微囊藻對銻(V)生物吸附作用研究

孫福紅,廖海清,陳艷卿,穆云松,李會仙,吳豐昌(中國環(huán)境科學(xué)研究院,環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100012)

微囊藻對銻(V)生物吸附作用研究

孫福紅,廖海清,陳艷卿,穆云松,李會仙,吳豐昌*(中國環(huán)境科學(xué)研究院,環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100012)

以富營養(yǎng)化湖泊水華暴發(fā)的主要藻種-微囊藻干物質(zhì)作為生物吸附劑,考察不同生物量、初始pH值、吸附時間等因素對廢水中銻(V)生物去除作用的影響,探討微囊藻對Sb(V)的生物吸附性能;通過zeta電位和紅外光譜技術(shù)揭示其吸附機(jī)理,并推斷其反應(yīng)方程式.結(jié)果表明：在室溫條件下,吸附劑用量為0.5g：20mL,pH值為2.0,時間為1h時,Sb(V)的生物吸附達(dá)到最大容量為5.84mg/g(以干重計(jì)),吸附等溫線符合Langmuir等溫方程(R2=0.993),生物吸附動力學(xué)過程遵循假二級動力學(xué)模型(R2=0.994).在pH值2.0～9.0范圍內(nèi),其生物吸附效率隨pH值增加逐漸下降.Zeta電位和ATR-IR光譜結(jié)果表明微囊藻細(xì)胞壁表面的氨基、羧基和羥基為Sb(V)的主要吸附位點(diǎn),其中質(zhì)子化的氨基通過靜電吸引作用結(jié)合Sb(V),羧基和羥基則通過表面絡(luò)合作用與Sb(V)結(jié)合形成內(nèi)源絡(luò)合物.

微囊藻；生物吸附；銻；絡(luò)合；機(jī)理

銻(Sb)與砷是同一主族的稀有金屬元素,二者具有相似的地球化學(xué)特征和毒性[1-2].銻的環(huán)境效應(yīng)與毒性已經(jīng)引起了國內(nèi)外科學(xué)界的高度重視,是目前國際上備受關(guān)注的有毒金屬元素之一.銻及其化合物已被US EPA列入優(yōu)先控制污染物,同時也被歐盟巴塞爾公約列入危險(xiǎn)廢物.有研究報(bào)道：與鉛和汞一樣,銻是可長距離遷移的全球性污染物[3-4].中國是世界上最大的銻礦石生產(chǎn)國之一,大量含銻產(chǎn)品使用后未經(jīng)處理即被丟棄或露天堆放,加上含銻礦物的風(fēng)化侵蝕、土壤流失、冶煉廠廢物排放,造成環(huán)境介質(zhì)中銻污染愈來愈嚴(yán)重.如世界上最大的銻礦-我國湖南錫礦山采冶廢水中銻的濃度高達(dá) 7049(6064～7502)μg/L[5].高濃度含銻廢水通過地表徑流、擴(kuò)散等途徑進(jìn)入水體、土壤、大氣及生物體內(nèi),對人體健康產(chǎn)生潛在危害[1,3].因此,研究廢水中 Sb的去除具有重要的環(huán)境意義.

