一種真菌吸附劑對廢水中Pb2+的吸附

曲娟娟，彭泓楊，顧海東，金 羽，李太君

（1.東北農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，哈爾濱 150030；2.黑龍江貝因美乳業(yè)有限公司，黑龍江 安達 151400）

一種真菌吸附劑對廢水中Pb2+的吸附

曲娟娟1，彭泓楊1，顧海東1，金 羽1，李太君2

（1.東北農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，哈爾濱 150030；2.黑龍江貝因美乳業(yè)有限公司，黑龍江 安達 151400）

利用工業(yè)發(fā)酵產(chǎn)生的黑曲霉廢棄菌絲體為吸附劑，研究其對重金屬模擬廢水中鉛的吸附效果。運用單因素試驗確定吸附條件為30℃，pH 5.0，初始鉛離子濃度50 mg·L-1，吸附劑投加量2 g·L-1，轉速160 r·min-1，吸附時間為30 min，吸附率為91.5%，吸附行為符合Freundlich方程。正交試驗極差分析表明，影響吸附主要因素為吸附劑投加量、初始Pb2+濃度和pH。經(jīng)正交試驗優(yōu)化，當吸附劑投加量為2 g·L-1，初始鉛離子濃度40 mg·L-1，pH 4.5時，吸附率可提高2.7%。電鏡結果顯示，菌絲體表面疏松多孔，極易通過物理吸附方式吸附Pb2+，菌絲體表面氨基、羧基、磷酸基和羥基可有效配位絡合Pb2+。結果表明，廢棄菌絲體可用作吸附劑去除廢水中Pb2+。

廢棄菌絲體；Pb2+；生物吸附；單因素試驗；正交試驗

目前處理高濃度難降解重金屬廢水方法主要有化學沉淀法、離子交換法、活性炭吸附法、蒸發(fā)和反滲透法等[1-2]，但處理效率低、成本高，尤其是廢水中重金屬濃度低于100 mg·L-1時[3-4]。生物吸附法設備簡單、處理能力大、運行成本低，不易造成二次污染，尤其適用于低濃度重金屬廢水處理[5-7]。研究發(fā)現(xiàn)，死細胞、“半存活”或“半完整”狀態(tài)細胞能高效吸附重金屬，顯著降低重金屬離子對活生物體的毒性，具有廣泛應用前景和實用價值[8]。

黑曲霉是發(fā)酵工業(yè)重要生產(chǎn)用菌，可用于多種有機酸和酶制劑生產(chǎn)，但廢料處理困難[9]。菌絲細胞壁上胞外聚合物中含大量活性基團，如巰基、羥基和羧基等，可通過離子交換、絡合、配位作用與金屬離子發(fā)生定量化合反應將重金屬離子從污水中去除[10]。利用廢棄菌絲體為吸附劑處理重金屬廢水，具有原料來源充足、成本低、操作簡單、去除效率高等優(yōu)點[2,9-11]。本試驗利用廢棄黑曲霉菌絲體制備吸附劑，通過單因素和正交試驗確定該吸附劑對鉛離子的最佳吸附條件，研究吸附機理，為重金屬廢水的生物處理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 吸附劑的制備

取廢棄的黑曲霉菌絲體，經(jīng)無菌水反復清洗后，60℃烘干，研缽中研磨成粉。

1.2 生物吸附測定

采用模擬污水，對影響鉛離子吸附的單因素條件進行研究。鉛標準曲線配制：將鉛標準溶液分別配制成濃度為1、2、3、4和5 mg·L-1的鉛溶液，用原子吸收分光光度計（日本島津）測定后繪制標準曲線，利用該標準曲線校正儀器誤差（其中該儀器檢測限為≤0.005 μg·mL-1，精密度為≤1%）。將Pb(NO3)2·3H2O配制成1 g·L-1的鉛溶液作母液，使用時用去離子水稀釋到所需濃度。測定前，重金屬溶液要用ddH2O適當稀釋，以確保樣品中離子濃度與測定吸光度呈線性關系。吸附后離心，原子吸收分光光度計測定上清液中的鉛離子濃度，吸附容量和鉛離子去除率計算公式如下：

