耐重金属细菌与土壤胶体吸附Cu2+、Cd2+的动力学研究

2009-11-29谢朝阳

长江大学学报(自科版) 2009年8期

关键词：褐土红壤复合体

谢朝阳

(武汉生物工程学院环境工程系，湖北武汉430415)

黄巧云，魏凌云

(华中农业大学资源与环境学院，湖北武汉430070)

耐重金属细菌与土壤胶体吸附Cu2+、Cd2+的动力学研究

谢朝阳

(武汉生物工程学院环境工程系，湖北武汉430415)

黄巧云，魏凌云

(华中农业大学资源与环境学院，湖北武汉430070)

采用流动法探讨了耐重金属细菌与土壤胶体复合体系吸附Cu2+、Cd2+的动力学机理。结果表明：加入耐重金属细菌NTG-01以后，褐土胶体和红壤胶体对Cu2+的吸附动力学过程依然用抛物线扩散方程拟合最好，即颗粒表面吸附点位数目控制反应速度；而使褐土胶体和红壤胶体对Cd2+的吸附机理发生了变化，最优方程由原来的抛物线扩散方程变为一级动力学方程，即在有细菌存在的土壤体系中，反应的速度取决于溶液中重金属的浓度。

细菌；土壤胶体；Cu2+；Cd2+；吸附；动力学

土壤对重金属离子的吸附特性受到多种因素的影响，与土壤组分、土壤中的微生物等都有密切联系。动力学研究主要解决元素各形态的转化速度和机理问题。另外，污染元素的环境毒性主要与其被土壤吸持或释放的速度有关。因此，研究重金属离子吸附的化学动力学行为是预测和控制土壤重金属污染的重要基础。目前有关单一土壤组分、纯微生物体系对重金属的吸附动力学机理已有较多报道[1～3]，但有关土壤微生物与土壤组分的共存体系对重金属的吸附动力学机理的研究却鲜有报道。通过研究耐重金属细菌与土壤胶体的共存体系对Cu2+和Cd2+的动力学特性，来探索复合体系吸附Cu2+和Cd2+的动力学机理。

1 材料与方法

1.1 供试菌株

利用自行分离筛选到的对Cu2+和Cd2+有较高抗性的产气肠杆菌(Enterobacteraerogenes)为供试菌株,编号NTG-01。该菌株对Cu2+和Cd2+的抗性水平均为3 mmol/L。菌株纯化后，用牛肉膏蛋白胨培养基，在28 ℃恒温摇床上培养至对数期， 16 000 r/min下离心8 min，弃去上清液，用去离子水洗涤菌体2～3次，60 ℃恒温烘干12 h，用玛瑙研钵研磨，装安培瓶置干燥器中备用。

1.2 供试土壤胶体

供试红壤和褐土分别采自湖北温泉和河南巩义，采样深度分别为11～40 cm和0～20 cm；风干粉碎后提取小于2 μm的粘粒，烘干后磨碎过100目筛备用。供试土壤胶体的基本理化性质见表1。

表1 供试土壤胶体的基本理化性质Table 1 Basic physico chemical properties of experimental soil colloids

注：有机质含量采用重铬酸钾氧化法测定；游离氧化铁和非晶形氧化铁含量分别采用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠和草酸铵提取、比色法测定；矿物组成用X-衍射法测定

1.3 土壤胶体悬液的制备

分别称取红壤胶体、褐土胶体样品1.6 g于250 mL的三角烧瓶中，加入100 mL去离子水，超声波分散并摇匀后，用0.01 mol/L的NaOH或HCl多次调节体系的pH稳定在5.5左右，补充去离子水使体系总体积为200 mL。

1.4 细菌悬液的制备

将收集到的菌体用无菌水洗涤多次并转入到三角瓶中，再定量加入150 mL无菌水，制得细菌悬液。稀释平板计数法计算悬液浓度。

1.5 土壤胶体-细菌悬液的制备

吸取已制备好的土壤胶体悬液12 mL于干燥干净的小烧杯中，然后加入已制备好的细菌悬液3 mL(细菌细胞浓度为6.5×109个/mL)，于电磁搅拌器上搅拌5 min，用0.01 mol/L NaOH或HCl调pH稳定在5.5左右，继续搅拌。

