余關(guān)龍,彭海淵,王世濤,汪國(guó)梁,陳宏,杜春艷,劉媛媛,孫士權(quán),禹麗娥,王建武
(1長(zhǎng)沙理工大學(xué)水利工程學(xué)院,湖南長(zhǎng)沙410114;2湖南省環(huán)境保護(hù)河湖污染控制工程技術(shù)中心,湖南長(zhǎng)沙410114;3洞庭湖水環(huán)境治理與生態(tài)修復(fù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南長(zhǎng)沙410114)
水環(huán)境中重金屬污染是當(dāng)前主要的環(huán)境問(wèn)題之一[1]。在許多工礦企業(yè)和電池、電鍍、半導(dǎo)體行業(yè)排放的廢水中存在大量重金屬鎘(Cd)[2]。鎘對(duì)于生物的代謝和生長(zhǎng)是非必要的,并且在各種重金屬污染中Cd(Ⅱ)因具有強(qiáng)烈的生物毒性和高轉(zhuǎn)移風(fēng)險(xiǎn)而被認(rèn)定為最危險(xiǎn)的污染物之一[3]。而且Cd(Ⅱ)可以通過(guò)動(dòng)植物富集轉(zhuǎn)移進(jìn)入食物鏈,導(dǎo)致人體癌癥和嚴(yán)重的健康危害[4]。因此對(duì)水環(huán)境中Cd(Ⅱ)的修復(fù)研究具有重要意義。
目前,傳統(tǒng)的Cd(Ⅱ)污染處理方法主要有化學(xué)沉淀法、離子交換法、電化學(xué)法和膜過(guò)濾法等,但在實(shí)際應(yīng)用中存在處理成本高、易造成二次污染和產(chǎn)生大量有毒污泥的局限性。因此工藝簡(jiǎn)單且成本低廉的Cd(Ⅱ)污染修復(fù)方法越來(lái)越受到重視[5-6]。近年來(lái),采用微生物法修復(fù)重金屬污染受到廣泛關(guān)注,因其修復(fù)過(guò)程環(huán)境友好且經(jīng)濟(jì)高效,特別是使用高耐受性微生物能夠?qū)崿F(xiàn)重金屬的原位修復(fù)而受到研究者的青睞[7]。微生物對(duì)重金屬Cd(Ⅱ)的去除主要通過(guò)細(xì)胞外富集和沉淀(細(xì)胞產(chǎn)物)、細(xì)胞表面的吸附和交換(通過(guò)官能團(tuán)或原始金屬離子)或通過(guò)代謝作用完成細(xì)胞內(nèi)轉(zhuǎn)化[3,8]等途徑實(shí)現(xiàn)。通常高耐受性微生物用于環(huán)境中重金屬離子的修復(fù)具有明顯優(yōu)勢(shì),但采用外源微生物進(jìn)行修復(fù)時(shí)可能會(huì)導(dǎo)致位點(diǎn)的污染,因此篩選具有高去除效率的耐受性原位微生物對(duì)水環(huán)境中Cd(Ⅱ)的修復(fù)意義重大。
盡管微生物法處理重金屬?gòu)U水已經(jīng)得到了廣泛應(yīng)用,但是仍然存在重金屬?gòu)U水處理后難于固液分離、微生物易流失和易受重金屬離子的毒害抑制作用而影響對(duì)重金屬離子的吸附效果[9-10]。為了克服這些缺點(diǎn),許多研究者通過(guò)將單一的細(xì)菌、酵母或真菌進(jìn)行固定化,制成生物吸附劑后處理重金屬?gòu)U水[11-12]。文曉鳳等[13]通過(guò)將內(nèi)生菌Bacillus nealsonii固定化制成生物吸附劑,在最佳吸附處理?xiàng)l件下對(duì)Cd2+吸附率可達(dá)96%以上,并發(fā)現(xiàn)小球孔隙率大,利于Cd2+的吸附。Zhang等[14]利用聚乙烯醇(PVA)和海藻酸鈉(SA)作為包埋材料,制備了新型固定化硫酸鹽還原菌小球,處理含高濃度的Fe3+、Cu2+、Cd2+和Zn2+的合成酸性礦山廢水時(shí),對(duì)硫酸鹽和重金屬的去除率分別達(dá)到61%~88%和99.9%。楊培等[5]通過(guò)SA凝膠包埋Chryseobacterium rhizosphaeraeSH-1而制成的生物吸附劑對(duì)Zn2+的去除率高達(dá)93.2%。眾多研究結(jié)果表明微生物可以通過(guò)游離和固定的形式從廢水中去除重金屬,而且微生物固定化可以提高生物吸附劑的機(jī)械強(qiáng)度以及微生物對(duì)重金屬的耐受性[15-17]。顯然,固定化生物吸附劑的吸附能力受到溶液中pH、重金屬離子種類及初始濃度、吸附劑投加量和吸附時(shí)間等影響,而很難得出一般性的通用結(jié)論,因此需對(duì)這些影響因素展開(kāi)深入研究。此外,不同的微生物固定化方法對(duì)重金屬離子的去除機(jī)理也有很大的影響。
