三室土壤MFC修复Cu污染土壤的模拟研究

2020-07-16周璇王辉张婧然孙艺伦李先宁

中南大学学报(自然科学版) 2020年6期

周璇，王辉，张婧然，孙艺伦，李先宁

(1.东南大学能源与环境学院，江苏南京，210096；2.西安理工大学水利水电学院，陕西西安，710048)

土壤作为自然环境重要组成部分，在保护环境和维持生态平衡中具有重要作用。随着全球工业化进程的加快，全球环境中的Cu，Cr，Pb和Zn等通过废水、废气、废渣的排放进入土壤，导致土壤重金属污染严重[1]。2014年环境保护部和国土资源部联合发布的《全国土壤污染调查公报》指出大部分地区土壤重金属严重超标。不同于有机污染物，土壤中的有毒重金属不能被微生物降解，它们进入土壤后将会存留很长时间[2]，易通过食物链等途径在生物体内积累，对生态环境、食品安全和人体健康构成严重威胁[3]，因此，对重金属的去除已成为土壤修复的研究重点。Cu 在低浓度下为微量营养元素，对所有的植物和动物来说是必不可少的；Cu 作为重金属污染物之一，在其浓度较高时，会对生命体造成伤害。传统的土壤修复方法存在能耗大、成本高、二次污染等问题，因此，探寻一种经济、高效和环保的土壤修复技术是十分必要的[4]。微生物燃料电池(microbial fuel cells，MFCs)是一种利用微生物的生物催化作用氧化有机物和无机物并释放电子产生电流的装置[5-6]，可以通过在土壤中加入电极构建土壤微生物燃料电池，利用其产生的内部电场使土壤中可移动离子定向移动[7-8]。目前，人们对土壤微生物燃料电池的研究仍处于起步阶段。HABIBUL等[9-10]证实了利用微生物燃料电池去除土壤中重金属的可行性，但去除率较低，这是因为并非土壤中所有形态的重金属都可以实现迁移和去除。土壤中重金属可分为4种形态，即酸可提取态、可氧化态、可还原态和残渣态[11]，其中，酸可提取态的迁移性和生物毒性最大[12]，在微生物燃料电池中是最容易实现迁移去除的重金属形态，同时也是对环境及人体威胁最大的土壤重金属形态，因此，为提高土壤MFC 的重金属去除率，需要采用一定的辅助手段将土壤中其他形态重金属转变为酸可提取态。研究表明，向土壤中添加一定的辅助剂可以有效提高土壤中重金属的迁移能力[13-15]。辅助剂的种类目前可分为无机酸(盐酸、硝酸)、有机酸(柠檬酸、乙酸、草酸等)、螯合剂(乙二胺四乙酸)和表面活性剂 ( 鼠李糖脂、皂苷) 等。张佳等[16]和MOUTSATSOU等[17]分别向土壤中添加柠檬酸和盐酸，发现添加辅助剂的土壤中酸可提取态Cu 质量分数要比未添加辅助剂质量分数分别高30.51%和51.02%。与小分子酸相比，螯合剂和表面活性剂的相对分子质量较大，与重金属结合形成的络合物大部分带负电且迁移性较差，此外，添加人工合成螯合剂和表面活性剂存在次生生态环境风险。为此，本文作者选取2 种天然的有机酸(乙酸、柠檬酸)以及一种无机酸(盐酸)作为辅助剂，探究辅助剂的添加对MFC 的产电性能、重金属的迁移及去除的促进作用。虽然大量研究者研究了水中重金属浓度对MFC 的性能和重金属去除的影响[18-22]，但并未研究土壤中重金属质量分数对MFC 性能和重金属迁移性的影响。进一步探究合适的重金属质量分数十分必要，可为该修复技术的实际应用提供理论依据。在已有研究的基础上，本文作者采用三室土壤微生物燃料电池，设计不同的初始Cu 质量分数和添加不同的辅助剂，通过测定输出电压、功率密度、内阻、土壤中不同形态重金属质量分数等指标，研究不同条件下MFC 的产电性能和土壤中重金属迁移性能及形态转变，并探讨重金属迁移的机理。

1 实验材料与方法

1.1 土壤的采集和制备

原始土壤样品采自南京市长江岸边，经自然风干，剔除其中的植物残根等杂物，筛选后(孔径为2 mm)于室温保存。土壤的基本理化性质见表1。为研究土壤中Cu 质量分数对MFC 产电及Cu 迁移的影响，本实验采用CuSO4·5H2O配制总Cu质量分数分别为100.00，300.00 和500.00 mg/kg 的受污染土壤，搅拌风干并密封储存。原始土壤和受污染土壤中不同Cu形态的质量分数见表2。

