殼聚糖-果膠凝膠珠吸附劑的改性及其去除藻藍蛋白中Pb（II）的應用

劉玉環(huán)，關 瑞，曹雷鵬,，周 悅，黃正花，薛命雄，周佳文

（1.南昌大學食品科學與技術國家重點實驗室，生物質轉化教育部工程研究中心，江西南昌，330047；2.江西省農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)產(chǎn)品質量安全標準研究所，江西南昌，330200；3.廣西北海生巴達生物科技有限公司，廣西北海 536000）

藻藍蛋白（C-PC）是一種存在于藍藻細胞中的色素蛋白復合體[1-2]，占藻類細胞質量的10%～20%左右，具有抗炎、抗氧化、抗腫瘤、免疫增強、肝腎保護功能等保健功能，C-PC 既可以廣泛應用于食品添加劑、安全染料、化妝品等行業(yè)，也可作為功能性成分應用于生物醫(yī)藥領域，具有極大的開發(fā)為藥物的潛力[3-4]，其產(chǎn)量與消費逐年遞增。近十年來，隨著工業(yè)廢水排放量的持續(xù)增加和水質的顯著下降，螺旋藻對水體中重金屬具有較強的富集作用[5]，導致藻類及其蛋白提取物中的重金屬含量嚴重超標（如Pb（II）≤2.0 mg/kg），從而直接或間接危害動物及人類健康[6-7]。因此，開發(fā)綠色高效無害的重金屬去除技術對環(huán)境保護、健康問題和資源循環(huán)利用具有重要意義。

目前，去除水中重金屬的常用方法主要有化學沉淀、電極法、離子交換、膜過濾和生物吸附[8-9]，其中生物吸附技術是一種低成本、簡單、快速高效的重金屬去除方法，但該技術的吸附效果與吸附劑的成本、安全性和容量的密切相關[10-11]。因此，從天然生物廢棄物中獲取生物高聚物制備吸附劑受到越來越多的關注，如果膠、殼聚糖、纖維素和海藻酸鹽[12]。先前研究報道CPB 富含氨基、羧基和羥基，對金屬離子具有較強的親和力，有效解決了殼聚糖和果膠的不穩(wěn)定、機械強度差、吸附能力低和回收難等缺陷[13-14]，被認為是一種很有前途的生物吸附劑，但其CPB 對重金屬的吸附能力和解析能力較低，使得其回收利用率不高。此外，當前關于果膠凝膠珠的研究主要集中在果膠與不同化合物（如瓊脂、海藻酸鈉、阿拉伯膠、黃原膠等）交聯(lián)形成凝膠珠的吸附能力，而關于凝膠珠改性方面的研究缺乏報道[15]。因此，如何有效提高CPB 對重金屬的吸附能力及其重復利用率將成為未來的主要研究方向。

江西柚類中以馬家柚為代表的特色紅心蜜柚產(chǎn)量豐富，在生產(chǎn)加工過程中會產(chǎn)生大量柚皮廢棄物[16]，且這些柚皮廢棄物中果膠含量遠高于綠茶[17]、白木通[18]、劍麻[19]等，可作為制備果膠的主要原料。然而，至今為止，采用廢棄柚皮中的果膠或果膠基凝膠珠作為吸附劑去除重金屬的研究報道較少。

因此，本研究以江西馬家柚皮果膠為原料，利用果膠與殼聚糖的交聯(lián)作用制備CPB（Chitosan-pectin gel beads，CPB）吸附劑去除Pb（II），并通過明膠和羧甲基纖維素等物質對CPB 進行化學改性，表征其結構特性，優(yōu)化其最佳吸附條件和解析條件。此外，評估改性后的最佳CPB 對螺旋藻藻藍蛋白提取液中Pb（II）的去除效果。該研究成果將為果膠基凝膠珠的回收利用、重金屬去除回收和柚皮資源化高值化利用提供技術支撐和理論指導。

1 材料與方法

1.1 材料與儀器

果膠 由本實驗室采用檸檬酸法從江西廣豐所產(chǎn)的馬家柚皮中提取所得[14]；藻藍蛋白提取液 經(jīng)超聲耦合高壓均質破碎螺旋藻細胞后，兩步鹽析純化制得[20]；殼聚糖、明膠（Gelatin，Gel）、羧甲基纖維素鈉（Carboxymethylcellulose sodium，CMC）、鹽酸、氫氧化鈉、硝酸鉛 分析純，廣州西隴科學股份有限公司。

