不同外源Cd(II)對Pseudomonas aeruginosa EPS的脅迫效應
--產量、組分、吸附特性變化及其機制

陳麗瑤,連澤陽,宋衛鋒,戴文燦,楊佐毅,孫夢格,黃祥武,白曉燕(廣東工業大學環境科學與工程學院,廣東 廣州510006)

現代工業的快速發展伴隨著含重金屬廢物的增加,其中Cd(II)和Zn(II)就是典型的重金屬,一旦進入水體,即使濃度很低也會被微生物積累,沿著食物鏈傳遞,最終富集在人體內,進而損害人體的正常生理功能[1].開發經濟高效的重金屬廢水處理技術一直是研究者追求的目標.在實踐中,經常遇到廢水中的重金屬離子濃度較低的情形,使用傳統的處理技術效果并不理想.近年來,包括胞外聚合物(EPS)在內的生物吸附方法得到較廣泛的研究,且對低濃度重金屬具有較高的去除效率[2].

EPS 是微生物產生的多組分聚合物,以膜的形式包被在細胞膜上或以溶解或膠體形式分散在細胞外.蛋白質、多糖和核酸是EPS 的主要成分,其中蛋白質約占總量的70%～80%[3].除了在維持微生物聚集體的結構和功能完整性方面起著非常重要的作用外,EPS 也可以利用配位、絡合、陰陽離子交換等作用來吸附重金屬.低濃度重金屬可以刺激微生物產生具有大量配體的EPS,與重金屬結合,使之失去流動性以保全細胞[4].EPS 是一種具有極大潛力的重金屬生物吸附劑.

微生物產生EPS 受多種因素的影響,碳、氮、磷等營養條件,pH 值、金屬離子和溫度等外部條件都會影響微生物EPS 的產生[5].其中,重金屬是關鍵因子.近年來許多科研人員集中在重金屬對細菌的脅迫研究上.革蘭氏陽性菌(G+菌)中肽糖和二葉酸的含量較高,因此,被認為具有更優的吸附性能[6].V?lke 等[7]以Ni(II)和 Cu(II)為脅迫因子,比較了兩者對Halobacterium salinarum R1 產生EPS 的效應,發現Cu(II)脅迫下產生的EPS 含量比同等條件下的Ni(II)產生的多.Zeng 等[8]通過實驗發現,在金屬離子脅迫下,Bacillus sp.S3 產生的EPS 含量增加,并通過與表面官能團絡合間接降低這些重金屬的毒性.有研究表明,由于革蘭氏陰性菌(G-菌)較敏感,在重金屬,比如Cd(II)的脅迫/誘導下比較容易出現相應的應激反應[9].在一定濃度的Cd(II)刺激下,G-菌EPS 的含量、組成等也可能隨之變化.近年來逐漸出現了關于脅迫/誘導G-菌產生EPS 的研究.孫夢格等[10]發現在最佳Cd(II)濃度脅迫下,Pseudomonas aeruginosa 的EPS 總產量可達到最大值,其中的蛋白組分起到關鍵作用.Qu 等[11]通過研究發現在Pseudomonas putida 中,巰基和磷酸二酯基團優先與Pb(II)絡合,促進了Pb(II)的吸附.黃祥武等[12]通過實驗篩選發現HCOONa脅迫/誘導后,EPS中C-O/C-N、C=O、C=N 等官能團的濃度明顯增加,可能是吸附Cd(II)的主要基團.在相關文獻中,研究者的重點主要集中在重金屬離子對G-菌的脅迫效應,實際上陰離子的作用也不可忽視.另外,目前的研究對象幾乎全部為單一金屬,脅迫下的EPS 對重金屬的吸附選擇性探究遠未充分.

