土壤產電信號與線性掃描伏安法聯用模擬監測濕地銅污染①

鄧 歡，許 靜，郭穎穎，蔣玉穎，魏琳鈞，鐘文輝

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土壤產電信號與線性掃描伏安法聯用模擬監測濕地銅污染①

鄧 歡1,2，許 靜1，郭穎穎1，蔣玉穎1，魏琳鈞1，鐘文輝2,3*

(1 南京師范大學環境學院，南京 210023；2 江蘇省物質循環與污染控制重點實驗室，南京 210023；3 南京師范大學地理科學學院，南京 210023)

本研究采用產電信號與線性掃描伏安法(LSV)聯用，探索快速響應和鑒定濕地銅污染的方法。采集湖岸土壤并淹水用以模擬濕地環境，構建土壤產電體系并實時連續記錄土壤產電電壓。土壤產電60 h后，分別向體積為145 ml的淹水層中加入5 ml Cu2+濃度為300(T1)、600(T2)、1 200(T3)、2 400 mg/L(T4)的溶液。銅加入后，T1和T2處理的電壓迅速降低，T3和T4處理的電壓迅速上升，之后所有電壓緩慢回到加銅前的水平。加銅后2 h，在淹水土壤中設置三電極體系并采用線性掃描伏安法(LSV)對污染物進行定性檢測，結果顯示，LSV曲線在0.162 ~ 0.182 V范圍內出現單個氧化峰，峰電流值隨溶液中Cu2+濃度增加而升高。為解釋土壤產電信號變化特征，對加銅前后電流、陰極電勢和內阻進行了檢測，結果顯示，加銅后T1處理電流降低，陰極電勢無明顯變化；T2處理電流無明顯變化，陰極電勢上升；而T3、T4處理電流和陰極電勢都出現了明顯的升高，且T4處理的內阻最低。本研究為實現土壤產電信號在監測污染方面的實際應用提供了參考。

土壤；污染監測；三電極體系；氧化峰；電壓

重金屬污染是濕地面臨的主要污染之一。重金屬通過礦山開采、金屬冶煉和加工以及化工生產廢水輸入到濕地水體中[1-2]。傳統的濕地水質檢測方法依賴于人工的定期或不定期采樣檢測，耗時費力而且不能做到實時連續監測，導致對濕地污染事件的發現比較滯后。

土壤和底泥等沉積物中含有大量具有產電能力的細菌，包括梭菌屬[3-4]、地桿菌屬，以及希瓦氏菌屬等多種產電細菌[5]。這些產電細菌能夠將胞內分解有機質產生的電子通過位于細胞外膜上的細胞色素傳遞到胞外的電子受體。如果將電極材料分別埋設在沉積物內和沉積物上方的淹水層中，并采用導線將兩塊電極加以連接，便會有電流從導線流過(圖1)。其產電原理類似于土壤微生物燃料電池[6]。

本課題在前期工作中，將Cu2+、Cd2+和芘直接加入到土壤中，抑制了土壤產電細菌活性，因此土壤產電電壓峰值和產電電量隨污染物濃度增加而降低[7-8]，產電啟動時間隨污染物濃度增加而延遲[9]。這表明產電細菌能夠響應重金屬污染，并通過產電信號的波動及時“報告”污染事件[10]。但是對于濕地環境，重金屬污染物先進入水體，再進入沉積物。因此可以設想，重金屬離子進入水體后會首先擾動陰極的電化學性質，從而改變濕地產電信號，實現產電信號對重金屬污染的快速響應，而不是首先擾動底泥中的產電細菌。

圖1 土壤產電體系

在前期工作中，還發現土壤產電信號只與污染物毒性和濃度有關，而不能反映出污染物的類型。因此，需要與某種檢測方法聯用，實現對污染的定性檢測。能夠定性檢測重金屬的方法很多，例如原子吸收光譜(AAS)法、電感耦合等離子體質譜(ICP-MS)法等。這些方法的檢測靈敏度高、準確性好，但是所需儀器體積大、成本高、操作復雜。采用電化學方法也可以實現對重金屬的定性定量檢測，包括陽極溶出伏安檢測法、線性掃描伏安法(LSV)等[11]。電化學方法所需儀器成本低、操作簡單。其中LSV法檢測不使用化學試劑，檢測時間短(掃描只需5 min)。LSV與產電信號聯用有望實現快速響應和快速鑒定濕地的重金屬污染，從而有助于及時發現和處理污染事件。

