肖 敏，陳永政，趙 珊，張玉革，季 穎，李士鳳

(1. 農(nóng)業(yè)部產(chǎn)地環(huán)境污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 天津 300191； 2. 沈陽大學(xué)環(huán)境學(xué)院， 區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 遼寧 沈陽 110044； 3. 沈陽化工大學(xué) 化學(xué)工程學(xué)院，遼寧 沈陽 110142)

近年來，我國設(shè)施蔬菜糧食集散地出現(xiàn)土壤重金屬超標(biāo)現(xiàn)象，隨著溫室大棚蔬菜栽培年限的延長(zhǎng)，土壤重金屬不斷積累，嚴(yán)重威脅蔬菜食品安全及人類健康，其中Cd污染最嚴(yán)重，其次為Pb和Cu (陳玉鵬等， 2018)。目前，重金屬在土壤礦物、有機(jī)物和微生物等單組分表面結(jié)合機(jī)制的研究已趨于成熟，但由于蔬菜大棚土壤的復(fù)雜性，礦物與各種有機(jī)組分往往膠結(jié)在一起形成礦物-有機(jī)復(fù)合體，在其單組分體系中獲得的重金屬結(jié)合機(jī)制無法有效評(píng)價(jià)重金屬在自然條件下的形態(tài)、分配、遷移、轉(zhuǎn)化和釋放等化學(xué)行為。因此，蔬菜大棚土壤復(fù)雜多組分界面重金屬的過程機(jī)制研究是土壤環(huán)境化學(xué)領(lǐng)域的重點(diǎn)研究方向。

遼寧省是東北地區(qū)最大的蔬菜種植基地，其土壤主要為棕壤與褐土，雋英華等(2010)研究表明，棕壤與褐土礦物組分以石英為主，含有少量高嶺石、云母和坡縷石。但由于蔬菜大棚土壤所處區(qū)域的不同及其復(fù)雜性，其礦物組成將會(huì)產(chǎn)生較大差異。本研究選取遼寧蔬菜大棚及農(nóng)田土壤為研究對(duì)象，首先采用X 射線衍射(XRD)、衰減全反射-傅立葉變換紅外光譜(ATR-FTIR)、掃描電鏡(SEM)對(duì)遼寧蔬菜大棚土壤礦物進(jìn)行初步表征；而后以典型礦物為代表，選取胡敏酸(humic acid, HA)為有機(jī)質(zhì)代表，土著微生物革蘭氏陽性枯草芽孢桿菌(Bacillussubtilis，B.s)、革蘭氏陰性惡臭假單胞菌(Pseudomonasputida，P.p)為細(xì)菌微生物代表，以Cd2+、Cu2+為目標(biāo)元素，結(jié)合分析技術(shù)闡明重金屬在蔬菜大棚土壤礦物-腐植酸-細(xì)菌復(fù)合體上的結(jié)合機(jī)制。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 實(shí)驗(yàn)原料及儀器

以遼寧省蔬菜大棚土壤為研究對(duì)象，供試土壤分別采自于Ⅰ： 沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)長(zhǎng)期試驗(yàn)站(41°82′N， 123°57′E)、Ⅱ： 沈陽市沈北新區(qū)(42°7′N， 123°33′E)、Ⅲ： 遼寧撫順(41°90′N， 124°07′E)、Ⅳ： 遼寧盤錦(41°21′N， 122°11′E)。4個(gè)蔬菜大棚棚齡在3～25年之間，在22個(gè)大棚內(nèi)采用“五點(diǎn)法”采集表層0～20 cm 土樣，混勻風(fēng)干，用KBrO 氧化法去除有機(jī)質(zhì)，用二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-重碳酸鈉法(DCB法)去除游離鐵，用稀鹽酸淋洗法去除碳酸鈣。各處理土樣磨碎并過300目篩，烘干，置于干燥器中保存?zhèn)溆谩９┰囃寥赖幕拘再|(zhì)如表1所示，測(cè)定方法：土壤總氮采用凱氏定氮法測(cè)定；土壤堿解氮采用堿解擴(kuò)散法測(cè)定；土壤pH值采用1∶5水土比，PHS-3B型pH計(jì)測(cè)定；有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀法-外加熱法測(cè)定；速效N、P、K 分別采用擴(kuò)散吸收法、鉬銻抗比色法、火焰光度計(jì)法測(cè)定。

