1 引言(Introduction)
水是人類賴以生存的自然資源, 也是人類生態(tài)環(huán)境的重要組成部分, 水質的優(yōu)劣直接影響到人類的生活質量、生產(chǎn)及身體健康, 但隨著經(jīng)濟的高速發(fā)展, 水體污染日益嚴重.造成水體污染的主要物質有重金屬離子、農藥、過量的N、P和致病微生物等.重金屬是具有潛在危害的重要污染物質, 水中重金屬污染主要來自采礦業(yè)、冶金、機械加工、重工業(yè)及農藥和化肥中重金屬的殘留.因為重金屬在自然界中不容易被生物降解, 且可通過食物鏈在生物體內富集, 從而對生物體構成嚴重威脅(支田田等, 2011).因此, 重金屬污染水體的修復技術一直是全球水處理領域的研究熱門.
目前比較受關注的廢水中有毒重金屬主要為鉛、鎘、鉻、鋅、鎳(Ahn et al., 2009;Rajfur et al., 2010).例如, 人們熟知的“水俁病”、“痛痛病”均是由重金屬引起的.傳統(tǒng)的工業(yè)重金屬廢水處理方法包括化學沉淀、電解法、離子交換、反滲透、活性炭吸附等(孟祥和, 2000).其弊端是在處理低濃度廢水時, 效率較低而能耗較高, 使用后的材料需要經(jīng)填埋或燃燒處理, 可能產(chǎn)生二次污染.生物吸附技術因具有吸附劑價廉易得、吸附量大、選擇性好、操作條件范圍寬、金屬可回收再利用等特點而受到廣泛關注.常見的生物吸附材料主要包括藻類、細菌與真菌.藻類對許多重金屬具有較強的富集能力, 尤其是對于含量較低或傳統(tǒng)方法不易于去除的重金屬具有很好的處理效果, 是一種具有經(jīng)濟價值及發(fā)展前途的工業(yè)重金屬污水凈化材料.另一方面, 藻類具有光合作用的能力, 藻類在培養(yǎng)收獲時對二氧化碳的減排也具有重要意義, 這使其相較于其它類型的生物吸附劑具有一定的優(yōu)勢.
目前, 國內外針對淡水微藻與大型海洋藻類應用于重金屬廢水處理方面展開了大量研究.Tsezos等(1981)通過對比死亡海藻細胞和活體海藻細胞對重金屬的吸附能力, 證實死亡海藻細胞具有更佳的吸附性能, 更適用于吸附和處理含有重金屬的實際污水.死亡的海藻細胞是通過物理-化學途徑富集重金屬, 其中, 細胞中的蛋白質與多糖起到重要作用(Trujillo, 1991;Sar et al., 1999;Ting et al., 1989).死亡海藻細胞壁受到破壞后, 可暴露出更多的內部官能團, 從而使生物吸附的能力得到顯著提高(張永亮等, 2009).在對藻類吸附重金屬離子的機理研究中, 藻多糖被認為是主要的活性吸附物質.鄧莉萍等(2008)通過對馬尾藻(Sargassum sp.)藻酸鹽多聚糖的提取、純化, 發(fā)現(xiàn)影響重金屬吸附的主要因素是藻酸鹽的含量和組成, 糖醛酸殘基起主要作用(鄧莉萍, 2008).Chojnacka等(2005)通過對不同藻類的吸附研究發(fā)現(xiàn), 當把細胞壁中的羧基脂化后或細胞表面的主要官能團被修飾后, 該藻即失去了對重金屬的吸附能力.李建宏等(1998)在對極大螺旋藻富集重金屬的機理研究中發(fā)現(xiàn), 多糖的吸附量為藻體的8倍左右, 認為藻細胞中多糖對重金屬離子的吸附起主要作用.趙玲等(2001)研究發(fā)現(xiàn), 從海洋原甲藻(Prarocentrum micans)分離出的多糖對金屬的吸附量是藻體的5倍, 其中, —OH和—CONH2是吸附的活性中心.藻類對重金屬離子的生物吸附是一個復雜的物化與生化過程, 是多種機理協(xié)同作用的結果.