固定化硫酸鹽還原菌顆粒去除含Cr6+廢水的性能研究

王繼豪，馮秀娟，2，黃哂蒞，鄒彥鋆

(1.江西理工大學 江西省環境巖土與工程災害控制重點實驗室，江西 贛州 341000；2.中國礦業大學 礦業工程學院，江蘇 徐州 221000)

水中重金屬污染問題引起業界和學界的重視，其中Cr6+以強致癌變、致畸變和致突變作用嚴重危害人類健康[1-2]。硫酸鹽還原菌(SRB)是微生物修復中的功能菌之一[3]，研究發現，碳源、pH、溫度等條件影響SRB活性，而重金屬對SRB毒性影響巨大[4-5]。本文用海藻酸鈉(SA)進行活性SRB固定化[6-9]，羧甲基纖維素(CMC)能增加SA的機械性能[10-12]，采用交聯-包埋法制成SRB顆粒，探究顆粒對Cr6+的吸附性能，為含鉻廢水治理提供實驗指導。

1 實驗部分

1.1 試劑與儀器

普通脫硫弧菌(Desulfovibriovulgaris)，購買自中國微生物菌種保藏管理委員會普通微生物中心，菌種編號1.5190；硫酸鹽還原菌培養基、羧甲基纖維素鈉、海藻酸鈉、CaCl2·2H2O、NaCl均為分析純；GAC經研磨過篩，粒徑為100目。

UV752紫外分光光度計；DRP-9162型電熱恒溫培養箱；DK-S26型電熱恒溫水浴鍋；蔡司Sigma 300掃描電鏡(SEM)；Thermo Scientific Nicolet 6700傅里葉紅外光譜儀(FTIR)；Thermo Scientific K-Alpha X射線光電子能譜分析儀(XPS)。

1.2 培養基

采用硫酸鹽還原菌專屬培養基(postgate培養基)進行菌體培養：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-乳酸鈉2 g/L，酵母提取物1 g/L，抗壞血酸0.1 g/L，121 ℃滅菌20 min。

1.3 固定化小球的制備

配制0.5%CMC和2%SA的混合溶液，置于 90 ℃ 的恒溫水浴鍋內充分溶解，冷卻至室溫后，加入活性炭和10%SRB懸濁液，攪拌均勻。使用 10 mL 醫用注射器將混合物滴入2%CaCl2溶液中交聯4 h。取出成型顆粒，用0.9%的生理鹽水清洗3遍，4 ℃環境下密閉保存。實驗前，在厭氧條件下用postgate培養基激活12 h，使得顆粒內部SRB能夠生長富集。

1.4 吸附實驗

固定化實驗均在電熱恒溫培養箱中進行，設定溫度為37 ℃，固液比10%(M/V)。稱量10 g(濕重)固定顆粒于200 mL具塞錐形瓶中，加入100 mL濃度為50 mg/L的Cr6+的廢水，CMC濃度0.5%，SA濃度2%，GAC濃度3%。靜置反應8 h，取樣，根據《水和廢水監測分析方法(第四版)》中二苯碳酰二肼分光光度法，于波長540 nm處測定Cr6+的剩余濃度。實驗設置3組平行。Cr6+的吸附量按式(1)進行計算。

(1)

式中c0—— Cr6+的初始濃度，mg/L；

c1——Cr6+的剩余濃度，mg/L；

m——固定化SRB顆粒的投加量，g；

V——溶液體積，mL。

實驗數據運算處理采用Microsoft Excel 2010，數據作圖采用Origin 2018，圖形制作采用Adobe Photoshop CS6。

2 結果與討論

2.1 固定化SRB顆粒條件優化

2.1.1 CMC投加量的影響 CMC投加量對固定化SRB顆粒去除Cr6+的效果見圖1。

圖1 CMC投加量對固定化SRB的性能影響Fig.1 Effect of CMC dosage on the performance of immobilized SRB

由圖1可知，隨著CMC投加量的增加，溶液中Cr6+的濃度呈現逐漸增大的趨勢。其中投加量為0.5%時去除效果最佳，當投加量為2%，3%和4%時，溶液中Cr6+濃度無明顯差別。主要為投加CMC能促進SA凝膠乳化和分散[12]，形成較大的孔隙密度，有利于SRB附著生長，但是當CMC投加量大于2%時，所形成的SRB凝膠顆粒粘度高，抑制了SRB去除Cr6+的性能。同時，實驗過程中發現隨著CMC投加量的增加，顆粒拖尾現象嚴重，形成的顆粒直徑較大，在同等質量下，比表面積小，不利于SRB與溶液充分接觸。因此，選擇0.5%為CMC的最佳投加濃度。

2.1.2 SA投加量的影響 SA投加量對固定化SRB顆粒具有重要影響，單獨CMC溶液不能形成顆粒，只有摻雜了SA的膠體滴加入含交聯劑CaCl2中溶液中，才能夠凝膠成球。SA投加量對固定化SRB顆粒去除Cr6+的效果見圖2。

圖2 SA投加量對固定化SRB的性能影響Fig.2 Effect of SA dosage on the performance of immobilized SRB