銅是一種主要的濕地污染物[12]。本研究以銅污染為例并采用淹水土壤模擬濕地，探索產電信號與LSV聯用監測濕地銅污染的可行性。由于土壤產電信號與電流、電極電勢和內阻關系密切，所以本研究檢測了加銅前后的一系列電化學性質以便解釋產電信號響應銅污染的機理。

1 材料與方法

1.1 土壤采集

土壤采集于南京師范大學仙林校區湖岸，土壤含水率 30%，采樣深度 0 ~ 20 cm。采樣地位于亞熱帶濕潤氣候區，年平均降水量1 100 mm，年平均溫度15℃。土壤帶回實驗室陰干后，過2 mm 篩并充分混勻，部分樣品自然風干后進行理化性質的測定。土壤總碳和總氮通過元素分析儀(Vario EL III，Elementar，Germany)測定；土壤pH以土水比1∶2.5由pH計測定；土壤電導率(EC)使用電導率儀(DDSJ-308F，上海雷磁)測定；土壤總Cu含量通過原子吸收光譜法(AVANTA，GBC，Australia)測定。結果為：總碳16.7 mg/g，總氮0.61 mg/g，pH 7.66，EC 65.9 μS/cm，總Cu 33.8 μg/g。

1.2 土壤產電體系構建

本研究采用淹水土壤模擬濕地。向5只250 ml玻璃燒杯中分別加入相當于120 g干重的新鮮土樣，之后緩緩地向燒杯中加入蒸餾水，保持淹水土壤上方的水層體積為145 ml。兩塊直徑為3.5 cm的圓形碳氈分別埋設在土壤底部作為陽極，放置在上層水中作為陰極。陽極和陰極使用鈦絲與1 000 Ω的外阻串聯。圖1為本研究的土壤產電體系示意圖。外阻與數據采集卡(7660B，中泰研創)并聯，每隔30 min記錄一次電壓數據，并且每12 h對蒸發的水分進行補充。運行60 h之后進行加銅試驗。為了詳細記錄土壤產電電壓對銅污染的響應特征，加銅前將數據采集卡記錄的頻率從每30 min 1個電壓數據調整為每1 min 1個電壓數據。為了模擬野外監測的實際狀況，土壤產電在自然溫度下運行。

1.3 加銅試驗

用CuSO4·5H2O分別配制Cu2+濃度為300、600、1 200和2 400 mg/L的溶液。分別取5 ml緩緩加入到淹水土壤的上層水中，此時上層水中理論上Cu2+濃度達到10、20、40 和80 mg/L。將加入300、600、1 200和2 400 mg/L Cu2+溶液的4只燒杯分別命名為T1、T2、T3和T4處理。對照加入5 ml蒸餾水。加銅前10 min，將數據采集卡的記錄頻率調整為每1 min 1個電壓數據，連續記錄至加銅后130 min，停止記錄。依次進行內阻檢測和LSV檢測。LSV檢測結束后，取出上層水，采用原子吸收光譜法檢測其中Cu2+濃度。

1.4 電流和陰極電勢檢測

為了觀察加銅前后電流的變化，分別采用通用型源表(2400，Keithley，USA)檢測導線上的電流，以及采用Ag/AgCl參比電極檢測陰極的電勢。電流和陰極電勢檢測的時間范圍為加銅前10 min至加銅后20 min，記錄頻率為每1 min 1個電流和電勢數據。

1.5 內阻檢測

1.6 線性掃描伏安

內阻檢測結束后，在土壤產電體系中直接構建三電極體系。引入鉑電極為工作電極，埋設在淹水土壤中的陽極碳氈作為對電極，Ag/AgCl電極為參比電極。其中鉑電極和參比電極固定在上層水中。采用多通道恒電位儀(CHI1040c，上海辰華)進行LSV檢測，初始電位-0.9 V，結束電位0.5 V，掃速5 mV/s。

