天然有机质-金属离子/氧化物-磷复合物的研究进展

吴文丽，闫金龙，①，江 韬，魏世强

(1.重庆理工大学药学与生物工程学院，重庆 400054；2.西南大学资源环境学院，重庆 400716)

天然有机质(NOM)主要来源于动植物残体分解，其结构和组成十分复杂，广泛存在于环境中，如土壤有机质(SOM)和水体溶解性有机质(DOM)等。土壤和水体中有机质以腐殖物质(HS)为主，HS约占土壤和水体生态系统中总有机质的50%～80%，同时HS对环境中金属离子(metal ion)和磷酸盐(P)等营养物质的环境行为及生物有效性产生极其重要的影响[1]。HUTCHINSON[2]发现富含腐殖质的污染湖泊水体中磷浓度高于未污染湖泊水体，从此越来越多的学者开始关注有机质与磷的相互关系[3]。水体系统中，研究发现P能与DOM和金属离子/氧化物形成有机质-金属离子/氧化物-磷(NOM-Metal-P)三元复合物，使P长期处于溶解态，进而改变水体环境中P的赋存形态和化学行为[4-5]。土壤系统中，HS能与金属(尤其是Al3+和Fe3+)氧化物(metal oxide)形成稳定的HS-metal oxide复合物，且复合物较单一金属(Al3+或Fe3+)氧化物对P的吸附能力更强，进而形成HS-Metal-P三元复合物，改变P在土壤系统中的可溶性和生物有效性等[6]。WELP等[7]研究发现土壤溶液中有机碳与铁和磷的溶解性表现一致，认为这是土壤溶液中形成的DOM-Fe-P复合物造成的。此外，有研究认为，土壤中磷形态以NOM-Metal-P复合物存在时，作物更利于吸收磷，NOM-Metal-P复合物可作为作物重要磷源[8]。NOM-Metal-P复合物作为水体和土壤环境中一种常见的磷赋存形态，国外学者对其结构[9]、稳定性[10]和生物有效性[11]等方面已开展较多研究。目前，国内已经开始关注人工合成的NOM-Metal复合物对P的吸附解吸行为[12-14]和复合物作为磷肥的应用等方面研究[15]，然而有关天然环境中NOM-Metal-P复合物形态磷的迁移转化研究还鲜见报道。

水体富营养化问题仍是世界各国关心的重点和热点，磷作为大多数水体富营养化的限制性因子，其在环境中的形态直接影响其生物有效性。在土壤或水体底泥等固相环境中时，复合物形态磷被视为重要的“磷汇”(磷固定途径)，而从土壤或底泥环境迁移至水体环境时，溶解态复合物形态磷被视为重要的“磷源”(磷释放途径)，影响水体富营养化水平。由此可知，复合物形态磷在水土界面的迁移转化过程是磷形态的重要调控途径。因此，深入探究复合物形态磷在天然环境中的环境行为显得十分重要。鉴于此，从赋存形态、结合方式、分子特点、分离和测定方法、生物有效性及其稳定性影响因素等方面综述了水体和土壤环境中NOM-Metal-P复合物的研究进展，同时对NOM-Metal-P复合物今后研究方向做出展望。

1 NOM-Metal-P复合物在环境中的赋存状态

水环境中广泛存在的DOM影响着生态系统中营养元素、金属元素和有机污染物的环境地球化学行为。一般认为，DOM与磷酸盐都具有阴离子特征，两者不能直接结合[16]，但EISENREICH等[17]发现在铁、铝等金属离子的桥联作用下，DOM能与磷酸盐结合，形成DOM-Metal-P复合物，且DE HAAN等[4]更是通过55Fe和32P同位素标记方法直接证实了天然水环境中DOM-Fe-P复合物的存在。研究还发现DOM-Metal-P复合物能抑制铁以氢氧化物形式存在，进而抑制水体中铁的氢氧化物与磷酸盐结合形成沉淀[18]。此外，在未受污染的湖泊水体中添加Fe-DOM复合物后也发现相似结果，处理后的水样中磷的生物有效性受到强烈抑制，同时发现过滤后滤液中磷含量显著增加，FRANCKO[19]认为这可能是因为溶液中形成了溶解态DOM-Fe-P复合物。在对Tjeukemeer湖研究时也发现，超过50%的溶解性磷是与Fe-DOM结合的[20-21]。在酸性沼泽湖泊中同样发现60%～90%的溶解性磷与DOM结合形成复合物，且这部分磷不易被碱性磷酸酶水解，但易被低剂量紫外光照射而发生光解[22]。

