毛木耳子實體對Ni(II)生物吸附的優(yōu)化研究

楊偉明,黃海偉,鄭舒冉,王文峰,曹理想,張仁鐸* (.中山大學環(huán)境科學與工程學院,廣東省環(huán)境污染控制與修復技術重點實驗室,廣東 廣州 5075；.中山大學生命科學學院,廣東 廣州 5075)

Ni(Ⅱ)是工業(yè)廢水中常見的重金屬離子,對生物體具有較強的毒害效應[1].與傳統(tǒng)的物理、化學處理方法相比,生物吸附法成本低廉、吸附劑來源廣泛,更適合處理含低濃度(＜100mg/L)重金屬的廢水[2].目前以微生物為吸附劑去除重金屬的研究較多,而以大型真菌子實體作為吸附劑的研究則較少.大型真菌子實體是以產孢構造存在的一類經濟型高等真菌,其細胞中含有大量的多糖和蛋白質,而多糖和蛋白質中含有胺基、羧基、羥基等各種功能團,這些功能團可與重金屬結合而起到去除重金屬的作用,且細胞壁有更高的重金屬生物吸附能力[3-4],因此,大型真菌子實體具有成為生物吸附劑的潛力.

利用生物體去除水中Ni(Ⅱ)的研究已有一些報道, Axtell等[5]進行了浮萍(Lemna minor)對Ni(Ⅱ)的吸附研究,結果顯示 Ni(Ⅱ)的最大去除率達到82%.Tahir等[6]利用芽孢桿菌(Bacillus sp.)對Ni(Ⅱ)的最大吸附量達到118mg/g,最大去除率達到97%.與應用真菌菌絲體進行生物吸附相比,利用大型真菌子實體進行生物吸附不會因其

生長狀態(tài)及物質組成的不同而影響吸附效果[7],這表明利用大型真菌子實體作為重金屬生物吸附劑具有更廣泛的應用前景.我國大型真菌種類眾多,如木耳目中毛木耳(Auricularia polytricha),種植廣泛,來源豐富,但其對 Ni(Ⅱ)的吸附研究未見報道.

本研究探討不同吸附條件對毛木耳子實體吸附水體中Ni(Ⅱ)的影響,并利用響應曲面法(RSM)優(yōu)化其吸附條件,以期為進一步深入研究大型真菌吸附重金屬提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 生物吸附劑的制備

新鮮毛木耳子實體用自來水沖洗至無雜質,再用去離子水沖洗3次,置于烘箱中60℃烘干至恒重.烘干后樣品置于粉碎機中破碎過篩,取 0.47～0.90mm 粒徑的樣品,保存于聚乙烯袋中待用.

1.2 Ni(Ⅱ)溶液的配制

本實驗中用到的試劑均為分析純,實驗用水為去離子水.用 Ni(NO3)2?6H2O 制備含 Ni(Ⅱ)濃度為1000mg/L的儲備液.為防Ni(Ⅱ)離子形成絡合物,所用金屬鹽為硝酸鹽[8].

不同起始pH 值(詳見1.3)的Ni(Ⅱ)溶液用0.1mol/L的HNO3/NaOH調節(jié),用pH計(Mettler Toledo,FE 20, Swiss)測定,吸附前后的Ni(Ⅱ)溶液濃度用火焰原子吸收儀(FAAS,HITACHI Z-5000,Japan)測定.

1.3 吸附實驗

利用中心組合設計方法(CCD)設計吸附實驗.CCD是響應曲面分析法(RSM)的一種,可在盡可能少的實驗次數情況下對吸附過程條件進行最優(yōu)化[9].本研究在毛木耳子實體吸附 Ni(Ⅱ)過程中,應用CCD對起始pH值、固液比、重金屬初始濃度3個主要吸附影響因素進行設計優(yōu)化,此時k=3,取中心點重復的實驗次數n0=6,則實驗總數N=20,軸點的實驗次數為6.對于k個因子數的中心組合設計中,軸點的編碼值α=2k/4,本研究中α=1.68.

