CN102665944B - 螯合土壤中的有机碳的方法 - Google Patents

Abstract

本发明涉及螯合土壤中的有机碳的方法，其特征在于，其包括下述操作阶段：a)将包含腐殖质的土壤与包含金属-卟啉和/或金属-酞菁类复合物的催化剂接触；b)将与所述催化剂接触的所述包含腐殖质的土壤暴露于UV和/或可见波长范围内的电磁辐射。尤其是，前述方法可用于缓和土壤自然产生的CO₂排放并改善土壤的结构稳定性以减少表面侵蚀导致的肥土流失。

Description

螯合土壤中的有机碳的方法

本发明涉及螯合土壤中的有机碳的方法。尤其是，本发明涉及螯合土壤中的有机碳以缓和由土壤自然产生的CO₂排放的方法。所述方法通过原位光氧化催化聚合来增加土壤中存在的天然有机分子的化学能量的量并限制其生物降解。

土壤中存在的、植物和动物物质的分解和生物学降解过程以及微生物异化作用导致的有机化合物的集合一般称为术语″腐殖质″。腐殖质通过细胞生物分子比如蛋白、肽、碳水化合物、脂肪酸，通过它们的降解产品，以及通过木质素降解副产物比如酚和苯甲酸形成。所述分子单独地具有一般低于1000Da的分子量。

腐殖质以变化的量和组成存在于土壤、海洋沉积物、煤沉积和内陆和海洋水域中。在生物圈中保持行星生态平衡的重要性可与光合作用和大气固氮过程比拟。实际上，主要维持生物地球化学碳循环的是通过在大气中再次排放植物通过光合作用固定的CO₂的腐殖质矿化的恒定过程，亦即腐殖质含碳有机化合物转化为CO₂。

然而，在工业化农业生产的情况下的现象比如滥伐和密集土壤开发业已引起土壤有机碳矿化过程的加快，从而增加大气中增加温室效果的气体之一的CO₂的含量。全球地，作为CO₂自行星土壤释放的碳(称为″土壤呼吸″)据估计为约8×10¹⁴g C/年(Paustian等人，1997)。

CO₂在大气中的浓度以约2.8Gt(十亿吨)的C/年的速率增加。主要由于化石燃料燃烧的人类发生的CO₂以约6GtC/年的更高速率释放于大气中。释放于大气中的CO₂量与观察到的浓度增加之间的差异是由于内陆生态系统中的人类发生的反向固定机理(Schimel等人，1995)。实际上，与全球光合作用固定的120GtC/年相对，植物呼吸和土壤各贡献60GtC/年，保持大气中的CO₂全球平衡。

鉴于该情况，显然的是土壤有机碳分解速率的小改变能显著影响大气CO₂浓度。因此，通过影响土壤有机碳固定和/或螯合机理，可能显著影响碳生物地球化学循环的全球平衡。

在现有技术中，减少大气中的CO₂和其它温室气体的方法之一基于生物质中的碳固定。

对于该意图，已开发森林治理实践以增加能够自天然生物地球化学循环扣除且恒久固定在植物特别是木本种类中的碳的量。这样一来，这种生物质便成为天然碳储库。然而，已知的是生物质中的净碳固定随着树达到完全成熟而终止。

此外，已将特定实践用于作物农业：限制土壤犁耕深度为不超过10cm(少耕法)或0cm(免耕)以减少或抑制腐殖质的微生物矿化。尽管上述实践的碳螯合速率是受限的(<0.5t Ha^-1年^-1)并且有待无可争辩且科学地证实，但是一旦土壤重新以传统条件(30-40cm)犁耕，可能的土壤螯合碳得以再次快速释放。

土壤潜在地代表了自然界中最大的有机碳储库。据估计其含有约1500Gt碳，几乎在大气的两倍和植物螯合的三倍。与该潜力有关，因此会希望恒久地螯合土壤碳或者至少增加土壤碳在生物地球化学循环内的停留时间。

本发明的目的是克服现有技术的前述缺点。

本发明的第一目标是螯合土壤中的有机碳的方法，其特征在于，其包括下述操作阶段：

a)将包含腐殖质的土壤与包含金属-卟啉和/或金属酞菁类复合物的催化剂接触；

b)将所述与所述催化剂接触的包含腐殖质的土壤暴露于UV或可见波长范围的电磁辐射。

本发明的第二目标是可通过前述方法获得的含有螯合有机碳的土壤。

本发明的又一目标是用于前述方法中的负载型催化剂，其包含前述的金属-卟啉和/或金属酞菁类的催化剂复合物，和选自硅酸盐或硅铝酸盐基质和有机基质基质。

本发明目标的方法使得可以恒久地螯合土壤中存在的有机碳，或者至少将其保持较天然土壤生物地球化学平衡所允许的更长的时间间隔。本发明的方法可以用来缓和由土壤自然产生的CO₂排放。

申请人令人惊讶地发现，可以通过增加经相互形成分子间共价键构成腐殖质的分子的化学能量的量以比现有农学螯合技术可获得的更高的量和更长的时间来螯合土壤碳。原位建立土壤腐殖质分子的这些键会增强引发微生物降解需要的能量阈值，由此引起潜在可矿化为CO₂的碳的量减少。

土壤中螯合的有机碳通过构成土壤腐殖质的有机物质(腐殖质分子)光氧化聚合获得。这样原位进行腐殖质聚合：将包含腐殖质的土壤与由金属-卟啉复合物组成的催化剂接触，并且在波长属于紫外(UV)和/或可见范围内的电磁辐射存在下，优选在波长250至800nm，更优选300至800nm的辐射存在下。

在本发明的上下文中，术语″腐殖质″是指土壤中的有机分子复合物，其衍生自植物和动物物质的分解和生物学降解过程，以及微生物异化作用。腐殖质包含细胞生物分子比如蛋白，肽，碳水化合物，脂肪酸和它们的降解产品，木质素降解产品比如酚和苯甲酸，具有各种取代芳族环和甚至稠合环的有机化合物。

