王 禹，韦增辉，赵庆杰，吴蔚东

（海南大学热带作物学院，海南 海口 570100）

农田土壤重金属污染不仅会使土壤质量退化、作物的产量与品质降低，还会带来严重的环境与健康问题，是人类面临最重要的环境问题之一[1］。据调查显示，铅（Pb）污染是我国农田主要土壤重金属污染之一，受Pb污染的耕地土壤大约有2000万hm2，大概占全国耕地的1/5[2］。重金属Pb可以通过生物链进入人体并在人体中产生积累，可能会引起人体损伤，甚至存在致病、致癌等潜在的健康危害[3-4］。已有研究显示，每年Pb污染在全球范围内造成674000人死亡与9.8%特发性智力残 疾[5］。因此，降低土壤Pb污染的危害对人体健康具有重大的意义。

当前土壤重金属污染修复技术包括生物修复技术、化学修复技术、物理修复技术等[6］。目前使用最多的技术是化学钝化修复技术，此方法主要是通过向重金属污染土壤添加钝化剂，使土壤重金属赋存形态发生改变，并使重金属高生物有效形态向低生物有效形态转换，具有效率高、成本低、操作简单等优点[7-8］。常见的重金属钝化剂有以下几种类型：生物炭、有机物料、石灰、磷酸盐等[9-10］。有机肥不但是农业生产中优质的肥源，而且也是土壤中重金属的钝化剂，在许多土壤重金属修复材料中其性价比很高。施用有机肥不仅能提高土壤的肥力，同时还能让土壤中重金属的存在形态发生改变和再分配，可以降低其生物有效性[11］。罗春岩 等[12］发现向Pb、Cu污染砖红壤土壤中施用有机肥可以使重金属由不稳定的可交换态和碳酸盐结合态向稳定的残渣态和有机结合态转化。吴文成等[13］也发现施用有机肥可以降低重金属污染土壤中可交换态重金属的含量。童方平等[14］研究表明，在分解过程中，猪粪比鸡粪分解得更快，其降低生物有效性效果不如鸡粪有机肥。Schwab等[15］研究发现，牛粪等有机物料在6个月会转化为小分子有机酸，小分子有机酸显著增加其生物有效性。研究显示，有机物料在矿化分解过程中，吸附的重金属会面临被重新释放的风险[16］。

目前，有很多关于重金属污染土壤在施用有机肥后土壤中的重金属有效性和重金属含量的研究。周宇杰等[17］研究发现施加有机肥后会使生物有效性高的Pb转化成稳定态的Pb；赵明等[18］研究表明，施用有机肥使土壤中的有效态Cd和Cu含量显著降低，主要与未矿化分解有机肥本身性质及重金属形态转化有关。同时，也有大量关于有机肥对重金属吸附特征的研究。林生等[19］研究表明，6种有 机肥吸附Pb、Cu符合Langmuir模型；邵云等[20］研究发现，4种有机物料对Pb2+的吸附与Langmuir模型拟合的更好，以上研究主要集中在未分解的有机肥及其对重金属的吸附特征上，而商品有机肥性能随矿化分解的变化规律及其对重金属的吸附行为则鲜见报道。因此，本研究选取3种蛋白源商品有机肥（豆粕、骨粉及虾肽），采用分解袋原位分解法，进行为期12个月的矿化分解试验，并在矿化分解0、6、12个月时采样分析，探明不同分解阶段蛋白源有机肥对Pb2+的吸附与解吸特征，为以后应用商品有机肥修复土壤重金属污染提供科学 依据。

1 材料与方法

1.1 供试有机肥

根据潘运舟等[21］和赵文等[22］的研究成果选取豆粕、精制有机肥、虾肽氨基酸精制有机肥进行研究，3种肥料的蛋白源分别为豆粕（BP）、骨粉（BB）及虾肽（SP）。

