Cd(II)与As(V)在土壤铁氧化物和细菌表面上的共吸附研究

2021-05-10尹雪斐杨蕊嘉刘玉玲铁柏清聂宁杜辉辉

生态环境学报 2021年3期

尹雪斐，杨蕊嘉，刘玉玲，铁柏清 *，聂宁，杜辉辉

1. 湖南农业大学资源环境学院，湖南长沙 410128；2. 湖南省灌溉水源水质污染净化工程技术研究中心，湖南长沙 410128；3. 农业农村部南方产地污染防控重点实验室，湖南长沙 410128

随着中国经济和社会的快速发展，土壤重金属污染尤其是镉砷复合污染问题非常突出。2014年《全国土壤污染状况调查公报》显示，镉点位超标率为7.0%、砷点位超标率为 2.7%（The Ministry of Environmental Protection，2014）。研究发现，广东大宝山矿区周边存在以镉砷为主的多金属复合污染，矿区部分稻田中镉砷最大超标倍数超出土壤环境二级标准值10倍以上（Shan et al.，2017）。此外，周俊驰等（2017）调查结果显示，湖南株洲某县耕地土壤受镉砷复合污染的高风险区域面积达23.23 km2。重金属和类金属的共存对生物和生态安全构成的风险高于其单一存在（Huang et al.，2009），直接影响土壤和农产品安全，威胁人体健康。因此，有必要探究镉砷在共存条件下的生物地球化学行为。

在土壤中，镉通常以阳离子形式存在，具有失电子趋向；砷多以阴离子形式存在，如 AsO43-、AsO33-，有得电子趋向，两者在土壤中的固定、迁移以及被植物吸收富集等方面均具有相反的特质（Li et al.，2018）。土壤中的主要活跃组分如矿物和有机胶体，通过吸附解吸、氧化还原和沉淀溶解等过程，影响重金属的形态、分布和迁移转化（Alessi et al.，2010）。重金属和类金属对不同土壤组分具有不同的亲和力。矿物，尤其是金属氧化物，多携带正电荷，表面位点密度高，与阴离子常常通过配位反应形成稳定的内圈络合物，因此对砷有很好的亲和性（Gallegos et al.，2012）。例如，有学者报道砷主要在铁氧化物表面形成双齿共角络合物（Goldberg et al.，2001；Ona-Nguema et al.，2005；Sherman et al.，2003）。土壤有机胶体如微生物、腐殖酸，多携带负电荷，且含有较多含氧官能团，吸附络合阳离子的能力很强，对金属阳离子有较高的亲和力（Bradl，2004；Gadd，1990；Reuter et al.，1977）。例如Du et al.（2017）通过分析EXAFS数据证明，枯草芽孢杆菌和恶臭假单胞菌的羧基均可与Cd(II)结合形成单齿和双齿复合物。Bai et al.（2019）从FT-IR分析结果得出，枯草芽孢杆菌细胞外蛋白酰胺I和II键、C-H、羧基等官能团几乎都可以与Cu(II)和 Pb(II)结合。

近年来，国内外学者对土壤矿物、有机组分吸附单一金属或类金属研究颇多，但较少关注金属-类金属复合体系。在单一体系中获得的吸附规律无法完全适用于多金属或类金属复合污染体系，因此进一步探究典型土壤矿物、微生物对金属-类金属共吸附特点和机制十分必要。中国南方稻田常常存在镉砷复合污染，在南方偏酸性土壤中铁氧化物占固相比例很大。基于此，本研究拟选取一种代表性铁氧化物，即针铁矿和一株土壤细菌，借助宏观批吸附试验，结合X-射线光电子能谱技术，从宏观和微观角度阐释 Cd(II)-As(V)的共吸附特点和机制，期望获得土壤铁氧化物、微生物对 Cd(II)-As(V)共吸附存在普遍规律，为调控其形态和转化提供理论参考。