由圖2可知，SA投加量為1%時，Cr6+濃度最低，為(23.97±0.23)mg/L。隨著SA投加量增加至5%時，由于海藻酸鈉含有的羥基和羧基官能團，可以吸附水中部分Cr6+，然而過量添加SA也會導致顆粒機械強度大，影響其內外擴散的傳質性能下降。另一方面，戴云飛等發現，過低的SA濃度會導致小球在實驗48 h后出現破損，菌體暴露在溶液中[13]。該現象與本實驗一致。因此，選擇2%為SA的最佳投加量。

2.1.3 GAC投加量的影響 GAC投加量對固定化SRB顆粒去除Cr6+的效果見圖3。

圖3 GAC投加量對固定化SRB的性能影響Fig.3 Effect of GAC dosage on the performance of immobilized SRB

由圖3可知，隨著GAC投加量的增加，Cr6+濃度有一個明顯的下降過程。初始Cr6+濃度為 50 mg/L，投加量為3%時，反應8 h后溶液濃度為(21.09±0.23)mg/L，去除率達57.82%。推測為活性炭具有良好的吸附性能和較大的比表面積，能夠增強顆粒SRB的去除Cr6+的能力，同時也能快速減少Cr(Ⅵ)濃度，降低對顆粒內SRB的毒性。吳義誠等的實驗發現，加入生物炭后，膠球中小球藻細胞密度是對照組的1.42倍[14]。因此，活性炭的空隙結構有利于SRB附著生長，選擇3%為GAC的最佳投加量。

2.2 吸附等溫線

稱取10 g(濕重)固定顆粒于200 mL具塞錐形瓶中，加入100 mL不同濃度梯度的含Cr6+廢水，反應2 h，平行取樣3次，測定Cr6+的剩余濃度。采用Langmuir和Freundlich方程對數據進行擬合，結果見圖4和表1。

其中Langmuir方程式(2)通過ce/qe對ce線性擬合求得參數qm和KL，Freundlich式(3)參數KF和n通過lnqe對lnce線性擬合得到。

(2)

(3)

式中qe——顆粒對Cr6+平衡吸附量，mg/g；

KL——常數，與吸附反應焓有關，L/mg；

ce——溶液Cr6+的平衡濃度，mg/L；

qm——顆粒對Cr6+的最大理論吸附量，mg/g；

KF——方程的吸附系數。

由圖4可知，Langmuir、Freundlich擬合結果與實測值都比較貼合，說明該吸附過程既符合Langmuir方程，也符合Freundlich模型[15]，而Freundlich模型R2值為0.98大于前者的0.93，說明固定化SRB顆粒屬于多分子層吸附，在吸附過程中不僅是SRB對Cr6+的還原作用，也包含GAC的吸附作用。由Langmuir擬合結果可知，顆粒在該條件下的qm達到4.587 mg/g，說明顆粒對Cr6+的吸附效果顯著，而Freundlich方程中1/n =0.593，說明顆粒不具備對Cr6+快速吸附的能力，這一結果與實驗趨勢一致，表明凝膠層對SRB起了保護作用，也削弱了菌體的傳質性能。

圖4 固定化SRB顆粒吸附等溫線擬合Fig.4 Adsorption isotherm fitting of immobilized SRB particles

表1 吸附等溫線擬合參數Table 1 Adsorption isotherm fitting parameters

2.3 吸附動力學研究

吸附動力學采用擬一級動力學[16]和擬二級動力學[17]來擬合。

擬一級動力學qt=qe-qee-k1t

(4)

(5)

式中qt——t時刻時顆粒的吸附量，mg/g；

qe——平衡時吸附量，mg/g；

k1——擬一級動力學方程的速率常數，min-1；

k2——擬二級動力學方程的速率常數，g/(mg·min)。

稱量10 g固定顆粒于200 mL具塞錐形瓶中，加入100 mL濃度為50 mg/L的Cr6+廢水，設置培養箱溫度為37 ℃，黑暗靜置培養，設置3組平行樣，于不同時間取樣，測定Cr6+的剩余濃度。固定化SRB顆粒對Cr6+的吸附量變化見圖5。

由圖5可知，在實驗開始的20 min內，Cr6+快速被吸附，0～24 h屬于快速吸附階段。隨著顆粒表面吸附位點的飽和，Cr6+去除速率逐漸降低，進入慢速吸附階段，在60 h達到吸附平衡，吸附量占總吸附量的29.6%。

圖5 固定化SRB顆粒動力學模型擬合曲線Fig.5 Fitting curve of kinetic model of immobilized SRB particles

分別采用準一級動力學和準二級動力學擬合顆粒吸附Cr6+的過程，結果見表2。

表2 吸附動力學模型擬合參數Table 2 Fitting parameters of adsorption kinetic model

由表2可知，準一級動力學和準二級動力學的R2分別為0.958和0.986，理論平衡吸附量(qe)分別為4.716 mg/g和5.345 mg/g，都十分接近實驗平衡吸附量4.995 mg/g。這表明顆粒SRB吸附Cr6+的過程是多種吸附反應的復合效應，以表面化學吸附為主[2]，準二級動力學模型更吻合顆粒對Cr6+的吸附動力學機制。

