天冬氨酸-β-环糊精对土壤中芴和镉的分配行为研究*

徐 兰 胡苏杭 章绍康 王光辉

(东华理工大学水资源与环境工程学院，江西 南昌 330013)

土壤是人类赖以生存的重要的环境因素，但是20世纪80年代以来，随着我国经济地飞速发展，人们在农业生产中大量使用农药、化肥，工业企业大量排放重金属和有机物，使得进入土壤的有毒有害物质日益增多，土壤污染问题日益严重。镉(Cd)是一种生物毒性很强的重金属，而我国农田土壤中普遍存在着轻度到中度的Cd污染[1]。2014年的《全国土壤污染状况调查公报》显示，土壤Cd超标率居无机污染物首位[2]，农田Cd 污染的面积已超过20×104hm2，每年产生出来的Cd 超标农产品达1.46×109kg[3]。多环芳烃(PAHs)是有机物的不完全燃烧产生的，部分来自森林失火、火山喷发等自然因素，但现在主要是由于汽车尾气排放、石油生产和加工等人为因素造成的[4]。随着经济的迅速发展，我国的PAHs排放量呈逐年增加趋势，以美国环境保护署(EPA)优先控制的16种PAHs为例，1999年我国PAHs的排放量为9 799 t，其中具有致癌性的7种PAHs为2 000 t[5]。芴是一种代表性PAHs，广泛用于制药、染料、杀虫剂、除草剂，在土壤中检出率较高。环糊精是由环糊精葡萄糖基转移酶作用于淀粉并由α-1,4糖苷键衔接构成的一类环状低聚糖，β-环糊精是其中的一种，由于它本身无毒且具有可生物降解性，因此是一种优良的环境友好材料，在环境领域有广泛地应用[6]。本研究在β-环糊精的基础上合成了水溶性更好的天冬氨酸-β-环糊精(ACD)，同时对重金属具有配位能力、对有机物具有包结作用。笔者在研究ACD对芴的包结作用和对Cd的配位作用的基础上，着重研究了ACD对芴、Cd在土壤表面分配行为的影响，为复合污染土壤中重金属和有机物的同时增效修复提供理论基础。

1 实验部分

1.1 主要材料和仪器

仪器：DZ-6020型真空干燥箱；GM-0.33Ⅱ真空过滤机；TDL-5-A离心机；HH-S4恒温水浴锅；T6新世纪紫外—可见分光光度计；NEXUE470傅立叶变换红外光谱(FTIR)仪(美国Nicolet公司)；KS康氏恒温振荡器；VG Multilab2000 X射线光电子能谱(XPS)仪(美国Thermo公司)；Agilent55原子吸收光谱仪(美国Agilent公司)；高效液相色谱(HPLC)仪(美国Agilent公司)；F-7000型分子荧光光谱仪(日本Hitachi公司)。

试剂：β-环糊精、氢氧化钾、环氧氯丙烷、天冬氨酸、无水甲醇、无水乙醇、碳酸镉，均为分析纯；芴，纯度为99%。

土壤样品采自南昌某工业园区，pH=5.86，有机质质量浓度为26.40 g/kg，总氮质量浓度为1.68 g/kg，总磷质量浓度为0.28 g/kg，含水率为24.5%，阳离子交换容量(CEC) 为24.26×10-2mol/kg。

1.2 实验方法

1.2.1 ACD的合成

[7]的合成方法，在250 mL的锥形瓶中加入8.1 g β-环糊精，再加入70 mL的蒸馏水和6.7 g的氢氧化钾，搅拌至β-环糊精完全溶解，在水浴锅中加热至50 ℃，再加入13.3 g天冬氨酸，滴加10.2 g环氧氯丙烷，于60 ℃条件下反应1 h，冷却至室温，用硫酸调节pH至5～6，再加入160 mL无水乙醇，静置1～2 h，过滤后用水浴锅将滤液中的乙醇蒸出，并浓缩至30 mL，加入足量无水甲醇(约300 mL)，静置过夜，过滤后真空干燥，得到12.9 g白色固体，即为ACD。

1.2.2 ACD与芴和Cd的相互作用

(1) ACD与芴的相互作用实验：配制质量浓度为2、4、6、8、10 g/L的ACD溶液，分别加入一定量的芴溶液，使芴质量浓度为1 mg/L，静置24 h后，用分子荧光光谱仪在275 nm激发波长下扫描发射光谱。

(2) ACD与Cd的相互作用实验：将过量的碳酸镉固体溶解到10 g/L的ACD溶液中，置于恒温振荡器里振荡48 h后离心分离，取上清液，经喷雾干燥处理后得到的样品以及ACD、碳酸镉分别用XPS仪进行分析。

