O和N元素为主.

HA的异质性指标可以反映其来源、结构及性质的差异性(Seunghun et al., 2005; 景延秋等, 2016; Batista et al., 2016;张葛等, 2016; 窦森等, 2017; 黎烨等, 2017).例如, C/H值与HA的缩合度呈正相关(王春蕾等, 2016), 而O/C值和(N+O)/C值分别与HA的氧化程度、极性大小呈正相关(Bo et al., 2007).表 1中不同来源的HA中C/H原子比的大小关系为：SPHA(15.97)>NTHA(7.30)>LYHA(7.19)>SDHA(6.96), 故其缩合度大小为SPHA>NTHA>LYHA>SDHA.由表 1中各物质的O/C比值, 可以得出氧化程度大小为NTHA>SDHA>SPHA>LYHA.HA缩合度的大小能够间接反映其芳香化程度及疏水性, 而氧化程度与其结构中碳水化合物及羧基、酚基等含氧官能团的数量相关.SPHA与NTHA的芳香性强于LYHA和SDHA, 而NTHA和SDHA样品中的碳水化合物、含氧官能团数量均高于其他两种HA样品.此外, 4种HA样品中的N元素含量较小, (N+O)/C比值与O/C比值所呈现的大小规律具有一致性.由于HA样品中的(N+O)/C比值与极性呈正相关的趋势, 从而推断出NTHA样品的极性最强, LYHA样品的极性最弱.

3.2 紫外-可见吸收光谱分析

不同来源HA样品的紫外-可见吸收光谱如图 1所示.SPHA、NTHA、LYHA和SDHA具有相似的吸光特性, 吸光度均随辐射波长的增大而呈现出下降的趋势, 且最终趋于平缓.同时, 4种HA样品在紫外光区内均表现出了强烈的光吸收, 由此可以推断出各HA样品中存在大量的芳香族C＝C结构、苯环和羰基等其他生色基团(黄亚君等, 2016).此外, SPHA、NTHA、LYHA和SDHA在280 nm波长附近出现强度不同的类肩状吸收峰, 这可能与其含有的苯环等共轭体系有关.根据各样品在200~800 nm范围内的吸光度值, 计算得出不同来源HA的紫外-可见特征参数值(SUVA₂₅₄、E₂/E₃)(表 2).相关研究指出, HA在254 nm下的紫外吸收(SUVA₂₅₄)现象主要归根于包括芳香化合物, 且相同DOC含量的HA中SUVA₂₅₄数值越大, HA的芳香化程度则越高(Anu et al., 2011; Jiang et al., 2017).因此, 由4种不同来源HA的SUVA₂₅₄数值得出其芳香化程度大小为SPHA>NTHA>LYHA>SDHA, 该结果与元素分析中C/H值所反映的芳香性规律一致.同时, 根据表 2所显示, 从市售的商品HA至泥炭地提取得到的HA, 其E₂/E₃值大小关系呈现为LYHA (2.53)>SPHA(2.38)>SDHA(2.34)>NTHA(2.28).有研究指出, HA中E₂/E₃的数值与其分子含量大小呈负相关(Wang et al., 2009;林樱等, 2011), 由此得出各HA分子量大小为NTHA>SDHA>SPHA>LYHA, 这说明泥炭地提取得到的HA具有较大的分子量, 可能结构更为复杂.

3.3 红外光谱分析

不同来源的HA样品的红外光谱分析如图 2所示.图 2a显示, SPHA样品的红外光谱吸收峰主要分布在3419、2924、1603、1389、1106、1027、907、687、544 cm^-1处；而对于NTHA、SDHA和LYHA(图 2b), 则主要分布在3409、2930、1639、1423、1246、1046、586 cm^-1处.除SPHA外, 其他3种HA的红外吸收带及峰位波数差异性较小, 由此可以说明NTHA、LYHA和SDHA具有相似的化学结构特征.参照相关文献(Kim et al., 2005; 张葛等, 2015; Wu et al., 2015; Liu et al., 2018; 张广娜等, 2018)对各波数处特征吸收峰的化学归属解析可知, SPHA、NTHA、LYHA和SDHA均存在酚羟基、醇羟基和羧基的—OH伸缩振动(3500~3000 cm^-1附近)、脂族—CH₂和C—H伸缩振动(3000~2800 cm^-1附近)、芳环C＝C的伸缩振动(1650~1600 cm^-1附近)及脂肪族C—H的变形(1423 cm^-1与1389 cm^-1附近).此外, 与SPHA对比发现, NTHA、LYHA和SDHA在1246 cm^-1、1046 cm^-1附近还存在羧基C—O、有机硅化合物中Si—C的伸缩振动和无机化合物的硅酸盐矿物Si—O的伸缩振动.而与NTHA、LYHA和SDHA对比, SPHA还存在1106 cm^-1附近的醚或酯类或碳水化合物的C—O的伸缩振动峰及1027 cm^-1附近的伯醇、芳香醚或芳香脂C—O的伸展振动峰.

