土壤中环境持久性自由基的形成与稳定及其影响因素

2020-05-08张若瑄王朋张绪超段文焱

化工进展 2020年4期

张若瑄，王朋，张绪超，段文焱

（1昆明理工大学环境科学与工程学院，云南昆明650500；2成都理工大学生态环境学院，四川成都610059）

自1900 年Gomberg[1]发现第一种自由基——三苯甲基自由基的存在以来，自由基的形成机理和环境行为一直受到广泛关注。自由基的产生是由于分子接受外界能量（热能、光能、电能或化学能），发生共价键均裂形成具有不对称电子的分子、原子和离子基团[2]。这类自由基在环境中寿命极短（如，羟基自由基·OH 寿命约10-9s），被称为瞬时自由基。相对于这些短寿命的自由基，研究者们在环境中发现了寿命长达数分钟甚至几十天的新型自由基，因此称之为环境持久性自由基（environmentally persistent free radicals，EPFRs）[3]。因其氧化活性强，可诱发生物系统的氧化应激反应、引起细胞和机体损伤、引发肺部和心血管疾病等，被认为是一种新型的环境风险物质[4-5]。

EPFRs 广泛存在于不同环境介质中，例如焚化/热处理产生的大气颗粒物[6-8]，受有机污染物污染的土壤[9-11]，甚至在未受污染的土壤中也检测到EPFRs信号[12]。土壤中EPFRs一部分来源于天然有机质[12-16]（如木质素、胡敏素、胡敏酸、富里酸等）以及有机污染物（如多环芳烃、五氯苯酚等）与土壤矿物的相互作用[17-18]。另一方面来源于焚烧（垃圾燃烧、燃煤、内燃机燃烧等）[19-20]和低温热裂解（一般为100～600℃）[3,21]等过程产生的EPFRs 附着在大气颗粒物上，经过沉降作用进入土壤，以及人为添加到土壤中的土壤改良剂，例如生物炭等[22-24]。

由于土壤有机质结构和成分的复杂性，使得研究者在探索来源于土壤有机质的EPFRs 分布、反应活性、影响因素等问题时，遇到很大挑战。土壤有机质作为全球碳循环中关键的活性池[25]，与土壤中的EPFRs 有着密切的联系，探究其活性与稳定性对全球碳循环有着重要的意义。本文前部分总结归纳了前人关于土壤中腐殖质、有机-无机复合体中EPFRs 的生成机制、稳定机理及影响因素；后半部分阐述目前研究热点：外源有机污染物降解过程对土壤中EPFRs 的贡献。有研究表明受污染土壤中EPFRs浓度是未受污染土壤的30倍[9]。由于有机污染物与土壤组分，如土壤有机质、无机矿物及过渡金属相互作用，通过电子转移生成稳定的EPFRs[10,26]，其潜在危害或许高于污染物本身。EPFRs的产生改变了污染物降解途径，甚至抑制其的降解[27-28]。EPFRs 的稳定性使其可能随着环境扰动而发生远距离迁移，从而带来更高的风险性[29-30]。

本文通过阐述天然土壤中自由基的分布与特点以及外源有机污染物降解过程EPFRs 的形成与稳定机制，总结多种环境因子产生的影响，加深对于有机污染物环境风险及归趋的认识，为研究有机污染物的环境行为提供新的思路。

1 土壤天然组分中的EPFRs

1.1 腐殖质中的EPFRs

1.1.1 腐殖质中EPFRs的分布特征

1960 年，Rex[12]发现植物和煤炭中木质素、单宁酸和腐殖酸存在半醌自由基，认为木质素自由基并不存在于植物组织里，而是在木材处理过程中真菌降解植物组织时产生。Steelink等[31]否认其看法，认为腐殖酸中自由基不是从外界截获，而是分子的一个组成部分，并通过电子顺磁共振光谱分析，腐殖酸中存在两种稳定的自由基，它们可能是邻苯二酚-间苯二酚型共聚物产生的半醌自由基、醌氢醌体系下产生的醌型自由基[32-33]。土壤腐殖质中含有非常稳定的半醌/醌型自由基这一观点得到普遍认可，且EPFRs 的浓度随腐殖化程度的加深而增加[34]。在极端pH（pH=5、12）下Christoforidis等[35]发现腐殖质中均含有两种稳定的极限型自由基，其g值不同且具有明显的电子结构，呈现酸碱可逆关系。部分研究者发现，腐殖质顺磁光谱并非只含有半醌/醌型自由基信号，腐殖质与金属离子形成络合物[36]，或含有超精细结构[34,37-38]，使得光谱在略微不同的场值上叠加了大量的共振，呈现出非单一对称线。

