2016, Vol. 37
2.辽宁省环境科学研究院， 辽宁 沈阳 110031
2.Liaoning Research Achademy of Environmental Sciences,Shenyang 110031, China
由于经济的快速发展，工业废水大量排放，导致在土壤和水体中积累较多的重金属，严重污染了环境并危害人类及其他生物的健康，因此对重金属废水处理技术的深入研究势在必行[1-2].与化学沉淀法、离子交换法、氧化还原法等方法相比，生物吸附法去除重金属具有处理成本低廉、操作方法简便、选择性强、处理效果好等优点，一直是重金属废水处理研究的热点.以往的研究大多集中在利用微生物作为吸附剂去除重金属[3]，近年来，有学者开展了利用微生物絮凝剂处理重金属Cd2+和Cu2+的研究[4-6].微生物絮凝剂(microbial flocculants，MBFs)是由微生物产生的天然高分子生物絮凝剂，其主要成分为脂多糖、多糖、蛋白质、纤维素和核酸，它可以使液体中不易降解的固体悬浮颗粒、菌体细胞及胶体粒子等产生凝集和沉淀[7].与传统高分子絮凝剂相比，MBFs具有高效、可生物降解、绿色环保等优点，在废水处理方面显示出广阔的应用前景，因此，越来越受到广大学者的关注，现已成为水处理领域的研究热点之一[8].类芽孢杆菌A9(Paenibacillus sp. A9) 为本课题组发现具有絮凝作用的一个新菌种[9]，已完成其培养条件优化、结构检测、机理分析和A9的基因组特征[10-11]等研究工作.本文拟通过研究微生物絮凝剂MBFA9 捕集水中重金属Pb2+的动力学与热力学特征，结合红外光谱、发射场扫描电镜及能谱分析，探究MBFA9对Pb2+的去除机理，为微生物絮凝剂的应用提供理论依据.
1 试验方法 1.1 菌种来源菌株A9由本课题组从公园桃树根系土壤中分离筛选纯化获得，现保存于中国科学院微生物研究所菌种保藏中心(CGMCC 2040) ，研究发现A9为类芽孢杆菌属(Paebubacillus sp.)的一个新种[9]，所产絮凝剂MBFA9对高岭土悬浮液的絮凝率高达99.6%.
1.2 培养基成分及培养条件牛肉膏蛋白胨培养基(PB培养基)：牛肉膏0.50g，蛋白胨1.00g，NaCl 0.50g，蒸馏水100.00mL，pH=7.00，121℃灭菌30min后，于4℃冰箱中保存备用.
葡萄糖发酵培养基(GF培养基)：葡萄糖2.00g，磷酸二氢钾0.20g，磷酸氢二钾0.50g，七水硫酸镁0.02g，氯化钠0.01g，脲0.05g，酵母膏0.05g，蒸馏水100.00mL，pH=7.50~8.00.121℃灭菌30min后，于4℃冰箱中保存备用.
1.3 主要试剂及配制Pb2+储备液的配制见参考文献[12].
1.4 MBFA9的制备将菌株A9接种于PB培养基中活化24h后，以一定体积比转接到GF培养基中，在摇床转速为150r/min，30℃条件下发酵培养72h，将其发酵液稀释3倍后，置于离心机中以转速为8000r/min离心15min除菌体，浓缩、乙醇沉淀、氯仿正丁醇去除游离蛋白，透析48h后真空冷冻干燥即得到絮凝剂MBFA9粗品.
1.5 MBFA9对重金属去除率的测定配制一定质量浓度含Pb2+溶液，调节初始pH值为5.0，将一定量MBFA9加入到Pb2+溶液中，在30℃、摇床转速为150r/min条件下振荡30min后取样，6000r/min离心10min，取一定量上清液，用离子体发射光谱仪(Prodigy XP ICP)检测上清液中剩余的Pb2+质量浓度，按式(1) 和式(2) 计算去除率和吸附量.
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(1) |
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(2) |
式中：去除率Q，%；吸附量q,mg/g;C0为吸附前溶液中Pb2+质量浓度，mg/L；Ce为吸附后溶液中Pb2+质量浓度，mg/L；m为吸附剂用量，g；V为溶液总体积，L.
