1 引言(Introduction)

土壤有机质是土壤中重要的化学组分, 可通过物理或化学作用影响重金属的毒性、形态及迁移等(Habibul et al., 2018; Chen et al., 2020; Fan et al., 2020).一方面, 土壤有机质中大量的活性基团与重金属通过络合或螯合作用结合, 形成稳定络合物, 进而降低土壤中重金属的生物有效性(Hernandez-Soriano et al., 2012).例如, 王春香等(2014)调查发现土壤有效As、Ni和Zn与有机质含量呈显著正相关；李思民等(2021)也研究表明土壤有机质与Cd、Mn、Ni、Pb和Zn有效态含量呈显著正相关.另一方面, 土壤有机质在微生物作用下会发生降解, 释放出溶解性有机质(DOM), 其中高分子量DOM易与重金属形成难溶性的配合物或发生共沉淀, 而中低分子量的羧酸、氨基酸等极易与重金属形成可溶解的金属-DOM配合物, 提高重金属的迁移性(Bolan et al., 2014; 李思民等, 2021).因此, 明确土壤中DOM含量及组分的变化对预测土壤重金属的环境行为具有重要意义.

自然条件下, 影响污染场地中DOM含量及组分变化的环境因素有温度、pH和水分含量等(林滨等, 1997; Bravo et al., 2015; 范春辉等, 2015).目前, 已有较多文献报道了温度和pH对土壤DOM含量及组分的影响.例如, 当温度为20 ℃时, 土壤中DOM的释放速率最快；而当温度升高至30 ℃时, 由于溶解性有机质易发生絮凝作用, 降低了分子扩散系数, 从而导致其释放速率减缓(林滨等, 1997)；范春辉等(2015)研究发现随着pH值的升高, 三维荧光峰发生红移现象, 表明提升土壤pH可增加DOM中苯环结构, 进而提升了DOM的共轭度.水是土壤中物质发生物理、化学和生物作用的必要介质, 但到目前为止, 关于水分含量对污染场地中DOM含量及组分的影响研究较少.同时, 自然环境中周期性降水和地下水水位抬升常导致土壤水分含量增加, 进而促进微生物代谢, 易使得土壤DOM发生降解转化(索慧慧等, 2019), 但其特征基团(如羧基、羟基和羰基等)在不同水分调控下的演变过程尚未明确.

基于此, 本研究以我国甘肃省白银市和广东省广州市某冶炼厂中的重金属污染土壤为研究对象, 考察不同水分调控下土壤有机质和DOM含量的变化, 并结合紫外-可见吸收光谱、同步荧光光谱和三维荧光光谱, 系统探究长期不同水分调控下土壤DOM的结构特征, 以明确水分调控下土壤DOM特征基团的演变过程, 这有助于揭示水分诱导过程中DOM含量及组分的变化对污染场地中重金属环境行为的影响.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试土壤

供试土壤分别采自白银市某铅锌冶炼厂(36°33′17″N, 104°12′45″E)和广州市某炼钢厂(23°04′51″N, 113°15′17″E)的表层土壤(0~20 cm), 采集后聚乙烯袋封装(土壤样品由在一定范围内采集的5个样品混合而成, 同时记录采样中心点经纬度及周围环境情况)运至实验室自然风干, 去除碎石后过2 mm筛备用.样品标号分别记为BY和GZ, 土壤理化性质及重金属含量如表 1所示.

2.2 实验设计

水分调控下土壤DOM的演变过程研究共设置6组实验.处理1为空白对照实验, 即将500 g风干土壤直接放置于聚丙烯容器中, 密封后放入恒温恒湿箱进行调控；处理2、处理3、处理4和处理5分别设置水土比为20%、30%、40%和50%, 即称取风干土壤500 g与一定质量的去离子水放置于水泥净浆搅拌机以实现土壤与水分的充分混合.经水泥净浆搅拌机搅拌5 min, 然后通过喷洒方式加入去离子水, 确保去离子水与供试土壤质量比为20%、30%、40%和50%.再次搅拌混匀, 将处理好的土壤样品放入聚丙烯容器中；处理6为淹水实验, 同样称取风干土壤500 g, 直接放置于聚丙烯容器中, 然后通过洗瓶沿着容器壁缓慢加入去离子水, 待去离子水加入一定量后, 采用手工方式利用玻璃棒将土壤与水搅拌均匀, 然后继续加入去离子水保证水面高于土壤表面3 cm, 再次搅拌均匀后密封.所有处理设置完成后, 将密封的聚丙烯容器放入温度为(25±2) ℃的恒温恒湿箱中进行调控.除荧光指数(FI)和自生源指数(BIX)测定外, 剩余处理均设置3个重复.180 d后测6组实验土壤中有机质和DOM的含量(Yang et al., 2019), 并采用紫外-可见吸收光谱、同步荧光光谱和三维荧光光谱对DOM进行表征.