前期研究結果顯示, 海洋硅藻是一類對重金屬離子具有高吸附性能的生物吸附劑, 優(yōu)于其他類型藻類(褐藻、綠藻), 而其中的有效吸附組分尚未見相關報道.因此, 從海洋硅藻提取粗多糖并考察其對重金屬的吸附性能, 對于揭示其吸附機理和開發(fā)新型高效吸附劑具有重要意義.前期研究顯示, 堿法提取的粗多糖得率明顯高于其他物理化學法(酸法、超聲法、熱水法)(陳利華等, 2018);陳曉清等(2005)、王長海等(1999)采用40 mg·mL-1 NaOH為提取溶液(不同堿濃度會影響溶液pH值, 從而影響多糖得率), 從小球藻及紫球藻中獲得了較多的粗多糖樣品.基于此, 本文利用濃堿法(40 mg·mL-1 NaOH)輔助凍融、加熱方法對混合海洋硅藻的粗多糖得率、粗多糖總糖、蛋白質及硫酸基含量進行比較, 篩選出最優(yōu)的提取方法, 以此方法提取的粗多糖為生物吸附劑, 對Pb2+吸附特性和吸附動力學進行分析.
2 材料與方法(Materials and methods)2.1 試劑與儀器
實驗試劑：無水乙醇、氫氧化鈉(粒)、無水葡萄糖、苯酚、硫酸鉀、氯化鋇、明膠、三氯乙酸、濃鹽酸、濃硫酸均為分析純;Pb2+儲備液溶液(1 mg·mL-1)是將其硝酸鹽溶于去離子水中配得, 其它濃度則由儲備液稀釋配得.其他需要配制試劑包括：1 mol·L-1 HCl、0.5%明膠、1%氯化鋇-明膠、3%三氯乙酸.
實驗用到的混合海洋硅藻藻粉是從深圳大鵬新區(qū)海洋微藻培養(yǎng)基地露天培養(yǎng)獲得, 其中, 約80%(細胞數(shù)比例)為角毛藻, 其余20%由舟形藻、菱形藻、海鏈藻及繭形藻組成.
實驗儀器：電熱鼓風干燥箱(DHG-9140A)、電子分析天平(AL104/01)、離心機(Centrifuge5810R)、智能恒溫水浴鍋(SCG-4)、超聲波細胞粉碎機、紫外可見分光光度計、pH計(Startorius PB-10)、臺式冷凍干燥機、紅外消化爐、電感偶合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP).
2.2 試驗方法2.2.1 樣品預處理
將海洋硅藻粉研磨過325目篩, 得到均勻粉末, 作為后續(xù)實驗的藻類來源.
2.2.2 粗多糖提取
利用40 mg·mL-1 NaOH作為提取液, 輔助凍融或加熱法從硅藻干粉中提取粗多糖.具體處理分為：①濃堿處理：將硅藻干粉置于40 mg·mL-1 NaOH溶液中, 充分反應后, 離心得到上清液;②濃堿-凍融處理：將硅藻干粉置于40 mg·mL-1 NaOH溶液中, 充分反應后反復凍融3次, 離心取上清液;③濃堿-凍融-90 ℃處理：將硅藻干粉置于40 mg·mL-1 NaOH溶液中, 反復凍融3次, 離心, 分別收集上清液與沉淀, 然后將沉淀置于沸水浴中加熱3 h, 離心, 將兩次得到的上清液混合.
每種方法的料液比均為1:30 (g:mL)、反應4 h(Davis et al., 2003;Yun et al., 2003;Raize et al., 2004), 在4000 r·min-1下離心20 min, 得到的上清液加熱濃縮至原體積的1/4, 去除溶液中的蛋白質, 采用乙醇分級沉淀提純法, 考察其在3種提取過程中對粗多糖得率的影響.以此前的上清液加熱濃縮后的液體體積為基準, 設定乙醇體積為0.4、1、2、3、4和5倍.沉淀后的物質冷凍干燥得到粗多糖干粉為淡綠色粉末(含有大量的色素和小分子雜質).
