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關 鍵 詞：固定化,球形紅假單胞菌,重金屬廢水,生物反應器 作 者：毛雪慧,徐明芳,劉輝,肖娜 內 容： （1·暨南大學水生生物研究所，廣東廣州 510632; 2·深圳市水務規劃設計院，廣東深圳 518036; 3·暨南大學生物工程系，廣東廣州 510632） 摘要：比較了4種固定化球形紅假單胞菌（Rhodopseudomonas sphaeroides）處理含Cd、Cr重金屬廢水的效果，對固定化菌吸附Cd和Cr的工藝條件進行了優化，并通過生物反應器連續處理實際電鍍廢水，分析了處理后的效果。通過比較，確定了20 g·kg-1沸石和20 g·L-1海藻酸鈉組合作為共固定材料，固定化菌對Cd和Cr的去除效果明顯優于游離菌。采用正交試驗優化廢水處理工藝條件，結果表明，廢水pH值、菌體投加量對固定化菌體的處理效果影響較大，當處理廢水的pH值為6·0、菌體投加量為10·00 g·L-1時，對40·00 mg·L-1含Cd廢水的去除率可達96·68%。4輪吸附-解吸循環試驗結果顯示，固定化菌體可重復利用3次，固定化菌體在使用第3次時， Cd去除率仍可達51·20%。在生物反應器中，用固定化菌體處理質量濃度為92·61 mg·L-1的含Cd電鍍廢水， 3 h時對Cd的去除率達到98·80%,對含Cu、Au、Ni廢水中重金屬的去除率也高于90·00%。 關鍵詞：固定化；球形紅假單胞菌；重金屬廢水；生物反應器 中圖分類號：X172 文獻標識碼：A 文章編號：1673-4831（2010）02-0160-07 隨著我國工業的發展，含有鉛、鎘、汞及鉻等有害重金屬的工業廢水排放量日益增加，含有這些重金屬的廢水一旦排入江河湖海，將使水體受到污染，嚴重地危害工農業與漁業生產[1-2]。工業電鍍廢水大致來自電鍍漂洗、前處理廢水、后處理廢水以及電鍍廢液等，這些廢水主要含鎘、鉻、鎳等重金屬離子，它們一旦進入環境后，不能被生物降解，大多數參與食物鏈循環，并在生物體內積累，破壞生物體的正常生理代謝活動，危害人體健康[3]。因此，工業電鍍廢水必須進行治理，達到清除或減少其對環境污染的要求。 光合細菌紫色非硫菌群的紅假單胞菌屬對重金屬具有極強的耐受能力[4-6]。但廢水中要去除的重金屬離子大多是有毒、有害的，若濃度較高，會抑制生物的活性，甚至使其中毒死亡。若菌體與載體固定化，則可明顯提高其沉降性能，保持包埋菌占優勢，菌體抗毒性能和耐受力明顯增加，且易固液分離[7]。海藻酸鈉[（C5H7O4COONa）n, CA]是海帶、巨藻中的有機高分子電解物，含有游離羧基（—COONa），能夠與重金屬離子發生反應[8]。以往的研究中， CA作為包埋劑應用時存在著機械強度差、在水中易被細菌分解等缺點，為了克服其缺點，筆者分別采用不同種類的凝膠劑（聚乙烯醇、明膠、沸石）與CA溶液混合制成包埋劑溶液。為探索生物固定化技術在工業電鍍廢水處理中的應用，筆者選取球形紅假單胞菌（Rhodopseudomonas sphae-roides）作為研究對象，利用沸石和海藻酸鈉作為固定化載體，研究了固定化菌體對含鎘、鉻電鍍廢水重金屬的吸附性能，并利用固定化菌體的生物反應器工藝處理廢水，為今后生物固定化技術在重金屬廢水處理中的實際應用提供科學依據。 1 材料與方法 1·1 試驗材料 1·1·1 試驗菌種 球形紅假單胞菌（Rhodopseudomonas sphae-roides）由暨南大學生物工程實驗室分離純化得到。