1.2 MFC的构造与运行

实验采用三室MFC对土壤中Cu的迁移和去除进行研究，图1 所示为MFC 装置示意图。整个装置由有机玻璃制成，分为阳极室、土壤室和阴极室3部分，由阳离子交换膜(CEM)隔开。其中，阳极室和阴极室的有效容积为216 cm3(6 cm×6 cm×6 cm)，土壤室长、宽和高分别为10 cm，6 cm 和6 cm。阳极采用碳毡作为电极，在使用前分别用1.00 mol/L HCl 溶液和 1.00 mol/L NaOH 溶液浸泡1 h 后用去离子水冲洗净烘干即可。阴极采用不锈钢片，阴、阳极的面积均为36 cm2(6 cm×6 cm)。两极之间通过电阻为1 000 Ω的外阻相连，构成闭合电路。

图1 三室土壤MFC装置示意图Fig.1 Schematic diagram of three-chamber soil MFC device

在MFC 启动阶段，首先向每个装置阳极室投加10 mL 接种污泥(混合液悬浮固体质量浓度约为50.00 g/L)，再注入经氮吹处理后的营养液(2.00 g/L CH3COONa，0.31 g/L NH4Cl，0.13 g/L KCl，3.32 g/L NaH2PO4，10.32 g/L Na2HPO4，0.56 g/L(NH4)2SO4，0.20 g/L MgSO4·7H2O，0.02 g/L CaCl2和微量元素浓缩液)。然后，往土壤室和阴极室注满纯水，每天测量装置的阳极电势，待阳极电势趋于稳定(挂膜成功)，将土壤室的纯水替换为360.00 g Cu 污染土壤和300 mL 的相同浓度(1.00 mol/L)、不同种类的辅助剂溶液，将阴极室的纯水替换成210 mL 磷酸盐缓冲溶液(pH=2.00)。静置3 d后，待系统稳定，即可连接外接电阻，开始实验。

在装置运行过程中，每2 d向土壤室添加一定量纯水，使土壤始终保持水饱和状态，并使用磷酸调节阴极pH，使其维持在2.00 左右。所有的实验都在温度为30oC的控制室内进行。

1.3 实验设计

实验共设置5 个实验组和1 个开路MFC 对照组。在每组实验的土壤室中加入360 g不同Cu质量分数的土壤和相应辅助剂。具体Cu 质量分数与辅助剂配比见表3。

土壤室均匀分为4部分，从阳极到阴极的土壤分别记为S1，S2，S3 和S4。每组实验均设置2 个平行组，取平均值作为最后的实验结果。

1.4 分析方法

实验由数据采集卡(中国阿尔泰科技有限公司,DAM-3057 和 DAM-3210)每 30 min 记录 1 次电压U，通过计算，得出电流I(即U/R)、电流密度J(即I/A)以及功率密度P(即U2/A)(其中，R为外阻，A为阳极的有效面积)。实验中，将甘汞电极作为参比电极测量阳极电势和阴极电势。

表1 土壤的基本理化性质Table 1 Basic physical and chemical properties of soil

表2 原始土壤和受污染土壤中Cu的质量分数Table 2 Mass fraction of different forms in original and configuration soil mg·kg-1

极化曲线通过稳态放电法测量得出，即将装置断路稳定12 h 后，接入旋转式电阻箱(精密科学仪器有限公司，ZX2,上海)，外阻从100 kΩ变化到50 Ω(每次电压至少稳定40 min)，记录每次对应的MFC 电压和阴阳极电势，绘制极化曲线和功率密度曲线，并根据极化曲线线性区域计算内阻[23]。

土壤中的pH和电导率通过pH计(Sartorius,PB-10，德国)和EC计(Sanxin,MP513，上海)在土壤与纯水质量比为1:2.5的泥浆中测定。土壤中Cu可分为4种形态，分别为酸可提取态、可还原态、可氧化态和残渣态，将待测土壤冷冻干燥过2 mm 筛后，称取1.00 g 土壤放入体积为50 mL 的离心管中，采用改进BCR(European Commmunity Bureau of Reference)连续提取法进行提取[11,24]，具体步骤如下：1) 对于酸可提取态，向离心管中加入40 mL CH3COOH(0.11 mol/L)，震荡16 h，离心过滤；2) 对于可还原态，向上一步的离心管中加入40 mL NH2·HCl(0.50 mol/L，pH=2.00)，震荡16 h，离心过滤待测；3)对于可氧化态，向上一步的离心管中加入10 mL H2O2(8.80 mol/L，pH=2.00)，水浴加热，待溶液耗尽再次加入10 mL H2O2。重复上述步骤，结束后加入40 mL NH4COOCH3(1.25 mol/L，pH=2.00)，震荡16 h，离心过滤待测。土壤中的残渣态Cu 和总Cu 的质量分数采用微波消解法测量，向0.10 g 的待测土壤加入6 mL HCl，2 mL H2O2和2 mL HNO3，放入微波消解仪(新仪微波化学科技有限公司，MDS-6G,上海)中进行消解。在上述操作中，上清液采用火焰原子吸收仪(Perkin-Elmer,AAS400)进行定量测定。

