模擬有機-礦質體中不同吸附域對TCE的吸附影響

蘇思慧,何江濤,石鈺婷,張小亮 (中國地質大學(北京)水資源與環(huán)境學院,水資源與環(huán)境工程北京市重點實驗室,北京 100083)

有機污染物在地質環(huán)境中的吸附行為,是直接影響有機污染物在環(huán)境中遷移、轉化及其歸宿的重要因素[1-5].地質吸附劑對有機污染物的吸附實際上是由地質吸附劑中的礦物組分和有機質兩部分共同作用的結果[1-13].Ransom 等[5]的研究表明,在自然土壤中有機質和無機礦物通常是結合在一起的,土壤中有 50%～90%的有機碳是以有機-礦質復合體的形態(tài)存在的.魏朝富等[6]與 Jastrow[7]的研究發(fā)現(xiàn),土壤腐殖質和礦物質的結合物即土壤腐殖質-礦質復合體是土壤的核心組成單元,是污染物質遷移轉化的重要影響因子.但是,已有研究大部分致力于地質吸附劑中有機質的物理形態(tài)或有機組分對吸附行為的影響,而致力于地質吸附劑中有機質與無機礦物互相作用對吸附行為的影響的研究較少.近年來的研究表明,土壤各級復合體中腐殖質大部分以松結合態(tài)(41～48%)和緊結合態(tài)(47～50%)形式存在,少部分以穩(wěn)結合態(tài)(3～8%)存在[8-9].在有機-礦質復合體中,黏土礦物上的腐植組分可能在經(jīng)受了化學或物理變化后,會對疏水性有機化合物(HOCs)的吸附行為產(chǎn)生影響[10-11].Wang等[12]研究表明,腐植酸(HA)的脂肪族組分比芳香族組分更容易被黏土礦物吸附,同時被吸附的腐植酸的極性控制著有機質-黏土復合體對菲的吸附行為.Feng等[13]發(fā)現(xiàn)覆蓋在蒙脫土(MMT)或高嶺土上的具有卷曲結構的腐植酸,相比與伸展結構的腐植酸,對菲具有更強的吸附能力.

本研究以三氯乙烯(TCE)為典型污染物,以不同質量比的腐植酸(HA)、蒙脫土(MMT)制備蒙脫土-腐植酸復合體以及混合體模擬土樣,在此基礎上進行吸附批實驗,探討不同C/M的有機-礦質復合體及混合體對 TCE的吸附行為,并分析復合體形成過程中有機質吸附域、無機礦物吸附域的相互作用,以期為進一步揭示有機質與無機礦物在土壤中的吸附機制提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 有機-礦質復合體的制備

以蒙脫土代表地質吸附劑中的無機礦物,以商用腐植酸代表地質吸附劑中的有機質.制備蒙脫土-腐植酸復合體以及蒙脫土-腐植酸混合體模擬土樣,分別代表蒙脫土與腐植酸之間有相互作用和無相互作用.

蒙脫土購自國藥集團化學試劑公司(分析純),腐植酸購自國藥集團化學試劑公司(化學純),三氯乙烯購自北京化工廠(分析純),三氯乙烯標準溶液質量濃度為0.98mg/mL,甲醇購自Burdick& Jackson公司(色譜純).

蒙脫土-腐植酸模擬復合體的制備:用篩分法(250目篩)分離出＜2μm蒙脫土組分,均分6份,每份50.00g.分別稱取1,2,3,4,5,6g的腐植酸溶解于pH為9.0的超純水中,再分別加入已稱好的蒙脫土 50.00g,振蕩浸泡 1周后,冷凍干燥篩分過250目篩密封保存,制備成有機-礦質復合體,編號分別為 HA-1、HA-2、HA-3、HA-4、HA-5和HA-6復合體.

蒙脫土-腐植酸模擬混合體的制備:用篩分法(250目篩)分離出＜2μm蒙脫土組分,均分6份,每份50.00g.分別稱取1,2,3,4,5,6g的腐植酸,再加入已稱好的蒙脫土50.00g,混合均勻密封保存.制備成有機-礦質混合體,編號分別為 HA+1、HA+2、HA+3、HA+4、HA+5和HA+6混合體.

1.2 TCE溶液的配置和測定

由于 TCE溶解度較小,且易揮發(fā),先將 TCE配置成高濃度的甲醇儲備液,配置八個濃度梯度的TCE溶液,并存儲于4L棕色下口瓶中,密封保存.為了避免共溶效應,甲醇的體積占溶液總體積的比例不超過0.1%.