將球形紅假單胞菌按照體積分數為10·00%的接種量接種到液體富集培養液[9]中，于30℃、[光]照度4 000 lx下培養2 d,然后以5 000 r·min-1離心15min,棄去上清液，收集菌泥，用9·0 g·L-1生理鹽水沖洗3次，再用蒸餾水稀釋菌泥，使濃縮菌液最終D660為2·00,即菌體含量（以干重計）最終為1·65g·L-1, 4℃下保存備用。 1·1·2 試驗廢水 模擬廢水：主要含Cd和Cr 2種金屬，稱�。�0·203 2±0·000 1） g氯化鎘（CdCl2·2·5H2O）和（0·282 9±0·000 1）g重鉻酸鉀（K2Cr2O7）于2個燒杯中，加適量去離子水溶解后分別移入1 L容量瓶中，并用去離子水定容至刻度，得到100·00 mg·L-1Cd（Ⅱ）和Cr（Ⅵ）儲備液。試驗時移取不同體積的儲備液稀釋至一定體積，得到不同濃度的模擬廢水。實際廢水：采于深圳市淼英輝實業有限公司電鍍后的廢水，經過濾后存放在1 L玻璃瓶中， pH值為5·3,置于4℃下保存備用。 1·2 固定化方法 1·2·1 包埋法[10-11] 稱取聚乙烯醇（PVA）2·40 g（或明膠0·36 g或沸石0·48 g），CA 0·48 g,溶于20 mL水，加熱溶解，滅菌后加入菌體攪勻，用10 mL無菌注射器從10cm高處滴入20 g·L-1CaCl2飽和硼酸溶液（交聯劑）中，交聯成直徑約為3 mm的球體，放入冰箱中繼續固定化12 h。收獲的顆粒測得濕重后用無菌水洗滌，保存在8·5 g·L-1生理鹽水中。 1·2·2 吸附法 將聚丙烯酸系高吸水性多孔樹脂顆粒（滅菌）加入1 mL濃縮菌液中，以1 mL無菌水作對照， 24 h后，將吸附后變大的樹脂小球，保存在燒杯中備用。 1·3 試驗方法 1·3·1 吸附試驗 在50mL具塞三角瓶中放入由4種固定化載體固定的球形紅假單胞菌顆粒，顆粒投加量5·00 g（相當于濃縮菌液1 mL），加入初始質量濃度為3·69mg·L-1含重金屬Cd（Ⅱ）和Cr（Ⅵ）的廢水，在30℃、150 r·min-1下處理20 h后，取樣測定重金屬離子濃度，計算吸附量和去除率。試驗設游離態球形紅假單胞菌和固定化球形紅假單胞菌2種處理，比較不同固定化載體種類、包埋比等對重金屬去除效果的影響。投加等量的固定化未加菌顆粒吸附重金屬，以此作為對照試驗。試驗設3個平行。 1·3·2 工藝條件的正交試驗設計 為研究各種條件下固定化球形紅假單胞菌吸附重金屬的綜合效應，本試驗選取固定化菌顆粒投加量（A）、吸附時間（B）、pH值（C）作為影響吸附的3個主要因素，分別設3個水平（表1）。
于100 mL具塞三角瓶中放入包埋劑為20 g·kg-1沸石和20 g·L-1CA的固定化球形紅假單胞菌顆粒，加入一定體積和濃度的重金屬離子廢水，然后放入振蕩器中，在一定溫度、一定轉速條件下振蕩一定時間，測定重金屬離子濃度，計算去除率。 1·3·3 固定化菌體的可重復利用性[12] 將固定化菌體投加到質量濃度為40·00 mg·L-1含Cd廢水中。將裝有固定化菌體的燒瓶置于25℃、150 r·min-1的恒溫振蕩器中吸附重金屬，吸附結束后，從振蕩器中取出并用去離子水洗滌2次，棄上清液，分別加入10 mL不同濃度的HNO3, 25℃下振蕩解吸60 min,用去離子水清洗2次，然后再次吸附，如此重復操作。 1·3·4 生物反應器模型試驗 采用生物反應器連續處理電鍍廢水（圖1）。反應柱長20 cm,直徑4 cm,下端進水流速為1·00mL·min-1,上端出水。向反應柱中投加10·00 g固定化球形紅假單胞菌顆粒，顆粒包埋劑為20 g·kg-1沸石和20 g·L-1CA,包埋比（濃縮菌液與包埋劑溶液的體積比）為1∶5,粒徑3 mm。設置曝氣量為0·80 L·min-1, 25℃下反應3 h,用等離子體電感耦合（ICP-AES）發射光譜儀測定吸附后殘留上清液中重金屬含量，計算重金屬去除率。