本研究使用菌株為銅綠假單胞菌(Pseudomonas aeruginosa,P.aeruginosa),屬于革蘭氏陰性菌,金屬耐受性較強[13].探討了在3 種不同Cd(II)化合物的脅迫/誘導下,P.aeruginosa EPS 的產量及其吸附性能的變化.此研究的獨特之處在于:通過實驗探究不同陰離子Cd(II)化合物對EPS 產量和組成的影響、對吸附性能和吸附選擇性的影響和對蛋白質中氨基酸種類的影響,以及上述組分變化和氨基酸種類變化與吸附性能之間的關系.

1 材料與方法

1.1 材料

本文所用菌種為購自廣東省微生物菌種保藏管理中心的P.aeruginosa,經復蘇活化培養后,于-20℃保存.

營養瓊脂培養基:3.2g 營養瓊脂干粉培養基,用超純水定容到100mL 配得[14].

LB 培養基:10g 蛋白胨,10g NaCl、5g 酵母粉,用超純水定容至1000mL 配得.將培養基pH值調節至7.2,在121℃的高壓滅菌鍋滅菌20min 后,置于超凈工作臺冷卻[14].

1.2 活化與培養

P.aeruginosa 復蘇后,平板劃線接種至營養瓊脂培養基上,在30°C 的恒溫培養箱中培養24h,觀察到菌落明顯,挑取單個菌落到100mL LB 培養基上,在30°C、150r/min 的恒溫振蕩搖床中培養24h 后,用甘油于-20℃下保存菌液.

然后以5%(體積分數)將菌液接種到95mL 的LB 培養基中,并在37°C、150r/min 的恒溫搖床中培養24h.將菌株以5%(體積分數)分別接種到0～80mg/L 濃度梯度的3 種Cd(II)化合物的LB 培養基中,并在37°C、150r/min 的恒溫搖床中脅迫培養24h.上述接種過程均在超凈工作臺操作.

1.3 EPS 的提取與測定

本文采用加熱法提取EPS[14].取30mL 脅迫培養后的菌液于離心管中,置于高速冷凍離心機(4°C,1850g)離心15min;倒掉上清液,用0.9% NaCl震蕩洗滌菌體后,在高速冷凍離心機(4°C,1850g)離心15min;倒掉上清液,加入0.9% NaCl 溶液,震蕩洗滌使成為菌懸液.將菌懸液置于60°C 恒溫水浴鍋中加熱30min,而后在高速冷凍離心機(4°C,7400g)中離心15min.上清液經0.45μm 濾膜過濾,在超純水中用磁力攪拌器透析24h,移取透析后的液體于-20°C 保存備用.

EPS(mg/g VSS)的產量由蛋白質、多糖和核酸組成,分別采用考馬斯亮藍法[15]、硫酸蒽酮法[16]和二苯胺法[17]測定.

1.4 吸附實驗

將脅迫/誘導培養后提取的P.aeruginosa EPS等質量(1mg)添加到15mg/L、pH = 5 的Cd(NO3)2溶液中.在30°C、150r/min 的恒溫搖床中振蕩吸附2h 后,于200mL 超純水中透析12h.透析后溶液中Cd(II)離子的濃度由火焰原子吸收分光光度計測定.

EPS 重金屬吸附的計算如下:

式中:Q 是EPS 吸附重金屬的量,mg/g EPS;C0是金屬離子的初始濃度,mg/L;V0是溶液的體積,L;Ct是透析液中金屬離子的濃度,mg/L;Vt是透析液的體積,L;m是EPS 的質量,g.

1.5 EPS 表征分析

1.5.1 三維熒光光譜(3D-EEM)分析 EPS 通過3D-EEM(英國愛丁堡)分析.掃描間隔為5nm,激發光(Ex)范圍為 200～500nm,發射光(Em)范圍為 280～550nm.

1.5.2 高效液相色譜(HPLC)分析 在該實驗中,EPS 中氨基酸的變化通過HPLC(美國安捷倫)進行分析.除了在440nm 處檢測到脯氨酸外,其他氨基酸在250nm 處檢測到.

1.5.3 傅里葉紅外光譜(FTIR)分析 通過乙醇沉淀對樣品進行預處理后,將沉淀物冷凍干燥并與KBr 混合[18].壓縮后,通過FTIR(德國布魯克)分析,分析波長為400～4000cm-1.