1.6 MBFA9去除重金属Pb2+的机理研究将MBFA9捕集重金属Pb2+前后的沉淀物干燥后与KBr研磨压片，利用红外光谱仪(Nicollet 380，FTIR)分析MBFA9的基团位移变化.另外将处理前后的样品干燥后喷金，用场发射扫描电镜(ULTRA/PLUS，FESEM)和能谱(EDX)分析表征MBFA9的结构与成分变化.
2 结果与讨论 2.1 吸附动力学研究Lagergren准二级反应动力学模型为
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(3) |
式中：k2为准二级吸附速率常数，g/(mg·min)，利用t/qt对t作图可求得k2；k2 qe2为初始吸附速率，mg/(g·min).
根据反应时间对捕集Pb2+的影响结果，利用t/qt与t作图，可得到准二级动力学方程，Y=0.051X-0.014，R2=0.9978，相关参数通过t/qt对t的拟合计算确定.
由表 1可知，准二级动力学模型的相关系数R2为0.9978，表明准二级动力学模型可以很好地描述MBFA9对废水中Pb2+的捕集行为.吸附速率常数k2为0.019g/(mg·min-1).MBFA9对Pb2+的理论最大捕集量为196.08mg/g，而由试验获得的最大捕集量为208.46mg/g，两组数据非常接近.说明准二级动力学方程对MBFA9吸附Pb2+的过程拟合较好.
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表 1 MBFA9捕集Pb2+的准二级动力学模型常数 Table 1 Pseudo second order kinetics constants for biosorption of Pb2+ on MBFA9 |
在研究固体表面上的吸附作用时，通常会研究吸附剂在一定温度条件下的平衡吸附模型，即吸附等温线，描述吸附等温线最常用的表达式为Langmuir方程和Freundlich方程[12-13].
Langmuir方程的线性化为
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(4) |
式中：Ce为吸附平衡时金属离子质量浓度，mg/L；q为吸附量，mg/g；qmax为最大单分子层吸附量，mg/g；b为吸附平衡常数，L/mg.
Freundlich方程的线性化为
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(5) |
式中：Cf为平衡质量浓度，mg/L；q为吸附量，mg/g.
配制Pb2+质量分数分别为1，5，10，20，50，100mg/L溶液，用0.1mol/L的HCl和NaOH调节pH值为5，分别投加质量分数为0.25g/L的MBFA9，在温度为30℃、摇床转速为150r/min的条件下振荡30min取样，在转速为6000r/min的条件下离心10min，测定上清液中Pb2+的质量浓度，计算去除率.Pb2+初始质量浓度对MBFA9捕集Pb2+的影响结果见表 2.
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表 2 Pb2+初始质量浓度对MBFA9捕集Pb2+的影响 Table 2 Effect of Pb2+ initial concentration in MBFA 9 |
利用1/q与1/Ce作图，可得到Langmuir等温线回归直线形式：YL=0.1281XL-0.1764，RL2=0.9603；利用ln qe与ln Ce作图，可得到Freundlich等温线回归直线形式：YF=1.8304XF+4.6775，RF2=0.8010.从拟合的相关系数可以看出，Langmuir方程比Freudlich方程的拟合程度高，Langmuir方程能够更好地拟合MBFA9对Pb2+的捕集.这是因为MBFA9对Pb2+是一个表面吸附的过程，所以用单分子层吸附模型Langmuir方程拟合本吸附过程更合适.MBFA9捕集Pb2+等温线模型的常数见表 3.
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表 3 MBFA9捕集Pb2+的等温线模型常数 Table 3 Parameter values of Langmuir and Freundlich models |
MBFA9捕集Pb2+前后的形态结构变化见图 1.