2.3 分析方法 2.3.1 有机质含量分析

土壤有机质采用总有机碳分析仪(德国, Multi N/C 3100)测定.首先, 采用稀HCl浸泡陶瓷舟30 min, 待蒸馏水清洗后放入900 ℃马弗炉中灼烧30 min.随后称取干重原始样品0.500 g, 湿润样品则依据土壤含水率测定结果换算后, 直接称取湿润样品(其干重仍为0.500 g)放入冷却的陶瓷舟中, 利用滴管缓慢滴加0.1 mol · L^-1的HCl溶液, 充分去除土壤中的无机碳物质, 直到样品无气泡产生.最后, 将其置于烘箱100 ℃烘干后, 上机测定, 换算土壤有机质含量.

2.3.2 溶解性有机质提取及分析

原始样品直接称取干重样品1.000 g, 湿润样品则依据土壤含水率测定结果换算后, 直接称取湿润样品(其干重仍为1.000 g)于离心管中, 按水土比10 ∶ 1加入10 mL 0.01 mol · L^-1 CaCl₂溶液, 25 ℃下振荡16 h, 振荡速度为200 r · min^-1, 然后4000 r · min^-1高速离心30 min, 过0.45 μm醋酸纤维滤膜后, 采用总有机碳分析仪测定.

2.3.3 溶解性有机质光谱分析

紫外-可见光谱分析：采用紫外分光光度计(日立, FL-9100)进行扫描, 超纯水做空白.本研究分别选取254 nm波长下单位吸收光度值SUVA₂₅₄, 280 nm波长下单位吸收光度值SUVA₂₈₀表征DOM的腐殖化程度和芳香度.采用波长253和203 nm处的吸光度比值E₂₅₃/E₂₀₃表征DOM组成中芳香环取代程度和取代基的种类, 波长300和400 nm处的吸光度比值E₃₀₀/E₄₀₀表征DOM团聚化程度和分子量大小, 其值越大代表分子聚合度和分子越小(Chin et al., 1994; 李鸣晓等, 2010; 李丹等, 2016).

荧光光谱分析：采用荧光分光光度计(日立, F-7000)分析水分调控前后土壤DOM的组分和结构演变.同步荧光测定条件：150 W氙灯发射光源, 700 V光电倍增管电压, 激发波长范围设置为250~550 nm, 激发和发射波长差为30 nm, 扫描速度为240 nm · min^-1.三维荧光测定条件：激发波长和发射波长扫描范围分别设置为250~550 nm和200~450 nm, 波长间隔设置为2 nm；波长狭缝宽度设置为5 nm；扫描速度为2400 nm · min^-1.

2.3.4 数据处理

研究中采用Excel 2013对所有实验数据进行统计处理, 采用SPSS 18.0软件进行显著性差异分析(p < 0.05), 采用Origin 9.5和Matlab 2009a软件将处理后的数据成图.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 土壤有机质含量变化

经水分调控180 d后, 土壤有机质含量变化如表 2所示.实验结果发现不同水分处理条件下, BY土壤有机质含量由57.4 g · kg^-1分别降低至57.1 g · kg^-1(20%)、46.3 g · kg^-1(30%)、40.1 g · kg^-1(40%)、38.6 g · kg^-1(50%)和38.3 g · kg^-1(淹水处理), 降幅为0.52%~33.28%, 其中以淹水处理过程中土壤有机质含量降低幅度最大；GZ土壤有机质含量降幅相对较小, 不同水分处理下土壤有机质含量降幅为1.19%~10.74%.一般而言, 当土壤水分含量低时, 微生物的代谢活性和呼吸底物的扩散受到限制, 导致土壤呼吸作用减弱, 进而降低土壤有机质的降解能力(朱义族等, 2019).例如, Xiao等发现年均降水量减少对土壤中氧化酶活性的抑制甚至高达47.2%, 而降雨量增加则提高了与氮转化相关酶的活性.其作为土壤中物质转化的直接作用者, 同时也是有机质降解过程的限速环节, 受到不同土壤水分条件的影响(Xiao et al., 2018)；Ren等(2017)对参与碳元素循环过程的土壤胞外酶(水解酶和氧化酶)响应降水量变化的研究中发现, 当降水量增加时, 土壤中氧化酶活性显著提高6.6%, 水解酶则不受影响.