式中，Q-吸附容量（mg·g-1）；R-對重金屬離子的吸附效率（%）；Co-溶液初始重金屬離子濃度（mg·L-1）；Ce-上清液中殘余重金屬離子濃度（mg·L-1）；V-吸附體系的體積（L）；M-菌體干重（g）。

1.3 吸附條件單因素試驗設計

對可能影響生物吸附的條件，即初始Pb2+濃度、pH、菌粉投加量、轉速和溫度等進行單因素試驗。初始Pb2+濃度為25、50、75、100、125 mg·L-1；pH 為3、4、5、6、7；菌粉投加量為0.5、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0 g·L-1；轉速為80、100、120、140、160、180 r·min-1；溫度為15、20、25、30、35、40℃；吸附時間為10、20、30、40、50、60 min。每個處理設置3個重復。除非另作說明，基本培養(yǎng)條件一致為：初始Pb2+濃度75 mg·L-1，初始pH 6，轉速120 r·min-1，溫度30℃，培養(yǎng)時間30 min，吸附劑投加量2 g·L-1。

1.4 吸附等溫模型

在菌體投加量為2 g·L-1，溶液pH 6，吸附時間30 min，溫度30℃，搖床轉速為120 r·min-1條件下，調(diào)節(jié)Pb2+初始濃度分別為25、50、75、100、125、150 mg·L-1，測定吸附平衡時濾液中的Pb2+濃度Ce。

1.5 吸附條件正交優(yōu)化設計及驗證

在多個單因素試驗的基礎上，設計培養(yǎng)條件的4因素3水平正交試驗L9(34)，以鉛的生物吸附率為考查指標，對菌粉吸附劑的鉛離子吸附條件進行優(yōu)化。按照優(yōu)化后的條件進行吸附試驗，計算吸附率，驗證吸附率是否提高。

1.6 掃描電鏡分析

吸附前后的凍干菌粉粘到碳導電介質(zhì)板上鍍金，室溫掃描，通過SEM進行形貌分析。

1.7 紅外光譜分析

將吸附前后的菌絲體低溫干燥，用紅外光譜分析儀（ALPHA-T），KBr壓片后進行紅外光譜分析，掃描波長范圍400～4 000 cm-1。

1.8 數(shù)據(jù)處理和分析

每次處理設3次重復，用SPSS 17.0軟件進行正交試驗的極差分析以及方差分析。

2 結果與分析

2.1 單因素試驗結果

2.1.1 菌粉投加量對吸附的影響

由圖1可知，隨菌粉投加量由0.5 g·L-1增加到2 g·L-1，菌粉對鉛離子吸附率隨之增加，最高吸附率達92.7%?？赡芤驗檫m當增加菌粉投加量，可增加吸附劑的表面積，給Pb2+提供更多吸附位點，振蕩過程中菌粉表面的活性基團充分與Pb2+接觸，吸附率提高。但當吸附劑用量繼續(xù)增大時，吸附劑顆粒相互碰撞機會增加，使顆粒粘在一起，有效吸附基團被覆蓋，吸附劑粒徑逐漸增大，吸附表面積逐漸變小，吸附率下降。故菌粉最佳投加量為2 g·L-1。姜燭等研究生物量在給定的平衡濃度下，低生物濃度要比高生物濃度吸附更多的金屬離子，可證明吸附劑過量對吸附不利[9]。