有关土壤环境中磷形态和迁移转化研究多与如铁、锰、钙和铝等金属无机氧化物或氢氧化物结合讨论。而土壤有机质在其中的作用则常常被忽略，尤其是含有大量酚羟基、羧羟基等官能团的HS，能与Al3+和Fe3+等金属的氧化物形成稳定的HS-Metal复合物，会对土壤中磷的形态特征产生重要影响。事实上，SIBANDA等[23]发现，添加HS后土壤对磷酸盐的吸附量比未处理土壤小，土壤对磷酸盐的吸附量与有机碳含量呈密切的正相关关系。目前，HS对土壤中磷形态的影响主要有3种可能机制：(1)HS占据铁/铝氧化物表面吸附位点，从而减少铁/铝氧化物对磷的吸附[24]；(2)HS抑制铁/铝氧化物的晶型化过程，使其处于非晶型或弱晶型状态，从而促进铁/铝氧化物对磷的吸附[25]；(3)HS与铁/铝氧化物形成HS-Fe/Al复合物，较单一铁/铝氧化物能吸附更多磷酸盐[26]；以上3种机制可能同时存在，一般而言，在吸附初期，HS与磷酸盐竞争吸附位点可能是最主要机制，而在吸附后期，可能以HS抑制铁/铝氧化物晶型化或与其形成HS-Metal-P复合物而促进磷酸盐吸附为主要机制。在森林土壤中，有研究发现磷与HS和3价铁共同形成的较高分子质量HS-Fe3+-P复合物是造成磷迁移的主要机制[27-28]。在大量施肥的砂土中，GERKE[29]也发现大量较高分子质量可反应磷，且这部分磷是以HS-Metal-P复合物形式存在。此外，通过超滤和阴离子交换树脂方法，GUARDADO等[30]在实验室也分离出游离磷酸根和DOM-Fe-P复合物形态磷，发现DOM-Fe-P复合物对土壤中磷的赋存形态变化有重要影响，且研究结果与土壤类型有密切关系。综上可知，在水体和土壤环境中，NOM-Metal-P复合物形态磷是磷的重要赋存形态，有时甚至是主要赋存形态[31]，有报道认为复合物形态磷可占溶液中磷总量的50%，有时甚至达80%[32]。因此，深入研究和探析复合物形态磷对了解环境中磷的生物有效性和环境迁移能力等方面有着重要作用。

2 NOM-Metal-P复合物的结合方式

目前，关于环境中NOM-Metal-P复合物的结合方式有两种主要观点：一种认为NOM作为胶溶剂包裹无机Metal-P而形成复合物[33]；另一种认为NOM的特定配位基(羧基)与磷酸盐能通过金属离子，尤其是Fe3+和Al3+，作为键桥而结合形成复合物[8，10](图1[8])。事实上，自然环境中上述两种结合方式都可能存在。研究也发现NOM-Metal-P复合物能以溶解态稳定存在于水环境或土壤溶液中[34]。基于斯卡查德方法，GUARDADO等[30]对实验室制备的DOM-Fe-P复合物分析发现，磷酸盐与DOM-Fe复合物的结合存在两个稳定性不同的结合位点，一个稳定性高，另一个稳定性低，且在不同pH条件下，两个结合位点的最大结合能力(MBA)和表观稳定常数(lgK)都有差异。此外，RIGGLE等[35]采用钴基磷选择性电极测定HS-Zn/Cd/Fe/Ca/Mg-P复合物lgK值分别为4.87、5.64、5.84、5.84和5.92，还发现lgK值与溶液pH、金属离子类型等都有密切关系，其中DOM-Fe3+/Al3+-P复合物lgK值较高[10]。采用红外光谱对Al3+、Fe3+和Zn2+等金属离子合成的复合物研究发现，除DOM-Al-P复合物外，另外两种复合物羧基功能团波数比对应的Metal-DOM复合物羧基功能团小，这表明复合物中可能形成稳定的金属羧酸盐键。由荧光光谱图也得到相似结论，与Metal-P复合物相比，DOM-Metal-P复合物发生明显荧光猝灭效应，且猝灭效应也与溶液pH有关，3种金属复合物的猝灭效应由强到弱为Fe>Al>Zn，该结果也间接反映不同金属离子形成复合物的稳定顺序[11，36]。