近年來,生物吸附法作為一種新興的廢水處理技術(shù),被用來處理中低濃度的重金屬廢水.常用的生物吸附劑有菌類、藻類、高等植物如稻草、樹皮等.其中藻類生物吸附技術(shù)是以藻類干物質(zhì)作為生物吸附劑去除廢水中的金屬離子,具有吸附容量大、選擇性強(qiáng)、效率高、廉價(jià)易獲取、不產(chǎn)生二次污染,并能有效地處理低濃度金屬離子廢水等優(yōu)點(diǎn)[6].藻類細(xì)胞壁含有羧基、羰基、羥基、巰基等活性基團(tuán),能夠與金屬離子發(fā)生強(qiáng)烈相互作用[7-8].藻類干物質(zhì)失去細(xì)胞膜的選擇滲透性更容易讓離子通過,生物吸附能力顯著提高.目前,已有大量研究報(bào)道了海洋藻類對重金屬元素生物吸附作用[6,8],但對于淡水湖泊特別是富營養(yǎng)化水體中微藻對金屬元素生物吸附作用的研究還相對較少.此外,對Cd、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni等重金屬的生物吸附作用已經(jīng)受到廣泛研究[9],而類金屬 Sb的藻類生物吸附的報(bào)道相對缺乏[10].在環(huán)境介質(zhì)中,Sb主要以五價(jià)形式Sb(OH)-6存在,在pH值2.0～11.0范圍內(nèi),Sb(OH)-6是熱力學(xué)上最穩(wěn)定的形態(tài),而不穩(wěn)定Sb(Ⅲ)也同時少量存在.本研究以我國富營養(yǎng)化湖泊水華的主要藻類-微囊藻干物質(zhì)作為生物吸附劑,考察微囊藻對 Sb(V)的生物吸附行為及影響因素,并采用zeta電位與紅外光譜技術(shù)(ATR-IR)探討 Sb(V)的生物吸附機(jī)理,揭示具有吸附作用的關(guān)鍵官能團(tuán).通過本項(xiàng)研究,能夠?yàn)槲⒛以遄鳛槲絼┨幚砗?Sb(V)污染廢水提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和理論依據(jù),實(shí)現(xiàn)富營養(yǎng)化水體藻類的資源化利用.

1 材料與方法

1.1 材料與儀器

銅綠微囊藻購自中國科學(xué)院武漢水生生物研究所淡水藻種庫.在無菌條件下,將藻種接種于BG11培養(yǎng)基中,培養(yǎng)溫度為 28℃,光照強(qiáng)度 2 500lx,光暗比為12h：12h,置于人工氣候箱中培養(yǎng),每日定時搖動.培養(yǎng)后離心收集藻細(xì)胞,于-50℃冷凍干燥后得到固體樣品,干燥后的樣品密封保存作為吸附劑.

六羥基銻酸鉀(KSb(OH)6)購自 Sigma公司,純度為99.9%.實(shí)驗(yàn)用藥品硼氫化鈉(NaBH4)、氫氧化鈉(NaOH)、碘化鉀(KI)、抗壞血酸等購自Sigma公司,純度為99.0%.鹽酸(HCl)購自北京化工有限公司,為優(yōu)級純.氯化鈉(NaCl)、硝酸鈉(NaNO3)、硫酸鈉(Na2SO4)等試劑為分析純,購自北京化工有限公司.實(shí)驗(yàn)用水來自 Synergy UV Millipore water純水儀,美國Millipore公司.

原子熒光分光光度計(jì)(Millennium Excalibur, PSA 10.055.英國PS Analytical 公司);zeta電位儀(Zetasizer,Malvern ZetasizerNano Z,英國Malvern公司);衰減全反射紅外光譜(Magna-IR 750,美國Nicolet公司);旋轉(zhuǎn)水浴恒溫振蕩器(WHY-2S,江蘇常州中捷實(shí)驗(yàn)儀器制造有限公司); pH計(jì)(Mettler FE20,瑞士Mettler Toledo實(shí)驗(yàn)室);高速離心機(jī)(Thermo Scientific Sorvall? RC 6Plus,美國Thermo Fisher Scientific公司).

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 Sb(V)溶液配制 Sb(V)溶液的制備采用KSb(OH)6)經(jīng)超純水溶解.稱取 0.216gKSb(OH)6溶解到100mL超純水中,攪拌24h,直至白色顆粒狀的 KSb(OH)6完全溶解,配制成 1000mg/L的Sb(V)儲備液,工作液由儲備液稀釋使用.使用前配制,現(xiàn)配現(xiàn)用,配制后的溶液,置于4℃冰箱密封保存.