1·4 分析方法 1·4·1 重金屬含量測定[13] 采用ICP-AES法。 1·4·2 重金屬吸附量的計算 q=（Co-Ce）×V/W（1） 式（1）中，q—重金屬離子吸附量（以菌體質量計），mg·g-1;Co—吸附前溶液中重金屬離子含量，mg·L-1;Ce—吸附后溶液中重金屬離子含量，mg·L-1;V—溶液體積，L;W—細胞質量， g。 1·4·3 重金屬去除率的測定方法 取水樣20 mL,以3 000 r·min-1速度離心10min,取上清液10 mL,測定重金屬離子含量，計算去除率。 去除率=（C1-C2） /C1×100% （2） 式（2）中，C1—水樣中起始重金屬含量，mg·L-1;C2—已處理水樣中重金屬含量，mg·L-1。 1·4·4 固定化顆粒的結構表征 采用PHILIPSXL-30 ESEM型掃描電鏡（荷蘭飛利浦）觀察固定化顆粒表面結構。首先用25·0mL·L-1戊二醛固定液將顆粒固定1 h,再用酒精逐級增加濃度以對顆粒進行脫水，然后用臨界點干燥器干燥顆粒，再在真空下噴金，最后在掃描電鏡下進行觀察、拍照。 2 結果與討論 2·1 固定化球形紅假單胞菌對重金屬的去除作用 2·1·1 固定化載體種類對重金屬去除效果的影響包埋法固定菌體是指將微生物細胞截留在水不溶性的凝膠聚合物孔隙的網絡空間中。凝膠聚合物的網絡可以阻止細胞的泄漏，同時能讓重金屬滲入。合適的載體不僅要能將菌體固定于其中，而且不損害細菌活性，有良好的通透性，使重金屬離子容易透過載體空隙滲入到載體內而被細菌吸附。經不同載體固定后的球形紅假單胞菌顆粒對Cr、Cd的吸附效率見圖2。
由圖2可知， 20 h后， 4種不同固定材料的固定化菌對Cd、Cr的吸附效果明顯，沸石和明膠作為包埋劑的顆粒吸附量大于PVA, Cd吸附量最高達95·54 mg·g-1, Cr吸附量最高達63·57 mg·g-1。游離球形紅假單胞菌對Cd、Cr的吸附量分別為39·70、27·55 mg·g-1,這是因為光合細菌細胞壁化學功能團（氨基、羥基、磷酸基等）與所吸附的重金屬離子形成離子鍵或共價鍵[5, 14]。游離態的光合細菌對重金屬離子的吸附過程分為2個階段[15]:第1階段是金屬離子在細胞表面的吸附，即細胞外多聚物、細胞壁上的官能基團與金屬離子結合的被動吸附；第2階段是活體細胞的主動吸附，即細胞表面吸附的金屬離子與細胞表面的某些酶相結合而轉移至細胞內，它包括傳輸和沉積，其中活的和死的光合細菌細胞的吸附機理不盡相同[16]。 由圖3B可見，海藻酸鈉與沸石包埋的顆粒表面凹凸不平，沸石鑲嵌或包埋在顆粒表面和內部。沸石是一種具有硅氧（SiO4）四面體和鋁氧（AlO4）四面體骨架的含水鋁硅酸鹽礦物，這種鋁氧四面體對外呈現負電性，因而會在鋁氧四面體附近攜帶一個帶正電荷的金屬陽離子[17]。因此，沸石具有一定的離子交換性能。而包埋后的顆粒具有包埋和吸附的雙重功能，因此其對Cd、Cr的吸附效率比以明膠作為包埋劑的顆粒高。與明膠顆粒相比，沸石晶體結構具有大量的孔穴通道，孔穴中陽離子的存在使其具有靜電吸引力[18],能達到包埋和吸附的雙重效果，而且使顆粒的通透性和滲透性得到改善，增強了顆粒中所包埋的球形紅假單胞菌與外界水環境的物質傳遞能力，從而使球形紅假單胞菌大量繁殖，因此，以沸石為包埋劑的固定化菌顆粒的活性比明膠高。
