土壤活性组分界面重金属同位素分馏行为研究进展

殷 辉 殷 明 严欣然 全越洋 涂书新

（1华中农业大学资源与环境学院，湖北 武汉 430070；2湖北省生态环境厅十堰生态环境监测中心，湖北 十堰 442000）

一些自然过程（如风化过程和大气沉降）及人类活动（如农业生产、采矿冶炼、生活污水排放等）导致大量的重金属被释放到土壤、水体和大气中，造成严重的环境污染问题，并威胁到人类健康［1］。我国土壤重金属污染形势严峻，其中镉、锌和镍备受关注。《全国土壤污染状况调查公报》［2］显示，镉、锌和镍的点位超标率分别为7.0%、0.9%和4.8%。对重金属污染物来源、赋存形态和迁移转化等环境地球化学行为的深入理解将有助于污染土壤的治理修复、中轻度污染农田的安全利用，以及服务国家粮食安全和生态安全。非传统稳定同位素技术是研究重金属环境地球化学行为的有力工具。不同储库的同位素指纹特征已在土壤重金属污染物溯源与归趋、土壤-植物体系重金属迁移转化和纳米颗粒环境过程示踪等方面显示出巨大应用潜力［3-8］。但是，许多表生环境界面过程会引起不同程度的重金属同位素分馏［8-15］，从而模糊不同重金属储库的同位素指纹特征，使得对环境样品同位素组成的理解变得复杂，被称为“同位素分馏黑箱”。因此，有必要揭示和阐明各种环境界面过程中的重金属同位素分馏行为和机制。

土壤活性组分包括腐殖酸、粘土矿物和铁/锰/铝氧化物等。铁/锰氧化物等由于颗粒细小、结构缺陷多、价态多变等结构特性而具有强反应活性，通过同晶替代、吸附解吸、沉淀溶解等界面反应强烈影响着重金属污染物的环境地球化学循环［16］。然而，缺少对重金属在铁/锰氧化物结构发生同晶替代过程中的同位素分馏行为和机制研究。此外，尽管重金属在铁/锰氧化物-水界面吸附过程中的同位素分馏已有部分研究，但存在不一致之处，且相关分子机制不清楚［15，17］。因此，对典型重金属污染物在铁/锰氧化物结构中发生同晶替代和在矿物表面吸附过程中的同位素分馏行为及相关机制进行系统性总结，将加深对重金属污染物环境地球化学行为的理解，打开土壤“同位素分馏黑箱”，推进非传统稳定同位素技术在土壤学研究中的应用，为土壤重金属污染的治理、修复和安全利用等提供科学依据和理论支撑。

1 同位素分馏

1.1 基本概念

同位素指同一元素具有相同质子数，但中子数不同，包括放射性同位素和稳定同位素［8］。稳定同位素的原子核长时间保持稳定，而放射性同位素则衰变成不同元素［18-19］。自20世纪50年代以来，氢（H）、碳（C）、氮（N）、氧（O）、硫（S）等轻元素的稳定同位素在地球科学中得到了广泛的应用，被称为传统稳定同位素。随着仪器精度的提高和分析方法的快速进步，较重的重金属稳定同位素，即非传统稳定同位素，如铅（Pb）、铜（Cu）、锌（Zn）、镉（Cd）和镍（Ni）等受到了极大关注［20］。

通常，大多数化学反应由质子数和外层电子壳层的构型决定。然而，不同质量导致元素同位素之间的反应性略有不同，从而发生同位素分馏，即不同反应相中的同位素组成不同［8］。非传统稳定同位素组成通常用相对于国际参考物质的相对值δ表示（公式1）：

式中，x和y代表E元素的同位素；R为x和y同位素比值。下同。

稳定同位素分馏描述两种不同相（A 和B）之间同位素分布的差异，用Δ表示（公式2）：

对于具有两个以上稳定同位素的元素，同位素分馏通常与质量相关，称为质量相关分馏（mass dependent fractionation，MDF）［19］；同位素分馏程度与同位素质量差成正比，表示为（公式3）：

式中，x、y和z代表E 元素的同位素；λ为理论系数。下同。

然而，某些元素的同位素（如Hg）不遵循质量相关分馏定律，称为非质量相关分馏（mass independent fractionation，MIF），用公式4描述同位素比值与质量相关分馏的偏差［19］：

