羅 軍 陳曉蓓 陳望瓊 陳恩蓮 顏?lái)缠?李 丁

1. 湖南工業(yè)大學(xué) 生命科學(xué)與化學(xué)學(xué)院 湖南 株洲 412007

2. 湖南工業(yè)大學(xué) 百合種質(zhì)資源創(chuàng)新與深加工 湖南省工程研究中心 湖南 株洲 412007

1 研究背景

采礦和冶金等工業(yè)過(guò)程中產(chǎn)生的酸性廢水含有大量的重金屬離子，例如銅和鋅等重金屬離子[1-2]。這些重金屬離子具有較高生物毒性和不能降解的性質(zhì)，引起了社會(huì)的廣泛關(guān)注[3-4]。重金屬的治理方法有離子交換、吸附、反滲透和化學(xué)沉淀法等[5-9]。其中，吸附法因成本低、治理效能高，已被廣泛應(yīng)用于去除水體中的重金屬。在眾多的吸附劑中，錳氧化物作為一種高活性的礦物，參與了地表中各類重金屬的吸附和氧化還原反應(yīng)，被視為極具應(yīng)用價(jià)值的吸附劑。

在自然界中，人們已發(fā)現(xiàn)30多種錳氧化物礦物，常見(jiàn)的有水鈉錳礦（δ-MnO2）、方鐵錳礦（α-Mn2O3）、水錳礦（γ-MnOOH）等[10]。固態(tài)錳氧化物是由水溶態(tài)Mn（II）發(fā)生氧化而產(chǎn)生，自然條件下的Mn（II）氧化分為非生物（化學(xué)）氧化和生物氧化。非生物（化學(xué)）氧化過(guò)程極其緩慢，而生物介導(dǎo)的Mn（II）氧化速率是化學(xué)氧化速率的105倍[11]。因此，環(huán)境中大多數(shù)錳氧化物的產(chǎn)生被認(rèn)為是由生物氧化介導(dǎo)產(chǎn)生，其中又以細(xì)菌介導(dǎo)的Mn（II）氧化最具代表性。近年來(lái)，關(guān)于細(xì)菌介導(dǎo)的Mn（II）氧化模式菌株主要有：海洋芽孢桿菌、盤狀纖毛蟲(chóng)菌，以及惡臭假單胞菌等[12-15]。這些細(xì)菌氧化Mn（II）后的產(chǎn)物是水鈉錳礦（δ-MnO2），其具有粒徑小、結(jié)晶性弱、錳價(jià)態(tài)高、比表面積大和八面體結(jié)構(gòu)中空穴多等特點(diǎn)，與化學(xué)合成的錳氧化物相比，具有更強(qiáng)的表面吸附活性[16-17]。

水鈉錳礦吸附重金屬離子的機(jī)制有：

1）金屬離子的表面吸附，即金屬離子的3個(gè)配位氧原子與Mn（II）周邊的3個(gè)氧原子共享，形成三角共享復(fù)合物[18]；

2）金屬離子的空穴吸附，即金屬離子被完整地包含在水鈉錳礦的空穴中[19]；

3）金屬離子的邊緣吸附，即金屬離子的兩個(gè)配位氧原子與水鈉錳礦邊緣的兩個(gè)氧原子共享，形成雙角共享復(fù)合物[20]，或金屬離子配位復(fù)合物與水鈉錳礦邊緣的兩個(gè)平面共享，形成雙面共享復(fù)合物[21]。

目前，關(guān)于生物源錳氧化物吸附和氧化重金屬離子的研究主要集中在生物源水鈉錳礦，該礦物主要由上述模式菌株氧化Mn（II）而獲得。由于在不同環(huán)境下細(xì)菌氧化Mn（II）的機(jī)理不同[22]，產(chǎn)生得到的錳氧化物的結(jié)構(gòu)也可能不同。例如，B.Hosseinkhani[23]等，從海水中獲得了一株革蘭氏陰性Acinetobacter菌株，其Mn（II）氧化的產(chǎn)物是一種類似方鐵錳礦的低價(jià)態(tài)Mn2O3。相對(duì)于高價(jià)態(tài)的生物源水鈉錳礦（+4價(jià)），低價(jià)態(tài)的生物錳氧化物吸附重金屬離子的研究仍有待豐富。