ICP-MS 7800 電感耦合等離子質譜儀 美國Aglient 公司；Nicolet iS5 傅里葉紅外光譜儀 美國Thermo fisher 有限公司；Nano ZCZEN2600 Zeta 電位儀 英國Malvin 公司；pHS-3G pH 計 杭州雷磁分析儀器廠；TGA4000 型熱重分析儀 美國PE 公司；JW-BK132F 型比表面積和孔隙率分析儀 中國精微高博公司；JSM-6701F 型掃描電子顯微鏡、能量色散X 射線光譜儀 日本Jeol 公司。

1.2 實驗方法

1.2.1 殼聚糖-果膠凝膠珠的制備與改性 殼聚糖-果膠凝膠珠（Chitosan-pectin gel beads，CPB）的制備：參考Shao 等[14]報道的方法：將2.0 g 殼聚糖與1.0 g果膠混勻后溶解于100 mL 0.1 mol/L HCl 中，在45 ℃下攪拌均勻形成水溶膠，將水溶膠滴入1.0 mol/L NaOH 中形成CPB，并在NaOH 溶液中攪拌加固2 h后過濾。過濾后的CPB 采用超純水沖洗至水溶液為pH6.0～7.0 后冷凍干燥得到干燥的CPB。

CPB 的改性：將2.0 g 殼聚糖與0.5 g 明膠/0.5 g羧甲基纖維素鈉混勻后融入100 mL 0.1 mol/L HCl中，之后再加入1.0 g 果膠，繼續(xù)在45 ℃下攪拌直至形成水溶膠，之后操作上述CPB 制備相同，最后可分別得到明膠改性CPB（Gelatin-CPB，Gel-CPB）或羧甲基纖維素改性CPB（Carboxymethylcellulose-CPB，CMC-CPB）。

1.2.2 微觀及結構特性表征 利用掃描電鏡（SEM）分析CPB 改性前后的表觀形態(tài)；采用比表面積分析儀（BET 分析）根據(jù)N2吸附-脫附數(shù)據(jù)研究吸附劑的比表面積與孔隙度；采用傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR）分析CPB 改性及其吸附前后結構的變化，其掃描波長范圍為4000～400 cm-1，分辨率為4 cm-1，掃描64 次；采用熱重分析儀（TG 分析）探究吸附劑的熱穩(wěn)定性及分解過程；采用Zeta 電位儀測量不同pH（2.0～7.0）條件下1.0 mg/mL 吸附劑溶液的電位[10]；X 射線光電子能譜（XPS）分析吸附劑中的主要元素（C、O）和目標金屬（Pb（II））。

1.2.3 pH 與溫度對吸附Pb（II）的影響 凝膠珠吸附劑（40 mg）與40 mL 100 mg/L Pb（II）溶液混合均勻后，采用1.0 mol/L NaOH 或1.0 mol/L HCl 調控溶液pH 至2.0～7.0 后，在溫度30～70 ℃下振蕩（200 r/min）吸附4 h 過濾（每組單因素固定因素為pH6.0，30 ℃），分析測定濾液中的Pb（II）含量。

1.2.4 解析和再生實驗 解析再生實驗參照王學棟等[15]報道的方法，將50 mg 吸附劑與50 mL 100 mg/L Pb（II）溶液在pH7.0 和30 ℃下進行吸附實驗。為優(yōu)化解析時間，將吸附Pb（II）后的吸附劑在pH7.0和30 ℃下進行解析。此外，為了進行再生研究，將吸附Pb（II）后的吸附劑放置0.1 mol/L HNO3溶液中，并在20～25 ℃下攪拌24 h。然后分離吸附劑并用蒸餾水洗滌，并用于下一次吸附實驗，重復吸附-解吸循環(huán)5 次以確定吸附劑的可重復使用性。

