泥炭拟青霉菌复合制剂对水体中锰离子吸附特性的研究

姜莉莉，朱宝伟，赵金香，刘凤翊，杨 薇，李昌丽，付晓伟，张京京，刘 莉，王嘉熙，安书慧，孙新宇，李思佳，罗仕平，程泽韡，鄂娇娇

(1.营口理工学院 化学与环境工程系,辽宁 营口 115000;2.营口市鲅鱼圈区财政局，辽宁 营口 115000)

1 引言

锰是地壳的主要构成成分，水环境中的锰主要是由于自然过程存在于水的供应中[1]。人类伐木、挖矿等活动以及试剂、农药、化肥等大量使用均加剧了锰离子对水体的污染，对人类健康造成极大的威胁，也对工业、农业用水造成巨大的经济损失[2-3]。因此，降低水体中锰离子含量是一个亟待解决的问题。

目前，国内外降低水体中锰离子技术主要包括物理法、化学法和生物法。化学法需要添加化学试剂不仅增加了生产成本，而且对水产品的生长具有一定的影响[4]。物理法主要利用多孔性固体吸附剂，其原理简单，操作方便，但是由于其再生程序复杂，费用高，广泛应用受到限制[5]。生物法对环境友好，通过在水体中培养有益微生物有助于降低有害离子的含量、净化水质，但该处理过程耗时长[6]。因此，开发一种具有成本低、效益高、不给环境造成二次污染等优点的锰离子处理方法具有重要的应用价值。

泥炭是在过度潮湿和通气不良的沼泽地里堆积下来的植物残体，通过不同程度的分解和腐烂所形成的褐色、棕色或黑色的沉积物[7]。泥炭一般具有质地松软、相对密度小、吸水性强、富含有机质和腐植酸等特点，其对水中的溶解物质，如金属离子、极性有机分子，都具有良好的吸附性能[8]。拟青霉菌属于内寄生性真菌，是一些植物寄生线虫的重要天敌，具有繁殖快速、生命力强、安全无毒等特点，在冬虫夏草中也有报道，可以产生腺苷[9]；并且该菌对水体中重金属镉离子具有一定吸附作用[10]。本论文将从富里酸溶液中筛选的拟青霉菌(PaecilomycesHGX-1)接种到提取富里酸后的废弃泥炭中进行固态发酵制备泥炭拟青霉菌复合制剂，通过复合制剂的用量、吸附时间、溶液pH值、锰离子初始浓度等因素来探究该复合制剂对水体中锰离子的吸附性能，以期为水体中锰离子的去除提供参考。

2 材料与方法

2.1 试剂

盐酸、氢氧化钠、硝酸锰、硝酸均为分析纯。废弃泥炭：营口理工学院化学与材料工程系应用化学实验室自制。

2.2 仪器

JY系列电子天平、CTH1650 台式高速离心机：上海方瑞仪器有限公司、SPX-250B-D 型振荡培养箱：上海博迅实业有限公司、4530F型火焰原子吸收分光光度计：上海仪电分析仪器有限公司、XCA-8000I型电热鼓风干燥箱：上海比朗仪器有限公司。

2.3 培养基与菌种

PAD培养基：土豆200g、红糖20g、琼脂15～20g、水1000mL。琼脂：北京奥博星生物技术有限责任公司、红糖：广西上上糖业有限公司。

拟青霉菌(PaecilomycesHGX-1)：营口理工学院化学与环境工程系生物工程实验室分离筛选。

2.4 泥炭拟青霉菌复合制剂的制备

2.4.1 菌种活化

将4℃冰箱保存的菌种接种于灭菌的固体土豆培养基上，并将培养皿置于恒温培养箱中，30℃培养48h进行菌种的活化。

2.4.2 摇瓶培养

将装有100mL土豆液体培养基的250mL三角瓶用纱布和牛皮纸封口，115℃下灭菌30min，冷却后接入活化菌种，30℃、200r/min培养48h。

2.4.3 泥炭拟青霉菌复合制剂的制备

称量30mg废弃泥炭放置于培养皿中，取摇瓶培养的拟青霉菌9mL接种在该泥炭中，并置于恒温培养箱中，30℃培养5d，每天搅拌均匀。

2.5 泥炭拟青霉菌复合制剂对锰离子的吸附实验

2.5.1 锰离子标准曲线

分别准确量取1000mg/L的锰离子标准溶液100uL、200uL、300uL、400uL、500uL于50mL容量瓶中，加入1mL浓硝酸进行酸化，然后，加入超纯水至刻度线，摇匀，可得到2.00～10.00mg/L系列标准溶液。利用火焰原子吸收分光光度计绘制锰离子的标准曲线。

2.5.2 泥炭拟青霉菌复合制剂投放量对锰离子的吸附实验

分别量取25mg/L的标准Mn(Ⅱ)溶液50mL于6个250mL锥形瓶中，泥炭拟青霉菌复合制剂的投放量分别为3g/L、5g/L、7g/L、9g/L、12g/L、15g/L，封口防挥发，于30℃、200rpm振荡30min后，利用火焰原子吸收分光光度计测定吸附后溶液中锰离子浓度，结果为3次测量结果的平均值，确定泥炭拟青霉菌复合制剂的最佳投放量。

2.5.3 泥炭拟青霉菌复合制剂的吸附时间对锰离子的吸附实验

分别量取25mg/L的标准Mn(Ⅱ)溶液50mL于6个250mL锥形瓶中，加入最佳投放量的复合制剂，封口防挥发，于30℃、200rpm条件下分别振荡15，20，25，30，35，40min后，利用火焰原子吸收分光光度计测定吸附后溶液中锰离子浓度，结果为3次测量结果的平均值，确定泥炭拟青霉菌复合制剂的最佳吸附时间。