图1 NOM-Metal-P复合物结构示意

3 NOM-Metal-P复合物的分子特点以及分离和测定方法

DOM是由多种有机化合物组成，结构复杂，其中HS一般占50%～80%，且分子质量从几百到几百万Da[37]。由此可知，天然水体和土壤溶液中DOM-Metal-P复合物形态磷分子质量比游离磷酸盐大。目前，关于DOM-Metal-P复合物分子质量的研究结果还存在争议，如表1[4，30-31，38-39]所示，有学者认为复合物分子质量为10 000～20 000 Da[4]，另有学者认为其分子质量大于5 000 Da[40]。MINEAR[41]通过凝胶排阻发现，溶解性有机磷复合物要么为分子质量大于100 000 Da的高分子质量化合物，要么为分子质量在100～2 500 Da之间的低分子质量化合物，且大多数处于低分子质量部分。GERKE等[39]在测定砂土溶液DOM-Metal-P复合物形态磷含量时，将溶液过截留分子质量为20 000 Da的滤膜，测定结果显示复合物形态磷占提取总磷的80%。综上，不同地域和环境系统中DOM-Metal-P复合物形态磷分子质量差异明显，还有待进一步研究。

表1 NOM-Metal-P复合物分子质量和分离方法

Table 1 Molecular mass and separation method of NOM-Metal-P complexes

研究对象特点分离方法复合物类别复合物分子质量/Da来源文献Iso Valkjlrvi、Alinen Mustaj&vi和Mekkojlrvi湖湖泊水体中腐殖质含量较高凝胶过滤层析dissolved humic substances-Fe-P10 000～20 000 [4]长寿湖中到富营养化状态超滤dissolved organic matter-Fe-P>1 000[38]人工合成复合物腐殖质来源于风化褐煤超滤leonardite humic acid-Fe-P>3 000[30]草地、耕地和森林土壤土壤过度施用无机肥料和厩肥凝胶过滤soil fulvic acid-Fe/Al-P>10 000[31]砂质土壤碱性土壤浸出液离子交换树脂、超滤soil extract organic matter-Fe/Al-P>20 000[39]

天然水体和土壤溶液中DOM-Metal-P复合物形态磷是一种非常规的磷素形态，鉴于其分子质量差异大的特点，采用传统磷形态分级方法不能直接进行有效测定。采用传统钼蓝比色法测定磷含量时要求溶液pH值<1，在H+强质子化作用下，会造成复合物形态磷发生水解，使测定的游离磷酸盐结果偏高[42]。而已有研究发现在比色过程中超过50%，有时甚至是80%的DOM-Metal-P复合物被水解成游离磷酸盐，这可能正是DOM-Metal-P复合物形态磷常被忽略的重要原因之一[32]。因此在样品测定前，可将大分子质量的复合物形态磷与游离磷酸盐分开，再分别测定其含量，从而准确得到复合物形态磷所占比例。目前，分离复合物形态磷与游离磷酸盐的方法主要有超滤[9]、透析[30]、凝胶过滤柱[43]和离子交换树脂[39]等，超滤中则多采用截留分子质量为500或1 000 Da的滤膜分离游离磷酸盐和复合物形态磷[44-45]，不同分离方法优缺点见表2。此外，有研究通过同位素标记[4]、固相核磁共振磷谱(31PNMR)等方法定性测定HS-Metal-P复合物形态磷，发现以风化褐煤提取的腐殖质与金属离子和磷形成的HS-Metal-P复合物31P共振峰宽度较无金属离子的复合物更宽，不同HS-Metal-P复合物的31P共振峰宽度分别为670 (Fe)、1 050(Ca)、1 088 (Mg)、1 300 (Zn)和1 800 Hz(Cd)[46-47]。

表2 NOM-Metal-P复合物分离方法比较

Table 2 Comparison of separation method for NOM-Metal-P complex

分离方法 优点 缺点 超滤效果好,回收率高价格昂贵,超滤膜污染凝胶过滤层析可按分子质量不同分级分离,应用广泛相近分子质量物质较难分离透析操作简单,透析袋可重复利用耗时,效率低离子交换树脂快速,便宜,存在竞争吸附可能导致复合物水解

