董麗青　楊麗雯　李建強

摘要：羥丙基-β-環(huán)糊精（HPCD）和β-環(huán)糊精（BCD）具有增溶土壤鉛離子的潛力。試驗中土壤鉛污染濃度設(shè)置為600、1 200 mg/kg，螯合劑濃度為土壤鉛濃度的0.5、1.0倍，通過與EDTA增溶效果作比較，分析HPCD和BCD對土壤鉛離子的增溶作用。結(jié)果表明，加入3種螯合劑，土壤有效態(tài)鉛離子濃度均與對照組存在顯著差異，增溶作用符合HPCD>EDTA>BCD>CK，且HPCD與EDTA間無顯著差異，而BCD與EDTA存在顯著差異，表明HPCD對土壤鉛離子的增溶作用與EDTA接近，高于BCD；當(dāng)土壤污染濃度一定時，隨著螯合劑濃度提高，土壤有效態(tài)鉛離子濃度增加；同時螯合劑濃度一定時，隨著土壤鉛污染濃度的提高，可溶態(tài)鉛離子濃度增加，說明螯合劑濃度和土壤鉛污染濃度是影響螯合劑增溶效果的因素；HPCD和BCD均對土壤鉛具有顯著的增溶作用，且HPCD具有替代EDTA的可能性。

關(guān)鍵詞：羥丙基-β-環(huán)糊精；β-環(huán)糊精；有效態(tài)鉛；增溶作用

中圖分類號： X53文獻標(biāo)志碼： A

文章編號：1002-1302（2017）14-0219-04

鉛作為一種重金屬化學(xué)元素，在土壤環(huán)境中的貯存量很大，且化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，難以被分解[1]。它對于人類健康具有潛在的威脅，對腸胃、腎臟、神經(jīng)造成損傷，導(dǎo)致致鉛性貧血、高血壓等疾病，同時影響兒童智能發(fā)育[2]。植物修復(fù)法是鉛污染土壤恢復(fù)的一種主要方法。植物體內(nèi)的全量鉛累積依賴于土壤中可溶態(tài)鉛的濃度[3]。但是，土壤鉛離子易形成磷酸鹽、碳酸鹽沉淀，限制了植物富集土壤鉛的能力[4]。研究者通過向土壤中添加EDTA、NTA和CA等螯合劑來提高植物可獲得的土壤重金屬[5-7]，但是這些螯合劑價格較貴、不易降解，在促進植物對鉛吸收的同時，易導(dǎo)致重金屬鉛向周圍環(huán)境和地下水遷移，造成二次污染[8]。

環(huán)糊精因具有特殊結(jié)構(gòu)，其疏水內(nèi)腔可以通過非共價相互作用與底物形成可逆的超分子包結(jié)配合物[9]。環(huán)糊精不僅可以包結(jié)有機客體分子，同時也能與金屬離子配位[10]，且無毒、可生物降解，在pH值很大的變動范圍內(nèi)，對土壤顆粒吸附力很低，因此具有優(yōu)勢[11]。Maturi等研究表明，去質(zhì)子化的環(huán)糊精能夠和鉛（Ⅱ）形成單環(huán)或多環(huán)的絡(luò)合物[4]。

羥丙基-β-環(huán)糊精具有較好的水溶性、無毒、與環(huán)境相溶容易、對人體無害等特性。Wang等證明羥丙基-β-環(huán)糊精具有從土壤中去除重金屬離子的潛力[11]。Maturi等證明羥丙基-β-環(huán)糊精能夠使用電動修復(fù)的方法從土壤中同時去除Ni2+和多環(huán)芳烴[12]。然而直到目前，有關(guān)環(huán)糊精能夠從土壤中活化金屬離子的報道仍然很少[11，13]。本研究通過對各組土樣土壤有效態(tài)鉛濃度進行測量，分析羥丙基-β-環(huán)糊精和β-環(huán)糊精對土壤中鉛離子的增溶作用，以期為鉛污染土壤植物修復(fù)技術(shù)發(fā)現(xiàn)一種新型螯合劑。