本研究利用土壤源Mn（II）氧化細(xì)菌Providenciasp. LLDRA6制備生物錳氧化物[24]，純化后通過(guò)一系列的表征技術(shù)確定其為低價(jià)態(tài)生物錳氧化物。在不同pH和離子初始濃度條件下，評(píng)價(jià)了該低價(jià)態(tài)生物錳氧化物在水溶液中吸附重金屬離子的能力。在此基礎(chǔ)上，進(jìn)一步分析吸附動(dòng)力學(xué)行為和吸附過(guò)程機(jī)理。

2 實(shí)驗(yàn)

2.1 材料與儀器

1）實(shí)驗(yàn)主要材料

鹽酸（HCl）、氫氧化鈉（NaOH）、四水合氯化錳（MnCl2· 4H2O）、苯酚（C6H5OH）、三氯甲烷（CHCl3）、甲醇（CH3OH）、次氯酸鈉（NaClO）、硝 酸 鈉（NaNO3）、 三 水 合 硝 酸 銅（Zn(NO3)2·3H2O）、六水合硝酸鋅（Zn(NO3)2· 6H2O），實(shí)驗(yàn)所用試劑均為分析純，國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司生產(chǎn)。

本研究所用菌株為湖南株洲某冶煉廠分離的普羅威登斯細(xì)菌Providenciasp. LLDRA6[23]，分別保存于中國(guó)典型菌株保藏中心（序列號(hào)為2018876）和韓國(guó)典型培養(yǎng)物保藏中心（序列號(hào)為92091）。

LB液體培養(yǎng)基：酵母浸粉5 g，胰蛋白胨10 g，氯化鈉（NaCl）5 g，pH為7.2～7.4，去離子水1000 mL，121 ℃下高壓滅菌20 min。

2）實(shí)驗(yàn)主要儀器

掃描電子顯微鏡（scanning electron microscope，SEM），ZEISS EVO MA 10，德國(guó)卡爾·蔡司股份公司；高分辨率透射電子顯微鏡（high resolution transmission electron microscope，HRTEM），F(xiàn)EI Tecnai G2 F20，美國(guó)FEI公司；能譜分析儀（energy dispersive spectrometer，EDS），Smartedx，德國(guó)卡爾·蔡司股份公司；X射線多功能電子能譜儀（X-ray photoelectron spectroscopy，XPS），VG Multilab 2000 X，美國(guó)Thermal Electron公司；選區(qū)電子衍射儀（selected area electron diffraction，SAED），Oxford X-max 80T，英國(guó)牛津儀器集團(tuán)；比表面和孔徑分布分析儀，Micromeritics ASAP 2020，美國(guó)麥克公司；X射線衍射儀（X-ray diffraction，XRD），Bruker D8 Advance，德國(guó)布魯克公司；原子吸收光譜儀，AA-7020，北京東西分析儀器有限公司。

2.2 方法

2.2.1 生物錳氧化物的制備和純化

從-80 ℃冰箱中取菌種劃線于LB固體培養(yǎng)基，37 ℃培養(yǎng)12 h后，挑取單菌落接種于液體培養(yǎng)基中作為種子液備用。按體積分?jǐn)?shù)0.2%的接種量接入LB液體培養(yǎng)基做擴(kuò)大培養(yǎng)，35 ℃、180 r/min下避光培養(yǎng)12 h，然后加入濃度為1 mol/L的MnCl2至終濃度為50 mmol/L，相同培養(yǎng)條件下培養(yǎng)7 d，得到菌體與生物錳氧化物的混合物。