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图 1 MBFA9捕集Pb2+前后的扫描电镜和能谱图 Fig.1 FESEM and EDS of MBFA9 before/after capture Pb2+ (a)—电镜图； (b)—能谱图. |
观察放大10000倍的扫描电镜图 1a，发现MBFA9捕集Pb2+前呈均匀颗粒结成块状结构，表面粗糙；图 1b的能谱图中没有Pb2+的能谱峰.从图 1a中可以看出MBFA9捕集Pb2+后的块状结构变得松散，形成了大量的针状晶体结构，从MBFA9捕集Pb2+后的能谱图 1b中也可以看出MBFA9对Pb2+具有明显的能谱峰，说明MBFA9对Pb2+有良好的捕集作用.这可能是MBFA9与Pb2+之间产生了桥联作用，MBFA9表面的官能团与Pb2+通过配合作用形成了铅氧化物的配合体，因此表现出对Pb2+较好的去除作用.
2.4 红外光谱表征MBFA9捕集Pb2+前后的变化红外光谱法是测定有机化学官能团的一种常用方法，由于红外光谱在鉴定生物材料表面的官能团方面具有实用价值，可以较好地检测MBFA9捕集Pb2+前后的变化(见图 2).
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图 2 MBFA9捕集Pb2+前后的红外吸收光谱 Fig.2 IR spectroscopy of MBFA9 before/after capture Pb2+ |
MBFA9主要红外吸收峰分别在3435.09，2925.71，2553.42，1933.18，1667.51，1624.72，1356.78，1000.46和833.22cm-1处.3435.09cm-1处为一宽吸收峰，是糖环中—OH振动所致；2925.71cm-1处小吸收峰为C—H不对称伸缩振动偏移的结果，此区域是糖类的特征吸收峰；2553.42cm-1处明显的吸收峰可能是附近波长对应基团偏移振动的结果，也可能是某些基团的同分异构；1667.51cm-1和1624.72cm-1处吸收峰可能是多糖中的乙酰氨基(NHCOCH3)的C＝O键伸缩振动偏移的结果；1000~1400cm-1间吸收峰是C—H的变角振动和糖衍生物的典型吸收[14-16]；833.22cm-1处吸收峰是R2C＝CHR官能团振动收缩的结果.通过红外光谱分析，可以判定菌株A9产生的MBFA9主要成分为多糖类物质.
对比MBFA9捕集Pb2+前后的红外光谱图可以看出，其主要吸收峰3421.91，2927.54，1648.04，1399.24，1043.96，982.56cm-1分别发生了偏移，并出现了新的波峰，说明MBFA9对Pb2+进行了有效捕集.MBFA9捕集Pb2+后O—H 的伸缩振动左移13.18cm-1，峰形无明显变化，说明部分羟基参与了捕集，使形成的氢键部分断开，引起羟基的伸缩振动最大峰位置偏移；脂肪族CH2的C—H伸缩振动峰偏移了1.83cm-1；羧酸COOH中C—O伸缩振动偏移了43.50cm1，波峰强度明显增强，这种位移是羧基阴离子抗衡金属阳离子而发生的改变[13]；C—N伸缩振动偏移42.46cm-1且波峰强度明显减弱；在波数小于1000的范围内波峰偏移较大，这可能是Pb2+与MBFA9中多糖类物质结合形成配合物.由此推测MBFA9中的羟基、酰胺基、羧基等在捕集过程中与Pb2+发生了作用.
3 结 论1) MBFA9对废水中Pb2+的捕集行为可以用准二级动力学模型进行描述.MBFA9对Pb2+的理论最大捕集量与试验确定的最大捕集量很接近.说明准二级动力学方程可以很好地模拟MBFA9吸附Pb2+的过程；等温吸附模型Langmuir方程能够较好地拟合MBFA9对Pb2+捕集，相关系数RL2=0.9603.
2) 观察MBFA9捕集Pb2+前后扫描电镜和能谱图，可以看出MBFA9结构变化较大，结合MBFA9捕集Pb2+后的能谱峰，推测MBFA9与Pb2+之间产生了桥联作用，其表面官能团与Pb2+通过配合作用形成了铅氧化物配合体，故对Pb2+具有较好的去除效果.
3) 通过红外光谱分析，初步确定MBFA9的主要成分为多糖类物质.比较MBFA9捕集Pb2+前后红外光谱吸收峰的变化，可以推测MBFA9中的羟基、酰胺基、羧基等在捕集过程中与Pb2+发生了作用.
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