农业常用有机物料中水溶性有机物的理化性质特征

占新华,周立祥,卢燕宇 (南京农业大学资源与环境学院,江苏 南京 210095)

农业常用有机物料中水溶性有机物的理化性质特征

占新华,周立祥*,卢燕宇 (南京农业大学资源与环境学院,江苏 南京 210095)

以水稻土水溶性有机物(DOM)为对照,采用物理化学和光谱学实验研究了农业上常用有机物料:猪粪、绿肥和污泥DOM的理化性质差异.结果表明,水稻土、污泥、猪粪和绿肥DOM含量分别为122, 23793, 12904, 380560mgC/kg.若施用等量有机物料,带入土壤的DOM量最多的应是绿肥.不同有机物料DOM中大分子组分含量高低顺序为:水稻土(51.08%)＞猪粪(41.25%)＞污泥(23.33%)＞绿肥(7.36%);而极性组分含量的顺序则相反,水稻土(10.71%)＜猪粪(31.04%)＜污泥(31.91%)＜绿肥(54.16%).DOM的生物可降解性与DOM的分子量、极性组分含量有关,分子量越大,极性组分含量越低,其越难被降解;反之则易.红外图谱显示DOM中存在醇及苯酚中的-OH、脂肪族饱和C-H、-NH4+、苯环C=C、-NH、多糖类、醇类、羧酸类与酯类C-O及苯环C-H等基团.其非极性基团与极性基团峰高之和的比值顺序显示土壤DOM非极性(1.21)＞猪粪DOM(1.12)＞污泥DOM(1.11)＞绿肥DOM(0.98),紫外图谱也证实了这一点.

水溶性有机物；有机物料；分子量分级；极性；生物可降解性

Abstract：Since environmental behavior and effect of dissolved organic matter depend mainly on its physicochemical properties, a series of physicochemical and spectroscopic experiments was employed to investigate fractionation and characterization of dissolved organic matter (DOM) derived from pig manure, sewage sludge and green manure, commonly applied in agriculture. The contents of DOM were 122, 23793, 12904 and 380560 mg C/kg for paddy soil, sewage sludge, pig manure and green manure, respectively. On the basis of the content of high molecule fraction, the DOM could be arranged in the following order: paddy soil (51.08%)＞pig manure (41.25%)＞sewage sludge (23.33%)＞green manure (7.36%). The tendency in content of polar fraction was reverse, i.e., paddy soil (10.71%)＜pig manure (31.04%)＜sewage sludge (31.91%)＜green manure (54.16%). Biodegradability of DOM was related to its molecular weight and polar fraction. The higher the molecular weight was, the lower the content of polar fraction was, and the more difficultly DOM was biodegraded. FT-IR spectra indicated that DOM contains O—H (hydrogen-bonded alcohols, phenols and carboxylic acids), N-H (amines), aromatic ring, C—O (polysacchrides, carboxyl), and –CH2function groups. The ratio of total peak heights of apolar function groups to those of polar function groups can be employed a token of apolarity of DOM. These ratios were arranged as paddy soil DOM (1.21)＞pig manure DOM(1.12)＞sewage sludge DOM(1.11)＞green manure DOM(0.98), and UV spectra of DOM further confirmed the order.

Key words：dissolved organic matter；organic material；molecular fractionation；polarity；biodegradability

有机肥及有机固体废物的施用是我国传统的农业措施,它不但可以维持土壤的地力,而且由于其能钝化土壤中的重金属,被当作重金属污染土壤的重要改良方法[1].然而近年来,不断有研究报道施用有机物料能促进土壤重金属和疏水性有机污染物的活化与淋滤,例如,周立祥等[2]研究表明土壤施用污泥后耕层土壤中的Zn有向下迁移的趋势;Huang等[3]报道动物排泄物能促进土壤中农药的运移.这与土壤中水溶性有机物(DOM)有关[4-7].另外,有关DOM对土壤中多环芳烃(PAHs)运移影响的结果不同研究者报道不一致,如Totsche等[8]的结果说明DOM的加入降低了PAHs在土壤中的移动性和土柱洗脱液中PAHs的浓度;而Magee等[9]的研究结果却证实DOM的存在促进了土壤中PAHs的迁移.产生此现象的原因可能是研究所用DOM的来源不同,其理化性质差异较大所致.作者前期研究表明不同来源DOM对土壤中菲的吸持-解吸及其生物毒性影响明显不同[10-11],可能与DOM的理化性质相关.