综上所述, 4种HA样品中均含有脂肪族基团、酰胺类—NH基团、含氧官能团和芳香化合物等.SPHA在波长为3409 cm^-1(—OH或酰胺类—NH的伸展振动峰)、1603 cm^-1(芳香C＝C伸展、羧酸盐—COO)和1389 cm^-1(脂肪族CH₂与CH₃伸展振动峰)处的伸缩振动强度明显高于NTHA、LYHA和SDHA, 因此, SPHA中的含氮化合物、芳香化合物、脂类化合物和含氧官能团含量较高.NTHA和SDHA在1639 cm^-1附近的芳香C＝C伸缩振动强度明显高于LYHA, 说明LYHA的芳香性较低, 与上述的相关表征结果具有一致性.

3.4 三维荧光光谱分析

三维荧光光谱法(3D-EEM)是描述荧光强度同时随激发波长和发射波长变化的关系谱图, 从图中可以获取荧光基团的光谱信息, 推断出腐殖酸的组成结构特征.根据腐殖酸中不同荧光物质的荧光响应峰位置的差异性, 将三维荧光光谱法划分为六大区域, 结果如表 3所示(黄昌春等, 2010; 谢理等, 2013; 冯伟莹等, 2013; 栗婷婷等, 2018).

SPHA、NTHA、LYHA和SDHA的三维荧光光谱图如图 3所示.不同来源HA的3D-EEM所对应的荧光响应峰位置基本相同, 均主要分布在λ_Ex/λ_Em=200~550 nm/325~550 nm范围内, 说明这4种HA具有相似的指纹信息.4种HA的荧光响应强度大小有所不同, 反映出其荧光物质的相对含量具有差异性.结合表 3相关信息得出, 4种HA的三维荧光吸收峰包括类腐殖酸峰D(长波)、E(短波)及类富里酸荧光峰A、C, 且无类蛋白峰存在.相关研究表明(Cory et al., 2005; 栗婷婷等, 2018; Yang et al., 2019), 荧光峰A(λ_Ex/λ_Em=230~270 nm/370~460 nm)与荧光峰C(λ_Ex/λ_Em=300~360 nm/370~440 nm)的产生主要与HA中的羰基、羧基及结构稳定的大分子有机物的存在有关.荧光峰D(λ_Ex/λ_Em=350~440 nm/430~510 nm)可反映HA的腐殖化程度, 而荧光峰E(λ_Ex/λ_Em=290~310 nm/400~450 nm)多存在于水环境中, 可由类富里酸物质在微生物的作用下转化而形成(栗婷婷等, 2018).

不难发现, SPHA、NTHA、LYHA和SDHA中类腐殖酸峰D强度明显高于类富里酸峰C, 说明这4种HA样品均含有大量的腐殖质类物质.同时, 4种HA样品中类腐殖酸D峰的强弱大小顺序为：SPHA>SDHA>NTHA>LYHA, 表明SPHA腐殖化程度较高, 而LYHA腐殖化程度较低.因此, 与其他三者相比, SPHA结构中可能含有较多的光活性基团, 能够参与有机物的光化学降解过程, 从而对其环境化学行为产生影响.

3.5 HA对磺胺嘧啶光降解过程的影响 3.5.1 纯水中磺胺嘧啶的光降解特性

黑暗条件下, SDZ的浓度随时间变化较小, 表现出良好的稳定性(图 4), 由此说明, SDZ在纯水中无明显的水解反应、吸附现象和微生物降解等, Bian等(2016)和Boreen等(2004)也在研究中得出了相似结论.然而, 在紫外光照射条件下, SDZ的浓度随着光照时间的延长呈下降趋势, 采用一级反应动力学模型(马伟胜等, 2018; Conde-cid et al., 2018;Zhang et al., 2018)(式(3))对SDZ的光降解结果进行拟合, 发现实验数据与拟合曲线几乎完全重合, R²为0.9964.由此可以得出, SDZ在纯水溶液中的光降解满足一级反应动力学方程.