1.2.3 土壤对β-环糊精和ACD的吸附行为

(1) 吸附动力学：称取2.0 g的土壤样品两份置于两个150 mL的锥形瓶中，分别加入20 mL质量浓度为7 g/L的β-环糊精或ACD溶液，然后置于恒温振荡器中，在(25±1) ℃、160 r/min条件下振荡，间隔一定时间取样，以3 000 r/min离心20 min后，取上清液测定β-环糊精或ACD浓度[8-11]，确定吸附平衡时间和动力学方程。

(2) 吸附等温线：称取一系列2.0 g的土壤样品置于150 mL的锥形瓶中，分别加入20 mL不同质量浓度的β-环糊精或ACD溶液，然后置于恒温振荡器中，在(25±1) ℃、160 r/min条件下振荡至吸附平衡，以3 000 r/min离心20 min后，取上清液测定β-环糊精或ACD浓度，确定吸附等温线。

1.2.4 ACD对土壤中芴和Cd的分配系数影响

(1) 称取一系列2.0 g的土壤样品置于150 mL的锥形瓶中，分别加入20 mL质量浓度为50 mg/L的芴溶液，在此基础上加入不同质量浓度的ACD，在(25±1) ℃、160 r/min条件下恒温振荡，达到平衡后，以4 000 r/min离心30 min，取上清液，用HPLC仪测定芴的浓度，分别计算不同质量浓度ACD作用下芴的分配系数[12]。

(2) 称取一系列2.0 g的土壤样品置于150 mL的锥形瓶中，分别加入20 mL质量浓度为60 mg/L的Cd溶液，在此基础上加入不同质量浓度的ACD，在(25±1) ℃、160 r/min条件下恒温振荡，达到平衡后，以4 000 r/min离心30 min，取上清液，用原子吸收光谱仪测定Cd的浓度，分别计算不同质量浓度ACD作用下Cd的分配系数[13]。

分配系数的计算公式如下：

(1)

式中：Kd为芴或Cd的分配系数，L/kg；c为芴或Cd在土壤固相中的质量浓度，mg/kg；c’e为芴或Cd在液相中的平衡质量浓度，mg/L。

2 结果与讨论

2.1 ACD的FTIR分析

β-环糊精、天冬氨酸和ACD的FTIR分析结果见图1。857 cm-1为β-环糊精中的D-吡喃葡萄糖结构振动，946 cm-1为α-1,4糖苷键的骨架振动，1 026、1 153 cm-1处分别出现C—C与C—O键的耦合振动峰和C—O—C键的伸缩振动峰，3 193 cm-1为O—H伸缩振动，这些均为β-环糊精的特征峰。天冬氨酸的氨基反对称伸缩振动峰位于3 134 cm-1处，2 361 cm-1为天冬氨酸中羧基的特征峰。对比天冬氨酸和ACD可以得出，ACD中也有羧基产生，说明天冬氨酸中的羧基加入到了ACD中，但天冬氨酸上的氨基在ACD上并不明显，这是由于环氧基开环与部分氨基加成产生了新键—NH—，是没有N—H伸缩振动峰的。图1中ACD的1 397 cm-1峰与羧基中O—H的弯曲振动有关，这个振动峰是O—H的弯曲振动和O—C—C对称伸缩振动的合频，说明了ACD中羧基的存在，进一步证明ACD保留了大部分的β-环糊精的特征峰，表明ACD仍然保有β-环糊精的空腔结构。

图1 β-环糊精、天冬氨酸和ACD的FTIRFig.1 FTIR of β-cyclodextrin,aspsrtic acid and ACD

2.2 ACD与芴的相互作用

ACD与芴相互作用的分子荧光光谱变化如图2所示。比较曲线1和曲线5可以发现，ACD本身不产生荧光，但是ACD与芴相互作用后会产生荧光。分析曲线2至曲线6发现，在发射波长为370 nm处有一个明显的芴的发射峰，且随着ACD浓度逐渐升高，检测到的荧光强度也相应增强，这是因为当芴进入ACD的疏水性空腔后发生包结作用，这种微环境的极性改变会导致量子化产率的提高，从而增强荧光强度[14]，由此可以说明ACD与芴相互作用后已经发生了包结作用。

1—8 g/L ACD; 2—2 g/L ACD、1 mg/L芴; 3—4 g/L ACD、1 mg/L芴; 4—6 g/L ACD、1 mg/L芴;5—8 g/L ACD、1 mg/L芴;6—10 g/L ACD、1 mg/L芴图2 ACD与芴相互作用的分子荧光光谱Fig.2 Fluorescence emission spectra of the reaction of fluorene and ACD

2.3 ACD与Cd的相互作用

利用XPS研究了ACD与Cd之间的配位作用，主要配位元素配位前后结合能的变化如表1所示。生成的配合物与碳酸镉和ACD相比，Cd 3d、N 1s、O 1s的结合能发生了一定的偏移。Cd 3d 的结合能由碳酸镉的404.51 eV偏移到了配合物的405.31 eV；N 1s、O 1s的结合能由ACD的400.69、530.70 eV移到了配合物的401.29、531.58 eV，说明Cd已成功配位到ACD分子结构的氨基和羧基上。