1.2.5 吸附等溫模型實驗 40 mg 凝膠珠吸附劑與40 mL 0～1.0 g/L Pb（II）溶液混合均勻后，在30 ℃和pH 6.0 下振蕩（200 r/min）吸附4 h，最后過濾去除凝膠珠吸附劑，采用電感耦合等離子質譜儀（Inductively coupled plasma mass spectrometry，ICP-MS）分析測定濾液中的Pb（II）含量。

1.2.6 吸附動力學模型實驗 1.0 mg/mL 凝膠珠吸附劑與50 mL 100 mg/L Pb（II）溶液混合均勻后，在30 ℃和pH 6.0 條件下振蕩（200 r/min）吸附0～5 h，最后過濾去除凝膠珠吸附劑，采用ICP-MS 分析測定濾液中的Pb（II）含量。

1.2.7 吸附劑在藻藍蛋白提取液中Pb（II）去除的應用 根據(jù)螺旋藻藻藍蛋白提取液中Pb（II）的濃度（68.54 mg/L）及pH 6.2，將改性后的CPB 在最佳條件下應用于螺旋藻藻藍蛋白提取液中，之后采用過濾的方式回收吸附劑，并分析測定螺旋藻藻藍蛋白提取液中的Pb（II）含量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

以上實驗均重復3 次,實驗數(shù)據(jù)以“mean±Std”表示，組間不同字母表示兩組之間具有顯著性差異（P<0.05）。采用SPSS 23.0 進行數(shù)據(jù)分析和Origin 9.0 軟件進行作圖。

2 結果與分析

2.1 SEM 與BET 分析

采用SEM 對改性前后的CPB 微觀形貌進行了表征，如圖1 所示。結果顯示，與CPB 相比之下，改性后的Gel-CPB 和CMC-CPB 具有更粗糙的表面，這可能是由于改性物質與CPB 的自組裝和聚合。此外，CMC-CPB 表面其具有更多的空隙結構，非均質表面有望提供更大的比表面積，因此可以增加重金屬離子的吸附位點從而促進重金屬的吸附[19]。

圖1 改性前后CPB 的SEM 分析Fig.1 SEM analysis of CPBs before and after modification

表1 顯示改性前后的CPB 比表面積變化。結果顯示，改性后的CPB 比表面積明顯提高，Gel-CPB和CMC-CPB 的比表面積分別為10.96 和20.28 m2/g，顯著高于CPB（3.48 m2/g）（P<0.05），這與SEM 分析的結果基本一致。孔體積的增大以及平均孔徑的減小表明改性后的凝膠珠孔隙度更大。

表1 改性前后的CPB 表面特性參數(shù)Table 1 Surface characteristic parameters of CPB before andafter modification

2.2 CPB 改性前后的結構特性

2.2.1 紅外與熱重分析 FTIR 光譜主要用于分析樣品結構特性。圖2a 顯示了改性前后CPB 官能團的變化，結果顯示改性前后CPB 官能團結構未發(fā)生明顯變化，其主要特征峰如下：3000～3600 cm-1處的吸收峰對應于O-H 伸縮振動峰；2800～3000 cm-1處的吸收峰為C-H 對稱及非對稱拉伸振動峰；1300～1000 cm-1對應的吸收峰為羧酸和醇的伸縮振動峰[20-21]。3455 cm-1處的吸收峰對應于O-H 和NH 的伸縮振動吸附峰；-COO 對稱及非對稱拉伸振動峰分別為1635 和1436 cm-1，與羧基（-COO）密切相關[22]。

熱重（TG）分析主要了解吸附劑商業(yè)化應用的熱穩(wěn)定性。圖2b 顯示改性前后的CPB 重量損失情況。結果顯示改性前后的CPB 重量損失主要分為3 個階段：在第1 階段（50～250 ℃），CPB、Gel-CPB和CMC-CPB 的熱重量損失率分別為10.27%、10.06%和8.60%，這可能是由于吸附劑表面的吸附水和表面水的蒸發(fā)；在第2 階段（250～550 ℃），CPB、Gel-CPB和CMC-CPB 的熱重量減輕分別約為51.55%、51.62%和53.29%，可能是由于長碳水化合物鏈的降解和片段的解聚所致；在第3 階段（550～800 ℃），吸附劑的重量損失率逐漸下降，CPB、Gel-CPB 和CMC-CPB的熱重量損失僅為23.44%、23.44%和13.92%，其可能歸因于剩余化合物已經(jīng)碳化而穩(wěn)定。當溫度達到800 ℃時，CMC-CPB 的熱重量損失（75.82%）顯著（P<0.05）低于CPB 和Gel-CPB 的熱損失（85.34%）。因此，改性前后的CPB 最佳熱穩(wěn)定均應低于250 ℃，且CMC-CPB 的熱穩(wěn)定性高于CPB 和Gel-CPB。