1.5.4 X 射線光電子能譜(XPS)分析 EPS 中C 和O 價態的變化由XPS(美國賽默飛)確定.XPS 光譜峰由Avantage 分析.

1.6 競爭吸附實驗

配制濃度為15mg/L的Zn(II)溶液和Cd(II)溶液,將其分別作為雙組分系統下吸附Cd(II)或Zn(II)的固定離子,保持其他條件一致,探究在不同時間、不同初始濃度的 Cd(II)或 Zn(II)下,Control-EPS、Cd(NO3)2-EPS 吸附性能的變化.單組分吸附等溫模型實驗在先前工作已經開展,相關數據見表4[14].

競爭性Langmuir 模型的計算如下:

式中:Qe,i是雙組分系統下i 離子的平衡吸附量,mg/g EPS;Qm,i是單組分Langmuir 等溫線模型i 離子的最大吸附量,mg/g EPS;KL,i,KL,j是單組分Langmuir等溫線模型的吸附常數,L/mg;Ce,i,Ce,j是i 離子的平衡濃度和j 離子的固定濃度,mg/L.

2 結果和討論

經過3 種不同Cd(II)化合物脅迫/誘導后的P.aeruginosa EPS 分別記為CdCl2-EPS、CdSO4-EPS、Cd(NO3)2-EPS,未脅迫/誘導EPS 記為Control-EPS.

2.1 脅迫/誘導下P.aeruginosa EPS 的組分及含量

由圖1 可知,在3 種脅迫/誘導條件下,EPS 產量的總體趨勢為先增后減,3 種EPS 產量都在50mg/L Cd(II)脅迫/誘導下效果最佳.此外,Cd(NO3)2是最好的脅迫/誘導劑,CdCl2效果次之,CdSO4最差.當Cd(NO3)2為50mg/L 時,Cd(NO3)2-EPS 產量達到頂峰,為214.91mg/g VSS.蛋白質含量增加最為顯著,達到136.75mg/g VSS,比脅迫前的26.85mg/g VSS增加了 409.31%.多糖產量達到 57.89mg/g VSS,比Control-EPS 產生的33.57mg/g VSS 多糖增加了72.45%.DNA 產量達到20.27mg/g VSS,比Control-EPS 產生的1.01mg/g VSS DNA 增加了19 倍以上.

圖1 脅迫/誘導下的EPS 產量及吸附性能Fig.1 EPS component contents and adsorption capacity under stress/induction

對于P.aeruginosa,Cd(II)是一種會對菌株的正常生理活動產生不利影響的有毒物質.因此,菌株需要產生更多的EPS 來抵御這種不利環境,防止Cd(II)進入細胞體內[19].另一方面,EPS 是由細胞代謝分泌的或膜裂解產生的,當Cd(II)超過一定濃度時,細胞內活性氧的濃度增加,從而破壞細胞組織和DNA,細胞內器官和DNA 溶出,此時胞外DNA 會增加,但細胞已失活.由于固有的DNA 修復系統的持續存在,生物體重新獲得了生命,生物體獲得了對重金屬鎘的耐受性[20].

根據上述結果,可以發現在相同 Cd(II)濃度下,NO3-比SO42-、Cl-起到了更大的作用.具體體現為,在最佳脅迫/誘導濃度(50mg/L Cd(II))下,Cd(NO3)2-EPS 產量最高.Alipanah 等[21]通過控制變量來限制氮源,發現氮源不存在時,Phaeodactylum tricornutum 的氨基酸合成途徑被轉錄抑制,使得蛋白質合成減少.Cd(NO3)2中的NO3-可以充當細菌的額外氮源,以合成蛋白質,進一步合成更多的EPS[22].

2.2 脅迫/誘導下P.aeruginosa EPS 的吸附性能

根據2.1 的實驗結果,提取相應的EPS 進行Cd(II)吸附實驗,可得不同Cd(II)化合物脅迫/誘導下的P.aeruginosa EPS 吸附性能變化.