2 結果與分析

2.1 土壤產電電壓變化

加銅前的60 h產電過程中，電壓數據表現出隨氣溫波動的特征，即中午氣溫較高(20 ℃左右)，電壓也較高(4.5 mV左右)；夜晚氣溫較低(10 ℃左右)，電壓進入低谷(2.5 mV左右)。向上層水中加入CuSO4溶液之后，土壤產電電壓立刻發生劇烈變化。其中，向上層水中加入5 ml 300 mg/L Cu2+和600 mg/LCu2+溶液之后，產電電壓分別在7 min和4 min內降低到1.9 mV和–0.9 mV，之后緩慢回升至加銅前的電壓水平；向上層水中加入1 200 mg/LCu2+和2 400 mg/LCu2+之后，產電電壓分別在7 min和9 min時間內上升到8.9 mV和12.7 mV，之后緩慢回落至加銅前的電壓水平。需要說明的是，因為加銅前后每個處理要檢測30 min電流，而所用的Keithley 2400通用型源表每次只能檢測一個處理，所以圖2中的加銅時間從CK到T4處理依次延后30 min 至1 h左右。

(圖中黑色箭頭表示加銅，CK加入等量蒸餾水；加銅前10 min將電壓數據記錄頻率從每30 min 1個調整為每1 min 1個。T1、T2、T3和T4分別表示加入300、600、1 200、2 400 mg/L Cu2+ 溶液，下同)

2.2 電流和陰極電勢檢測

加入5 ml 蒸餾水和300 mg/LCu2+溶液之后，電流呈現降低的趨勢；加入600 mg/L Cu2+溶液之后，電流逐漸升高，而加入1 200和2 400 mg/L Cu2+溶液之后，電流出現快速升高(圖3)。原因可能是加入600、1 200和2 400 mg/L Cu2+溶液之后，大大增加了溶液的導電性，從而提高了電流。隨著加入的具有氧化性的Cu2+濃度升高，陰極電勢也呈現上升趨勢(圖4)。但加入蒸餾水和300 mg/LCu2+溶液導致電流降低的原因尚不清楚。

2.3 內阻檢測

(第11 min加銅，CK加入等量蒸餾水；記錄頻率為每1 min 1個電流數據；下圖同)

圖4 加銅前后陰極電勢曲線

(、和分別代表歐姆阻抗、陽極電荷傳遞電阻和陰極電荷傳遞電阻；CPE代表常相角元件)

表1 不同處理的歐姆阻抗 ()、陽極電荷傳遞電阻()、陰極電荷傳遞電阻()以及內阻(R)

2.4 線性伏安掃描

加銅處理的LSV曲線在0.162 ~ 0.182 V范圍內出現單個氧化峰(圖6)，未出現其他雜峰。各處理原子吸收法測定的Cu2+濃度值、峰電流值隨溶液中Cu2+濃度增加而升高，峰電流對應的峰電位隨Cu2+濃度增加逐步從0.162 V偏移至0.182 V(表2)。

(圖中小坐標圖顯示不同處理的峰電流局部圖)

表2 線性掃描伏安曲線的峰電流和峰電位與水中Cu2+濃度的對應關系

3 討論

本研究采用淹水土壤模擬濕地，顯示土壤或底泥產生的電壓信號能夠對濕地水體質量進行實時連續的監測，并且能夠對重金屬污染做出快速響應，但電壓信號不能反映出重金屬污染種類。而采用LSV與產電信號聯用能夠彌補產電信號的這一缺陷，較好地實現對濕地銅污染的快速響應和快速定性。除此之外，電壓信號對不同Cu2+濃度的響應特征存在差異；LSV峰電流也隨著Cu2+濃度增加而上升，表明電壓信號和LSV還能對重金屬污染進行大致的定量檢測。