2.4 固定化SRB顆粒反應機理研究

2.4.1 SEM 圖6為固定化SRB顆粒外表面和截面結構掃描電鏡圖。

圖6 固定化SRB顆粒SEM分析Fig.6 SEM analysis of immobilize SRB particles

由圖6b(顆粒20 μm表面)可知，由于小球經過干燥脫水，顆粒表面存在明顯裂紋，凹凸不平較為粗糙。由圖6a(5 μm)可知，局部表面布滿細小微孔，便于微生物與外界的物質交換，但仍然有一些團聚物呈塊狀、圓球狀分散在顆粒表面；切開截面觀察，圖6d(20 μm圖)中可以看到顆粒內部更加粗糙，分布大大小小的各類形狀的孔室和裂紋，這些構成了顆粒內部的物質運輸通道和微生物生活空間。由圖6c(5 μm)可知，在微生物附著在孔隙中生長，由于制備過程氣泡沒有完全去除，可以觀察到大量規則的氣孔。

2.4.2 FTIR 固定化SRB顆粒表面的FTIR見圖7。

圖7 固定化SRB顆粒FTIR分析Fig.7 FTIR analysis of immobilized SRB particles

2.4.3 XPS 為探討顆粒SRB反應機理，采用XPS對材料進行表征。XPS全譜見圖8a，Cr 2p光譜圖見圖8b。

由圖8a可知，各元素信息表明，Cr被成功吸附到材料表面。隨著反應的進行，顆粒粒徑變小且強度降低，該實驗現象與XPS全譜圖中峰強減弱一致。Cr 2p3/2 和 Cr 2p1/2 的特征峰分別為 578.0 eV 和587.4 eV，與文獻中峰范圍一致[19]。結果表明，Cr 2p3/2在578.0 eV處的寬峰被擬合為兩個峰，結合能分別為577.7 eV和581.2 eV，在587.4 eV處的Cr 2p1/2也擬合為 586.8 eV 和 589.0 eV 的兩個峰，這些峰分別歸屬于Cr3+和Cr6+。Cr3+與Cr6+占比分別為70.7%和29.3%，該結果表明固定化SRB顆粒在反應中將Cr6+還原為毒性較小的Cr3+。

圖8 固定化SRB顆粒XPS分析Fig.8 XPS analysis of immobilize SRB particlesa.反應前后XPS全譜圖；b.反應前后Cr 2p-XPS光譜圖

2.5 吸附-再循環實驗

稱量10 g(濕重)固定顆粒于200 mL具塞錐形瓶中，加入濃度為50 mg/L的Cr6+溶液，其他反應條件與動力學實驗相同，完全反應48 h后將顆粒與液體分離，收集并測定溶液中Cr6+濃度。再重復上述步驟進行連續吸附實驗，結果見圖9。

圖9 固定化SRB顆粒吸附再循環Fig.9 Adsorption recycling of immobilized SRB particlesa.吸附再循環實驗；b.階段去除速率

由圖9a可知，固定化SRB顆粒在第一次循環實驗中去除率最高達89.44%，當循環次數不斷增加，顆粒對Cr6+的去除率逐漸降低，并且在實驗過程中發現顆粒表面凝膠溶解，粒徑減小，出現細胞溶出現象。推測由于固定化時間短，導致材料交聯程度差，機械強度較低。另外，連續多次的重復使用，也使得顆粒的吸附位點減少，同時，Cr6+被還原成硫化物沉淀包裹在顆粒表面使得顆粒去除效果減弱。由圖9b可知，0～12 h階段，顆粒經過12 h激活后，顆粒性能得到增強，隨后出現驟降，該階段5次循環的平均去除速率為0.31 mg/h，之后24～36 h和36～48 h兩個階段去除速率呈緩慢下降趨勢，同時也可以看出5次循環實驗中，各階段的去除速率基本一致，顆粒對Cr6+的去除率仍高達 56.1%，這表明固定化SRB顆粒在處理含鉻廢水上具有較好的可重復利用率。

3 結論

(1)固定化SRB顆粒的最佳制備條件為：0.5% CMC，2%SA和3%GAC。

(2)固定化SRB顆粒吸附Cr6+符合準二級動力學方程，表明該過程以表面化學吸附為主，多種吸附反應的復合效應。吸附過程與Freundlich模型擬合結果貼合，是多分子層吸附，由于凝膠削弱了顆粒傳質作用，顆粒SRB不具備對Cr6+的快速吸附能力。

(3)SEM、FTIR和XPS的表征結果表明，固定化顆粒通過大小不一的孔室對SRB起到保護作用和生長空間，同時顆粒含有多種官能團形成吸附位點，與SRB一同將Cr6+還原成毒性小的Cr3+。

(4)在吸附-再循環實驗中，固定化SRB顆粒在5次循環實驗后，對Cr6+的去除率仍有56.1%，在實驗的各個階段，去除速率基本保持不變。