2 实验结果与讨论

2.1 土壤中初始Cu质量分数对MFC的产电和Cu迁移的影响

2.1.1 初始Cu质量分数对MFC产电性能的影响

不同初始Cu质量分数下MFC的输出电压、极化曲线和功率密度曲线、电极极化曲线见图2。从图2(a)可见：随着Cu 质量分数增加，MFC 的电压U逐渐增大，最大输出电压分别为107，417 和516 mV。从图2(b)可见：随土壤中Cu 质量分数升高，MFC 获得更高功率密度和更低内阻，最大功率密度分别为9.12，28.20和59.67 mW/m2，内阻分别为941，612和481 Ω。从图2(c)可见：MFC阳极电势无明显极化，但阴极极化现象较严重，且Cu质量分数越低，阴极极化越明显。

上述结果表明，随着土壤中初始Cu 质量分数从100 mg/kg 增加到500 mg/kg，MFC 的产电性能得到提升，其原因如下。

1)内阻降低。增加土壤中Cu 质量分数可以增大土壤电导率(从5.11 mS/cm增加到6.59 mS/cm)，降低MFC内部传质阻力[25]。

2)阴极性能提升。土壤中Cu质量分数升高导致迁移到阴极液中的Cu2+数量增大，根据能斯特方程(1)可知阴极液中Cu2+浓度升高会对阴极电势产生积极影响[26]。当Cu 质量分数降低时，迁移至阴极的Cu2+数量减小，致使阴极的电子受体数量下降，电流密度从0.166 2 A/m2下降到0.058 7 A/m2，阴极的反应速率降低，从而导致Cu 低质量分数下阴极极化现象严重[27]。

表3 实验方案设计Table 3 Experimental scheme design

图2 不同初始Cu质量分数下MFC的产电性能Fig.2 Power generation performance diagram of MFC with different initial Cu mass fractions

式中：Ecat为电极电势，V；E(Cu2+/Cu)为标准电极电势，V；R为气体常数，8.314 3 J/(K·mol)；T为热力学温度，K；F为法拉第常数，为96 500 C/mol；n为电极反应中得失的电子的量，mol；[Cu2+]为阴极液中Cu2+浓度，mol/L。

2.1.2 初始Cu质量分数对土壤中Cu迁移的影响

经MFC修复，土壤试样不同部位不同形态Cu的质量分数如图3所示(横坐标刻度中，“初始”指MFC连接外阻前，向MFC土壤室中添加辅助剂稳定 2 d 后的土壤；S1，S2，S3 和 S4 含义见 1.3 节)。从图3 可见：3 组MFC 土壤室中的酸可提取态Cu明显从阳极向阴极移动(见图3(a))，且土壤中酸可提取态Cu和总Cu质量分数均呈现先升高后下降的趋势；不同Cu 质量分数显示出相似的迁移趋势，但在MFC 中去除率不同(见图3(b))。经土壤MFC修复后，MFC-100-CA，MFC-300-CA和MFC-500-CA 的土壤中总Cu 的去除率分别为13.85%，23.88%和28.21%。3 组MFC 的土壤经修复后酸可提取态Cu 质量分数均减少，可氧化态和可还原态Cu 质量分数明显增加；当Cu 质量分数从100.00 mg/kg 增加到500.00 mg/kg 时，土壤中酸可提取态Cu质量分数从83.25，246.01和421.05 mg/kg分别下降至31.68，97.26 和209.58 mg/kg，可还原态 Cu 质量分数从 5.02，17.70 和 36.18 mg/kg 分别增加到15.29，23.99 和65.78 mg/kg，可氧化态Cu质量分数从1.08，8.57 和17.91 mg/kg分别增加到5.90，9.49和29.52mg/kg。