式中，β为比例系数。

1.2 同位素分馏机制

同位素分馏是指在一个系统的不同部分（如反应物和生成物）发生物理、化学或生物过程中，反应物和产物的同位素组成发生变化现象［15，19］。然而，这种变化大多极小，整个系统的同位素质量平衡保持不变。反应速率或移动速率的差异会诱发同位素的动态非平衡分馏，伴随着化学反应和相变，如蒸发、扩散或生物过程，分馏程度主要取决于同位素分子反应速率的差异，称为动力学分馏效应［8，21］。动力学效应对样品同位素组成的影响很大程度上取决于反应过程的进行程度，由于轻同位素的持续优先去除，重同位素在反应物富集，特别是当反应进行到接近完成时。瑞利分馏模型常用于描述封闭系统中单向反应期间同位素组成的变化。该模型不仅适用于逆向反应速率可忽略不计的动力学控制系统，也适用于所有生成物被物理移除或以其他方式阻止与反应物同位素相互作用的系统［8］。当反应物与反应产物达到反应平衡后，动力学效应就会消失，正逆反应以相同速率进行，同位素分馏程度由成键环境中的能量差决定，称为平衡分馏效应［8］。按照同位素分馏理论，重同位素优先富集到更强的成键环境中，比如金属配位数较低（例如配合物为四面体而非八面体）和键长较短［21］。

一般来说，同位素之间的质量差越大，分馏效应越大，即同位素交换反应遵循质量依赖分馏（MDF）规则［22］。自然界中也存在不遵循经典质量分馏定律或偏离相应质量分馏定律的同位素分馏过程，即非质量相关分馏（MIF）［8］。同位素非质量相关分馏可分为奇数（odd MIF）和偶数非质量相关分馏（even MIF），奇数非质量相关分馏的同位素效应主要由核体积效应（nuclear volume effect，NVE）和磁同位素效应（magnetic isotope effect，MIE）所致，而偶数非质量相关分馏的机制尚不清楚［8，15，23］。核体积效应是由基态电子能不同的同位素原子核大小和形状不同所引起的同位素分馏现象，为重元素稳定同位素系统所特有［24］。大多数元素的同位素在实验中都能产生磁同位素效应，但只有汞同位素在自然环境中表现出极显著的磁同位素效应［25］。磁同位素效应与同位素质量无关，仅影响具有核自旋和磁矩的奇质量同位素［8］。此外，光化学反应会引起氧同位素的非质量相关分馏，这是由于光化学反应中氧分子的对称性被破坏造成的［8］。

1.3 样品纯化与分析测试

1.3.1 化学分离与纯化 为避免基质元素、同量异位素和其他离子团的干扰，在分析样品的同位素组成之前需要进行化学分离与纯化。纯化后样品可以通过分离后底物的纯度、程序空白水平、底物的收率或回收率以及净化程序的效率等标准判断分离方法是否可靠［26］。常用的分离方法主要有沉淀法、液相萃取法、螯合树脂法、离子交换色谱法［27］。其中，离子交换色谱法使用最广泛，具有高回收率和低空白率等特点。离子交换色谱的关键材料是树脂。树脂通常是有机化合物或有机化合物的混合物，可分为阴离子交换树脂和阳离子交换树脂。通常，含有不同元素的溶液通过给定的树脂时，不同元素由于分配系数不同可在树脂和溶液之间分离［19］。元素通过树脂前，与氯离子络合形成络合阴离子，然后被吸附到交换树脂上。由于复合阴离子与交换树脂间亲和性的差异，因此可以通过选择合适的酸和酸度逐一洗脱不同的离子［24］。例如，盐酸含量在0.05～8 mol·L-1时，Cd 在离子交换色谱柱中的固/液分离系数大于100［24］。在此基础上，可有效地洗脱相关基质元素（如Ca、Fe、Na、Al、Mg 等微量元素），从而减少干扰［24］。然而，在色谱分离过程中，任何的不完全回收或大量损失都可能导致同位素分馏，从而导致分析误差。因此，保持高回收率以减少同位素分馏引起的分析误差尤为重要。