整體而言,EPS 對Cd(II)的平衡吸附量隨CdCl2、CdSO4、Cd(NO3)2濃度的增加而表現出先增后減的變化.經過Cd(NO3)2脅迫/誘導后產生的EPS 吸附效果最好(圖1).具體體現為,在50mg/L Cd(NO3)2脅迫下,EPS 對Cd(II)的平衡吸附量為232.41mg/g EPS,而Control-EPS 對Cd(II)的平衡吸附量為162.70mg/g EPS,即增加了42.85%.由2.1 可知,Cd(NO3)2脅迫/誘導后EPS 的蛋白質含量增加最多.因此,EPS 產量與吸附重金屬能力之間存在一定的線性關系,也即不同陰離子Cd(II)化合物可以促進EPS 蛋白質的合成,從而增加對重金屬吸附能力.

此外,還進行了P.aeruginosa EPS 吸附性能與多糖和蛋白質含量之間的相關性分析,如圖2所示.可以知道EPS 的吸附性能與蛋白質含量較為相關,相關系數為0.6203～0.7302.相比之下EPS 與多糖含量關系不明確,相關系數最小僅為0.2295.因此,蛋白質在EPS 吸附重金屬的過程中起著更為重要的作用.該結論與孫夢格等[10]的研究一致.蛋白中官能團的含量在脅迫后有所增加,并且增加幅度越大,EPS 對重金屬的去除效果越好.這些官能團可以提供更多的位點來結合重金屬,從而提高EPS 的吸附能力[23].

圖2 脅迫/誘導下EPS 的多糖(a)、蛋白質(b)與吸附性能的線性關系Fig.2 Linear relationship on EPS between polysaccharide(a),protein(b)and adsorption capacity under stression/induction

2.3 脅迫/誘導下P.aeruginosa EPS 的特性研究

2.3.1 脅迫/誘導前后P.aeruginosa EPS 的3DEEM 分析 如圖3所示,可觀測到兩個峰,分別位于275/325nm 的A 峰和236/330nm 處的B 峰.這些峰表明EPS 含有類色氨酸熒光物質和類酪氨酸熒光物質,且A 峰強度均高于B 峰,表明類色氨酸在EPS中的作用強于類酪氨酸,類色氨酸是EPS 與Cd(II)結合的重要絡合物質[24].

圖3 脅迫/誘導下EPS 的三維熒光光譜圖Fig.3 3D-EEM of EPS under stress/induction

熒光強度與EPS 含量密切相關[25].由表1 可知,脅迫/誘導后,A 峰和B 峰的強度顯著高于脅迫/誘導前,且 Cd(NO3)2-EPS 的熒光強度變化最大.在Cd(NO3)2脅迫/誘導下,A 峰強度從4.1×105增加到5.9×105,提高了43.90%,B 峰強度從3.5×105增加到5.2×105,提高了48.57%.類色氨酸和類酪氨酸表示蛋白類物質,表明脅迫/誘導對EPS 中蛋白質的影響較大,且NO3-作為無機氮源時,EPS 產量最高[26].與CdCl2和CdSO4相比,Cd(NO3)2可以為菌株提供氮源,用于合成EPS 中的氨基酸和蛋白質,使菌株能夠抵御濃度更高的Cd(II)[27].以上結果表明,EPS 的組成可以通過不同的Cd(II)化合物脅迫/誘導進行定向調控,通過增加蛋白質的含量,提供更多的官能團,如C=O 和C-N/C-O 等,為重金屬的去除提供更多的吸附位點.

表1 脅迫/誘導下EPS 的熒光信息Table 1 Fluorescence information of EPS under stress/induction

2.3.2 脅迫/誘導前后P.aeruginosa EPS 的HPLC分析 根據圖2b 可知,蛋白質在吸附中起較重要的作用.因此,采用高效液相色譜分析不同脅迫/誘導條件下EPS 蛋白質中的氨基酸組成.