如圖3C所示，海藻酸鈉與明膠包埋的顆粒表面較為光滑，說明海藻酸鈉與明膠具有良好相容性，這種密實的結構導致顆粒的傳質性能差[19],明膠能通過酰胺鍵與多種物質發生氫鍵作用而產生沉淀[20],因此明膠顆粒對Cd、Cr的吸附量比沸石顆粒略低。 如圖3D所示，海藻酸鈉與PVA包埋的顆粒表面呈網格交聯狀，在顆粒內部存在許多孔隙，孔隙內部分布著細菌。PVA與海藻酸鈉交聯后，分子鏈中的氫鍵被削弱，且2者形成的網狀結構互相貫穿，交聯的緊密性減少[21],這種結構有利于細菌在顆粒內部生長繁殖。但包埋后有效的吸附位點減少，同時由于PVA-硼酸交聯形成的凝膠可能妨礙Cd、C與菌體上吸附位點充分接觸[22]。因此，PVA顆粒對Cd、Cr的吸附量比沸石顆粒低。 由圖3E所示，高吸水樹脂球形紅假單胞菌顆粒表面凹凸不平，光合細菌吸附在顆粒的內部和表面。高吸水樹脂分子鏈上帶有—COOH、—OH、—SO3H及酰胺基等功能基團中的一種或幾種，這些基團對金屬離子具有良好的吸附性能[23]。高吸水樹脂吸附菌液后可能達到飽和狀態，限制了對重金屬的吸附作用。 2·1·2 固定化載體的包埋比對重金屬去除效果的影響 包埋比對重金屬離子去除效果的影響如圖4所示。當包埋比為1∶2時，固定化菌體對Cd和Cr去除率最低，分別為86·87%、9·69%,當包埋比為1∶5時，對Cd和Cr去除率增至88·95%、18·67%。
2·2 各種影響因素對工藝處理效果的影響 2·2·1 處理時間對去除率的影響 取廢水水樣50 mL,分別加入固定化光合細菌5·00 g,顆粒包埋比1∶5,粒徑3 mm, 30℃下不同振蕩吸附時間對Cr和Cd去除率的影響見圖5。由圖5可知，隨著吸附時間延長，吸附量逐漸升高，Cr和Cd去除率逐漸增大，固定化光合細菌對Cr和Cd的吸附作用在較短時間內就能達到平衡，當吸附時間達30min后，去除率變化不大，吸附基本達到飽和。為保證離子吸附完全，選擇振蕩吸附時間為60min。
2·2·2 pH值對去除率的影響 取試驗水樣5份，用鹽酸和NaOH溶液調節pH值至3·0、4·0、5·0、6·0、7·0,分別加入固定化球形紅假單胞菌5·00 g, 30℃下振蕩吸附60 min。不同pH條件下固定化菌對Cr和Cd吸附效果見圖6。 圖6顯示， pH值對固定化球形紅假單胞菌吸附Cr和Cd均有較大影響。pH值較低時，由于H+與Cd存在競爭吸附，故影響吸附效果，吸附量較低。隨著pH值的升高，對Cd吸附量升高，去除率增加。當pH值為6·0~7·0時，Cd吸附量達到最大，此后，隨著pH值的升高，對Cd去除率略降。固定化菌對Cd吸附的最佳pH值為6·0 ~7·0。當pH值為1·0~2·0時，對Cr吸附量達到最大，此后，隨著pH值的升高，去除率下降，固定化菌對Cr吸附的最佳pH值為1·0~2·0。這可能是由于光合細菌屬于革蘭陰性菌，其等電點在pH值為4·0~5·0,當體系pHpHzpc時，光合細菌表面帶負電荷，由于電荷之間的相互排斥作用，從而抑制光合細菌吸附Cr（Ⅵ）離子負電基團[24]。
2·2·3 固定化菌體投加量對去除率的影響 取試驗水樣5份，每份50 mL,分別加入1·00、5·00、10·00、20·00、30·00 g固定化球形紅假單胞菌顆粒， pH值6·0、30℃下振蕩吸附60 min后，測定吸附液中Cr和Cd含量，結果見圖7。圖7顯示，隨著固定化菌體投加量的增加，去除率也逐漸增加。因為菌體量增加，比表面積增大，可供吸附Cr和Cd的表面位點增加。固定化菌對Cr和Cd吸附的最佳投加量范圍為10·00~20·00 g·L-1。