1.2.2 固液比和平衡時間確定 生物吸附實(shí)驗(yàn)采用批次振蕩平衡法.室溫條件下(25℃),稱取一定量微囊藻(0.05～2.0g)與體積為 20mL,濃度為10.0mg/L Sb(V)溶液混合震蕩,pH值調(diào)節(jié)至2.0,震蕩(0-4h)時間內(nèi)定期取樣,3000rpm離心5min,取上清液過0.45μm濾膜后濾液進(jìn)入原子熒光分光光度計(jì)(HG-AFS)進(jìn)行濃度測定.根據(jù)測得上清液中 Sb(V)含量,計(jì)算藻類對 Sb(V)的吸附量,平行實(shí)驗(yàn)3次取平均值.

以不含 Sb(V)及微囊藻組作為對照,進(jìn)行同樣的吸附過程和測定程序,以考察非生物吸附作用引起的金屬元素和藻類的損失,實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：Sb(V)在整個過程中的減少量是極其微小的(＜0.5%).樣品測定的同時也進(jìn)行空白試驗(yàn),以去離子水代替樣品,操作步驟與樣品完全相同,以考察提取和測定過程中的外來因素的干擾和損失.經(jīng)計(jì)算,Sb(V)的加標(biāo)回收率為 90.6% 至

96.3%.

1.2.3 pH值對Sb(V)吸附的影響 配制一系列pH 值梯度為2.0～9.0,濃度為10.0mg/L的Sb(V)溶液,在體積為20mL的各個pH梯度溶液中加入0.05g 微囊藻,于25℃條件下混合振蕩1h,離心取上清液過0.45μm濾膜,由HG-AFS測定Sb(V)濃度.平行實(shí)驗(yàn)3次取平均值,計(jì)算吸附百分比.

1.2.4 吸附動力學(xué)測定 在pH值為2.0,體積為20mL,濃度為 10.0mg/L的 Sb(V)溶液中,加入0.05g 微囊藻,于 25℃條件下混合振蕩,在第0,5,10,15,20,30,40,50,60min分別取樣,測定上清液Sb(V)濃度,平行實(shí)驗(yàn)3次取平均值,計(jì)算藻類對 Sb(V)吸附量.選擇動力學(xué)模型擬合所得實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù),以描述微囊藻對Sb(V)吸附動力學(xué)特征.

1.2.5 吸附等溫線測定 在pH值為2.0,體積為20mL的不同濃度Sb(V)溶液中,加入0.05g微囊藻,于25℃條件下混合振蕩1h,取樣測定上清液Sb(V)濃度,平行實(shí)驗(yàn) 3次取平均值,計(jì)算藻類對 Sb(V)吸附量.選擇等溫線模型擬合所得實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù).

1.2.6 吸附機(jī)理研究 為考察藻類表面靜電荷,使用zeta電位儀測定藻類表面Zeta電位.對吸附Sb(V)前后藻類表面官能團(tuán)位移的變化采用衰減全反射紅外光譜(ATR-IR)進(jìn)行表征.

1.3 數(shù)據(jù)處理

藻類對Sb(V)的生物吸附效率按下式計(jì)算：

式中：C0和 Ce分別是初始和達(dá)到吸附平衡時Sb(V)的液相濃度, mg/L.

通常用來描述吸附過程的吸附等溫線包括Freundlich和Langmuir模型.Freundlich等溫方程的數(shù)學(xué)表達(dá)式為：

式中：qe是達(dá)到平衡時的吸附量, mg/kg;Kf是與吸附容量有關(guān)的常數(shù),表示吸附親和力, (mg/kg)/ (mg/L)1/n; 1/n是與吸附密度有關(guān)的常數(shù).

Langmuir等溫吸附方程數(shù)學(xué)表達(dá)式為：

式中：qm是最大吸附量, mg/g;KL是Langmuir吸附常數(shù),與吸附自由能有關(guān), L/mg.