土壤中的重金属Cu在MFC的作用下实现了从阳极向阴极迁移，迁移动力来自于MFC 产生的内部电场。此外，S4附近酸可提取态Cu质量分数明显下降，表明S4部位与阴极室形成的Cu浓度差促进S4区域的酸可提取态Cu扩散至阴极室。根据修复前后重金属不同形态Cu 的质量分数推测，在修复过程中，部分酸可提取态Cu 并未向阴极迁移，而是转化成了可氧化态Cu和可还原态Cu。其原因有：一方面，土壤pH改变土壤中重金属的形态[17]，本组实验修复后pH 较初始pH 高，因此，土壤中的酸可提取态Cu 重新被吸附在土壤表面，转变成较稳定的可氧化态和可还原态[28]；另一方面，当土壤的氧化还原电位发生变化时，重金属形态也会发生转变，当氧化还原电位升高时，可还原态重金属质量分数上升[29]；Cu质量分数为500.00 mg/kg时的总Cu 去除率是100.00 mg/kg 时的2.04 倍，由此可以得出：随着Cu质量分数增加，MFC的产电性能得到改善，土壤中Cu的去除效果得到提高。

2.2 辅助剂种类对MFC 的产电和Cu 迁移去除的影响

2.2.1 辅助剂种类对MFC产电性能的影响

不同辅助剂下MFC 的输出电压、极化曲线和功率密度曲线如图4所示。从图4(a)可见：与添加HCl 和 CA 的 MFC 相比，添加 HAC 的 MFC 的电压较低，最大输出电压分别为516，574 和414 mV。从图4(b)可见：添加HCl和CA的MFC最大功率密度分别63.38 mW/m2和59.67 mW/m2，而添加HAC的MFC 最大功率密度只有54.15 mW/m2。经计算，添加 3 种辅助剂的 MFC 内阻分别为 433 Ω(HCl)，481 Ω(CA)和 491 Ω(HAC)。

图3 不同Cu质量分数下修复前后土壤中不同形态的Cu质量分数Fig.3 Mass fraction of different forms of Cu in soil before and after remediation under different Cu mass fractions

图4 不同辅助剂下MFC的产电性能Fig.4 Power generation performance diagram of MFC at different assistants

从电压、最大功率密度和系统内阻3个方面分析，MFC的产电性能从优至劣的顺序依次为MFC-500-HCl，MFC-500-CA和MFC-500-HAC。产生这一现象的根本原因在于土壤电导率不同(见表4)，添加不同辅助剂的MFC 的电导率从高到低依次为MFC-500-HCl，MFC-500-CA和MFC-500-HAC。

表4 不同辅助剂下MFC的pH和电导率Table 4 pH and electrical conductivity of soil in MFC with different assistants

2.2.2 辅助剂种类对土壤中Cu迁移的影响

不同辅助剂下初始土壤的pH和不同形态Cu的质量分数见图5。由图5 可知：添加不同辅助剂的土壤中可提取态Cu质量分数分别为143.71 mg/kg(水)，420.63 mg/kg(CA)，242.86 mg/kg(HCI) 和 207.31 mg/kg(HAC)，分别占总Cu 质量分数的28.71%，84.00%，48.52%和41.43%，添加了辅助剂的土壤中酸可提取态Cu 质量分数均比未添加辅助剂的土壤Cu 质量分数高。值得注意的是，添加辅助剂的土壤中可还原态Cu和可氧化态Cu的质量分数均明显降低，分别从229.34 和100.15 mg/kg(水)下降至40.56 和 20.03 mg/kg(CA)，164.24 和 71.61 mg/kg(HCI)，203.81和66.60 mg/kg(HAC)。

图5 不同辅助剂下初始土壤的pH和不同形态Cu的质量分数Fig.5 pH and mass fraction of different Cu forms in initial soil with different assistants

添加CA 土壤的酸可提取态Cu2+质量分数分别是添加 HCl 和 HAC 的 1.73 和 2.03 倍。有研究发现辅助剂的种类可能会影响酸可提取态质量分数[25]。柠檬酸和乙酸既属于有机酸，也属于螯合剂，其通过酸溶和络合作用吸附土壤中的重金属[30-31]，且络合作用强于酸化作用[32]，而盐酸属于无机酸，其通过离子交换作用降低土壤中重金属质量分数[33-34]。本实验选取的柠檬酸和乙酸同属于一类辅助剂，但酸可提取态Cu 质量分数存在明显差距。初始酸可提取态Cu 质量分数与pH 的关系见图6。从图6可见：土壤pH与酸可提取态Cu质量分数之间的关系呈近似线性关系，相关性系数R2=0.96，可见酸可提取态Cu质量分数与土壤pH有关。土壤pH越低，H+越容易与土壤表面位置(层状硅酸盐矿物和/或表面官能团，包括例如Al-OH，Fe-OH 和COOH 基团)反应并增强金属阳离子的解吸附，使与土壤稳定结合的可氧化态和可还原态转变成活性较强的酸可提取态[31,35]。在相同浓度(1.00 mol/L)下，CA 是三元羧酸类化合物，可以电离出3 mol/L H+，酸性较强，而HAC是一种简单的一元弱酸，电离不完全，酸性较弱。因此，添加CA的土壤中酸可提取态Cu质量分数最高，占总Cu质量分数的84.00%。