作为本发明目的的方法可以有益地施用至全部天然土壤，亦即含有腐殖质且耕作或未耕作过的农业土壤。在施用所述方法至农业土壤之前，土壤应是优选犁耕的。

适宜地官能化以确保其完全水溶解度且用作催化剂的卟啉和它们的衍生物与金属的复合物，例如：金属-卟啉和金属酞菁(自此也分别命名为Me-卟啉和Me-酞菁)，是本领域已知的化合物。它们存在于自然界中和/或可通过本领域技术人员已知的合成过程来合成。

关于术语卟啉，期望这样的有机杂环化合物类，其包含根据式(Ia)的卟啉环(卟啉)

式(I)的卟啉环可以配位金属阳离子，其位于大环内且与四个氮原子配位(Me-卟啉复合物)，由此形成通式(IIa)的化合物

其中Me代表金属阳离子。

关于术语酞菁，期望具有结构式(Ib)的杂环有机化合物类

结构式(Ib)可以配位金属阳离子，其位于大环内且与四个氮原子配位，由此形成通式(IIb)的Me-酞菁复合物

其中Me代表金属阳离子。

能够用于本发明方法中的Me-卟啉和Me-酞菁复合物是具有通式(IIa)和(IIb)的那些，其中Me是金属离子，其选自属于下述组和元素周期表系列的那些金属：族IIa，族IIIa，族IVa，族Va，族VIA，族VIIa，族VIII，族Ib，族IIb，族IIIb，元素周期表的镧系元素系列和锕系元素系列。优选，金属阳离子″Me″选自Co²⁺，Fe³⁺，Fe²⁺，Ni²⁺，Cu²⁺，Mo³⁺，V⁵⁺，Ca²⁺，Ba²⁺，Sr²⁺，Cr³⁺，Cr⁵⁺，Mn²⁺和Zn²⁺。优选，Me选自Co²⁺，Fe³⁺，Fe²⁺，Mn²⁺，Cu²⁺和Ni²⁺。

在Me阳离子是亚铁或铁阳离子的情况下，式(IIa)相应于亚铁原卟啉基团，亦即血红蛋白(细胞色素、血红蛋白质等)使得非朊基基团。

通式(IIa)化合物也称为亚铁原卟啉基团的″模拟(或仿生)化合物″，其能够模拟这些金属酶的活性位点的催化活性。

具有通式(IIa)和(IIb)的前述化合物还可以在卟啉或酞菁环的外围取代位置包含取代基基团。在优选的实施方式中，取代基能够是亲水官能团，将其引入以调节(增加)前述金属复合物的溶解度。已观察到，具有通式(IIa)和(IIb)的化合物的催化活性随其水溶解度增加而增加。

为了有利于在水中溶解，优选用亲水基团取代Me-卟啉和Me-酞菁化合物，所述亲水基团选自羧基，苯磺酸，氯苯磺酸，铵甲基苯(ammonium methylbenzene)，肽和碳水化合物基团。这些亲水基团确保Me-卟啉和Me-酞菁化合物在水中的完全溶解。

通式(IIa)的Me-卟啉复合物和通式(IIb)的Me-酞菁复合物还可以以二聚体或三聚形式制备。二聚体和三聚体是比单体更具活性的催化剂。在优选的实施方式中，前述的金属复合物，无论是单体或二聚体或三聚体，还可以固定化在硅酸盐或硅铝酸盐基质(二氧化硅、沸石、粘土矿物)上，或在有机基质(例如：聚乙二醇(PEG)及其衍生物)上，从而形成负载型催化剂。固定化可以这样实现：Me-卟啉或Me-酞菁复合物简单物理吸附在基质上，或通过插入将催化剂结合至基质的间隔物(也称为″间距臂″)。间隔物是这样的分子，其具有由Lewis碱(自由端)优选咪唑基团组成的第一端，和由能够通过共价键结合至硅酸盐或硅铝酸盐基质的表面硅烷醇(-SiOH)(硅氧烷键)或至其表面Al氢氧化物(-AlOH)的组成的第二端(固定端)。在有机基质的情况下，间隔物这样的分子，其具有由Lewis碱(自由端)优选咪唑基团组成的一端，和由能够通过酰胺键结合至有机基质(例如聚乙二醇(PEG)衍生物比如二-(羧酸)-聚乙二醇)的羧基基团的氨基基团组成的另一端(固定端)。Me-卟啉或Me-酞菁复合物结合至间隔物，并且从而结合至基质通过在Me金属与自由端之间配位键。

固定化可以这样进行：根据本领域已知的液体/固体吸附方法，将Me-卟啉或Me-酞菁复合物简单物理吸附在固体有机(例如：PEG)或无机(例如：二氧化硅、高岭土、蒙脱石)基质上。一般地，基质上固定化的催化剂的量的范围是1至40微摩尔催化剂/g基质(包括可能的间隔物)。

优选，Me-卟啉复合物具有的化学结构阻止在金属阳离子与O₂分子之间形成复合物，亦即通过与第二Me-卟啉和/或Me-酞菁复合物反应不可逆地形成所谓的μ-氧复合物，从而抑制催化剂上形成并且负责催化氧化反应的亲电氧的迁移性。

μ-氧复合物的不可逆形成可以这样阻止：如本领域技术人员所已知，并且如公开R.A.Sheldon,1994,Metalloporphyrins in CatalyticOxidation,Marcel Dekker,New York,pp.1-27所描述的，适宜地官能化Me-卟啉结构上的吡咯环。

Me-酞菁化合物可以用磺酸基团官能化(例如：四磺酸基酞菁)，如描述于Meunier e Sorokin,Acc.Chem.Res.1997,30,470-476).磺酸基团也确保Me-酞菁化合物的完全水溶解性。