对比BY和GZ土壤有机质含量变化发现, 不同水分处理下BY土壤有机质降解含量较高, 这主要是由于BY土壤为弱酸性, 水分含量增加会导致土壤pH的升高, 增加了土壤有机质溶解的可能性, 从而提升了其降解能力.例如, 研究发现不同水分处理下, BY土壤pH上升了0.78%~9.24%, GZ土壤pH下降了1.74%~4.63%.还原反应消耗H⁺是BY土壤pH上升的主要原因, 有机酸累积和CO₂分压的提高则可能是导致GZ土壤pH降低的根本原因(Yang et al., 2019).此外, 由表 1可知, GZ土壤重金属含量相对较高, 高浓度重金属会对土壤微生物产生较强的毒害作用, 进而抑制微生物活动, 导致土壤有机质的降解能力较弱(Wu et al., 2006).

3.2 土壤溶解性有机质含量变化

土壤DOM含有大量的活性官能团, 这些官能团可以为重金属离子提供丰富的配位或络合点位, 成为重金属离子的重要吸附载体.虽然DOM在土壤有机质中的占比很少, 但其在物质循环和迁移转化中处于主导地位(Xu et al., 2013; Fang et al., 2016).因此, 本研究分析了不同水分条件下土壤DOM含量的变化, 如图 1所示.经过180 d的水分处理后, BY土壤DOM含量由44.31 mg · kg^-1降至21.53~42.70 mg · kg^-1, 降幅为3.63%~51.41%；GZ土壤DOM含量由41.50 mg · kg^-1降至4.42~40.15 mg · kg^-1, 降幅为3.25%~89.35%, 这与部分研究结果不一致(Xu et al., 2013).Vink等研究发现, 在淹水初期, 土壤孔隙溶液中水溶性有机质的含量增长了7倍, 表明淹水导致土壤有机质不完全矿化, 产生的降解产物显著提高了DOM的含量(Vinks et al., 2010).本研究中土壤DOM含量却大幅度降低, 这可能与土壤中微生物优先降解DOM有关(贾华丽等, 2016).另外, 土壤中的有机质很难单独存在, 通常与土壤矿物结合在一起, 构成土壤有机矿质复合体.因而有机质降解产生的DOM再次被吸附固持在土壤矿物表面, 也可能是土壤中DOM含量降低的原因之一.

3.3 水分调控前后溶解性有机质的光谱表征 3.3.1 紫外-可见光谱分析

水分调控后土壤DOM紫外-可见光谱分析参数变化如图 2所示.SUVA₂₅₄的数值变化反映出水分处理后DOM的芳香性增大, 40%水土比处理下, 2种土壤的SUVA₂₅₄分别从0.51和0.99升高至0.55和1.22；淹水处理下, 其值分别上升至0.88和4.55, 表明微生物对有机质的降解导致DOM的腐殖化程度升高.SUVA₂₈₀的变化趋势与SUVA₂₅₄一致, 证实了水分处理会导致土壤中DOM趋向于稳定.水分处理后, 土壤中DOM的E₂₅₃/E₂₀₃比值降低, 说明土壤DOM中羧基、羰基和羟基含量的降低, 芳香环取代基以脂肪链为主.E₃₀₀/E₄₀₀的降低, 则说明土壤水分含量增加后, 土壤中DOM分子聚合程度和分子量变大, 这主要是由于土壤微生物会优先代谢小分子物质, 剩下的大部分溶解性有机质分子量较大.通过以上分析, 认为水分调控会导致土壤中DOM结构趋于稳定, 芳香环取代基以脂肪链为主, 并且DOM的主要成份为大分子有机物, 这都会对重金属的稳定具有积极作用.

3.3.2 同步荧光光谱分析

同步荧光光谱分析可有效识别DOM中类蛋白、类富里酸和类腐殖酸物质, 并且可通过积分面积半定量分析其分子结构, 是DOM常用的结构表征技术(Li et al., 2019; Li et al., 2020).180 d水分调控后, 土壤DOM同步荧光光谱分析如图 3所示.

水分处理后, BY土壤和GZ土壤DOM的同步荧光光谱变化趋势较为一致, 整体呈降低的趋势, 其中280 nm处吸收值最大, 并且在320 nm处有肩峰出现, 这表明BY土壤和GZ土壤中以类蛋白和富里酸物质为主(Chen et al., 2015).BY土壤同步荧光光谱中表现出峰A(280.6 nm)和B(325.8 nm)两个主要荧光峰, GZ土壤中表现出峰A(283.2 nm)、B(319.0 nm)和C(372.2 nm)3个明显的荧光峰.相对于空白处理而言, 40%水土比和淹水处理下, DOM的荧光强度均出现了降低, 这主要是由于土壤中DOM含量降低导致的.水分处理后, 荧光峰出现了不同程度的红移.以淹水处理为例, BY土壤的A峰红移至282.8 nm处, B峰红移至327.8 nm；GZ土壤的A峰红移至283.6 nm, B峰红移至329.0 nm, C峰红移至374.8 nm.同步荧光光谱的红移主要是由于DOM腐殖化程度升高, DOM中羧基和羟基等吸电子基团的含量增加, 芳香度增加, 导致大分子链状芳香环和共轭不饱和键增多的缘故(Senesi et al., 1991; Chen et al., 2002; Wang et al., 2009), 这与紫外-可见光谱分析的结果一致.

