东北大学学报:自然科学版  2016, Vol. 37 Issue (11): 1588-1592  
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姜彬慧 , 李凤达 , 刘倩 , 胡筱敏 . 微生物絮凝剂MBFA9去除水中Pb2+的机理[J]. 东北大学学报:自然科学版, 2016, 37(11): 1588-1592.
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JIANG Bin-hui , LI Feng-da , LIU Qian , HU Xiao-min . Removal Mechanism of Lead (II) Ions by Bioflocculant MBFA9 from Aqueous Solution[J]. Journal Of Northeastern University Nature Science, 2016, 37(11): 1588-1592. DOI: 10.3969/j.issn.1005-3026.2016.11.015.
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基金项目

国家自然科学基金资助项目( 51278090); 辽宁省科学事业公益研究基金资助项目(201400311)

作者简介

胡筱敏(1958-),男,江西婺源人,东北大学教授,博士生导师.。

文章历史

收稿日期: 2015-07-13
微生物絮凝剂MBFA9去除水中Pb2+的机理
姜彬慧1, 李凤达1, 刘倩1,2, 胡筱敏1    
1.东北大学 资源与土木工程学院, 辽宁 沈阳 110819;
2.辽宁省环境科学研究院, 辽宁 沈阳 110031
摘要: 从土壤中筛选得到一株类芽孢杆菌A9,所产微生物絮凝剂MBFA9对水中Pb2+具有较高的去除作用,并进一步考察了MBFA9对Pb2+的吸附动力学和热力学过程.结果表明:当水中初始Pb2+质量浓度为56.20mg/L,MBFA9吸附25min后的去除率最高可达92.73%;MBFA9捕集Pb2+的理论最大值为196.08mg/g,吸附速率常数k2为0.019g/(mg·min),动力学特征符合准二级动力学模型,其等温吸附模型与Langmuir方程拟合较好,相关系数R2=0.96;结合红外光谱检测、场发射扫描电镜和能谱分析,探讨了MBFA9去除Pb2+的机理为其表面的官能团如羟基、酰胺基、羧基等在捕集Pb2+过程中与之发生配合作用,对Pb2+的去除贡献了重要作用.
关键词微生物絮凝剂MBFA9    Pb2+     动力学    热力学    去除机理    
Removal Mechanism of Lead (II) Ions by Bioflocculant MBFA9 from Aqueous Solution
JIANG Bin-hui1, LI Feng-da1, LIU Qian1,2, HU Xiao-min1    
1.School of Resources & Civil Engineering,Northeastern University,Shenyang 110819,China;
2.Liaoning Research Achademy of Environmental Sciences,Shenyang 110031, China
Corresponding author: JIANG Bin-hui. E-mail:jiangbinhui@mail.neu.edu.cn
Abstract: The bioflocculant produced by a stain of Paenibacillus sp. A9 which separated and purified from soilhada high removal rate of Pb2+ in the water, and the adsorption kinetics and thermodynamic process of MBFA9 were further investigated. The results showed that the removal rate of Pb2+ reaches 92.73% at initial concentration of 56.2mg/L.The theoretical maximum capacity was 196.08mg/g, and the adsorption rate constant k2 was 0.019g/(mg·min-1).The dynamic characteristics of MBFA9 capturing Pb2+ in the water are in accordance with pseudo-second kinetic model, and the adsorption isotherm model of MBFA9 capturing Pb2+ agrees well with the Langmuir equation of thermodynamics with the correlation coefficient R2=0.96. Comparison among the IR spectra,SEM and EDS of MBFA9 capturing Pb2+ showed that the main component of MBFA9 is polysaccharides and the reaction mechanism is that functional groups on the surface of flocculant and Pb2+ formed chelate by chelation.There is chemical reaction between hydroxyl, amido, carboxyl and Pb2+ in the trapping process, and there is also a floc of sweep function, so MBFA9 has better removal effect on Pb2+.
Key Words: MBFA9    Pb2+    kinetics    thermodynamics    removal mechanism    

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.

(1)
(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

(3)

式中:k2为准二级吸附速率常数,g/(mg·min),利用t/qtt作图可求得k2k2 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/qtt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/qtt的拟合计算确定.

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.

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
2.2 等温吸附模型研究

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

(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

(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.

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.

表 3 MBFA9捕集Pb2+的等温线模型常数 Table 3 Parameter values of Langmuir and Freundlich models
2.3 FESEM和EDS表征MBFA9捕集Pb2+前后的变化

MBFA9捕集Pb2+前后的形态结构变化见图 1.

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).

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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