土壤是一种复杂的样品体系，分馏和纯化过程可能对同位素分馏产生影响。尽管大多数基质元素可通过化学纯化消除，天然土壤样品中存在的某些过渡元素可能通过改变仪器的质量分馏和稳定性来影响同位素分析的准确性［26］。但有关Cu、Zn、Cd 和Co 对Fe 同位素测定影响的研究发现，即使这些元素浓度达到Fe浓度的50%时，在0.06‰误差范围内未观察到δ56Fe的明显偏差［26］。此外，还存在单原子和多原子同量异位素的干扰。例如，化学分离与纯化Ni和Cr后可能会有少量残留物，这会影响54Fe 和58Fe 的测定，但这些干扰可通过监测60Ni 和53Cr 信号强度再利用自然丰度进行扣除［28-29］。

1.3.2 同位素分析测试 样品完成纯化后，主要采用热电电离质谱法（thermoelectric ionization mass spectrometry，TIMS）和电感耦合等离子体质谱法（multicollector inductively coupled plasma mass spectrometry，MC-ICP-MS）测定重元素的同位素。由于热电电离质谱法的电离效率较低，许多元素的同位素比值分析无法准确进行，而基于氩等离子体技术的MC-ICP-MS能够有效克服电离效率低的限制，实现大多数元素的有效电离［24］。此外，最近开发的激光烧蚀（laser ablation，LA）多收集器电感耦合等离子体质谱计（laser ablation multi-colletor inductively coupled plasma mass spectrometer，LA-MC-ICP-MS）也逐渐被采用。激光烧蚀导致原子以水蒸气的形式从样品表面溅射出来，然后被输送到等离子体进行电离，从而可以快速准确地测定同位素比率［30］。

同位素测定的准确性不仅取决于程序空白和元素回收率，还取决于同位素干扰、多原子干扰、双电荷干扰以及仪器的“质量偏差”和“质量鉴别”效应［31-32］。即使对同一种元素，不同同位素之间到达收集器的一个核素的离子数和引入质谱仪的核素的原子数也是不同的，这就造成了仪器上的“质量偏差”或“质量歧视”［19］。对于质量偏差，最常用的校准方法主要有标准样品交叉法（standard-sample bracket，SSB）、外标法（element exterrnal standard method，EES）和双稀释剂法（double-spike method，DS）［19，33］。标准样品交叉法和外标法受非质谱干扰影响较大；尽管前者具有易操作优势，但要求非常干净的纯化和高回收率［24］。双稀释剂法是指加入两种同位素组成差异明显的已知量稀释剂的方法。该方法可以纠正化学分离、纯化过程和质谱仪测试过程中造成的同位素分馏，在样品纯化过程中不要求高回收率。因此，双稀释剂法适用于底物复杂或目标元素含量低的样品，但由于操作过程繁琐，限制了其应用范围，仅适用于不低于4 种稳定同位素的部分元素［24］。

同位素分析的准确性可以用几种方法加以验证［19］。首先，确保化学纯化程序接近100%的回收率范围内，基质元素水平非常低。其次，可以将已知同位素组成的纯标准品作为未知样品处理，然后对处理后的标准品进行测量，并与未处理的纯标准品进行比较。再者，将纯标准品与其他基质元素混合制成人工样品，模拟样品的化学成分，然后对人工样品进行处理，如果测得的同位素组成仍与原始纯标准品相同，则证明了分析方法的准确性。最后，可处理和分析几个特征良好的参考材料，并将数据与国际权威实验室发表的数据进行比较。

2 土壤活性组分表面重金属同位素分馏行为与机制

2.1 重金属在土壤活性组分表面吸附过程中的同位素分馏行为与机制

前人对重金属污染物在粘土矿物、方解石、铁/锰/铝氧化物、有机物等活性组分表面吸附过程中的同位素分馏行为与机制进行相关研究。结果表明，重金属在矿物表面吸附过程中的同位素分馏行为受矿物结构类型、矿物表面电荷分布、矿物结晶度和溶液化学等影响（图1）［10，12，34-37］。

图1 土壤活性矿物界面重金属吸附和同晶替代过程中同位素分馏影响因素（修改自Yan et al.2021［37］）Fig.1 Factors influencing isotopic fractionation of heavy metal during adsorption and isomorphous substitution at soil reactive mineral interfaces （modified from Yan et al.2021［37］）