1材料與方法

1.1試劑和儀器

硝酸鉛Pb（NO3）2（天津市光復(fù)精化工研究所）；稀硝酸（HNO3）（天津市光復(fù)精化工研究所）；鉛標(biāo)準(zhǔn)貯備溶液（天津市光復(fù)精化工研究所）；鉛標(biāo)準(zhǔn)工作溶液（國家有色金屬及電子材料分析測試中心）。

螯合劑種類：（1）無螯合劑（CK）；（2）乙二胺四乙酸二鈉（EDTA）；（3）β-環(huán)糊精（BCD）；（4）羥丙基-β-環(huán)糊精（HPCD）均購買于天津精細化工品有限公司，藥品純度為 99.5%。

原子吸收儀（耶拿分析儀器股份公司）；萬分之一電子天平（江蘇省常州市亨托電子衡器有限公司）；往復(fù)振蕩器（江蘇省常州市國華電器有限公司）。

1.2試驗流程

土樣采集—土樣染毒—有效態(tài)鉛檢測，數(shù)據(jù)處理與分析。

1.2.1土樣采集

供試土壤采自山西省襄汾農(nóng)業(yè)生態(tài)園 0～20 cm的表層土。嚴(yán)格按照土樣采集規(guī)則和方法采樣，采集后，置于空氣中自然晾干，磨碎過2.000、 0.154 mm 的土壤篩，儲存于廣口瓶中，以備試驗使用。

取過2.000 mm土壤篩的土壤1 g，加15 mL硝酸和 10 mL 高氯酸消煮48 h，直到消解液溫度達到190 ℃以上，將消解液過濾后取上清溶液，在原子吸收儀火焰模式下檢測（German Jena novAA 400），測定速效P含量、速效K含量和全氮含量[14]，用pH計（PHS-3C）測定pH值，用重鉻酸鉀滴定法測定有機質(zhì)含量。得到供試土壤基本理化性質(zhì)：有機質(zhì)含量為18.64 mg/L，速效磷含量為19.55 mg/kg，速效鉀含量為33958 mg/kg，全氮含量為1.12 g/kg，背景鉛濃度為 29.0 mg/kg，pH值為8.03。

取過0.154 mm土壤篩的土壤5 g放入離心管中，加入 25 mL 超純水，以200 r/min離心16 h，然后干過濾取上清溶液，在原子吸收儀火焰模式下檢測有效態(tài)鉛濃度。

1.2.2土樣處理

（1）土壤染毒。將土壤放于清潔塑料布上，用噴壺噴灑Pb（NO3）2溶液，一邊噴灑一邊輕輕翻動，直至混合均勻，土壤鉛的污染濃度為600、1 200 mg/kg（分別記為Pb600、Pb1200），將土壤放于較大的瓷盤內(nèi)，每天翻動2次，持續(xù)3周，以保證土壤污染程度均勻。

（2）染毒土樣有效態(tài)鉛濃度檢測。依據(jù)GB/T 23739—2009《土壤質(zhì)量有效態(tài)鉛和鎘的測定原子吸收法》，測定Pb600和Pb1200土樣中有效態(tài)鉛的濃度，分別記作CK1、CK2。測定結(jié)果見表1。（3）施加螯合劑。用噴壺在不同污染濃度的土樣上均勻噴灑螯合劑（EDTA、β-環(huán)糊精、羥丙基-β-環(huán)糊精）。當(dāng) Pb（NO3）2 濃度為600 mg/kg時，施加EDTA、BCD和HPCD的濃度分別是0.9、1.8 mmol/L，而Pb（NO3）2濃度為 1 200 mg/kg 時，施加EDTA、BCD和HPCD的濃度分別是18、3.6 mmol/L。本試驗將每個處理均設(shè)置3次重復(fù)。