TCE分析采用美國安捷倫帶有7694E頂空進樣器和 CerityQA-QC化學工作站的 Agilent 6820氣相色譜儀,檢出限為0.05μg/L,使用靈敏度度較高的HP-624色譜柱,ECD檢測器,進樣口溫度160,℃色譜柱柱流量1.0mL/min,爐溫70(℃保持10min),檢測器ECD溫度300,℃頂空進樣器條件:樣品瓶溫度為60,℃定量環(huán)溫度為 70,℃?zhèn)鬏斁€溫度為80℃[14].

1.3 吸附批實驗

采用批實驗吸附方法,準確稱取吸附劑樣品50.00mg于20mL頂空瓶中,加入不同濃度的TCE溶液20.00 mL(加入溶液體積使頂空瓶上部空余體積盡可能小,使 TCE盡量多得進入液相,從而減少揮發(fā)),壓蓋密封.每一 TCE濃度組設置兩組平行樣及一個不加吸附劑樣品的空白控制樣,按同樣操作步驟進行.將頂空瓶置于空氣浴振蕩器中,在25℃下以200r/min振蕩24h達到平衡所需時間(吸附平衡時間通過吸附動力學實驗確定).平衡后,2000 r/min離心15 min,用移液槍取上清液5mL注入10mL頂空瓶中,壓蓋密封.在氣相色譜儀中測試TCE溶液濃度,以實測濃度作為液相平衡濃度,以空白控制樣的TCE濃度作為液相的初始濃度以扣除揮發(fā)影響,進而通過差減法計算固相中吸附的量,獲取等溫吸附方程[15-17].

1.4 等溫吸附模型

Henry線性吸附模型:

式中:Ce為平衡時液相溶質濃度,μg/L;Qe為平衡時固相溶質濃度,μg/g;Kd為平衡狀態(tài)下吸附質在兩相中的分配系數(shù), L/g.

Freundlich吸附模型:

式中: Ce為平衡時液相溶質濃度, μg/L; Qe為平衡時固相溶質濃度, μg/g; N為Freundlich常數(shù),是指示等溫吸附特性的參數(shù); KF為 Freundlich常數(shù), (μg/g)/(μg/L)N,是與非線性吸附能力相關的參數(shù).

1.5 理論推導疊加模型

假設復合體形成過程中蒙脫土與腐植酸 2個吸附域沒有發(fā)生相互作用,采用質量守恒可得無相互作用的線性以及非線性疊加模型.

根據(jù)質量守恒可知,

式中:Qe-complex, Qe-MMT, Qe-HA分別為復體、純MMT及純 HA平衡時的固相溶質濃度, μg/g;m-complex, m-MMT, m-HA分別為復合體、純MMT及純HA的質量, g; ?M, ?om分別為土樣中蒙脫土和有機質的百分含量.

假設復合體、純MMT及純HA均符合Henry模型,則有:

將其帶入方程(5),化簡可得線性疊加模型:

式中:Ce為平衡時液相溶質濃度,μg/L;Qe-1為平衡時固相溶質濃度,μg/g;KM+H,KM,KH分別為復合體、純MMT及純HA的線性分配系數(shù)Kd,L/g; ?M,?om分別為土樣中蒙脫土和有機質的百分含量.

假設復合體、純 MMT及純 HA均符合Freundlich模型,則有:

將其帶入方程(5),化簡可得非線性疊加模型:

其中蒙脫土的吸附貢獻率為:

其中腐植酸的吸附貢獻率為:

式中:Ce為平衡時液相溶質濃度,μg/L; Qe-2為平衡時固相溶質濃度, μg/g; KM+H, KM, KH分別為復合體、純MMT及純HA對應的Freundilch常數(shù)KF; c, a ,b分別為復合體、純MMT及純HA對應的Freundilch常數(shù)N; ?M, ?om分別為土樣中蒙脫土和有機質的百分含量.

2 結果與討論

2.1 模擬土樣表征結果

2.1.1 比表面積結果 土樣的比表面積由北京貝士德儀器比表面積測試室 3H-2000系列全自動氮吸附比表面積分析儀測定,樣品測試采用動態(tài)色譜法.測試結果見表 1.由表 1可知,有機-礦質復合體土樣和有機-礦質混合體土樣的比表面積均比純蒙脫土的比表面積要小,且隨著C/M的升高,比表面積變化不規(guī)律[21-22].