圖1 菌粉投加量對Pb2+吸附效果的影響Fig.1 Effect of adsorbent dosage on Pb2+biosorption

2.1.2 初始鉛離子濃度對吸附的影響

結果見圖2。

圖2 初始鉛濃度對Pb2+吸附效果的影響Fig.2 Effect of initial Pb2+concentration on Pb2+biosorption

由圖2可知，隨Pb2+溶液濃度增加，菌粉吸附率逐漸增大，在Pb2+溶液濃度為50 mg·L-1時吸附率達最大值為91.3%。之后吸附率開始大幅度下降。重金屬離子的吸附過程與重金屬離子濃度和吸附劑投加量比值有關，在一定范圍內(nèi)，重金屬離子濃度與吸附劑投加量比值越大，吸附率就越大，直到飽和，如繼續(xù)增加重金屬離子濃度，表面位點被充分占滿的吸附劑已不能再吸附過多重金屬離子。根據(jù)試驗結果選擇Pb2+濃度為50 mg·L-1。

2.1.3 吸附溫度對吸附的影響

結果見圖3。

圖3 溫度對Pb2+吸附效果的影響Fig.3 Effect of temperature on Pb2+biosorption

由圖3可知，菌粉對Pb2+的吸附率隨溫度的升高而增大，在溫度為30℃達到最大值91.8%。胡正等報道，在溫度為37℃時，吸附最好[10]。在高溫條件下，菌粉的一些吸附位點被活化，吸附劑表面活性基團內(nèi)化學鍵斷裂，吸附位點數(shù)量增加。此外生物吸附是吸熱反應過程，溫度升高也有利于吸附平衡向吸熱方向移動[11]。但是本研究發(fā)現(xiàn)在溫度為30℃時吸附率最大，生產(chǎn)實踐中，溫度越高，耗能越大，高溫加劇溶液中鉛離子熱運動，使鉛離子與吸附劑脫離，不利于吸附，選擇30℃為最佳溫度。

2.1.4 吸附時間對吸附的影響

結果見圖4。

圖4 吸附時間對Pb2+吸附效果的影響Fig.4 Effect of adsorption time on Pb2+biosorption

由圖4可知，菌粉對Pb2+的吸附率隨著吸附時間的增加而增大，30 min達到最大值89.5%。分析原因是開始時溶液中Pb2+濃度高于菌粉表面Pb2+的濃度，菌粉表面空白吸附位點較多，故Pb2+可與其表面的吸附位點快速結合；隨著吸附進行，吸附位點逐漸飽和，固液兩相中Pb2+濃度梯度也逐漸減小，故吸附率趨向平衡。在不影響吸附率的前提下，縮短吸附時間對污水處理具有重要意義[12]。選擇30 min為最佳吸附條件。

2.1.5 轉速對吸附的影響

結果見圖5。

圖5 搖床轉速對Pb2+吸附效果的影響Fig.5 Effect of rotation speed on Pb2+biosorption

由圖5可知，搖床轉速80～160 r·min-1時，吸附率隨搖床轉速增加而緩慢增大，當搖床轉速160 r·min-1時吸附率達最大值90.7%。超過160 r·min-1后，吸附率開始下降?？赡苁窃谝欢ǚ秶鷥?nèi)轉速升高可增加吸附劑與Pb2+碰撞機會，從而增加吸附可能性，故吸附率增大；然而轉速過高時，吸附劑與Pb2+的碰撞過于劇烈，影響Pb2+與吸附劑表面官能團反應，從而影響吸附劑有效吸附[13]，故選用160 r·min-1為最佳轉速。

2.1.6 pH對吸附的影響

結果見圖6。

圖6 pH對Pb2+吸附效果的影響Fig.6 Effect of pH on Pb2+biosorption

由圖6可知，在pH 3時，菌粉吸附率很低，只有35.5%，可能由于在pH較低時，溶液中存在的大量H+會與同樣為陽離子的Pb2+競爭吸附劑表面的吸附位點，從而降低吸附位點與Pb2+的結合能力和反應機會，因此吸附率很低。pH 5時，吸附率達最大值91.2%，因為隨pH增大，H+逐漸減少，同時吸附劑易暴露出更多的吸附位點，使吸附率逐漸增大；但當pH繼續(xù)增大時，部分Pb2+會以Pb （OH）2的沉淀形式存在，影響吸附效果[14]，因此pH 5為最佳條件。

