土壤中環(huán)境持久性自由基的形成與穩(wěn)定及其影響因素

張若瑄，王朋，張緒超，段文焱

（1昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南昆明650500；2成都理工大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，四川成都610059）

自1900 年Gomberg[1]發(fā)現(xiàn)第一種自由基——三苯甲基自由基的存在以來(lái)，自由基的形成機(jī)理和環(huán)境行為一直受到廣泛關(guān)注。自由基的產(chǎn)生是由于分子接受外界能量（熱能、光能、電能或化學(xué)能），發(fā)生共價(jià)鍵均裂形成具有不對(duì)稱電子的分子、原子和離子基團(tuán)[2]。這類自由基在環(huán)境中壽命極短（如，羥基自由基·OH 壽命約10-9s），被稱為瞬時(shí)自由基。相對(duì)于這些短壽命的自由基，研究者們?cè)诃h(huán)境中發(fā)現(xiàn)了壽命長(zhǎng)達(dá)數(shù)分鐘甚至幾十天的新型自由基，因此稱之為環(huán)境持久性自由基（environmentally persistent free radicals，EPFRs）[3]。因 其 氧 化 活 性強(qiáng)，可誘發(fā)生物系統(tǒng)的氧化應(yīng)激反應(yīng)、引起細(xì)胞和機(jī)體損傷、引發(fā)肺部和心血管疾病等，被認(rèn)為是一種新型的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)物質(zhì)[4-5]。

EPFRs 廣泛存在于不同環(huán)境介質(zhì)中，例如焚化/熱處理產(chǎn)生的大氣顆粒物[6-8]，受有機(jī)污染物污染的土壤[9-11]，甚至在未受污染的土壤中也檢測(cè)到EPFRs信號(hào)[12]。土壤中EPFRs一部分來(lái)源于天然有機(jī)質(zhì)[12-16]（如木質(zhì)素、胡敏素、胡敏酸、富里酸等）以及有機(jī)污染物（如多環(huán)芳烴、五氯苯酚等）與土壤礦物的相互作用[17-18]。另一方面來(lái)源于焚燒（垃圾燃燒、燃煤、內(nèi)燃機(jī)燃燒等）[19-20]和低溫?zé)崃呀猓ㄒ话銥?00～600℃）[3,21]等過(guò)程產(chǎn)生的EPFRs 附著在大氣顆粒物上，經(jīng)過(guò)沉降作用進(jìn)入土壤，以及人為添加到土壤中的土壤改良劑，例如生物炭等[22-24]。

由于土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)和成分的復(fù)雜性，使得研究者在探索來(lái)源于土壤有機(jī)質(zhì)的EPFRs 分布、反應(yīng)活性、影響因素等問(wèn)題時(shí)，遇到很大挑戰(zhàn)。土壤有機(jī)質(zhì)作為全球碳循環(huán)中關(guān)鍵的活性池[25]，與土壤中的EPFRs 有著密切的聯(lián)系，探究其活性與穩(wěn)定性對(duì)全球碳循環(huán)有著重要的意義。本文前部分總結(jié)歸納了前人關(guān)于土壤中腐殖質(zhì)、有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體中EPFRs 的生成機(jī)制、穩(wěn)定機(jī)理及影響因素；后半部分闡述目前研究熱點(diǎn)：外源有機(jī)污染物降解過(guò)程對(duì)土壤中EPFRs 的貢獻(xiàn)。有研究表明受污染土壤中EPFRs濃度是未受污染土壤的30倍[9]。由于有機(jī)污染物與土壤組分，如土壤有機(jī)質(zhì)、無(wú)機(jī)礦物及過(guò)渡金屬相互作用，通過(guò)電子轉(zhuǎn)移生成穩(wěn)定的EPFRs[10,26]，其潛在危害或許高于污染物本身。EPFRs的產(chǎn)生改變了污染物降解途徑，甚至抑制其的降解[27-28]。EPFRs 的穩(wěn)定性使其可能隨著環(huán)境擾動(dòng)而發(fā)生遠(yuǎn)距離遷移，從而帶來(lái)更高的風(fēng)險(xiǎn)性[29-30]。

本文通過(guò)闡述天然土壤中自由基的分布與特點(diǎn)以及外源有機(jī)污染物降解過(guò)程EPFRs 的形成與穩(wěn)定機(jī)制，總結(jié)多種環(huán)境因子產(chǎn)生的影響，加深對(duì)于有機(jī)污染物環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)及歸趨的認(rèn)識(shí)，為研究有機(jī)污染物的環(huán)境行為提供新的思路。

1 土壤天然組分中的EPFRs

1.1 腐殖質(zhì)中的EPFRs

1.1.1 腐殖質(zhì)中EPFRs的分布特征

1960 年，Rex[12]發(fā)現(xiàn)植物和煤炭中木質(zhì)素、單寧酸和腐殖酸存在半醌自由基，認(rèn)為木質(zhì)素自由基并不存在于植物組織里，而是在木材處理過(guò)程中真菌降解植物組織時(shí)產(chǎn)生。Steelink等[31]否認(rèn)其看法，認(rèn)為腐殖酸中自由基不是從外界截獲，而是分子的一個(gè)組成部分，并通過(guò)電子順磁共振光譜分析，腐殖酸中存在兩種穩(wěn)定的自由基，它們可能是鄰苯二酚-間苯二酚型共聚物產(chǎn)生的半醌自由基、醌氫醌體系下產(chǎn)生的醌型自由基[32-33]。土壤腐殖質(zhì)中含有非常穩(wěn)定的半醌/醌型自由基這一觀點(diǎn)得到普遍認(rèn)可，且EPFRs 的濃度隨腐殖化程度的加深而增加[34]。在極端pH（pH=5、12）下Christoforidis等[35]發(fā)現(xiàn)腐殖質(zhì)中均含有兩種穩(wěn)定的極限型自由基，其g值不同且具有明顯的電子結(jié)構(gòu)，呈現(xiàn)酸堿可逆關(guān)系。部分研究者發(fā)現(xiàn)，腐殖質(zhì)順磁光譜并非只含有半醌/醌型自由基信號(hào)，腐殖質(zhì)與金屬離子形成絡(luò)合物[36]，或含有超精細(xì)結(jié)構(gòu)[34,37-38]，使得光譜在略微不同的場(chǎng)值上疊加了大量的共振，呈現(xiàn)出非單一對(duì)稱線。

