信 欣,姚 力,崔鈳,葉芝祥,羊依金,余 靜
(成都信息工程學(xué)院 資源環(huán)境學(xué)院,成都 610225)
耐鉛產(chǎn)絮克雷伯氏菌胞外聚合物EPS-07吸附水中Pb()Ⅱ的特性
信 欣,姚 力,崔鈳,葉芝祥,羊依金,余 靜
(成都信息工程學(xué)院 資源環(huán)境學(xué)院,成都 610225)
研究抗鉛產(chǎn)絮菌株B-07胞外聚合物EPS-07作為吸附劑處理含Pb(Ⅱ)的廢水的吸附性能。結(jié)果表明:當(dāng)吸附時(shí)間為80 min,pH為5.5,吸附劑用量為0.8 g/L,溶液中Pb(Ⅱ)初始濃度為50 mg/L時(shí),EPS-07對(duì)鉛離子的吸附平衡容量為61.5 mg/g。吸附等溫式能較好地用Langmuir模型表達(dá),吸附動(dòng)力學(xué)很好地符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型。FT-IR結(jié)果表明,EPS-07與Pb(Ⅱ)的作用過程中,主要是羥基、羧基等基團(tuán)參與了吸附作用。SEM觀察顯示EPS-07表面結(jié)構(gòu)比較松散,EPS-07與Pb(Ⅱ)作用后, 其表面變得致密并有結(jié)晶沉淀物出現(xiàn)。EDS圖出現(xiàn)了Pb元素峰,表明 Pb(Ⅱ)被吸附到EPS-07上面。
生物吸附;克雷伯氏菌;胞外聚合物;Pb(Ⅱ)
當(dāng)前,由于礦山開采以及冶煉、電鍍、紡織、印染、汽車加工制造等行業(yè)廢水的排放,導(dǎo)致某些地區(qū)環(huán)境水體重金屬嚴(yán)重污染的現(xiàn)象[1-2],傳統(tǒng)的處理重金屬污染的方法包括化學(xué)沉淀、離子交換、吸附法等[3-5],但是它們?cè)谔幚淼蜐舛葧r(shí)(<100 mg/L)重金屬廢水時(shí)效率低。而生物吸附法可以克服傳統(tǒng)方法的弊端,并且生物吸附劑具有來源廣、去除效率高、在環(huán)境中易于降解無毒等優(yōu)點(diǎn),在處理低濃度重金屬廢水的方法中,應(yīng)用前景廣闊[6-7]。生物胞外聚合物(Extracelluar polymeric substances,EPS) 是一種新型的生物吸附劑,其主要成分包括蛋白質(zhì)、多聚糖、核酸和脂類等,含有帶負(fù)電荷的功能基團(tuán)(如羧基、羥基、氨基等),對(duì)不同類型金屬離子表現(xiàn)出強(qiáng)烈的親和性[8]。
國外一些研究表明,EPS可與重金屬離子相互作用而達(dá)到很好的吸附效果[9-15]。而國內(nèi)關(guān)于EPS對(duì)重金的吸附性能研究起步較晚,主要集中在天然水中細(xì)菌胞外聚合物[16-17]、硫酸鹽還原菌混合菌群胞外聚合物[18]、活性污泥[19-20]、某些細(xì)菌和真菌胞外分泌物[21-23]。不同類型微生物的EPS成分有很大差異,導(dǎo)致其與重金屬的相互作用機(jī)制亦存在不同。目前國內(nèi)鮮有耐鉛產(chǎn)絮菌株胞外聚合物與重金屬廢水之間相互關(guān)系的研究報(bào)道。
因此,本文作者針對(duì)課題組篩選的耐鉛產(chǎn)絮菌株B-07,采用乙醇提取法提取其胞外聚合物EPS-07,探索其吸附Pb(Ⅱ)的特性和主要影響因素。同時(shí),通過對(duì)EPS-07的SEM-EDS、FT-IR分析, 解釋EPS-07去除Pb(Ⅱ)的過程機(jī)理,為生物吸附法處理低濃度Pb(Ⅱ)廢水的應(yīng)用提供實(shí)驗(yàn)依據(jù)。
1.1 吸附劑的制備
從成都受鉛鎘污染的土壤中分離出一株產(chǎn)絮抗性菌株克雷伯氏菌(Klebsiella pneumoniae)B-07。其發(fā)酵產(chǎn)絮培養(yǎng)基:葡萄糖12 g,酵母膏1 g,NaCl 0.2 g,MgSO40.2 g,K2HPO41.0 g,KH2PO40.5 g,CaCl20.1 g,蒸餾水1 L,pH為6.8~7.3。將產(chǎn)絮菌株B-07活化18 h后,按照體積接種比1:100的比例接種到發(fā)酵產(chǎn)絮培養(yǎng)基中,在30 ℃、160 r/min條件下培養(yǎng)72 h。經(jīng)10k r/min離心10 min后取出上清液,與預(yù)冷過的無水乙醇按照體積比1:2混勻,混勻后放置在4 ℃ 冰箱里冷卻6 h,再次10k r/min離心5 min,用75%的乙醇多次洗滌離心后的沉淀物,在80 ℃ 的烘箱里進(jìn)行干燥,即可得到胞外聚合物EPS-07,作為本實(shí)驗(yàn)的生物吸附劑。