采用三種動力學(xué)方程來描述 Sb(V)在藻類表面的吸附容量隨時間變化特征,分別是假一級動力學(xué)模型、假二級動力學(xué)模型和二級速率模型,其數(shù)學(xué)表達(dá)式分別為：

式中：qt是在任何時刻 t的吸附量, mg/kg;k1是Lagergren一級速率常數(shù), 1/min;k2是假二級速率常數(shù), kg/(mg·min);k3是二級速率常數(shù), kg/ (mg·min).非線性曲線擬合采用 Origin數(shù)據(jù)分析軟件(Origin 8.0)完成.

2 結(jié)果與討論

2.1 最佳固液比和吸附平衡時間

圖1 微囊藻使用量(a)和振蕩時間(b)對Sb(V)吸附效率的影響Fig.1 Effects of biomass (a) and contact time (b) on Sb(V) biosorption by Microcystis

微囊藻對 Sb(V)的生物吸附效率隨藻類用量和時間的變化情況如圖1所示.Sb(V)在微囊藻表面的吸附量隨藻類用量的增加而增加(圖 1a),在生物量為0.5g,液相體積為20mL時,其生物吸

附效率達(dá)到最大值,為 75.3%.這種增加可能是由于隨著吸附劑用量的增加,其表面為 Sb(V)提供了更多的官能團(tuán)和吸附位點(diǎn).而在吸附劑使用量為 1.0和 2.0g時,生物吸附效率變化不大.因此,在后續(xù)實(shí)驗(yàn)中,采用的固液比為1：40(即0.5g微囊藻：20mLSb(V)溶液).

從圖 1b中可以看出：Sb(V)在藍(lán)藻表面的吸附隨著時間的延長而逐漸增加,在1h左右達(dá)到平衡,而后隨著吸附時間的繼續(xù)增長,Sb(V)的吸附量變化不大.因此,本研究將1h作為Sb(V)生物吸附平衡時間.快速吸附速率是衡量吸附劑性能好壞的重要因素.

2.2 pH值對Sb(V)吸附的影響

pH值是影響吸附能力的重要因素.pH值既能夠影響生物吸附劑表面官能團(tuán)的特性,也能改變金屬離子在溶液中的存在形態(tài)和化學(xué)特征.微囊藻對10.0mg/L Sb(V)的生物吸附效率隨pH值的變化情況如圖 2所示.隨 pH值(2.0～9.0)增加Sb(V)的吸附效率逐漸下降,由pH2.0時的75.3%下降到pH9.0時22.9%.這與Sb(V)在水體中的存在形態(tài)以及吸附劑表面電荷情況有關(guān).當(dāng)水溶液pH 值為 2.0～11.0時,Sb(V)以穩(wěn)定的陰離子Sb(OH)6-形式存在[11].但是,微囊藻表面電荷均為負(fù)電荷,且隨溶液 pH值的增加逐漸下降,這與Sb(V)的生物吸附量隨pH值的變化趨勢一致(圖2).當(dāng)pH值從2.0增加至9.7時,藻類表面電荷從-4.95下降到-18.8mV,與陰離子型Sb(OH)6-存在靜電斥力,不利于吸附,導(dǎo)致吸附效率降低.這與Tighe等[2]的研究結(jié)果一致,該研究報(bào)道了腐殖酸對Sb(V)的吸附隨 pH值增加(2.5～7.0)呈下降趨勢.Sb(V)在高嶺土表面的吸附也隨pH值的增加而顯著下降[12].此外,油菜秸桿外殼對水溶液中陰離子Cr(VI)的吸附作用也隨pH值的增加而大幅度降低[13].因此,pH值是影響微囊藻對陰離子型Sb(V)吸附的重要因素,在pH值為2.0時吸附量最大.在今后的研究中,可以考慮利用增加藻類表面正電荷的改性處理方式來提高其對 Sb(V)的吸附能力,可將微囊藻在弱酸(如鹽酸、硝酸等)或帶有正電荷的表面活性劑(如CTAB、胺鹽等)的溶液中多次洗提,以促進(jìn)其表面基團(tuán)的質(zhì)子化作用,提高其表面正電荷數(shù)量,從而提高其對Sb(V)的去除能力.該方法已被應(yīng)用于酸改性膨潤土吸附去除陰離子型 Cr(VI)[14]以及聚乙烯亞胺改性黃孢原毛平革菌吸附去除廢水中陰離子型 Cr(VI)[15]的研究中,改性處理后均顯著提高了Cr(VI)的去除效果.