表 1 蔬菜大棚土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of vegetable greenhouse soil

所用儀器設(shè)備： BSA224S-CW電子天平， PHS-3B 酸度計(jì)，凱氏定氮裝置， SHA-2 水浴恒溫振蕩器， GZX-9070MBE電熱鼓風(fēng)干燥箱， SX2-4-10箱式電阻爐， JB-3磁力攪拌器。

礦物膠體的制備： 稱取50.0 g 過80目篩的土壤礦物溶于100 mL去離子水中，經(jīng)H2O2(30%)處理及pH值調(diào)節(jié)后，超聲20 min，再以去離子水定容至2 L，制成濃度為25 mg/L的懸液。采用吸管法取小于 2 μm 的粘粒，經(jīng) 0.5 mol/L的CaCl2絮凝、去離子水洗滌、60℃ 烘干，研磨過 100 目篩備用，蒙脫石記為Mont，高嶺石記為Kao。腐植酸溶液配制： 稱取2.0 g腐植酸，溶于50 mL 1.0 mol/L的NaOH溶液，而后用微孔濾膜(0.45 μm)過濾，濾液過濾3 次之后加1.0 mol/L鹽酸將pH值調(diào)至<1.5沉淀析出，經(jīng)離心洗滌，再用1.0 mol/L氫氧化鈉溶解并調(diào)節(jié)pH值至8.0，再經(jīng)過濾制得腐植酸溶液，重復(fù)3 次之后定容至50 mL，密封保存?zhèn)溆?。用LiquiTOC/TNb德國ELEMENTAR-TOC總有機(jī)碳分析儀測(cè)定腐植酸TOC濃度，記為HA。微生物：供試實(shí)驗(yàn)菌種分別為革蘭氏陽性枯草芽孢桿菌(BacillussubtilisCCTCC AB 90008，簡(jiǎn)記B.s)，革蘭氏陰性惡臭假單胞菌[Pseudomonasputida(Trevisan)Migula(ATCC?12633TM) CCTCC AB 2014017=ATCC 12633， 簡(jiǎn)記P.p]，由中國典型培養(yǎng)物保藏中心提供，采用LB培養(yǎng)基于恒溫箱中培養(yǎng)24～36 h(37℃)進(jìn)行細(xì)菌的接種；按1∶100比例將微生物擴(kuò)大培養(yǎng)，至對(duì)數(shù)生長(zhǎng)末期，棄去上層培養(yǎng)液，將細(xì)菌懸液離心分離，而后用0.1 mol/L NaNO3清洗3次，懸浮于0.1 mol/L NaNO3中，于4℃保存?zhèn)溆?。所用的?xì)菌需在12 h內(nèi)開展吸附實(shí)驗(yàn)以保證細(xì)菌活性，盡量減少細(xì)菌分泌物的產(chǎn)生。

重金屬溶液：采用分析純Cd(NO3)2·4 H2O、Cu(NO3)2·3 H2O與超純水分別配制濃度為100 mg/L Cd2+及Cu2+的母液，以0.1 mol/L NaOH 和HNO3調(diào)節(jié)溶液pH值為5，電解質(zhì)溶液為0.1 mol/L NaNO3。