1.6 动力学实验

本实验采用流动法[4]，分别吸取土壤胶体悬液4 mL、土壤胶体-细菌悬液5 mL于动力学反应柱中，先将胶体悬液中的水从反应柱底部吸净，则胶体颗粒全部吸附在反应柱底部的滤纸上。连接好装置，将反应柱置于水浴锅中(25 ℃)预热30 min，开启蠕动泵，使重金属溶液自下而上均匀通过反应室，在反应后的第一滴流出液时计时收集，流出液收集时间间隔为2 min，每次收集2 mL，反应历时80 min，共收集40次。用原子吸收法测定收集液中重金属浓度，根据下列公式计算重金属的吸附量[5]。

x=V×(co-c)/m

式中，x为重金属吸附量，mmol/kg；V为流出液体积,mL；c为流出液重金属浓度,mmol/L；co为反应液重金属浓度，mmol/L；m为反应土样的质量，g。

1.7 动力学方程的拟合

表2反应动力学方程模型Table 2 Equation models of reaction kinetics

注：A、B为模型参数；t为反应时间；Xt为t时间的反应量；X0为反应达到平衡的反应量

描述离子吸附的动力学方程的数学模型有一级动力学方程、Elovich方程、权函数方程和抛物线方程等[6～10]。几种方程表达式见表2。

一级动力学方程是基于反应物浓度与反应速度之间调控关系的化学动力学方程；抛物线方程说明了吸附与解吸过程的扩散转运机制；Elovich方程则是基于吸附剂表面吸附热随其表面覆盖度的增加而线性下降，并于此条件对理想吸附等温式加以改进而推导得到的方程。对动力学方程模型的评价指标一般采用决定系数(r2)和标准误差(SE)，拟合程度好的方程应具有较高的相关系数(r)和较低的标准误差(SE)[4，5]。

2 结果与分析

2.1 对Cu2+的吸附动力学

图1、图2分别为红壤胶体及红壤胶体-细菌复合体对Cu2+的吸附量随时间的变化关系图和褐土胶体及褐土胶体-细菌复合体对Cu2+的吸附量随时间的变化关系图。

图1结果显示，红壤胶体与红壤胶体-细菌的复合体系对Cu2+的吸附速率差异不大，72 min以后红壤胶体-细菌的复合体系对Cu2+的吸附量有大于红壤胶体对Cu2+的吸附量的趋势。这说明加入细菌后，未使红壤对Cu2+的吸附速率加快，而使红壤胶体对Cu2+的吸附容量有增加趋势。在反应初始阶段，褐土胶体对Cu2+的吸附速率与褐土胶体-细菌的复合体系无菌体系相比，没有太大变化(图2)，38 min后，褐土胶体-细菌的复合体系对Cu2+的累积吸附量的增加量大于褐土胶体。但随着时间的延长，两者对Cu2+的吸附速率都趋于稳定。

R为红壤胶体，R+Bac为红壤胶体-细菌复合体；淋洗液Cu2+浓度为0．1mmol/L图1 红壤胶体及红壤胶体-细菌复合体对Cu2+的吸附量随时间变化关系Figure1 Cu2+absorptionamountofredsoilcollidandredsoilcolloid⁃bacteriacomplexVtimeC为褐土胶体，C+Bac为褐土胶体-细菌复合体；淋洗液Cu2+浓度为0．1mmol/L图2 褐土胶体及褐土胶体-细菌复合体对Cu2+的吸附量随时间变化关系Figure2 Cu2+absorptionamountofcinnamonsoilcollidandcinnamonsoilcolloid⁃bacteriacomplexVtime

2.2对Cd2+的吸附动力学

红壤胶体及红壤胶体-细菌复合体对Cd2+的吸附量随时间的变化关系、褐土胶体及褐土胶体-细菌复合体对Cd2+的吸附量随时间的变化关系见图3、图4。

图3表明，红壤胶体-细菌复合体对Cd2+的吸附速率在反应初始阶段明显大于红壤胶体对Cd2+的吸附速率，随着时间的延长，两者的吸附速率都明显下降最终趋于稳定，红壤胶体-细菌复合体对Cd2+的吸附速率的下降幅度大于红壤胶体，但在供试时间内，前者的吸附速率始终都大于后者，而且在80 min以内，红壤胶体-细菌复合体对Cd2+的累积吸附量远远大于红壤胶体对Cd2+吸附量。在前10 min，褐土胶体对Cd2+的平均吸附速率为3.75 mmol/(kg·min),而褐土胶体-细菌复合体对Cd2+的平均吸附速率是4.36 mmol/(kg·min)，以后，褐土胶体的累积吸附量增加的很少，吸附速率仅为1.28 mmol/(kg·min)，而复合体的吸附速率却最终稳定在3.5 mmol/(kg·min)。在80 min内，褐土胶体-细菌复合体对Cd2+的吸附量远远超过褐土胶体(图4)。

R为红壤胶体，R+Bac为红壤胶体与细菌的复合体系；淋洗液Cd2+浓度为0．1mmol/L图3 红壤胶体及红壤胶体-细菌复合体对Cd2+的吸附量随时间变化关系Figure3 Cd2+absorptionamountofredsoilcollidandredsoilcolloid⁃bacteriacomplexVtimeC为褐土胶体，C+Bac为褐土胶体与细菌的复合体系；淋洗液Cd2+浓度为0．1mmol/L图4 褐土胶体及其复合体系对Cd2+的吸附量随时间变化关系Figure4 Cd2+absorptionamountofcinnamonsoilcollidandcinnamonsoilcolloid⁃bacteriacomplexVtime