同一重金属污染物在不同矿物表面吸附过程中的同位素分馏幅度不同（图2）。Zn在水铁矿表面吸附致同位素分馏幅度（Δ66/64Znsolid-aq=0.53‰）大于针铁矿（Δ66/64Znsolid-aq=0.29‰）。Zn K 边扩展X 射线吸收精细结构光谱（extended X-ray absorption fine structure spectroscopy，EXAFS）分析表明，水铁矿表面Zn-O键长（1.96 Å）明显小于针铁矿（2.06 Å），导致分馏更大［34］。而Ni 在针铁矿表面吸附致分馏幅度（Δ60/58Nisolid-aq=-0.77‰±0.23‰）远大于水铁矿表面分馏幅度（Δ60/58Nisolid-aq=-0.35‰±0.08‰），这可能是由于吸附在针铁矿表面的Ni的Ni-Fe配位数更小［38］。重金属在同一矿物表面不同活性位点的吸附致分馏亦有差异。在高离子强度（0.1 mol·L-1）和高pH值条件下，Zn主要以内圈配合物形式吸附在高岭石层边面位点，同位素分馏值为0.49%±0.06%，高于低离子强度（0.01 mol·L-1）和低pH 值条件下在矿物基面位点形成外圈配合物时的分馏值（0.18‰±0.06‰）［35］。重金属离子在矿物表面吸附过程中的同位素分馏量大小还受表面无序度的影响。非晶二氧化硅表面Zn 吸附所导致的同位素分馏系数要显著大于石英表面［39］。这与矿物表面形成的Zn 络合物的结构有关（内圈或外圈络合物，四面体或八面体结构）［39］。此外，随着反应时间延长，重金属同位素分馏系数亦会发生变化。有研究表明，在合成海水中，Cd 在水钠锰矿表面的吸附量随着反应时间的延长而增加，但同位素分馏幅度逐渐减小，最终与淡水中吸附时的分馏幅度一致［10］。矿物结晶度和结构的变化以及Cd 吸附分子机制的改变被认为是可能的原因［10］，但尚未有直接光谱证据。

溶液化学如重金属离子形态、离子强度、pH 值等对重金属同位素分馏行为具有重要影响。在高离子强度（0.7 mol·L-1，人工海水）下，更多Zn 以富集较轻同位素的Zn-Cl 络合物形式存在，而较重游离Zn 更易吸附到锰氧化物表面。在吸附密度较低时，Zn 主要形成四面体络合物，分馏幅度达3‰；随着表面吸附密度增加，八面体Zn 络合物比例增加，导致分馏幅度显著减小至0.16‰［40］。同样地，Zn在方解石上吸附时形成四面体内圈络合物，固体富集重同位素，分馏程度与离子强度有关：高离子强度下，更多Zn被Cl-络合，易吸附的游离Zn 库较重，分馏值（Δ66/64Znsolid-aq=0.73‰±0.08‰）大于低离子强度时的分馏值（Δ66/64Znsolid-aq=0.41‰±0.18‰）［36］。pH 值对吸附过程中同位素分馏行为的影响存在争论。一些研究表明Zn 在铁氧化物表面吸附时富集重同位素，且分馏因子与pH 值无关［34］。然而另一些研究却得出相反的结果，即低pH 值下Zn 在针铁矿表面的吸附导致固体富集轻Zn同位素［41-43］。

腐殖酸等有机物和细菌等微生物亦是土壤中重要活性物质，可通过各种活性基团络合/吸收重金属离子，从而引起同位素分馏。研究表明，在高离子强度时，Cd 主要与腐殖酸羧基位点结合，同时存在内圈与外圈络合物，而在低离子强度时，通过静电引力发生非特异性结合；且腐殖酸（humic acid，HA）富集轻Cd 同位素（Δ114/110CdHA-aq=-0.15‰ ± 0.01‰）［12］。腐殖酸和小分子有机酸（草酸、柠檬酸等）等通过羧基络合Ni引起较小的正同位素分馏（Δ60/58NiHA-aq＜0.2‰）［44］。Zn 在典型革氏阳性菌（枯草芽孢杆菌）、革氏阴性菌（假红曲霉素、大肠杆菌）和天然细菌群落等表面吸附和进入细胞内部过程中亦会发生同位素分馏。在Zn 浓度较高时，细菌表面吸附重同位素（Δ66/64Znsolid-aq=0.46‰）；而当Zn 进入细菌胞内时，随细菌类型和生长阶段不同，分馏值（Δ66Znsolid-aq）在-0.2‰～0.5‰之间［45］。