2.2.2 改性前后吸附劑的Zeta 分析 先前研究報道吸附劑的表面負電荷越多，其結合金屬離子能力越強[23]。圖3 顯示改性前后CPB 的Zeta 電位在不同pH（3.0～10.0）條件下的變化趨勢，改性前后CPB 的Zeta 電位在pH3.0～10.0 均表現(xiàn)為負電荷，這可能與其含有大量的COO-基團有關[15]。隨著pH 的增加，吸附劑的Zeta 電位呈先降低后增加的趨勢，并在pH7.0 條件下其表面帶的負電荷最大，表明其吸附重金屬離子能力最佳。此外，不同物質改性得到CPB的Zeta 電位也有很大的差異。在pH7.0 條件下，CMC-CPB 的Zeta 電位達到-34.95 mV，明顯低于Gel-CPB（-32.6 mV）和CPB（-28 mV），表明CMCCPB 與金屬離子的結合能力較強。

圖3 改性前后CPB 的Zeta 電位分析Fig.3 Zeta potential analysis of CPB before and after modification

2.2.3 XPS 光譜分析 XPS 譜圖分析廣泛用于探究樣品與金屬離子之間的吸附機制。圖4 顯示了改性吸附中的C、O、N 及其吸附Pb（II）后的XPS 譜圖。圖4a 和圖4b 顯示三種吸附劑成功吸附了Pb（II），此外，CMC-CPB 對Pb（II）的吸收峰最強，表明其吸附Pb（II）的量較多。在Pb4f 譜圖中（圖4b），143 和138 eV 處的高強度峰可分別歸因于Pb4f5/2和Pb4f7/2，后者可能PbCO3和Pb（OH）2有關，表明由于電子供體，羧基和羥基參與了Pb（II）的吸附[10]。圖4c（O1S）顯示-C=O 對應的吸收峰位置，在吸附Pb（II）后發(fā)生偏移，表明O 原子與Pb（II）之間發(fā)生了相互作用。在O1s 譜圖中，CMC-CPB 吸附Pb（II）后，其-C=O 的譜圖由532.8 eV 遷移至532.95 eV。在C1s 譜中（圖4d），C=C、C-O 和C=O 的吸收峰分別位于284.8、286.4、288.1 eV，吸附Pb（II）后，其碳原子吸收峰的位置發(fā)生遷移，表明-COO-、-CO-NH-和-C=O 參與了Pb（II）的配位。

2.3 pH 和溫度對吸附劑吸附容量的影響

pH 可影響吸附過程中吸附物的形態(tài)和吸附劑的表面性質。在pH 高于7.0 的情況下，會產(chǎn)生沉淀Pb（OH）2，這會導致吸附的結果不準確。因此在pH2.0～7.0 的條件下進行了間歇吸附實驗。圖5a顯示pH 對改性前后吸附Pb（II）能力的影響，結果顯示隨著pH 從2.0 增加至6.0，CPB 對Pb（II）的吸附能力逐漸增加，且改性后的凝膠珠（CMC-CPB 和Gel-CPB）吸附能力顯著高于CPB（P<0.05）。在pH2.0 條件下下，吸附劑對Pb（II）的吸附能力相對較差主要歸因于吸附劑表面上H+與Pb（II）對結合位點的激烈競爭，之后隨pH 增加至6.0，吸附劑會暴露出越來越多的-COO、-OH、-NH3和-NH2可用于Pb（II）的吸附[20]。在pH7.0 條件下，吸附劑對Pb（II）的吸附能力逐漸下降，其可能是-OH 與-NH3的反應，從而降低了吸附Pb（II）的官能團數(shù)量[24]。此外，在所有pH 下，改性后的CPB 對Pb（II）的吸附能力顯著提高（P<0.05）。在pH6.0 條件下，CMC-CPB 和Gel-CPB對Pb（II）的吸附容量分別為58.58 和48.00 mg/g，明顯高于CPB（44.27 mg/g）。因此，為了使所有的吸附劑都達到較大的吸附容量以及便于比較，采用pH6.0進行后續(xù)試驗。