1.2 含 Pb(Ⅱ)溶液
將充分烘干的分析純Pb(NO3)2與去離子水配制成Pb(Ⅱ)濃度為1 000 mg/L模擬含鉛廢水儲(chǔ)備液,實(shí)驗(yàn)時(shí)根據(jù)需要稀釋制得實(shí)驗(yàn)水樣。
1.3 EPS-07對(duì)水體中的Pb(Ⅱ)的吸附實(shí)驗(yàn)
采用靜態(tài)吸附的方法研究吸附劑EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)的吸附效果??疾觳煌奈綍r(shí)間、pH值和吸附劑投加量對(duì)EPS-07吸附水體中Pb(Ⅱ)的影響。每組實(shí)驗(yàn)吸附完成后,將EPS-07取出,靜置10 min,過濾,利用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定吸附前后溶液的Pb(Ⅱ)濃度,計(jì)算EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)的吸附量。計(jì)算吸附劑的吸附量計(jì)算公式如下:
式中:Q為一定時(shí)間內(nèi),EPS-07對(duì)廢水中Pb(Ⅱ)的吸附量,mg/g;c0為Pb(Ⅱ)的初始濃度,mg/L;c1為吸附后溶液中的Pb(Ⅱ)濃度,mg/L;V為含Pb(Ⅱ)的廢水體積,L;m為EPS-07的投加量,g/L。
1.4 吸附等溫線
取不同初始濃度的Pb(Ⅱ)模擬廢水各100 mL,調(diào)節(jié)pH=5.5值,分別加入0.08 g的吸附劑EPS-07,在一定溫度 (30 ℃)、轉(zhuǎn)速為160 r/min的條件下振蕩至吸附平衡;吸附實(shí)驗(yàn)完成后,用濾紙過濾瓶中溶液,利用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濾液中Pb(Ⅱ)的剩余濃度。利用下式[24]計(jì)算平衡吸附量Qe:
式中:Qe為平衡時(shí)間時(shí),EPS-07對(duì)廢水中Pb(Ⅱ)的吸附量,mg/g;c0為Pb(Ⅱ)的初始濃度,mg/L;ce為吸附平衡時(shí)溶液中的Pb(Ⅱ)濃度,mg/L;V為含Pb(Ⅱ)的廢水體積,L;m為EPS-07的投加量,g/L。
描述吸附平衡過程時(shí)常用的模型有 Langmuir等溫模型(3)和Freundlich等溫模型(4)。
式中:ce為吸附平衡時(shí)溶液中吸附質(zhì)的質(zhì)量濃度,mg/L;Qmax為 Langmuir飽和吸附量,mg/g;Qe為平衡吸附量,mg/g;B為與吸附能有關(guān)的Langmuir常數(shù);K為Freundlich吸附等溫式常數(shù)。
1.5 吸附動(dòng)力學(xué)
吸附動(dòng)力學(xué)主要是用來描述吸附劑吸附溶質(zhì)的速率,吸附速率控制了在固-液界面上吸附質(zhì)的滯留時(shí)間。常用的動(dòng)力學(xué)模型有Lagergren準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型(5)和Mckay準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型(6)。
式中:Qe為平衡吸附量,mg/g;Qt為t時(shí)間的吸附量,mg/g;k1為一級(jí)反應(yīng)速率常數(shù),min-1。k2為二級(jí)反應(yīng)速率常數(shù),min-1。t為吸附時(shí)間,min。
1.6 紅外、SEM-EDS能譜分析