研究者从来源差异较大的土壤中提取出胡敏素、胡敏酸和富里酸，检测其中所含EPFRs 并进行比较，见表1。结果表明：不同组分腐殖质EPFRs的g值没有显著差异，均来源于半醌自由基；胡敏素在不同腐殖质组分中信号最强，其次依次是胡敏酸、富里酸；富里酸自由基种类最为丰富。Saab等[16]将三类有机质与全土的EPFRs进行碳标准化处理，并作相关性分析发现，全土与胡敏素的自由基强度具有非常高的正相关性（r=0.91），说明土壤中占主导地位EPFRs 主要以胡敏素中所含的自由基为主，而与胡敏酸和富里酸无直接关系。这一现象可能由于胡敏素所具有的较大分子质量和较高的缩合度的有机碳能够稳定EPFRs。频带宽度表示样品中自由基种类的丰富度，Watanabe 等[34]通过42种腐殖酸的表征发现，EPFRs的频带宽度与其强度呈负相关关系（r=0.82），表明随自由基浓度的增加，其异质性降低。富里酸频带宽度最大可能因为富里酸中的半醌自由基受到的保护较少，使其与相邻的自由基相互作用，减少松弛时间，增加频带宽度[16]，其微小变化还可能由于不同场强下叠加不同类型的共振所造成，其他因素还包括样品的EPFRs浓度、聚集状态（固态或溶液）、温度、与金属离子的相互作用[39]等。对于不同土壤，频带宽度的差异需要更有指向性的研究进行分析。

表1 不同土壤中胡敏素、胡敏酸和富里酸所含EPFRs的比较

值得注意的是，涉及胡敏素中EPFRs 的研究，很多研究都是通过酸碱提取胡敏酸、富里酸后，胡敏素因不溶于酸碱而与无机矿物混合存在。研究者将这一组分中的EPFRs 直接归因于胡敏素，这一结论忽视了矿物对EPFRs的稳定作用。EPFRs究竟是依赖于胡敏素与无机矿物的复合体而存在，还是单独存在于胡敏素，目前还未有明确的结论。

1.1.2 腐殖质中EPFRs的形成机制

图1 腐殖质促进金属还原杆菌与Fe3+之间电子传递的机理模型［40］

腐殖质一般不会被微生物降解，尤其是在缺氧的环境中，通常认为其不会参与微生物的代谢。但Lovley 等[40]发现土壤和沉积物中存在一些微生物，能够利用腐殖质作为有机化合物和氢的厌氧氧化反应的电子受体，而腐殖质充当电子穿梭体的角色，将电子传递给Fe3+，增强微生物与不易接触到的Fe3+氧化物之间的电子传递过程，见图1。Michael等[13]通过电化学方法得出结论，腐殖质的氧化还原活性主要归因于醌-对苯二酚，而醌类是腐殖质中重要的电子受体。Scott 等[41]通过pH、氧化和紫外线辐射对腐殖质中EPFRs的影响实验中发现EPFRs呈现出的反应均与醌类一致。通过测量微生物还原前后的腐殖质中EPFRs 变化的实验发现，原本没有信号的富里酸还原后均呈现明显信号，而原本有信号的胡敏酸，还原后EPFRs 增加了1～9 倍。这是由于腐殖质在接受电子发生还原过程时，醌从苯醌态还原到半醌态[38,42]，从而产生了半醌自由基。EPFRs的产生并非一定要微生物的参与。Steelink[33]发现当碱加入腐殖酸时，也会产生EPFRs，这种自由基离子可能是由于反磁性的醌氢醌转化为半醌自由基离子而产生的[43]。Wilson 等[32,38]发现在pH＞10时EPFRs 信号的迅速上升是因为氢氧根离子参与了半醌自由基的生成。在碱性、缺氧土壤条件下，苯醌基团与对苯二酚反应，脱水形成半醌阴离子，由于氧的加入，中间体最终形成稳定的半醌自由基。因此研究指出，半醌自由基在碱性缺氧的土壤条件下易形成，而在有氧条件下趋于稳定。