首先利用式(1)對吸附影響因素變量進行編碼[10-11]:

式中: xi為第i個吸附影響因素的無量綱編碼值;Xi為第i個吸附影響因素的實際值; X0為Xi在中心點的實際值; ΔX為各個因素中高水平實際值與中心水平實際值之差. X1、X2、X3分別代表 3個吸附影響因素的實際值,即起始pH值、固液比(g/L)、Ni(Ⅱ)初始濃度(mg/L).

吸附影響因素變量利用經驗二階多項式模型來進行擬合, 以用于描述各影響因素對吸附過程的影響:

式中: Y為吸附率的響應值; β0、βi、βii分別為偏移項、線性偏移和二階偏移系數; βij是交互效應系數: xi與xj是各因素水平編碼值, ε為隨機誤差.

本研究中吸附影響因素取值范圍參考Amini等[12]的研究,各因素的5水平編碼值分別為-1.68, -1.00,0.00,1.00,1.68;對應的實際值: 起始pH值為1.48,2.50,4.00,5.50,6.52;固液比為0.1,1.6,3.8,6.0,7.5g/L;Ni(Ⅱ)初始濃度為1.5,24.0,57.0,90.0,112.5mg/L.吸附影響因素水平編碼值及其實際值如表1所示.

表1 實驗中吸附影響因素水平編碼值及其實際值Table 1 Experimental conditions and levels of the independent variables

根據CCD法設計的參數進行批量吸附實驗,溶液起始pH值用0.1mol/L HNO3和0.1mol/L NaOH調節(jié),溶液起始pH值分別設為1.48,2.50,4.00,5.50,6.52,分別秤取質量為0.0025,0.0950,0.0400,0.1500,0.1875g的毛木耳子實體,放入含25mL不同濃度的Ni(Ⅱ)溶液的三角錐瓶中,具體實驗參數見表2,用恒溫振蕩器在150r/min,25 ℃的條件下振蕩,振蕩時間為120min,振蕩后溶液用定量濾紙(雙圈202,杭州新華紙業(yè)有限公司)過濾,吸附前后溶液中Ni(Ⅱ)濃度用FAAS測定.

1.4 吸附率的計算

毛木耳子實體對 Ni(Ⅱ)的吸附率用式(3)計算.

式中: η是吸附劑對水溶液中重金屬離子的吸附率; ci是溶液中Ni(Ⅱ)的初始濃度, mg/L; ce是反應后溶液中Ni(Ⅱ)濃度, mg/L.

1.5 數據分析

每個實驗重復3次,數據用3次重復的平均值和標準偏差表示.數據處理使用 Excel2008,制圖使用Orgrin8.0軟件, CCD法設計優(yōu)化利用Design Expert 7.0.0實現.

2 結果與分析

2.1 用CCD法設計實驗及結果

由表2可以看出, 毛木耳子實體吸附Ni(Ⅱ)的最大吸附率實測值為100%,此時Ni(Ⅱ)起始濃度為1.5mg/L.利用Design Expert進行曲面方差分析,結果得到以吸附率為響應值建立的二階多項式模型表達式為:

YNi=+ 43.33 + 12.89x1+ 17.83x2–16.27x3–2.11 x1x2–4.39x1x3–3.52x2x3–7.37x12–4.10x22+ 6.62x32(4)式中:YNi為Ni(Ⅱ)吸附率的響應值; x1、x2、x3分別表示起始pH值、固液比(g/L)、重金屬初始濃度(mg/L)的無量綱編碼值.利用Design-Expert軟件進行計算,得到毛木耳子實體吸附Ni(Ⅱ)模型的R2值為0.9771,說明模型很好地擬合了吸附行為.