(3)

式中, C_t为t时刻光降解溶液中所测得的SDZ浓度(mg·L^-1)；C₀为光降解开始时溶液中所测得的SDZ初始浓度(mg·L^-1)；k为一级动力学反应速率常数(min^-1).此外, 根据速率常数k值可以计算得出SDZ的半衰期t_1/2(min), 其计算公式如(4)所示.

(4)

3.5.2 不同来源HA对磺胺嘧啶光降解的影响

添加不同来源HA后, 各体系中SDZ的光降解仍符合一级动力学方程(R²=0.9899~0.9996), 且SDZ的光降解反应速率均高于纯水溶液, 表现出较明显的促进作用(图 5), 说明HA作为一种光活性剂参与了SDZ的光降解过程.由表 4可知, 加入SPHA、NTHA、LYHA及SDHA后, 体系中SDZ的光降解速率分别为0.0089、0.0077、0.0075和0.0087 min^-1, 相应得出各体系SDZ的半衰期大小为SPHA-SDZ＜SDHA-SDZ＜NTHA-SDZ＜LYHA-SDZ.由此说明, 不同来源的HA对SDZ光降解的影响具有差异性, 其中, SPHA对SDZ的光降解促进作用较强, 而LYHA的促进作用较弱.研究表明, 造成SDZ光降解差异性的原因可能与HA的结构组成及化学特性有关(陈伟, 2016).结合HA的三维荧光表征结果, 发现其腐殖化程度大小关系为SPHA>SDHA>NTHA>LYHA, 与光解实验中SDZ的光降解速率大小顺序表现出较好的一致性, 说明HA的腐殖化程度可能会影响体系中SDZ的光降解速率.

Maddigapu等(2011)在研究中指出, 光照条件下, HA中的含氧基团能够吸收光源发射的光子而产生活性氧物种(如·OH、¹O₂等), 从而对有机污染物的光降解产生促进作用.无独有偶, Zhang等(2013)也发现·OH及¹O₂是体系中SDZ发生光降解的控制性组分.而李鸣晓等(2010)又在研究中指出, HA的苯环结构中含有的脂肪链会随着其腐殖化程度的增加而氧化降解成羧基、羰基等官能团.如前文所述, 市售商品HA的及水稻田提取的HA的腐殖化程度明显高于泥炭地及凋落物覆盖土提取的HA, 在参与SDZ光降解过程中, 可能敏化产生了更多的活性氧物种从而促进了SDZ的光解反应.

4 结论(Conclusions)

1) 不同来源HA均主要由C、H、O及N 4种元素组成, S元素占比较小.据各元素原子比显示, 就芳香性而言, 市售的商品HA的芳香性强于从不同类型土壤中提取得到的HA；就极性大小而言, 泥炭地HA样品的极性最强, 而凋落物土层HA样品的极性最弱.

2) 4种HA的光谱学特征具有一定的差异性.紫外-可见光谱表明, 各HA在紫外光波范围内均表现出了强烈的光吸收现象, 且E₂/E₃值反映出泥炭地HA样品分子含量较大；红外光谱表明, 各HA主要结构单元为脂类、芳香类、含氮类化合物及含氧官能团等, 且以市售商品HA中含量最高；三维荧光光谱表明, 市售商品HA的腐殖化程度最高, 可能含有较多的光活性基团.

3) 黑暗条件下, SDZ无明显的水解反应、吸附现象和微生物降解等, 表现出良好的稳定性；紫外光照射条件下, SDZ在纯水溶液中及各HA参与下均发生了缓慢降解, 且光解过程均满足一级反应动力学模型.

4) 添加不同来源HA后, SDZ的光降解反应速率均高于纯水溶液, 表现出较明显的促进作用.其中, 市售商品HA对SDZ的光降解促进作用较强, 而凋落物覆盖土HA的促进作用较弱.市售的商品HA腐殖化程度明显高于泥炭地、水稻田及凋落物覆盖土提取的HA, 可能在参与SDZ光降解过程中敏化产生了更多的活性氧物种, 从而促进了SDZ的光解反应.