天冬氨酸-β-環糊精對土壤中芴和鎘的分配行為研究*

徐 蘭 胡蘇杭 章紹康 王光輝

(東華理工大學水資源與環境工程學院，江西 南昌 330013)

土壤是人類賴以生存的重要的環境因素，但是20世紀80年代以來，隨著我國經濟地飛速發展，人們在農業生產中大量使用農藥、化肥，工業企業大量排放重金屬和有機物，使得進入土壤的有毒有害物質日益增多，土壤污染問題日益嚴重。鎘(Cd)是一種生物毒性很強的重金屬，而我國農田土壤中普遍存在著輕度到中度的Cd污染[1]。2014年的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，土壤Cd超標率居無機污染物首位[2]，農田Cd 污染的面積已超過20×104hm2，每年產生出來的Cd 超標農產品達1.46×109kg[3]。多環芳烴(PAHs)是有機物的不完全燃燒產生的，部分來自森林失火、火山噴發等自然因素，但現在主要是由于汽車尾氣排放、石油生產和加工等人為因素造成的[4]。隨著經濟的迅速發展，我國的PAHs排放量呈逐年增加趨勢，以美國環境保護署(EPA)優先控制的16種PAHs為例，1999年我國PAHs的排放量為9 799 t，其中具有致癌性的7種PAHs為2 000 t[5]。芴是一種代表性PAHs，廣泛用于制藥、染料、殺蟲劑、除草劑，在土壤中檢出率較高。環糊精是由環糊精葡萄糖基轉移酶作用于淀粉并由α-1,4糖苷鍵銜接構成的一類環狀低聚糖，β-環糊精是其中的一種，由于它本身無毒且具有可生物降解性，因此是一種優良的環境友好材料，在環境領域有廣泛地應用[6]。本研究在β-環糊精的基礎上合成了水溶性更好的天冬氨酸-β-環糊精(ACD)，同時對重金屬具有配位能力、對有機物具有包結作用。筆者在研究ACD對芴的包結作用和對Cd的配位作用的基礎上，著重研究了ACD對芴、Cd在土壤表面分配行為的影響，為復合污染土壤中重金屬和有機物的同時增效修復提供理論基礎。

1 實驗部分

1.1 主要材料和儀器

儀器：DZ-6020型真空干燥箱；GM-0.33Ⅱ真空過濾機；TDL-5-A離心機；HH-S4恒溫水浴鍋；T6新世紀紫外—可見分光光度計；NEXUE470傅立葉變換紅外光譜(FTIR)儀(美國Nicolet公司)；KS康氏恒溫振蕩器；VG Multilab2000 X射線光電子能譜(XPS)儀(美國Thermo公司)；Agilent55原子吸收光譜儀(美國Agilent公司)；高效液相色譜(HPLC)儀(美國Agilent公司)；F-7000型分子熒光光譜儀(日本Hitachi公司)。

試劑：β-環糊精、氫氧化鉀、環氧氯丙烷、天冬氨酸、無水甲醇、無水乙醇、碳酸鎘，均為分析純；芴，純度為99%。

土壤樣品采自南昌某工業園區，pH=5.86，有機質質量濃度為26.40 g/kg，總氮質量濃度為1.68 g/kg，總磷質量濃度為0.28 g/kg，含水率為24.5%，陽離子交換容量(CEC) 為24.26×10-2mol/kg。

1.2 實驗方法

1.2.1 ACD的合成

[7]的合成方法，在250 mL的錐形瓶中加入8.1 g β-環糊精，再加入70 mL的蒸餾水和6.7 g的氫氧化鉀，攪拌至β-環糊精完全溶解，在水浴鍋中加熱至50 ℃，再加入13.3 g天冬氨酸，滴加10.2 g環氧氯丙烷，于60 ℃條件下反應1 h，冷卻至室溫，用硫酸調節pH至5～6，再加入160 mL無水乙醇，靜置1～2 h，過濾后用水浴鍋將濾液中的乙醇蒸出，并濃縮至30 mL，加入足量無水甲醇(約300 mL)，靜置過夜，過濾后真空干燥，得到12.9 g白色固體，即為ACD。

1.2.2 ACD與芴和Cd的相互作用

(1) ACD與芴的相互作用實驗：配制質量濃度為2、4、6、8、10 g/L的ACD溶液，分別加入一定量的芴溶液，使芴質量濃度為1 mg/L，靜置24 h后，用分子熒光光譜儀在275 nm激發波長下掃描發射光譜。

(2) ACD與Cd的相互作用實驗：將過量的碳酸鎘固體溶解到10 g/L的ACD溶液中，置于恒溫振蕩器里振蕩48 h后離心分離，取上清液，經噴霧干燥處理后得到的樣品以及ACD、碳酸鎘分別用XPS儀進行分析。