由于它们的催化活性，特别优选的待用作本发明方法目标中的催化剂的化合物，如下所示：

内消旋-四-(2,6-二氯-3-磺酸基-苯基)-卟啉化氯化Fe(III)，

内消旋-四-(2,6-二氯-3-磺酸基-苯基)-卟啉化氯化Mn(II)，

内消旋-四-N-甲基吡啶基-卟啉化五乙酸Mn(II)，

四-(2,6,9,12-四-磺酸基-苯基)-酞菁化氯化Mn(II)。

与本发明的方法目的相一致，可溶于水的催化剂可以与包含于土壤中的腐殖质接触，由此通过腐殖质分子的聚合实现碳螯合。

然而，在以固体形式使用时，催化剂可溶于水中。

优选，在水溶性催化剂以固体形式使用的情况下，其固定化在基质上，从而形成负载型催化剂。借助适当的农业机械(例如：种子、肥料、或农药铺展剂)，将负载型催化剂是细粉化且均匀地铺展于土壤上。

在负载的水溶性催化剂吸附在硅酸盐、硅铝酸盐或有机基质上的情况下，其通过动力学平衡释放在土壤水溶液中并与其中溶解的腐殖质分子接触。从而，腐殖质分子的聚合反应发生在水相中。

如果水溶性催化剂固定化经由具有例如咪唑类型自由端的间隔物在基质上，则其存在于含水界面，并能够发挥对水相中的腐殖质分子聚合反应的催化活性。

在又一形成的优选实施方式中，催化剂以包含所溶解的催化剂的水溶液形式分布在土壤上。在土壤上的铺展可以通过农业中一般使用的施肥灌溉技术进行。

在作为水溶液铺展在土壤上的情况下，用于稀释的水的量作为土壤的粘土含量的函数进行选择。对于相同量的催化剂，土壤中粘土级分的量越高，则稀释催化剂水溶液的需要越大。这是由于，为了达到与腐殖质接触的催化剂的均质分布，需要在粘土土壤中具有更高量的水以获得适当程度的土壤可润湿性。

土壤的粘土级分表达为相对无水土壤重量的重量百分比，其通过密度计方法或移液管方法测量，两种方法均为本领域技术人员所熟知。

最适当浓度的催化剂溶液可以由本领域技术人员作为待处理土壤的质地特征的函数容易地确定，并且还虑及农业土壤中的有机碳含量为约1-2重量%。

在催化剂在土壤上以水溶液形式铺展的情况下，铺展于土壤上的催化剂的量优选是1.0mol/ha至10mol/ha，更优选3.0mol/ha至8.0mol/Ha土壤。优选使用具有催化剂浓度0.001mol/L至0.1mol/L，更优选0.005mol/L至0.02mol/L的水溶液。含有催化剂的水溶液以约400L/ha至约600L/ha的量分布在待处理土壤上。在农业土壤上的分布由施肥灌溉来进行。

在催化剂以固体形式，亦即作为负载型催化剂，铺展于土壤上的情况下，其以这样的量铺展，该量使得在土壤中的浓度为优选1至5mol/ha，更优选2至4mol(催化剂)/ha。例如，将20μmol催化剂/g基质的固定化催化剂以100至200kg/ha的量铺展在待处理的土壤上。

将催化剂分布在待处理土壤上使得Me-卟啉或Me-酞菁复合物与土壤腐殖质接触。在催化剂铺展结束阶段，本发明方法提供这样的阶段；将经催化剂处理的土壤暴露于波长UV和/或可见光谱范围的电磁辐射。该电磁辐射提供引发形成腐殖质的化合物的催化光氧化聚合反应(光聚合)所需要的能量。

尽管在该阶段不期望提及任意特别的理论，申请人相信腐殖质分子聚合反应的可能机理如下所述。已知Me-卟啉和Me-酞菁能够引发自溶于水的氧产生单线态氧(¹O₂)(Guo-Yu Jiang等人,物理ChemistryChemical Physics,2010,12,12229-12236)。单线态氧是具有短暂平均寿命(<0.04ms)的氧化种类，特别是在水中，且因此在形成腐殖质的有机分子聚集体中具有很受限的扩散。

水溶性催化剂活化的单线态氧，在与溶于水的腐殖质分子进行非常接触的短暂之后，即通过与水分子碰撞发生猝灭(Wahlen等人,Adv.Synth.Catal.2004,346,152)。

从而，在本发明的情况下，单线态氧对腐殖质分子的活性仅通过能力去掉质子和电子形成自由基得以发挥，而不会进一步氧化以破坏其它腐殖质分子的共价碳-碳键。在腐殖质分子上形成的自由基可以与其它附近的腐殖质自由基反应并产生多种分子间氧化偶联直至腐殖质分子上不再剩余单个电子。

因此，自催化剂活化单线态氧开始，腐殖质分子的光氧化偶联机理在水溶液仅活跃很短时间。这允许腐殖质分子的聚合而不是在疏水催化剂情况下观察到的它们的完全氧化破坏。实际上，在上述情况下，催化剂在较不亲水的介质中起作用，产生不被水灭活的单线态氧，其继续强烈氧化作用直至破坏有机分子。

此外，异质腐殖质分子在水中聚集，其聚集方式使得被水溶性催化剂光活化的单线态氧转化为自由基的那些分子保持稳定，直至它们遭遇类似的它们与其能够快速形成较高分子量低聚物的自由基。

上述机理意味着腐殖质分子之间的聚合反应发生在水中，以便氧单线态具有仅形成引发聚合反应的自由基的时间。这解释了对于更具水溶性的催化剂(游离或固定化形式)观察到更高的催化活性。实际上，更高的水溶解度确保腐殖质分子之间的反应在土壤水溶液(其中腐殖质分子与其吸附在土壤颗粒上的形式达成平衡)中发生并且通过残基聚合，而不是分子结构的破坏性氧化来进行。

在本发明的第一实施方式中，让经催化剂处理的土壤暴露于太阳，从而电磁辐射是通过太阳辐射产生的那些。

然而，有用辐射可以也通过适当的人工来源(UV-可见灯)产生。使用人工辐射源是可以预期的，例如，在本发明方法目的是要应用于并未暴露于直接太阳辐射的土壤，比如温室中的土壤上的情况下。

达到在腐殖质光聚合和土壤聚集体分布变化两方面的显著结果的最小暴露时间是24小时，优选24小时至120小时。该暴露时间是指天然阳光的土壤辐射并且还包括黑暗小时。

在采用人工辐射源(UV-vis灯)的情况下，与催化剂接触的土壤的辐射还可以是连续的，不计黑暗间隔。在该情况下，在腐殖质聚合方面可能在比暴露于阳光辐射较短的时间内获得相同结果。正如本领域技术人员容易知晓地，必需的时间将取决于灯所提供的UV-vis辐射的强度。