土壤產電信號在無污染的狀態下隨著氣溫的變化而波動，這與本課題組之前的研究結果是一致的，即土壤產電電壓與氣溫具有極顯著的相關關系[14]。另外，Dai 等[15]也發現濕地底泥產電電流與氣溫變化的相關關系。這與產電微生物活性隨溫度變化有關。雖然氣溫和重金屬輸入都會造成電壓信號波動，但是氣溫造成的波動較為緩慢和溫和，而污染造成的波動較為迅速和劇烈，兩類波動容易區分。因此，本研究認為電壓信號對濕地重金屬污染的監測不太可能受到氣溫的干擾。

本研究顯示，在較低濃度污染下，電壓信號向下波動；而較高濃度污染下，電壓信號向上波動。由于陽極埋在土壤下，可以假設加入銅污染的瞬間，Cu2+還無法穿過土壤到達陽極表面，因此電壓信號的變化主要與陰極電勢、電流和內阻有關。為了解釋電壓信號響應污染的機制，本研究檢測了銅污染前10 min和污染后20 min的電流和陰極電勢，發現加入5 ml 1 200 mg/L和2 400 mg/L Cu2+溶液之后，陰極電勢和電流上升幅度較大。在本課題組的另一項研究中，采用了鉑網作為陰極，不銹鋼管作為陽極，電壓信號對不同Cu2+濃度的響應表現為始終向上波動[16]。原因包括Cu2+具有較強的氧化性，可作為電子受體在陰極被還原[17]，以及CuSO4溶液具有酸性，能夠促進以下陰極反應[18]：O2+ 4H++ 4e = 2H2O；O2+ 2H++ 2e = H2O2。

同時，本研究也顯示加入5 ml 300 mg/L 和600 mg/L Cu2+溶液之后，電壓信號降低。推測可能的原因是這兩個銅濃度抑制了陰極碳氈上參與氧氣還原的電化學活性細菌，而且由于銅濃度相比T3和T4處理的更低，對于電壓的促進作用無法抵消對電化學活性細菌的抑制作用，因此表現為電壓信號降低。相比于鉑網電極，碳氈結構復雜，因此采用碳氈作為陰極時，電壓信號對銅污染的響應特征和機制也比采用鉑網電極更為復雜。

從內阻的結果和電壓曲線的結果可以判斷，銅污染2 h后，電壓基本回復到加銅前的水平，而內阻尤其是陽極電荷傳遞電阻并未發生大的變化，表明陽極表面的產電細菌及其產電能力未受到明顯的影響。這一方面得益于土壤對Cu2+的吸附[19]；另一方面，具有產電能力的細菌多為鐵還原細菌，土壤中Fe(III) 礦物在被這類細菌還原時，吸附的重金屬也會釋放出來，因此在長期的進化中鐵還原細菌普遍具有一定的抗重金屬能力。有文獻表明，具有鐵還原功能的地桿菌和梭菌能耐受100 μmol/L Cu2+甚至更高濃度的Co2+、Ni2+和 Zn2+[20]。本課題組從土壤中分離到的生孢梭菌()在Cu2+濃度為10 mg/L的培養液中，其產電能力與未加銅的培養液相比未顯著降低[4]，也印證了這一點。

在標準狀態下，Cu2++ 2e →Cu，這一反應的標準電極電勢為+0.342 V(相對于標準氫電極)。本研究所采用的Ag/AgCl參比電極電位高于標準氫電極+0.199 V，因此理論上，Cu2+濃度達到1 mol/L時的峰電位應為+0.143 V(相對于Ag/AgCl參比電極)。本研究中Cu2+濃度遠低于標準狀態，根據能斯特方程，LSV曲線的峰電位理論上應出現在0 V附近。這表明實際檢測時，峰電位出現了偏移。峰電位的正向偏移或負向偏移在研究中普遍存在，與電極材料、溶液離子組成以及pH等許多因素有關[21]。例如本研究中土壤pH偏堿性，這會造成峰電位向正電位方向偏移。而且LSV的測定是在土壤產電體系中進行，LSV檢測所用的對電極仍為土壤產電信號檢測所用的陰極碳氈，目的是盡可能方便產電信號檢測與LSV的對接，減少操作，增加實用性，但這樣也引起了土壤中復雜成分對LSV檢測的干擾。未來還可以改進操作，包括研究并采用修飾電極，提高對各類重金屬離子檢測的靈敏度和準確性[22]。

