固定化硫酸盐还原菌颗粒去除含Cr6+废水的性能研究

2022-05-26王继豪冯秀娟黄哂莅邹彦鋆

应用化工 2022年3期

王继豪，冯秀娟，2，黄哂莅，邹彦鋆

(1.江西理工大学江西省环境岩土与工程灾害控制重点实验室，江西赣州 341000；2.中国矿业大学矿业工程学院，江苏徐州 221000)

水中重金属污染问题引起业界和学界的重视，其中Cr6+以强致癌变、致畸变和致突变作用严重危害人类健康[1-2]。硫酸盐还原菌(SRB)是微生物修复中的功能菌之一[3]，研究发现，碳源、pH、温度等条件影响SRB活性，而重金属对SRB毒性影响巨大[4-5]。本文用海藻酸钠(SA)进行活性SRB固定化[6-9]，羧甲基纤维素(CMC)能增加SA的机械性能[10-12]，采用交联-包埋法制成SRB颗粒，探究颗粒对Cr6+的吸附性能，为含铬废水治理提供实验指导。

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

普通脱硫弧菌(Desulfovibriovulgaris)，购买自中国微生物菌种保藏管理委员会普通微生物中心，菌种编号1.5190；硫酸盐还原菌培养基、羧甲基纤维素钠、海藻酸钠、CaCl2·2H2O、NaCl均为分析纯；GAC经研磨过筛，粒径为100目。

UV752紫外分光光度计；DRP-9162型电热恒温培养箱；DK-S26型电热恒温水浴锅；蔡司Sigma 300扫描电镜(SEM)；Thermo Scientific Nicolet 6700傅里叶红外光谱仪(FTIR)；Thermo Scientific K-Alpha X射线光电子能谱分析仪(XPS)。

1.2 培养基

采用硫酸盐还原菌专属培养基(postgate培养基)进行菌体培养：K2HPO40.5 g/L，NH4Cl 1 g/L，Na2SO41 g/L，CaCl2·2H2O 0.1 g/L，MgSO4·7H2O 2 g/L，FeSO4·7H2O 0.5 g/L，DL-乳酸钠2 g/L，酵母提取物1 g/L，抗坏血酸0.1 g/L，121 ℃灭菌20 min。

1.3 固定化小球的制备

配制0.5%CMC和2%SA的混合溶液，置于 90 ℃ 的恒温水浴锅内充分溶解，冷却至室温后，加入活性炭和10%SRB悬浊液，搅拌均匀。使用 10 mL 医用注射器将混合物滴入2%CaCl2溶液中交联4 h。取出成型颗粒，用0.9%的生理盐水清洗3遍，4 ℃环境下密闭保存。实验前，在厌氧条件下用postgate培养基激活12 h，使得颗粒内部SRB能够生长富集。

1.4 吸附实验

固定化实验均在电热恒温培养箱中进行，设定温度为37 ℃，固液比10%(M/V)。称量10 g(湿重)固定颗粒于200 mL具塞锥形瓶中，加入100 mL浓度为50 mg/L的Cr6+的废水，CMC浓度0.5%，SA浓度2%，GAC浓度3%。静置反应8 h，取样，根据《水和废水监测分析方法(第四版)》中二苯碳酰二肼分光光度法，于波长540 nm处测定Cr6+的剩余浓度。实验设置3组平行。Cr6+的吸附量按式(1)进行计算。

(1)

式中c0—— Cr6+的初始浓度，mg/L；

c1——Cr6+的剩余浓度，mg/L；

m——固定化SRB颗粒的投加量，g；

V——溶液体积，mL。

实验数据运算处理采用Microsoft Excel 2010，数据作图采用Origin 2018，图形制作采用Adobe Photoshop CS6。

2 结果与讨论

2.1 固定化SRB颗粒条件优化

2.1.1 CMC投加量的影响 CMC投加量对固定化SRB颗粒去除Cr6+的效果见图1。

图1 CMC投加量对固定化SRB的性能影响Fig.1 Effect of CMC dosage on the performance of immobilized SRB

由图1可知，随着CMC投加量的增加，溶液中Cr6+的浓度呈现逐渐增大的趋势。其中投加量为0.5%时去除效果最佳，当投加量为2%，3%和4%时，溶液中Cr6+浓度无明显差别。主要为投加CMC能促进SA凝胶乳化和分散[12]，形成较大的孔隙密度，有利于SRB附着生长，但是当CMC投加量大于2%时，所形成的SRB凝胶颗粒粘度高，抑制了SRB去除Cr6+的性能。同时，实验过程中发现随着CMC投加量的增加，颗粒拖尾现象严重，形成的颗粒直径较大，在同等质量下，比表面积小，不利于SRB与溶液充分接触。因此，选择0.5%为CMC的最佳投加浓度。