1.1.3 腐殖质中EPFRs的影响因素

由于腐殖质结构复杂且种类繁多，学者们对其自身EPFRs 的影响因素存在较多争议。有研究表明，由于芳香族化合物自由电子能够部分离域，可以提高EPFRs 的稳定性[39]。González 等[36]认为胡敏酸中半醌自由基浓度与芳香族碳百分比呈现很好正相关（r=0.92），与脂肪族碳百分比呈负相关。在芳香碳含量较高的腐殖质中，电子共轭体系更为完善，有利于自由基的稳定[34,39]。Milori等[44]同样指出胡敏酸中芳香性高的物质与半醌自由基的数量有明显关系，他通过荧光光谱约400nm 处的光谱特征，表征三环或多环浓缩芳香环结构发现，荧光强度和半醌自由基呈现很好的正相关（r=0.84）。但与之不同的是，当利用C/H原子比作为有机质芳香性和缩合度指标时[45]，Riffaldi 等[15]发现胡敏素的C/H 原子比居于胡敏酸、富里酸之间，但EPFRs 强度却比胡敏酸大，比富里酸高出1～2 个数量级。除此之外他还发现大部分胡敏酸、富里酸甲基化之后，其自由基强度增大，g值与频带宽度减小，他认为这是甲基化后有机质拥有更大的未配对电子迁移率使得信号增强。Scott等[41]则认为相比于芳香性，半醌自由基强度与腐殖质电子接受能力的关系更强。有研究报道EPFRs 信号强度与有机质腐殖化程度呈正比，因为参与腐殖化过程的是半醌基团，而半醌自由基强度随着腐殖化程度的推进而增加[34,46]。同样，Schnitzer 等[47]发现泥炭样品的胡敏酸与富里酸自由基浓度与焦磷酸指数显著正相关（r=0.84），该指数通常用来评价腐殖化程度与酚类物质浓度。Martin-Neto等[48]指出大降雨量的土壤环境使得胡敏酸的腐殖化程度增大，从而呈现出平均降雨量与EPFRs 信号强度具有很强的正相关性（r=0.94）。以上研究仍不够全面，土壤环境中可能还存在很多其他影响因素，如土壤微生物的代谢过程对EPFRs生成和稳定的影响。有研究指出微生物代谢过程可能会导致半醌自由基的进一步生成，但这些自由基如何被稳定下来还未可知。因此有关腐殖质中EPFRs 的影响因素，还需要更加深入、系统的研究。

1.2 有机-无机复合体中的EPFRs

有机-无机复合体是指土壤有机质与矿物组分相结合的形态[49]，在温带可耕土壤中，绝大部分的土壤有机质都存在于有机-无机复合体中[50]。由于矿物的保护，有机质较难受到外界因素影响，能稳定地存在于土壤中。由此可以推测矿物也有可能保护土壤有机质中EPFRs 结构，而当胡敏素与无机矿物复合体的结构遭到破坏时，EPFRs稳定性将如何变化，目前并没有明确的答案。值得注意的是，已有很多研究指出，有机污染物吸附在矿物表面，与其过渡金属位点结合，形成稳定的EPFRs，而矿物的结构能增强EPFRs 的稳定性[10,17]。土壤有机质与有机污染物分别作为不同的EPFRs 前体，其形成、稳定机制存在差别，已有的有机污染物相关结论在土壤有机质体系中可能并不适用，矿物、过渡金属对土壤有机质中EPFRs 信号的贡献目前没有确切的结论。