分別取1mg吸附Pb(Ⅱ)前后的EPS-07樣品,與200 mg純KBr研細(xì)混勻,置于模具中,保持干燥,壓片,然后通過Thermo spectrometer IR200型紅外光譜儀測(cè)定紅外吸收光譜圖;分別取少量的胞外聚合物EPS-07吸附Pb(Ⅱ)前后的樣品進(jìn)行干燥處理,然后將樣品用導(dǎo)電膠粘在樣品臺(tái)上,放置能譜儀中進(jìn)行觀察。
圖1 時(shí)間對(duì)EPS-07吸附Pb(Ⅱ)的影響Fig. 1 Effect of time on Pb(Ⅱ) adsorption by EPS-07(Dosage of EPS 0.8 g/L, 30 ℃, pH=5.5, and 160 r/min)
2.1 時(shí)間對(duì)EPS-07吸附Pb()Ⅱ的影響
吸附劑EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)濃度為30、50和70 mg/L的廢水中 Pb(Ⅱ) 的吸附效果隨時(shí)間的變化如圖 1所示。由圖1可看出,隨著吸附時(shí)間的延長,EPS-07對(duì)3種廢水中 Pb(Ⅱ)的吸附量均趨于增大;當(dāng)吸附時(shí)間由20 min增加到80 min時(shí),EPS-07的Pb(Ⅱ)吸附量迅速上升,并且在80 min時(shí),對(duì)Pb(Ⅱ)濃度為30、50和70 mg/L的廢水中Pb(Ⅱ)的吸附量分別為56.0、61.5和62.4 mg/g;隨著吸附時(shí)間繼續(xù)延長,Pb(Ⅱ)吸附量不再發(fā)生明顯變化。其原因在于:胞外聚合物是一種非活性體,它對(duì)金屬離子的吸附主要通過絡(luò)合、螯合、離子交換等物理-化學(xué)作用,官能團(tuán)通過這種方式同重金屬結(jié)合不需要耗費(fèi)大量的能量,反應(yīng)進(jìn)行得很快[20]。有一些報(bào)道表明,金屬離子的生物吸附是一個(gè)快速吸附過程。鄭蕾[20]在研究3種不同的EPS對(duì)Cd2+和Zn2+的吸附時(shí),發(fā)現(xiàn)在0~30 min 內(nèi)的吸附量增加很快,并于60 min 時(shí)達(dá)到吸附平衡;康春莉[8]在研究胞外多糖和胞外蛋白質(zhì)對(duì)鎘的吸附時(shí),發(fā)現(xiàn)在前 30 min 內(nèi)的吸附量增加很快。熊芬等[22]研究煙曲霉EPS對(duì)Pb2+的吸附時(shí),發(fā)現(xiàn)在0~30 min內(nèi)的吸附量增加很快,而在30~120 min內(nèi)的吸附量則緩慢上升,在120 min時(shí)達(dá)到最大吸附量,在180 min時(shí)達(dá)到吸附平衡。本實(shí)驗(yàn)中,吸附劑EPS-07對(duì)廢水中Pb(Ⅱ)的吸附仍然屬于快速吸附,在80 min時(shí)達(dá)到吸附平衡。
圖2 pH值對(duì)EPS-07吸附Pb(Ⅱ)的影響Fig. 2 Effect of pH value on Pb(Ⅱ) adsorption by EPS-07(Dosage of EPS 0.8 g /L, 30 ℃ and 160 r/min for 80 min)
2.2 初始pH值對(duì)EPS-07吸附Pb()Ⅱ的影響
pH值是影響胞外聚合物吸附Pb(Ⅱ)的重要因素之一[25]。pH值對(duì)吸附劑EPS-07吸附Pb(Ⅱ)的影響如圖2所示。從圖2可以看到,在實(shí)驗(yàn)范圍內(nèi),EPS-07對(duì)3種廢水中Pb(Ⅱ)的吸附規(guī)律基本相同。當(dāng)pH值為2.5時(shí),EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)濃度為30、50和70 mg/L的廢水中Pb(Ⅱ) 的吸附量最低,分別為29.6、35.8和39.8 mg/g;隨著pH值的升高,EPS-07的Pb(Ⅱ)吸附量升高,當(dāng)pH=5.5時(shí),EPS-07對(duì)3種廢水中Pb(Ⅱ)的吸附量達(dá)到最大,分別為55.8、61.3和63.0 mg/g。