4 結論

濕地底泥產生的電壓信號能夠對濕地水體質量進行實時連續的監測，并且能對重金屬污染做出快速響應，電壓的響應特征與重金屬濃度有關，但電壓信號本身不能反映出重金屬污染種類。而采用伏安掃描等電化學檢測方法與底泥產電信號聯用能夠彌補產電信號的這一缺陷，并且線性伏安掃描法的峰電流強度與重金屬濃度存在相關，具備一定的定量功能。因此，電壓信號與伏安掃描聯用有望實現對濕地重金屬污染的快速響應、定性和定量。另外，雖然氣溫和重金屬輸入都會造成電壓信號波動，但是氣溫造成的波動較為緩慢和溫和，而污染造成的波動較為迅速和劇烈，因此電壓信號對濕地重金屬污染的監測不太可能受到氣溫的干擾。

[1] 高磊, 陳建耀, 王江, 等. 東莞石馬河沿岸土壤重金屬污染及生態毒性研究[J]. 土壤學報, 2014, 51(3): 538–546

[2] 張玉嬌, 陳敏瑤, 張旭輝, 等. 不同程度重金屬污染對水稻土團聚體組成的影響[J]. 土壤, 2017, 49(2): 337–344

[3] Jiang Y B, Zhong W H, Han C, et al. Characterization of electricity generated by soil in microbial fuel cells and the isolation of soil source exoelectrogenic bacteria [J]. Frontiers in Microbiology, 2016, 7: 1776

[4] Deng H, Xue H J, Zhong W H. A novel exoelectrogenic bacterium phylogenetically related to clostridium sporogenes isolated from copper contaminated soil[J]. Electroanalysis, 2017, 29(5): 1294

[5] Kim S J, Koh D C, Park S J. Molecular analysis of spatial variation of iron-reducing bacteria in riverine alluvial aquifers of the Mankyeong river[J]. The Journal of Microbiology, 2012, 50(2): 207–217

[6] 鄧歡, 薛洪婧, 姜允斌, 等. 土壤微生物產電技術及其潛在應用研究進展[J]. 環境科學, 2015, 36(10): 3926– 3934

[7] Deng H, Jiang Y B, Zhou Y W, et al. Using electrical signals of microbial fuel cells to detect copper stress on soil microorganisms[J]., 2015, 66: 369–377

[8] 姜允斌, 鐘文輝, 薛洪婧, 等. 土壤微生物產電信號評價芘污染毒性的研究[J]. 土壤學報, 2014, 51(6): 1332– 1341

[9] Jiang Y B, Deng H, Sun D M, et al. Electrical signals generated by soil microorganisms in microbial fuel cells respond linearly to soil Cd2+pollution[J]. Geoderma, 2015, 255/256: 35–41

[10] 鄧歡, 王日, 許靜, 等. 小型化土壤微生物燃料電池電信號放大電路的設計與運行[J]. 土壤, 2017, 49(3): 588– 591

[11] Nurhayati E, Juang Y, Rajkumar M, et al. Effects of dynamic polarization on boron-doped NCD properties and on its performance for electrochemical-analysis of Pb (II), Cu (II)and Hg (II) in aqueous solution via direct LSV[J]. Separation and Purification Technology, 2015, 156: 1047– 1056

[12] 潘科, 朱艾嘉, 徐志斌, 等. 中國近海和河口環境銅污染的狀況[J]. 生態毒理學報, 2014, 9(4): 618–631

[13] Manohar A K, Bretschger O, Nealson K H,et al. The use of electrochemical impedance spectroscopy (EIS) in the evaluation of the electrochemical properties of a microbial fuel cell[J]. Bioelectrochemistry, 2008, 72(2): 149–154

[14] Deng H, Wu Y C, Zhang F, et al. Factors affecting the performance of single-chamber soil microbial fuel cells for power generation[J]. Pedosphere, 2014, 24(3): 330–338

[15] Dai J N, Wang J J, Chow A T, et alElectrical energy production from forest detritus in a forested wetland using microbial fuel cells[J]. GCB Bioenergy, 2015, 7(2): 244–252