1.2 有机肥培养

将3种蛋白源商品有机肥于海南大学热带农林学院基地试验田进行矿化分解试验，土壤类型为热带湿润铁铝土。将称取的3种蛋白源商品有机肥100 g分别装入0.047 mm的尼龙网袋中，每种9袋，共27袋，埋于表层土壤中，在自然条件下矿化分解，分别于6和12个月后挖出，风干碾磨过2、1、0.25 mm筛，装入封口袋备用，并应用差减法计算残留率。矿化分解0、6和12个月的样品分别编号为豆粕：BP-0、BP-6、BP-12，骨粉：BB-0、BB-6、BB-12，虾肽：SP-0、SP-6、SP-12， 吸附Pb2+后的豆粕：BP-0-Pb、BP-6-Pb、BP-12-Pb，吸附Pb2+后的骨粉：BB-0-Pb、BB-6-Pb、BB-12-Pb，吸附Pb2+后的虾肽：SP-0-Pb、SP-6-Pb，SP-12-Pb。重铬酸钾容量法测定有机肥有机质含量，有机肥的pH、P及K参考中华人民共和国农业行业标准，NY 525-2012进行测定，CEC采用乙酸钠交换法进行测定，N、C、H采用元素分析仪（EA2400）进行测定。

1.3 等温吸附试验

用NaNO3（0.01 mol/L）溶液为电解质溶液，使用0.1 mol/L的HNO3和NaOH溶液将pH调至5.0，使 用Pb（NO3）2配 制 浓 度 梯 度 分 别 为25、50、 100、150、250、400、600、800、1000 mg/L的Pb2+溶液。分别称取0.05 g商品有机肥于50 mL离心管中，分别加入25 mL上述浓度梯度的Pb2+溶液，设置3个重复，于25℃恒温振荡箱中200 r/min下振荡24 h后过滤测定Pb2+含量。分别用Langmuir模型和Freundlich模型对吸附曲线进行拟合，公式如下：

式（1）～（3）中，Qe为平衡吸附量（mg/g）， C0为初始重金属浓度（mg/L），Ce为平衡时的重金属浓度（mg/L），V为平衡时的溶液体积（L），M为所加商品有机肥的质量（g），Qm为最大理论吸附量（mg/g），KL为Langmuir方程平衡吸附常数 （L/mg），KF为Freundlich方程平衡吸附常数（mg/g）， n值为方程的平衡常数。

1.4 吸附动力学试验

用Pb（NO3）2配 置100 mg/L的Pb2+溶 液，进行Pb2+的吸附动力学试验。张家玮等[23］的研究指出商品有机肥对Pb2+的吸附能力较高，因而选取100 mg/L的Pb2+溶液进行吸附动力学试验，减少测定时的稀释倍数，提高精度。以0.01 mol/L NaNO3为背景的电解质，用0.1 mol/L HNO3和0.1 mol/L NaOH调节溶液pH至5.0；称取商品有机肥0.40 g放置于300 mL塑料瓶中，每管加入200 mL溶液，设置3个重复，在恒温振荡箱（25℃、200 r/min）中 振荡，分别于0.5、1、2、4、8、16、24 h取样，过滤并测定溶液中重金属的浓度。运用准一级动力学方程和准二级动力学方程对其吸附动力学过程进行拟合，公式如下：

式（4）～（5）中，t为时间（h），Qt表示t时刻的吸附量（mg/g），Qe为平衡吸附量（mg/g），k1为准一级动力学方程反应速率常数（h-1）；k2为准二级动力学方程反应速率常数[g/（mg·h）］。

1.5 吸附强度及吸附总量

本研究以商品有机肥在浓度梯度中单位质量最大吸附量表示吸附强度，残留吸附量计算公式如下：

1.6 连续解吸试验

分别于浓度为1000 mg/L（豆粕）或600 mg/L（骨粉、虾肽）Pb2+溶液下，吸附平衡后的商品有机肥。经风干后称取0.05 g，使用提取剂于25℃条件下振荡，连续提取被商品有机肥吸附的Pb2+，每步提取后离心（5000 r/min，10 min）并过滤，使用原子吸收法测定滤液中的Pb2+浓度，在进行下一步解吸前冷冻干燥。具体方法如下：

生物化学实验教学采取两人小组进行实验，教研室进一步规范实验小组的管理，实现实验室责任到组。例如，上课前每班的课代表领回常备仪器柜钥匙，开柜后以组为单位，先清点仪器，登记签字，实验结束后归还记录本和钥匙。实验室严格实施垃圾分类原则，严禁生活垃圾进实验室和废液倒入下水道，结合考勤考核和台账登记，垃圾分类井然有序。规范分组管理后，杜绝之前存在的仪器乱放、垃圾乱扔现象，玻璃仪器的破损率也有所降低。