研究者從來(lái)源差異較大的土壤中提取出胡敏素、胡敏酸和富里酸，檢測(cè)其中所含EPFRs 并進(jìn)行比較，見表1。結(jié)果表明：不同組分腐殖質(zhì)EPFRs的g值沒有顯著差異，均來(lái)源于半醌自由基；胡敏素在不同腐殖質(zhì)組分中信號(hào)最強(qiáng)，其次依次是胡敏酸、富里酸；富里酸自由基種類最為豐富。Saab等[16]將三類有機(jī)質(zhì)與全土的EPFRs進(jìn)行碳標(biāo)準(zhǔn)化處理，并作相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，全土與胡敏素的自由基強(qiáng)度具有非常高的正相關(guān)性（r=0.91），說(shuō)明土壤中占主導(dǎo)地位EPFRs 主要以胡敏素中所含的自由基為主，而與胡敏酸和富里酸無(wú)直接關(guān)系。這一現(xiàn)象可能由于胡敏素所具有的較大分子質(zhì)量和較高的縮合度的有機(jī)碳能夠穩(wěn)定EPFRs。頻帶寬度表示樣品中自由基種類的豐富度，Watanabe 等[34]通過(guò)42種腐殖酸的表征發(fā)現(xiàn)，EPFRs的頻帶寬度與其強(qiáng)度呈負(fù)相關(guān)關(guān)系（r=0.82），表明隨自由基濃度的增加，其異質(zhì)性降低。富里酸頻帶寬度最大可能因?yàn)楦焕锼嶂械陌膈杂苫艿降谋Ｗo(hù)較少，使其與相鄰的自由基相互作用，減少松弛時(shí)間，增加頻帶寬度[16]，其微小變化還可能由于不同場(chǎng)強(qiáng)下疊加不同類型的共振所造成，其他因素還包括樣品的EPFRs濃度、聚集狀態(tài)（固態(tài)或溶液）、溫度、與金屬離子的相互作用[39]等。對(duì)于不同土壤，頻帶寬度的差異需要更有指向性的研究進(jìn)行分析。

表1 不同土壤中胡敏素、胡敏酸和富里酸所含EPFRs的比較

值得注意的是，涉及胡敏素中EPFRs 的研究，很多研究都是通過(guò)酸堿提取胡敏酸、富里酸后，胡敏素因不溶于酸堿而與無(wú)機(jī)礦物混合存在。研究者將這一組分中的EPFRs 直接歸因于胡敏素，這一結(jié)論忽視了礦物對(duì)EPFRs的穩(wěn)定作用。EPFRs究竟是依賴于胡敏素與無(wú)機(jī)礦物的復(fù)合體而存在，還是單獨(dú)存在于胡敏素，目前還未有明確的結(jié)論。

1.1.2 腐殖質(zhì)中EPFRs的形成機(jī)制

圖1 腐殖質(zhì)促進(jìn)金屬還原桿菌與Fe3+之間電子傳遞的機(jī)理模型［40］

腐殖質(zhì)一般不會(huì)被微生物降解，尤其是在缺氧的環(huán)境中，通常認(rèn)為其不會(huì)參與微生物的代謝。但Lovley 等[40]發(fā)現(xiàn)土壤和沉積物中存在一些微生物，能夠利用腐殖質(zhì)作為有機(jī)化合物和氫的厭氧氧化反應(yīng)的電子受體，而腐殖質(zhì)充當(dāng)電子穿梭體的角色，將電子傳遞給Fe3+，增強(qiáng)微生物與不易接觸到的Fe3+氧化物之間的電子傳遞過(guò)程，見圖1。Michael等[13]通過(guò)電化學(xué)方法得出結(jié)論，腐殖質(zhì)的氧化還原活性主要?dú)w因于醌-對(duì)苯二酚，而醌類是腐殖質(zhì)中重要的電子受體。Scott 等[41]通過(guò)pH、氧化和紫外線輻射對(duì)腐殖質(zhì)中EPFRs的影響實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)EPFRs呈現(xiàn)出的反應(yīng)均與醌類一致。通過(guò)測(cè)量微生物還原前后的腐殖質(zhì)中EPFRs 變化的實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，原本沒有信號(hào)的富里酸還原后均呈現(xiàn)明顯信號(hào)，而原本有信號(hào)的胡敏酸，還原后EPFRs 增加了1～9 倍。這是由于腐殖質(zhì)在接受電子發(fā)生還原過(guò)程時(shí)，醌從苯醌態(tài)還原到半醌態(tài)[38,42]，從而產(chǎn)生了半醌自由基。EPFRs的產(chǎn)生并非一定要微生物的參與。Steelink[33]發(fā)現(xiàn)當(dāng)堿加入腐殖酸時(shí)，也會(huì)產(chǎn)生EPFRs，這種自由基離子可能是由于反磁性的醌氫醌轉(zhuǎn)化為半醌自由基離子而產(chǎn)生的[43]。Wilson 等[32,38]發(fā)現(xiàn)在pH＞10時(shí)EPFRs 信號(hào)的迅速上升是因?yàn)闅溲醺x子參與了半醌自由基的生成。在堿性、缺氧土壤條件下，苯醌基團(tuán)與對(duì)苯二酚反應(yīng)，脫水形成半醌陰離子，由于氧的加入，中間體最終形成穩(wěn)定的半醌自由基。因此研究指出，半醌自由基在堿性缺氧的土壤條件下易形成，而在有氧條件下趨于穩(wěn)定。