圖2 pH值對Sb(V)在微囊藻表面吸附能力與表面電荷的影響Fig.2 Effects of pH values on Sb(V) biosorption and surface charges byMicrocystis

2.3 吸附動力學(xué)過程

Sb(V)吸附動力學(xué)方程擬合結(jié)果如圖3所示,對應(yīng)的動力學(xué)速率參數(shù)見表1.由表1可見：3種動力學(xué)模型擬合效果均較好,其中假二級動力學(xué)模型的擬合效果最好,R2值為0.994,qe2值為307mg/ kg,非常接近實(shí)測值(qe,exp)301mg/kg.這說明微囊藻對 Sb(V)的吸附動力學(xué)過程更符合假二級動力學(xué)模型,由此表明 Sb(V)在微囊藻細(xì)胞壁表面上的吸附主要體現(xiàn)出化學(xué)吸附行為,同時說明Sb(V)的生物吸附過程受吸附速率影響較大[16].

結(jié)合圖1b和圖3的結(jié)果可以發(fā)現(xiàn)：Sb(V)在微囊藻表面的生物吸附動力學(xué)過程分為兩個階段：第一階段,前10min,吸附量達(dá)到平衡狀態(tài)吸附量的70%以上.這一階段的吸附速率非?？?藻類表面具有較高吸附親和力的官能團(tuán)首先被占用,隨著吸附時間延長,這類吸附位點(diǎn)迅速減少;第二階段,10～60min,在這一階段中發(fā)揮吸附作用的是具有中低吸附親和力的位點(diǎn),同時可能會發(fā)生空隙擴(kuò)散作用,因此,生物吸附速率減緩[17].

表1 微囊藻吸附Sb(V)的動力學(xué)擬合參數(shù)Table 1 Kinetic coefficiences for Sb(V) biosorption

圖3 Sb(V)生物吸附動力學(xué)方程擬合曲線：(a)假一級動力學(xué)模型;(b)假二級動力學(xué)模型;(c) 二級速率模型Fig.3 Linear plots for Sb(V) biosorption kinetics： (a) pseudo-first-order Lagergrenmodel, (b) pseudo secondorderrate model; (c) second-order rate model

2.4 吸附等溫線

選擇接近實(shí)際環(huán)境水平的 Sb(V)濃度(0.05～20.0mg/L)開展等溫線研究.采用 Freundlich和Langmuir等溫線方程進(jìn)行擬合,擬合參數(shù)如表 2所示.Freundlich和Langmuir等溫模型對吸附數(shù)據(jù)的擬合效果均較好,但Langmuir等溫模型的擬合度較高,R2值為0.993,表明Langmuir模型更適合描述微囊藻對 Sb(V)的吸附過程.Langmuir吸附等溫方程是從動力學(xué)角度推導(dǎo)出來的單分子層吸附模式.物理吸附往往發(fā)生多分子層吸附,而化學(xué)吸附則生成單分子層,因此微囊藻對 Sb(V)的吸附以化學(xué)吸附為主.

表2 微囊藻吸附Sb(V)的Freundlich與Langmuir等溫方程擬合參數(shù)Table 2 Fitted parameters of the Freundlich and Langmuir isotherm models for Sb(V) biosorption

根據(jù)表2,由Langmuir方程擬合得到Sb(V)在微囊藻表面的最大生物吸附量為 5.84mg/g.較高的生物吸附效率與容量是評價(jià)吸附劑性能的重要指標(biāo).由于實(shí)驗(yàn)條件(如pH值、振蕩時間、溫度以及Sb形態(tài)等)的不一致,很難直接將Sb(V)在微囊藻表面的生物吸附能力與其他生物吸附劑進(jìn)行對比.本研究中微囊藻對 Sb(V)的生物吸附效率與螺旋藻和豆類對 Sb(V)的生物吸附效率基本一致,這兩種物質(zhì)已被報(bào)道是去除污水中Sb(V)污染的理想吸附劑[10].因此可以得出：微囊藻干體對 Sb(V)具有良好的吸附效果,對處理含Sb(V)廢水含具有一定的應(yīng)用前景.