本研究以猪粪、绿肥和城市污泥为材料,通过对其DOM理化性质特征的研究,以期阐明农业常用有机物料对PAHs、农药和重金属等污染物在农地中的环境行为的影响机制, 为土壤施用有机物料后的风险评估和采用有机物料改良污染土壤提供科学依据.

1 材料与方法

1.1供试材料

供试物料: 绿肥(Vicia faba L.)为幼嫩蚕豆地上部分,采自南京农业大学农场菜地.待植株长至10cm时收获,然后带回室内杀青、烘干和磨细备用.

猪粪取自南京农业大学养殖场,烘干后磨细备用.

污泥采自无锡芦村污水处理厂,为二级处理的脱水干化污泥.风干后,磨细过20目筛备用.

根茬水稻土采自南京市江宁区秣陵镇(31o51′47″N, 118o49′85″E).风干后,磨细过20目筛备用.

1.2试验方法

1.2.1有机物料中水溶性有机物(DOM)的提取称取一定质量的样品,按一定的固液比[W(g)/V(mL)](猪粪、绿肥、污泥和水稻土分别为1∶10、1∶40、1∶6和1∶4)加入超纯水,在25℃

下,于200r/min的水平恒温振荡机上振荡16h后,4℃,1,2000r/min离心10min,上清液过0.45µm的滤膜,滤液中的有机物即为DOM[12]. DOM浓度以DOC来定量(mgC/L),用TOC自动分析仪(TOC-5000A, Shimadzu)测定.将各DOM溶液浓度稀释一致,以备后用.

1.2.2DOM的分子量分级(透析法) 将 8000Da透析膜(Spectra/Por 7, Spectrum Industries, California)剪成所需大小,扎紧一端,系成袋状,置于0.01mol/L CH3COOH中煮沸30min,然后用超纯水洗涤数次.在透析袋中加入10mL DOM溶液,上端扎紧悬挂于铁丝上,置于0.005mol/L K2SO4溶液中透析8h(其间搅动数次),然后置于超纯水中继续透析32h,间隔搅动,并换3次水,实验在4℃下进行.用差减法确定不同分子量级DOM的含量[13].

1.2.3极性与非极性DOM的分离 树脂活化:将XAD-7树脂在0.1mol/L NaOH中浸泡24h后,用超纯水洗涤干净. 将XAD-7装填到玻璃柱(内径2cm,长25cm)中,装填高度为20cm.用30mL 0.1mol/L HCl洗柱,再用超纯水洗至无DOC. DOM极性与非极性组分的分离:将10mL pH值调整到2的样品加入柱中,先用40mL 0.01mol/L HCl洗脱,然后用超纯水洗至无DOC,洗脱液流速为1mL/min.收集洗脱液,并测定其中DOC含量,这部分DOM代表亲水性DOM组分.吸附在树脂上的疏水性DOM组分则用差减法求出[14].

1.2.4生物降解 将待测溶液DOM浓度均稀释到29.71mgDOC/L,并接种1mL新鲜土壤溶液后,置于水平恒温振荡机中,在25℃、150r/min的条件下好气振荡培养5d,再用TOC仪(TOC-5000A, shimadzu)测定DOC,按以下公式计算5d生物降解率.