例如有研究指出，有机物降解过程中EPFRs的生成不一定需要过渡金属的加入。Li等[51]报道在植物叶片与纯高岭石体系中，伴随有机物的分解发现了g 值高于2.005 以氧为中心的EPFRs，其所用的高岭石并未含有过渡金属元素，且添加高岭石的体系中EPFRs 强度比没有添加的要高得多，长达一个月信号未发生衰减，这是因为在很大程度上高岭石截留住了碳水化合物，并提高了EPFRs 的稳定性和持久性。固态碳核磁共振光谱学研究发现，在黏土、粉砂和砂粒大小的分离物中，有机质的化学成分存在显著差异[52-53]，但遗憾的是研究者并没有指出这些有机质的差异对EPFRs 浓度的影响，关于土壤有机无机复合体上EPFRs 相关研究仍较为匮乏。关于过渡金属元素在EPFRs 生成过程中的作用，本文将结合有机污染物的相关研究，在2.3.2节进行详细讨论。

2 外源有机物降解对土壤EPFRs 的贡献

2.1 有机污染物降解过程中EPFRs的形成机制

多环芳烃[17-18,54]、五氯苯酚[9-10]、儿茶酚[27-28,55]、多氯联苯[56]等有机污染物，在降解过程中EPFRs的产生和稳定是目前的研究热点。由于EPFRs 在土壤、大气中的持久性，可能比有机污染物本身引起的健康风险更为严重。

Jia等[57]在研究土壤中多环芳烃降解生成EPFRs的过程中发现，不同种类多环芳烃在Fe3+改性黏土矿物体系中降解，只有在蒽参与下才观察到EPFRs，其他多环芳烃（如菲、芘和苯并[a]芘）均未观测到，研究者认为分子结构会影响其降解与EPFRs 的形成。其中，芘和苯并[a]芘虽发生了降解，但可能由于其产生的EPFRs 不够稳定或持久而未被检测到。没有发生降解的菲由于其电离能太大，在体系表面不发生电子转移，不具备生成EPFRs的条件。后续研究中发现，蒽在同一体系降解过程中，存在不止一种EPFRs 生成的情况，见图2，这几种EPFRs（g1、g2、g3）的稳定性、含量都不同[54]。首先，电子从芳香环转移到Fe3+等电子受体上，生成很不稳定的芳香型阳离子自由基g1，其未配对电子可被大气氧分子氧化或被水分子猝灭，而水比氧气更易与g1反应，从而形成有相邻氧原子的碳中心苯酚自由基g2；g2去除质子化后形成蒽酮[58]，蒽酮和蒙脱土之间的电子转移诱发产生以碳为中心蒽酮自由基g3；随后g3水解生成蒽酚酮，进一步转化为最终产物蒽醌。同样，Borrowman等[59]也发现在苯并芘的溶解相实验中存在3 种EPFRs连续排列在顺磁共振光谱中，其中两种属于半醌类，另一种属于多环芳烃转化形成的以碳为中心的自由基。Wang 等[60]观察到多环芳烃在蒙脱土中降解时，均生成了以氧、碳为中心的自由基，猜测多环芳烃可能首先被氧化成酚类或醌类，形成半醌型EPFRs或苯氧基EPFRs。因此，这些研究结论说明无机矿物以及过渡金属元素的吸收电子能力能够促进电子从有机污染物上被转移，而形成更加稳定的醌类自由基。

图2 蒽在Fe3+改性蒙脱土体系中转化和EPFRs形成机理［54］

dela Cruz 等[9]发现受五氯苯酚污染的土壤中EPFRs强度（20.2×1017spin/g）比未污染土壤（0.7×1017spin/g）高近30 倍。研究者通过气态真空负载发现五氯苯酚吸附在土壤颗粒上并呈现出与受污染土壤EPFRs 一致的信号，说明受污染土壤EPFRs由五氯苯酚降解形成。在其后续的研究中[10]，明确提出在土壤环境下五氯苯酚参与EPFRs生成的3种可能性机制（图3）：①五氯苯酚物理吸附Fe3+，通过电子转移生成EPFRs 阳离子；②五氯苯酚物理吸附Fe3+或Cu2+，脱去一个水分子，电子转移至过渡金属生成EPFRs；③五氯苯酚物理吸附土壤有机质，形成五氯苯酚-土壤有机质-过渡金属复合体，电子由五氯苯酚转移至有机质中，有机质作为电子穿梭体，进一步将电子转移至过渡金属形成EPFRs。这3 种生成机制与其他大部分文献中提到的观点一致。但EPFRs 生成的具体过程很大程度上结合了研究者们的猜想，且实验模拟的是非生物过程，而在实际环境中污染物的降解可能很大程度上受到微生物的影响，微生物在有机污染物降解过程中对EPFRs的生成有待进一步的研究论证。