1.2 復(fù)合體制備及表征

1.2.1 復(fù)合體的制備

分別稱取0.50 g礦物備樣于250 mL錐形瓶中，再加入5 mL配置好的60～67 mg/L腐植酸溶液，總體積50 mL(不足50 mL用去離子水補(bǔ)足)，使固液比為1∶100，用0.1 mol/L NaOH 和HNO3調(diào)節(jié)溶液pH值約為5，在25℃下恒溫以160 r/min 振蕩24 h至平衡，靜置20 min后離心(8 000 r/min， 12 min)，未吸附的 HA 通過用紫外-可見分光光度法測(cè)定(314 nm)。將離心后的沉淀物用去離子水洗滌5遍， 在 60℃ 烘箱烘干，過200 目篩，得到胡敏酸吸附量相同的腐植酸礦物復(fù)合體備用。取一定量礦物-腐植酸懸液于250 mL三角瓶中，將一定量B.s或P.p細(xì)菌懸液逐滴加入到礦物懸液中，用0.1 mol/L NaOH 和HNO3調(diào)節(jié)溶液pH值約為5，在25℃下恒溫以160 r/min 振蕩24 h至平衡，靜置20 min后離心(8 000 r/min， 12 min)，未吸附的 HA 通過用紫外-可見分光光度法測(cè)定(314 nm)，將離心后的沉淀物用去離子水洗滌5遍，重新懸浮在0.01 mol/L NaNO3溶液中，得到一系列不同比例礦物-腐植酸-細(xì)菌微生物復(fù)合體(Mont/Kao∶HA∶B.s=50∶1∶50、Mont/Kao∶HA∶P.p=100∶5∶1)。

1.2.2 重金屬吸附實(shí)驗(yàn)

Cd2+與Cu2+的吸附實(shí)驗(yàn)在一定pH值和0.1 mol/L的NaNO3背景電解質(zhì)條件下進(jìn)行。本研究進(jìn)行了pH值、復(fù)合體類型及比例與吸附動(dòng)力學(xué)研究。對(duì)于溶液pH值的影響實(shí)驗(yàn)，首先用超純水將100 mg/L Cu2+母液稀釋至20 mg/L，以0.1 mol/L NaOH 和HNO3分別調(diào)節(jié)溶液pH值為3～9，而后將一定量復(fù)合體置于50 mL離心管底部，加入10 mL一定pH值的20 mg/L Cu2+溶液，用0.1 mol/L的NaNO3定容到25 mL，使吸附劑投加量為1.0 g/L，將離心管置于25℃恒溫水浴振蕩器反應(yīng)4 h，而后取出經(jīng)8 000 r/min離心12 min，取上清液過0.45 μm尼龍濾膜，隨后采用varian SpeetrAA-220型原子吸收分光光度計(jì)(美國Varian公司)測(cè)定其濃度，收集pH=5條件下的吸附樣品，用作FTIR、XRD及SEM表征。

復(fù)合體類型與比例對(duì)吸附等溫線實(shí)驗(yàn)，分別稱取一定量礦物、礦物-微生物、礦物-腐植酸-微生物復(fù)合體置于50 mL離心管中，使吸附劑投加量為1.0 g/L，而后分別加入0.5～20 mL Cu2+或Cd2+母液，用0.1 mol/L的NaNO3定容到25 mL，使重金屬離子濃度范圍為2～80 mg/L，將離心管置于25℃恒溫水浴振蕩器反應(yīng)24 h，Cu2+、Cd2+分析方法同上。

吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)，將一定量復(fù)合體加入10 mL離心管底部，移取1.5 mL Cu2+母液至離心管中，以0.1 mol/L的NaNO3定容到6 mL，使吸附劑濃度為2.0 g/L，將離心管置于28℃恒溫水浴振蕩器反應(yīng)1～600 min，取樣分析方法同上。吸附量計(jì)算公式為：

qt=(C0-Ct)V/m(1)

式中qt為t時(shí)刻(min)的吸附量(mg/g)；C0、Ct分別為溶液重金屬離子的初始質(zhì)量濃度及t時(shí)刻(min)質(zhì)量濃度(mg/L)；V為溶液體積(L)；m為吸附劑質(zhì)量(g)。

采用準(zhǔn)一級(jí)與準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)吸附動(dòng)力學(xué)進(jìn)行擬合，如式(2)、(3)所示：

lg(qe-qt)=lgqe-k1t(2)

