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)

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 材料與方法

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 結(jié)果與討論

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。

3 結(jié)論

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)