根据经典同位素分馏理论，重同位素倾向于富集在强键环境中，如共价键性更强、键长更短、配位数更小［46］。在溶液中，重金属与无机或有机配体形成的络合物达到同位素分馏平衡；由于电荷和尺寸不同，不同形态重金属络合物在矿物表面具有不同的吸附行为，从而影响同位素分馏。通常，金属离子周围的水分子被Cl、S 取代后，配合物变轻，而被O、N 取代后配合物变重［47-50］。重金属在矿物表面形成内圈络合物时的同位素分馏量要大于形成外圈络合物时的分馏量［35］。形成内圈络合物时，配位数越小或配位数相同但重金属离子与近邻配位原子间键长越短，越富集重同位素。比如，Zn 在锰氧化物表面吸附时富集重同位素，这是由于形成的［ZnO4］相较于溶液中［ZnO6］具有更短的Zn-O键长［40］。此外，吸附在矿物表面的重金属离子形成扭曲八面体，亦是导致固体富集轻同位素的原因。这被用来解释Ni、Cd轻同位素优先吸附在铁氧化物表面，但Ni/Cd-O键长几乎与溶液中键长相等的现象［10，37-38，51］。

2.2 重金属在矿物结构中发生同晶替代时的同位素分馏行为与机制

同晶替代是土壤活性矿物富集重金属的一种重要机制。在矿物结晶或转化过程中，重金属离子会以同晶替代方式进入矿物结构，从而引起同位素分馏。同晶替代致同位素分馏方向和幅度可能与动力学分馏效应、重金属的晶体化学特征、晶体生长环境（如溶液组成、pH 值等）、矿物形成机制、晶体成核和生长速率等有关（图1）。

共沉淀过程中的重金属同位素分馏效应常受动力学控制，即轻同位素由于较大的扩散速率更易迁移到晶体生长位点并富集到固体中，而重同位素则留在溶液中［17，46］。铁氧化物沉淀过程中的铁同位素分馏行为研究较多［52-54］。如在三价铁直接成核生成赤铁矿过程中，动力学分馏效应起主导作用，固体富集轻Fe 同位素［52］。但是对于金属离子而言，动力学效应仅存在数小时内。

重金属在矿物结构中的晶体化学特征亦是影响同位素分馏的一个重要因素。进入矿物结构中的重金属配位数越小，与配位原子间键长越短，越富集重同位素。在碳酸钙生长过程中，固体富集重Zn同位素。这主要是由于游离的Zn 离子以Zn-O 键长较短的四面体内圈络合物的形式吸附于矿物晶体生长位点；进入矿物晶格后，Zn 配位数增加至6，但配位数转化过程中不发生同位素分馏［55］。同一重金属形成不同结构矿物时，其同位素分馏行为不同。与溶液［ZnO6］中Zn-O 键长相比，闪锌矿（ZnS）中Zn-S 键更长，而水锌矿［Zn5（CO3）2（OH）6］和磷锌矿［Zn3（PO4）2·4H2O］中Zn-O 键长更短，使闪锌矿富集轻Zn 同位素而水锌矿和磷锌矿富集重Zn同位素［56］。

在晶体成核和生长过程中，溶液中金属离子不同形态之间达到同位素平衡之后，某一形态金属离子优先结合到晶体生长位点，进而引起同位素分馏。当Cd与碳酸钙在淡水中共沉淀时不会导致Cd同位素分馏；而在模拟海水中，由于晶体表面生长位点被高浓度盐离子占据，导致发生显著的动力学同位素分馏效应，即轻Cd 同位素更易吸附在碳酸钙表面活性位点并最终进入晶格中，导致固体富集轻Cd 同位素［57-58］。在Cd与S 生成CdS 沉淀过程中，CdS 固体富集轻Cd 同位素；且分馏系数随着离子强度的增加而减小。该分馏主要是由溶液中各形态Cd之间的同位素平衡所控制，即较轻的游离Cd优先沉淀［11］。