式中qe為復(fù)合體對(duì)重金屬離子的平衡吸附量(mg/g)；k1、k2分別為吸附速率常數(shù)。

1.2.3 表征

采用日本HITACHI S-4800 型掃描電子顯微鏡進(jìn)行樣品表面結(jié)構(gòu)形貌的觀察。表面用導(dǎo)電膠將樣品平整地粘在樣品板上，所有樣品均經(jīng)噴金處理，加速電壓為20 kV，進(jìn)行樣品的表面與斷面結(jié)構(gòu)形貌觀測(cè)。采用日本理學(xué)Smartlab9型X射線衍射儀測(cè)定礦物及復(fù)合體的礦物組成與晶相結(jié)構(gòu)。采用過300目脫鐵土樣加1.0 mol/L KCl溶液飽和處理3次，并用蒸餾水沖洗1次，制土壤層析片進(jìn)行測(cè)試。X 射線光源Cu 靶，陶瓷X 光管，電壓 40 kV，電流 40 mA，λ=0.02， 2θ= 5°～70°。采用美國Thermo Fisher： Nicolet 670型傅立葉-紅外光譜儀對(duì)土壤礦物、礦物-腐植酸-微生物的結(jié)構(gòu)和組成進(jìn)行分析，KBr壓片，掃描范圍400～4 000 nm。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤礦物的分析與表征

采用SEM、XRD及FTIR分析方法對(duì)蔬菜大棚土壤粘粒礦物進(jìn)行了表征，結(jié)果顯示，它們具有蒙脫石和高嶺石型圖譜。土壤的主要礦物成分均為石英，還有蒙脫石、高嶺石、云母等成分。粘土礦物顆粒均呈非均勻?qū)訝罱Y(jié)構(gòu)。如圖1所示，土壤樣品粘土礦物顆粒均呈層狀結(jié)構(gòu)，表面具有十分明顯的非均勻特性，其中Ⅱ號(hào)沈陽市沈北新區(qū)大棚土壤與Ⅲ號(hào)撫順蔬菜大棚土壤粘土礦物表面粗糙不平，而Ⅰ號(hào)沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)長(zhǎng)期試驗(yàn)站蔬菜大棚及Ⅳ號(hào)遼寧盤錦蔬菜大棚土壤粘土礦物表面略光滑，輪廓清晰。

圖 1 蔬菜大棚Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ號(hào)土壤樣品的SEM圖Fig. 1 SEM images of vegetable greenhouse soil of Ⅰ, Ⅱ, Ⅲ, Ⅳ

土壤樣品的XRD如圖2a所示，25.59°處特征衍射峰表明各土樣均含有石英成分；根據(jù)蒙脫石(JCPDS 00-002-0014)與高嶺石(JCPDS 01-080-0886)，6.09°、21.93°代表蒙脫石，12.66°、24.90°代表高嶺石，表明蒙脫石與高嶺石是各土樣中主要礦物成分，并含有少量云母和坡縷石，這與東北棕壤與褐土礦物分析所得結(jié)論一致(雋英華等， 2010)。

圖2b顯示這4種樣品在3 628、3 621、3 412、3 405、3 398、3 370、1 650、1 643、1 632、1 629、1 030、1 023 cm-1均具有特征吸收峰；表明這4種蔬菜大棚土壤樣品有蒙脫石與高嶺石存在(Farmer, 1982)，在3 620、3 400、1 630 cm-1附近出現(xiàn)的窄譜帶和寬譜帶符合蒙脫石型圖譜，分別為層間水和蒙脫石表面氧之間的羥基伸縮振動(dòng)、水-水氫鍵內(nèi)的羥基基團(tuán)產(chǎn)生吸收峰以及水彎曲振動(dòng)峰；在3 697 cm-1附近顯示具有較小的銳鋒，在3 621 cm-1具有銳鋒，表明各供試土壤礦物組成包含高嶺石成分，其中Ⅲ、Ⅳ號(hào)樣品較為顯著；3 697 cm-1銳鋒是高嶺石表面羥基伸縮振動(dòng)的吸收峰，3 621 cm-1銳鋒是高嶺石晶格內(nèi)部鋁氧八面體上的羥基伸縮振動(dòng)的吸收峰。

因此，本研究選取高嶺石(Kao)和蒙脫石(Mont)為遼寧蔬菜大棚土壤層狀硅酸鹽代表礦物，制備了蒙脫石-高嶺石復(fù)合物(1∶1)，進(jìn)行Cd2+、Cu2+在蒙脫石-腐植酸-細(xì)菌微生物三元混合物上的吸附機(jī)理以及Cd2+、Cu2+在復(fù)合體上的結(jié)合機(jī)制研究。