圖5 pH（a）和溫度（b）對三種吸附劑去除Pb（II）能力的影響Fig.5 Effect of 4 pH (a) and temperature (b) on Pb(II) removal ability of three adsorbents

工業(yè)廢水的溫度通常高于室溫（25±2 ℃），因此，探究不同溫度下CPB 改性前后對Pb（II）吸附能力的影響。圖5b 顯示隨著溫度逐漸增加至70 ℃，三種吸附劑對Pb（II）的吸附能力呈先增加后降低的趨勢。隨著溫度增加至60 ℃時，CPB、Gel-CPB 和CMC-CPB 對Pb（II）的吸附能力分別由41.92、47.74和60.03 mg/g 顯著增加至48.27、55.85 和66.88 mg/g（P<0.05），該結果表明稍高的溫度（<60 ℃）可以通過加速分子熱運動來促進吸附劑與Pb（II）的接觸，從而提高吸附劑對金屬的吸附能力，這與文獻[10,25]報道的結果基本一致。當溫度高于60 ℃時，因分子熱運動加速導致許多Pb（II）脫離吸附劑表面而進入溶液中，降低了邊界層的厚度，最終導致吸附能力的下降。此外，在60℃條件下，CMC-CPB 和Gel-CPB對Pb（II）的吸附量分別達到66.88 和55.85 mg/g，明顯高于CPB 的吸附量（48.27 mg/g），這可能是由于改性后的CPB 暴露了更多的金屬結合位點。

2.4 改性前后CPB 的解吸再生利用性

吸附劑的解析再生能力是評價其吸附性能的重要指標。圖6 顯示了改性前后CPB 對Pb（II）的解析再生吸附情況。結果表明在5 次解析再生利用過程中，CPB 對Pb（II）的去除率逐漸降低至47.97%，比第1 次降低了14.85%。而經(jīng)過化學改性后，Gel-CPB 對Pb（II）的去除率下降了6.59%，其可能的原因是由于吸附劑內部的部分吸附位點與重金屬穩(wěn)定結合，不能完全解吸[26]。CMC-CPB 對Pb（II）的去除率基本保持穩(wěn)定值，維持在86.92%，且改性后的CPB 對Pb（II）的去除率顯著提高（P<0.05）。此外，在第5 次重復利用后，CMC-CPB 和Gel-CPB 對Pb（II）的去除率分別達到84.37%和70.56%，明顯高于CPB（47.97%）。因此，經(jīng)過改性后，CMC-CPB 對Pb（II）的去除率顯著提高，且具有較好的回收利用率。

圖6 三種吸附劑對Pb（II）的解吸再生利用率Fig.6 Desorption and regeneration utilization of Pb(II) by three adsorbents

2.5 吸附機理分析

2.5.1 吸附等溫模型 吸附等溫模型常用于探究金屬離子和吸附劑之間的相互作用及吸附機理，其主要包括Langmuir 和Freundlich 兩個等溫吸附模型。Langmuir 模型表示金屬離子以單層形式吸附在吸附劑的均質表面，F(xiàn)reundlich 模型表示金屬離子以多層形式吸附在吸附劑的非均相表面[27]。圖7 及表2 顯示了CPB 改性前后對Pb（II）的吸附等溫模型擬合曲線及相關參數(shù)，Langmuir 模型（R2=0.9543～0.9811）比Freundlich 模型（R2=0.7428～0.9372）更能描述三種吸附劑對的吸附趨勢，這表明Pb（II）在果膠上的吸附是基于表面均相結合位點的單層形式，且化學吸附占主體作用，改性后的CPB 對Pb（II）的吸附等溫線更符合Langmuir 模型，這與文獻[10,13]結果基本一致。根據(jù)Langmuir 模型曲線評估，CMC-CPB 和Gel-CPB 對Pb（II）的最大吸附容量qmax分別為69.37和62.50 mg/g，顯著高于CPB（55.86 mg/g）（P<0.05），表明改性后的CPB 對Pb（II）的結合能力最強，其中以CMC 改性效果最佳。b 值是評估吸附劑與吸附質親和力的主要參數(shù)，當b>1 時，不利于吸附，當0