图6 初始酸可提取态Cu质量分数与pH的相关性Fig.6 Correlation between extractable Cu mass fraction of initial acid and pH

图7所示为修复前后土壤各个部分酸可提取态Cu和总Cu质量分数分布。从图7可见：重金属Cu的迁移规律与前面的一致；反应结束后，土壤中的总Cu 去除率分别为40.03%(HCl)，28.21%(CA)和8.45%(HAC)；修复后，不同辅助剂下土壤中各部位酸可提取态Cu 质量分数均明显下降(图7(a))，而可氧化态和可还原态Cu 的质量分数变化存在差异；对CA 和HAC 而言，修复后土壤中的可氧化态Cu和可还原态Cu质量分数均增加，而HCl呈现相反趋势(图7(b))。

图7 不同辅助剂下修复前后土壤中不同形态Cu的质量分数Fig.7 Mass fraction of different forms of Cu in soil before and after remediation with different assistants

添加HCl 的MFC 中总Cu 去除率分别是添加CA和HAC的1.42和4.74倍，其中贡献最大的是酸可提取态Cu的去除。总Cu去除率与土壤电导率的相关性见图8。从图8可见：总Cu去除率与土壤的电导率呈正线性相关，相关性系数R2=0.91(图8)，即电导率越高，MFC 系统内阻越低，MFC 的产电性能越好，形成的电场越强，重金属Cu 的迁移速率越快，去除率越高。从上述反应前后重金属不同形态质量分数可以推测出添加CA 和HAC 的MFC中部分酸可提取态Cu并未迁移，而是转变成可氧化态和可还原态，增大了重金属Cu 迁移的难度；而对于HCl而言，土壤中部分可氧化态和可还原态Cu 转变成酸可提取态，这有利于MFC 中Cu的迁移，使MFC将土壤中重金属Cu稳定、高效去除。上述结果表明添加HCl的土壤修复效果更好。

图8 总Cu去除率与土壤电导率的相关性Fig.8 Correlation between total Cu removal rate and soil conductivity

2.3 重金属Cu在土壤中的迁移机理

2组实验均证实土壤中的重金属可以实现从阳极向阴极的迁移。微生物燃料电池对重金属的迁移去除机理与电动修复的机理相似，主要包括电迁移、电泳、电渗流和扩散作用[36]。其中电迁移作用下移动的重金属数量比电泳和电渗透作用下移动的重金属数量高1～2 个数量级，因此，电泳和电渗析的作用忽略不计[37]。本实验设计了一组开路对照组(OMFC-500-CA)。图3(a)中，开路MFC 系统不具有电迁移作用，在单一扩散机制作用下，S1 区域酸可提取态Cu 的去除率为7.41%，而相应的闭路MFC 中S1 区域酸可提取态Cu 的去除率为70.42%。估计电迁移作用可能导致63.00%的S1区域的酸可提取态Cu 去除，约为扩散作用的8.50倍，所以，电迁移是土壤中Cu迁移的主要机制。2组实验结果均发现MFC 的产电性能与电导率呈正相关，土壤中Cu 质量分数的增加和HCl 的添加均可提高土壤的电导率，进而改善MFC的产电性能。因此，在利用MFC 修复受重金属污染土壤时，更适用于处理重金属质量分数较高的土壤；添加HCl也可促进土壤中重金属的去除。该结论为今后MFC的实际应用提供了理论支撑。

已有研究中，MFC 对土壤中重金属的去除率仅为18.00%[38]，而本实验通过向土壤室中添加辅助剂使重金属去除率提高，最高达40.03%，提高了1.23 倍，更具有实际应用价值。此外，本实验通过分析重金属质量分数对MFC 产电性能和重金属迁移的影响，发现土壤中重金属的质量分数越高，MFC的产电性能越强，重金属去除率也越高。通过分析修复后重金属Cu 去除率的影响因素发现去除率与电导率呈线性相关(图8)，为提高重金属去除率提供了明确方向。