生物降解率的计算公式:

DOM降解率%=(样品初始DOC浓度－样品培养后DOC浓度)/样品初始DOC浓度×100%

1.2.5紫外扫描 在可见-紫外分光光度计(751型,上海分析仪器厂)上,将浓度为30.41mgDOC/L的待测溶液从190nm到400nm每隔10nm测1次紫外吸收值,用紫外吸收值和对应的波长作图即可得DOM的紫外扫描图谱[12].

1.2.6傅立叶变换红外光谱分析(FT-IR) 将1mg上述冻干的样品与400mg干燥的KBr(光谱纯)磨细混匀,在10t/cm2压强下压成薄片并维持1min,用FT-IR光谱仪(Nicolet Magna-FTIR-550)测定并记录其光谱[12].

2 结果与讨论

2. 1不同有机物料中DOM的含量

不同有机物料其有机酸、糖分、蛋白质等组分含量不同,因而DOM含量也会存在差异.本试验中所用4种有机物料DOM含量顺序为:绿肥＞污泥＞猪粪＞水稻土(表1).其中绿肥DOM含量约为污泥的16倍,而猪粪中DOM含量相当于污泥的1/2.与其他有机物料相比,水稻土DOM含量(122mg/kg)要低2～3个数量级,约为猪粪的1%.因此,有机物料施入土壤的同时,也会带入大量的DOM;而施用相同量的绿肥、猪粪和污泥,其带入土壤的DOM的量会有较大的差异,对土壤环境中养分元素和污染物的迁移与转化的影响也会有所不同.

表1 不同有机物料中DOM含量(干基)Table 1 Content of DOM in organic materials tested

2.2不同有机物料中DOM的分子量分级

图1 不同有机物料DOM的分子量分级Fig.1 Fraction of DOM according to molecular weight

采用透析法将DOM分为分子量＞8000Da和＜8000Da两级,结果如图1所示.4种有机物料DOM中分子量＞8000Da的组分所占的比例以水稻土DOM最高,超过50%;绿肥DOM最低,不足10%;猪粪与污泥居于中间,含量为21%～44%.小分子DOM组分多是一些简单的有机酸、单糖和低聚糖等物质,而高分子DOM组分主要是多糖、多肽以及一些去污剂等[15].因此,大分子组分含量高的DOM对PAHs等疏水性较强的污染物的影响大于大分子组分含量低的.

2.3不同有机物料中DOM的极性组分含量

不同有机物料DOM的极性大小可以用DOM中亲水性组分含量的高低来表示,亲水性组分含量高,其极性也强.Leenheer[16]曾采用XAD树脂将DOM分为亲水酸性组分(HiA)、亲水碱性组分(HiB)、亲水中性组分(HiN)和疏水酸性组分(HoA)、疏水碱性组分(HoB)、疏水中性组分(HoN)6级.鉴于其中有些组分含量很低,实用价值不明显,且操作烦琐,本实验作了改进,即用XAD-7树脂将DOM分为亲水性和疏水性两大组分,结果见图2.

图2 不同有机物料DOM中亲水性组分的含量Fig.2 Content of hydrophilic fraction in DOM derived from different organic materials

4种有机物料中以绿肥DOM的亲水性组分含量(54.16%)最高;其次是污泥(31.91%)与猪粪(31.03%);水稻土(10.71%)最低.不同有机物料DOM的极性组分变化趋势与其分子量的变化基本一致,即小分子组分含量高的其DOM的极性也较大.有研究指出,DOM亲水性组分的相对分子量较疏水性组分低[17].大分子疏水性DOM组分易与PAHs等疏水性有机污染物形成配合物,可抑制土壤对PAHs等疏水性有机污染物的吸持,且可促进土壤吸持菲的解吸[10].王艮梅[18]研究表明猪粪、绿肥的DOM在无抑菌剂存在条件下经过土柱后淋滤液DOM的极性降低了,且绿肥DOM下降幅度大于猪粪DOM.这说明淋滤液DOM中疏水性DOM的含量相对增加了.疏水性DOM组分通过分配、疏水等作用可增强PAHs等疏水性有机污染物在土壤中的移动性,从而增大了土壤中PAHs等疏水性有机污染物的环境风险.