（1）物理吸附态：加入25 mL去离子水振荡2 h；

（2）离子交换态：加入8 mL CH3COONH4（1 mol/L，pH=7）振荡6 h；

（3）氢键结合态：加入10 mL CH3COOH（4.37 mol/L）与NH2OH·HCl （0.04 mol/L）混合液振荡5 h；

（4）络合态：加入10 mL焦磷酸钠（0.1 mol/L）振荡5 h。

1.7 红外光谱的测定

采用KBr压片法对有机肥样品进行傅里叶变换红外光谱仪（FTIR）表征（TENSOR27）。

1.8 数据统计和处理

数据处理和分析均采用Origin 2017和SPSS 22.0。不同施肥处理之间的差异采用最小显著差异法（LSD）进行显著性检验（P＜0.05）。红外光谱运用仪器自带的软件处理和分析，结果采用Origin 2017绘图。

2 结果与分析

2.1 不同分解阶段蛋白源有机肥基本理化性质

表1 不同分解阶段蛋白源有机肥基本理化性质

2.2 不同分解阶段蛋白源有机肥等温吸附

采用Langmuir和Freundlich等温吸附模型模拟3种蛋白源商品有机肥对Pb2+的吸附等温线 （图1），拟合参数见表2。比较2种拟合模型的相关性系数R2可知，Freundlich等温吸附模型适合描述BP-0和BB-0对Pb2+的等温吸附过程，而其余不同分解阶段有机肥对Pb2+的等温吸附过程更加适合用Langmuir模型描述。根据对Langmuir和Freundlich等温吸附模型的理论描述可知，BP和BB在未分解阶段的吸附方式是多层吸附，随着分解的进行由多层吸附转变为了单分子层吸附，而SP在整个矿化分解阶段都是单分子层吸附。Langmuir模型中的Qm值代表着理论最大吸附量，值的大小也代表着吸附能力，其吸附能力顺序为：BP-12＞BP-6＞SP-0＞BP-0＞SP-6＞BB-0＞SP-12＞BB-12＞BB-6，其中BP-12的最大吸附量达到了316.42 mg/g，而BB-6的最大吸附量仅为170.10 mg/g（表2）。

表2 不同分解阶段蛋白源有机肥吸附Pb2+的模型拟合参数

图1 不同分解阶段蛋白源有机肥对Pb2+吸附等温线

2.3 不同分解阶段蛋白源有机肥吸附动力

在Pb2+溶液初始浓度为100 mg/L的条件下，3种蛋白源商品有机肥在不同矿化分解阶段对水溶液中Pb2+的吸附量随时间的变化曲线如图2所示。 3种蛋白源商品有机肥在各个矿化分解阶段对Pb2+的吸附呈先快后慢的趋势。BP-0、BP-6和BP-12在开始吸附的0.25 h，吸附量分别达到了饱和吸附量的74.16%、86.63%和77.26%，随后吸附速率开始下降，BP-6和BP-12均于1 h达到吸附平衡点，而BP-0于2 h才达到吸附平衡点；BB-0、BB-6和BB-12在吸附的1 h，吸附量分别达到了饱和吸附量的70.07%、70.79%和70.25%，随后吸附速率开始下降，BB-0于2 h达到吸附平衡点，而BB-6和BB-12于4 h达到吸附平衡点；SP-0、SP-6和SP-12在开始吸附的0.25 h，吸附量分别达到了饱和吸附量的73.60%、60.53%和72.99%，随后吸附速率开始下降，SP在不同矿化分解阶段对Pb2+的吸附过程均于2 h达到吸附平衡点。由动力学模型拟合参数（表3）可得，BP、BB、SP的3个分解阶段的吸附动力学曲线准二级动力学模型拟合的R2更高，所以3种有机肥的吸附过程更符合准二级动力学模型的描述。