此外, 为更好地反映DOM中不同芳香性物质的含量差异, 通过同步荧光积分法计算了DOM各组分的面积占比, 半定量分析水分处理对DOM组分的影响.研究发现随着水分含量的增加, 类富里酸物质和类腐殖酸类物质含量均呈现一定程度的升高.例如, 40%水土比处理下, BY和GZ土壤中类富里酸物质比例分别提高了6.0%和31.0%, 类腐殖酸物质分别提高了5.0%和15.0%.这主要是因为水分调控过程中类蛋白物质含量显著下降, 进而增加了类富里酸和类腐殖酸物质在DOM中的比例.

3.3.3 三维荧光光谱分析

水分调控后, 土壤DOM的三维荧光光谱如图 4所示.水分的增加导致DOM的荧光强度发生了明显变化, 尤其是GZ土壤样品.DOM三维荧光光谱显示, BY土壤DOM共存在A、B两个特征峰, 其特征波长分别为Ex/Em=(220~245 nm)/(340~400 nm)和Ex/Em=(270~285 nm)/(365~385 nm)；GZ土壤DOM存在一个特征峰C, 其特征波长为Ex/Em=(240~248 nm)/(375~390 nm).峰A主要为类蛋白和类富里酸物质, 峰B为微生物降解相关的代谢产物, 峰C为类蛋白和类富里酸物质(李妍等, 2012; 高洁等, 2015; 薛爽等, 2017).经过180 d水分处理后, 峰A、B和C的强度均出现较为明显的降低, 其中峰A荧光值由1352降低为1198, 峰B荧光值由872降低为802, 峰C荧光值由5192降低至1862, 荧光峰值强度的降低表明这些物质在微生物作用下被分解或发生结构变化, 从而证实水分处理会导致类蛋白和类富里酸物质的降解, 其光谱特性也随之改变.

采用FI和BIX对DOM的来源和组分结构进行分析, 结果如图 5所示.FI定义为激发波长为370 nm时, 荧光发射光谱强度在470 nm和520 nm处比值(高洁等, 2015).当FI>1.9时, DOM主要源于微生物活动, 属于内源生产；FI < 1.4时, DOM源于陆生植物和土壤有机质, 属于外源输入(高洁等, 2015). 图 5中可以看出, 水分调控后, DOM的荧光指数出现了不同程度的增长, 表明DOM主要来源于微生物代谢, 属于内源性输入, 且FI在GZ土壤中增长幅度较大, 这与三维荧光光谱的分析结果一致.BIX定义为310 nm激发波长下, 发射波长380 nm与430 nm处荧光强度的比值(高洁等, 2015).一般认为, 当BIX>1时, DOM主要为自生来源且有机质为新近产生.经过180 d水分处理后, DOM的自生源指数仍大于1, 这表明微生物活动代谢产生的有机物仍是DOM的主要来源, 但BIX出现了一定程度地下降, 这可能与实验后期微生物活性的降低有关.相似的研究结果在之前文献中也有报道, 李佳玉等研究了不同水分处理下武夷山草甸土壤有机碳的含量变化, 发现前14 d矿化速率快且迅速下降, 14 d后矿化速率缓慢且趋于稳定, 不同处理间矿化速率差异显著, 且高含水量处理的累积矿化量显著高于低含水量处理(李玉佳等, 2021).

4 结论(Conclusions)

1) 不同水分调控180 d后, 2种土壤有机质和DOM含量随水分含量的增加而降低.BY和GZ土壤有机质含量分别降低了0.52%~33.28%和1.19%~10.74%；DOM含量分别降低了3.61%~51.47%和3.25%~89.40%.

2) 水分含量增加, DOM中类蛋白物质最易发生降解, 类富里酸和类腐殖酸的占比相应提高, 其荧光光谱的特性均出现不同程度的变化；水分调控后, 土壤中DOM的芳香性提高, 腐殖化程度升高, 分子聚合度和分子量增大, 最终有利于DOM的稳定性增强.