綜上所述,目前采用包埋具有耐性的混合菌群制備固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的研究還較少。因此,本文將受重金屬污染原位微生物提取進(jìn)行重金屬濃度梯度篩選,使用聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)(PCR)技術(shù)對(duì)采用重金屬濃度梯度篩選后的微生物進(jìn)行生物鑒定并分析微生物的組成成分。然后將篩選后的微生物進(jìn)行包埋固定化,制成固定化生物吸附劑,考察了溶液初始pH、Cd(Ⅱ)初始濃度、生物吸附劑投加量和吸附時(shí)間等因素對(duì)Cd(Ⅱ)吸附效果的影響,并通過(guò)吸附平衡研究、比表面積測(cè)試法(BET)和傅里葉變換衰減全反射紅外光譜法(FTIR-ATR)分別分析了其吸附類型和吸附容量、材料的孔隙結(jié)構(gòu)和吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后官能團(tuán)的變化等揭示其吸附機(jī)理。最后進(jìn)行了吸附解析和競(jìng)爭(zhēng)吸附實(shí)驗(yàn)來(lái)驗(yàn)證其實(shí)用性能,以期能為包埋固定化耐性混合微生物吸附劑對(duì)水環(huán)境中重金屬的修復(fù)提供理論基礎(chǔ)。
胰蛋白胨、酵母浸粉、氯化鈉、硫酸鎘、硫酸鋅等,均為分析純。
立式壓力蒸汽滅菌鍋(DY04-13-44-00)、離心機(jī)(TG16-1)、金埃普(V-Sorb 2800)、賽默飛(IS5)、恒溫震蕩器(TS-2120)、超凈工作臺(tái)(VD-650)、紫外分光光度計(jì)(UV-2600)、原子吸收分光光度計(jì)(AAalyst700)、冷凍干燥機(jī)(BTP-3ESEOX)。
本文中微生物來(lái)自于處理重金屬Cd(Ⅱ)的水平潛流人工濕地基質(zhì)層中,微生物取樣深度為填料層(碎石)下15~20cm。將培養(yǎng)液(luria-bertani,LB)置于立式壓力蒸汽滅菌鍋中于121℃滅菌20min,在超凈工作臺(tái)中(后續(xù)實(shí)驗(yàn)均在無(wú)菌環(huán)境進(jìn)行),將2~3g基質(zhì)樣品加至含100mL LB培養(yǎng)液的錐形瓶中。在28℃、150r/min的恒溫震蕩器中培養(yǎng)48h,然后取1mL菌液在LB培養(yǎng)液中接種培養(yǎng),按此步驟重復(fù)3次培養(yǎng)后,再取1mL菌液依次加入含Cd(Ⅱ)濃度為20mg/L、40mg/L、60mg/L、80mg/L、100mg/L、120mg/L、140mg/L、160mg/L、180mg/L和200mg/L的LB培養(yǎng)液中進(jìn)行重金屬濃度梯度的培養(yǎng)以篩選微生物。在各濃度梯度中培養(yǎng)48h后,取1mL菌液接種至下一濃度,并取培養(yǎng)液樣品過(guò)0.22μm濾膜檢測(cè)水樣中的重金屬濃度。每隔24h以空白培養(yǎng)液為對(duì)照,用紫外分光光度計(jì)檢測(cè)不同Cd(Ⅱ)濃度下培養(yǎng)液在600nm波長(zhǎng)處的吸光值(OD600)。當(dāng)菌液經(jīng)Cd(Ⅱ)濃度為200mg/L的培養(yǎng)基培養(yǎng)48h后,取1mL接種至Cd(Ⅱ)濃度為50mg/L的LB培養(yǎng)液中。每隔48h接種1次,此時(shí)培養(yǎng)的微生物為篩選后的對(duì)Cd(Ⅱ)耐受性高的微生物,并將此培養(yǎng)液稱為種液。
1.3.1 菌懸液制備
取1mL種液至LB培養(yǎng)液,在28℃、150r/min下的恒溫震蕩器中培養(yǎng)24h。將培養(yǎng)液倒入干凈離心管中,在4°C、4500r/min條件下的離心機(jī)中離心15min,傾倒上清液,用無(wú)菌生理鹽水洗滌2~3次,保存至4°C的冰箱備用(可保存5天)。
1.3.2 生物吸附劑的制備
稱取聚乙烯醇(PVA)6%(質(zhì)量體積分?jǐn)?shù))和海藻酸鈉(SA)2%(質(zhì)量體積分?jǐn)?shù))溶解在100mL去離子水中形成包埋劑。攪拌均勻使PVA和SA不粘在瓶壁,浸泡5~10min;稱取CaCl20.5%(質(zhì)量體積分?jǐn)?shù))溶解于飽和H3BO3溶液中形成交聯(lián)劑。將以上溶液置于立式壓力蒸汽滅菌鍋中于121℃滅菌20min,取出后冷卻至室溫。向包埋劑中加入菌懸液,使菌懸液濃度為5%(質(zhì)量體積分?jǐn)?shù))并攪拌均勻制成混合液。將混合液加至10mL注射器使其自然緩慢滴入交聯(lián)劑中,邊滴邊搖動(dòng)瓶身形成類球型的固定化微生物小球(即固定化生物吸附劑)。在4℃的冰箱中交聯(lián)反應(yīng)12h,再取出用無(wú)菌生理鹽水潤(rùn)洗2~3次,放入4℃冰箱備用。
1.4.1 吸附影響因素實(shí)驗(yàn)