4 NOM-Metal-P复合物形态磷的生物有效性

水体环境中，DOM-Metal-P复合物形态磷与游离磷酸盐均处于溶解状态，但两种形态磷的生物有效性却不尽相同，游离磷酸盐能直接被生物吸收利用，是生态系统中重要营养物质，而复合物形态磷的生物有效性目前还处于争议状态。在初级生产率低的湖泊中，有研究认为游离磷酸盐和溶解态DOM-Metal-P复合物形态磷这2种形态磷可被浮游生物利用[48]。另有研究认为，DOM-Fe-P复合物形态磷将导致磷的生物有效性降低[4]。SHAW[18]则认为复合物形态磷在短期内能降低磷的生物有效性，但长期而言，其可能是潜在的磷释放风险源。事实上水环境中磷形态是动态变化的，在生物和非生物作用下，可从一种形态向另一种形态转化，复合物形态磷与游离磷酸盐也应该处于动态平衡。

钙质土壤中，NOM-Ca-P复合物形态磷能抑制磷酸盐形成磷酸钙沉淀，同时，在酸性土壤中，NOM-Fe/Al-P复合物形态磷亦能抑制磷酸盐与铁铝氧化物发生共沉淀，从而增加磷的生物可利用性[11，32]。此外，RIGGLE等[35]研究也发现，金属腐殖酸复合物对磷有增溶作用，能增强环境中磷迁移性，对磷的环境行为产生重要影响。为评价复合物形态磷的生物有效性，URRUTIA等[8]以复合物形态磷为磷源对小麦和鹰嘴豆进行植物培养试验，结果发现以P-Fe-HS复合物为磷源的处理作物磷吸收利用率高于以单一磷酸盐为磷源的处理。因此，ERRO等[49-50]以NOM-Metal-P复合物作为磷源培养根际控制肥，以期作物能更高效地利用营养物质磷，研究表明复合物中腐殖酸浓度增加，HS-Zn/Mg-P复合物的水溶性增加。沈玉君等[15]也发现，在堆肥过程中外源添加铁盐和磷酸盐后，可能形成HS-Fe-P复合物，从而提高堆肥品质和铁、磷的生物有效性。综上可知，尽管复合物形态磷在环境中的生物有效性还存在争议，但大多数学者认为复合物形态磷能够增加磷素在环境中的迁移能力。由于复合物形态磷的特殊性质，在土壤(底泥)与上覆水体等土水界面，特别是三峡库区消落带等生态敏感区，土壤(底泥)中NOM-Metal-P复合物能不断地向上覆水中释放，增加磷素的生态环境风险。从长期而言，水环境中溶解态DOM-Metal-P复合物形态磷在光照和pH等环境因素的影响下将发生降解，使磷素从复合物中释放出来，在贫营养水体中，这将大大增加磷的生物有效性，而在富营养水体中，这可能进一步加重水体富营养化。

5 影响环境中NOM-Metal-P复合物稳定性的因素

5.1 紫外光照射

紫外光照射下，NOM将发生浓度降低、芳香性减弱、与金属结合能力减弱等变化[51]，同时，光照也是控制环境中铁形态的重要因素[52]，光照引发的电子转移可直接导致Fe3+还原为Fe2+，进而改变铁在环境中的行为。Fe3+是形成NOM-Metal-P复合物最重要的金属离子，因此紫外光照射对NOM-Metal-P复合物必将产生极其重要的影响。事实上，已有研究发现在大量施肥的草地和耕地土壤中，低强度紫外光照射条件下的草地和耕地土壤高分子质量的NOM-Metal-P复合物形态磷含量比未进行光照处理的空白样分别低17%和11%[31]。对于湖泊水体也得到相似结论，高分子质量NOM-Metal-P复合物形态磷不易被碱性磷酸酶水解，而易在低剂量(14 J·m-2·h-1)紫外光照射条件下分解，相反，低分子质量NOM-Metal-P复合物则易被碱性磷酸酶水解，不易被低剂量紫外光照射而发生光解过程[22]。SOLRZANO等[53]采用高强度紫外光对复合物进行照射后发现，复合物均发生光降解，并最终降解为磷酸盐。国内也有相似报道，紫外光(500 μW·cm-2)照射后，渠江-嘉陵江、涪江-嘉陵江交汇处水样中10 kDa～0.22 μm和0.5～10 kDa不同组分中磷含量均降低，<0.5 kDa组分磷含量明显增加[44]。上述研究结果表明，紫外光照是影响环境中复合物形态磷稳定性的重要因素。PANT等[54]研究发现，分别采用高强度(45 mW·S-1·m-2)和低强度(45 mW·S-1·m-2)UV-B紫外光照射田间湿润土壤后，土壤释放的可溶性反应磷含量并没有明显差异。另一方面，由于Fe3+为NOM-Metal-P复合物中金属离子的主要形式，因此目前复合物光降解的机制被普遍认为是复合物中Fe3+光还原成Fe2+造成的。FRANCKO[19]研究认为复合物中铁处于3价时能与磷酸盐结合，而Fe2+-NOM复合物则不能结合磷。研究还发现，上述光降解还原过程具有季节性，在夏季生物作用较强时，环境中铁离子被大量吸收，这种光降解行为较少[55]。除Fe3+光还原外，紫外光照射后，NOM将发生降解[56]，分子中如羟基、酚基等重要基团的减少，也必将影响其与金属离子结合，进而导致复合物形态磷转化为游离磷酸盐。