本发明的方法目的允许催化的原位光聚合反应，并且通过它实现螯合含腐殖质土壤中的有机碳。

尽管，不期望在本文中提及任意特别的理论，据信腐殖质光聚合反应是导致残基偶联的氧化聚合，亦即腐殖质酚分子结合形成较大尺寸的聚合物分子(多至五聚体分子)，其结构通过在开始化合物分子之间形成共价键，例如C-C和C-O-C类型的键而稳定化。

通过本发明方法发生的腐殖质聚合通过经处理土壤与相同的未经处理的土壤相比较不同化学行为得以确认。

正如学科文献中(例如：Piccolo A.,2001,Soil Science,166:810-833)所确立，未用本发明方法处理的构成土壤腐殖质的不同分子在自然中以自结合(self-associated)形式存在，由多个弱键稳定化并且形成显著大尺寸的超分子结构。

这种结构具有低稳定性，因为构成腐殖质的分子之间的结合仅是弱化学键(范德华，氢键，

和CH-π键)或金属桥连的静电相互作用。

因而，这种超分子结构的稳定性相对较低。实际上，将乙酸(或其它有机酸比如植物根渗出的那些)加入含有腐殖质化合物的溶液，从而将水溶液pH从大约7.0降低至大约3.5，就足以改变腐殖质结构稳定性。这种行为一般被认为是构成腐殖质的分子的结合结构并非通过共价键连接的证据，亦即这种结构尽管具有表面类似的分子量但并非大分子聚合物。

腐殖质分子的这种弱结合提供使得水溶性催化剂诱导的酚由基可以容易地扩散，从而遭遇通过残基偶联与其反应的其它自由基。

相反地，用本发明方法处理土壤获得的聚合腐殖质显示与天然腐殖质不同的行为。

尤其是，在根据本发明方法处理之后，腐殖质的分子稳定性显得得以显著增加。将乙酸(或其它有机酸)加入经处理腐殖质的溶液不引起结构改变，这确认聚合物腐殖质级分的形成。

有关适宜炎症腐殖质团聚状态(超分子vs.聚合物结构)的分析方法的详细信息可参见科学文献(例如：Piccolo A.,2002,Advances inAgronomy,75:57-134;Piccolo等人,2002,Environmental Science andTechnology,36:76-84;Smejkalova,D.and Piccolo A.,2008,Environmental Science and Technology,42,699-706;Piccolo等人,1999,European Journal of Soil Science,50:1-8;Conte等人,1999,Environmental Science and Technology,33:1682-1690;Piccolo等人,2001,Soil Science 166:174-185)。

在通过本发明方法聚合的腐殖质中观察到分子间共价键的增加。这指出超分子结构更高的稳定性，除了在聚合前存在的多个弱键之外，其结构还由共价键强化。

聚合腐殖质的更高结构稳定性的结果是对土壤无机物质发挥增加的溶接效果，这提供比土壤中原先存在的那些更大尺寸的聚集体。溶接效果受益于降低的聚合腐殖质被水分子溶剂化的能力和增加的在土壤固体颗粒表面上的吸附能力。在所述团聚过程中，土壤中存在的有机碳在较大尺寸-聚集体中螯合，从而更少暴露(物理保护)于天然矿化过程(生物学腐败和降解、微生物异化作用)。此外，由于形成共价键而增加的聚合腐殖质分子的化学能量，通过抑制土壤微生物它们的降解速率(化学保护)，引起更少的CO₂呼吸。因此，腐殖质聚合允许增加螯合有机碳在土壤中的平均停留时间。

在施用本发明方法之后的有机碳矿化过程的降低允许螯合土壤碳，并因此减少能够通过微生物呼吸过程从土壤排入大气的CO₂气体的量。

除碳螯合主要效果之外，本发明方法也代表增加经处理土壤的结构稳定性及其内在肥力的出乎意料的优势。

实际上，腐殖质团聚也有利于雨水的深土壤渗透性，而结果是表面侵蚀导致的肥土流失减少(一般估计为10至60吨/ha，取决于土壤倾斜程度)，该表面侵蚀是由于不透入土壤的雨水的快速流失。

在农业土壤的情况下，用本发明方法处理土壤可以循环式地重复，条件是在各循环之前，根据标准农学实践犁耕农业土壤。本发明方法的操作阶段a)和b)与土壤犁耕交替进行允许将衍生自腐殖质聚合即碳螯合的益处(减少CO₂排放和增加物理稳定性和土壤肥力)也扩展至表面下土壤层，由此也获得可能播种在经处理土壤上的作物的进行性产量增加。

本发明方法目的代表螯合土壤碳且降低释放于大气中的温室气体(CO₂)量的有效且简单方式。

此外，考虑用本发明方法处理的土壤的有益效果，该方法还可以以特定目的应用以增加土壤结构稳定性，从而限制由于表面侵蚀的潜在肥土流失。

该方法实施手段简单，且需要将催化剂本身或惰性物质上固定化的催化剂铺展待处理土壤上。该方法不需要使用其它物质例如用于本领域已知的其它催化氧化过程的氧化性化合物比如H₂O₂或KHSO₅。

相反地，对腐殖质聚合的实验在H₂O₂存在下但不加电磁辐射进行，其显示氧化聚合反应伴随经处理土壤物理结构的净破裂。

用作催化剂的Me-卟啉和Me-酞菁复合物，特别是在水溶性的情况下，显示相对其它催化剂类型例如还原氧化酶催化剂(例如：过氧化物酶)的数种其它施用优势。实际上，如果将后者用于本发明方法，会容易地在土壤中变性，由此随后失去其催化活性。酶的大分子量及其提供相互作用位点的能力会决定腐殖质分子相互远离的部分分散，由此抑制聚合反应。此外，酶的疏水组分在土壤固体颗粒上的吸附抑制其于存在腐殖质分子的水中的催化功能。此外，与使用本发明催化剂相比，将还原氧化酶催化剂直接施用于土壤上在经济上相当不方便，原因是酶生产的高成本或酶在土壤固体颗粒上的高度吸附。此外，上述吸附会改变还原氧化酶催化剂的特定的立体化学并引起催化剂变性，导致催化活性降低，特别是在以固态应用酶的情况下。