2.2 土壤礦物-腐植酸-微生物三元體系對(duì)重金屬吸附光譜分析

對(duì)蒙脫石/高嶺石、蒙脫石/高嶺石-腐殖酸、蒙脫石/高嶺石-B.s、蒙脫石/高嶺石-P.p、蒙脫石/高嶺石-腐植酸-B.s和蒙脫石/高嶺石-腐植酸-P.p復(fù)合體及其吸附Cd2+/Cu2+后的樣品進(jìn)行了XRD、FTIR、SEM分析測(cè)試。

高嶺石和蒙脫石的XRD如圖3a所示，高嶺石的層間距固定，根據(jù)布拉格公式2d·sinθ=nλ(Lietal., 2015)計(jì)算可得出d001約為0.77 nm，所測(cè)的Kao特征衍射峰包括d001(0.541 1 nm)、d001(0.342 7 nm)，對(duì)應(yīng)的2θ位置分別為12.87°和24.98°。Mont的XRD圖譜在2θ=5.90°處出現(xiàn)第1個(gè)衍射峰，d001=1.27， 主要成分為鈉基蒙脫石。

復(fù)合體吸附金屬離子前的XRD圖表明，在蒙脫石/高嶺石與腐植酸的Mont/Kao-HA復(fù)合體中，蒙脫石及高嶺石第1特征峰的d001值幾乎無變化，吸附前后的蒙脫石及高嶺石層間距變化不顯著，表明腐植酸并未進(jìn)入蒙脫石或高嶺石層間，僅吸附在其外表面和邊緣，這是由于腐植酸分子體積較大，不能進(jìn)入礦物層中(Yeeetal., 2004； 李福春等， 2009； Wuetal., 2011)。而蒙脫石/高嶺石與枯草芽孢桿菌或惡臭假單胞菌復(fù)合后形成的Mont/Kao-B.s與Mont/Kao-P.p復(fù)合體中，蒙脫石第1特征峰的d001值分別增至1.39 nm及1.36 nm； 高嶺石的第1特征峰d001在Mont/Kao-P.p中略增至0.55 nm，但對(duì)于枯草芽孢桿菌并未發(fā)生顯著變化，表明枯草芽孢桿菌進(jìn)入了蒙脫石層間，而未進(jìn)入高嶺石層間，而惡臭假單胞菌已進(jìn)入兩種礦物層間；在Mont/Kao-HA-B.s復(fù)合體中，蒙脫石及高嶺石第1特征峰的d001值分別略增至1.30 nm與0.546 4 nm，但在Mont/Kao-HA-P.p復(fù)合體中，兩種礦物的特征吸收峰值均未發(fā)生變化，表明HA占據(jù)蒙脫石表面吸附點(diǎn)位后，枯草芽孢桿菌較惡臭假單胞菌更難打開Mont/Kao-HA復(fù)合體而進(jìn)入與蒙脫石、高嶺石礦物層間，與文獻(xiàn)報(bào)道一致(Fangetal., 2010； Quetal., 2018)。

圖 3 蒙脫石/高嶺石-腐植酸-微生物復(fù)合體及其吸附金屬離子后樣品的XRD(a)與FTIR(b)圖Fig. 3 XRD pattern (a) and FTIR spectra (b) of Mont/Kao-HA-bacteria composites before and after heavy metal adsorption