2.5.2 吸附動力學 吸附動力學是評估吸附過程效率的重要參數(shù)。吸附動力學取決于吸附劑和吸附體系的物理化學性質，可用擴散過程來描述[29]。采用一級動力學模型和二級模型動力學模型預測CPB 改性前后對Pb（II）吸附過程的機理。圖8 及表3 顯示了改性前后CPB 的吸附動力學擬合模型曲線及相關參數(shù)，擬二級動力學模型（R2=0.9963～0.9991）比擬一級動力學模型（R2=0.9768～0.9932）更能描述三種吸附劑對Pb（Ⅱ）的吸附過程，表明三種吸附劑對Pb（II）的吸附效率受化學吸附控制，即這個吸附過程主要是化學吸附[30]。根據(jù)擬二級動力學模型得到CPB、Gel-CPB 和CMC-CPB 對Pb（II）的吸附平衡量分別為51.77、62.87 和67.12 mg/g，CMC-CPB 和Gel-CPB的吸附平衡量明顯高于CPB (P<0.05)，表明改性后的CPB 對Pb（II）的吸附平衡量明顯提高。

表3 改性前后的CPB 吸附等溫線模型參數(shù)Table 3 Adsorption isotherm parameters of CPB before and after modification

圖8 改性前后的CPB 吸附動力學擬合曲線及相關參數(shù)Fig.8 Adsorption kinetics fitting curve and related parameters of CPB before and after modification

2.6 吸附劑的實際應用效果

在實際樣品溶液中，樣品可能對目標金屬離子存在物理吸附作用，其與吸附劑可能存在競爭性吸附，從而降低吸附劑對目標金屬離子的吸附能力。因此，為了評估吸附劑在實際應用中效果，本文以本實驗室制備的藻藍蛋白提取液（Pb（II）含量68.54 mg/L）為樣品，用于探究改性前后的CPB 及其吸附解析5 次后對藻藍蛋白溶液中Pb（II）的去除能力，其實際應用效果如圖9 所示，結果表明，三種吸附劑對Pb（II）的去除能力均有所降低，其可能是由于藻藍蛋白與吸附劑存在競爭性吸附。其中，CMC-CPB 對藻藍蛋白中Pb（II）去除率達到78.29%，顯著高于Gel-CPB（65.38%）和CPB（55.69%）（P<0.05）。在利用吸附解析5 次后三種吸附劑對藻藍蛋白中Pb（II）的吸附能力均有明顯下降，但CMC-CPB 對Pb（II）去除率仍可達到70.55%。綜上所述，CMC-CPB 具有較好的實際應用效果和穩(wěn)定性，可廣泛用于食品中的Pb（II）去除。

圖9 改性前后的CPB 對藻藍蛋白中Pb（II）的去除效果Fig.9 Removal of Pb(II) from C-phycocyanin by CPB before and after modification

3 結論

本文采用明膠（Gel）及羧甲基纖維素鈉（CMC）對殼聚糖-果膠凝膠珠（CPB）進行化學改性有效提高了吸附金屬離子能力及其解析再生利用率。改性后的CPB 中羧基、羥基及氨基數(shù)量均有所提高，吸附位點和網(wǎng)孔隙結構增多，比表面積和熱穩(wěn)定性提高，Zeta 電位明顯降低，有效提高了吸附Pb（II）能力和解析利用率，其中以CMC-CPB 最佳，吸附最適pH值和溫度為6.0 和60 ℃。此外，改性前后的CPB對Pb（II）的吸附過程均符合Langmuir 吸附等溫模型和準二級動力學模型，屬于單分子層且吸附過程由羧基、羥基、胺和酰胺與Pb（II）之間的絡合作用為主導。根據(jù)Langmuir 模型曲線評估，CMC-CPB 和Gel-CPB 對Pb（II）的最大吸附容量qmax分別為69.37和62.50 mg/g，明顯高于CPB（55.86 mg/g）。此外，CMC-CPB 及其吸附解析后均具有較好的實際應用效果，可更好地用于去除藻藍蛋白及藻類中的Pb（II）。