這主要是因?yàn)镋PS-07含有大量羧基、羥基等活性官能團(tuán),pH值過低時(shí),溶液中的H+會(huì)占據(jù)大量這樣的活性吸附點(diǎn)位[26],阻止陽離子與吸附活性點(diǎn)之間的接觸,H+與被吸附陽離子之間的競(jìng)爭(zhēng)吸附作用導(dǎo)致吸附效果不佳;隨著pH值的增加,細(xì)胞表面官能團(tuán)逐漸脫質(zhì)子化,EPS-07表面暴露的吸附基團(tuán)增多,金屬陽離子與活性電位結(jié)合量隨之增加;然而,當(dāng)溶液 pH繼續(xù)增加時(shí),溶液中OH-與 Pb(Ⅱ)形成羥基配合物的幾率也隨之增加,從而削弱胞外聚合物對(duì)金屬離子的吸附。本實(shí)驗(yàn)中,當(dāng)pH值大于5.5時(shí),投加EPS-07之前廢水中就開始出現(xiàn)少量沉淀,導(dǎo)致EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)的吸附量下降。因此,本實(shí)驗(yàn)中,吸附劑EPS-07吸附水體中Pb(Ⅱ)的最佳pH值為5.5。
2.3 EPS-07投加量對(duì)吸附效果的影響
吸附劑EPS-07的投加量對(duì)吸附水體中的Pb(Ⅱ)的影響很大。投加量對(duì)EPS-07吸附Pb(Ⅱ)的影響如圖3所示。從圖3可以看到,EPS-07投加量從0.2 g/L增加到0.8 g/L時(shí),對(duì)3種廢水中Pb(Ⅱ)的吸附量均明顯上升,吸附效果明顯。原因在于EPS-07投加量的增加帶來吸附位點(diǎn)的增多,導(dǎo)致Pb(Ⅱ)吸附量隨之增加。當(dāng)EPS-07投加量為0.8 g/L時(shí),EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)濃度為30、50和70 mg/L的廢水中Pb(Ⅱ)的吸附量均達(dá)到最大,分別為56.1、61.5和63.0 mg/g;繼續(xù)增加EPS-07投加量時(shí),EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)的吸附量呈遞減趨勢(shì)。其原因可能在于EPS-07投加量過大時(shí)其未飽和吸附位點(diǎn)也過多,會(huì)引起EPS-07自凝聚而導(dǎo)致其吸附有效面積減少。因此,雖然EPS-07投加量過大時(shí),廢水中Pb(Ⅱ)被吸附的總量會(huì)增加,但單位質(zhì)量吸附劑的Pb(Ⅱ)吸附量反而減少。本實(shí)驗(yàn)中,EPS-07的最佳投加量為0.8 g/L。
圖3 EPS-07投加量對(duì)吸附Pb(Ⅱ)的影響Fig. 3 Effects of EPS-07 dosage on Pb(Ⅱ) adsorption (30 ℃,pH=5.5 and 160 r/min for 80 min)
2.4 吸附等溫式
吸附等溫線是指在一定溫度下金屬離子在兩相界面上進(jìn)行的吸附過程達(dá)到平衡時(shí),它們?cè)趦上嘀袧舛戎g的關(guān)系曲線。Langmuir模型主要用于研究最大單分子層吸附量,F(xiàn)reundlich模型通常能較好地描述水溶液中的吸附過程。當(dāng)溶液中Pb(Ⅱ)的初始濃度為10、20、30、40、50、60、70、80、90 和 100 mg/L 時(shí),EPS-07吸附水中Pb(Ⅱ)的吸附等溫曲線如圖4所示。由圖4 可知,隨著溶液中Pb(Ⅱ)濃度的增大, 吸附劑EPS-07的平衡吸附量也隨之增大,并逐漸趨于飽和,但平衡吸附量增大的幅度隨Pb(Ⅱ)濃度的不斷增加而逐漸減弱;當(dāng)Pb(Ⅱ)的初始濃度大于50 mg/L時(shí),平衡吸附量趨于穩(wěn)定。
圖4 Pb(Ⅱ)初始濃度對(duì)EPS-07吸附Pb(Ⅱ)的影響Fig. 4 Effect of initial Pb(Ⅱ) concentration on Pb(Ⅱ)adsorption by EPS-07 (Dosage of EPS 0.8 g/L, 30 ℃, pH=5.5 and 160 r/min for 80 min)
圖5 Langmuir吸附等溫式Fig. 5 Langmuir absorption isotherm