[16] 吳少松, 鄧歡, 劉麗, 等. 沉積物產電信號原位在線監測水體銅污染研究[J]. 環境科學學報, 2018, 38(6): 2454– 2461

[17] Wu D, Huang L P, Quan X, et al. Electricity generation and bivalent copper reduction as a function of operation time and cathode electrode material in microbial fuel cells[J]. Journal of Power Sources, 2016, 307: 705–714

[18] Wang Z J, Deng H, Chen L H, et al. In situ measurements of dissolved oxygen, pH and redox potential of biocathode microenvironments using microelectrodes[J]. Bioresource Technology, 2012, 132: 387–390

[19] Deng H, Li XF, Cheng W D, et al. Resistance and resilience of Cu-polluted soil after Cu perturbation, tested by a wide range of soil microbial parameters[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2009, 70: 293–304

[20] Burkhardt E M, Bischoff S, Akob D M. Heavy metal tolerance of Fe(III) reducing microbial communities in contaminated creek bank soils[J]. Applied and Environ-mental Microbiology, 2011, 77: 3132–3136

[21] 劉雅旋. 氧還原生物陰極微生物燃料電池制備氫氧化鈷[D]. 大連: 大連理工大學, 2014

[22] Cui L, Wu J, Ju H X. Electrochemical sensing of heavy metal ions with inorganic, organic and bio-materials[J]. Biosensors and Bioelectronics, 2015, 63: 276–286

Combining Use of Soil Generated Electrical Signals and Linear Sweep Voltammetry to Stimulate Copper Pollution Monitoring in Wetland

DENG Huan1,2, XU Jing1, GUO Yingying1, JIANG Yuying1, WEI Linjun1, ZHONG Wenhui2,3*

(1 College of Environment, Nanjing Normal University, Nanjing 210023, China; 2 Jiangsu Provincial Key Laboratory of Materials Cycling and Pollution Control, Nanjing 210023, China; 3 College of Geography Sciences, Nanjing Normal University, Nanjing 210023, China)

This study combines the use of soil generated electrical signals and linear sweep voltammetry to explore a way to quickly response and identify copper pollution in wetland. Soil was collected in a forest in Nanjing City and flooded to simulate the wetland. The systems for soil to generate electricity were constructed and soil generated voltage data were recorded in time and continuously. Sixty hours after soil started to generate electricity, a volume of 5 ml Cu2+solution was added into the overlaying water above the flooded soil to stimulate an event of copper pollution in wetland. The designed Cu2+concentrations of the solution were 300 (T1), 600 (T2), 1 200 (T3) and 2 400 mg/L (T4), respectively. Soil generated voltage showed response immediately after Cu2+addition, including the sudden decline for T1 and T2 treatments, and quick increase for T3 and T4 treatments. Later the voltage went back to the level before Cu2+addition. Two hours after Cu2+addition, a three-electrode mode was set in the flooded soil followed by the LSV to identify copper pollution, and the results showed that single oxidative peak appeared within the range from 0.162 V to 0.182 V in LSV curve and the peak current increased with increasing Cu2+concentration. In order to interpret the response of soil generated voltage to Cu2+addition, soil generated current, cathodic potential and impedance were measured before and after copper addition. After the addition of Cu2+, the current of T1 treatment decreased while its cathodic potential was not dramatically changed; the current of T2 treatment did not changed while its cathodic potential increased; the current and cathodic potential increased for both T3 and T4 treatment, and the internal resistance was the lowest for T4 treatment. This study may provide a reference for using soil generated electrical signals to monitor pollution.

Soil; Pollution monitoring; Three-electrode mode; Oxidative peak; Voltage

國家自然科學基金項目(41671250)和江蘇省高校自然科學研究面上項目(16KJB210007)資助。

(zhongwenhui@njnu.edu.cn)

鄧歡 (1982—)，男，江蘇南京人，博士，副教授，主要從事土壤電化學活性微生物的研究。E-mail: hdeng@njnu.edu.cn

10.13758/j.cnki.tr.2018.05.013

S153

A