在本发明方法中用作催化剂的Me-卟啉和Me-酞菁复合物尽管商业上不可获得但可以以合理成本容易地合成。

待分布在处理土壤上的催化剂的估计量与用于一般农学实践的主要农业化学品(农药、生物刺激物、植物激素类等)数量级相同。

本发明的方法目的也正面地影响农业生产中的作物产量，原因是Me-卟啉和Me-酞菁复合物具有对植物根系的刺激效果，而不对根产生任何毒性效果。

下述方法实验的实施例仅供举例说明本发明，不应视为限制所附权利要求定义的保护范围。

实施例

催化剂制剂

两种光聚合催化剂得以制备：Fe-卟啉类型，和Mn-酞菁类，均用苯磺酸或氯-苯磺酸基团官能化。

全部所用试剂是分析纯，Sigma-Aldrich，Milano。

在将化合物溶解甲醇或水中之后，合成的催化剂用UV/Vis光谱表征。

制备催化剂FeTDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-([内消旋-四-(2,6-二氯-3-磺酸基苯基)卟啉化氯化铁(III)])。

所述Me-卟啉起始自卟啉H₂TDCPP[内消旋-四-2,6-二氯苯基卟啉]进行合成。

内消旋-四-2,6-二氯苯基卟啉根据文献(Traylor P.S.等人,J.Chem.Soc.Chem.Commun.,1984,279-280)中报告的方法进行合成。

如下将内消旋-四-2,6-二氯苯基卟啉转化为H₂TDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄([内消旋-四-(2,6-二氯-磺酸基苯基)-卟啉])。

在单口25cc圆底烧瓶中，将200mg的H₂TDCPP溶于8ml发烟H₂SO₄,在160℃在氩下搅拌12小时。然后，将混合物仔细倾倒在含有冰和H₂O的烧瓶中，用最小量H₂O冲洗烧瓶。溶液用冰冷却，仔细地用饱和的NaOH溶液中和。在60-70℃，于20mm Hg压力旋蒸混合物。残余物用CH₃OH再溶解，过滤烧瓶中剩余的盐，用CH₃OH洗涤。旋蒸滤液，用最小量CH₃OH再溶解，用乙基醚沉淀。过滤混合物，残余物用CH₃OH再溶解，通过预先用HCl 10%溶液处理的强阳离子-交换树脂洗脱，用H₂O洗涤直至pH 6-7，用H₂O洗脱；含化合物的级分在真空下蒸发，自CH₃OH/丙酮重结晶。

反应收率为约75%。溶于甲醇的化合物的UV/Vis光谱分析提供特征吸收带(nm)：417，522，602，659。

如下将H₂TDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄化合物转化为FeTDCPP(SO3^-H⁺)₄]Cl^-([内消旋-四-(2,6-二氯-3-磺酸基-苯基)卟啉化氯化铁(III)])。

在两口100cc圆底烧瓶中，将200mg的H₂TDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄和100mg的FeSO₄溶于100ml的H₂O。然后，溶液通氩10分钟，在氩下沸腾和回流12小时。溶剂在真空下蒸发，残余物再溶于水，按上述制备H₂TDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄化合物的相同程序通过阳离子-交换树脂洗脱。蒸发含有FeTDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-产品的级分，残余物自CH₃OH/丙酮结晶。

反应收率是80%。溶于甲醇的化合物的UV/Vis光谱分析提供特征吸收带：422nm，521nm。

制备MnTPHTA(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-([四-(2,6,9,12-四磺酸基苯基)酞菁化氯化锰(II)])催化剂

化合物H₂TPHTA[(SO₃ ^-H⁺)₄]([四-(2,6,9,12-四磺酸基苯基)酞菁])按下述方式制备。

在单口25cc圆底烧瓶中，将200mg的酞菁游离碱溶于8ml的发烟H₂SO₄，在180℃在氩下搅拌12小时。最终，将混合物仔细地倾倒入含H₂O和冰的烧瓶中，用最小量的水冲洗圆底烧瓶。将冰冷却的溶液用饱和的NaOH溶液仔细地中和。

在60-70℃，于20mmHg压力仔细地旋蒸混合物。将残余物用CH₃OH再溶解，将圆底烧瓶中剩余的盐过滤并用CH₃OH洗涤。然后在真空下蒸发溶剂，将残余物用水再溶解。然后，将溶液通过预先用10%HCl溶液处理的强阳离子-交换树脂柱洗脱，然后用H₂O洗涤直至pH6-7，随后用H₂O洗脱；回收的含化合物级分在真空下蒸发，自CH₃OH/丙酮重结晶。反应收率是80%。溶于甲醇的化合物UV/Vis光谱分析提供特征吸收带(nm)：345，375，570，620，690(sh)。

化合物MnTPHTA(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-([四-(2,6,9,12-四磺酸基苯基)酞菁化氯化锰(II)])如下获得。

在双入口100cc圆底烧瓶中，将200mg的H₂TPHTA(SO₃ ^-H⁺)₄和100mg的MnCl₂·2H₂O溶于100ml二甲基甲酰胺(DMF)。溶液通氩10分钟，随后在氩下沸腾和回流12小时。然后，在真空下蒸发溶剂，再溶于水，然后按上述制备H₂TPHTA(SO₃ ^-H⁺)₄程序通过强阳离子-交换树脂洗脱。蒸发含有所希望产品的级分，残余物CH₃OH/丙酮结晶。

反应收率是65%。溶于甲醇的化合物UV/Vis光谱分析提供特征吸收带(nm)：557，590和650。

制备作为在无机基质与水溶性催化剂之间的粘合剂的间隔物。

合并260微升的(3-异氰酸酯丙基)三乙氧基硅烷和140微升的N-(3-氨基丙基)咪唑，在室温下氮气下，在磁力搅拌下，在2ml二噁烷中反应。让混合物反应过夜，产生化合物3-(1-咪唑基)丙基氨基甲酰基-3′-氨基丙基三乙氧基硅烷。该化合物的形成由液体1H-和13C-NMR光谱确认。