1 材料与方法

1.1 针铁矿制备

针铁矿制备参考Atkinson et al.（1967）的方法。在聚乙烯塑料杯中装入 500 mL 0.1 mol·L-1Fe(NO3)3溶液，在不断搅拌过程中逐滴加入 3 mol·L-1NaOH溶液直至溶液pH为12，随后将悬液置于60 ℃油浴锅中老化24 h。用去离子水不断洗涤矿物，直至电导率小于20 μS·cm-1，烘干、研磨，过100目（孔径为0.150 mm）筛备用。

1.2 蜡状芽孢杆菌悬液（Bacillus cereus）制备

该细菌为本实验保存的一株革兰氏阳性菌，其GenBank登录号为 MH 345838（https://www.ncbi.nlm.nih.gov/nuccore/MH345838.1/）。细菌培养采用LB 培养基（酵母提取物 5 g·L-1、氯化钠 5 g·L-1、蛋白胨10 g·L-1）。将配制好的1 L培养基分装至3个锥形瓶中，放入高压灭菌锅121 ℃灭菌20 min。在无菌操作台中挑取平板上菌种一环于培养基中，30 ℃恒温摇床培养 24 h。将菌体离心收集，并用0.1 mol·L-1KNO3（实验中使用的电解质溶液）冲洗3次。随后，将细菌悬浮在0.1 mol·L-1KNO3溶液中，取0.5 mL菌悬液烘干测细菌质量，用于计算菌悬液浓度。

1.3 实验方法

1.3.1 批吸附实验

用去离子水配制 1000 mg·L-1的 CdCl2、Na3AsO4母液。在等温吸附实验中，向50 mL离心管加入一定体积的金属母液，再将一定量的矿物或细菌悬液加入离心管中，用0.1 mol·L-1KNO3溶液定容至30 mL，混合均匀后使用0.1 mol·L-1NaOH和0.1 mol·L-1HNO3调节pH至6.5。随后将离心管放入恒温培养振荡器，反应12 h后取出，离心、过滤。我们预实验显示吸附实验可在12 h达到平衡。镉砷浓度的测定使用电感耦合等离子发射光谱（ICP-OES，PerkinElmer Optima 8300）。在一元及二元吸附体系中金属浓度均设置为0、0.01、0.05、0.1、0.15、0.2 mmol·L-1，吸附剂质量浓度均为 0.05 g·L-1，设置两组平行试验。

1.3.2 样品表征方法

使用扫描电子显微镜（FE-SEM/EDX，Quanta F250）观察针铁矿、蜡状芽孢杆菌细胞形貌。首先将样品固定在25 mL·dm-2戊二醛中，进行一系列乙醇脱水，再于-53 ℃的冷冻干燥机中干燥。

使用KRATOS Axis Ultra X射线光电子能谱仪（Thermo Fisher Scientific，USA）对针铁矿和蜡状芽孢杆菌吸附镉砷前后的样品进行分析。使用C1s峰（284.8 eV）校准结合能。用软件包XPSPEAK 41进行数据处理，背景信号用 Shirley方法扣除，采用Lorentzian-Gaussian方法进行分峰拟合。

2 结果与分析

2.1 SEM结果

从扫描电镜照片可以看出（图1），针铁矿是一种纳米级别的针状矿物，主要由针状晶体构成。蜡状芽孢杆菌呈杆状，长约为2 μm，直径约为0.5—1 μm，有蓬松的表面纹理，表明存在胞外聚合物。因此，形貌及尺寸结果显示，针铁矿和细菌可代表土壤中典型的活性胶体组分（＜2 μm）。

图1 针铁矿（a）、蜡状芽孢杆菌（b）扫描电镜照片Fig. 1 Scanning electron micrograph of goethite (a) and Bacillus cereus (b)

2.2 等温吸附结果

Langmuir模型已被广泛应用于描述金属在矿物和细菌表面的吸附过程（Komarek et al.，2015）。表1中的拟合度（R2＞0.95）表明，该吸附模型适用于描述Cd(II)、As(V)在针铁矿和蜡状芽孢杆菌上的吸附。Langmuir吸附模型（Langmuir，1918）公式如下：

表1 针铁矿和蜡状芽孢杆菌对Cd(II)、As(V)吸附的Langmuir模型参数Table 1 Langmuir parameters for the adsorption of Cd(II)/As(V)on goethite and Bacillus cereus