2.2 等溫吸附方程的建立

由吸附容量和平衡濃度關系繪出的曲線即吸附等溫線。試驗用Langmuir等溫吸附方程和Freundlich等溫吸附方程擬合菌粉吸附劑對鉛的吸附過程。

式中，Q-平衡時的重金屬吸附容量，Ce-重金屬的平衡濃度，Qmax-Langmuir方程常數(shù)，即表征理論飽和吸附量，b-Langmuir方程與吸附能量有關的常數(shù)，即表征吸附劑與吸附質(zhì)的親和力，k-Freun?dlich方程吸附平衡常數(shù)，即表征吸附劑的吸附能力，n-Freundlich方程吸附平衡常數(shù)。用Langmuir吸附等溫式和Freundlich吸附等溫式分別對吸附等溫線進行線性擬合，結果見圖7。

圖7 Langmuir和Freundlich吸附等溫線Fig.7 Langmuir and Freundlich absorption isotherm

由圖7可知，Langmuir方程的相關系數(shù)為0.7938，而Freundlich方程的相關系數(shù)為0.8748，說明Freundlich方程擬合的相關系數(shù)比Langmuir方程的相關系數(shù)高，即Freundlich擬合效果較好，表明隨吸附平衡時的Pb2+質(zhì)量濃度增大，吸附容量也隨之增加，但吸附平衡時Pb2+質(zhì)量濃度增加到一定程度后，吸附容量不再變化。

2.3 正交因素水平的測定

在單因素試驗基礎上，選擇對生物吸附影響較大的3個因素，即菌粉投加量（A）、初始Pb2+濃度（B）、初始pH（C），并設置隨機因素（D）檢驗試驗誤差。每個因素各選取3個水平，進行L9（34）正交試驗（見表1）。

表1 L9(34)正交試驗因素水平Table 1 Factor and levels in L9(34)orthogonal experiment

2.4 正交結果的直觀分析與方差分析

按L9(34)正交表，以Pb2+吸附率為指標，進一步優(yōu)化Pb2+吸附條件。正交試驗設計及結果直觀分析見表2，方差分析見表3。

表2 Pb2+生物吸附條件的L9(34)正交表安排及直觀分析結果Table 2 Orthogonal matrix method and results of visual analysis for biosorption conditions of Pb2+

表3 Pb2+生物吸附條件優(yōu)化的正交試驗方差分析Table 3 Variance analysis of orthogonal experiment for optimization of Pb2+biosorption conditions

正交試驗可對各因素影響進行綜合評價，由極差比較可知，A、B、C、D 4個因素影響真菌吸附劑對Pb2+吸附的主次順序為：A＞B＞C＞D，即菌粉投加量＞初始Pb2+濃度＞pH，最佳吸附條件為A2B1C1D2，即菌粉投加量為2 g·L-1，初始Pb2+濃度為40 mg·L-1，初始pH 4.5。

為從有限數(shù)據(jù)挖掘科學結論，正交表必須考慮留有不排入因素或互作空列用來估算試驗誤差。表3為正交試驗方差分析結果。由結果知校正模型R2=0.993，AdjR2=0.973。A、B、C為顯著因素，說明這3個因素對試驗結果可造成很大影響。

2.5 正交最優(yōu)吸附條件的驗證

3個平行重復試驗，對正交試驗所得的最佳Pb2+吸附條件A2B1C1D2進行驗證。按正交優(yōu)化條件進行Pb2+生物吸附。在最優(yōu)條件下，吸附率可達94.2%，比單因素試驗的最高生物吸附率（91.5%）提高2.7%。說明通過正交試驗對吸附條件進行優(yōu)化，吸附率有一定幅度提高。