分別采用 Langmuir 等溫線模型和 Freundlich等溫線模型對(duì)各實(shí)驗(yàn)值進(jìn)行擬合, 結(jié)果如圖5、圖6和表1所示。Langmuir和Freundlich吸附等溫線相關(guān)系數(shù)R2分別為0.997和0.859,Langmuir吸附等溫線相關(guān)系數(shù)明顯優(yōu)于Freundlich吸附等溫線相關(guān)系數(shù)。這說明 Langmuir模型能更好地?cái)M合吸附劑 EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)的吸附,Pb(Ⅱ)在胞外聚合物表面的吸附主要以單分子層吸附為主。
經(jīng)計(jì)算得出胞外聚合物EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)的最大吸附容量Qmax為62.5 mg/g。而且另一個(gè)重要的吸附平衡參數(shù)RL可由式(7)[27]計(jì)算得到。
式中:b為Langmuir常數(shù);c0為吸附前溶液中Pb(Ⅱ)的最大濃度值,mg/L。RL是無因次參數(shù),當(dāng)RL>1時(shí),表示吸附不可進(jìn)行;當(dāng) 0<RL< l時(shí),表示吸附比較容易進(jìn)行;當(dāng)RL= 0時(shí),表示吸附是不可逆的。本實(shí)驗(yàn)中,吸附劑EPS-07對(duì)溶液中Pb(Ⅱ)吸附的RL小于l,說明它對(duì)Pb(II)的吸附比較容易進(jìn)行。
圖6 Freundlich 吸附等溫式Fig. 6 Freundlich absorption isotherm
表1 吸附等溫式Table1 Adsorption isotherm equations
2.5 吸附動(dòng)力學(xué)
吸附劑EPS-07對(duì)3種廢水中Pb(Ⅱ)的吸附過程分別用準(zhǔn)一級(jí)和二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型來擬合,擬合結(jié)果見圖7和8。由圖7和8可知,準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)模型的線性相關(guān)系數(shù)在0.996以上,均優(yōu)于Lagergren一級(jí)反應(yīng)模型,并且將二級(jí)擬合方程計(jì)算所得理論平衡吸附量Qcal與實(shí)驗(yàn)所得吸附平衡容量 Qe相比較可知,實(shí)驗(yàn)所得吸附平衡容量 Qe更加接近于由準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)速率方程計(jì)算出來的理論平衡吸附量Qcal(見表2)。因此,EPS-07吸附Pb(Ⅱ)的動(dòng)力學(xué)可近似用二級(jí)模型來描述。
圖7 準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型Fig. 7 Pseudo first-order plots
圖8 準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型Fig. 8 Pseudo second-order plots
2.6 FT-IR分析
圖9所示為吸附劑EPS-07吸附Pb(Ⅱ)前后的紅外光譜。由圖9譜線a可見,3 400 cm-1處為一較寬的吸收峰,可以判斷是由于—OH伸縮振動(dòng)所致;2 926 cm-1處的吸附峰可能為C—H 不對(duì)稱伸縮振動(dòng)所致結(jié)果,此區(qū)域的吸收峰是糖類的典型特征峰;1 647 cm-1處的吸收峰是由于多糖中的乙酰氨基的C=O鍵伸縮振動(dòng)造成;1 391 cm-1處的吸收峰為—COOH振動(dòng)的結(jié)果;1 080 cm-1處的吸收峰是糖環(huán)中的C—O伸縮振動(dòng)的結(jié)果。