蒙脫石/高嶺石與腐植酸復(fù)合體吸附Cu2+后所得的Mont/Kao-HA-Cu2+及Mont/Kao-HA-Cd2+中，蒙脫石第1特征峰的d001值分別由1.27 nm增至1.33 nm及1.53 nm，但高嶺石的第1特征峰d001略增大為0.55 nm，表明Cu2+及Cd2+進(jìn)入了蒙脫石層間，與層間陽離子發(fā)生交換反應(yīng)與表面配位吸附，而未進(jìn)入高嶺石層間，且不受HA在礦物表面的吸附的影響；這是由于蒙脫石的層電荷分布在硅氧四面體和鋁氧八面體中，對(duì)層間陽離子的庫倫引力較弱(康凱麗， 2013； Gaoetal., 2015)，使之易于與介質(zhì)中的陽離子進(jìn)行離子交換反應(yīng)，而可溶性的有機(jī)物(如腐植酸)不能進(jìn)入其中(徐玉芬等， 2008)；根據(jù)Wu等(2011)研究，吸附金屬離子前后礦物層間距顯著增大，金屬離子進(jìn)入其中占據(jù)吸附點(diǎn)位，進(jìn)行離子交換；在一定條件下，金屬離子能夠把蒙脫石/高嶺石-腐植酸復(fù)合體打開，使HA分子解析下來；而后，吸附于礦物表面的重金屬離子與HA絡(luò)合，形成穩(wěn)定的復(fù)合體。吸附Cd2+或Cu2+離子后，使蒙脫石/高嶺石-腐植酸層間距增大，并發(fā)生了離子交換，由于Cd2+離子半徑大于Cu2+，導(dǎo)致Mont/Kao-HA-Cd2+層板間距大于Mont/Kao-HA-Cu2+。使得復(fù)合體對(duì)Cd2+的界面作用受位阻和靜電斥力而減弱(Liu and Gonzalez， 1999； 何為紅等， 2007)。在Mont/Kao-B.s-Cu2+及Mont/Kao-B.s-Cd2+吸附后形成的復(fù)合體中，Cu2+較Cd2+更易打開礦物與微生物的復(fù)合體而進(jìn)入礦物層間。但在Mont/Kao-HA-P.p-Cd2+/Cu2+復(fù)合體中，礦物層間距均未改變，表明金屬離子與復(fù)合體形成圈外絡(luò)合體系(劉容孜， 2016； Duetal., 2017)，主要進(jìn)行的是離子交換吸附。

圖3b為蒙脫石/高嶺石、腐植酸及微生物復(fù)合體對(duì)金屬離子吸附前后的FTIR譜圖，由圖可知，在吸附前后，高嶺土在1 100 cm-1及蒙脫石在1 037 cm-1處峰值未發(fā)生顯著變化，表明硅酸鹽結(jié)構(gòu)仍保持穩(wěn)定；1 379 cm-1處伸縮振動(dòng)發(fā)生增強(qiáng)，在1 636 cm-1的羰基伸縮振動(dòng)也出現(xiàn)藍(lán)移至1 643 cm-1，表明HA的—CH3、—CH2和羧基已與蒙脫石/高嶺石復(fù)合。

由圖4蒙脫石/高嶺石-腐植酸-微生物復(fù)合體及其吸附重金屬后樣品SEM可知，高嶺石為多邊形結(jié)構(gòu)的薄片，大小不一，粒徑小于5 μm， 礦物內(nèi)部結(jié)構(gòu)疏松，單體顆粒分離。蒙脫石為無定形片狀結(jié)構(gòu)，粒徑較大，礦物結(jié)構(gòu)較為緊密。在復(fù)合體中，礦物-腐植酸復(fù)合體吸附金屬離子前后均易團(tuán)聚；而礦物-腐植酸-細(xì)菌或礦物-細(xì)菌復(fù)合體在吸附金屬離子前后呈現(xiàn)疏松狀態(tài)。