通過(guò)改變pH、Cd(Ⅱ)初始濃度、固定化生物吸附劑用量和吸附時(shí)間來(lái)探究生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響。采用單因素實(shí)驗(yàn),均在150r/min、28℃恒溫震蕩器中進(jìn)行,每隔一定時(shí)間取樣過(guò)0.22μm濾膜,用原子吸收分光光度計(jì)分析溶液中重金屬離子濃度,每個(gè)樣品設(shè)定3個(gè)平行樣,測(cè)量結(jié)果取平均值。其中pH變化范圍2~6,使用0.1mol/L的H2SO4和NaOH溶液調(diào)節(jié)pH;Cd(Ⅱ)初始濃度變化范圍40~200mg/L;固定化生物吸附劑投加量變化范圍10~60g/L(濕重);吸附時(shí)間為12~60h。
1.4.2 吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)
探究固定化生物吸附劑吸附動(dòng)力學(xué)模型,Cd(Ⅱ)初始濃度為50mg/L、100mg/L和150mg/L,固定化生物吸附劑投加量為50g/L,pH為4.5,在28℃、150r/min的恒溫震蕩器中進(jìn)行,檢測(cè)0~480min不同時(shí)間段的重金屬濃度。由于在吸附前期微生物存在復(fù)蘇階段,因此先將材料在28℃、150r/min搖床中運(yùn)行36h,再加入重金屬離子和調(diào)節(jié)pH進(jìn)行準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)研究。
1.4.3 吸附等溫實(shí)驗(yàn)
探究Freundlich模型和Langmuir模型,在28℃、150r/min的恒溫震蕩器中進(jìn)行,其中固定化生物吸附劑投加量為50g/L,溶液pH為4.5,吸附時(shí)間48h,對(duì)20~200mg/L濃度范圍的Cd(Ⅱ)進(jìn)行吸附實(shí)驗(yàn),檢測(cè)在每個(gè)濃度下吸附達(dá)到平衡時(shí)的Cd(Ⅱ)濃度和計(jì)算出相應(yīng)的吸附容量。根據(jù)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù),與兩種吸附等溫線模型進(jìn)行擬合,以擬合的相關(guān)性高低來(lái)判斷吸附類型。
1.5.1 BET
對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的樣品先進(jìn)行12h冷凍干燥處理,再用金埃普(V-Sorb 2800)進(jìn)行BET測(cè)試,通過(guò)檢測(cè)得出吸附脫附曲線和孔徑分布曲線,分析吸附前后的比表面積、孔體積、孔隙率變化情況。
1.5.2 FTIR-ATR
對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的樣品進(jìn)行表面官能團(tuán)的表征,將樣品進(jìn)行12h冷凍干燥處理,再將樣品置于兩片干凈稱量紙中壓成薄片,取少量樣品置于金剛石ATR模塊中,波數(shù)范圍4000~400cm-1,掃描次數(shù)32,分辨率4cm-1,用賽默飛(IS5)進(jìn)行紅外光譜儀測(cè)試。
1.6.1 亞細(xì)胞結(jié)構(gòu)分級(jí)
通過(guò)對(duì)文獻(xiàn)[8,18]中提供的方法改進(jìn)后獲得本研究中亞細(xì)胞結(jié)構(gòu)的分析方法。具體實(shí)驗(yàn)過(guò)程分為兩步:第一步樣品的制備,取1mL種液分別接種至含100mg/L Cd(Ⅱ)的LB培養(yǎng)液和空白LB培養(yǎng)液中,在28℃、150r/min的恒溫震蕩器培養(yǎng)48h,取樣分析,將樣品在4℃、6000g離心力下離心10min,并用pH為7的磷酸緩沖溶液清洗兩次去除培養(yǎng)液,將離心后的上清液和微生物分別保存在4℃冰箱備用,第二步亞細(xì)胞分級(jí),將上述樣品用含有0.1mol/L乙二胺四乙酸(EDTA)、pH 8.0的1mL 0.03mol/L Tris緩沖溶液在12000g離心力下洗滌3次,每次2min,將上清液收集在干凈離心管中4℃冰箱保存,并將此溶液稱為細(xì)胞外膜溶液。將沉淀物重新懸浮在上述Tris緩沖液中,制備原生質(zhì)體,加入溶菌酶,使溶菌酶濃度為600μg/mL,并在25℃下將細(xì)胞培養(yǎng)30min,將原生質(zhì)體在2576g、4℃下離心15min收集,所獲得的上清液是由肽聚糖層組成的周質(zhì)液體,放入干凈離心管4℃冰箱保存。將沉積物重新懸浮在包含0.1mol/L EDTA、pH為8.1的0.03mol/L Tris緩沖液中,然后用超聲波破碎機(jī)對(duì)原生質(zhì)體進(jìn)行2次破碎,每次30s,然后在12000g離心力下離心2min,上清液為細(xì)胞質(zhì)溶液,沉積物為細(xì)胞內(nèi)膜,收集于干凈離心管中置于4℃冰箱保存。取一定量以上樣品于聚四氟乙烯燒杯中,加入5mL濃硝酸,在150℃下高溫消解,再通過(guò)原子吸收分光光度計(jì)檢測(cè)重金屬離子。