在与间隔物反应之前，无机硅酸盐或硅铝酸盐基质的质子化

在悬浮于1L的2M HCl之后，将30g粘土矿物高岭土搅拌48小时。离心悬浮液，分离的固体残余物在2M HCl中再悬浮两次48小时。在质子化之后，在3500Da截断值的透析膜中透析粘土基质残余物直至溶液达到蒸馏水pH。最终，冻干和细磨粘土矿物。

制备在间隔物与无机硅酸盐基质之间的复合物

向含有3-(1-咪唑基)丙基氨基甲酰基-3′-氨基丙基-三乙氧基硅烷的间隔物的反应混合物，加入如上述质子化的1g粘土矿物(高岭土)。形成乙氧基硅氧烷与硅酸盐硅烷醇基团之间的硅氧烷键在氮下进行，在80℃回流反应混合物过夜。基质-间隔物复合物用二噁烷和水洗涤，然后冻干。间隔物-基质复合物的形成由13C和29Si核的固态NMR光谱(CPMAS-NMR)和ATR红外光谱确认。

Mn(TDCPPS)Cl在间隔物官能化的高岭土(间隔物-基质)上的固定化

在25℃在磁力搅拌下，将如上述产生的100mg的用间隔物官能化的高岭土(间隔物-基质)与不同的浓度的Mn(TDCPPS)Cl水溶液黑暗反应过夜。未结合至基质的Mn(TDCPPS)Cl用NaCl 1M水溶液然后用水洗去。然后，冻干加合物和细磨。用浓度约0.16mg·mL^-1的Mn(TDCPPS)Cl水溶液，制备浓度1.2微摩尔(催化剂)/g(基质)的负载型催化剂。用浓度约3.2mg·mL^-1的Mn(TDCPPS)Cl水溶液，制备浓度24微摩尔(催化剂)/g(基质)的负载型催化剂。

土壤处理

本发明方法的效力在实验室中对三种石灰性土壤进行评价，其是内陆区域典型的，命名为Porrara土壤、Colombaia土壤和Itri土壤。

三种土壤具有不同的质地(粘土、粉砂和砂)和不同的有机物质含量。

这些土壤的主要特性报告于表1。

表1.分析土壤的特性

^aC=方解石，D=白云石，F=长石，I=伊利石，K=高岭土，LCK=低结晶度高岭土，M=云母，Q=石英岩，S=蒙脱石(smectite)，+++=占优势，++=存在，+=痕量。

¹pH值是指10g土壤分散在25ml水中获得的水溶液。

将测试土壤通过4.75mm直径截断值筛进行过筛。

各过筛的土壤样品置于培养皿上。

对于各类型的土壤，这样制备参比样品(对照土壤)：将60g含对应土壤的特定田间持水量的过筛土壤：加至Porrara、Colombaia和Itri土壤，分别加入34ml、28ml和20ml的水。田间持水量期望是完全浸湿而不浸没土壤所需要的水量。

有待通过本发明方法使土壤样品经受腐殖质聚合这样获得：向60g过筛土壤加入3mg的溶于与加入对照土壤以达到田间持水量的水量相同量的水的FeTDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-催化剂(对于不同的土壤，相同量的催化剂溶于变化量的水，以考虑土壤的不同粘土含量级分并确保适当的土壤可润湿性)。

制备另两组比较样品：第一组这样制备：将3ml的8.6M H₂O₂溶液加入对照土壤。第二组这样制备：向对照土壤加入溶于加入对照土壤以达到田间持水量的相同量的水的3mg FeTDCPP(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-，和3ml的8.6M H₂O₂溶液。

土壤样品特征通过测量下述参数进行评价。

土壤聚集体在水中的稳定性。

为了评价土壤样品在水中的稳定性，计算土壤聚集体在水中的重均直径(MWDw)。出于该目的，按调整的下文描述的Kemper和Rosenau(1986)方法水筛制备土壤样品。

将30g无水土壤样品置于一组三重筛(截断值依次1.0mm、0.50mm和0.25mm)的最上层筛上。通过将筛浸入水直至覆盖2cm水缓慢浸湿样品30分钟。在此之后，1分钟内对筛子进行手动垂直振荡(4cm垂直振幅)30次。通过该程序分布在各堆叠筛上的土壤聚集体在炉中于60℃干燥，称量和在室温下储存。

通过下述公式计算MWDw指数：

$\mathrm{MWDw}=\underset{i=1}{\overset{n}{\mathrm{\&Sigma;}}}{X}_i{W}_i$

其中X_i是各聚集体级分的平均直径，而W_i是i^th级分中土壤的总重量。

更高的MWDw值指出土壤平均地由更高的聚集体尺寸构成。

大MWDw也暗指更高的土壤侵蚀抗性和更佳的物理土壤肥力(由于增加的植物根的气和水交换)。

土壤呼吸

各土壤的CO₂排放(土壤呼吸)通过动力学吸收方法评价。9g土壤样品在27天时间段内排放的CO₂用20ml的0.01M NaOH溶液(吸收溶液)吸收。在将7ml的0.5M BaCl₂加入吸收溶液之后，所述溶液吸收的CO₂通过0.01M HCl溶液返滴进行测量。此后报告的土壤排放的CO₂值已扣除空气传播CO₂的贡献。

土壤总有机碳

土壤中存在的有机碳的量通过扣除总无机碳含量来测量。

土壤样品存在的总无机碳量通过在总碳含量(有机与无机碳之间)和包含于土壤的总有机碳的差异来计算。

通过对空气干燥的土壤样品进行干燥燃烧(元素分析仪Fisons EA1108)来测量总碳。

有机碳的量用标准Walkley-Black方法(Soil Survey Standard TestMethod,series C6A/2,NSW Department of Natural Resources)测量。