2.1.2 SA投加量的影响 SA投加量对固定化SRB颗粒具有重要影响，单独CMC溶液不能形成颗粒，只有掺杂了SA的胶体滴加入含交联剂CaCl2中溶液中，才能够凝胶成球。SA投加量对固定化SRB颗粒去除Cr6+的效果见图2。

图2 SA投加量对固定化SRB的性能影响Fig.2 Effect of SA dosage on the performance of immobilized SRB

由图2可知，SA投加量为1%时，Cr6+浓度最低，为(23.97±0.23)mg/L。随着SA投加量增加至5%时，由于海藻酸钠含有的羟基和羧基官能团，可以吸附水中部分Cr6+，然而过量添加SA也会导致颗粒机械强度大，影响其内外扩散的传质性能下降。另一方面，戴云飞等发现，过低的SA浓度会导致小球在实验48 h后出现破损，菌体暴露在溶液中[13]。该现象与本实验一致。因此，选择2%为SA的最佳投加量。

2.1.3 GAC投加量的影响 GAC投加量对固定化SRB颗粒去除Cr6+的效果见图3。

图3 GAC投加量对固定化SRB的性能影响Fig.3 Effect of GAC dosage on the performance of immobilized SRB

由图3可知，随着GAC投加量的增加，Cr6+浓度有一个明显的下降过程。初始Cr6+浓度为 50 mg/L，投加量为3%时，反应8 h后溶液浓度为(21.09±0.23)mg/L，去除率达57.82%。推测为活性炭具有良好的吸附性能和较大的比表面积，能够增强颗粒SRB的去除Cr6+的能力，同时也能快速减少Cr(Ⅵ)浓度，降低对颗粒内SRB的毒性。吴义诚等的实验发现，加入生物炭后，胶球中小球藻细胞密度是对照组的1.42倍[14]。因此，活性炭的空隙结构有利于SRB附着生长，选择3%为GAC的最佳投加量。

2.2 吸附等温线

称取10 g(湿重)固定颗粒于200 mL具塞锥形瓶中，加入100 mL不同浓度梯度的含Cr6+废水，反应2 h，平行取样3次，测定Cr6+的剩余浓度。采用Langmuir和Freundlich方程对数据进行拟合，结果见图4和表1。

其中Langmuir方程式(2)通过ce/qe对ce线性拟合求得参数qm和KL，Freundlich式(3)参数KF和n通过lnqe对lnce线性拟合得到。

(2)

(3)

式中qe——颗粒对Cr6+平衡吸附量，mg/g；

KL——常数，与吸附反应焓有关，L/mg；

ce——溶液Cr6+的平衡浓度，mg/L；

qm——颗粒对Cr6+的最大理论吸附量，mg/g；

KF——方程的吸附系数。

由图4可知，Langmuir、Freundlich拟合结果与实测值都比较贴合，说明该吸附过程既符合Langmuir方程，也符合Freundlich模型[15]，而Freundlich模型R2值为0.98大于前者的0.93，说明固定化SRB颗粒属于多分子层吸附，在吸附过程中不仅是SRB对Cr6+的还原作用，也包含GAC的吸附作用。由Langmuir拟合结果可知，颗粒在该条件下的qm达到4.587 mg/g，说明颗粒对Cr6+的吸附效果显著，而Freundlich方程中1/n =0.593，说明颗粒不具备对Cr6+快速吸附的能力，这一结果与实验趋势一致，表明凝胶层对SRB起了保护作用，也削弱了菌体的传质性能。

图4 固定化SRB颗粒吸附等温线拟合Fig.4 Adsorption isotherm fitting of immobilized SRB particles

表1 吸附等温线拟合参数Table 1 Adsorption isotherm fitting parameters

2.3 吸附动力学研究

吸附动力学采用拟一级动力学[16]和拟二级动力学[17]来拟合。

拟一级动力学qt=qe-qee-k1t

(4)

(5)

式中qt——t时刻时颗粒的吸附量，mg/g；

qe——平衡时吸附量，mg/g；

k1——拟一级动力学方程的速率常数，min-1；

k2——拟二级动力学方程的速率常数，g/(mg·min)。

称量10 g固定颗粒于200 mL具塞锥形瓶中，加入100 mL浓度为50 mg/L的Cr6+废水，设置培养箱温度为37 ℃，黑暗静置培养，设置3组平行样，于不同时间取样，测定Cr6+的剩余浓度。固定化SRB颗粒对Cr6+的吸附量变化见图5。

由图5可知，在实验开始的20 min内，Cr6+快速被吸附，0～24 h属于快速吸附阶段。随着颗粒表面吸附位点的饱和，Cr6+去除速率逐渐降低，进入慢速吸附阶段，在60 h达到吸附平衡，吸附量占总吸附量的29.6%。