表1 有機-礦質復合體和混合體比表面積測試結果Table 1 Specific surface area of organic-mineral complexes and mixtures

2.1.2 紅外光譜結果 對各個有機-礦質復合體和混合體進行傅里葉變換紅外光譜表征,從而分析復合體和混合體中有機質部分官能團的變化.光譜測試采用 KBr壓片法在 BIORADFTS-7 傅立葉變換紅外光譜(FTIR)儀上測定.由圖 1可知,純腐植酸有7個峰值,其中769cm-1為O-H的面外彎曲振動,914cm-1為烯烴 C-H面外彎曲振動,1260cm-1為兩個C-O伸縮振動,1440cm-1為脂肪族 C-H彎曲振動,1620cm-1為芳環(huán)上骨架振動,1710cm-1為C=O伸縮振動,3430cm-1為分子間氫鍵O-H伸縮振動.純蒙脫土、復合體HA-3和混合體HA+3均有4個峰值,1030～1040cm-1為硅化物中Si-O伸縮振動,1630～1640cm-1為C=O伸縮振動,3390～3400cm-1為分子間氫鍵 O-H 伸縮振動,3610～3620cm-1為自由羥基O-H伸縮振動[18-23].

對比分析可知,純蒙脫土與復合體HA-3的紅外譜圖變化不大,復合體HA-3芳香族與脂肪族含量較純蒙脫土稍有增加(2850～3000cm-1為脂肪族C-H伸縮振動,3000～3100cm-1為芳環(huán)上的C-H伸縮振動).純腐植酸與復合體HA-3的紅外譜圖差別很大,純腐植酸中振動強烈的峰在復合體中消失.混合體 HA+3的譜圖恰好在純腐植酸與純蒙脫土之間,且混合體 HA+3的分子間氫鍵 O-H伸縮振動強度及自由羥基O-H伸縮振動強度均比純蒙脫土的大很多.混合體HA+3的芳香族與脂肪族含量比純蒙脫土明顯增加.

圖1 模擬土樣的紅外光譜Fig.1 Infrared spectrum of model soil samples

2.2 有機-礦質復合體和混合體的吸附結果

2.2.1 有機-礦質復合體吸附結果 不同C/M的有機-礦質復合體對TCE的等溫吸附線見圖2a.實驗結果用 Freundlich模型擬合較好,擬合結果均列于表2.從表 2可以看出,復合體中 C/M 的范圍為0.02～0.12,隨著C/M的增大,Kd值越來越大,說明隨著C/M的增大,有機-礦質復合體對TCE的吸附能力增強.C/M為0.02時,Freundlich方程中的N值為0.76,當C/M為0.12時, Freundlich方程中的N值為0.73,隨著C/M的增大,N值變化不大(圖3).

圖2 不同C/M有機-礦質復合體和混合體對TCE的等溫吸附線Fig.2 Sorption isotherm of TCE by organic-mineral complexes and mixtures in different C/M

2.2.2 有機-礦質混合體吸附結果 不同 C/M的有機-礦質混合體對 TCE的等溫吸附線見圖2b.結果采用Freundlich模型擬合較好,擬合結果列于表2.從表2可以看出,混合體中C/M的范圍為0.02～0.12,隨著C/M的增大,Kd值越來越大,說明隨著C/M的增大,有機-礦質混合體對TCE的吸附能力增強.隨著C/M的增大,Freundlich方程中的N值變化較大,總體呈減小趨勢(圖3).

圖3 有機-礦質復合體和混合體的Freundlich參數(shù)N與C/M的關系Fig.3 The decrease of Freundlich coefficient N with increasing C/M in organic-mineral complexes and mixtures

2.3 理論疊加計算與實際吸附實驗結果對比

采用純蒙脫土及腐植酸的吸附方程疊加計算獲取無相互作用模擬土樣的固相吸附量計算值,由線性疊加與非線性疊加模型獲取的固相吸附量計算值偏差不大,因此文中僅用非線性疊加模型予以表示.

有機-礦質復合體在Freundlich以及非線性疊加模型下的等溫吸附線見圖4.由圖4可知, 對于有機-礦質復合體,由實測數(shù)據(jù)擬合所得的Freundlich等溫吸附線與由理論計算所得的非線性疊加模型的等溫吸附線的偏差很大,且隨著C/M 的升高,偏差越來越大.由此現(xiàn)象推測,復合體形成過程中蒙脫土與腐植酸 2個吸附域并非簡單的疊加,而是發(fā)生了相互作用,因此導致了實測值與理論值的偏差.Leone等[24]的研究表明,腐植酸、水鐵礦和蒙脫石之間的相互作用會改變聚合體的表面性質并影響其吸附行為.