2.5 紅外光譜

根據(jù)吸附前后紅外光譜圖中特定功能團(tuán)位移的變化,可以推斷 Sb(V)在微囊藻細(xì)胞表面的吸附位點(diǎn)與機(jī)理.如圖 4a所示,微囊藻細(xì)胞壁在3351, 1646, 1538, 1249,1037cm-1處具有特征吸收峰.吸附后,特征峰位置發(fā)生移動,分別移至3301, 1643, 1531, 1241,1041cm-1處(圖4b).其中,吸收峰在 3301cm-1位置處的移動表明蛋白和多聚糖中的氨基(-NH)和羥基(-OH)在Sb(V)的吸附過程中起作用[18-19].在1646 和 1538cm-1處的吸收峰分別是由I相-氨基化合物中的C=O鍵伸

縮振動和II相-氨基化合物中-NH鍵彎曲振動和 C-N鍵伸縮振動產(chǎn)生的[19],因此,吸收峰在1531,1643cm-1處移動表明來自于藻類體內(nèi)氨基己糖和蛋白中的氨基基團(tuán)與 Sb(V)發(fā)生化學(xué)作用.根據(jù) 1241,1041cm-1處吸收峰位置的變動,可以推斷羧基為 Sb(V)在藻類表面的吸附提供了位點(diǎn)(圖4).

圖4 微囊藻吸附Sb(V)ATR-IR譜圖：吸附前(a);吸附后(b)Fig.4 ATR-IR spectra of Microcystis before (a) and after biosorption with Sb(V) (b)

通過以上分析可以得出：氨基、羧基和羥基在 Sb(V)的生物吸附過程中起了重要的作用.在酸性條件下,質(zhì)子(H+)可以與藻類表面官能團(tuán)結(jié)合,如氨基、羧基等.質(zhì)子化的氨基可以通過靜電吸引作用與陰離子 Sb(OH)6-相互作用,二者反應(yīng)方程式可以描述為：

式中：R表示分子結(jié)構(gòu)中的其他基團(tuán).

在本研究中,羧基是陰離子型 Sb(OH)6-在微囊藻表面的主要吸附位點(diǎn),在低pH值下,羰基主要是以其質(zhì)子化的羧酸分子形式存在(即-COOH).質(zhì)子化的羧酸分子會同陰離子型Sb(OH)6-發(fā)生表面絡(luò)合反應(yīng).同樣,羥基也會跟Sb(V)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng).XAFS光譜(X-射線吸收精細(xì)結(jié)構(gòu))結(jié)果已證實(shí)：在pH值1.0～4.0范圍內(nèi),溶解性有機(jī)質(zhì)中的羧基和羥基會通過Sb-O-C鍵與 Sb(V)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)[20].在微囊藻細(xì)胞壁表面,羧基主要存在于脂多糖(如半乳糖醛酸)和肽聚糖(由丙胺酸、谷氨酸、賴氨酸和胞壁酸等組分組成)中;羥基則主要存在于細(xì)胞壁的多聚糖中(葡萄糖、半乳糖、甘露糖、木糖和鼠李糖等組分組成)[19,21].

半乳糖醛酸分子結(jié)構(gòu)中的羧基和羥基均可以與 Sb(V)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng),其反應(yīng)方程式分別推斷如下：

氨基酸分子結(jié)構(gòu)中的羧基與 Sb(V)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng),其反應(yīng)方程式如下：

多聚糖分子中單個和兩個羥基與 Sb(V)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)方程式分別如下：

式中：R表示分子結(jié)構(gòu)中的其他基團(tuán).