從圖4 可以看出,在脅迫/誘導后,氨基酸的組成和比例發生了一些變化.苯丙氨酸(PHE)、賴氨酸(LYS)、脯氨酸(PRO)、絲氨酸(SER)和谷氨酸(GLU)的比例增加,其中PHE 的占比從51.78%分別增加到58.62%、65.54%和51.92%,LYS 的占比從2.48%增加到最高為15.42%,SER 的占比均從0.40%增加了50%以上,最高增加到了3.29%.

圖4 脅迫/誘導下EPS 的氨基酸物質的量百分比Fig.4 Mole percentage of EPS amino acid under stress/induction

天冬氨酸(ASP)、蘇氨酸(THR)和組氨酸(HIS)的比例下降,其中ASP 的比例從Control-EPS 的26.09% 分別降為 CdCl2-EPS 的 14.81% 、CdSO4-EPS 的 7.81% 和 Cd(NO3)2-EPS 的10.62%,THR 的比例從Control-EPS 的2.12%分別降為CdCl2-EPS 的0.48%、CdSO4-EPS 的0.11%和Cd(NO3)2-EPS 的0.43%.其他氨基酸變化不明顯.從構成上看,PHE 占EPS 總氨基酸的一半以上,其次是ASP、y-氨基丁酸(GABA)、LYS、異亮氨酸(IIE)、GLU.

PHE 為α-氨基酸,有文獻認為,其含量增加有助于EPS 與Cd(II)結合并降低對微生物的毒性[28].LYS 中除羧基外,還同時存在α-氨基和ε-氨基,有研究表明,Co(I)與LYS 的α-氨基和羧基配位,Cu(II)還可以與ε-氨基配位[29].因此,脅迫/誘導后EPS 中LYS的增加可以使吸附朝有利方向進行.PRO 是有效的金屬螯合劑,小球藻在重金屬脅迫下會分泌更多的PRO,保護細胞免受重金屬毒性作用[30-31];SER 和GLU 分子結構中具有極性側鏈,可以提供極性側鏈原子、羧酸氧原子和胺氮原子,與Cu(II)配位后具有較高的穩定性常數[32].整體來看,蛋白質中PHE 等幾種氨基酸含量的增加是Cd(II)脅迫/誘導的直接結果,也是其吸附性能提高的根本原因.關于這些氨基酸與重金屬離子之間更深入的作用過程還需要進一步研究.

2.3.3 脅迫/誘導前后P.aeruginosa EPS 的FTIR 分析 由于EPS 中存在羧基、羥基、酚基等官能團,這些基團可以參與陽離子交換或與金屬形成配合物的過程[33].通過傅里葉紅外光譜分析,可得到不同Cd(II)化合物脅迫/誘導前后P.aeruginosa EPS 中官能團的變化,從而進一步探究EPS 與重金屬離子的結合機理.

Jiang 等[44]發現峰強度與官能團的濃度或數量有關.根據圖5、表2,脅迫/誘導后沒有產生新的峰,表明EPS 在脅迫/誘導后官能團的種類沒有變化.然而,在Cd(NO3)2-EPS 脅迫作用下,峰強度最大,表明EPS 中官能團的濃度或數量有所增加,特別是1394～1406cm-1代表的COO-相關的C=O 對稱拉伸和1645cm-1代表的C=O/C-N 的變化較明顯,表明C=O/C-N 的數量增加.位于3445～3454cm-1處的峰值屬于蛋白質中的N-H 和多糖中的O-H.位于1099cm-1處的峰屬于C-OH 和C-O.上述結果表明,脅迫/誘導后產生的EPS 中存在蛋白質,且C=O/C-N、N-H、O-H 等官能團在重金屬吸附過程中發揮了重要作用.通過不同外源Cd(II)脅迫/誘導,提高EPS 中的蛋白質類物質如類色氨酸、類酪氨酸的含量,以提供更多的官能團,如C=O/C-N、N-H、O-H等,這些官能團參與重金屬的胞外吸附與轉化[45],使得更多的吸附點位暴露,重金屬得以被附著其上,從而提高了EPS 的吸附能力,這與上述實驗結果一致.