2.4不同来源DOM的生物可降解性

来源于不同有机物料的DOM的5d生物降解率如图3所示,绿肥DOM的生物降解率(73.94%)最高,其次是污泥,然后是猪粪,水稻土DOM的生物降解率(36.52%)最低.结合图1和图2可推知,小分子组分和亲水性组分含量高的DOM,其生物降解率也较高,容易被微生物降解.一般地,亲水性组分的分子量相对较低,结构也较简单,多为醛糖、简单的脂肪酸(含4～5个C原子)、多元酚、氨基糖和大多数氨基酸等物质,这些物质的N/C较高;而疏水性组分的分子量较大,且多是饱和脂肪酸和复杂的有机成分,N/C相对较低.低分子高N/C的物质,微生物容易利用,在环境中的存在时间相对较短,因此其环境效应持续的时间也短.Dilling等[19]的研究也表明DOM的亲水性组分比疏水性组分容易被微生物降解.Wagai等[20]进一步指出被生物降解的DOM主要来自亲水中性组分,且大部分亲水中性组分在3d内被降解.

图3 不同有机物料DOM的生物可降解性Fig.3 Biodegradability of DOM derived from differernt organic materials

2.5不同有机物料DOM的光谱学特征

2.5.1不同有机物料DOM的紫外光谱学特征 在紫外光区域内,物质对紫外光的吸收与分子的电子结构有关,许多电子结构在这一区域内是没有吸收的.实际上紫外光谱主要限于共轭体系.不同有机物料DOM的紫外光谱图(图4)表明,4种DOM在190nm左右出现强的紫外吸收蜂,且紫外吸收值均随着波长的增大而减小;污泥与绿肥DOM在240～290nm区还有一弱吸收峰,而水稻土与猪粪DOM在此区无吸收峰;在波长小于200nm区间,不同有机物料DOM的吸收值强度顺序依次是:水稻土＞猪粪＞污泥＞绿肥,这与DOM非极性成分、大分子组分的含量及生物可降解性结果相一致.

图4 不同有机物料DOM的紫外图谱Fig.4 UV spectra of DOM derived from different organic materials

2.5.2不同有机物料DOM的红外光谱学特征 供试有机物料DOM都存在3个强吸收区域(4000～3000cm-1、2000～1000cm-1和900～600cm-1)与1个弱吸收区域(3000～2900cm-1)(图5).按照Morrison等[21]的解析,4000～3000cm-1宽且强的吸收带是H键键合的-COOH、醇及苯酚中的—OH的伸缩振动吸收峰;3559和3419cm-1是N—H的伸缩振动双峰;3250cm-1为苯环上C—H的伸缩振动吸收峰;脂肪族饱和C—H键的伸缩振动吸收区在2960～2850cm-1;1706cm-1是醛、酮、羧酸和酯C=O伸缩振动吸收峰;1625cm-1为苯环、烯烃类C=C和分子间或分子内形成氢键的羧酸中的C=O的伸缩振动峰;1456cm-1中等强度吸收峰是N—H弯曲振动的吸收峰;1260～1000cm-1的强吸收峰是多糖类、醇类、羧酸类及酯类C—O的伸缩振动峰;870～640cm-1的尖峰是苯环C—H面外弯曲振动吸收峰-苯环类物质的特征峰.4000～3000cm-1、1625cm-1和870～640cm-1吸收峰的存在说明土壤DOM中含有苯环和酚基功能团;3559cm-1、3419cm-1和1465cm-1处的吸收峰则表征样品中-NH的存在; 4000～3000cm-1、1706cm-1及1260～1000cm-1吸收峰预示着土壤DOM中有羧酸;而4000～3000cm-1和1260～ 1000cm-1吸收峰表明多糖的存在.