图2 不同分解阶段蛋白源有机肥对Pb2+吸附动力学曲线

表3 不同分解阶段蛋白源有机肥对Pb2+吸附动力学模型拟合参数

2.4 不同分解阶段蛋白源有机肥的吸附强度及吸附总量

3种蛋白源商品有机肥在矿化分解阶段对Pb2+的吸附强度如图3所示。BP在矿化分解过程中吸附强度呈现上升趋势，而BB和SP在矿化分解过程中吸附强度分别呈现下降趋势。BP-0、BP-6和BP-12的吸附强度分别为206.34、312.72和336.72 mg/g，BB-0、BB-6和BB-12的吸附强度分别为208.13、180.23和178.53 mg/g，SP-0、SP-6和SP-12的吸附强度分别为228.81、197.28、180.75 mg/g。BP-0与BP-6、BP-12存在显著差异，而 BP-6与BP-12没有显著差异；BB-0与BB-6、BB-12 存在显著差异，而BB-6与BB-12没有显著差异；SP的3个分解阶段之间存在显著差异。

图3 不同分解阶段蛋白源有机肥对Pb2+吸附强度

3种蛋白源商品有机肥在不同分解阶段对Pb2+的吸附总量如图4所示。3种蛋白源商品有机肥在矿化分解过程中吸附总量呈现下降趋势。BP-0、BP-6和BP-12的吸附总量分别为206.34、226.27和145.99 mg，BB-0、BB-6和BB-12的吸附总量分 别 为208.13、156.25和140.04 mg，SP-0、SP-6 和SP-12的吸附总量分别为228.81、178.68和133.73 mg。BP-0与BP-6没有显著差异，BP-12与BP-0、BP-6存在显著差异；BB-0与BB-6、BB-12存在显著差异，BB-6与BB-12没有显著差异；SP的3个矿化分解阶段之间均存在显著差异。

图4 不同分解阶段蛋白源有机肥对Pb2+吸附总量

2.5 不同分解阶段蛋白源有机肥吸附Pb2+的吸附形态

3种蛋白源商品有机肥各矿化分解阶段对Pb2+吸附的形态占比如图5所示。BP在整个矿化分解过程中Pb2+吸附的主要形态是离子交换态和氢键结合态，矿化分解后物理吸附态和氢键结合态增加，离子交换态和络合态减少。BP的物理吸附态由1.08%增加到1.67%，氢键结合态由28.84%增加到38.30%，离子交换态由46.70%减少到41.57%，络合态由23.38%减少到18.47%。BB在整个矿化分解过程中Pb2+吸附的主要形态是氢键结合态和离子交换态，占比约90%，在矿化分解后BB的氢键结合态增加，而其余3种形态下降。BB的氢键结合态由59.27%增加到64.01%，物理吸附态由1.31%减少到0.16%，离子交换态由30.01%减少到26.92%。SP在整个矿化分解过程中Pb2+吸附的主要形态是离子交换态、氢键结合态和络合态，矿化分解后物理吸附态、离子交换态及络合态减少，氢键结合态增加。SP的氢键结合态由28.08%增加到44.16%，物理吸附态由1.60%减少到0.07%，离子交换态由40.11%减少到30.40%，络合态由30.21%减少到25.37%。

图5 不同分解阶段蛋白源有机肥对Pb2+的吸附形态

2.6 不同分解阶段蛋白源有机肥吸附Pb2+前后的红外光谱

不同分解时期蛋白源商品有机肥吸附Pb2+前后红外光谱如图6所示，蛋白源商品有机肥在分解过程中拥有相似的红外光谱，主要的红外特征峰相同，有机肥各个分解阶段都在3406、2962、1622、1423 cm-1处出现吸收峰，分别对应：O—H的拉伸、脂肪性CH2的C—H振动、酰胺变形振动、N—H伯酰胺的伸缩振动。根据主要吸附峰强度得到：BP-6＞BP-12＞BP-0、BB-0＞BB-12＞BB-6、SP-0＞SP-6＞SP-12。说明随着分解的进行，BP的官能团数量先增加后减少，BB的官能团数量先减少后增加，SP的官能团数量一直减少。表明在分解过程中，BP的羧酸官能团增加，O—H键振动增强，而BB和SP在分解过程中纤维素、半纤维素、淀粉及多糖和单糖等碳水化合物分解，导致—OH 减少。BP在分解过程中，羧酸官能团和脂肪酸官能团增加，而BB和SP脂肪类物质被消耗导致脂肪性官能团振动减弱。BP的各个分解阶段吸附Pb2+后，BP-0-Pb较BP-0位于1113 cm-1（氨基酸中的伸缩振动）的特征峰消失，BP-6-Pb和BP-12-Pb较BP-6和BP-12位于1622 cm-1（酰胺I变形振动）的特征峰由单峰变为了肩峰，表明该位置的官能团数量减少。BB的各个分解阶段吸附Pb2+后，BB-0-Pb较BB-0位于1101 cm-1（氨基酸伸缩振动）的特征峰转为肩峰，BB-6-Pb和BB-12-Pb位于1101 cm-1（氨基酸C=O 伸缩振动）较BB-6和BB-12位于1034 cm-1（胺类C—N伸缩振动）的特征峰减弱，1624 cm-1（酰胺I变形振动）处单峰变为了肩峰。SP的各个分解阶段吸附Pb2+后，SP-0-Pb、SP-6-Pb、SP-12-Pb位于1634 cm-1（酰胺变形振动）处的特征峰变为了肩峰，1130 cm-1（氨基酸伸缩振动）处的特征峰消失。