1.2.3有效態(tài)鉛濃度檢測

采用原子吸收法測定各土樣中有效態(tài)鉛的濃度。

1.2.4數(shù)據(jù)處理

（1）用Microsoft Excel 2007軟件對上機測得的數(shù)據(jù)進行整理。

（2）用IBM SPSS Statistics 19軟件對整理好的數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析、一元方差齊次性檢驗、Duncans差異顯著性檢驗。

（3）用Sigma Plot 12.5軟件對整理所得數(shù)據(jù)進行繪圖。

2結(jié)果與分析

2.1Pb600土壤螯合劑增溶效果

Pb600土壤分別施加0.9 mmol/L EDTA、BCD、HPCD，土壤有效態(tài)鉛濃度分別增加了16.54%、18.73%、31.42%。Pb600土壤分別施加1.8 mmol/L EDTA、BCD、HPCD，土壤有效態(tài)鉛濃度分別增加了82.95%、38.03%、78.02%。

對試驗數(shù)據(jù)進行對比與分析說明，施加3種螯合劑均可增加土壤有效態(tài)鉛濃度，且不同螯合劑濃度均對其影響差異顯著；不同螯合劑濃度對土壤有效態(tài)鉛濃度有不同影響，增加螯合劑濃度能夠顯著提高土壤有效態(tài)鉛濃度；施加3種螯合劑EDTA、BCD、HPCD后，土壤有效態(tài)鉛濃度均與對照組均存在顯著差異，但EDTA與HPCD對土壤有效態(tài)鉛濃度影響無明顯差異（圖1）。

由表2可見，不同的研究得出EDTA對于鉛污染土壤的的增溶效果不同，這與土壤基本理化性質(zhì)尤其是pH值與施用螯合劑濃度等因素有關(guān)。土壤pH值是決定應(yīng)用EDTA增加重金屬離子移動和促進重金屬的吸收效果的重要參數(shù)[15-16]，在pH值3～6范圍內(nèi)EDTA主要以H2[EDTA]2-形式存在，而在這一酸度范圍內(nèi)土壤重金屬離子主要以二價形式存在，EDTA能和其形成穩(wěn)定的螯合物[17]。同時，EDTA對土壤鉛離子的增溶效果與螯合劑濃度密切相關(guān)。隨著EDTA濃度的升高，土壤中有效態(tài)鉛離子濃度呈現(xiàn)先增加后減少的變化趨勢[18-19]，這是因為重金屬鉛與EDTA反應(yīng)形成絡(luò)合物，增溶效果最佳時EDTA濃度不同研究有差異。

2.2Pb1200土壤螯合劑增溶效果

Pb1200土壤分別施加1.8 mmol/L EDTA、BCD、HPCD，土壤有效態(tài)鉛濃度分別增加了41.55%、27.65%、26.26%。Pb1200土壤分別施加3.6 mmol/L EDTA、BCD、HPCD，土壤有效態(tài)鉛濃度分別增加了60.48%、48.64%、62.64%。

Pb1200土壤施加不同種類、不同濃度螯合劑后，土壤有效態(tài)鉛濃度與對照組的有效態(tài)鉛濃度進行一元方差分析，得出不同螯合劑濃度1.8、3.6 mmol/L與對照組之間均有顯著差異；3種螯合劑EDTA、BCD、HPCD與對照組均有顯著差異，但EDTA與HPCD無明顯差異，BCD與HPCD無明顯差異。

以上對比與分析說明，Pb（NO3）2濃度為1 200 mg/kg時，施加3種螯合劑均可增加土壤有效態(tài)鉛濃度，且不同螯合劑濃度對土壤有效態(tài)鉛濃度有不同影響，增加螯合劑濃度能夠顯著提[CM（25]高土壤有效態(tài)鉛濃度；螯合劑濃度相同時，螯合劑EDTA與HPCD對土壤中有效態(tài)鉛含量影響無明顯差異，螯合劑BCD與HPCD對土壤中有效態(tài)鉛含量影響無明顯差異（圖2）。