結(jié)合 Langmuir吸附等溫方程的擬合結(jié)果,可以推斷微囊藻對 Sb(V)的吸附不是單純的物理吸附或者化學(xué)吸附,而是以化學(xué)吸附為主,主要表現(xiàn)為靜電吸附和表面絡(luò)合反應(yīng).

吸附 Sb(V)后的微囊藻可以采用鹽酸溶液解吸并回收 Sb(V).我們的研究結(jié)果表明：采用

2mol/L鹽酸對 Sb(V)的解吸效果最好,解吸效率達(dá) 90%以上.解吸后的微囊藻可以繼續(xù)吸附Sb(V),第二次吸附效率為 53.8%,而使用三次后,吸附效率顯著下降至 20.6%.因此,微囊藻在處理含 Sb(V)廢水中表現(xiàn)出一定的應(yīng)用前景,對于微囊藻的循環(huán)利用有待于進(jìn)一步改善.

3 結(jié)論

3.1 微囊藻對 Sb(V)的吸附作用受生物量、pH值和震蕩時間的影響,其吸附等溫線符合Langmuir等溫方程.經(jīng)計(jì)算,藻類吸附劑在用量為0.5g：20mL,最佳pH值為2.0、吸附時間為1h時,對Sb(V)的吸附達(dá)到最大容量為5.84mg/g.在pH2.0-9.0范圍內(nèi),其生物吸附效率隨pH值的增加逐漸下降.

3.2 Sb(V)的生物吸附速率非常快,前 10min,吸附量達(dá)到平衡狀態(tài)的 70%以上,其動力學(xué)過程遵循假二級動力學(xué)模型.

3.3 Zeta電位和ATR-IR光譜結(jié)果表明陰離子型的 Sb(V)主要通過靜電吸引和表面絡(luò)合作用與微囊藻細(xì)胞壁表面的功能團(tuán)發(fā)生反應(yīng),氨基、羧基和羥基為 Sb(V)的主要吸附位點(diǎn),其中質(zhì)子化的氨基通過靜電吸引作用結(jié)合 Sb(V),羧基和羥基則通過表面絡(luò)合作用與 Sb(V)結(jié)合.微囊藻在處理含Sb(V)廢水中表現(xiàn)出很好的應(yīng)用前景.

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Studies on biosorption of antimony(V) by Microcystis.

SUN Fu-hong, LIAO Hai-qing, CHEN Yan-qing, MU Yun-song, LI Hui-xian, WU Feng-chang*(State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3383～3389

The dried biomass of dominate species of algae blooms, Microcystis, was used as a biosorbent to remove Sb(V) from effluents in this study. The biosorption characteristics of Sb (V) by Microcystiswere investigated under various environmental parameters, biosorbent dosage, initial pH and contact time.The possible mechanisms were speculated based on the zeta potential and ATR-IR spectra analysis. Reaction equations between anionic Sb (V) and functional groups on the cell surface of Microcystis were inferred. The maximalbiosorption capacity was determined to be 5.84mg/g(dry weight)under biomass to solution ratio of 0.5g： 20mL, pH 2.0, equilibrium time 1h and room temperature. The biosorption isotherms were fitted well with Langmuir model (R2=0.993) and the biosorption kinetics process obeyed pseudo-secondorder rate kinetics equation (R2=0.994). The biosorption capacities of Sb (V) decreased with an increase of pH from 2.0to 9.0. The results of zeta potential and ATR-IR spectra analysis suggestthe involvement of amino, carboxyl and hydroxyl groups in Sb (V) biosorption. The protonated amine groups may bind anionic Sb (V) through electrostatic attraction. The protonated carboxyl groups and hydroxyl group might form an inner complex with Sb (V) through surface complexation.

Microcystis；biosorption；antimony；complexation；mechanism

X703.1

A

1000-6923(2016)11-3383-07

孫福紅(1980-),女,遼寧大連人,副研究員,博士,主要從事重金屬環(huán)境行為研究.發(fā)表論文20余篇.

2016-04-26

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41573126,41503106)

* 責(zé)任作者, 教授, wufengchang@vip.skleg.cn