图3 五氯苯酚降解过程EPFRs生成的3种机制［10］

2.2 有机污染物降解过程中EPFRs的稳定机制

有机污染物降解过程中EPFRs 的稳定机制仍处于探索阶段，研究者较多关注矿物晶体结构及其表面的过渡金属位点对EPFRs 的稳定作用。以黏土中蒙脱石为例，它是一种2∶1 层状铝硅酸盐黏土矿物，具有层间可膨胀性，这使得层间域（即层与层之间的几何空间）成为有机污染物良好的停留场所和化学反应区域。由于其晶体结构四面体硅、八面体铝中高价阳离子被低价阳离子，如Fe3+、Ca2+、Mg2+所取代，拥有更大的阳离子交换容量，可供有机物、自由基阳离子吸附的金属位点更多[10,17]，形成的自由基阳离子在夹层的保护下更容易稳定下来[61]。而没有晶体取代结构的高岭石，其少量的Fe3+仅存在于表面边缘处；伊利石夹层中大部分结构电荷都被固定的K+所替代，但Fe3+无法取代K+，因此其Fe3+主要位于外表面。Jia 等[57]通过Fe3+改性的蒙脱土、伊利石、叶蜡石分别模拟夹层内、外部表面、表面边缘上的Fe3+，通过观察蒽的转化研究不同位点上Fe3+的反应活性。结果表明，Fe3+改性蒙脱土上蒽的转化速率比伊利石和叶蜡石上的高10倍左右，这可能说明夹层内的Fe3+对于降解有机污染物，生成EPFRs 的贡献更大。在后续的研究中发现[54]，负载在蒙脱土上的Fe3+含量最高，其次是伊利石、高岭石，观测蒽在蒙脱土上降解产生的EPFRs数量比其余两者高出4个数量级。蒙脱土之所以比其他矿物更具优势，关键可能在于层间电场有利于表面电荷最优分散，降低各种相互作用或配合物的静电能，使得蒽降解过程生成的自由基阳离子与蒙脱土层间负电荷紧密结合，形成的EPFRs 比外层的更稳定。由此可知夹层中Fe3+的微环境对EPFRs 的稳定起着至关重要的作用[62-63]。但是，在相对湿度100%的环境下，蒙脱土具有表面亲水性，更易吸附水，可能具有更强的自由基猝灭效果，从而缩短EPFRs的寿命[17]。

矿物所起稳定作用的前提是有机污染物与矿物的有效吸附，而吸附行为与有机污染物和矿物种类有密切关系[64]，因此在研究有机污染物降解过程中EPFRs 的生成和稳定时，需关注两者之间的吸附行为。

2.3 有机污染物降解过程中EPFRs的影响因素

2.3.1 土壤有机质

土壤有机质作为EPFRs 的潜在前体和载体，对EPFRs 的生成与稳定有着重要的作用。目前有两种观点，大部分研究者认为，过渡金属不需要与有机污染物直接接触就能进行电子传递，土壤腐殖质充当电子穿梭体的角色[13,40,42]，介导有机污染物与过渡金属间的电子传输，协助EPFRs的形成[10,65]。Nwosu 等[65]用聚对苯撑改性蒙脱土模拟土壤有机质吸附于黏土矿物发现，在聚对苯撑改性的体系中，有更多的EPFRs 生成且衰减速度减慢。这可能由于苯酚与过渡金属间生成的苯氧基自由基结构与聚对苯撑之间存在π-π 键叠加，EPFRs 利用共轭体系让电子穿梭于苯酚和聚对苯撑之间，使EPFRs更稳定地存在。过渡金属被腐殖质包裹后，可能有更大的概率与有机污染物相互作用。在深层土壤、淡水沉积物等缺氧环境中，腐殖质介导微生物与铁氧化物之间的电子传递过程是电子流动的重要途径[40,66]。在没有过渡金属的情况下，dela Cruz等[9]猜测，土壤有机质还可以作为最终的电子受体，催化有机污染物生成EPFRs。无论是土壤有机质充当电子转移的桥梁，还是作为最终电子受体，均说明了土壤有机质能够协助生成EPFRs。