5.2 pH

GERKE[29]研究发现，测定游离无机磷酸盐时，溶液pH值调至<1，NOM-Metal-P复合物形态磷发生水解，进而导致游离无机磷酸盐测量值偏高。JONES等[43]在富含腐殖质的湖泊水体中发现，当pH值从8降到4时，DOM-Fe-P复合物浓度显著减小。此外，另有研究也发现，当pH值<5.0时，HS-Fe/Al复合物吸附的磷酸盐量显著降低，Al/Fe、P同时从复合物中解吸，处于游离状态，而当pH值从5.2升到6.2时，Fe-HS复合物吸附的磷酸盐量增加，这可能是由于在低pH条件下，H+与Fe、Al等金属离子共同竞争HS表面有限的吸附位点，从而抑制NOM-Metal-P复合物的稳定存在，导致金属离子从复合物中被释放出来，进而使结合的磷酸盐也被释放出来[31，57]。

5.3 共存离子

5.4 其他因素

SHAW[18]发现在湖泊水体中，调节Ca2+强度对HS-Metal-P复合物的形成影响很小，但调节金属离子种类对复合物的形成影响较大。JONES等[43]亦得到相似结论。另有研究发现，离子强度的增加能促进铁氧化物-腐殖酸复合物对磷的吸附[38]。此外，厉月含[62]发现温度对腐殖酸-纳米Al2O3复合物吸附磷酸根离子过程的影响不明显，而当海水盐度增加时，腐殖酸-纳米Al2O3复合物对磷酸根离子的吸附量降低。

6 展望

NOM-Metal-P复合物作为一种广泛存在于天然水体和土壤环境中的磷素形态，土壤固相中HS-Metal-P复合物溶于水后能在土壤溶液中形成可溶的DOM-Metal-P复合物，从而使更多的铁和磷处于溶解态，经过雨水冲刷、径流等作用汇集到水体中；另一方面，随着上覆水环境条件发生变化，湖泊等水体底泥中HS-Metal-P复合物也能迁移至上覆水形成可溶的DOM-Metal-P复合物。综上可知，复合物形态磷的迁移转化将给水环境安全带来一定的生态风险，成为潜在的磷释放因子，影响水体环境富营养化水平。如前文所述，目前，国内外学者已从NOM-Metal-P复合物的赋存形态、结合方式、分子特点、分离和测定方法、生物有效性及其稳定性影响因素等方面开展了大量研究，且以国外研究为主，国内研究相对不足。因此，今后的研究工作可从以下方面加强：(1)针对国内天然水体环境，探究不同水体系统中NOM-Metal-P复合物占溶解性总磷的比例，不同分子质量NOM-Metal-P复合物形态磷的生物有效性及其对水体富营养化的贡献；(2)进一步探究影响NOM-Metal-P复合物形态磷稳定性的因素〔如共存含氧酸根阴离子(砷酸盐、硅酸盐等)、光敏物质、HS结构等〕；(3)深入研究NOM-Metal-P复合物形态磷在水土界面迁移转化的机制(特别是在三峡库区消落带、湿地等周期性干湿交替的水土界面)。