1.6.2 微生物鑒定
采用PCR技術(shù)對(duì)篩選后的微生物進(jìn)行鑒定,測(cè)序結(jié)果分析使用上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司的網(wǎng)絡(luò)云平臺(tái),其具體PCR擴(kuò)增引物設(shè)計(jì)如表1所示。
表1 PCR擴(kuò)增引物設(shè)計(jì)
1.7.1 吸附解析實(shí)驗(yàn)
吸附實(shí)驗(yàn)條件:Cd(Ⅱ)初始濃度100mg/L,溶液pH為4.5,固定化生物吸附劑投加量為50g/L,在150r/min、28℃的恒溫震蕩器中運(yùn)行48h。
解吸實(shí)驗(yàn)條件:收集吸附重金屬離子后的固定化吸附劑,加入50mL硝酸溶液(0.1mol/L),在150r/min、28℃恒溫震蕩器中解吸40min。
1.7.2 常見(jiàn)離子競(jìng)爭(zhēng)吸附實(shí)驗(yàn)
在借助信息技術(shù)開(kāi)展小學(xué)語(yǔ)文教學(xué)的過(guò)程中,教師的教學(xué)觀念起著決定性的作用。因此,在實(shí)際的教學(xué)過(guò)程中,教師首先要對(duì)自身的教學(xué)觀念進(jìn)行優(yōu)化,重視信息教學(xué),以提升學(xué)生的綜合素養(yǎng);其次,教師還需要提升自身運(yùn)用信息技術(shù)的能力,能夠合理地運(yùn)用該種技術(shù)開(kāi)展教學(xué),以促進(jìn)學(xué)生的綜合發(fā)展。
水環(huán)境中常見(jiàn)離子Na+、K+、Ca2+對(duì)Cd(Ⅱ)的競(jìng)爭(zhēng)吸附通過(guò)在含有Cd(Ⅱ)濃度為100mg/L的溶液中分別加入陽(yáng)離子Na+、K+、Ca2+,使其濃度為50mg/L、100mg/L、150mg/L,其中陰離子類型均為氯離子,在pH為4.5,固定化生物吸附劑投加量為50g/L,在150r/min、28℃恒溫震蕩器中運(yùn)行48h后取樣分析。
從圖1(a)中可以看出,隨著Cd(Ⅱ)濃度的逐漸提高,OD600值不斷降低,說(shuō)明微生物的生長(zhǎng)受到Cd(Ⅱ)的抑制與毒害作用,其中部分不能耐受Cd(Ⅱ)的微生物被淘汰。而在整個(gè)篩選過(guò)程,48h的OD600值均大于24h的值,且在Cd(Ⅱ)濃度小于60mg/L的情況下相差較大,表明耐性微生物的篩選在24h內(nèi)已經(jīng)完成,微生物逐漸適應(yīng)培養(yǎng)基的環(huán)境并利用營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)行繁殖。OD600值在Cd(Ⅱ)濃度為100mg/L、120mg/L、140mg/L和160mg/L的情況下趨于平穩(wěn),下降趨勢(shì)漸緩。這是因?yàn)榕囵B(yǎng)液中的微生物種類逐漸穩(wěn)定,不能耐受Cd(Ⅱ)脅迫的微生物得到了篩除。在Cd(Ⅱ)濃度為200mg/L的情況下,經(jīng)過(guò)24h的培養(yǎng),OD600值在0.7~0.8,說(shuō)明微生物生長(zhǎng)狀況良好,但從OD600值的趨勢(shì)可以看出在200mg/L時(shí)Cd(Ⅱ)對(duì)微生物的抑制與毒害作用最為明顯。
在圖1(b)中,隨著Cd(Ⅱ)濃度的提高,Cd(Ⅱ)的去除率也在不斷提高,當(dāng)Cd(Ⅱ)濃度為120mg/L時(shí)Cd(Ⅱ)的去除率最大68.3%。隨著Cd(Ⅱ)濃度繼續(xù)提高,去除率呈下降趨勢(shì),而從圖1(a)中可以看出,OD600值呈顯著下降趨勢(shì),此時(shí)的微生物受到Cd(Ⅱ)的抑制與毒害作用不斷增大,影響正常的繁殖與代謝功能。重金屬濃度區(qū)間在60~180mg/L時(shí),生物吸附劑對(duì)重金屬的去除率趨于平緩,結(jié)合圖1(a),此時(shí)的微生物菌群對(duì)Cd(Ⅱ)的去除更加穩(wěn)定可靠。
圖1 微生物重金屬濃度梯度篩選
圖2為經(jīng)Cd(II)濃度梯度篩選后種液中微生物的種水平分布圖。從圖中可以看出,種液中菌種的豐 度 大 小 順 序 為L(zhǎng)actococcus<Stenotrophomonas<Serratia<Pseudomonas,其中其他組是豐富度占比小于0.01的微生物合并組成。通過(guò)文獻(xiàn)分析發(fā)現(xiàn)Lactococcus[19-20]、Stenotrophomonas[21]、Serratia[22-24]、Pseudomonas[25-26]均對(duì)Cd(Ⅱ)具有較高的耐受性和吸附能力。
2.2.1 pH對(duì)吸附效果的影響