另一部分研究者认为土壤有机质对矿物/有机污染物的包裹会一定程度上阻止有机污染物与矿物表面、过渡金属位点的接触，从而抑制EPFRs 的产生[67]。在受多环芳烃污染的土壤中发现随着土壤有机质含量的增加，EPFRs 浓度呈现下降趋势[17]。当蒽在有机质比例为1.5%左右时，其转化速率常数明显下降[17-18]，这种潜在关系似乎说明在有机质含量较低的土壤中，蒽这类疏水化合物不易被有机相吸附，矿物表面的活性位点能够充分与蒽结合，促进蒽的转化[58,68]。土壤有机质不仅通过与有机污染物的吸附抑制EPFRs 的产生，还可能与过渡金属形成络合占据活性位点。例如Fe3+与土壤有机质的络合作用减少金属活性位点的暴露，抑制污染物与过渡金属间的电子转移[57]。对金属具有更高亲和力的有机配体，其抑制作用更大。值得强调的是，土壤有机质是减缓而不是完全阻碍有机污染物的转化与EPFRs 的产生，因为土壤有机质总是与矿物相复合，并非单独存在。有机污染物可以通过先吸附在有机涂层矿物上，然后扩散到底层无机相表面，与矿物发生相互作用，生成EPFRs。

生物炭作为人为添加到土壤中的一类富碳物质，也会影响土壤有机物污染物降解过程中EPFRs的生成与稳定。前人的研究显示，生物炭自身含有丰富的EPFRs，能活化H2O2/O2或S2O82-生成·OH/超氧自由基（·O2-）和硫酸自由基（SO4-），有效降解有机污染物，如2-氯联苯[69]、酚类化合物和多氯联苯[70-71]、酚甲烷[72]等。一方面生物炭对有机污染物的降解有可能会减少其与土壤组分的接触，降低有机污染物降解过程中EPFRs 的生成，进而降低有机污染物的环境风险；但另一方面，生物炭上具有与腐殖质类似的氧化还原能力，以及其自身所有含有过渡金属元素（例如铁），可能会与有机污染物的降解产物相结合，生成新的更加稳定的EPFRs。遗憾的是目前的研究仅停留在讨论生物炭对污染物的去除机制，对土壤中污染物降解生成EPFRs 的影响仍非常匮乏。

2.3.2 过渡金属及其氧化物

对于有机污染物降解过程中EPFRs 生成和稳定，过渡金属元素似乎是一个不可或缺的存在。它不仅作为电子受体，参与生成EPFRs，还能大大提高EPFRs 的稳定性。但在实验室模拟植物叶片降解过程中发现，EPFRs的生成并不需要过渡金属元素的参与[51]。这可能由于腐殖质中EPFRs是土壤有机质氧化还原反应中间状态的稳定形式，这类EPFRs的形成和稳定很可能伴随着微生物的代谢过程，而有机污染物降解过程产生的EPFRs 是由降解过程中的中间产物被稳定而生成的，两者体系上存在差异，因此需要更有指向性的研究来揭示不同土壤环境下过渡金属的作用。

有机污染物存在的土壤环境中，过渡金属离子氧化能力的强弱会影响电子转移、EPFRs种类、浓度和寿命[57,73-75]。例如在氧化锌上形成的EPFRs 半衰期相对较长，持续数天甚至数月，比镍和铁氧化物上形成的半衰期长一个数量级，比氧化铜长两个数量级[74]。只有Fe3+、Cu2+和Ru2+等具有一定氧化能力的金属离子才能诱导多环芳烃的电子转移[76]，而Al3+对其转化影响并不明显，多环芳烃的转化主要以过渡金属离子作为电子受体。Yang等[26]发现在不同类型金属氧化物上形成的EPFRs 种类是不同的，金属氧化物催化生成EPFR的能力与其氧化性强弱顺序一致。同时EPFRs 浓度还取决于金属氧化物的含量和颗粒大小。Pan 等[77]将过渡金属介导EPFRs形成机制综述为三个步骤：首先芳香分子或其降解中间产物与过渡金属氧化物或离子形成物理吸附，其次前体分子或其降解副产物通过脱去一个水分子或/和氯化氢形成化学吸附，最后是有机化合物和过渡金属之间通过电子转移，生成EPFRs。