1.1.3 腐殖質(zhì)中EPFRs的影響因素

由于腐殖質(zhì)結(jié)構(gòu)復(fù)雜且種類繁多，學(xué)者們對(duì)其自身EPFRs 的影響因素存在較多爭(zhēng)議。有研究表明，由于芳香族化合物自由電子能夠部分離域，可以提高EPFRs 的穩(wěn)定性[39]。González 等[36]認(rèn)為胡敏酸中半醌自由基濃度與芳香族碳百分比呈現(xiàn)很好正相關(guān)（r=0.92），與脂肪族碳百分比呈負(fù)相關(guān)。在芳香碳含量較高的腐殖質(zhì)中，電子共軛體系更為完善，有利于自由基的穩(wěn)定[34,39]。Milori等[44]同樣指出胡敏酸中芳香性高的物質(zhì)與半醌自由基的數(shù)量有明顯關(guān)系，他通過(guò)熒光光譜約400nm 處的光譜特征，表征三環(huán)或多環(huán)濃縮芳香環(huán)結(jié)構(gòu)發(fā)現(xiàn)，熒光強(qiáng)度和半醌自由基呈現(xiàn)很好的正相關(guān)（r=0.84）。但與之不同的是，當(dāng)利用C/H原子比作為有機(jī)質(zhì)芳香性和縮合度指標(biāo)時(shí)[45]，Riffaldi 等[15]發(fā)現(xiàn)胡敏素的C/H 原子比居于胡敏酸、富里酸之間，但EPFRs 強(qiáng)度卻比胡敏酸大，比富里酸高出1～2 個(gè)數(shù)量級(jí)。除此之外他還發(fā)現(xiàn)大部分胡敏酸、富里酸甲基化之后，其自由基強(qiáng)度增大，g值與頻帶寬度減小，他認(rèn)為這是甲基化后有機(jī)質(zhì)擁有更大的未配對(duì)電子遷移率使得信號(hào)增強(qiáng)。Scott等[41]則認(rèn)為相比于芳香性，半醌自由基強(qiáng)度與腐殖質(zhì)電子接受能力的關(guān)系更強(qiáng)。有研究報(bào)道EPFRs 信號(hào)強(qiáng)度與有機(jī)質(zhì)腐殖化程度呈正比，因?yàn)閰⑴c腐殖化過(guò)程的是半醌基團(tuán)，而半醌自由基強(qiáng)度隨著腐殖化程度的推進(jìn)而增加[34,46]。同樣，Schnitzer 等[47]發(fā)現(xiàn)泥炭樣品的胡敏酸與富里酸自由基濃度與焦磷酸指數(shù)顯著正相關(guān)（r=0.84），該指數(shù)通常用來(lái)評(píng)價(jià)腐殖化程度與酚類物質(zhì)濃度。Martin-Neto等[48]指出大降雨量的土壤環(huán)境使得胡敏酸的腐殖化程度增大，從而呈現(xiàn)出平均降雨量與EPFRs 信號(hào)強(qiáng)度具有很強(qiáng)的正相關(guān)性（r=0.94）。以上研究仍不夠全面，土壤環(huán)境中可能還存在很多其他影響因素，如土壤微生物的代謝過(guò)程對(duì)EPFRs生成和穩(wěn)定的影響。有研究指出微生物代謝過(guò)程可能會(huì)導(dǎo)致半醌自由基的進(jìn)一步生成，但這些自由基如何被穩(wěn)定下來(lái)還未可知。因此有關(guān)腐殖質(zhì)中EPFRs 的影響因素，還需要更加深入、系統(tǒng)的研究。

1.2 有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體中的EPFRs

有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體是指土壤有機(jī)質(zhì)與礦物組分相結(jié)合的形態(tài)[49]，在溫帶可耕土壤中，絕大部分的土壤有機(jī)質(zhì)都存在于有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體中[50]。由于礦物的保護(hù)，有機(jī)質(zhì)較難受到外界因素影響，能穩(wěn)定地存在于土壤中。由此可以推測(cè)礦物也有可能保護(hù)土壤有機(jī)質(zhì)中EPFRs 結(jié)構(gòu)，而當(dāng)胡敏素與無(wú)機(jī)礦物復(fù)合體的結(jié)構(gòu)遭到破壞時(shí)，EPFRs穩(wěn)定性將如何變化，目前并沒有明確的答案。值得注意的是，已有很多研究指出，有機(jī)污染物吸附在礦物表面，與其過(guò)渡金屬位點(diǎn)結(jié)合，形成穩(wěn)定的EPFRs，而礦物的結(jié)構(gòu)能增強(qiáng)EPFRs 的穩(wěn)定性[10,17]。土壤有機(jī)質(zhì)與有機(jī)污染物分別作為不同的EPFRs 前體，其形成、穩(wěn)定機(jī)制存在差別，已有的有機(jī)污染物相關(guān)結(jié)論在土壤有機(jī)質(zhì)體系中可能并不適用，礦物、過(guò)渡金屬對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)中EPFRs 信號(hào)的貢獻(xiàn)目前沒有確切的結(jié)論。

例如有研究指出，有機(jī)物降解過(guò)程中EPFRs的生成不一定需要過(guò)渡金屬的加入。Li等[51]報(bào)道在植物葉片與純高嶺石體系中，伴隨有機(jī)物的分解發(fā)現(xiàn)了g 值高于2.005 以氧為中心的EPFRs，其所用的高嶺石并未含有過(guò)渡金屬元素，且添加高嶺石的體系中EPFRs 強(qiáng)度比沒有添加的要高得多，長(zhǎng)達(dá)一個(gè)月信號(hào)未發(fā)生衰減，這是因?yàn)樵诤艽蟪潭壬细邘X石截留住了碳水化合物，并提高了EPFRs 的穩(wěn)定性和持久性。固態(tài)碳核磁共振光譜學(xué)研究發(fā)現(xiàn)，在黏土、粉砂和砂粒大小的分離物中，有機(jī)質(zhì)的化學(xué)成分存在顯著差異[52-53]，但遺憾的是研究者并沒有指出這些有機(jī)質(zhì)的差異對(duì)EPFRs 濃度的影響，關(guān)于土壤有機(jī)無(wú)機(jī)復(fù)合體上EPFRs 相關(guān)研究仍較為匱乏。關(guān)于過(guò)渡金屬元素在EPFRs 生成過(guò)程中的作用，本文將結(jié)合有機(jī)污染物的相關(guān)研究，在2.3.2節(jié)進(jìn)行詳細(xì)討論。