表2 傅里葉紅外光譜中主要官能團的信息Table 2 Information on the main functional groups in the FTIR spectra

圖5 脅迫/誘導下的EPS 的傅里葉紅外光譜圖Fig.5 FTIR of EPS under stress/induction

2.3.4 脅迫/誘導前后P.aeruginosa EPS 的XPS 分析 為了比較分析脅迫/誘導前后EPS 的元素組成和化學狀態,采用XPS 對EPS 進行分析.樣品中C 1s和O 1s 的能量峰分別在286eV 和532eV 處檢測到,峰強度較大,表明EPS 主要由C 和O 元素組成.400eV 時檢測到N 元素,但含量相對較少.同時,在1069eV 附近檢測到一個較弱的Na 1s 峰,這可能是由于EPS 提取過程中使用了NaCl 溶液洗滌菌體,并且樣品培養基中也含有少量Na.脅迫過程中加入的Cd(II)含量非常小,為mg 級別,后續的樣品離心洗滌過程中也會清洗掉其中的Cd(II),故XPS 很難檢測到峰.

C 的化學狀態主要有3 種類型:C-C/C-H、C-N/C-O 和C=O.結果表明,脅迫/誘導后,三種EPS的C-C/C-H 含量都降低,而C-N/C-O 和C=O 含量都增加,表明EPS中的C元素發生C-C/C-H斷裂,C-與O 或N 元素結合形成C-N 或C=O 而存在于蛋白質中,說明該菌株在處理后可產生富含蛋白質的EPS[50].總體而言,CdCl2-EPS、CdSO4-EPS、Cd(NO3)2-EPS 的C-(H,C)的數量減少,而C-(O,N)的數量增加.這種具有碳結構的含氧/氮官能團可以提高EPS 對重金屬的去除能力[51].比較不同脅迫情況,發現Cd(NO3)2-EPS 的 C-(O,N)含量最高.因此,Cd(NO3)2-EPS 的蛋白質含量最高,對重金屬的吸附效果最好.這與前面開展的研究結論一致,表明該菌株在Cd(NO3)2脅迫/誘導作用后能產生更多具有高吸附性能的特異EPS.

O 有兩種化學狀態:C-O-C/C-OH 和C=O.由圖6 和表3 可知,CdCl2-EPS、CdSO4-EPS、Cd(NO3)2-EPS 的C-O-C/C-OH 降低,而C=O 有所增加,說明在脅迫/誘導過程中,部分C-O 轉化為C=O,C=O 有利于EPS 增強與金屬的結合能力[52].而Cd(NO3)2-EPS的C=O 的含量最高,EPS 的金屬平衡吸附量最高,與前面的實驗結果一致.

表3 脅迫/誘導前后P.aeruginosa EPS 的高分辨率XPS C 1s、O 1s 光譜分析Table 3 High-resolution XPS C 1s and O 1s spectra of P.aeruginosa EPS under stress/induction

圖6 脅迫/誘導下EPS 的X 射線光電子能譜C 1s(a)、O 1s(b)光譜分析圖Fig.6 C 1s(a)and O 1s(b)spectral analysis of EPS under stress/induction

2.4 競爭吸附實驗

從圖 7a 可以看出,在單一/雙組分系統中Control-EPS、Cd(NO3)2-EPS 對Cd(II)的平衡吸附量均隨時間增加,然后達到最大值.但是,兩種金屬會由于競爭而產生一定的抑制作用.即EPS 在單組分系統中的平衡吸附量均高于雙組分系統.EPS 對Zn(II)的吸附情況稍有不同,在單組分系統中,吸附過程與Cd(II)類似;在雙組分系統中,Control-EPS、Cd(NO3)2-EPS 對Zn(II)的平衡吸附量先呈現出上升的趨勢,但達到最大值后會開始降低.