表2 CCD方法設計實驗及其結果Table2 Experimental design and results based on central composite design (CCD)

通過模型方差分析可以得到系數估計、標準誤差、F值、P值來檢驗3種影響因素是否對吸附過程具有統(tǒng)計意義.由表3可看出,在毛木耳子實體吸附Ni(Ⅱ)過程中, 模型x1、x2、x3的P值均＜0.0001,說明模型中起始pH值、固液比、Ni(Ⅱ)初始濃度均為對吸附率有顯著影響的因素;而吸附 Ni(Ⅱ)中x1、x2、x3的F 值 分 別 為62.88,120.34,100.22,說明考察的3種吸附影響因素均具有統(tǒng)計學意義.在交互項中,毛木耳子實體吸附Ni(Ⅱ)的x1x2、x1x3、x2x3的P值分別為0.3486,0.0725, 0.1358,說明3個吸附因素之間的交互作用不明顯.

若不考慮交互項, 得到的簡化模型表達式為:

式中:YNi′為Ni(Ⅱ)吸附率的簡化模型的響應值,此時毛木耳子實體吸附 Ni(Ⅱ)模型的R2值分別為0.9542.

表3 模型方差分析結果Table 3 ANOVA results for model terms

2.2 吸附因素對吸附的影響

pH值在水溶液中強烈影響吸附劑表面特征以及重金屬離子在水溶液中的存在形式和電離度[13].Pagnanelli等[14]研究發(fā)現不同的pH值條件下,吸附反應的吸附機制有所不同,對每種特定的金屬-生物吸附體系都有一個最適起始pH值,一般在pH4～8之間,在其他條件相同的情況下,在最適起始pH值條件下的吸附效率最好.在一定pH值范圍內,吸附率隨起始pH值的升高而增大,但金屬吸附率與pH值之間并不成簡單的線性關系[15].Can等[10]發(fā)現當水溶液中pH＞6.5時,即出現 Ni(Ⅱ)的沉淀,干擾并難以辨別生物吸附過程,故本研究選取pH范圍最高到6.52.圖1中響應面圖顯示,在毛木耳子實體對 Ni(Ⅱ)的吸附過程中,吸附率均隨著pH值的升高而增大; 在低起始pH 值條件下,對 Ni(Ⅱ)的吸附效果較差,隨著起始pH值的升高,吸附效果逐漸提高;當pH值超過最佳值時,吸附率逐漸降低,主要與生物體細胞表面電離性質發(fā)生變化有關,如生物體表面發(fā)生重金屬微沉淀現象[14,16].

在低起始pH值下,水中存在的大量氫離子與重金屬離子競爭大型真菌子實體上的吸附點位,因而重金屬離子吸附率很低.當溶液pH值升高后,生物吸附劑表面逐漸呈現負電性,生物體表面活性基團與水溶液中重金屬離子之間的靜電力作用大于其與氫離子的結合力,因此極大地促進了生物體對水中重金屬離子吸附.生物體表面電性為零時的pH值稱為稱為等電位點[17],溶液pH值低于這一點時,生物體表面帶正電,而pH值高于這一點時,生物體表面帶負電.生物體表面帶負電荷時有利于生物體吸附水中重金屬離子,帶正電荷則不利于這一過程的進行.Akar等[18-19]利用不同真菌吸附 Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ),發(fā)現盡管真菌類型不同,但吸附 Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的最適pH值均在5～7之間.通過比較毛木耳子實體吸附Ni(Ⅱ)的起始pH值,發(fā)現其最佳起始pH值在 5～6的范圍中,與其他研究得到的結論相一致[1,12,20-21].可見,生物體吸附的最佳起始pH值很大程度上決定于重金屬的種類,對同一種重金屬離子,盡管吸附的生物體不同,但最適起始pH值均處于一個范圍之內.而水溶液中pH在1～6.8范圍內 Ni(Ⅱ)以Ni2+離子的形態(tài)存在,不發(fā)生形態(tài)上的變化[22].