2 外源有機(jī)物降解對(duì)土壤EPFRs 的貢獻(xiàn)

2.1 有機(jī)污染物降解過(guò)程中EPFRs的形成機(jī)制

多環(huán)芳烴[17-18,54]、五氯苯酚[9-10]、兒茶酚[27-28,55]、多氯聯(lián)苯[56]等有機(jī)污染物，在降解過(guò)程中EPFRs的產(chǎn)生和穩(wěn)定是目前的研究熱點(diǎn)。由于EPFRs 在土壤、大氣中的持久性，可能比有機(jī)污染物本身引起的健康風(fēng)險(xiǎn)更為嚴(yán)重。

Jia等[57]在研究土壤中多環(huán)芳烴降解生成EPFRs的過(guò)程中發(fā)現(xiàn)，不同種類多環(huán)芳烴在Fe3+改性黏土礦物體系中降解，只有在蒽參與下才觀察到EPFRs，其他多環(huán)芳烴（如菲、芘和苯并[a]芘）均未觀測(cè)到，研究者認(rèn)為分子結(jié)構(gòu)會(huì)影響其降解與EPFRs 的形成。其中，芘和苯并[a]芘雖發(fā)生了降解，但可能由于其產(chǎn)生的EPFRs 不夠穩(wěn)定或持久而未被檢測(cè)到。沒有發(fā)生降解的菲由于其電離能太大，在體系表面不發(fā)生電子轉(zhuǎn)移，不具備生成EPFRs的條件。后續(xù)研究中發(fā)現(xiàn)，蒽在同一體系降解過(guò)程中，存在不止一種EPFRs 生成的情況，見圖2，這幾種EPFRs（g1、g2、g3）的穩(wěn)定性、含量都不同[54]。首先，電子從芳香環(huán)轉(zhuǎn)移到Fe3+等電子受體上，生成很不穩(wěn)定的芳香型陽(yáng)離子自由基g1，其未配對(duì)電子可被大氣氧分子氧化或被水分子猝滅，而水比氧氣更易與g1反應(yīng)，從而形成有相鄰氧原子的碳中心苯酚自由基g2；g2去除質(zhì)子化后形成蒽酮[58]，蒽酮和蒙脫土之間的電子轉(zhuǎn)移誘發(fā)產(chǎn)生以碳為中心蒽酮自由基g3；隨后g3水解生成蒽酚酮，進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為最終產(chǎn)物蒽醌。同樣，Borrowman等[59]也發(fā)現(xiàn)在苯并芘的溶解相實(shí)驗(yàn)中存在3 種EPFRs連續(xù)排列在順磁共振光譜中，其中兩種屬于半醌類，另一種屬于多環(huán)芳烴轉(zhuǎn)化形成的以碳為中心的自由基。Wang 等[60]觀察到多環(huán)芳烴在蒙脫土中降解時(shí)，均生成了以氧、碳為中心的自由基，猜測(cè)多環(huán)芳烴可能首先被氧化成酚類或醌類，形成半醌型EPFRs或苯氧基EPFRs。因此，這些研究結(jié)論說(shuō)明無(wú)機(jī)礦物以及過(guò)渡金屬元素的吸收電子能力能夠促進(jìn)電子從有機(jī)污染物上被轉(zhuǎn)移，而形成更加穩(wěn)定的醌類自由基。

圖2 蒽在Fe3+改性蒙脫土體系中轉(zhuǎn)化和EPFRs形成機(jī)理［54］

dela Cruz 等[9]發(fā)現(xiàn)受五氯苯酚污染的土壤中EPFRs強(qiáng)度（20.2×1017spin/g）比未污染土壤（0.7×1017spin/g）高近30 倍。研究者通過(guò)氣態(tài)真空負(fù)載發(fā)現(xiàn)五氯苯酚吸附在土壤顆粒上并呈現(xiàn)出與受污染土壤EPFRs 一致的信號(hào)，說(shuō)明受污染土壤EPFRs由五氯苯酚降解形成。在其后續(xù)的研究中[10]，明確提出在土壤環(huán)境下五氯苯酚參與EPFRs生成的3種可能性機(jī)制（圖3）：①五氯苯酚物理吸附Fe3+，通過(guò)電子轉(zhuǎn)移生成EPFRs 陽(yáng)離子；②五氯苯酚物理吸附Fe3+或Cu2+，脫去一個(gè)水分子，電子轉(zhuǎn)移至過(guò)渡金屬生成EPFRs；③五氯苯酚物理吸附土壤有機(jī)質(zhì)，形成五氯苯酚-土壤有機(jī)質(zhì)-過(guò)渡金屬?gòu)?fù)合體，電子由五氯苯酚轉(zhuǎn)移至有機(jī)質(zhì)中，有機(jī)質(zhì)作為電子穿梭體，進(jìn)一步將電子轉(zhuǎn)移至過(guò)渡金屬形成EPFRs。這3 種生成機(jī)制與其他大部分文獻(xiàn)中提到的觀點(diǎn)一致。但EPFRs 生成的具體過(guò)程很大程度上結(jié)合了研究者們的猜想，且實(shí)驗(yàn)?zāi)M的是非生物過(guò)程，而在實(shí)際環(huán)境中污染物的降解可能很大程度上受到微生物的影響，微生物在有機(jī)污染物降解過(guò)程中對(duì)EPFRs的生成有待進(jìn)一步的研究論證。