1.2.3 土壤對β-環糊精和ACD的吸附行為

(1) 吸附動力學：稱取2.0 g的土壤樣品兩份置于兩個150 mL的錐形瓶中，分別加入20 mL質量濃度為7 g/L的β-環糊精或ACD溶液，然后置于恒溫振蕩器中，在(25±1) ℃、160 r/min條件下振蕩，間隔一定時間取樣，以3 000 r/min離心20 min后，取上清液測定β-環糊精或ACD濃度[8-11]，確定吸附平衡時間和動力學方程。

(2) 吸附等溫線：稱取一系列2.0 g的土壤樣品置于150 mL的錐形瓶中，分別加入20 mL不同質量濃度的β-環糊精或ACD溶液，然后置于恒溫振蕩器中，在(25±1) ℃、160 r/min條件下振蕩至吸附平衡，以3 000 r/min離心20 min后，取上清液測定β-環糊精或ACD濃度，確定吸附等溫線。

1.2.4 ACD對土壤中芴和Cd的分配系數影響

(1) 稱取一系列2.0 g的土壤樣品置于150 mL的錐形瓶中，分別加入20 mL質量濃度為50 mg/L的芴溶液，在此基礎上加入不同質量濃度的ACD，在(25±1) ℃、160 r/min條件下恒溫振蕩，達到平衡后，以4 000 r/min離心30 min，取上清液，用HPLC儀測定芴的濃度，分別計算不同質量濃度ACD作用下芴的分配系數[12]。

(2) 稱取一系列2.0 g的土壤樣品置于150 mL的錐形瓶中，分別加入20 mL質量濃度為60 mg/L的Cd溶液，在此基礎上加入不同質量濃度的ACD，在(25±1) ℃、160 r/min條件下恒溫振蕩，達到平衡后，以4 000 r/min離心30 min，取上清液，用原子吸收光譜儀測定Cd的濃度，分別計算不同質量濃度ACD作用下Cd的分配系數[13]。

分配系數的計算公式如下：

(1)

式中：Kd為芴或Cd的分配系數，L/kg；c為芴或Cd在土壤固相中的質量濃度，mg/kg；c’e為芴或Cd在液相中的平衡質量濃度，mg/L。

2 結果與討論

2.1 ACD的FTIR分析

β-環糊精、天冬氨酸和ACD的FTIR分析結果見圖1。857 cm-1為β-環糊精中的D-吡喃葡萄糖結構振動，946 cm-1為α-1,4糖苷鍵的骨架振動，1 026、1 153 cm-1處分別出現C—C與C—O鍵的耦合振動峰和C—O—C鍵的伸縮振動峰，3 193 cm-1為O—H伸縮振動，這些均為β-環糊精的特征峰。天冬氨酸的氨基反對稱伸縮振動峰位于3 134 cm-1處，2 361 cm-1為天冬氨酸中羧基的特征峰。對比天冬氨酸和ACD可以得出，ACD中也有羧基產生，說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上并不明顯，這是由于環氧基開環與部分氨基加成產生了新鍵—NH—，是沒有N—H伸縮振動峰的。圖1中ACD的1 397 cm-1峰與羧基中O—H的彎曲振動有關，這個振動峰是O—H的彎曲振動和O—C—C對稱伸縮振動的合頻，說明了ACD中羧基的存在，進一步證明ACD保留了大部分的β-環糊精的特征峰，表明ACD仍然保有β-環糊精的空腔結構。

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

2.2 ACD與芴的相互作用

ACD與芴相互作用的分子熒光光譜變化如圖2所示。比較曲線1和曲線5可以發現，ACD本身不產生熒光，但是ACD與芴相互作用后會產生熒光。分析曲線2至曲線6發現，在發射波長為370 nm處有一個明顯的芴的發射峰，且隨著ACD濃度逐漸升高，檢測到的熒光強度也相應增強，這是因為當芴進入ACD的疏水性空腔后發生包結作用，這種微環境的極性改變會導致量子化產率的提高，從而增強熒光強度[14]，由此可以說明ACD與芴相互作用后已經發生了包結作用。

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芴圖2 ACD與芴相互作用的分子熒光光譜Fig.2 Fluorescence emission spectra of the reaction of fluorene and ACD

2.3 ACD與Cd的相互作用

利用XPS研究了ACD與Cd之間的配位作用，主要配位元素配位前后結合能的變化如表1所示。生成的配合物與碳酸鎘和ACD相比，Cd 3d、N 1s、O 1s的結合能發生了一定的偏移。Cd 3d 的結合能由碳酸鎘的404.51 eV偏移到了配合物的405.31 eV；N 1s、O 1s的結合能由ACD的400.69、530.70 eV移到了配合物的401.29、531.58 eV，說明Cd已成功配位到ACD分子結構的氨基和羧基上。