2.3 对Cu2+、Cd2+的吸附动力学数据与方程的拟合

表3为土壤胶体、胶体-细菌复合体对Cu2+、Cd2+的吸附动力学数据与几种方程的拟合情况，红壤胶体对Cu2+的吸附与抛物线扩散方程拟合最好，相关系数为0.951 2，并且标准误差最小(0.038 5)，与一级动力学方程拟合的相关系数也达到显著水平，尽管Elovich方程也有较高的相关系数，但其标准误差太大(2.821 5)。红壤胶体-细菌复合体系中拟合较好的方程仍然是抛物线扩散方程，与一级动力学方程的拟合相关性由未加细菌时的0.949 3下降到0.895 4，且标准误差增加，由于一级动力学方程是基于反应物浓度与反应速度之间调控关系的方程，这说明加入细菌后，反应物浓度并不是控制吸附反应的最重要因子，其速度决定于颗粒内部扩散过程。褐土胶体对Cu2+的吸附数据与抛物线扩散方程和权函数方程拟合相关性达到显著水平，其相关性是：物线扩散方程gt;权函数方程，这说明，褐土胶体对Cu2+的吸附速度决定步是Cu2+在胶体颗粒内部的扩散转运过程。当加入细菌后，复合体系对Cu2+的吸附数据与动力学方程的拟合情况发生了如下变化：首先是与抛物线扩散方程和权函数方程拟合相关性的变化，权函数方程gt;抛物线扩散方程。其次，与一级动力学方程的相关性也较好，并且标准误差减小，说明褐土胶体-细菌复合体对Cu2+的吸附机制趋于复杂，淋洗液浓度对褐土胶体-细菌复合体系Cu2+的吸附影响变大。

红壤胶体对Cd2+的吸附数据与抛物线扩散方程和一级动力学方程拟合相关性都达到显著水平，其拟合相关性是：抛物线扩散方程gt;一级动力学方程，这说明红壤胶体对Cd2+的吸附首先是由淋洗液浓度决定的由溶液向胶体颗粒表面扩散转移，但这一步并不是速度决定步，决定步由Cd2+在胶体颗粒内部的扩散转运机制所决定。加入细菌后，复合体系对Cd2+的吸附数据与抛物线扩散方程和一级动力学方程也都达到显著水平，但是其拟合相关性是：一级动力学方程gt;抛物线扩散方程。这说明加入细菌的复合体对Cd2+的吸附机制发生了变化，淋洗液浓度控制了吸附反应速率的快慢，虽然Cd2+在胶体颗粒内部的扩散转运也在一定程度上决定了反应进行的快慢，但就复合体系对Cd2+的吸附反应而言，它已不是决定步。褐土胶体对Cd2+的吸附数据与一级动力学方程和抛物线扩散方程都能较好地拟合，其相关性比较是：抛物线扩散方程gt;一级动力学方程，当加入细菌后，复合体系对Cd2+的吸附机理发生了变化，与一级动力学方程拟合相关性明显上升，标准误差也减小，虽然与抛物线扩散方程的拟合也有一定的相关性，但是与权函数方程拟合相关性更好一些，三者相关性比较是：一级动力学方程gt;权函数方程gt;抛物线扩散方程。

表3 土壤胶体及复合体系对Cu2+、Cd2+的吸附动力学数据与几种方程的拟合Table 3 Fitting of kinetic functions for absorption of Cu2+、Cd2+ by red soil and cinnamon soil colloids

注：*表示Plt;0.05。

3 结论

综上所述，无论加菌与否，褐土胶体和红壤胶体对Cu2+的吸附动力学过程都可以较好地用抛物线扩散方程进行描述，抛物线扩散方程是用来描述扩散转运机制的动力学方程，它在很多情况下比较适合颗粒内部扩散过程的描述[11～13]，而颗粒内部扩散特征是反应速度与土壤表面吸附点位的数目有关，与溶液的浓度无关，这说明对于反应体系，土壤表面活性点位的数目对Cu2+的吸附速率有一定的控制作用。而红壤胶体-细菌复合体系对Cd2+的吸附动力学过程与红壤胶体相比，虽然抛物线扩散方程依然拟合较好，但最优方程却是一级动力学方程；褐土胶体呈现同样的变化规律。也就是说由未加菌的土壤表面活性点位控制反应速度变成由溶液浓度和土壤表面吸附点位数目联合控制反应速度[14]。这意味着在有细菌存在的红壤和褐土体系中，污染土壤对Cd2+的吸持速度主要取决于溶液中Cd2+的浓度。因此控制土壤中Cd2+的浓度，有利于微生物对受Cd2+污染的土壤的生物修复，从而减少Cd2+对人类健康和生态系统的风险。

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