提純方法參照M. Villalobos等[25]的方法并加以改進(jìn)，具體步驟如下：

1）將培養(yǎng)7 d后含菌體和錳氧化物的混合物收集于50 mL離心管中，2000 r/min，離心10 min后棄上清液，去離子水重懸沉淀；相同條件下再次離心，重復(fù)此步驟7～8次，保留管底沉淀物。

2）向沉淀物中加入苯酚后超聲處理50 min，隨后加入與苯酚同體積的三氯甲烷再繼續(xù)超聲處理20 min，最后按體積比為12:3:5加入甲醇、三氯甲烷和去離子水，再次超聲處理10 min。

3）超聲處理結(jié)束后離心棄上清液，用去離子水清洗沉淀物。

4） 加入HCl溶液重懸沉積物，將50 mL離心管中的懸浮液酸化至pH為3.0，室溫下?lián)u床振蕩處理30 min。

5） 離心棄上清液，用去離子水清洗沉淀物，直至上清液pH至中性。

6） 加入體積分?jǐn)?shù)為0.17%的NaClO，搖床震蕩處理4 h。

7） 離心棄上清液，保留離心管底部褐色沉淀，用去離子水清洗沉淀；將褐色沉淀物進(jìn)行冷凍干燥處理，用離心管密封好冷凍干燥的生物錳氧化物，將密封好的生物錳氧化物置于常溫下備用。

2.2.2 生物錳氧化物的表征

生物錳氧化物的微觀形態(tài)用掃描電子顯微鏡和高分辨率透射電子顯微鏡觀察；成分用能譜分析儀分析；晶體特征用選區(qū)電子衍射儀測(cè)定；比表面積（specific surface area，SSA）用全自動(dòng)比表面和孔徑分布分析儀測(cè)定；能譜分析在X射線多功能電子能譜儀上進(jìn)行；衍射分析在X射線衍射儀上進(jìn)行。

2.2.3 單因素影響實(shí)驗(yàn)

吸附實(shí)驗(yàn)采用批量實(shí)驗(yàn)方式進(jìn)行，重金屬離子Zn（II）或Cu（II））的吸附實(shí)驗(yàn)在NaNO3電解質(zhì)（0.1 mol/L）溶液中進(jìn)行。向100 mL錐形瓶中分別加入一定體積25 mmol/L的Zn(NO3)2溶液或25 mmol/L的Cu(NO3)2溶液，并加入0.1 mol/L的NaNO3溶液至48 mL，最后加入2 mL的5 g/L生物錳氧化物懸浮液使生物錳氧化物的終質(zhì)量濃度為0.2 g/L。其中被處理的重金屬離子（Zn（II）或Cu（II））終濃度分別為0.2, 0.4, 0.6, 0.8, 1.0 mmol/L。將錐形瓶置于搖床中，25 ℃、180 r/min下振蕩反應(yīng)24 h，在反應(yīng)過(guò)程中將體系pH分別調(diào)為4, 6。反應(yīng)結(jié)束后10 000 r/min離心10 min，離心后保留上清液并采用0.22 μm過(guò)濾器過(guò)濾上清液，最后用原子吸收光譜儀測(cè)定上清液中重金屬離子（Zn（II）或Cu（II））的濃度。

2.2.4 數(shù)據(jù)處理

生物錳氧化物的吸附性能是通過(guò)吸附容量來(lái)判斷，其計(jì)算公式為

式中：qe為平衡吸附容量，mg/g；

C0為初始質(zhì)量濃度，mg/L；

Ce為平衡時(shí)質(zhì)量濃度，mg/L；

V為體系的體積，L；

m為吸附劑的質(zhì)量，g。

3 結(jié)果與討論

3.1 生物錳氧化物的結(jié)構(gòu)與性質(zhì)