2.2.3 粗多糖組成成分分析
蒽酮-硫酸顯色反應：糖類物質遇到濃硫酸脫水生成糠醛或其衍生物, 可與蒽酮試劑縮合產(chǎn)生藍綠色物質(Sheng et al., 2004), 將蒽酮-硫酸試劑加入到粗多糖溶液中, 溶液呈藍綠色, 證明提取到的為多糖類物質.
總糖含量測定：采用硫酸-苯酚法測定樣品的總糖含量, 分別在480、490 nm兩個波長測定吸光度, 以葡萄糖質量為橫坐標, 吸光度為縱坐標, 繪制標準曲線, 根據(jù)標準曲線及換算因子計算樣品總糖含量(Chojnacka et al., 2005).
蛋白質含量測定：采用凱氏定氮法測蛋白質含量, 粗多糖樣品與濃硫酸和催化劑(K2SO4、CuSO4·5H2O)一同加入消解管內加熱消化, 使蛋白質分解, 樣品中的有機氮轉化為氨與硫酸結合成硫酸銨.將消化液轉入凱氏定氮反應器內, 0.1 mol·L-1鹽酸吸收后用已經(jīng)標定過的氫氧化鈉溶液進行滴定.
硫酸基含量測定：采用硫酸鋇比濁法測定硅藻多糖中硫酸基含量(宮春宇等, 2009), 以硫酸基質量(mg)為橫坐標, 縱坐標為吸光度(A1-A2, 在360 nm處測定吸光度), 根據(jù)標準曲線及換算因子計算硫酸基含量.
2.2.4 吸附試驗
配制一系列不同濃度的Pb2+溶液, 25 ℃恒溫下振蕩(180 r·min-1), 使體系達到平衡, 取樣時將反應液在4000 r·min-1條件下離心5 min, 用0.22 μm濾膜過濾, 稀釋到指定濃度后, 用ICP測定其金屬離子濃度.
pH對吸附的影響：配制一系列1 mg·mL-1的Pb2+溶液, 各取10 mL加入到裝有0.005 g粗多糖的10 mL離心管中.試驗過程中保持pH恒定及吸附穩(wěn)定, 用0.1 mol·L-1 HNO3或0.1 mol·L-1 NaOH調節(jié)溶液pH使其在2.0~10.0之間, 吸附條件為：溫度25 ℃, 轉速180 r·min-1, 吸附時間24 h.
溫度對吸附的影響：配制一系列1 mg·mL-1的Pb2+溶液, 各取10 mL加入到裝有0.01 g粗多糖的10 mL離心管中.吸附條件為：轉速180 r·min-1, 吸附pH為原溶液初始值, 調節(jié)溫度為15、25、35 ℃, 吸附24 h后測定Pb2+濃度.
轉速對吸附的影響：配制一系列1 mg·mL-1的Pb2+溶液, 各取10 mL加入到裝有0.01 g粗多糖的10 mL離心管中.吸附條件為：溫度25 ℃, 吸附pH為原溶液初始值, 調節(jié)轉速為50、100、150、180 r·min-1, 吸附24 h后測定Pb2+濃度.
共存離子的影響：配制一系列0.6 mg·mL-1的Cd2+、Pb2+、Cu2+、Ni2+溶液, 各取10 mL加入到裝有0.01 g粗多糖的10 mL離心管中.吸附條件為：溫度25 ℃, 吸附pH為原溶液初始值, 調節(jié)轉速為180 r·min-1, 吸附24 h后測定其值.
2.2.5 等溫吸附試驗
分別配置一系列一定濃度梯度的Pb2+溶液, 各取50 mL加入到裝有0.01 g粗多糖的50 mL離心管中.吸附條件為：溫度25 ℃, 轉速180 r·min-1, 吸附時間24 h, 吸附pH為原溶液初始值.吸附完畢后, 離心靜置, 吸取一定體積的上清液透過0.22 μm膜, ICP檢測吸附前后溶液濃度.