图6 不同分解阶段蛋白源有机肥吸附Pb2+前后的红外光谱图

2.7 不同分解阶段蛋白源有机肥的最大吸附量与有机肥理化性质的相关性

不同分解阶段蛋白源商品有机肥的最大吸附量与自身性质的相关性如表4所示，有机肥的最大吸附量与自身的有机质、pH、CEC、H/C、N、C、H呈正相关。由表4可得，有机肥最大吸附量与pH达到了极显著的相关性，与H/C、H达到了显著的相关性。相关系数从大到小为pH＞H/C＞有机质＞H＞C＞N＞CEC，其中与pH的相关系数最大，达到了0.583。

表4 不同分解阶段蛋白源有机肥的最大吸附量与自身性质的相关性

3 讨论

3.1 不同分解阶段蛋白源有机肥的吸附特征

未分解阶段3种有机肥的最大吸附量和吸附强度顺序均为虾肽＞豆粕＞骨粉，这与有机肥的组成与性质有关，与前人发现不同原材料制备的有机肥由于其有机质、CEC、pH等理化性质相差很大而影响有机肥对Pb的吸附相符合[24］。本试验结果显示未分解阶段虾肽的有机质、pH、H/C最大。有研究显示，有机质能增加有机碳在土壤中的累积，使土壤表面的负离子数量发生改变，并通过表面络合、沉淀、离子交换等作用形成稳定的复合 物[25-26］。许端平等[26］研究发现在低pH的环境下溶液中存在大量H+，这些H+会与Pb2+产生竞争作用，占据生物炭的吸附位点从而降低吸附量。本研究中有机肥的最大吸附量与有机肥自身的pH有极显著正相关（相关系数0.583）的关系，与H/C（相关系数0.447）、H（相关系数0.387）有显著正相关的关系，这些因素可能是造成虾肽在未分解阶段最大吸附量和吸附强度最大的原因。在矿化分解过程中豆粕的最大吸附量和吸附强度比未分解时显著上升，而骨粉和虾肽在分解过程中最大吸附量和吸附强度比未分解时下降。与董婧等[27］的研究结果相类似，秸秆因发酵后增加了秸秆表面活性官能团的数量从而对溶液中Pb2+的吸附量大幅增加。从本研究的红外图谱中可以看出，豆粕有机肥随着分解的进行活性官能团数量增加，而骨粉和虾肽的活性官能团数量下降，这可能是导致有机肥在分解过程中最大吸附量和吸附强度不同变化的原因。豆粕、骨粉及虾肽在矿化分解过程中对于Pb2+的吸附总量均有所减小，表明部分被吸附的Pb2+有随矿化分解而释放的风险。朱维等[16］研究中发现，由于秸秆的有机碳矿化速率高，矿化分解后其自身中的重金属会重新释放回土壤中。张云青等[28］也发现，施用畜禽粪便有机肥于农田土壤中，有机肥在矿化分解过程中有机肥的生物有效性会呈先下降后增长的趋势。这与本研究结果相类似，被吸附的重金属随着蛋白源有机肥在矿化分解中物质被分解从而被释放，这就是吸附总量下降的原因。