由圖3可知,溶液pH對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響較大。當(dāng)溶液pH從2增加到4時(shí),去除率逐漸增加。而對(duì)大多數(shù)生物吸附劑而言,極高和極低的pH都不利于生物吸附劑吸附重金屬離子[27]。溶液pH為2時(shí)效果最差,此時(shí)Cd(Ⅱ)的去除率僅為34.67%。這是因?yàn)槿芤褐写嬖诖罅康腍+,這些H+能與生物吸附劑表面的陽(yáng)離子吸附位點(diǎn)相結(jié)合,使得生物吸附劑與重金屬離子的結(jié)合位點(diǎn)相對(duì)減少;且極低的pH環(huán)境對(duì)微生物的活性有較大影響,導(dǎo)致菌群對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附效果較差,但這一結(jié)果并不適用所有固定化生物吸附劑。Zhang等[14]發(fā)現(xiàn)在pH為2.7的條件下,固定化硫酸鹽還原菌對(duì)高重金屬濃度的合成酸性礦山廢水中Fe3+、Cu2+、Cd2+和Zn2+去除達(dá)到99.9%。當(dāng)溶液pH從4增加到5時(shí),處理效果最佳,Cd(Ⅱ)的去除率達(dá)到了91%±2%。隨著pH的升高去除率升高的原因可能是固定化生物吸附劑上的官能團(tuán)產(chǎn)生了去質(zhì)子化現(xiàn)象,從而形成了帶負(fù)電荷的重金屬吸附點(diǎn)位,使得更多的Cd(Ⅱ)被吸附去除。而相同條件下,未固定化微生物對(duì)Cd(Ⅱ)的去除率僅為50%±5%。當(dāng)溶液pH增加到6時(shí),去除效果呈下降趨勢(shì),另外在調(diào)節(jié)pH時(shí)溶液中出現(xiàn)一些氧化物或氫氧化物不溶物。顯然,去除效果隨pH的升高出現(xiàn)下降與溶液中生成的金屬氧化物或氫氧化物不溶物有關(guān),這些不溶物可能造成了固定化生物吸附劑表面空隙堵塞,影響了材料的傳質(zhì)性能。這些結(jié)論與其他研究者[13,15,28]的研究結(jié)果相一致。以上結(jié)果表明pH在4~5時(shí)固定化生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附效果最佳,后續(xù)實(shí)驗(yàn)選擇在pH為4.5下進(jìn)行。
2.2.2 初始濃度對(duì)吸附效果的影響
圖2 種液中微生物種水平分布
圖3 pH對(duì)吸附效果的影響
圖4 Cd(Ⅱ)初始濃度對(duì)吸附效果的影響
如圖4所示,當(dāng)Cd(Ⅱ)初始濃度在40~100mg/L范圍時(shí),去除率緩慢提高。隨著濃度的增加,重金屬離子的擴(kuò)散速率增加,提高了固定化生物吸附劑上有效吸附點(diǎn)位的利用效率。而Cd(Ⅱ)初始濃度在100~200mg/L時(shí),Cd(Ⅱ)去除率隨著初始濃度的提高而呈下降趨勢(shì),這可能歸因于隨著Cd(Ⅱ)濃度的不斷提高,固定化生物吸附劑上能與Cd(Ⅱ)相結(jié)合的有效吸附點(diǎn)位被充分利用,因此Cd(Ⅱ)濃度的擴(kuò)散速率提高導(dǎo)致吸附劑上沒(méi)有足夠的有效吸附點(diǎn)位與重金屬離子結(jié)合。這一結(jié)論與文獻(xiàn)[12-13]得出的Cd(Ⅱ)初始濃度對(duì)生物吸附劑吸附效果影響的結(jié)論相吻合。但隨著初始濃度的提高,生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附量提高了。Huang等[29]也指出隨著Cd(Ⅱ)濃度的提高,生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附量增加,而去除率降低。另一方面,不斷提高的Cd(Ⅱ)濃度對(duì)于固定化生物吸附劑中微生物的生物毒性不斷增大,微生物的生長(zhǎng)與代謝受到影響,從而影響了去除效果,這與文獻(xiàn)[8,30-31]的結(jié)論一致。Zhou等[32]研究指出,使用游離微生物吸附劑在Cd(Ⅱ)濃度為50mg/L時(shí)的吸附效果最佳,但隨著濃度增加到100mg/L時(shí),去除率急劇下降,其研究結(jié)果表明在高Cd(Ⅱ)濃度下微生物的正常代謝功能受到了抑制,體現(xiàn)了本文使用固定化生物吸附劑提高微生物特別是混合菌群對(duì)重金屬耐受性方面的優(yōu)點(diǎn)。為避免高濃度重金屬的抑制影響,后續(xù)影響因素實(shí)驗(yàn)均在Cd(Ⅱ)初始濃度100mg/L下進(jìn)行。
2.2.3 投加量對(duì)吸附效果的影響
如圖5所示,隨著固定化生物吸附劑投加量的增加,去除率不斷增加。當(dāng)固定化生物吸附劑投加量為50g/L(濕重)時(shí)吸附效果最佳。這是由于固定化生物吸附劑的投加量增大使重金屬吸附位點(diǎn)增多造成的。當(dāng)投加量超過(guò)50g/L后,隨投加量的增加去除率不再提高,而是趨于平穩(wěn)和略微下降。其原因可能是隨著固定化生物吸附劑數(shù)量的增加,固定生物吸附劑間的團(tuán)聚作用限制了有效比表面積和吸附位點(diǎn)的增加甚至使之減少。這些結(jié)果與其他[1,13]的結(jié)論類似。因此,后續(xù)實(shí)驗(yàn)選擇投加量為50g/L進(jìn)行。