2.2.6 粗多糖有效吸附組分對吸附影響
提取粗多糖過程中, 在3倍無水乙醇沉淀之前, 向藻水混合液中添加三氯乙酸或透過截留分子量為6 kD的半透膜, 去除混合液中殘留的蛋白質等雜質或小分子雜質, 再進行濃縮、沉淀后獲得粗多糖樣品, 進行Pb2+吸附試驗.
2.2.7 數(shù)據(jù)分析與處理
本研究中樣品提取及測定均設置2個平行樣, 采用SPSS 11.5和Excel 2010進行數(shù)據(jù)分析和統(tǒng)計分析, 以p < 0.05為差異顯著, p < 0.01為差異極顯著, 用Origin 8.6軟件繪圖.
吸附t時間后, 吸附劑對Pb2+的吸附量(qt, mg·g-1)、達到吸附平衡時的吸附量(qe, mg·g-1)的計算公式如下所示：
式中, C0、Ct、Ce分別為初始時刻、吸附時間為t、吸附平衡時的吸附量(mg·g-1), V為溶液體積(L), W為吸附劑的質量(g).
金屬離子去除率(RE)是指吸附前后目標金屬離子濃度差與初始濃度的比值, 其計算公式如下所示：
式中, C0為金屬溶液的初始濃度(mg·L-1), C為吸附后金屬溶液的濃度(mg·L-1).
3 結果與討論(Results and discussion)3.1 不同提取方法的粗多糖得率
粗多糖得率η為提取得到的粗多糖干粉質量(m粗多糖)相對硅藻干粉質量(m硅藻)的百分比, 即：
利用濃堿法(40 mg·mL-1 NaOH)進行提取, 隨乙醇體積的增加粗多糖得率變化趨勢顯著(p < 0.05), 尤其以濃堿-凍融-90 ℃提取方法的粗多糖得率變化趨勢極顯著(p < 0.01).在3倍無水乙醇體積沉淀下得到的粗多糖得率最高, 濃堿法、濃堿-凍融、濃堿-凍融-90 ℃處理下的粗多糖得率分別為28.44%、33.14%、44.40%.結果表明, 濃堿輔助凍融法可提高粗多糖得率.這是由于凍融、熱提法可進一步破壞硅藻細胞壁的納米硅質結構, 從而提高硅藻粗多糖得率(張新宇等, 2000;徐錫蓮等, 2007).提取的樣品為粗多糖, 其中含有核酸、蛋白質、色素、低聚寡糖等小分子和無機鹽等雜質.
圖 1
圖 1不同方法的粗多糖得率比較
3.2 粗多糖成分分析
采用硫酸-苯酚法測定粗多糖樣品中總糖含量(Haysahi et al., 1996), 粗多糖樣品分別配制成0.1 mg·mL-1溶液, 其中, 己糖在490 nm、戊糖及糖醛酸在480 nm處有最大吸收(劉艷等, 2007).測定結果如圖 2a所示, 待測樣品中戊糖及糖醛酸含量要高于己糖含量.總糖含量大小順序為：濃堿-凍融>濃堿-凍融-90 ℃>濃堿法, 其中, 濃堿-凍融法得到的粗多糖總糖含量分別為31.65%(480 nm)和27.27%(490 nm).結果表明, 添加額外的化學試劑在一定程度上會降低粗多糖的純度.濃堿-凍融方法下粗多糖卻保持了較高的多糖含量, 這有可能是由于凍融促進了硅藻胞內多糖的溶出, 間接提高了粗多糖的多糖含量.
圖 2
圖 2不同方法提取的粗多糖成分比較 (a.粗多糖組分, b.單位質量生物質(藻粉)的粗多糖組分)
采用凱氏定氮法測定硅藻干粉的蛋白質含量為14.40%, 說明硅藻干粉中含有一定量的蛋白質.如圖 2a所示, 所有粗多糖樣品均檢測到蛋白質, 含量依次為3.89%、6.44%、6.14%, 與總糖含量的變化趨勢相似, 即濃堿-凍融>濃堿-凍融-90 ℃>濃堿法.表明樣品中除含有糖類以外, 還含有像蛋白質或肽類等其他物質.