其中：Ce为平衡浓度（mmol·L-1）；Qe为平衡浓度下的吸附量（mg·g-1）；Qmax为最大吸附容量（mg·g-1）；KL为吸附亲和力常数（L·g-1）。

图2为针铁矿和蜡状芽孢杆菌对Cd(II)、As(V)的等温吸附结果。在一元体系中，针铁矿和蜡状芽孢杆菌对Cd(II)、As(V)的吸附都是随平衡浓度的增加而增加，并在一定范围内增加较快，随后趋于平缓达到吸附平衡。其中，针铁矿对Cd(II)的吸附是在 Cd(II)平衡浓度在 0.02—0.04 mmol·L-1间增加最快，对 As(V)的吸附在 0.014—0.021 mmol·L-1间增加最快；蜡状芽孢杆菌对Cd(II)的吸附是在平衡浓度 0.02—0.053 mmol·L-1间快速增大，对 As(V)的吸附在0.01—0.03 mmol·L-1间快速增加。针铁矿对 Cd(II)、As(V)的最大吸附量分别为 305.00、1259.82 mmol·kg-1，蜡状芽孢杆菌对 Cd(II)、As(V)的最大吸附量分别为 1291.64、120.22 mmol·kg-1（表1）。由此可知，针铁矿对As(V)的吸附能力大于Cd(II)，而蜡状芽孢杆菌对于Cd(II)的吸附能力大于As(V)。

图2 针铁矿和蜡状芽孢杆菌对Cd(II)、As(V)的等温吸附图谱，实线为Langmuir拟合线Fig. 2 Isothermal adsorption of Cd(II)/As(V) on goethite and Bacillus cereus Solid lines are the Langmuir fits

在二元吸附体系中，针铁矿对Cd(II)、As(V)的吸附量均大于单一体系，这表明在针铁矿表面，Cd(II)-As(V)的吸附存在协同效应；此外，As(V)对Cd(II)的促进率为38.4%，而Cd(II)对As(V)的促进率只有 16.5%。在蜡状芽孢杆菌表面，As(V)对Cd(II)的吸附几乎无影响，Cd(II)对As(V)则存在抑制作用（表1）。

2.3 XPS结果

图3是针铁矿吸附Cd(II)、As(V)前后的O1s高分辨光谱。对于纯针铁矿，529 eV处的峰归属于Fe-O-Fe，531 eV处的峰归属于Fe-O-H（Zhu et al.，2019），图中标注的百分比为每个组分的面积所占总面积的比值。针铁矿吸附 Cd(II)、As(V)前后的O1s光谱存在明显差异，吸附金属后在531 eV处的峰变宽且峰面积增大。在纯针铁矿中，Fe-O-H所占面积比为69.06%，在单一Cd(II)、单一As(V)以及Cd(II)-As(V)复合体系中该组分分别增加3.67%、17.77%、6.32%。这一结果表明，针铁矿表面Fe-OH与镉砷发生了络合反应，可能进一步形成Fe-OCd(As)络合物。有学者（Lakshmipathiraj et al.，2006）研究发现砷酸盐可与 Fe-O键结合生成 Fe-O-As，而O’ Reilly et al.（2001）研究表明砷酸盐主要以针状双核络合物的形式吸附在针铁矿上。此外，针铁矿在吸附 As(V)后 531 eV处的峰强度增加更加明显，表明吸附的 As(V)比 Cd(II)更多，这与等温吸附结果一致。

图3 针铁矿吸附Cd(II)、As(V)前后的高分辨率O1s XPS光谱Fig. 3 High-resolution O1s XPS spectra of goethite before and after the sorption of Cd(II)/As(V)