2.3 pH值及礦物-HA-微生物比例對(duì)重金屬吸附影響

pH值影響重金屬離子的賦存形態(tài)、礦物及腐殖酸表面的羥基解離與表面電荷，以及細(xì)菌表面的電荷、等電位點(diǎn)及疏水性。

圖5為重金屬溶液pH值、復(fù)合體類型及比例對(duì)Cu2+在蒙脫石/高嶺石-腐植酸-革蘭氏陰性惡臭假單胞菌(P.p)及蒙脫石/高嶺石-腐植酸-革蘭氏陽性枯草芽孢桿菌 (B.s)復(fù)合體上吸附性能的影響，結(jié)果表明，在pH= 5～8范圍內(nèi)，Mont/Kao-HA-P.p及Mont/Kao-B.s復(fù)合體對(duì)Cu2+的吸附量均較高； 在pH<5的酸性條件下，吸附量下降；這是由于在pH= 3～6范圍內(nèi)，Cu主要以Cu2+形式存在，離子交換吸附為主要過程，當(dāng)pH>6.0時(shí)， Cu2+水解作用增強(qiáng)，離子交換與表面配位吸附同時(shí)發(fā)揮顯著作用(何為紅等， 2007； Wuetal., 2011)；蒙脫石與高嶺石的電荷零點(diǎn)(pHpzc)分別為2.3與2.6，當(dāng) pH>3時(shí)，隨著pH值的升高，高嶺石與蒙脫石表面逐漸呈負(fù)電荷性，易于吸附陽離子，因而對(duì)Cu2+的吸附量逐漸增大。

圖 4 蒙脫石/高嶺石-腐植酸-微生物復(fù)合體及其吸附重金屬后樣品SEM圖Fig. 4 SEM images of Mont/Kao-HA-bacteria composites before and after heavy metal adsorption

圖 5 pH值、復(fù)合體類型及比例對(duì)Mont/Kao-HA-P.p(a)及Mont/Kao-B.s(b)吸附 Cu2+性能的影響Fig. 5 Effect of pH and composite types on Cu2+ adsorption on Mont/Kao-HA-P.p(a) and Mont/Kao-B.s(b) composites

在酸性條件下，二元礦物-腐殖酸復(fù)合體表面的HA因其羧基、羰基、羥基等官能團(tuán)質(zhì)子化而疏水性增強(qiáng)，不利于對(duì)陽離子的吸附，當(dāng)pH>7時(shí)，HA的羧基等發(fā)生去質(zhì)子化反應(yīng)，對(duì)Cu2+吸附作用增強(qiáng)；當(dāng)pH=5時(shí)，細(xì)胞壁表面的羧基和磷?；侵亟饘匐x子在礦物-細(xì)菌復(fù)合體表面的主要結(jié)合點(diǎn)(Duetal., 2016； Xuetal., 2020)，由于細(xì)胞壁結(jié)構(gòu)的差異性，革蘭氏陽性枯草芽孢桿菌對(duì)Cu2+的吸附量高于惡臭假單胞菌，但差異性不大；體系對(duì)Cu2+的吸附能力由強(qiáng)到弱為：B.s>P.p>Mont/Kao-B.s>Mont/Kao-P.p>Mont/Kao-HA-P.p>Mont/Kao-HA>Mont/Kao，細(xì)菌含量較高的體系，吸附能力較強(qiáng)，這是由于通過疏水作用蒙脫石/高嶺石與細(xì)菌形成較為松散的復(fù)合體，礦物及細(xì)菌表面的結(jié)合位點(diǎn)在復(fù)合過程中未被屏蔽(Fangetal., 2010； 李朗朗等， 2017)。

2.4 吸附等溫線與動(dòng)力學(xué)研究

Cu2+、Cd2+于室溫下在礦物、細(xì)菌、腐植酸及其二元、三元復(fù)合體的等溫吸附及動(dòng)力學(xué)如圖6、圖7及表2所示。

由圖6可知，復(fù)合體對(duì)Cu2+、Cd2+平衡吸附量順序?yàn)椋旱V物與腐殖酸、礦物與細(xì)菌的二元復(fù)合體對(duì)的吸附性能介于一元礦物與一元細(xì)菌之間，礦物與細(xì)菌、礦物與腐植酸體系對(duì)重金屬的吸附符合組分相加原則，帶有負(fù)電荷的礦物表面由于與荷負(fù)電細(xì)菌的靜電作用是復(fù)合體呈疏松狀態(tài)，增加了礦物對(duì)重金屬的吸附點(diǎn)位；但三元體系的吸附性能低于礦物-細(xì)菌二元體系，高于礦物-腐植酸體系，表明三元體系中存在較強(qiáng)的吸附點(diǎn)位掩蔽效應(yīng)。由于Cu2+水合離子半徑較小(Cu2+為0.206 5 nm，Cd2+為0.2 305 nm)，較易與粘土礦物進(jìn)行離子交換并進(jìn)行表面配位吸附(康凱麗， 2013； Duetal., 2017)，復(fù)合體系對(duì)兩種重金屬的吸附能力Cu2+>Cd2+，這是由于在相同化合價(jià)下，Cu2+的水和有效離子半徑小于Cd2+，而較容易進(jìn)入蒙脫石層間(劉容孜， 2016)。