硫酸多糖(Sulfated polysaccharide)為多糖的硫酸化衍生物, 是一類多功能活性物質(Groth et al., 2001;鄧成華等, 2000;Mei et al., 2002).如圖 2a所示, 濃堿法、濃堿-凍融、濃堿-凍融-90 ℃處理的粗多糖硫酸基含量分別為0.97%、3.23%、1.90%.這是由于在堿性條件下硫酸基容易生成3, 6-內醚衍生物或發(fā)生Walden轉化, 導致硫酸基脫落(Groth et al., 2001;高亞輝, 2001;Armbrust, 2009).
綜合粗多糖得率與單位質量粗多糖的成分結果計算出單位質量藻粉提取出的物質組成成分, 結果如圖 2b所示.結果表明, 濃堿-凍融法的單位質量硅藻干粉中提取的總糖含量和硫酸基多糖含量較高, 相比于其它方法具有優(yōu)勢.
3.3 吸附特性研究3.3.1 不同提取方法
不同提取方法得到的粗多糖含有的官能團有差異, 提供孤對電子與金屬離子絡合或離子交換的可能性不同, 而且粗多糖中雜質亦可能不同.本研究比較了濃堿-凍融、濃堿法及濃堿-凍融-90 ℃ 3種方法對Pb2+的吸附性能, 結果如圖 3所示.由圖可知, 濃堿-凍融、濃堿法兩種提取方法得到的粗多糖樣品對Pb2+的吸附量明顯高于濃堿-凍融-90℃方法, 在初始Pb2+溶液濃度為1 mg·mL-1時, 濃堿-凍融法對Pb2+的去除率達到98.34%, 接近100%, 其吸附量為983.35 mg·g-1.這表明加熱反應可能破壞了多糖表面的某些官能團, 降低了對Pb2+的吸附.同時, 凍融與否對于粗多糖吸附Pb2+無明顯影響.因此, 綜合考慮粗多糖得率及對Pb2+的吸附效果, 利用濃堿-凍融法提取得到的粗多糖樣品進行Pb2+吸附試驗.
圖 3
圖 3不同方法提取的粗多糖對Pb2+吸附量隨時間的變化
在同一種提取方法下, 不同的乙醇體積沉淀所獲得的粗多糖不同.圖 4顯示了濃堿-凍融法在不同倍體積無水乙醇沉淀下獲得的粗多糖對Pb2+的吸附結果.由圖可知, 反應迅速達到吸附平衡, 在初始Pb2+濃度為0.6 mg·mL-1時, 3倍乙醇沉淀后對Pb2+的吸附量達到最大, 為591.36 mg·g-1, 去除率為98.56%, 接近100%.因此, 利用濃堿法-凍融法3倍乙醇沉淀后得到的粗多糖樣品進行后續(xù)的吸附試驗.
圖 4
圖 4濃堿-凍融法提取的粗多糖對Pb2+吸附量隨乙醇體積變化
3.3.2 粗多糖對Pb2+吸附的影響因素
共存離子：工業(yè)廢水通常是多種離子共存的復雜體系, 溶液中存在的陽離子會與目標重金屬離子競爭吸附點位, 對吸附產(chǎn)生干擾, 影響生物吸附劑對重金屬的吸附能力.本文利用粗多糖樣品對Cd2+、Pb2+、Cu2+、Ni2+4種重金屬進行吸附實驗, 6 mg·mL-1 Cd2+、Pb2+ Cu2+和Ni2+混合溶液中Pb2+吸附量隨時間的變化如圖 5a所示.當以質量濃度為單位反映吸附量時, 其吸附順序為：Cd2+>Cu2+>Pb2+>Ni2+.因為分子量不同, 僅以質量濃度難以反映出分子結合的相對能力.以物質的量濃度為單位對吸附率進行評價, 粗多糖對這4種重金屬離子的吸附能力順序為：Ni2+> Cu2+>Cd2+ >Pb2+.這說明同時存在幾種金屬離子的情況下, 粗多糖對Pb2+仍具備一定的吸附性能, 且對不同重金屬離子的吸附能力不同.不同重金屬離子之間吸附容量存在差異主要是由重金屬離子的不同性質(電負性、共價指數(shù)、原子質量、原子數(shù)、有效核電荷等)所導致.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔
圖 5
圖 5不同因子對粗多糖的Pb2+吸附性能影響 (a.共存Cd2+、Pb2+、Cu2+和Ni2+, b.溫度, c.轉速, d.pH, e.吸附時間)
另外, 在Pb2+和Cd2+分別單獨存在于溶液中時, Pb2+的吸附效果要高于Cd2+(鄧莉萍, 2008), 當多種離子共存時, Cd2+的吸附效果要高于Pb2+, 這可能是由于粗多糖細胞壁表面的吸附官能團更容易與Cd2+結合, 在一定程度上也阻礙了其與Pb2+結合.