表1 碳酸鎘、ACD及其配合物中的XPS分析

基于上述分析，ACD對芴的包結作用和對Cd的配位作用是在ACD分子結構的不同位置上進行的，ACD分子結構中的氨基和羧基對Cd的配位作用發生在空腔腔體的外部，而ACD對芴的包結作用發生在空腔腔體的內部，作用模式如圖3所示。

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

2.4 土壤對β-環糊精和ACD表面的吸附行為

2.4.1 吸附動力學研究

采用準一級動力學方程(見式(2))和準二級動力學方程(見式(3))對不同吸附時間的吸附量進行擬合。

ln(qe-qt)=lnqe-k1t

(2)

(3)

式中：qe為土壤對β-環糊精或ACD的平衡吸附量，mg/g；qt為t時土壤對β-環糊精或ACD的吸附量，mg/g；k1為準一級動力學吸附速率常數，min-1；t為吸附時間，min；k2為準二級動力學吸附速率常數，g/(mg·min)。

由圖4可知，土壤對β-環糊精和ACD吸附平衡時間均為150 min。吸附動力學方程擬合結果見表2。由表2可知，準二級動力學方程的相關系數(R2)大于準一級動力學方程的相關系數，表明土壤對β-環糊精和ACD的吸附更符合準二級動力學方程，兩者的準二級動力學吸附速率常數分別為0.000 6、0.001 7 g/(mg·min)。

2.4.2 吸附等溫線研究

土壤對β-環糊精和ACD的吸附等溫線如圖5所示，用Langmuir吸附等溫線模型(見式(4))進行擬合。

(4)

式中：ce為ACD或β-環糊精的平衡質量濃度，g/L;qmax為土壤對ACD或β-環糊精的最大吸附量，mg/g；K為Langmuir常數，L/mg。

Langmuir吸附等溫線模型擬合參數見表3。從表3可以看出，土壤對ACD的最大吸附量為21.49 mg/g，而對β-環糊精的最大吸附量為95.58 mg/g，說明ACD水溶性更好，不容易被土壤固相吸附，能夠更好地從土壤中分離出來，而且ACD具備對有機物的包結作用和對重金屬的配位作用，因此ACD處理土壤重金屬和有機物污染比β-環糊精具有更好的效果。

圖4 土壤對β-環糊精和ACD的吸附動力學曲線Fig.4 Adsorption kinetic curve of soil on β-cyclodextrin and ACD

圖5 土壤對β-環糊精和ACD的吸附等溫線Fig.5 Adsorption isotherm curve of soil on β-cyclodextrin and ACD

物質種類準一級動力學方程qe/(mg·g-1)k1/min-1R2準二級動力學方程qe/(mg·g-1)k2/(g·mg-1·min-1)R2β-環糊精64.840.02710.966454.880.00060.9958ACD31.060.03340.977313.170.00170.9907

表3 β-環糊精和ACD的Langmuir吸附等溫線模型擬合參數

表4 ACD對土壤中芴的分配系數影響

表5 ACD對土壤中Cd的分配系數影響

2.5 ACD對土壤中芴的分配系數影響

不同質量濃度的ACD作用下，芴在土壤中的分配系數見表4。由表4可見，隨著ACD濃度的增大，芴在土壤中分配系數變小，表明液相中的芴平衡濃度明顯增大，說明ACD對芴的包結作用顯著，因此ACD可以使芴等有機物從污染土壤中解吸，可以有效應用于污染土壤的修復。

2.6 ACD對土壤中Cd的分配系數影響

不同質量濃度ACD作用下，Cd在土壤中的分配系數見表5。由表5可見，隨著ACD濃度的增大，Cd在土壤中的分配系數明顯變小，說明吸附在土壤固相中的Cd在ACD作用下進入了液相，ACD對Cd的配位作用及ACD本身的水溶性特點是出現Cd從固相向液相轉移的主要原因。因此，ACD也能使Cd等重金屬從污染土壤中解吸，從而可以應用于污染土壤的修復。

3 結 論

(1) ACD的空腔結構可以對芴等有機物發生包結作用，羧基和氨基可以對Cd等重金屬發生配位作用。

(2) 與β-環糊精相比，ACD水溶性更好，土壤對ACD的最大吸附量為21.49 mg/g，其吸附過程符合準二級動力學方程。

(3) ACD可以通過對芴等有機物的包結作用和Cd等重金屬的配位作用使污染物從土壤固相中解吸，溶解到液相中，從而起到土壤修復的作用。

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