圖3 五氯苯酚降解過(guò)程EPFRs生成的3種機(jī)制［10］

2.2 有機(jī)污染物降解過(guò)程中EPFRs的穩(wěn)定機(jī)制

有機(jī)污染物降解過(guò)程中EPFRs 的穩(wěn)定機(jī)制仍處于探索階段，研究者較多關(guān)注礦物晶體結(jié)構(gòu)及其表面的過(guò)渡金屬位點(diǎn)對(duì)EPFRs 的穩(wěn)定作用。以黏土中蒙脫石為例，它是一種2∶1 層狀鋁硅酸鹽黏土礦物，具有層間可膨脹性，這使得層間域（即層與層之間的幾何空間）成為有機(jī)污染物良好的停留場(chǎng)所和化學(xué)反應(yīng)區(qū)域。由于其晶體結(jié)構(gòu)四面體硅、八面體鋁中高價(jià)陽(yáng)離子被低價(jià)陽(yáng)離子，如Fe3+、Ca2+、Mg2+所取代，擁有更大的陽(yáng)離子交換容量，可供有機(jī)物、自由基陽(yáng)離子吸附的金屬位點(diǎn)更多[10,17]，形成的自由基陽(yáng)離子在夾層的保護(hù)下更容易穩(wěn)定下來(lái)[61]。而沒有晶體取代結(jié)構(gòu)的高嶺石，其少量的Fe3+僅存在于表面邊緣處；伊利石夾層中大部分結(jié)構(gòu)電荷都被固定的K+所替代，但Fe3+無(wú)法取代K+，因此其Fe3+主要位于外表面。Jia 等[57]通過(guò)Fe3+改性的蒙脫土、伊利石、葉蠟石分別模擬夾層內(nèi)、外部表面、表面邊緣上的Fe3+，通過(guò)觀察蒽的轉(zhuǎn)化研究不同位點(diǎn)上Fe3+的反應(yīng)活性。結(jié)果表明，F(xiàn)e3+改性蒙脫土上蒽的轉(zhuǎn)化速率比伊利石和葉蠟石上的高10倍左右，這可能說(shuō)明夾層內(nèi)的Fe3+對(duì)于降解有機(jī)污染物，生成EPFRs 的貢獻(xiàn)更大。在后續(xù)的研究中發(fā)現(xiàn)[54]，負(fù)載在蒙脫土上的Fe3+含量最高，其次是伊利石、高嶺石，觀測(cè)蒽在蒙脫土上降解產(chǎn)生的EPFRs數(shù)量比其余兩者高出4個(gè)數(shù)量級(jí)。蒙脫土之所以比其他礦物更具優(yōu)勢(shì)，關(guān)鍵可能在于層間電場(chǎng)有利于表面電荷最優(yōu)分散，降低各種相互作用或配合物的靜電能，使得蒽降解過(guò)程生成的自由基陽(yáng)離子與蒙脫土層間負(fù)電荷緊密結(jié)合，形成的EPFRs 比外層的更穩(wěn)定。由此可知夾層中Fe3+的微環(huán)境對(duì)EPFRs 的穩(wěn)定起著至關(guān)重要的作用[62-63]。但是，在相對(duì)濕度100%的環(huán)境下，蒙脫土具有表面親水性，更易吸附水，可能具有更強(qiáng)的自由基猝滅效果，從而縮短EPFRs的壽命[17]。

礦物所起穩(wěn)定作用的前提是有機(jī)污染物與礦物的有效吸附，而吸附行為與有機(jī)污染物和礦物種類有密切關(guān)系[64]，因此在研究有機(jī)污染物降解過(guò)程中EPFRs 的生成和穩(wěn)定時(shí)，需關(guān)注兩者之間的吸附行為。

2.3 有機(jī)污染物降解過(guò)程中EPFRs的影響因素

2.3.1 土壤有機(jī)質(zhì)

土壤有機(jī)質(zhì)作為EPFRs 的潛在前體和載體，對(duì)EPFRs 的生成與穩(wěn)定有著重要的作用。目前有兩種觀點(diǎn)，大部分研究者認(rèn)為，過(guò)渡金屬不需要與有機(jī)污染物直接接觸就能進(jìn)行電子傳遞，土壤腐殖質(zhì)充當(dāng)電子穿梭體的角色[13,40,42]，介導(dǎo)有機(jī)污染物與過(guò)渡金屬間的電子傳輸，協(xié)助EPFRs的形成[10,65]。Nwosu 等[65]用聚對(duì)苯撐改性蒙脫土模擬土壤有機(jī)質(zhì)吸附于黏土礦物發(fā)現(xiàn)，在聚對(duì)苯撐改性的體系中，有更多的EPFRs 生成且衰減速度減慢。這可能由于苯酚與過(guò)渡金屬間生成的苯氧基自由基結(jié)構(gòu)與聚對(duì)苯撐之間存在π-π 鍵疊加，EPFRs 利用共軛體系讓電子穿梭于苯酚和聚對(duì)苯撐之間，使EPFRs更穩(wěn)定地存在。過(guò)渡金屬被腐殖質(zhì)包裹后，可能有更大的概率與有機(jī)污染物相互作用。在深層土壤、淡水沉積物等缺氧環(huán)境中，腐殖質(zhì)介導(dǎo)微生物與鐵氧化物之間的電子傳遞過(guò)程是電子流動(dòng)的重要途徑[40,66]。在沒有過(guò)渡金屬的情況下，dela Cruz等[9]猜測(cè)，土壤有機(jī)質(zhì)還可以作為最終的電子受體，催化有機(jī)污染物生成EPFRs。無(wú)論是土壤有機(jī)質(zhì)充當(dāng)電子轉(zhuǎn)移的橋梁，還是作為最終電子受體，均說(shuō)明了土壤有機(jī)質(zhì)能夠協(xié)助生成EPFRs。