2.6 掃描電鏡分析

利用掃描電鏡對吸附前后黑曲霉菌絲的表觀形貌進行觀察。如圖8a可見菌絲團聚在一起，菌絲間錯綜復雜，形成較大孔洞。吸附后（見圖8b）菌絲較為松散，周圍形成顆粒物。由吸附變化推測，存在物理吸附行為，而物理吸附主要通過比表面積實現(xiàn)[15]。菌絲體間形成很多微孔，比表面積很大，能夠滿足物理吸附，在微孔中，被吸附顆粒受到周圍孔壁的共同作用，吸附勢能高于一般的平面吸附。

圖8 黑曲霉吸附Pb2+前后掃描電鏡Fig.8 SEM of Aspergillus niger before and after Pb2+adsorption

2.7 紅外光譜

黑曲霉吸附前后的紅外光譜如圖9所示。由圖9a可知，3 500～3 200 cm-1范圍內(nèi)出現(xiàn)較寬的吸收帶，為O-H/N-H的伸縮振動吸收峰，來自蛋白質(zhì)、多糖及脂肪酸等組分。2 925.42 cm-1處是典型的脂碳鏈=CH、C-H鍵的伸縮振動吸收帶，反映不飽和脂肪酸、膜結構及細胞壁組分的親水脂分子信息。1 732.62 cm-1處為羧酸的C=O振動吸收峰。典型的酰胺Ⅰ帶（C=O的伸展運動）、酰胺Ⅱ帶（-NH的彎曲振動與-CN伸展振動的疊加）分別出現(xiàn)在1 652.21和1 540.75 cm-1處，1 456.12 cm-1附近的譜峰為蛋白質(zhì)中受O、N原子影響的甲基的對稱和反對稱振動區(qū)。1 338.69 cm-1（C-O伸縮振動）與1 235.32 cm-1處的吸收峰說明存在-COOH基團。1 235.32 cm-1的峰主要來自P=O和C=S的伸縮振動以及-C(C=O)O-與-OH的疊加。1 029.10 cm-1處為碳水化合物中C-O-C和C-O的伸縮振動吸收峰。此外，胺基中C-N的伸縮振動、脂肪酸及酯類分子的C-O振動也在其附近。低于600 cm-1的586.65 cm-1處的譜峰是M-O和O-M-O（M為金屬離子）振動吸收峰。由此可初步推斷，黑曲霉主要含有羥基、羧基、胺基、酰胺基和磷酸基。

由圖9b可知，-OH峰與-NH峰發(fā)生較明顯變化，分別漂移至3 293.89和2 924.79 cm-1處；羧酸C= O振動吸收峰由1 732.62cm-1漂移至1 747.09 cm-1；酰胺基與C-H鍵基本無變化；P=O與C=S振動吸收峰漂移至1 238.87 cm-1處；位于1 000～1 100 cm-1糖類C-OH伸縮振動吸收峰從1 029.10 cm-1遷移至1 034.52 cm-1；M-O和O-M-O振動吸收峰漂移至574.12 cm-1?？梢姾谇箤b2+的吸附主要通過細胞成分中的氨基、羧基、磷酸基和羥基。

圖9 黑曲霉吸附Pb2+前后紅外光譜圖Fig.9 FTIR spectrometer of Aspergillus niger before and after Pb2+adsorption

3 討論與結論

生物吸附方法及材料在污水處理應用很多，包括所有微生物細胞、各種植物材料、食品工業(yè)的廢棄物在內(nèi)的各種原料均可用于生物吸附劑制備和吸附研究。發(fā)酵工業(yè)生產(chǎn)中廢棄物近年來引起廣泛關注，尤其是食品工業(yè)中廢棄黑曲霉菌絲體，具有安全、價廉、吸附能力強等優(yōu)點，在重金屬廢水的生物治理中有廣闊應用前景。霉菌吸附劑利用其細胞壁自身結構和化學成分通過物理和化學作用將金屬離子吸附在胞外聚合物及官能團上，減少水體中金屬離子的含量。研究表明，黑曲霉吸附Pb2+通過與吸附劑表面Ca2+、Mg2+、K+等發(fā)生離子交換作用實現(xiàn)[16]。pH通過影響溶液中金屬的化學特征、吸附劑表面官能團的活性及與被吸附金屬離子競爭的H+數(shù)量，間接影響吸附效果，尤其是對活體生物吸附劑，吸附效率隨pH變化而出現(xiàn)較大波動[17]，本研究利用無生命活力菌粉吸附劑，pH對其影響較小。