一種可能的機制是EPS 對Cd(II)的親和力高于Zn(II).在初始階段,EPS 有足夠的活性位點,金屬離子被吸附.然而,隨著吸附過程的進行,位點可能不足,Zn(II)被釋放,直接導致Zn(II)的吸附量隨后減少.

為了進一步研究EPS 對Cd(II)、Zn(II)的競爭吸附性能,采用競爭性Langmuir 模型分析其關系.由表4 可知,該模型的R2為0.9261～0.9964,擬合結果相對較高,可以較好地描述競爭性吸附過程.競爭性Langmuir 吸附等溫線模型認為一個吸附位點只能容納一種吸附物,不能同時被兩種或兩種以上的吸附物占據.因此,擬合結果表明同一活性位點不能同時容納 Cd(II)和 Zn(II),兩者存在競爭關系.同時,Cd(II)對Zn(II)的抑制作用大于Zn(II)對Cd(II)的抑制作用,該結果表明Cd(II)更容易被EPS 吸附.

表4 EPS 對Cd(II)和Zn(II)的競爭Langmuir 吸附等溫線模型參數Table 4 Competitive Langmuir adsorption isotherm model parameters of EPS for Cd(II)and Zn(II)

金屬離子的吸附特別依賴于重金屬離子的初始濃度[53].如圖7c、7d所示,當干擾離子存在時,Control-EPS、Cd(NO3)2-EPS 對目標金屬離子的平衡吸附量均隨初始濃度的增加而逐漸增加,且雙組分系統的平衡吸附量均低于單組分系統時的平衡吸附量.當15mg/L Zn(II)在100mg/L Cd(II)下共存時,2 種EPS 對Cd(II)的平衡吸附量較單組分系統有所減少,但下降幅度相對比較小.而當15mg/L Cd(II)在100mg/L Zn(II)下共存時,Control-EPS 對Zn(II)的平衡吸附量從單組分系統的537.20mg/g EPS 降至363.32mg/g EPS,減少了32.37%;Cd(NO3)2-EPS 對Zn(II)的平衡吸附量從單組分系統的616.17mg/g EPS 降至414.52mg/g EPS,減少了32.73%.在金屬離子濃度較低的情況下,EPS 上的吸附位點充足.隨著金屬離子濃度的增加,更多的金屬離子可用位點被占據,直至飽和,因此對金屬離子的吸附能力保持不變[54].Cd(II)對這些活性位點的親和力顯然更強,更容易吸附.當金屬離子濃度超過一定水平時,Cd(II)將被EPS 優先吸附.因此,當Zn(II)是競爭離子時,目標離子的吸附性能變化不大.然而,當Cd(II)是競爭離子時,EPS 對目標Zn(II)的吸附能力大大降低.

圖7 單組分和雙組分吸附體系下不同接觸時間(a、b)和初始目標重金屬濃度(c、d)對P.aeruginosa EPS 吸附Cd(II)和Zn(II)的影響Fig.7 The effects of different contact times(a、b)and initial target heavy metal concentrations(c、d)on the adsorption of Cd(II)and Zn(II)by P.aeruginosa EPS under monocomponent and bicomponent adsorption systems

3 結論

3.1 在不同的Cd(II)化合物中,Cd(NO3)2是最有效的誘導劑.在最優脅迫/誘導條件下,EPS 中的蛋白質增幅最顯著,均增加一半以上,尤其是Cd(NO3)2-EPS,達到409.31%的漲幅值,其對Cd(II)的平衡吸附量也提高了近50%.

3.2 高效液相色譜顯示EPS 蛋白中氨基酸的變化,這與EPS 的吸附性能有關.通過對3D-EEM、FTIR和XPS 的相關分析發現,EPS 蛋白中的N-H、C-N和C=O 是Cd(II)吸附的關鍵因子.

3.3 競爭吸附實驗表明,EPS 對Cd(II)具有較高的親和力.EPS 在Cd(II)/Zn(II)溶液中選擇性分離富集Cd(II)具有廣闊的應用前景.