另一部分研究者認(rèn)為土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)礦物/有機(jī)污染物的包裹會(huì)一定程度上阻止有機(jī)污染物與礦物表面、過(guò)渡金屬位點(diǎn)的接觸，從而抑制EPFRs 的產(chǎn)生[67]。在受多環(huán)芳烴污染的土壤中發(fā)現(xiàn)隨著土壤有機(jī)質(zhì)含量的增加，EPFRs 濃度呈現(xiàn)下降趨勢(shì)[17]。當(dāng)蒽在有機(jī)質(zhì)比例為1.5%左右時(shí)，其轉(zhuǎn)化速率常數(shù)明顯下降[17-18]，這種潛在關(guān)系似乎說(shuō)明在有機(jī)質(zhì)含量較低的土壤中，蒽這類疏水化合物不易被有機(jī)相吸附，礦物表面的活性位點(diǎn)能夠充分與蒽結(jié)合，促進(jìn)蒽的轉(zhuǎn)化[58,68]。土壤有機(jī)質(zhì)不僅通過(guò)與有機(jī)污染物的吸附抑制EPFRs 的產(chǎn)生，還可能與過(guò)渡金屬形成絡(luò)合占據(jù)活性位點(diǎn)。例如Fe3+與土壤有機(jī)質(zhì)的絡(luò)合作用減少金屬活性位點(diǎn)的暴露，抑制污染物與過(guò)渡金屬間的電子轉(zhuǎn)移[57]。對(duì)金屬具有更高親和力的有機(jī)配體，其抑制作用更大。值得強(qiáng)調(diào)的是，土壤有機(jī)質(zhì)是減緩而不是完全阻礙有機(jī)污染物的轉(zhuǎn)化與EPFRs 的產(chǎn)生，因?yàn)橥寥烙袡C(jī)質(zhì)總是與礦物相復(fù)合，并非單獨(dú)存在。有機(jī)污染物可以通過(guò)先吸附在有機(jī)涂層礦物上，然后擴(kuò)散到底層無(wú)機(jī)相表面，與礦物發(fā)生相互作用，生成EPFRs。

生物炭作為人為添加到土壤中的一類富碳物質(zhì)，也會(huì)影響土壤有機(jī)物污染物降解過(guò)程中EPFRs的生成與穩(wěn)定。前人的研究顯示，生物炭自身含有豐富的EPFRs，能活化H2O2/O2或S2O82-生成·OH/超氧自由基（·O2-）和硫酸自由基（SO4-），有效降解有機(jī)污染物，如2-氯聯(lián)苯[69]、酚類化合物和多氯聯(lián)苯[70-71]、酚甲烷[72]等。一方面生物炭對(duì)有機(jī)污染物的降解有可能會(huì)減少其與土壤組分的接觸，降低有機(jī)污染物降解過(guò)程中EPFRs 的生成，進(jìn)而降低有機(jī)污染物的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)；但另一方面，生物炭上具有與腐殖質(zhì)類似的氧化還原能力，以及其自身所有含有過(guò)渡金屬元素（例如鐵），可能會(huì)與有機(jī)污染物的降解產(chǎn)物相結(jié)合，生成新的更加穩(wěn)定的EPFRs。遺憾的是目前的研究?jī)H停留在討論生物炭對(duì)污染物的去除機(jī)制，對(duì)土壤中污染物降解生成EPFRs 的影響仍非常匱乏。

2.3.2 過(guò)渡金屬及其氧化物

對(duì)于有機(jī)污染物降解過(guò)程中EPFRs 生成和穩(wěn)定，過(guò)渡金屬元素似乎是一個(gè)不可或缺的存在。它不僅作為電子受體，參與生成EPFRs，還能大大提高EPFRs 的穩(wěn)定性。但在實(shí)驗(yàn)室模擬植物葉片降解過(guò)程中發(fā)現(xiàn)，EPFRs的生成并不需要過(guò)渡金屬元素的參與[51]。這可能由于腐殖質(zhì)中EPFRs是土壤有機(jī)質(zhì)氧化還原反應(yīng)中間狀態(tài)的穩(wěn)定形式，這類EPFRs的形成和穩(wěn)定很可能伴隨著微生物的代謝過(guò)程，而有機(jī)污染物降解過(guò)程產(chǎn)生的EPFRs 是由降解過(guò)程中的中間產(chǎn)物被穩(wěn)定而生成的，兩者體系上存在差異，因此需要更有指向性的研究來(lái)揭示不同土壤環(huán)境下過(guò)渡金屬的作用。

有機(jī)污染物存在的土壤環(huán)境中，過(guò)渡金屬離子氧化能力的強(qiáng)弱會(huì)影響電子轉(zhuǎn)移、EPFRs種類、濃度和壽命[57,73-75]。例如在氧化鋅上形成的EPFRs 半衰期相對(duì)較長(zhǎng)，持續(xù)數(shù)天甚至數(shù)月，比鎳和鐵氧化物上形成的半衰期長(zhǎng)一個(gè)數(shù)量級(jí)，比氧化銅長(zhǎng)兩個(gè)數(shù)量級(jí)[74]。只有Fe3+、Cu2+和Ru2+等具有一定氧化能力的金屬離子才能誘導(dǎo)多環(huán)芳烴的電子轉(zhuǎn)移[76]，而Al3+對(duì)其轉(zhuǎn)化影響并不明顯，多環(huán)芳烴的轉(zhuǎn)化主要以過(guò)渡金屬離子作為電子受體。Yang等[26]發(fā)現(xiàn)在不同類型金屬氧化物上形成的EPFRs 種類是不同的，金屬氧化物催化生成EPFR的能力與其氧化性強(qiáng)弱順序一致。同時(shí)EPFRs 濃度還取決于金屬氧化物的含量和顆粒大小。Pan 等[77]將過(guò)渡金屬介導(dǎo)EPFRs形成機(jī)制綜述為三個(gè)步驟：首先芳香分子或其降解中間產(chǎn)物與過(guò)渡金屬氧化物或離子形成物理吸附，其次前體分子或其降解副產(chǎn)物通過(guò)脫去一個(gè)水分子或/和氯化氫形成化學(xué)吸附，最后是有機(jī)化合物和過(guò)渡金屬之間通過(guò)電子轉(zhuǎn)移，生成EPFRs。