图4是蜡状芽孢杆菌吸附Cd(II)、As(V)前后的C1s高分辨光谱。对于蜡状芽孢杆菌，其碳峰可分解为3个部分：288 eV处的峰归属于碳与氧形成单键或双键（C=O、C-O-C），包括羧酸盐；286 eV处的峰归属于C-(O, H)；285 eV处归属于C-(O, N)，这两部分主要包括醚，醇，胺和酰胺（Lei et al.，2019）。分析C1s光谱发现，吸附Cd(II)、As(V)前后的蜡状芽孢杆菌存在明显差异，即吸附金属后的蜡状芽孢杆菌在285 eV处的峰变宽且峰面积增大。在纯蜡状芽孢杆菌中，C=O、C-O-C所占面积比为4.80%，在单一Cd(II)、单一As(V)以及Cd(II)-As(V)复合体系中该组分分别增加9.5%、7.83%、11.91%。Oh et al.（2009）研究表明，施氏假单胞菌吸附金属的原因是金属与细菌表面的C=O结合，而Uluozlu et al.（2010）的结果表明，金属离子与微生物的羧基、羟基和酰胺基的氢原子之间的离子交换主要参与生物吸附。本实验 XPS结果分析可得到类似的结论，蜡状芽孢杆菌对Cd(II)、As(V)的吸附主要是与细菌的羧基和酰胺/胺基结合。而且蜡状芽孢杆菌在吸附Cd(II)后288 eV处的峰强度增加更加明显，表明吸附的 Cd(II)比 As(V)更多，这与等温吸附结果一致。

图4 蜡状芽孢杆菌吸附Cd(II)、As(V)前后的高分辨率C1s XPS光谱Fig. 4 High-resolution C1s XPS spectra of Bacillus cereus before and after the sorption of Cd(II)/As(V)

3 讨论

本研究发现，在针铁矿体系，Cd(II)-As(V)的吸附存在协同效应，而在细菌体系，As(V)的存在对Cd(II)的吸附影响不大，Cd(II)却能在一定程度上抑制 As(V)的吸附。分析总结出现这一现象的可能原因如下：针铁矿在pH 6.5时表面带正电荷（Wang et al.，2020），有研究表明，Cd(II)、As(V)均可在铁氧化物表面形成内圈化合物（Collinos et al.，1999；Catalano et al.，2008），当 As(V)络合在针铁矿表面，增加了表面负电势，促进了Cd(II)的静电吸附，此外吸附态As(V)可能与Cd(II)形成三元络合物（FeO-As-Cd），进一步促进 Cd(II)的吸附，Jiang et al.（2013）的研究同样发现针铁矿表面生成了Cd-As-针铁矿三元复合物；同理，当Cd(II)通过表面络合吸附在针铁矿表面，增加了表面正电势，进一步为 As(V)创造了更多新的吸附位点，所以 Cd(II)也促进 As(V)在针铁矿上的吸附。细菌在pH 6.5时表面带负电荷（Wang et al.，2016），与As(V)存在电荷斥力，因此在细菌体系，表面电势改变对吸附的影响可能不显著。由于Cd(II)、As(V)在细菌表面吸附的官能团一致（XPS结果），而细菌对Cd(II)的亲和力远强于As(V)（上文显示Cd(II)吸附量是As(V)的10倍），因此As(V)对 Cd(II)吸附几乎没影响，而 Cd(II)会显著抑制As(V)吸附。

在中国南方镉砷复合污染酸性土壤中（pH＜6.5），铁氧化物占固相组分的比例很大（Indika et al.，2017；Du et al.，2016），Cd(II)、As(V)在土壤固相界面的吸附存在显著协同效应，因此在应用单一体系的吸附规律去预估复合污染体系时，将大大低估土壤胶体对Cd(II)、As(V)的截留。而在土壤微区，如根际界面，微生物含量较多，Cd(II)对As(V)的吸附存在抑制作用，这也表明，运用单一体系吸附规律时将在一定程度上高估了根际土壤对As(V)的截留与固定。Cd(II)与As(V)的共吸附规律在土壤矿物和微生物上存在区别，这也意味着在土壤根际土壤与非根际土壤中有较大差异。因此在预测土壤Cd(II)、As(V)共存规律时也要考虑土壤组成，特别是有机物的含量等因素。综上，本研究结果可为预测镉、砷在土壤组分上的迁移转化行为提供参考，为调控镉砷形态，对预测镉、砷在土壤中的生物地球化学循环有一定的参考价值。