將純化后的生物錳氧化物進(jìn)行SEM-EDS表征，結(jié)果如圖1所示。由圖1可知，生物錳氧化物由不規(guī)則的顆粒組成，顆粒大小為30～80 μm。其組成成份以Mn、C和O元素為主，還含有少量的N、P、S和Zn元素，這表明生物錳氧化物中還含有少量雜質(zhì)，該現(xiàn)象與其他類型的生物源錳氧化物相似[26]。

圖1 生物錳氧化物的掃描電鏡和能譜圖Fig. 1 The SEM-EDS image of biogenic manganese oxide

生物錳氧化物的XRD檢測(cè)結(jié)果如圖2所示。由圖2可知，生物錳氧化物在2θ為32.951°、55.189°和65.806°有明顯的特征峰，這3個(gè)衍射峰分別對(duì)應(yīng)方鐵錳礦（Mn2O3，JCPDS 41-1442）的（222）、（440）和（622）晶面，這說(shuō)明該生物錳氧化物為弱晶質(zhì)的方鐵錳礦（Mn2O3）。

圖2 生物錳氧化物和方鐵錳礦標(biāo)準(zhǔn)卡片的XRD圖譜Fig. 2 XRD patterns of biogenic manganese oxide and bixbyite standard card

生物錳氧化物的HRTEM-SAED結(jié)果如圖3所示。由圖3可知，生物錳氧化物是不規(guī)則形狀的、納米級(jí)的顆粒，顆粒大小為20～100 nm（圖3a）。通過(guò)Digital micrograph軟件分析，生物錳氧化物的晶格間距為0.272 nm，對(duì)應(yīng)方鐵錳礦的（222）晶面（圖3b)。圖3c中可看到3個(gè)明顯的衍射環(huán)，分別對(duì)應(yīng)方鐵錳礦的（211）、（321）和（332）晶面。

圖3 生物錳氧化物的高分辨率透射電鏡和選區(qū)電子衍射圖Fig. 3 HRTEM-SAED patterns of biogenic manganese oxide

生物錳氧化物的XPS圖譜如圖4a所示，對(duì)Mn 2p峰進(jìn)行曲線擬合，擬合結(jié)果如圖4b所示。由圖4a可知，生物源Mn2O3的組成元素為Mn、C、O、N 和P。由圖4b可知，Mn（II）和Mn（III）在生物錳氧化物中同時(shí)共存，其中Mn（III）占比高，為79.76%。

圖4 生物錳氧化物的XPS圖譜Fig. 4 XPS spectra of biogenic manganese oxide

生物源Mn2O3樣品的N2吸附和解吸等溫結(jié)果如圖5a所示。

圖5 生物錳氧化物的孔結(jié)構(gòu)特征圖Fig. 5 Pore structure characteristics of biogenic manganese oxide

由圖5a可知，生物源Mn2O3樣品表現(xiàn)出IV型等溫線的特征，且顯示出與H3型相似的磁滯現(xiàn)象。IV型等溫線表明該材料具有中孔結(jié)構(gòu)，孔隙寬度大于4 nm，而H3型磁滯環(huán)表明該材料由非剛性的板狀顆粒聚合而成[27]。該結(jié)果表明在生物源Mn2O3中存在顆粒堆積形成的介孔結(jié)構(gòu)。

采用Barrett-Joyner-Halenda方法和Brunauer-Emmet-Teller（BET）[28-29]模型計(jì)算出生物源Mn2O3的孔徑和比表面積，結(jié)果如圖5b和5c所示。其平均孔徑為5.269 nm，比表面積為5.740 m2/g。