矿物形成机制、成核与生长速率亦会影响重金属同位素分馏。针铁矿常由水铁矿前体通过溶解-再结晶机制形成［53，59］。在针铁矿结晶过程中，Fe 同位素分馏幅度随着水铁矿向针铁矿的转化而逐渐增大［53］。随着矿物成核和生长速率的变化，重金属同位素分馏幅度不同。在碳酸钡结晶过程中，固体富集轻钡同位素，但快速结晶时的同位素分馏幅度显著小于慢速结晶［60］。Fe 沉淀生成铁氧化物的反应较快（＜1 小时）或较慢（数百天）时，Fe 同位素分馏幅度较小［52，61］；而当铁氧化物在数小时至数周内沉淀时，Fe 同位素分馏量（Δ56Fesolid-aq）在-2.1‰～-0.2‰之间，且分馏幅度随沉淀速率和铁物相而变化［52，54］。

2.3 表生环境中活性矿物-水界面的重金属同位素分馏行为

表生环境中活性矿物可通过吸附和同晶替代等影响重金属污染物的环境行为和同位素分馏。在酸性矿山废水影响的河流上游，水体与沉积物之间的Cd同位素分馏值（Δ114/110Cdsolid-aq）为-0.9‰～-1.0‰。这归因于二次矿物的吸附、共沉淀以及三元络合物的形成［62］。对不同土壤剖面中Fe-Mn 结核和周围土壤Cd 同位素分析发现，下层（C、W 层）Fe-Mn 结核相对于周围土壤富集轻Cd同位素，这是由于结核中主要矿物——针铁矿通过吸附过程富集轻Cd 同位素［9］。对广西西南典型喀斯特地区土壤中铁锰结核及其周围土壤中Zn 同位素组成分析表明，相较于母岩，铁锰结核中Zn 同位素组成明显偏轻，这可能与轻Zn同位素富集到针铁矿和水钠锰矿结构有关［63］。印度红土风化剖面Cu、Zn 同位素分析表明，成土过程中形成的次生矿物（如铁/锰氧化物）富集轻Cu、Zn 同位素［64］。酸性矿山废水中矿物如黄钾铁矾和针铁矿等相对于液相亦富集轻Zn 同位素（-0.35‰至-0.08‰）［7］。上述现象很可能是由金属离子通过同晶替代方式进入到铁/锰氧化物中所致。基于全球土壤同位素数据，推测出Zn、Cu 同晶替代铁氧化物致同位素分馏因子的理论最大值分别为-0.7‰和-1.3‰［17，64］，但尚缺少实验室证据。

3 研究展望

综上所述，前人对土壤活性矿物界面重金属吸附和同晶替代过程中的同位素分馏行为和机制已进行了一些研究。结果表明，重金属在矿物表面吸附过程中的同位素分馏行为受矿物结构类型、矿物表面电荷分布、矿物结晶度和溶液化学（如pH 值、离子强度、有机和无机配体）等影响。通常重同位素富集在键更强的环境中，如配位数更小、键长更短等。而重金属在铁/锰氧化物结构中发生同晶替代和在矿物表面吸附所引起的同位素分馏行为和机制完全不同。这可能受动力学分馏效应、矿物类型、结晶生长过程（成核与生长机制、结晶速率）、金属离子类型和溶液化学（pH 值、温度）等综合影响，但相关过程和机制缺少研究。土壤中常存在重金属复合污染。共存重金属离子在矿物表面吸附和同晶替代过程中的同位素分馏行为和机制值得深入研究。此外，目前已有研究多停留在矿物-水界面重金属同位素分馏行为的简单表征，缺乏其他试验证据，且存在许多根据经典同位素分馏理论无法解释的现象。因此，需要进一步借助同步辐射X 射线吸收精细结构光谱（X-ray absorption fine structure spectroscopy，XAFS）等技术从分子水平探明矿物表面重金属键合配位环境，结合密度函数理论计算，深入揭示界面反应过程中的重金属同位素分馏机制。总之，阐明典型重金属污染物在铁/锰氧化物结构中发生同晶替代和在矿物表面吸附过程中的同位素分馏行为机制，将加深对重金属污染物环境地球化学行为的理解，打开土壤“同位素分馏黑箱”，推进非传统稳定同位素技术在土壤学研究中的应用，为土壤重金属污染的治理、修复和安全利用等提供科学依据和理论支撑。