另一方面，不同金屬陽(yáng)離子對(duì)有機(jī)污染物的吸附行為受礦物底面間距的影響[64,76]。對(duì)于鉀改性蒙脫土其底面間距足夠大，能夠插入五氯苯酚分子，最適合吸附有機(jī)污染物[78-79]，同時(shí)最小化水分子與污染物共同競(jìng)爭(zhēng)吸附位點(diǎn)。同樣，也有研究表明，飽和負(fù)載的Fe3+、Al3+、Cu2+在蒙脫土上具有很強(qiáng)的光催化活性，能夠催化產(chǎn)生EPFRs，蒽、菲的光降解速率與其距離不同金屬離子負(fù)載蒙脫土層間陽(yáng)離子的間距大小順序一致[80]，間距影響金屬位點(diǎn)與有機(jī)污染物的相互作用力，從而影響多環(huán)芳烴降解和EPFRs的產(chǎn)生。

當(dāng)過(guò)渡金屬及其氧化物所制備的光催化材料進(jìn)入環(huán)境后，也會(huì)影響有機(jī)污染物在環(huán)境中的歸趨與環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。目前研究指出，光催化材料的氧化鐵能夠與有機(jī)污染物反應(yīng)生成EPFRs。Vejerano[81]與Li[27]等均發(fā)現(xiàn)負(fù)載氧化鐵的二氧化硅抑制了酚類的降解，因?yàn)槎趸璞砻娴蔫F活性位點(diǎn)與酚類物質(zhì)發(fā)生電子轉(zhuǎn)移生成EPFRs，其穩(wěn)定性阻礙了酚類降解。這一過(guò)程將進(jìn)一步增加有機(jī)污染物環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的不確定性，為預(yù)測(cè)有機(jī)污染的環(huán)境行為提出更大的挑戰(zhàn)。

2.3.3 氧氣

以碳為中心的自由基通常比以氧為中心的自由基反應(yīng)活性更強(qiáng)[3]，前者會(huì)結(jié)合其周圍環(huán)境中的氧、含氧官能團(tuán)[28]，又或者其他物質(zhì)如水分子、陰離子和有機(jī)分子[18]，轉(zhuǎn)化為更加穩(wěn)定的相鄰氧原子的碳中心自由基。例如在缺氧條件下[17]，利用土壤本身攜帶的氫氧根離子或水分子進(jìn)行轉(zhuǎn)化。無(wú)氧的環(huán)境條件并不影響蒽的轉(zhuǎn)化率，說(shuō)明氧可能沒有直接參與氧化反應(yīng)，而是其他物質(zhì)提供氧源[18,57]。缺氧條件下雖然無(wú)游離氧和水分子，但黏土表面的Fe3+可以與氫氧根離子或水分子結(jié)合，形成[Fe(OH)1～4]-1～2+這樣的小聚物，易與芳香族自由基陽(yáng)離子發(fā)生絡(luò)合[61,82]，部分轉(zhuǎn)化為更加穩(wěn)定的氧源性自由基[18]。相比之下將缺氧環(huán)境下形成的自由基陽(yáng)離子長(zhǎng)時(shí)間暴露于有氧環(huán)境中，EPFRs強(qiáng)度持續(xù)下降，先迅速轉(zhuǎn)化為相鄰氧原子的碳中心自由基后，逐漸分解為以碳為中心的自由基并進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為非自由基最終產(chǎn)物[54]。同樣，在有氧條件下低溫?zé)崽幚硎芪迓缺椒游廴镜耐寥腊l(fā)現(xiàn)，由于氧濃度的增加，EPFRs的g 值也有所增大[10]，但并未觀察到新的氧或過(guò)氧自由基的形成，可能由于以碳為中心自由基被氧化或破壞。另一方面，在部分氧化反應(yīng)如芳香胺和酚，即使沒有過(guò)渡金屬離子的存在，氧氣也可協(xié)助生成自由基陽(yáng)離子，而形成的芳香族自由基也可以被吸附的O2氧化[76]。

2.3.4 濕度

濕度是控制EPFRs 形成的一個(gè)重要因素，高濕度會(huì)抑制EPFRs 的形成或?qū)е翬PFRs 快速衰減。Nwosu 等[83]報(bào)道空氣相對(duì)濕度增加到75% 時(shí)，EPFRs的衰減速度比在空氣中的快5倍，相對(duì)濕度在22%～38%不等，比真空條件下快71 倍。雖然在較低范圍內(nèi)濕度的增加使得EPFRs 強(qiáng)度有少量提高[18]，這可能因?yàn)槊擅撏帘砻娴慕饘訇?yáng)離子周圍配體水分子參與了EPFRs的形成[54]。但隨相對(duì)濕度持續(xù)增加至22%、43%，EPFRs產(chǎn)量和蒽轉(zhuǎn)化率急劇下降說(shuō)明水分對(duì)EPFRs 的抑制作用。其主要的解釋是：①水分子和有機(jī)污染物產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，如與多環(huán)芳烴爭(zhēng)奪路易斯酸位點(diǎn)[57]；②礦物表面的金屬與水分子結(jié)合趨于水化形成水分子層[84-85]。水層的覆蓋導(dǎo)致有機(jī)污染物距離Fe3+配位位置越來(lái)越遠(yuǎn)，抑制電子轉(zhuǎn)移速率和有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化[86]。這種水化狀態(tài)影響陽(yáng)離子與有機(jī)污染物相互作用[87]，不同類型的陽(yáng)離子對(duì)不同污染物的水合吸附影響也存在差異[88-89]。黏土或/和有機(jī)質(zhì)含量較高的紅壤、黑鈣土，在相對(duì)濕度較高的環(huán)境下EPFRs 更容易發(fā)生衰減[18]。因?yàn)轲ね恋V物和有機(jī)質(zhì)在結(jié)構(gòu)上親水，容易吸收水分子，促進(jìn)EPFRs 的猝滅。因此，自由水的存在阻斷了活性部位，阻礙了黏土表面的催化作用，必須在一定程度上去除中間層水，以達(dá)到有機(jī)污染物的氧化反應(yīng)[17]。