图5 不同有机物料DOM的红外图谱Fig.5 FT-IR spectra of DOM derived from different organic materials

猪粪DOM的红外光谱显示其含有H键键合的-COOH、醇及苯酚中的—OH,N—H,多糖类、醇类、羧酸类及酯类C—O,苯环上C—H和脂肪族饱和C—H等基团.污泥DOM 4000～3000cm-1、1625cm-1和1125cm-1的吸收峰表明其中存在羧酸及多糖;2375～2125cm-1、1419cm-1与690～610cm-1吸收峰的存在预示着样品里含有肽类和蛋白质.4000～3000cm-1和690～610cm-1吸收峰说明污泥DOM含有苯环和酚基功能团.绿肥DOM中存在H键键合的—COOH、醇及苯酚中的—OH(4000～3000cm-1),脂肪族饱和C-H(3000～2900cm-1),—NH4+(2375～2125cm-1)[22],苯环C=C (1601cm-1),—NH(1404cm-1),多糖类、醇类、羧酸类及酯类C—O(1279和1074cm-1)及苯环C—H(850～600cm-1).若采用非极性基团(脂肪族饱和C—H、苯环C—H、苯环C=C)峰高之和与极性基团(—OH、—NH、—NH4+、—C—O、—C=O)峰高之和的比值来表征DOM非极性的大小,则4种DOM的非极性大小顺序为:土壤DOM非极性(1.21)＞猪粪DOM(1.12)＞污泥DOM(1.11)＞绿肥DOM (0.98).这与XAD树脂分离的结果一致,进一步证实了供试物料DOM的极性大小顺序.

3 结论

3.1不同有机物料,其DOM含量不同.水稻土、污泥、猪粪和绿肥DOM含量分别为122,23793, 12904,380560mgC/kg.因此,施用等量的有机物料,带入土壤的DOM的量最多是绿肥.

3.2不同有机物料DOM中大分子组分含量高低顺序为:水稻土(51.08%)＞猪粪(41.25%)＞污泥(23.33%)＞绿肥(7.36%);而极性组分含量的顺序则相反,水稻土(10.71%)＜猪粪(31.04%)＜污泥(31.91%)＜绿肥(54.16%).

3.3DOM的生物可降解性与DOM的分子量、极性组分含量有关,分子量越大,极性组分含量越低,其越难被降解.

3.44000～3000cm-1、3000～2900cm-1、2375～2125cm-1、1601cm-1、1404cm-1、1279～1074cm-1和850～600cm-1吸收峰的存在说明DOM中存在醇及苯酚中的—OH、脂肪族饱和C—H、-NH4+、苯环C=C、-NH、多糖类、醇类、羧酸类及酯类C—O及苯环C—H等基团.其非极性基团与极性基团峰高之和的比值顺序显示土壤DOM非极性(1.21)＞猪粪DOM(1.12)＞污泥DOM(1.11)＞绿肥DOM(0.98),紫外光谱也证实了这一点.

[1] 杨永刚.绿色食品产地土壤质量评价及有机肥对产地土壤中微量元素化学行为影响的研究 [D]. 南京:南京农业大学, 1996.

[2] 周立祥,胡霭堂,戈乃玢.城市生活污泥中锌及病原物对作物及土壤环境的影响 [J]. 农业环境保护, 1994,13(4):158-162.

[3] Huang X, Lee L. Effects of dissolved organic matter from animal waste effluent on chlorpyrifos sorption by soils [J]. J. Environ. Qual., 2001,30:1258-1265.

[4] Kalbitz K, Wennrich R. Mobilization of heavy metals and arsenicin polluted wetland soils and its dependence on dissolved organic matter [J]. Science of the Total Environment, 1998,209: 27-39.

[5] Mackay A A, Gschwend P M. Enhanced concentrations of PAHs in groundwater at a coal tar site [J]. Environ. Sci. Technol., 2001,35:1320-1328.