圖 6 礦物、腐殖酸及細(xì)菌復(fù)合體系對(duì)Cu2+ (a) 和 Cd2+(b)的吸附等溫線Fig. 6 Isotherm of Cu2+ (a) and Cd2+ (b) adsorption on mineral, HA and bacteria composites

由圖7可知，礦物、礦物-腐殖酸及礦物-腐植酸-細(xì)菌復(fù)合體對(duì)Cu2+的吸附，在反應(yīng)初始階段(0～40 min)為快速吸附過程，而后逐漸達(dá)到平衡；分別采用準(zhǔn)一級(jí)與準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)吸附過程進(jìn)行擬合，結(jié)果表明準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)其均具有顯著相關(guān)性，表明Mont/Kao、Mont/Kao-HA與Mont/Kao-HA-Bacteria(P.p及B.s)對(duì)Cu2+的吸附均以化學(xué)吸附為主，形成了內(nèi)層表面絡(luò)合物；由表2可知，各類吸附劑對(duì)Cu2+的吸附速率順序?yàn)椋?Mont/Kao-B.s(1∶1)>Mont/Kao-HA-P.p>Mont/Kao-B.s(100∶1)>Mont/Kao-P.p(1∶1)>P.p>Mont/Kao-P.p(10∶1)>B.s>Mont/Kao-HA>Mont/Kao>Mont/Kao-B.s(10∶1)，表明礦物-腐植酸二元復(fù)合體對(duì)Cu2+的吸附有促進(jìn)作用，Komy等(2014)研究也表明腐植酸能提高Cu2+在高嶺石上的吸附速率和吸附量，金屬離子在HA與蒙脫石間起到陽離子鍵橋作用(Liu and Gonzalez， 1999；康凱麗， 2013)； 三元復(fù)合體的形成顯著加快體系對(duì)Cu2+的吸附，但吸附量顯著降低，進(jìn)一步證明三元復(fù)合體對(duì)Cu2+吸附的相互抑制作用。

圖 7 礦物、腐殖酸及細(xì)菌復(fù)合體系對(duì)Cu2+的吸附動(dòng)力學(xué)Fig. 7 The adsorption kinetics of Cu2+ on Mont/Kao, HA and bacteria composites (C0: 20.0 mg/L, T: 28°C, adsorbent dosage 2.0g/L, ion strength 0.1 mol/L, initial pH 5.0)

3 結(jié)論

(1) 高嶺石(Kao)和蒙脫石(Mont)為遼寧蔬菜大棚土壤層狀硅酸鹽代表礦物。

(2) 土壤礦物-有機(jī)質(zhì)、礦物-微生物在重金屬吸附具有加和性，礦物-腐植酸-微生物三元復(fù)合體之間表現(xiàn)為拮抗作用。體系對(duì)Cu2+的吸附能力由強(qiáng)到弱為：B.s>P.p> Mont/Kao-B.s> Mont/Kao-P.p> Mont/Kao-HA-P.p> Mont/Kao-HA > Mont/Kao。復(fù)合體系對(duì)兩種重金屬的吸附能力Cu2+>Cd2+。

(3) 準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程可以較好地?cái)M合Mont/Kao、Mont/Kao-HA與Mont/Kao-HA-Bacteria(P.p及B.s)復(fù)合體對(duì)Cu2+的動(dòng)力學(xué)吸附過程；Cu2+與各類吸附劑的吸附過程以化學(xué)吸附為主，形成內(nèi)層表面絡(luò)合物。

表 2 準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)和相關(guān)系數(shù)動(dòng)力學(xué)擬合Table 2 Kinetic parameters and correction coefficient for the pseudo-first-order and the pseudo-second-order kinetic model