圖5 投加量對(duì)吸附效果的影響
2.2.4 吸附時(shí)間對(duì)吸附效果的影響
圖6為吸附時(shí)間對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響。從圖中可以看出,吸附時(shí)間對(duì)固定化生物吸附劑處理含Cd(Ⅱ)廢水的影響較大。隨著吸附時(shí)間的延長(zhǎng),12~48h的去除率不斷提高,在吸附時(shí)間為48h去除率達(dá)到最高。繼續(xù)延長(zhǎng)吸附時(shí)間至48~60h,去除效果趨于平穩(wěn),說(shuō)明固定化生物吸附劑的重金屬吸附位點(diǎn)已被充分利用。因此,最佳的吸附時(shí)間為48h。
圖6 吸附時(shí)間對(duì)吸附效果的影響
從表2中數(shù)據(jù)可知,固定化微生物吸附的量占溶液中總Cd(Ⅱ)含量的75.2%,其中細(xì)胞外膜的Cd(Ⅱ)含量達(dá)到22.6%,而細(xì)胞外膜的吸附容易產(chǎn)生離子的脫附,使得吸附效果不穩(wěn)定,而本文采用的微生物固定化技術(shù)能改善這一現(xiàn)象。經(jīng)分析,微生物亞細(xì)胞結(jié)構(gòu)內(nèi)Cd(Ⅱ)總含量為52.6%。其中,細(xì)胞內(nèi)膜對(duì)重金屬離子的吸附貢獻(xiàn)最大,占亞細(xì)胞結(jié)構(gòu)中總Cd(Ⅱ)含量的60.9%。這與Kumar[18]和Bai[30]等的研究結(jié)果有所不同,他們認(rèn)為重金屬離子主要吸附在細(xì)胞壁上。Li等[8]通過(guò)對(duì)不同時(shí)間段的微生物進(jìn)行亞細(xì)胞分析發(fā)現(xiàn),隨著時(shí)間的增加Cd(Ⅱ)在亞細(xì)胞中的分布會(huì)發(fā)生變化。菌株大概需要0.5h才能將Cd(Ⅱ)主動(dòng)運(yùn)輸?shù)郊?xì)胞的內(nèi)部結(jié)構(gòu)中,而這個(gè)過(guò)程可能涉及擴(kuò)散、吸附、鰲合、絡(luò)合和微沉淀,結(jié)合圖6,12~48h小球內(nèi)部微生物可能正經(jīng)歷這一過(guò)程。
表2 亞細(xì)胞結(jié)構(gòu)的Cd(Ⅱ)吸附量(質(zhì)量分?jǐn)?shù),%)
圖7為固定化生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附動(dòng)力學(xué)擬合曲線。從表3中可以看出相較于準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型,準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的R2值更高,說(shuō)明固定化生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附更加符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型,影響吸附反應(yīng)的主要因素是化學(xué)鍵的形成,隨著Cd(Ⅱ)濃度的提高其反應(yīng)速率常數(shù)呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。
將實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)擬合后得到Freundlich方程為lnqe=1.7338+0.4707lnCe,其中,qe為吸附平衡時(shí)吸附容量,mg/g;Ce為吸附平衡時(shí)溶液中Cd(Ⅱ)的濃度,mg/L。Langmuir方 程 為1/qe=0.0291+0.2446/Ce。根據(jù)Freundlich和Langmuir方程進(jìn)行吸附等溫線擬合,結(jié)果見(jiàn)圖8。表4列出了等溫吸附模型參數(shù),兩種吸附模型的R2均較大,Langmuir模型為0.9945,F(xiàn)reundlich模型為0.9826,說(shuō)明固定化生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附過(guò)程用這兩類模型都能較好擬合。但是比較而言,Langmuir模型的R2值更大,所以固定化生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附過(guò)程更適用Langmuir模型描述,Langmuir模型將吸附過(guò)程描述為一個(gè)可逆的平衡過(guò)程,在吸附劑表面均勻分布的獨(dú)立活性結(jié)合位點(diǎn)上進(jìn)行吸附,每個(gè)位點(diǎn)只與一個(gè)分子結(jié)合。