2·2·4 廢水處理工藝條件的正交試驗設計 為了考察各因素對固定化球形紅假單胞菌吸附Cd的影響，設計了1組正交試驗（表2）。由表2可知，在9個處理中，最優處理組合為2號處理，即A1B2C2（根據某因子所對應最大均值所在水平而定），Cd去除率為96·68%。在正交試驗中，影響Cd去除率的3個因素主次順序是： C>A>B,極差RC明顯大于RA和RB,可知pH值對固定化球形紅假單胞菌吸附Cd的影響效應最大。最優組合為A1B2C2,即固定化菌顆粒投加量為10·00 g·L-1、吸附時間為60 min、pH值為6·0時吸附效果達最佳。由表3可知，固定化菌顆粒投加量的F=0·186,P=0·843>0·05,吸附時間的F=0·116,P=0·896>0·05, pH值的F=156·719,P=0·006<0·05,表明固定化菌顆粒投加量和吸附時間對Cd去除率的影響不顯著，而pH值對Cd去除率的影響顯著。
2·3 固定化菌體的可重復利用性 固定化菌體的可重復利用性對固定化技術能否工業化應用有著重要影響。固定化菌體重復使用3次后，其吸附效果依然較好。固定化菌體在第3次使用時，對Cd去除率為51·20%,經過第4次吸附，處理效果仍可達35·42%,且優于游離菌（31·46% ）。固定化菌體多次使用后其吸附率下降的原因可能是HNO3破壞球形紅假單胞菌的細胞結構。 2·4 生物反應器對實際重金屬廢水的處理效果 從某電鍍廠采集電鍍廢水，裝在塑料瓶中，靜置1 d,過濾除去不溶性雜質后取10 mL,用ICP-AES發射光譜儀測定污水中Cd、Cu、Cr、Au、Ni 5種重金屬含量。將固定化菌投加到重金屬廢水中。25℃、振速150 r·min-1、曝氣量4·02 L·min-1下曝氣處理3 h,用ICP-AES發射光譜儀測定吸附后上清液中殘留重金屬含量，確定重金屬去除率。生物反應器對電鍍廢水的實際處理效果見表4。
由表4可見，用固定化菌體生物反應器處理電鍍廢水效果較好。對Cd、Cr去除率分別達到98·80%、20·70%,對12·90 mg·L-1含Cu廢水的去除率也達到95·30%。這說明固定化菌體生物反應器適合處理電鍍廢水。對于實際工業化應用，則需進一步的研究，并根據廢水流量等實際情況來確定采取間歇或者連續運行模式。 3·結論 （1）通過比較4種固定化球形紅假單胞菌對含Cd、Cr廢水的處理效果，確定了20 g·kg-1沸石和20 g·L-1海藻酸鈉組合作為共固定材料，固定化菌對Cd和Cr的去除效果明顯優于游離菌，且固定化菌對Cd的去除效果優于Cr。 （2）比較不同包埋比的固定化球形紅假單胞菌處理含Cd和Cr廢水的效果可知，固定化菌對Cd的處理效果（88·95% ）明顯優于Cr（18·67% ）。 （3）利用沸石和海藻酸鈉包埋法共固定球形紅假單胞菌，對固定化菌吸附Cd的工藝條件進行了優化。結果表明，固定化菌對重金屬有良好的富集性能，投加10·00 g·L-1固定化菌體，對40·00mg·L-1Cd的去除率可達96·68%。廢水pH值、菌體投加量對固定化菌體去除Cd的能力影響較大，其最佳值分別為pH 6·0、投加量10·00 g·L-1。 （4）4輪吸附-解吸循環試驗結果顯示固定化菌體可重復利用3次，固定化菌體在使用第3次時，對40·00 mg·L-1含Cd廢水的去除率為51·20%。 （5）在生物反應器中，用固定化菌體處理實際含92·61 mg·L-1Cd的電鍍廢水， 3 h時Cd去除率達到98·80%;對含Cu、Au、Ni廢水中重金屬去除率也高于90·00%,表明該工藝具有較好的工業化前景。 （6）從固定化球形紅假單胞菌處理重金屬廢水的研究與應用來看，固定化球形紅假單胞菌處理系統主要優勢在于吸收、轉化重金屬離子，但目前還缺乏針對固定化菌去除Hg、Ni等其他重金屬離子的處理系統設計參數的研究，因此，全面研究固定化球形紅假單胞菌去除各種重金屬離子的處理系統設計參數應是下一步工作的重點。 參考文獻：略 注：本站部分資料需要安裝PDF閱讀器才能查看，如果你不能瀏覽文章全文，請檢查你是否已安裝PDF閱讀器！ |