采用蒙脫土-腐植酸混合體模擬土樣代表蒙脫土與腐植酸無相互作用.對比有機-礦質復合體和混合體在 Freundlich以及非線性疊加模型下的等溫吸附線可知,當 C/M 小于 0.08時,復合體的Kd值明顯大于混合體的Kd值;當C/M大于0.08時,復合體的 Kd值與混合體的 Kd值相差很小.推測其原因可能是有機-礦質復合體形成過程中有機質與無機礦物可能發(fā)生了相互作用,而非簡單的機械混合.Gunasekara等[25]在其研究中首次提出,有機質和無機礦物相互作用形成有機-礦質復合體,可能會使靠近黏土礦物表面的無定性有機質從新排列成更為緊密的有機質,進而影響到有機質的吸附行為.Wershaw等[26]的研究發(fā)現(xiàn),腐爛的有機材料通常是通過氨基酸或蛋白質與黏土表面結合的.

表2 有機-礦質復合體和混合體的Henry模型及Freundlich模型的參數(shù)Table 2 Parameters of Henry and Freundilch sorption isotherms fitting for the adsorption of TCE by organic-mineral complexes and mixtures

當C/M大于0.08時,混合體的Freundlich等溫吸附線與理論計算所得的非線性疊加模型的等溫吸附線的偏差很大,與復合體的 Freundlich等溫吸附線相接近.推測其原因可能是在混合體對TCE的吸附實驗過程中,由于水的加入促使蒙脫土與腐植酸發(fā)生了相互作用,在一定程度上形成了復合體,然而由于混合體中蒙脫土與腐植酸作用時間較短(吸附平衡時間為24h而復合體的形成時間為 168h),致使吸附過程中的這種作用沒有復合體形成過程中發(fā)生的作用強烈[27-30].

由比表面積及紅外光譜的結果分析可知,假設復合體形成過程中蒙脫土與腐植酸 2個吸附域沒有發(fā)生相互作用,則復合體比表面積減小可能會引起其吸附能力減弱,而實際結果是復合體的比表面積有所減小,其吸附能力卻有所增強.從圖1中可知,蒙脫土與腐植酸復合后,復合體與純蒙脫土的振動強烈的峰相一致,而純腐植酸中振動強烈的峰在復合體中消失.因此推測復合體形成過程中蒙脫土與腐植酸 2個吸附域可能發(fā)生了相互作用.

2.4 C/M對復合體吸附行為的影響

由圖4可知,當C/M小于0.08時,混合體的Freundlich等溫吸附線與理論計算所得的非線性疊加模型的等溫吸附線的偏差很小,而復合體的Freundlich等溫吸附線與理論計算所得的線性以及非線性疊加模型的等溫吸附線的偏差很大;當C/M升高到0.12時,混合體與復合體的Freundlich等溫吸附線與理論計算所得的線性以及非線性疊加模型的等溫吸附線的偏差均很大.

圖5為有機-礦質復合體在非線性疊加模型下固相吸附量計算值與實測值的差值ΔQe與有機質含量C/M的關系.由圖5可知:當TCE的初始濃度C0值較低時,復合體的ΔQe隨C/M的增加變化不大;當C0值較高時,復合體的ΔQe隨C/M的增加變化幅度較大.這與圖4的結果相同.

Ransom等[31]認為有機質是以補丁形式分布在礦物表面,并能黏合顆粒形成團聚體,從而得到保護.當 C/M 小于 0.08時,蒙脫土與腐植酸發(fā)生相互作用,導致腐植酸性質改變,增強了復合體對TCE的吸附能力,這部分有機質,我們暫稱其為變性有機質.當 C/M 大于 0.08時,復合體中的有機質含量較高,后續(xù)疊加在補丁上的有機質保留了源腐植酸的特性,當這部分有機質含量較高時,其對TCE的吸附占主導地位,將掩蓋靠近黏土礦物表面那部分變性有機質的吸附影響.因此復合體與混合體對TCE的吸附能力表現(xiàn)出基本相當?shù)默F(xiàn)象.