固液比在很大程度上決定吸附過程達到平衡的效果[2].圖 1顯示固液比明顯的影響菌體吸附重金屬的吸附率(P值＜0.0001),隨著固液比的增大,毛木耳子實體對 Ni(Ⅱ)的吸附率均逐漸提高.固液比的增加可以提供更多的生物吸附點位,此時菌體與重金屬的接觸面積也增大,所以吸附率不斷增加.當吸附率增大到一定程度時,重金屬吸附率不會隨吸附劑用量的增加而發(fā)生很大變化,這是因為在高固液比的情況下,菌體之間發(fā)生局部聚集導致活性點位不變或降低,從而使得吸附率不再增加,Ghorbani等[23]利用釀酒酵母(Saccharomyces cerevisiae)吸附水溶液中的Cd(Ⅱ)發(fā)現,隨著固液比的增加,雖然可用于生物吸附的點位也不斷增加,但吸附劑出現聚集現象,導致吸附點位之間的相互干擾,使溶液中的重金屬離子難以被吸附點位吸附.

圖1 在各因素影響下吸附率的響應曲面圖Fig.1 Response surface for the mutual effect of pH, biomass dose, and heavy metal concentration on the removal efficiency of heavy metal ions

Fereidouni等[20]在利用微生物體吸附Ni(Ⅱ)的研究中發(fā)現,過高的固液比的反而會降低生物體吸附重金屬的能力,但是在適當的固液比下,生物體中有較多的不飽和表面結合位點,吸附率隨著固液比的增加而升高;重金屬初始濃度/固液比的比率(mg/g)是指單位質量吸附劑對應水中的重金屬離子量,Wang等[24]發(fā)現,重金屬初始濃度/固液比的比率很大程度上影響吸附重金屬的效率,這證實了本研究中吸附率隨 Ni(Ⅱ)初始濃度升高而降低,固液比的升高而升高的現象,而在相同pH 值條件下,Ni(Ⅱ)初始濃度/固液比的比率與重金屬吸附率負相關(表4).

表4 Ni(Ⅱ)初始濃度/固液比的比率與吸附率的關系Table 4 The relationship between adsorption rate and the ratio of initial concentration/biomass dose

當重金屬初始濃度為1.5mg/L時,毛木耳子實體對Ni(Ⅱ)的吸附率達到100%,為吸附率的最大值,說明在低重金屬濃度下,毛木耳子實體的吸附效果很好;隨著重金屬初始濃度的增加,吸附率也逐漸降低.

2.3 吸附過程優(yōu)化

通過Design-Expert軟件計算可以得到毛木耳子實體吸附 Ni(Ⅱ)的設計范圍內最佳條件為:pH5.41,固液比為6.00g/L,初始濃度為24.0mg/L.在最佳優(yōu)化條件下進行吸附實驗,得出毛木耳子實體對Ni(Ⅱ)的吸附率實測值達到87.12%,與預測響應值(91.27%)相差約4%較相符,證明該模型預測結果符合實際吸附過程.

利用微生物體作為吸附劑來吸附 Ni(Ⅱ)的相關研究已得到廣泛關注,如花斑曲霉(Aspergillus versicolor)[25]、黑曲霉(Aspergillus niger)[26]、芽孢桿菌(Bacillus species)[6]、釀酒酵母(Saccharomyces cerevisiae)[20]、微囊藻(Microcystis)[27]等微生物體被用于研究吸附Ni(Ⅱ)的能力(表5).生物體對 Ni(Ⅱ)的吸附能力與生物的結構特性、功能基團、溶液的起始pH值以及固液比有關,與其他利用生物吸附劑吸附Ni(Ⅱ)的研究相比,本研究中利用毛木耳子實體對 Ni(Ⅱ)的進行吸附,效果相當或者更好.而相對其他生物體來說,毛木耳子實體具有來源廣泛、儲存方便等優(yōu)點.由此可見,利用毛木耳子實體作為生物吸附劑處理水溶液中Ni(II)具有實際應用前景.