2.5.4 溶液pH值对泥炭拟青霉菌复合制剂吸附作用的影响实验

分别量取25mg/L的标准Mn(Ⅱ)溶液50mL于6个250mL锥形瓶中，用NaOH溶液和HCl溶液调节溶液pH值为3、4、5、6、8、9，加入最佳投放量的复合制剂，封口防挥发。于30℃、200rpm振荡最佳时间后，利用火焰原子吸收分光光度计测定吸附后溶液中锰离子浓度，结果为3次测量结果的平均值，确定泥炭拟青霉菌复合制剂的最佳吸附pH值。

2.5.5 锰离子初始浓度对泥炭拟青霉菌复合制剂吸附作用的影响实验

分别取10，20，30，40，50，60mg/L的标准Mn(Ⅱ)溶液50mL于6个250mL锥形瓶中，加入最佳投放量的复合制剂，调节溶液pH值为最佳，封口防挥发，于30℃、200r/min振荡最佳时间后，利用火焰原子吸收分光光度计测定吸附后溶液中锰离子浓度，结果为3次测量结果的平均值，确定泥炭拟青霉菌复合制剂的最佳吸附锰离子初始浓度。

2.6 去除率E的计算方法

E=(C0-Ct)/C0

式中，C0为初始锰离子溶液质量浓度，mg/L； Ct为t时刻锰离子溶液质量浓度，mg/L。

3 结果与讨论

3.1 泥炭拟青霉菌复合制剂的投放量对锰离子吸附作用的影响

泥炭拟青霉菌复合制剂的投放量对锰离子吸附作用的影响如图1所示，在30℃、200r/min振荡30min的条件下，锰离子的剩余浓度随着复合制剂投放量的增加而减少，当投放量增加到9g/L时，锰离子的剩余浓度基本不再减小。当复合制剂的投放量从3g/L增加到9g/L时，Mn(Ⅱ)去除率从32.14%增加到78.99%，再继续增加复合制剂投放量时，Mn(Ⅱ)去除率变化不明显。

在溶液中锰离子的量一定的条件下，复合制剂投放量的增大，必然提供更多锰离子与复合制剂结合的机会，促进溶液中锰离子的吸附，去除率上升；当复合制剂投放量增加到一定程度时，溶液中锰离子几乎已经被吸附完毕，此时再增加投放量，效果不明显。为了避免因泥炭拟青霉菌复合制剂投放量不足造成吸附效果不理想，以及投放过量造成材料浪费，因此，确定最佳投放量为9g/L。

图1 投放量对锰离子吸附作用的影响

3.2 泥炭拟青霉菌复合制剂的吸附时间对锰离子吸附作用的影响

泥炭拟青霉菌复合制剂的吸附时间对锰离子吸附作用的影响如图2所示，在30℃、200r/min、复合制剂投放量为9g/L条件下，溶液中锰离子的剩余浓度随着吸附时间的增大而减少，当吸附时间增加到35min时，锰离子剩余浓度基本不再减少。当吸附时间从15min增加到35min时，Mn(Ⅱ)去除率从32.72%增加到78.49%，再继续延长吸附时间Mn(Ⅱ)去除率变化不明显。分析原因可能是由于经过一段时间吸附后复合制剂表面的活性吸附部位与溶液中锰离子结合并达到饱和。因此，最佳吸附时间为35min。

图2 吸附时间对锰离子吸附作用的影响

3.3 溶液pH值对泥炭拟青霉菌复合制剂吸附作用的影响

溶液pH值对泥炭拟青霉菌复合制剂吸附作用的影响如图3所示，在30℃、200r/min、复合制剂投放量9g/L、吸附35min条件下，当溶液pH从3增加到6时溶液中锰离子的剩余浓度逐渐减少，Mn(Ⅱ)去除率从44.29%增加到80.26%，再继续提高溶液pH值锰离子的剩余浓度又逐渐增加。分析原因可能是由于pH值较低时溶液中的H+与锰离子存在竞争吸附，阻碍复合制剂与锰离子结合[11]。当pH值较高时，锰离子与溶液中的OH-形成氢氧化物沉淀从而影响吸附效果[12]。因此，最佳溶液pH值为6。

图3 pH值对锰离子吸附作用的影响

3.4 锰离子初始浓度对泥炭拟青霉菌复合制剂吸附作用的影响

锰离子初始浓度对泥炭拟青霉菌复合制剂吸附作用的影响如表1所示，在30℃、200r/min、复合制剂投放量9g/L、吸附35min、溶液pH=6的条件下，当溶液初始浓度逐渐增加时锰离子去除率逐渐下降，当初始浓度为10mg/L时去除率最高为88.44%。在低质量浓度条件下，溶液中锰离子量较少，有足够多的吸附位点来结合锰离子，所以溶液中游离的锰离子可以较多的被复合制剂吸附；随着溶液中锰离子的质量浓度加大，吸附位点达到饱和，不能吸附更多的锰离子，造成去除率下降。因此，较为适宜的锰离子初始质量浓度为10mg/L。

表1 溶液初始浓度对锰离子吸附作用的影响

4 结论

本文以提取富里酸后的废弃泥炭为材料，通过接种拟青霉菌制备成泥炭拟青霉菌复合制剂，实现了变废为宝、降低微生物培养成本的目的，该复合制剂对锰离子具有优良的吸附效果，在30℃、溶液pH值为6、锰离子初始浓度为10μg/L，投加量为9g/L时，复合制剂对锰离子的吸附作用最佳，去除率可达到88.44%。