结果

不同样品的MWDw指数值报告于图1中。在图1中，实验样品用下述代码标记：

A(5d)=对照土壤，覆盖有培养皿且暴露于阳光5天(参比样品)；

AP(5d)=用Fe-卟啉催化剂处理的过筛土壤，覆盖有培养皿且暴露于阳光5天(根据本发明方法处理的样品)；

B(5d)=用3ml的8.6M H₂O₂处理的对照土壤，覆盖有培养皿且暴露于阳光5天(比较样品)；

BP(5d)=用Fe-卟啉催化剂和3ml的8.6M H₂O₂溶液处理的过筛土壤，覆盖有培养皿且暴露于阳光5天(比较样品)。

上文以天表达的暴露时间意在也包括黑暗小时。暴露1天意指平均12小时的有效阳光暴露。

随后，对前述样品进行15个浸湿和干燥循环(w/d循环)。各w/d循环是用蒸馏水加入样品，其量周期地恢复特定的土壤田间持水量，随后通过蒸发让其完全脱水。脱水度能够通过在加水之前和在加水之后称量土壤样品进行评价：将样品完全干燥直至其重量再次达到在加水之前的值。平均地，在加水一周之后达到完全脱水。用w/d循环处理的样品在图1中标记为命名″(15w/d)″。

图1的直方图显示MWDw指数对Porrara对照土壤为1.15mm，对Colombaia对照土壤为0.74mm，且对Itri对照土壤为0.32mm。

在三种土壤中，聚集体稳定性随在土壤中进行性的粘土含量增加和/或砂含量减少而增加。

对照土壤的较大MWDw指数相应于更高的粘土量(42%(Porrara)，24%(Colombaia)10%(Itri))，或较低砂量(36%(Porrara)，41%(Colombaia)，52%(Itri))。

用本发明方法处理的土壤样品，在5天的阳光暴露之后，与相应对照土壤相比的特征是更高的MWDw指数，从而显示增加的结构稳定性(MWDw)。在15个w/d循环之后也，稳定性的增加得以保持；而在30个w/d循环之后，在用本发明方法处理的样品与各自的对照土壤之间，未再观察到稳定性的显著差异(结果未显示)。

因此，用本发明方法处理土壤获得的聚集体的水稳定性的增加导致土壤团聚增加。这种土壤团聚态的强化的原因可以是土壤腐殖质化合物分子间的聚合反应形成的分子间共价键数量的增加。

从图1，观察到本发明方法改善三种土壤的结构稳定性(MWDw)(在5天的阳光暴露之后且在随后的15w/d循环之后)，其改善程度比在氧化剂(H₂O₂)存在下应用相同方法更高。

图2和3显示暴露于阳光5天(图2)和在15个更多的w/d循环之后(图3)的样品水稳定聚集体的不同级分的有机碳(按照1kg土壤)百分比分布。在图2和3中，聚集体的不同级分标记如下：

I=4.75mm至1.0mm，

II=1.0mm至0.5mm，

III=0.5mm至0.25mm，

IV=小于0.25mm。

图2显示通过本发明方法的腐殖质聚合提供在不同的聚集体-尺寸级分中的有机碳的不同百分比分布。尤其是，能够注意到更高的结构稳定性(增加的较大聚集体-尺寸百分比)也相应于这些级分中与对照土壤相比增加的有机碳含量。

在图2中，在暴露于阳光仅5天之后，AP样品(5d)对于全部三种土壤产生在小于0.25mm的聚集体-尺寸级分中有机碳含量的显著减少，而仅对于富含粘土的Porrara土壤在4.75-1.0mm聚集体-尺寸中有机碳含量显著更大。

随w/d循环增加在较大聚集体-尺寸中的有机碳蓄积，对于粉砂Colombaia土壤在仅15w/d循环之后变得显著，而对于更不稳定的砂质Itri土壤甚至在30w/d循环之后变得显著。这些结果表明腐殖质的催化聚合也在w/d循环期间持续有效。

此外，图2显示加入H₂O₂(样品B(5d))有利于土壤中有机物质矿化，由此引起较大聚集体-尺寸的解聚集且形成较小聚集体-尺寸。因此，仅H₂O₂的存在就导致土壤稳定性降低。在H₂O₂存在下的聚合反应(样品BP(5d))限制H₂O₂的负面效果。然而，在大聚集体-尺寸中有机碳分布未达到在应用本发明方法的情况下发现的更高的值。在15个浸湿和干燥循环之后的土壤显示相同行为(图3)。

图4显示在暴露于阳光5天之后土壤呼吸的结果(作为CO₂排放)。这些结果确认本发明方法在螯合土壤中的有机碳中的效力以及其在环境方面的优势。

尤其是，图4指出本发明方法在不存在H₂O₂时施用更有效，其引起CO₂排放显著低于在H₂O₂存在下测量的那些，另外还应注意该氧化剂造成土壤有机化合物的部分破坏。氧化剂对有机物质的这种部分破坏清楚地显示于用H₂O₂处理的对照土壤。

在H₂O₂和Fe-卟啉催化剂都存在下进行的光聚合反应部分地减缓有机物质矿化，从而允许腐殖质聚合。然而，该处理并不能达到缓和CO₂自土壤排放的用本发明方法获得的相同效率。

在相同条件下，用MnTPHTA(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-催化剂，观察到非常可比拟的结果。

儿茶酚和腐殖质物质在水中的聚合

粘土基质固定化的Mn(TDCPPS)Cl催化的模型腐殖质物质(儿茶酚)的氧化聚合。

将pH 6，含有儿茶酚(50ppm)的0.25M磷酸钾缓冲水溶液(3mL)与两种不同负载型催化剂接触，所述催化剂各自由用于其固定化的10mg高岭土，以及：i)1.2微摩尔Mn(TDCPPS)Cl(第一催化剂)；ii)24微摩尔Mn(TDCPPS)Cl(第二催化剂)所构成。在暴露于阳光下，在室温下、在需氧条件下且在磁力搅动下，进行反应。儿茶酚浓度的半衰期经由HPLC监测。在第一反应循环之后，固定化的催化剂通过离心自上清液分离，用水洗涤三次，冻干，随后将其循环至第二聚合反应中。在上述对于固定化的催化剂描述的相同条件下，将含有1.2微摩尔水溶性的Mn(TDCPPS)Cl(无载体)的儿茶酚水溶液暴露于阳光以获得用非固定化的催化剂进行的对照反应。