圖4 有機-礦質復合體和混合體在Freundlich以及非線性疊加模型下的等溫吸附線Fig.4 Sorption isotherms of Freundlich and nonlinear superposition model for the adsorption of TCE by organic-mineral complexes and mixtures

2.5 TCE初始濃度對復合體吸附行為的影響

圖6為有機-礦質復合體在非線性疊加模型下固相吸附量計算值與實測值的差值ΔQe與TCE的初始液相濃度C0的關系.由圖6可知,當有機-礦質復合體的C/M值一定時,隨著C0的增大,非線性疊加模型的ΔQe呈增大趨勢.推測其原因可能是:復合體中的變性有機質較其他組分對TCE具有更強的親和力,隨著 C0的增加,變性有機質吸附的TCE量增多、吸附貢獻率增大,因此導致ΔQe增大[32-33].

圖5 有機-礦質復合體在非線性疊加模型下的ΔQe-C/M圖Fig.5 Variations in ΔQe values calculated form nonlinear superposition mode as a function of C/M for the adsorption of TCE by organic-mineral complexes

圖6 有機-礦質復合體在非線性疊加模型下的ΔQe-C0圖Fig.6 Variations in ΔQe values calculated form nonlinear superposition mode as a function of intitial aqueous-phase solute concentration (C0)for the adsorption of TCE by organic-mineral complexes

3 結論

3.1 有機-礦質復合體對 TCE的等溫吸附線均大于線性以及非線性疊加模型理論計算所得的等溫吸附線,說明有機礦質復合體對TCE的吸附并不是蒙脫土與腐植酸2個吸附域的簡單疊加,復合體形成過程中蒙脫土與腐植酸發(fā)生相互作用,導致腐植酸變性吸附能力增強很可能是產(chǎn)生這種現(xiàn)象的主要原因.復合體與混合體的等溫吸附線的對比、比表面積以及紅外光譜表征也初步證實了這一觀點.

3.2 隨著C/M的增大,有機-礦質復合體和混合體對TCE的吸附能力均增強.C/M小于0.08時,復合體對TCE的吸附能力明顯強于混合體;C/M大于0.08時,復合體與混合體對TCE的吸附能力基本相當.當 C/M 小于 0.08時,復合體中的蒙脫土與腐植酸發(fā)生較為充分的相互作用,導致腐植酸性質改變,增強了復合體對 TCE的吸附能力;當C/M大于0.08時,復合體中后續(xù)疊加在補丁上的有機質保留了源腐植酸的特性,當這部分有機質含量較高時,將掩蓋靠近黏土礦物表面那部分變性有機質的吸附影響.因此復合體與混合體對TCE的吸附能力表現(xiàn)出基本相當?shù)默F(xiàn)象.

3.3 當有機-礦質復合體的C/M值一定時,隨著TCE初始濃度C0的增大,非線性疊加模型的固相吸附量計算值與實測值的差值(ΔQe)呈增大趨勢.推測其原因可能是:復合體中的變性有機質較其他組分對 TCE具有更強的親和力,隨著 C0的增加,變性有機質吸附的TCE量增多、吸附貢獻率增大,因此導致ΔQe的增大.

[1]張惠敏.三氯乙烯生產(chǎn)及應用現(xiàn)狀 [J]. 中國氯堿, 2004,(8):17.

[2]向夕品.三氯乙烯和四氯乙烯處理方法研究進展 [J]. 渝州大學學報(自然科學版), 2002,19(4):77-82.

[3]張坤峰,李巨峰,何江濤,等.三氯乙烯在模擬有機質-礦質復合體中的吸附行為研究 [J]. 巖石礦物學雜志, 2011,30(6):1099-1104.

[4]熊 毅.土壤膠體 [M]. 第2冊.北京:科學出版社, 1985.

[5]Ransom B, Bennett R, Baerwald R, et al. TEM study of in situ organic matter on continental margins: occurrence and the“monolayer” hypothesis [J]. Marine Geology, 1997,138(1-2):1-9.

[6]魏朝富,謝德體,李保國.土壤有機無機復合體的研究進展 [J].地球科學進展, 2003,18(2):222-227.

[7]Jastrow J. Soil aggregate formation and the accrual of particulate and mineral-associated organic matter [J]. Soil Biology and Biochemistry, 1996,28(4-5):665-676.

[8]馬興旺.草原恢復時土壤有機礦質復合體中結合態(tài)腐殖質變化[J]. 干旱區(qū)研究, 1999,16(4):49-55.

[9]馬興旺,呂貽忠.草原退化對土壤有機礦質復合體中結合態(tài)腐殖質影響 [J]. 干旱區(qū)資料與環(huán)境, 2000,14(1):69-73.