另一方面，不同金属阳离子对有机污染物的吸附行为受矿物底面间距的影响[64,76]。对于钾改性蒙脱土其底面间距足够大，能够插入五氯苯酚分子，最适合吸附有机污染物[78-79]，同时最小化水分子与污染物共同竞争吸附位点。同样，也有研究表明，饱和负载的Fe3+、Al3+、Cu2+在蒙脱土上具有很强的光催化活性，能够催化产生EPFRs，蒽、菲的光降解速率与其距离不同金属离子负载蒙脱土层间阳离子的间距大小顺序一致[80]，间距影响金属位点与有机污染物的相互作用力，从而影响多环芳烃降解和EPFRs的产生。

当过渡金属及其氧化物所制备的光催化材料进入环境后，也会影响有机污染物在环境中的归趋与环境风险。目前研究指出，光催化材料的氧化铁能够与有机污染物反应生成EPFRs。Vejerano[81]与Li[27]等均发现负载氧化铁的二氧化硅抑制了酚类的降解，因为二氧化硅表面的铁活性位点与酚类物质发生电子转移生成EPFRs，其稳定性阻碍了酚类降解。这一过程将进一步增加有机污染物环境风险的不确定性，为预测有机污染的环境行为提出更大的挑战。

2.3.3 氧气

以碳为中心的自由基通常比以氧为中心的自由基反应活性更强[3]，前者会结合其周围环境中的氧、含氧官能团[28]，又或者其他物质如水分子、阴离子和有机分子[18]，转化为更加稳定的相邻氧原子的碳中心自由基。例如在缺氧条件下[17]，利用土壤本身携带的氢氧根离子或水分子进行转化。无氧的环境条件并不影响蒽的转化率，说明氧可能没有直接参与氧化反应，而是其他物质提供氧源[18,57]。缺氧条件下虽然无游离氧和水分子，但黏土表面的Fe3+可以与氢氧根离子或水分子结合，形成[Fe(OH)1～4]-1～2+这样的小聚物，易与芳香族自由基阳离子发生络合[61,82]，部分转化为更加稳定的氧源性自由基[18]。相比之下将缺氧环境下形成的自由基阳离子长时间暴露于有氧环境中，EPFRs强度持续下降，先迅速转化为相邻氧原子的碳中心自由基后，逐渐分解为以碳为中心的自由基并进一步转化为非自由基最终产物[54]。同样，在有氧条件下低温热处理受五氯苯酚污染的土壤发现，由于氧浓度的增加，EPFRs的g 值也有所增大[10]，但并未观察到新的氧或过氧自由基的形成，可能由于以碳为中心自由基被氧化或破坏。另一方面，在部分氧化反应如芳香胺和酚，即使没有过渡金属离子的存在，氧气也可协助生成自由基阳离子，而形成的芳香族自由基也可以被吸附的O2氧化[76]。

2.3.4 湿度

湿度是控制EPFRs 形成的一个重要因素，高湿度会抑制EPFRs 的形成或导致EPFRs 快速衰减。Nwosu 等[83]报道空气相对湿度增加到75% 时，EPFRs的衰减速度比在空气中的快5倍，相对湿度在22%～38%不等，比真空条件下快71 倍。虽然在较低范围内湿度的增加使得EPFRs 强度有少量提高[18]，这可能因为蒙脱土表面的金属阳离子周围配体水分子参与了EPFRs的形成[54]。但随相对湿度持续增加至22%、43%，EPFRs产量和蒽转化率急剧下降说明水分对EPFRs 的抑制作用。其主要的解释是：①水分子和有机污染物产生竞争关系，如与多环芳烃争夺路易斯酸位点[57]；②矿物表面的金属与水分子结合趋于水化形成水分子层[84-85]。水层的覆盖导致有机污染物距离Fe3+配位位置越来越远，抑制电子转移速率和有机质转化[86]。这种水化状态影响阳离子与有机污染物相互作用[87]，不同类型的阳离子对不同污染物的水合吸附影响也存在差异[88-89]。黏土或/和有机质含量较高的红壤、黑钙土，在相对湿度较高的环境下EPFRs 更容易发生衰减[18]。因为黏土矿物和有机质在结构上亲水，容易吸收水分子，促进EPFRs 的猝灭。因此，自由水的存在阻断了活性部位，阻碍了黏土表面的催化作用，必须在一定程度上去除中间层水，以达到有机污染物的氧化反应[17]。