等温吸附模型拟合结果显示，豆粕和骨粉在矿化分解过程中的吸附由双分子层吸附变为了表面单分子层吸附，说明豆粕和骨粉在矿化分解后吸附位点的异质性降低。而虾肽在矿化分解过程中一直是表面单分子层吸附，吸附方式未发生改变。陈龙等[29］发现，豆粕、骨粉和虾肽有机肥随着矿化分解的进行有机肥的蛋白含量减少，有机质的稳定性增加，且豆粕与骨粉的物质组成相似，而虾肽有着最高的稳定性有机碳含量。本研究结果与之相似，说明了豆粕与骨粉在分解过程中随着蛋白的分解，结构趋于稳定，由双分子层吸附变为了单分子层吸附，而虾肽由于稳定的结构一直保持单分子层吸附[29］。 动力学模型拟合结果可以发现豆粕、骨粉和虾肽在分解过程对于溶液中Pb2+的吸附主要是物理化学复合吸附，且以化学吸附为主要限制因素。兰天 等[30］和嵇梦圆等[31］研究发现准二级动力学模型可以更好地反映生物炭对Pb2+的吸附过程。本研究与前人结果一致，说明豆粕、骨粉和虾肽有机肥在矿化分解的过程中以化学吸附为主，在解吸试验中3种有机肥不同矿化分解阶段的物理吸附态占比最小也印证了这个结果。

3.2 不同分解阶段蛋白源有机肥的解吸特征

豆粕、虾肽和骨粉通过解吸试验显示，吸附Pb2+的主要形态是离子交换态、氢键结合态和络合态。有机肥的氢键结合态主要是重金属在溶液中水合物与有机肥表面的含氧官能团之间的氢键作用产生的吸附，络合态是重金属离子在有机肥表面发生了配位反应，相较其余2种形态更加稳定[19］。林生 等[19］研究豆粕吸附重金属形态也是离子交换态、氢键结合态和络合态。同时，前人的许多研究表明，有机物料与重金属主要结合机制有离子交换、表面络合及静电结合等，且受到pH、温度及重金属和有机物料本身性质的影响[32-33］。兰天等[30］研究表明，玉米秸秆生物炭对Pb的吸附量会随着pH的增加而增加，且主要以氢键结合态为主。本研究的3种有机肥由于原材料不同导致有机肥的腐殖质存在差异，腐殖质会直接影响有机肥的pH从而影响有机肥与重金属的结合方式。试验结果表明，随着矿化分解的进行骨粉和虾肽吸附Pb2+的形态趋向稳定。并且通过傅里叶变换红外光谱的结果可以得到，豆粕和虾肽的3个分解阶段在吸附Pb2+后氨基酸的振动特征峰均消失，骨粉3个分解阶段则减弱。矿化分解半年和一年的豆粕和骨粉酰胺的强度也减弱变为肩峰。虾肽的3个分解阶段吸附Pb2+后酰胺的强度也减弱为肩峰。有机质在吸附重金属后可以从其红外光谱特征峰变弱或消失，可推断吸附结合重金属的官能团，同时不同的结合方式对特征峰的影响不同。Souza等[34］研究证明，通过氢键力、疏水基力或范德华力作用与重金属相结合会增强红外光谱特征峰，通过化学反应则会消弱特征峰。熊娟[35］研究表明， —COOPb、—OPb是腐植酸对溶液中Pb2+的主要吸附形态。本研究结果表明，在3种蛋白源有机肥中的含氧官能团是主要的吸附官能，这与前人研究结果相似。

4 结论

在本研究3种蛋白源有机肥中，未矿化分解时豆粕和骨粉等温吸附更符合Freundlich模型，矿化分解后更符合Langmuir模型，而虾肽分解前后等温吸附更符合Langmuir模型。未矿化分解时虾肽最大吸附量最大（246.01 mg/g），而在矿化分解过程中，豆粕最大吸附量和吸附强度显著上升，而其余有机肥呈下降趋势，豆粕在矿化分解一年时最大吸附量达到最大（316.42 mg/g）。豆粕、骨粉和虾肽在动力学吸附过程中均以准二级动力学模型的拟合度更高。3种蛋白源有机肥在矿化分解过程中吸附总量下降，吸附Pb2+的主要形态是离子交换态、氢键结合态和络合态，含氧官能团是影响蛋白源商品有机肥吸附Pb2+的主要原因。综上所述，在选用有机肥时可以优先考虑豆粕，但随着有机肥矿化分解，被吸附重金属存在一定程度的再释放风险，需要合理施用有机肥，预防环境风险。