2.3Pb600、Pb1200土壤增溶效果綜合分析

李玉紅等認為金屬絡(luò)合物的穩(wěn)定性越高，螯合劑增溶的效果越好[19]。Wu等認為EDTA增溶鉛的能力與絡(luò)合物 Pb-EDTA較高的穩(wěn)定系數(shù)相關(guān)聯(lián)，其穩(wěn)定系數(shù)的對數(shù)值為 17.9[29]。Miller等也認為EDTA高的增溶土壤鉛能力可能與EDTA對鉛較高的結(jié)合能力相關(guān)[3]。Norkus研究表明Pb-環(huán)糊精絡(luò)合物的穩(wěn)定系數(shù)的對數(shù)值是15.9±0.3（20 ℃，離子強度為1.0），同時由于BCD強有力的氫鍵被打斷后才形成HPCD，所以其與鉛更易形成絡(luò)合物，這是它比BCD具有更高的增溶土壤鉛能力的一個重要原因[10]。同時，BCD在水中的溶解度只有1.85%（W/V，25 ℃），而HPCD高達50%（W/V，25 ℃），甚至達到75%（W/V，25 ℃）[30]，溶解度越大，相同體積的水溶液中，能與鉛離子結(jié)合的環(huán)糊精越多，這可能是HPCD增溶作用強于BCD的另一個原因。

Pb-環(huán)糊精絡(luò)合物的穩(wěn)定系數(shù)的對數(shù)值是15.9±0.3（20 ℃，離子強度為1.0）[10]，Pb-CA絡(luò)合物穩(wěn)定性的對數(shù)值是6.5，而BCD和CA增溶土壤鉛的作用僅僅在土壤鉛離子濃度是600 mg/kg時BCD比CA處理組稍高（P<0.05），這可能是由于金屬陽離子的競爭作用導(dǎo)致BCD對鉛的溶解性降低。Nascimento等研究表明，Pb-DTPA的穩(wěn)定常數(shù)（logK=18.7）高于Pb-EDTA[31]。然而，土壤內(nèi)的增溶量卻明顯少，推測DTPA與土壤中陽離子的結(jié)合能力高于EDTA，正是由于金屬陽離子的競爭作用導(dǎo)致DTPA對鉛的溶解性降低。所以，為了提高植物提取的效率，螯合劑必須與靶金屬有較強的結(jié)合力，從而提高土壤溶液中金屬的溶解度。此外，土壤鉛的增溶程度與EDTA和土壤全量鉛濃度成正比[32]。增加螯合劑的濃度使土壤溶液中可溶態(tài)鉛濃度升高，增加土壤全量鉛濃度，也使土壤溶液中的鉛離子濃度升高。

3結(jié)論

羥丙基-β-環(huán)糊精具有“內(nèi)疏水，外親水”的獨特結(jié)構(gòu)，在水溶液中，它的疏水空腔可以選擇包結(jié)形狀，和大小合適的分子形成超分子復(fù)合物，進而提高金屬離子在水中的溶解性。以羥丙基-β-環(huán)糊精、β-環(huán)糊精為研究對象，通過鉛污染土壤試驗得出：（1）螯合劑對土壤鉛離子有明顯的增溶作用，且增溶效果順序為HPCD>EDTA>BCD；（2）螯合劑的增溶效果受到土壤理化性質(zhì)，尤其是pH值的影響；（3）在土壤pH條件不是最佳的情況下，羥丙基-β-環(huán)糊精仍對土壤中鉛離子具有明顯的增溶作用，且增加其濃度，增溶效果更好。因此，羥丙基-β-環(huán)糊精具有替代EDTA的潛力，可作為一種新型螯合劑用于土壤鉛污染植物修復(fù)技術(shù)。

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