[6] Ashworth D J, Alloway B J. Soil mobility of sewage sludge-derived dissolved organic matter, copper, nickel and zinc [J]. Environmental Pollution, 2004,127:137-144.

[7] ter Laak T L, ter Bekke M A, Hermens J L M. Dissolved organic matter enhances transport of PAHs to aquatic organisms [J]. Environ. Sci. Technol., 2009,43:7212-7217.

[8] Totsche K, Danzer J, Kögel-knabner I. Dissolved organic matter-enhanced retention of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil miscible displacement experiments [J]. J. Environ. Qual., 1997,26:1090-1100.

[9] Magee B R, Lion L W, Lemiey A T. Transport of dissolved organic macromolecules and their effect on the transport of phenanthrene in porus media [J]. Environ. Sci. Technol., 1991,25 (2):323-331.

[10] 吴文铸,占新华,周立祥.水溶性有机物对土壤吸附-解吸菲的影响 [J]. 环境科学, 2007,28(2):267-271.

[11] 占新华,万寅婧,周立祥.水溶性有机物对土壤中菲的生态毒性影响 [J]. 环境科学, 2004,25(3):120-124.

[12] 占新华,周立祥,沈其荣,黄焕忠.污泥堆肥过程中水溶性有机物光谱学变化特征 [J]. 环境科学学报, 2001,21(4):470-474.

[13] 占新华,周立祥,黄焕忠.城市污泥堆肥过程中水溶性有机物的理化特性变化 [J]. 中国环境科学, 2003,23(4):390-394.

[14] Zslnay A. Dissolved humus in soil water [M]// Piccolo A ed. Humic substances in terrestrial ecosystem. Elsevier Science B.V., 1996:185-190.

[15] Han N Z, Thompson M L. Copper-binding ability of dissolved organic matter derived from anaerobically digested biosolids [J]. J. Environ. Qual., 1999,28:939-944.

[16] Leenheer J A. Comprehensive approach to preparative isolation and fractionation of dissolved organic carbon from natural waters and wasters [J]. Environ. Sci. Technol., 1981,15:578-587.

[17] Donald R G, Anderson D M, Stewart J W B. Potential role of dissolved organic carbon in phosphorus transport in forested soils [J]. Soil Sci. Soc. Am. J., 1993,57:1611-1618.

[18] 王艮梅.农地中水溶性有机物的动态及其对重金属铜、镉环境行为的影响 [D]. 南京:南京农业大学, 2004.

[19] Dilling J, Kaiser K. Estimation of the hydrophobic fraction of dissolved organic matter in water samples using UV photometry [J]. Water Research, 2002,36:5037-5044.

[20] Wagai R, Sollins P. Biodegradation and regeneration of water-soluble carbon in a forest soil: leaching column study [J]. Biol. Fertil. Soils, 2002,35:18-26.

[21] Morrison R T, Boyd R N. Organic chemistry [M]. the 5thedition. Newton, Massachussete: Allyn and Bacon, Inc., 1987:574-576.

[22] Inbar Y, Chen Y, Hadar Y. Solid-state carbon-13 nuclear magnetic resonance and infrared spectroscopy of composted organic matter [J]. Soil Sci. Soc. Am. J., 1989,53:1695-1701.

Fractionation and characterization of dissolved organic matter derived from different organic material commonly

applied in agriculture.

ZHAN Xin-hua, ZHOU Li-xiang*, LU Yan-yu (College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China). China Environmental Science, 2010,30(5)：619～624

X131

A

1000-6923(2010)05-0619-06

占新华(1972-),男,江西婺源人,副教授,博士,主要从事环境污染化学与污染控制化学方面的研究工作.发表论文40余篇.

2009-10-13

国家自然科学基金资助项目(20377024);国家“863”项目(2007AA061101)

* 责任作者, 教授, lxzhou@njau.edu.cn