图5 固定化SRB颗粒动力学模型拟合曲线Fig.5 Fitting curve of kinetic model of immobilized SRB particles

分别采用准一级动力学和准二级动力学拟合颗粒吸附Cr6+的过程，结果见表2。

表2 吸附动力学模型拟合参数Table 2 Fitting parameters of adsorption kinetic model

由表2可知，准一级动力学和准二级动力学的R2分别为0.958和0.986，理论平衡吸附量(qe)分别为4.716 mg/g和5.345 mg/g，都十分接近实验平衡吸附量4.995 mg/g。这表明颗粒SRB吸附Cr6+的过程是多种吸附反应的复合效应，以表面化学吸附为主[2]，准二级动力学模型更吻合颗粒对Cr6+的吸附动力学机制。

2.4 固定化SRB颗粒反应机理研究

2.4.1 SEM 图6为固定化SRB颗粒外表面和截面结构扫描电镜图。

图6 固定化SRB颗粒SEM分析Fig.6 SEM analysis of immobilize SRB particles

由图6b(颗粒20 μm表面)可知，由于小球经过干燥脱水，颗粒表面存在明显裂纹，凹凸不平较为粗糙。由图6a(5 μm)可知，局部表面布满细小微孔，便于微生物与外界的物质交换，但仍然有一些团聚物呈块状、圆球状分散在颗粒表面；切开截面观察，图6d(20 μm图)中可以看到颗粒内部更加粗糙，分布大大小小的各类形状的孔室和裂纹，这些构成了颗粒内部的物质运输通道和微生物生活空间。由图6c(5 μm)可知，在微生物附着在孔隙中生长，由于制备过程气泡没有完全去除，可以观察到大量规则的气孔。

2.4.2 FTIR 固定化SRB颗粒表面的FTIR见图7。

图7 固定化SRB颗粒FTIR分析Fig.7 FTIR analysis of immobilized SRB particles

2.4.3 XPS 为探讨颗粒SRB反应机理，采用XPS对材料进行表征。XPS全谱见图8a，Cr 2p光谱图见图8b。

由图8a可知，各元素信息表明，Cr被成功吸附到材料表面。随着反应的进行，颗粒粒径变小且强度降低，该实验现象与XPS全谱图中峰强减弱一致。Cr 2p3/2 和 Cr 2p1/2 的特征峰分别为 578.0 eV 和587.4 eV，与文献中峰范围一致[19]。结果表明，Cr 2p3/2在578.0 eV处的宽峰被拟合为两个峰，结合能分别为577.7 eV和581.2 eV，在587.4 eV处的Cr 2p1/2也拟合为 586.8 eV 和 589.0 eV 的两个峰，这些峰分别归属于Cr3+和Cr6+。Cr3+与Cr6+占比分别为70.7%和29.3%，该结果表明固定化SRB颗粒在反应中将Cr6+还原为毒性较小的Cr3+。

图8 固定化SRB颗粒XPS分析Fig.8 XPS analysis of immobilize SRB particlesa.反应前后XPS全谱图；b.反应前后Cr 2p-XPS光谱图

2.5 吸附-再循环实验

称量10 g(湿重)固定颗粒于200 mL具塞锥形瓶中，加入浓度为50 mg/L的Cr6+溶液，其他反应条件与动力学实验相同，完全反应48 h后将颗粒与液体分离，收集并测定溶液中Cr6+浓度。再重复上述步骤进行连续吸附实验，结果见图9。

图9 固定化SRB颗粒吸附再循环Fig.9 Adsorption recycling of immobilized SRB particlesa.吸附再循环实验；b.阶段去除速率

由图9a可知，固定化SRB颗粒在第一次循环实验中去除率最高达89.44%，当循环次数不断增加，颗粒对Cr6+的去除率逐渐降低，并且在实验过程中发现颗粒表面凝胶溶解，粒径减小，出现细胞溶出现象。推测由于固定化时间短，导致材料交联程度差，机械强度较低。另外，连续多次的重复使用，也使得颗粒的吸附位点减少，同时，Cr6+被还原成硫化物沉淀包裹在颗粒表面使得颗粒去除效果减弱。由图9b可知，0～12 h阶段，颗粒经过12 h激活后，颗粒性能得到增强，随后出现骤降，该阶段5次循环的平均去除速率为0.31 mg/h，之后24～36 h和36～48 h两个阶段去除速率呈缓慢下降趋势，同时也可以看出5次循环实验中，各阶段的去除速率基本一致，颗粒对Cr6+的去除率仍高达 56.1%，这表明固定化SRB颗粒在处理含铬废水上具有较好的可重复利用率。