一般來(lái)說(shuō),Langmuir模型描述的是均相吸附,而Freundlich模型描述的是在非均相吸附劑上進(jìn)行的過(guò)程。因此,此固定化生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附過(guò)程是一個(gè)可逆的平衡過(guò)程,在吸附劑表面均勻分布的獨(dú)立活性結(jié)合位點(diǎn)上進(jìn)行,屬于均相吸附,由此計(jì)算出對(duì)Cd(Ⅱ)的最大單分子層吸附量為34.4mg/g。
圖7 吸附動(dòng)力學(xué)擬合曲線
表3 Cd(Ⅱ)動(dòng)力學(xué)模型參數(shù)
2.5.1 BET分析
圖8 吸附等溫線擬合
表4 等溫吸附模型參數(shù)
表5 材料孔結(jié)構(gòu)數(shù)據(jù)
表5為材料孔結(jié)構(gòu)數(shù)據(jù),從表中可以看出,固定化生物吸附劑在經(jīng)過(guò)重金屬離子吸附實(shí)驗(yàn)后其比表面積、孔體積均有增加,而孔徑減小。一方面原因是材料內(nèi)的PVA或SA在水溶液中溶解了一部分,另一方面可能是由于微生物的生長(zhǎng)繁殖與新陳代謝作用使得材料內(nèi)部孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)生改變(孔道更通暢)。圖9為吸附前后BET分析曲線,圖9(a)曲線低壓端(0~0.1)明顯偏向X軸,說(shuō)明材料與N2作用弱。而且也可以看出吸附-脫附曲線均出現(xiàn)了滯后環(huán),且均是H3型,說(shuō)明材料中有片狀粒子堆積形成的狹縫孔,即兩種吸附劑均有介孔結(jié)構(gòu)存在[33]。由圖9(b)可知,兩種材料均有介孔和大孔,介孔段所占的比例較高,這些孔結(jié)構(gòu)有利于微生物的附著與生長(zhǎng),同時(shí)也有較高的傳質(zhì)性能,對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附更加有利,比表面積數(shù)據(jù)較馮克等[34]的更好,和李驊[35]、王青松[36]等的研究結(jié)果較為接近。
圖9 吸附前后BET分析曲線
圖10 固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的FTIR-ATR譜圖
圖10為固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的FTIR-ATR譜圖,闡明了吸附劑在吸附Cd(Ⅱ)前后官能團(tuán)的變化情況。因?yàn)椴牧鲜枪腆w材料,制成樣品較大,適用于ATR模式,因此峰的偏移程度和指紋區(qū)不明顯。從吸附前的FTIR-ATR譜圖可以看出,在3000cm-1以上存在3246cm-1的寬強(qiáng)峰,屬于—OH基團(tuán)伸縮振動(dòng)峰,也可能存在不飽和基團(tuán)(羧基、羰基、氨基),由于氫鍵的作用而使得峰較寬。在2917cm-1處為—CH不對(duì)稱伸縮振動(dòng)峰。在1601cm-1存在C==C的伸縮振動(dòng)與—NH的剪刀彎曲振動(dòng),關(guān)于N—H的推斷可以從819cm-1處看到N—H的搖擺振動(dòng)中得到證實(shí)。在1410cm-1是—OH彎曲振動(dòng)峰與—CH的剪刀彎曲振動(dòng),由于其他基團(tuán)(可能是羰基或羧基)的共振作用,發(fā)生位移。1079cm-1和1032cm-1處是由C—O產(chǎn)生的伸縮振動(dòng)峰。從圖中還可以看出,在(2500±300)cm-1出現(xiàn)細(xì)微波動(dòng),而這是—COOH基團(tuán)的特征區(qū)域,可能是由于大量微生物的存在引起的。對(duì)比吸附前3246cm-1處的峰,吸附后的峰偏離到3252cm-1,可能有不飽和基團(tuán)參與了Cd(Ⅱ)的吸附,在1601cm-1處吸附后峰值右移,說(shuō)明有C==C參與了Cd(Ⅱ)的吸附過(guò)程,綜合3246cm-1、1601cm-1和819cm-1處峰值的變化,對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附過(guò)程可能有蛋白質(zhì)的參與??傮w來(lái)說(shuō),在固定化生物吸附劑中含有較為豐富的基團(tuán),這對(duì)吸附反應(yīng)過(guò)程較為有利,Cd(Ⅱ)的去除與—COOH、—OH、—NH、—CH等基團(tuán)有關(guān)[5,8,29]。
2.6.1 吸附解析