表5 毛木耳子實體與其他生物吸附劑對Ni(Ⅱ)吸附效果的比較Table 5 Comparison of biosorption capacity between fruiting bodies of A. polytricha and other biosorbents on Ni(Ⅱ)from aqueous solution

3 結論

3.1 利用 CCD中心組合法進行批量實驗得出,毛木耳子實體吸附Ni(Ⅱ)的過程中,起始pH值、固液比和Ni(Ⅱ)初始濃度對吸附過程均有顯著影響(P＜0.0001);3個因素在設計范圍內時,吸附率與起始pH值、固液比正相關,與Ni(Ⅱ)初始濃度負相關;起始pH值、固液比和Ni(Ⅱ)初始濃度的交互作用并不明顯.

3.2 通過響應面優(yōu)化,得到在設計范圍內毛木耳子實體吸附Ni(Ⅱ)的最佳條件為: pH5.41,固液比為6.00g/L,初始濃度為24.0mg/L;在最佳優(yōu)化條件下進行吸附實驗,得出毛木耳子實體對Ni(Ⅱ)的吸附率達到87.12%.

3.3 通過與其他生物吸附劑吸附 Ni(Ⅱ)的比較發(fā)現,利用毛木耳子實體作為生物吸附劑處理水溶液中Ni(II)效果相當或者更好.

[1]Heidari A, Younesi H, Mehraban Z. Removal of Ni(II), Cd(II),and Pb(II) from a ternary aqueous solution by amino functionalized mesoporous and nano mesoporous silica [J].Chemical Engineering Journal, 2009,153(1-3):70-79.

[2]Bhatti H N, Khalid R, Hanif M A. Dynamic biosorption of Zn(II)and Cu(II) using pretreated Rosa gruss an teplitz (red rose)distillation sludge [J]. Chemical Engineering Journal, 2009,148(2-3):434-443.

[3]Sari A, Tuzen M. Kinetic and equilibrium studies of biosorption of Pb(II) and Cd(II) from aqueous solution by macrofungus(Amanita rubescens) biomass [J]. Journal of Hazardous Materials,2009,164(2-3):1004-1011.

[4]Kelly D, Budd K, Lefebvre D D. Mercury analysis of acid- and alkaline-reduced biological samples: Identification of meta-cinnabar as the major biotransformed compound in algae [J].Applied and Environmental Microbiology, 2006,72(1):361-367.

[5]Axtell N R, Sternberg S P K, Claussen K. Lead and nickel removal using Microspora and Lemna minor [J]. Bioresource Technology, 2003,89 (1):41-48.

[6]Tahir A, Shehzadi R, Mateen B, et al. Biosorption of nickel (II)from effluent of electroplating industry by immobilized cells of Bacillus species [J]. Engineering in Life Sciences, 2009,9(6):462-467.

[7]Das S K, Das A R, Guha A K. Structural and Nanomechanical Properties of Termitomyces clypeatus Cell Wall and Its Interaction with Chromium(VI) [J]. Journal of Physical Chemistry B,2009,113(5):1485-1492.

[8]Juang R S, Shao H J. A simplified equilibrium model for sorption of heavy metal ions from aqueous solutions on chitosan [J]. Water Research, 2002,36(12):2999-3008.

[9]Amini M, Younesi H, Bahramifar N. Statistical modeling and optimization of the cadmium biosorption process in an aqueous solution using Aspergillus niger [J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2009,337(1-3):67-73.

[10]Can M Y, Kaya Y, Algur O F. Response surface optimization of the removal of nickel from aqueous solution by cone biomass of Pinus sylvestris [J]. Bioresource Technology, 2006, 97 (14):1761-1765.