3.2 吸附的影響因素

3.2.1 pH對(duì)吸附的影響

生物源Mn2O3在pH為4和6條件下分別對(duì)Cu（II）和Zn（II）的吸附結(jié)果如圖6所示。對(duì)比圖6a與6b可知，pH的升高，生物源Mn2O3對(duì)Cu（II）和Zn（II）的吸附容量也升高，可能是由于溶液中pH的升高導(dǎo)致生物源Mn2O3表面聚集的負(fù)電荷量增加，使負(fù)電荷與金屬陽(yáng)離子之間的靜電吸引增強(qiáng)，進(jìn)一步增強(qiáng)了生物源Mn2O3的吸附作用。錳氧化物在pH較高的溶液中其結(jié)晶度會(huì)降低，這種狀態(tài)更有利于對(duì)重金屬的吸附[30]。綜上所述，生物錳氧化物對(duì)2種重金屬吸附反應(yīng)的最適pH為6。

圖6 不同pH下生物源Mn2O3的吸附容量與離子濃度的關(guān)系Fig. 6 Relationship between the adsorption capacity and ion concentration of biogenic Mn2O3 at different pH values

3.2.2 初始離子濃度對(duì)吸附的影響

在其它實(shí)驗(yàn)條件相同情況下，考察不同初始濃度（0.2, 0.4, 0.6, 0.8, 1.0 mmol/L）的 Cu（II）和 Zn（II）對(duì)生物源Mn2O3吸附效果的影響，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖6所示。由圖6可知，在pH值為6，Cu（II）和Zn（II）濃度均為1 mmol/L時(shí)，吸附容量達(dá)到最大值，分別為89.899 mg/g和70.595 mg/g。隨著初始金屬離子濃度的增加，生物源Mn2O3對(duì)同種金屬吸附容量的增加，這是由于金屬離子在較高的初始濃度下，金屬離子與吸附劑間相互作用的機(jī)會(huì)增加，因此吸附劑的吸附效果越明顯。在同一初始濃度下，生物源Mn2O3對(duì)Cu（II）離子的吸附容量大于Zn(II)離子的，這是由于Cu（II）具有更高的電負(fù)性，較小的水化半徑和較低的水化能[31]。Cu和Zn的電負(fù)性分別為1.900和1.650，電負(fù)性越高，對(duì)反離子的引力就越大。Cu（II）和Zn（II）的水化半徑分別為0.419和0.430 nm，水化半徑越小，靜電引力越大。Cu（II）和Zn（II）的水化能分別為-2160, -2197 kJ/mol，水化能較低的金屬離子更容易失去水化殼層。因此，生物源Mn2O3對(duì)Cu（II）的吸附容量大于對(duì)Zn（II）的吸附容量。

3.3 吸附行為分析

3.3.1 吸附動(dòng)力學(xué)分析

為進(jìn)一步了解生物源Mn2O3對(duì)廢水中Cu（II）和Zn（II）的吸附機(jī)理，在pH為6，金屬離子濃度均為1 mmol/L的條件下，對(duì)其反應(yīng)動(dòng)力學(xué)進(jìn)行分析。目前常用固液吸附動(dòng)力學(xué)模型有準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型，其方程分別為：

式中：qt、qe分別為經(jīng)過(guò)時(shí)間t的吸附容量和平衡時(shí)刻的吸附容量，mg/g；

k1為準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的吸附平衡速率常數(shù)，min-1；

k2為準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的吸附平衡速率常數(shù)，g/(mg·min)。

生物源Mn2O3吸附Cu（II）和Zn（II）的吸附動(dòng)力學(xué)結(jié)果如圖7和表1所示。由圖7和表1可知，在Cu（II）和Zn（II）的濃度為1 mmol/L時(shí)，Cu（II）和Zn（II）的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)的相關(guān)系數(shù)（R2）均高于準(zhǔn)一級(jí)的相關(guān)系數(shù)，因此生物源Mn2O3對(duì)Cu（II）和Zn（II）的吸附過(guò)程更傾向于準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型。這表明生物源Mn2O3在吸附Cu（II）和Zn(II)過(guò)程中主要受化學(xué)吸附控制。