本研究利用工業(yè)廢氣菌絲體粉末為吸附劑，去除模擬廢水中鉛離子，通過單因素，確定吸附Pb2+的最佳條件為:初始Pb2+濃度50 mg·L-1，初始pH 5，轉速160 r·min-1，溫度30℃，吸附時間30 min，菌粉投加量2 g·L-1，最高吸附率為91.5%。正交試驗的極差分析與方差分析表明，主次順序為菌粉投加量＞初始Pb2+濃度＞初始pH，最佳吸附條件為菌粉投加量為2 g·L-1，初始Pb2+濃度為40 mg·L-1，初始pH 4.5，正交試驗最高生物吸附率達94.2%，提高2.7%。電鏡結果顯示菌絲體表面疏松多孔，極易通過物理吸附方式吸附Pb2+，菌絲體表面的氨基、羧基、磷酸基和羥基可有效配位絡合Pb2+。結果表明，黑曲霉廢棄菌絲體可有效去除模擬廢水中Pb2+，是極具潛力的生物吸附劑。

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Adsoption of Pb2+in waste water by a fungal absorbent

QU Juanjuan1,PENG Hongyang1,GU Haidong1,JIN Yu1,LI Taijun2(1.School of Resources and Environmental Science, Northeast Agricultural University,Harbin 150030,China;2.Heilongjiang Beingmate Dairy Co.,Ltd., Anda Heilongjiang 151400,China)

This study is to investigate performance of mycelium waste absorbent from industrial fermentation on heavy metal ions adsorption in aqueous.The optimum condition of single factor experiments was determined at temperature of 30℃,pH 5.0,the initial Pb2+concentration of 50 mg·L-1,absorbent dosage of 2 g·L-1,rotation speed of 160 r·min-1,adsorption time of 30 min,and absorption rate was 91.5%. Analysis of variance revealed that absorbent dosage initial Pb2+concentration and pH significantly affected the adsorption.Under absorption condition optimized by orthogonal experiment of 2 g·L-1absorbent dosage pH 4.5,40 mg·L-1initial Pb2+concentration,adsorption rate increased 2.7%.Physical adsorption occurred easily on the loose and porous surface of mycelium,active groups,such as amino,carboxyl,phosphate and hydroxyl group participated absorption by complexation with Pb2+.This study identified that mycelium waste could be used as adsorbent to remove Pb2+from waste water.

mycelium waste;Pb2+;biosorption;single factor experiment;orthogonal experiment

TQ085.1

A

1005-9369（2014）07-0031-07

時間2014-7-4 17:29:29 [URL]http://www.cnki.net/kcms/detail/23.1391.S.20140707.0843.014.html

曲娟娟,彭泓楊,顧海東,等.一種真菌吸附劑對廢水中Pb2+的吸附[J].東北農(nóng)業(yè)大學學報,2014,45(7):31-37.

Qu Juanjuan,Peng Hongyang,Gu Haidong,et al.Adsoption of Pb2+in waste water by a fungal absorbent[J].Journal of Northeast Agricultural University,2014,45(7):31-37.(in Chinese with English abstract)

2013-10-16

黑龍江省科學基金資助項目（D201402）；黑龍江省教育廳面上項目（12541043）

曲娟娟（1974-），女，教授，博士，研究方向為生物修復。E-mail:juanjuanqu@126.com