2.3.5 溫度

在低溫加熱（30～50℃）條件下，隨著水分的不斷去除和熱活化的增加，受五氯苯酚污染的土壤中EPFRs 強(qiáng)度隨之上升，五氯苯酚轉(zhuǎn)化為五氯苯氧基EPFRs[10]。在30℃以下，土壤水分阻礙了這種轉(zhuǎn)化。而加熱至75℃時(shí)，EPFRs 強(qiáng)度增加到最大值，五氯苯酚轉(zhuǎn)化率最高，土壤中其他污染物的有機(jī)大分子或聚芳結(jié)構(gòu)進(jìn)行分解，形成芳香亞基和EPFRs，導(dǎo)致順磁信號(hào)的增強(qiáng)[90]。在更高溫度下，EPFRs 和五氯苯酚濃度均下降，轉(zhuǎn)化率逐漸降低，可能由于EPFRs 重組或其本身熱分解造成的猝滅現(xiàn)象。另外，在黏土表面蒽的降解過(guò)程中，存在有多種類型EPFRs 共存的現(xiàn)象，在不同溫度內(nèi)，不同類型的EPFRs分別占據(jù)主導(dǎo)地位[54]。

對(duì)以上有機(jī)污染物降解過(guò)程中形成的EPFRs的影響因素進(jìn)行以下總結(jié)，見表2。

除此以上討論的影響因素之外，還存在其他影響因素，如紫外線會(huì)促進(jìn)電子轉(zhuǎn)移[27,91]，加速EPFRs 的轉(zhuǎn)化[18,92]。目前研究者較多關(guān)注受污染地區(qū)EPFRs 的來(lái)源、生成和穩(wěn)定過(guò)程，對(duì)于影響因素的研究還不夠系統(tǒng)。在多變的土壤環(huán)境中，有很多因素會(huì)影響EPFRs 生成和穩(wěn)定，相同的影響因素對(duì)不同有機(jī)污染物為前體的EPFRs，其表現(xiàn)出的現(xiàn)象可能不盡相同。因此，在研究環(huán)境因素對(duì)土壤中EPFRs 形成和穩(wěn)定的影響時(shí)，以上只針對(duì)于目前已有的研究作出總結(jié)和探討，仍不足以把目前得到的結(jié)論外推到其他體系中。

3 結(jié)語(yǔ)

綜上所述，受有機(jī)污染物污染的土壤中EPFRs的形成與穩(wěn)定關(guān)注度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于天然土壤中有機(jī)質(zhì)本生所含有的EPFRs。EPFRs是有機(jī)污染物環(huán)境歸趨的重要組成部分之一，與土壤無(wú)機(jī)礦物及過(guò)渡金屬位點(diǎn)的結(jié)合提高其穩(wěn)定性和持久性，使其有條件進(jìn)行長(zhǎng)距離、不同環(huán)境介質(zhì)的遷移與轉(zhuǎn)化，增大潛在的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。受污染土壤與天然土壤是兩種不同的體系，有機(jī)污染物作為外源有機(jī)質(zhì)，與腐殖質(zhì)的結(jié)構(gòu)、種類、化學(xué)性質(zhì)上存在巨大差別，前者在其本身降解過(guò)程中生成EPFRs，后者可能在微生物的參與下，土壤有機(jī)質(zhì)氧化還原過(guò)程作為中間狀態(tài)而穩(wěn)定下來(lái)的EPFRs，兩種體系下存在差異，并不能完全從有機(jī)污染物的視角和已有的結(jié)論看待天然土壤中有機(jī)EPFRs。

然而，天然土壤中有機(jī)EPFRs 的研究尚未受到應(yīng)有的重視，特別是EPFRs 在不同土壤組分中的分布特征及結(jié)構(gòu)來(lái)源、產(chǎn)生過(guò)程與穩(wěn)定機(jī)制，甚至是可能存在的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。對(duì)于穩(wěn)定存在于土壤有機(jī)質(zhì)中的EPFRs，研究者們無(wú)法像有機(jī)污染物所產(chǎn)生的EPFRs 一樣追根溯源，找到具有針對(duì)性的天然有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)解析其生成過(guò)程，并通過(guò)模擬實(shí)驗(yàn)去驗(yàn)證猜測(cè)。因此對(duì)于土壤組分中EPFRs 的研究只停留在對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)進(jìn)行分離，探究HA、FA、HU 中EPFRs 分布，或是進(jìn)一步對(duì)有機(jī)質(zhì)進(jìn)行表征，探究不同性質(zhì)的有機(jī)質(zhì)與EPFRs 的關(guān)系。進(jìn)一步的研究需要關(guān)注以下幾個(gè)方向。

（1）來(lái)源天然土壤有機(jī)質(zhì)的EPFRs，其影響因素、環(huán)境行為和遷移轉(zhuǎn)化等方面研究不夠完整，未明確礦物在EPFRs 生成和穩(wěn)定中的作用。很多研究提到，在有機(jī)污染物作為前體的土壤環(huán)境中，礦物對(duì)EPFRs 的生成和穩(wěn)定都起至關(guān)重要的作用，而將HU與無(wú)機(jī)礦物混合物中的EPFRs直接歸因于HU 的貢獻(xiàn)，忽略了礦物的作用，這一做法顯然不可取。因此這一問(wèn)題有待進(jìn)一步研究。

表2 對(duì)有機(jī)污染物降解過(guò)程中形成的EPFRs的影響因素總結(jié)

（2）受有機(jī)污染物污染的土壤，EPFRs的生成及穩(wěn)定機(jī)制已有初步認(rèn)識(shí)，但其具體的生成過(guò)程仍處于猜測(cè)階段。土壤有機(jī)質(zhì)、過(guò)渡金屬對(duì)EPFRs生成和穩(wěn)定的影響仍存在異議。且隨著遠(yuǎn)距離遷移、土壤環(huán)境的變化，EPFRs 的反應(yīng)活性變化研究、環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估還不夠明確。

（3）目前來(lái)自于實(shí)驗(yàn)室的機(jī)理結(jié)論如何有效地為真實(shí)土壤環(huán)境中EPFRs 環(huán)境行為服務(wù)是值得思考的問(wèn)題。只有在加強(qiáng)EPFRs 生成穩(wěn)定機(jī)理研究的同時(shí)，重視環(huán)境中EPFRs 影響因素的變化帶來(lái)的反應(yīng)活性的改變，才能更好、更全面地認(rèn)識(shí)EPFRs的潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。