2.3.5 温度

在低温加热（30～50℃）条件下，随着水分的不断去除和热活化的增加，受五氯苯酚污染的土壤中EPFRs 强度随之上升，五氯苯酚转化为五氯苯氧基EPFRs[10]。在30℃以下，土壤水分阻碍了这种转化。而加热至75℃时，EPFRs 强度增加到最大值，五氯苯酚转化率最高，土壤中其他污染物的有机大分子或聚芳结构进行分解，形成芳香亚基和EPFRs，导致顺磁信号的增强[90]。在更高温度下，EPFRs 和五氯苯酚浓度均下降，转化率逐渐降低，可能由于EPFRs 重组或其本身热分解造成的猝灭现象。另外，在黏土表面蒽的降解过程中，存在有多种类型EPFRs 共存的现象，在不同温度内，不同类型的EPFRs分别占据主导地位[54]。

对以上有机污染物降解过程中形成的EPFRs的影响因素进行以下总结，见表2。

除此以上讨论的影响因素之外，还存在其他影响因素，如紫外线会促进电子转移[27,91]，加速EPFRs 的转化[18,92]。目前研究者较多关注受污染地区EPFRs 的来源、生成和稳定过程，对于影响因素的研究还不够系统。在多变的土壤环境中，有很多因素会影响EPFRs 生成和稳定，相同的影响因素对不同有机污染物为前体的EPFRs，其表现出的现象可能不尽相同。因此，在研究环境因素对土壤中EPFRs 形成和稳定的影响时，以上只针对于目前已有的研究作出总结和探讨，仍不足以把目前得到的结论外推到其他体系中。

3 结语

综上所述，受有机污染物污染的土壤中EPFRs的形成与稳定关注度远远高于天然土壤中有机质本生所含有的EPFRs。EPFRs是有机污染物环境归趋的重要组成部分之一，与土壤无机矿物及过渡金属位点的结合提高其稳定性和持久性，使其有条件进行长距离、不同环境介质的迁移与转化，增大潜在的环境风险。受污染土壤与天然土壤是两种不同的体系，有机污染物作为外源有机质，与腐殖质的结构、种类、化学性质上存在巨大差别，前者在其本身降解过程中生成EPFRs，后者可能在微生物的参与下，土壤有机质氧化还原过程作为中间状态而稳定下来的EPFRs，两种体系下存在差异，并不能完全从有机污染物的视角和已有的结论看待天然土壤中有机EPFRs。

然而，天然土壤中有机EPFRs 的研究尚未受到应有的重视，特别是EPFRs 在不同土壤组分中的分布特征及结构来源、产生过程与稳定机制，甚至是可能存在的环境风险。对于稳定存在于土壤有机质中的EPFRs，研究者们无法像有机污染物所产生的EPFRs 一样追根溯源，找到具有针对性的天然有机质结构解析其生成过程，并通过模拟实验去验证猜测。因此对于土壤组分中EPFRs 的研究只停留在对土壤有机质进行分离，探究HA、FA、HU 中EPFRs 分布，或是进一步对有机质进行表征，探究不同性质的有机质与EPFRs 的关系。进一步的研究需要关注以下几个方向。

（1）来源天然土壤有机质的EPFRs，其影响因素、环境行为和迁移转化等方面研究不够完整，未明确矿物在EPFRs 生成和稳定中的作用。很多研究提到，在有机污染物作为前体的土壤环境中，矿物对EPFRs 的生成和稳定都起至关重要的作用，而将HU与无机矿物混合物中的EPFRs直接归因于HU 的贡献，忽略了矿物的作用，这一做法显然不可取。因此这一问题有待进一步研究。