[11]Aksu Z, Gonen F. Binary biosorption of phenol and chromium(VI)onto immobilized activated sludge in a packed bed: Prediction of kinetic parameters and breakthrough curves [J]. Separation and Purification Technology, 2006,49 (3):205-216.

[12]Amini M, Younesi H, Bahramifar N. Biosorption of nickel(II)from aqueous solution by Aspergillus niger: Response surface methodology and isotherm study [J]. Chemosphere, 2009,75(11):1483-1491.

[13]Chen G Q, Zeng G M, Tu X, et al. Application of a by-product of Lentinus edodes to the bioremediation of chromate contaminated water [J]. Journal of Hazardous Materials, 2006,135(1-3):249-255.

[14]Pagnanelli F, Petrangeli Papini M, Trifoni M, et al. Biosorption of Metal Ions on Arthrobacter sp.: Biomass Characterization and Biosorption Modeling [J]. Environmental Science and Technology,2000,34(13):2773-2778.

[15]Galli E F D M, Rapana`P P Lorenzoni, Angelini R. Copper biosorption by Auricularia polytricha [J]. Letters in Applied Microbiology, 2003,37(2):133-137.

[16]Yan G, Viraraghavan T. Heavy metal removal in a biosorption column by immobilized M. rouxii biomass [J]. Bioresource Technology, 2001,78(3):243-249.

[17]King P, Rakesh N, Beenalahari S, et al. Removal of lead from aqueous solution using Syzygium cumini L.: Equilibrium and kinetic studies [J]. Journal of Hazardous Materials, 2007,142(1-2):340-347.

[18]Akar T, Tunali S. Biosorption performance of Botrytis cinerea fungal by-products for removal of Cd(II) and Cu(II) ions from aqueous solutions [J]. Minerals Engineering, 2005,18(11):1099-1109.

[19]Akar T, Tunali S, Kiran I. Botrytis cinerea as a new fungal biosorbent for removal of Pb(II) from aqueous solutions [J].Biochemical Engineering Journal, 2005,25(3):227-235.

[20]Fereidouni M, Daneshi A, Younesi H. Biosorption equilibria of binary Cd(II) and Ni(II) systems onto Saccharomyces cerevisiae and Ralstonia eutropha cells: Application of response surface methodology [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,168(2-3):1437-1448.

[21]Congeevaram S, Dhanarani, S., Park, J., et al. Biosorption of chromium and nickel by heavy metal resistant fungal and bacterial isolates [J]. Journal of Hazardous Materials, 2007,146:270-277.

[22]Akar T, Kaynak Z, Ulusoy S, et al. Enhanced biosorption of nickel(II) ions by silica-gel-immobilized waste biomass:Biosorption characteristics in batch and dynamic flow mode [J].Journal of Hazardous Materials, 2009,163(2-3):1134-1141.

[23]Ghorbani F, Younesi H, Ghasempouri S M, et al. Application of response surface methodology for optimization of cadmium biosorption in an aqueous solution by Saccharomyces cerevisiae[J]. Chemical Engineering Journal, 2008,145(2):267-275.

[24]Wang H L, Chen C. Biosorption of heavy metals by Saccharomyces cerevisiae: A review [J]. Biotechnology Advances,2006,24(5):427-451.

[25]Tastan B E, Ertugrul S, Donmez G. Effective bioremoval of reactive dye and heavy metals by Aspergillus versicolor [J].Bioresource Technology, 2010,101(3):870-876.

[26]Amini M, Younesi H. Biosorption of Cd(II), Ni(II) and Pb(II)from Aqueous Solution by Dried Biomass of Aspergillus niger:Application of Response Surface Methodology to the Optimization of Process Parameters [J]. Clean-Soil Air Water,2009,37(10):776-786.

[27]Pradhan S, Singh S, Rai L C. Characterization of various functional groups present in the capsule of Microcystis and study of their role in biosorption of Fe, Ni and Cr [J]. Bioresource Technology, 2007,98(3):595-601.