[10]Salloum M J, Dudas M J, Mcgill W B. Variation of 1-naphthol sorption with organic matter fractionation: the role of physical conformation [J]. Organic Geochemistry, 2001,32(5):709-719.

[11]Gunasekara A S, Xing B. Sorption and Desorption of Naphthalene by Soil Organic Matter [J]. Journal of Environmental Quality,2003,32(1):240-246.

[12]Xing B, Wang K. Structural and sorption characteristics of adsorbed humic acid on clay minerals [J]. Journal of Environmental Quality, 2005,34(1):342-349.

[13]Feng X, Simpson A J, Simpson M J. Investigating the role of mineral-bound humic acid in phenanthrene sorption [J].Environmental Science and Technology, 2006,40(10):3260-3266.

[14]傅彥斌.室內(nèi)空氣中總揮發(fā)性有機物(TVOC)分析方法的研究[J]. 中國測試技術, 2007,33(6):118-120.

[15]梁重山,黨 志,劉叢強,等.菲在土壤/沉積物上的吸附-解吸過程及滯后現(xiàn)象的研究 [J]. 土壤學報, 2004,24(3):329-335.

[16]韓 璐,何江濤,張 晶,等.模擬土樣有機碳和礦物質對 TCE吸附貢獻的實驗研究 [J]. 巖石礦物學雜志, 2011,30(6):1118-1124.

[17]張 晶,何江濤,曲雪妍,等.包氣帶土壤組成對三氯乙烯的吸附影響研究 [J]. 巖石礦物學雜志, 2010,29(4):439-444.

[18]段漓童,劉正猛.紅外光譜圖的分區(qū) [J]. 華北煤炭醫(yī)學院學報,2006,8(3):336-338.

[19]Abelmann K, Kleineidam S, Knicker H, et al. Sorption of HOC in soils with carbonaceous contamination: Influence of organic‐matter composition [J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 2005,168(3):293-306.

[20]Kang S, Xing B. Phenanthrene sorption to sequentially extracted soil humic acids and humins [J]. Environmental Science and Technology, 2005,39(1):134-140.

[21]黃 擎,李發(fā)生,汪群慧.對幾種典型土壤中粘粒級有機-礦質復合體的初步表征 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2006,25(2):407-411.

[22]楊 科,王錦成,鄭曉昱.蒙脫土的結構、性能及其改性研究現(xiàn)狀[J]. 上海工程技術大學學報, 2011,25(1):65-70.

[23]張樹彬,王 清,陳劍平,等.土體腐植酸組分對水泥土強度影響效果試驗 [J]. 工程地質學報, 2009,17(6):842-846.

[24]Leone P, Negre M, Gennari M, et al. Adsorption of imidazolinone herbicides on smectite-humic acid and smectite-ferrihydrite associations [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry,2002,50(2):291-298.

[25]Gunasekara A S, Simpson M J, Xing B. Identification and characterization of sorption domains in soil organic matter using structurally modified humic acids [J]. Environmental Science and Technology, 2003,37(5):852-858.

[26]Wershaw R, Pinckney D. Isolation and characterization of clay-humic complexes [J]. Contaminants and Sediments, 1980,2:207-219.

[27]Schaumann G E. Matrix relaxation and change of water state during hydration of peat [J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2005,265(1):163-170.

[28]Schaumann G, Bertmer M. Do water molecules bridge soil organic matter molecule segments? [J]. European Journal of Soil Science, 2008,59(3):423-429.

[29]Schaumann G, Thiele-Bruhn S. Molecular modeling of soil organic matter: Squaring the circle? [J]. Geoderma, 2011,166(1):1-14.

[30]Kunhi Mouvenchery Y, Ku?erík J, Diehl D, et al. Cation-mediated cross-linking in natural organic matter: a review [J]. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 2012,11:41-54.

[31]Ransom B, Kim D, Kastner M, et al. Organic matter preservation on continental slopes: importance of mineralogy and surface area[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1998,62(8):1329-1345.

[32]陳迪云,朱文萍,謝文彪,等.不同濃度條件下萘與菲在土壤中的競爭吸附行為 [J]. 環(huán)境化學, 2010,29(3):402-406.

[33]舒月紅,黃小仁,賈曉珊.1,2,4-三氯苯/四氯乙烯和 1,2,4,5-四氯苯在土壤/沉積物上的競爭吸附 [J]. 土壤學報, 2009,46(4):714-720.