3.3.2 等溫吸附模型

等溫吸附模型可體現(xiàn)出吸附平衡時(shí)，吸附質(zhì)在溶液和吸附劑內(nèi)的分布情況，最常見(jiàn)的等溫吸附模型有兩種：Langmuir模型和Freundlich模型。

Langmuir等溫吸附模型由3個(gè)假設(shè)構(gòu)成：1）吸附劑表面只發(fā)生單分子層吸附；2）被吸附物質(zhì)能夠占據(jù)的活性吸附位點(diǎn)可能性一致；3）吸附劑的表面是均勻的[32]。

Freundlich等溫吸附模型包含的參數(shù)多用來(lái)表示吸附劑與吸附質(zhì)的結(jié)合關(guān)系，是基于復(fù)雜表面吸附過(guò)程的一種假設(shè)[33]。

Langmuir等溫吸附模型、Freundlich等溫吸附模型的方程分別如式（4）和式（5）所示。

式中：qm為最大吸附容量，mg/g；

kL為L(zhǎng)angmuir吸附平衡常數(shù)，L/mg；

kF為 Freundlich 吸附平衡常數(shù)，mg1-1/n· L1/n· g-1；

n為與溫度和吸附劑有關(guān)的無(wú)量綱常數(shù)。

生物源Mn2O3吸附Cu（II）和Zn（II）的等溫吸附模型結(jié)果如圖8和表2所示。由圖8和表2可知，Langmuir等溫吸附模型（相關(guān)系數(shù)分別為R2=0.987和R2=0.998）的擬合度高于Freundlich模型（相關(guān)系數(shù)分別為R2=0.943和R2=0.979）。這表明生物源Mn2O3吸附Cu（II）和Zn（II）的過(guò)程為單分子層吸附，且吸附質(zhì)之間沒(méi)有相互作用。通過(guò)Langmuir模型擬合得出生物源Mn2O3吸附Cu（II）和Zn（II）的最大吸附容量分別為109.051 mg/g和88.652 mg/g，這表明所制備并純化后的生物源Mn2O3是一種優(yōu)異的吸附劑。

圖8 生物源Mn2O3吸附Cu(II)和Zn(II)的等溫吸附模型Fig. 8 Linear isotherm model of Cu(II) and Zn(II)adsorption by biogenic Mn2O3

表2 生物源Mn2O3吸附Cu(II) 和Zn(II) 的等溫吸附模型參數(shù)Table 2 Parameters of isotherm adsorption model for Cu(II) and Zn(II) adsorption by biogenic Mn2O3

4 結(jié)論

本文利用Providenciasp. LLDRA6制備純化后的生物源Mn2O3為吸附劑，研究Cu（II）和Zn（II）初始濃度和溶液pH對(duì)吸附性能的影響，并根據(jù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行動(dòng)力學(xué)和等溫吸附模型分析，可以得以下結(jié)論。

1）由錳氧化細(xì)菌Providenciasp. LLDRA6介導(dǎo)產(chǎn)生并純化的生物錳氧化物是弱結(jié)晶的生物方鐵錳礦（Mn2O3），且形貌為不規(guī)則顆粒狀，大小為20～100 nm。SSA測(cè)定結(jié)果顯示生物錳氧化物平均孔徑為5.269 nm，為中孔結(jié)構(gòu)，比表面積為5.740 m2/g。該生物錳氧化物主要組成元素為Mn、O，且Mn（II）和Mn（III）在錳氧化物中可共存，其中錳價(jià)態(tài)以Mn（III）為主。

2）生物源Mn2O3吸附Cu（II）和Zn（II）的最適pH為6，在1 mmol/L濃度下吸附容量可達(dá)到89.889 mg/g和70.595 mg/g。此外，生物源Mn2O3吸附Cu（II）和Zn（II）是單層吸附，吸附過(guò)程主要受化學(xué)吸附控制。

綜上所述，采用生物源Mn2O3吸附廢水中的Cu（II）和Zn（II），具有良好的應(yīng)用前景。