由此可以推斷,抗鉛產(chǎn)絮菌株胞外分泌物EPS-07的主要成分為多糖,主要含有酰胺基,羧基,羥基等基團(tuán)。當(dāng)EPS-07吸附Pb(Ⅱ)后,其紅外光譜發(fā)生了一些變化(見圖9譜線 b)。原來3 400 cm-1處的—OH峰發(fā)生了微小偏移,移至3 382 cm-1處,這或許是因?yàn)?Pb(Ⅱ)與 EPS-07的—OH發(fā)生絡(luò)合配位的結(jié)果;2 926、1 647和1 391 cm-1處的吸收峰的強(qiáng)度明顯減弱,這主要是因?yàn)镻b(Ⅱ)與EPS-07的靜電吸引和Pb(Ⅱ)與吸附劑中的C=O、—COOH化學(xué)吸附作用。1 080 cm-1處的吸收峰不僅強(qiáng)度出現(xiàn)明顯的減弱,而且也發(fā)生了偏移,可能是EPS-07中的C—O參與了吸附活動(dòng)。
綜上所述,胞外聚合物 EPS-07主要含有羥基、酰胺、羰基等活性基團(tuán),在EPS-07與Pb(Ⅱ)的作用過程中, 起主要作用的是多聚糖中的羥基、羧基、C—O和C=O等基團(tuán)。
表2 動(dòng)力學(xué)模型參數(shù)Table2 Values of parameter of kinetic models
圖9 EPS-07吸附Pb(Ⅱ)前后的紅外光譜Fig. 9 FT-IR spectra of EPS-07 before adsorption(a) and after adsorption(b) of Pb(Ⅱ)
2.7 SEM-EDS分析
采用SEM-EDS技術(shù)對(duì)胞外聚合物EPS-07吸附Pb(Ⅱ)前后進(jìn)行了表征和元素半定量分析, 結(jié)果如圖10所示。由圖10(a)可見,SEM顯示EPS-07表面結(jié)構(gòu)比較松散,而EDS顯示除了C、H、O 之外, K、Na 、Mg、Ca、S和P 是EPS-07的主要元素。由圖10(b)可見,EPS-07與Pb(Ⅱ)作用后,EPS-07表面變得致密,并有結(jié)晶沉淀物出現(xiàn),EDS顯示在2.31 keV 處出現(xiàn)了Pb峰,這說明了Pb(Ⅱ)被吸附到EPS-07上。
1) 以抗鉛產(chǎn)絮菌株B-07的胞外聚合物EPS-07作為吸附劑處理含Pb(Ⅱ)的廢水;當(dāng)吸附時(shí)間為80 min,pH為5.5,吸附劑用量為0.8 g/L,廢水中Pb(Ⅱ)濃度為 50 mg/L時(shí),EPS-07對(duì) Pb(Ⅱ)的吸附平衡容量為61.5 mg/g。
2) Langmuir模型能更好地?cái)M合胞外聚合物EPS-07對(duì)Pb(Ⅱ)的吸附,Pb(Ⅱ)在胞外聚合物表面的吸附主要以單分子層吸附為主。并且,EPS-07對(duì)溶液中Pb(Ⅱ)吸附的RL小于l,說明它對(duì)Pb(Ⅱ)的吸附比較容易進(jìn)行。
3) 準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型能很好地描述胞外聚合物EPS-07對(duì)廢水中 Pb(Ⅱ)的吸附動(dòng)力學(xué)行為。EPS-07對(duì)3種不同Pb(Ⅱ)濃度(30、50和70 mg/L)的溶液的吸附二級(jí)動(dòng)力學(xué)模式分別為
4) 胞外聚合物EPS-07所含主要成分是多糖類物質(zhì),主要含有羥基、酰胺、羰基等活性基團(tuán)。吸附Pb(Ⅱ)后胞外聚合物EPS-07的—OH基峰發(fā)生偏移,2 926、1 647和1391 cm-1處的吸收峰強(qiáng)度明顯減弱,1 080 cm-1處的吸收峰強(qiáng)度也明顯減弱,并且發(fā)生了偏移。EPS-07與Pb(Ⅱ)的作用過程中,可能是羥基、羧基等基團(tuán)參與了吸附作用。
5) 胞外聚合物EPS-07的表面結(jié)構(gòu)比較松散,與Pb(Ⅱ)作用后, 其表面變得致密,并有結(jié)晶沉淀物出現(xiàn)。EDS分析表明Pb(II)被吸附到EPS-07上。
圖10 EPS-07吸附Pb(Ⅱ)前后的SEM像和EDS譜Fig. 10 SEM images and EDS patterns of EPS-07 before(a) and after(b) adsorption of Pb(Ⅱ)