為了探究固定化生物吸附劑的經(jīng)濟(jì)實(shí)用性能,將材料進(jìn)行了吸附解吸重復(fù)利用實(shí)驗(yàn)。圖11為吸附解吸次數(shù)對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響。當(dāng)使用次數(shù)超過(guò)3次后,去除率大大下降,Cd(Ⅱ)去除率從91.8%下降至53.1%,下降了38.7%。在第4、第5、第6次使用時(shí),去除率保持平穩(wěn)。吸附效果低的原因可能是吸附解吸過(guò)程對(duì)材料內(nèi)微生物造成了破壞,降低了微生物的活性。這一結(jié)果與楊培等[5]的研究結(jié)果類似?;魟P利[37]的研究也表明生物吸附劑的解析時(shí)間、解析試劑類型(EDTA、HNO3、HCl)與濃度對(duì)材料有一定的影響,后續(xù)研究可以進(jìn)一步優(yōu)化此方面內(nèi)容,提高重復(fù)利用次數(shù)。
2.6.2 競(jìng)爭(zhēng)吸附
圖11 使用次數(shù)對(duì)Cd(Ⅱ)去除率的影響
圖12為常見(jiàn)陽(yáng)離子對(duì)Cd(Ⅱ)吸附的影響。由圖可知,此時(shí)溶液中Cd(Ⅱ)濃度為100mg/L,隨著Na+、K+、Ca2+離子濃度的不斷提高,三者對(duì)Cd(Ⅱ)吸附的影響也在增加,但影響程度不盡一致。其中Na+的影響微乎其微,在最高濃度150mg/L時(shí)去除率下降了1.8%±0.5%。而K+的影響較Na+大,在最高濃度150mg/L時(shí)去除率下降了5.1%±0.5%。Ca2+影響最大,在Ca2+濃度分別為50mg/L、100mg/L和150mg/L時(shí)去除率分別下降了5.3%±0.5%、7.7%±0.5%和13.5%±0.5%。綜上所述,水環(huán)境中的Na+和K+在較低濃度時(shí)對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響較小,而Ca2+在較高濃度時(shí)對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)產(chǎn)生了一定的影響,這可能是由于Ca2+是正二價(jià)金屬離子易于侵占吸附劑上Cd(Ⅱ)的結(jié)合位點(diǎn)造成的。在加入Zn(Ⅱ)后,Zn(Ⅱ)濃度在20~60mg/L時(shí)對(duì)固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)基本無(wú)影響。Zn(Ⅱ)濃度為80~100mg/L時(shí),Cd(Ⅱ)去除率下降了6%±0.5%,因此當(dāng)Zn(Ⅱ)濃度低于80mg/L的情況下固定化微生物活性小球?qū)d(Ⅱ)的吸附影響較小。
圖12 常見(jiàn)陽(yáng)離子對(duì)Cd(Ⅱ)吸附效果的影響
(1)經(jīng)過(guò)重金屬濃度梯度篩選,通過(guò)PCR技術(shù)對(duì)其中菌種豐富度進(jìn)行分析,菌種豐度順序?yàn)長(zhǎng)actococcus<Stenotrophomonas<Serratia<Pseudomonas,通過(guò)文獻(xiàn)分析均對(duì)Cd(Ⅱ)有較好的耐受性和吸附能力。
(2)本研究所用生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)有較好的吸附性能,其最佳吸附條件為pH=4~5,吸附時(shí)間48h,吸附劑用量(濕重)50g/L,Cd(Ⅱ)初始濃度100mg/L,對(duì)Cd(Ⅱ)的最大去除率可達(dá)91%±2%。
(3)本文中的生物吸附劑對(duì)Cd(Ⅱ)的吸附過(guò)程更加符合準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)和Langmuir模型,影響吸附反應(yīng)的主要原因是化學(xué)鍵的形成,對(duì)Cd(Ⅱ)的最大單分子層吸附量為34.4mg/g。通過(guò)BET分析顯示材料具有介孔結(jié)構(gòu)、比表面積豐富,有利于吸附作用的進(jìn)行。FTIR-ATR結(jié)果說(shuō)明材料具有豐富的重金屬結(jié)合點(diǎn)位,—COOH、—OH、—NH、—CH基團(tuán)參與了Cd(Ⅱ)的吸附過(guò)程。
(4)通過(guò)吸附解析得到生物吸附劑重復(fù)使用3次仍能保持較好的吸附效果,具有較高的經(jīng)濟(jì)實(shí)用性;水環(huán)境中常見(jiàn)陽(yáng)離子對(duì)Cd(Ⅱ)的競(jìng)爭(zhēng)吸附結(jié)果顯示出其對(duì)Cd(Ⅱ)吸附影響的大小順序依次為Na+<K+<Ca2+。
綜上所述,通過(guò)將重金屬污染的原位混合微生物進(jìn)行重金屬濃度梯度篩選后,再以包埋固定化方式制備的生物吸附劑對(duì)水環(huán)境中重金屬離子的去除具有良好的效果。