表1 碳酸镉、ACD及其配合物中的XPS分析

基于上述分析，ACD对芴的包结作用和对Cd的配位作用是在ACD分子结构的不同位置上进行的，ACD分子结构中的氨基和羧基对Cd的配位作用发生在空腔腔体的外部，而ACD对芴的包结作用发生在空腔腔体的内部，作用模式如图3所示。

图3 ACD与芴、Cd的相互作用模式Fig.3 The interaction model of fluorene and cadmium with ACD

2.4 土壤对β-环糊精和ACD表面的吸附行为

2.4.1 吸附动力学研究

采用准一级动力学方程(见式(2))和准二级动力学方程(见式(3))对不同吸附时间的吸附量进行拟合。

ln(qe-qt)=lnqe-k1t

(2)

(3)

式中：qe为土壤对β-环糊精或ACD的平衡吸附量，mg/g；qt为t时土壤对β-环糊精或ACD的吸附量，mg/g；k1为准一级动力学吸附速率常数，min-1；t为吸附时间，min；k2为准二级动力学吸附速率常数，g/(mg·min)。

由图4可知，土壤对β-环糊精和ACD吸附平衡时间均为150 min。吸附动力学方程拟合结果见表2。由表2可知，准二级动力学方程的相关系数(R2)大于准一级动力学方程的相关系数，表明土壤对β-环糊精和ACD的吸附更符合准二级动力学方程，两者的准二级动力学吸附速率常数分别为0.000 6、0.001 7 g/(mg·min)。

2.4.2 吸附等温线研究

土壤对β-环糊精和ACD的吸附等温线如图5所示，用Langmuir吸附等温线模型(见式(4))进行拟合。

(4)

式中：ce为ACD或β-环糊精的平衡质量浓度，g/L;qmax为土壤对ACD或β-环糊精的最大吸附量，mg/g；K为Langmuir常数，L/mg。

Langmuir吸附等温线模型拟合参数见表3。从表3可以看出，土壤对ACD的最大吸附量为21.49 mg/g，而对β-环糊精的最大吸附量为95.58 mg/g，说明ACD水溶性更好，不容易被土壤固相吸附，能够更好地从土壤中分离出来，而且ACD具备对有机物的包结作用和对重金属的配位作用，因此ACD处理土壤重金属和有机物污染比β-环糊精具有更好的效果。

图4 土壤对β-环糊精和ACD的吸附动力学曲线Fig.4 Adsorption kinetic curve of soil on β-cyclodextrin and ACD

图5 土壤对β-环糊精和ACD的吸附等温线Fig.5 Adsorption isotherm curve of soil on β-cyclodextrin and ACD

物质种类准一级动力学方程qe/(mg·g-1)k1/min-1R2准二级动力学方程qe/(mg·g-1)k2/(g·mg-1·min-1)R2β-环糊精64.840.02710.966454.880.00060.9958ACD31.060.03340.977313.170.00170.9907

表3 β-环糊精和ACD的Langmuir吸附等温线模型拟合参数

表4 ACD对土壤中芴的分配系数影响

表5 ACD对土壤中Cd的分配系数影响

2.5 ACD对土壤中芴的分配系数影响

不同质量浓度的ACD作用下，芴在土壤中的分配系数见表4。由表4可见，随着ACD浓度的增大，芴在土壤中分配系数变小，表明液相中的芴平衡浓度明显增大，说明ACD对芴的包结作用显著，因此ACD可以使芴等有机物从污染土壤中解吸，可以有效应用于污染土壤的修复。

2.6 ACD对土壤中Cd的分配系数影响

不同质量浓度ACD作用下，Cd在土壤中的分配系数见表5。由表5可见，随着ACD浓度的增大，Cd在土壤中的分配系数明显变小，说明吸附在土壤固相中的Cd在ACD作用下进入了液相，ACD对Cd的配位作用及ACD本身的水溶性特点是出现Cd从固相向液相转移的主要原因。因此，ACD也能使Cd等重金属从污染土壤中解吸，从而可以应用于污染土壤的修复。

3 结 论

(1) ACD的空腔结构可以对芴等有机物发生包结作用，羧基和氨基可以对Cd等重金属发生配位作用。

(2) 与β-环糊精相比，ACD水溶性更好，土壤对ACD的最大吸附量为21.49 mg/g，其吸附过程符合准二级动力学方程。

(3) ACD可以通过对芴等有机物的包结作用和Cd等重金属的配位作用使污染物从土壤固相中解吸，溶解到液相中，从而起到土壤修复的作用。

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