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Sorption characteristics of Pb(Ⅱ) from aqueous solution by extracellular polymeric substance (EPS-07) of lead-resistant and producing flocculant strain Klebsiella pneumonia
XIN Xin, YAO Li, CUI Ke, YE Zhi-xiang, YANG Yi-jin, YU Jing
(College of Resource and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu 610225, China)
The biosorption characteristics of extracellular polymeric substance (EPS-07) of producing flocculant strain B-07 as lead-resistant for the removal of Pb(Ⅱ) from aqueous solution were studied. The results show that the extent of adsorption capacity is 61.5 mg/g when the dosage of EPS-07 is 0.8 g/L, pH=5.5, adsorption contact time is 80 min, initial Pb(Ⅱ) concentration of aqueous solution is 50 mg/L, respectively. The biosorption equilibrium data are better described by Langmuir isotherm model, and the adsorption reaction of Pb(Ⅱ) by EPS-07 follows the second-order kinetic model.The carboxy, hydroxyl groups of EPS-07 are involved in chemical interaction with the Pb(Ⅱ) ions depicted by Fourier transform infrared spectroscopic (FT-IR) results. Moreover, SEM observation indicates that the EPS-07 surface is loose,and then obviously changes to campact after the EPS-07 surface loaded with with Pb(Ⅱ), where cry stalline deposits are deposited on the EPS-07 surface. Also, biosorption of Pb(Ⅱ) is confirmed by EDS analysis, which reveales the presence of Pb(Ⅱ) signals on the EPS-07 surface.
biosorption; Klebsiella pneumonia; extracellular polymeric substance; Pb(Ⅱ)
X703
A
1004-0609(2012)09-2667-09
生物地質(zhì)與環(huán)境地質(zhì)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(BGEG1009);四川省教育廳青年基金資助項(xiàng)目(08zb057)
2011-08-19;
2011-10-30
信 欣,副教授,博士;電話:13568807972;E-mail: xx@cuit.edu.cn
(編輯 何學(xué)鋒)