在粘土基质上固定化的Mn(TDCPPS)Cl催化的来自褐煤的腐殖酸(HA)的光氧化聚合。

在pH 6含有0.5mg·mL^-1HA的2ml的0.25M磷酸钾含水缓冲溶液中，且在如先前所描述其上已固定化1.2微摩尔Mn(TDCPPS)Cl的10mg高岭土存在下，进行褐煤HA的聚合。在254nm的UV辐射下、室温、在需氧条件下且在磁力搅拌下进行反应。在2小时之后，自催化剂分离含有溶解的腐殖酸的上清液，在加入pH=3.5冰乙酸之前且在其之后通过HPSEC(高效尺寸排阻色谱法)监测分子-尺度分布。

结果

在通过间隔物固定化在高岭土上的存在下Mn(TDCPPS)Cl的儿茶酚光聚合反应，使得可以评价在1.2和24微摩尔固定化量情况下的催化剂效率。图5显示对于1.2微摩尔的非固定化的可溶催化剂(直方图A)，儿茶酚的半衰期是23小时，而在高岭土上固定化的相同催化剂存在下(直方图B)，所述半衰期减少至5h。甚至在使用第一反应循环中所用的相同催化剂/高岭土残余物的第二反应循环期间，儿茶酚半衰期保持为约11小时(直方图C)。在反应中使用24微摩尔的在高岭土上固定化的催化剂的情况下，儿茶酚的半衰期对于第一循环减少至小于1小时(直方图D)，而对于第二循环保持为小于5小时(直方图E)。这些结果显示，在高岭土上固定化的情况下，1.2和24微摩尔的水溶性催化剂的活性分别是游离催化剂的5和25倍。

图6显示固定化的催化剂对衍生自褐煤的腐殖酸(HA)水溶液的光聚合的活性。在不含催化剂的溶液(对照溶液)中，经HPSEC分析揭示，HA的平均重均分子量(MWw)为3900Da(直方图A)，而固定化的催化剂的活性将MWw增加至超过11000Da(直方图C)。此外，将冰乙酸(AcOH)加入以将腐殖质溶液从pH 6降低至pH 3.5并破坏腐殖质分子结合的松散结构的情况下，对于不含和含固定化催化剂的HA，MWw值分别降低至920(直方图B)和4900Da(直方图D)。

这些结果指出固定化催化剂的催化活性在HA光聚合中是高度有效的，并因此使得可以形成乙酸作用无法破坏其稳定的新的共价C-C和/或C-O-C分子间键。

在相同条件下，用固定化在高岭土和蒙脱石上的MnTPHTA(SO₃ ^-H⁺)₄]Cl^-催化剂，观察到很相似结果。

Claims (14)

1.包含金属-卟啉和/或金属-酞菁类水溶性复合物的催化剂用于螯合天然含有腐殖质的土壤中的有机碳的用途，通过a)将所述土壤与所述催化剂接触并b)将它们暴露于UV和/或可见范围波长的电磁辐射，其特征在于，所述金属-卟啉和/或金属-酞菁类复合物的金属是金属离子,所述金属离子选自Fe³⁺、Fe²⁺和Mn²⁺。

2.根据权利要求1的用途，其特征在于，所述金属-卟啉和金属-酞菁类复合物在卟啉或酞菁环的外围取代位置包含选自下述的亲水基团：羧酸，苯磺酸，氯苯磺酸，肽和碳水化合物基团。

3.根据权利要求1的用途，其特征在于，所述金属-卟啉和金属-酞菁类的复合物选自：

内消旋-四-(2,6-二氯-3-磺酸基-苯基)-卟啉化氯化Fe(III)，

内消旋-四-(2,6-二氯-3-磺酸基-苯基)-卟啉化氯化锰(II)，

内消旋-四-N-甲基吡啶基-卟啉化五乙酸锰(II)，

四-(2,6,9,12-四磺酸基苯基)-酞菁化氯化锰(II)。

4.根据权利要求1的用途，其特征在于，所述催化剂是水溶性的，并且将其以固态或以水溶液形式与所述天然包含腐殖质的土壤接触。

5.根据权利要求4的用途，其特征在于，所述水溶液包含浓度0.001mol/L至0.1mol/L的所述催化剂。

6.根据权利要求5的用途，其特征在于，所述水溶液包含浓度0.005mol/L至0.02mol/L的所述催化剂。

7.根据权利要求1的用途，其特征在于，所述金属-卟啉和金属-酞菁类复合物以1.0mol/ha至10mol/ha土壤的量分布在土壤上。

8.根据权利要求7的用途，其特征在于，所述金属-卟啉和金属-酞菁类复合物以3.0mol/ha至8.0mol/Ha土壤的量分布在土壤上。

9.根据权利要求1的用途，其特征在于，所述UV和可见电磁辐射由太阳辐射产生。

10.根据权利要求1的用途，其特征在于，在犁耕土壤之后，随时间重复所述a)和b)。

11.根据权利要求1-10中任一项的用途，其特征在于，所述催化剂负载于基质上，所述基质选自硅酸盐，硅铝酸盐基质和有机基质。

12.根据权利要求11的用途，其特征在于，包含金属-卟啉和/或金属-酞菁类水溶性复合物的催化剂通过插入分子负载于所述硅酸盐或硅铝酸盐基质上，所述分子具有由Lewis碱组成的第一端，和由能够通过共价键结合至硅酸盐或硅铝酸盐基质的表面硅烷醇或至表面Al氢氧化物的基团组成的第二端。

13.根据权利要求11的用途，其特征在于，包含金属-卟啉和/或金属-酞菁类水溶性复合物的催化剂通过插入分子负载于所述有机基质上，所述分子具有由Lewis碱组成的第一端，和由能够通过酰胺键结合至所述有机基质的羧酸基团的氨基基团组成的第二端。

14.根据权利要求12或13的用途，其特征在于，所述Lewis碱是咪唑基团。

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