溫度：溫度主要通過影響吸附劑細胞表面的化學結構和溶液的物理化學狀態(tài)對吸附容量產(chǎn)生影響.對不同的生物吸附劑, 溫度對金屬離子吸附量的影響有所不同.粗多糖樣品對Pb2+的吸附量隨溫度變化曲線如圖 5b所示.隨著溫度的升高, 粗多糖對Pb2+的吸附量變化顯著, Pb2+在25 ℃時吸附效率最高, 但隨著溫度的進一步升高, 其對Pb2+的去除率無明顯上升且發(fā)生輕微下降.
轉速：搖床轉速對Pb2+吸附速率的影響如圖 5c所示.隨著轉速加快, 金屬離子在吸附劑中的擴散加快, 增大了與吸附劑表面積的接觸吸附基團, 有利于吸附反應的進行, 達到吸附平衡的時間越短.
pH：溶液pH值是影響生物吸附的重要因素, 它不僅會影響重金屬離子的水化學性質、金屬的水解、與有機/無機基團絡合、氧化還原電位、沉淀等, 還會影響吸附劑表面的質子化程度, 從而影響吸附劑對重金屬的吸附(Esposito et al., 2002;Huang et al., 1990;Matheickal et al., 1999;Sánchez et al., 1999).粗多糖樣品對Pb2+吸附量隨pH的變化如圖 5d所示.pH≈2時, 粗多糖對Pb2+的吸附量較低;隨pH的增加, 吸附量逐漸增大;pH=4時, 粗多糖對Pb2+的吸附量最大, 對Pb2+的去除率達到86.15%.pH太高又會導致重金屬離子部分水解沉淀, 當pH=8時, Pb2+的反應溶液開始出現(xiàn)白色絮狀沉淀, 反應溶液渾濁.因此, 高pH條件下, Pb2+大量被吸附是由粗多糖及溶液中大量的氫氧根兩者共同作用導致的.
當pH較低時, 硅藻細胞壁中的雜多糖中的一些氨基、羧基硫酸基團被質子化(Andrade et al., 2005), 阻礙了Pb2+向細胞壁的靠近, pH值越低其阻力越大, 因此, 對Pb2+的吸附量越低.隨著pH值升高, 溶液中出現(xiàn)更多的吸附基團, 吸附劑表面帶負電, 有利于Pb2+的接近并吸附在細胞表面上(Dönmez et al., 1999;Aksu, 2001).pH對吸附的影響可進一步解釋為H3O+與重金屬離子之間的競爭吸附作用, 在pH較低時, H3O+占據(jù)了細胞表面的吸附位點, 隨pH的升高, H3O+吸附位點的能力降低, 帶正電荷的重金屬會占據(jù)細胞表面的吸附位點, 因此, 吸附重金屬的能力增加.當pH值過高, 金屬離子在水中被各種陰離子包圍, 形成負電基團, 不易被吸附.當溶液pH值超過金屬離子微沉淀的上限時, 在溶液中的大量金屬離子會以氫氧化物微粒的形式存在, 從而吸附過程無法進行.微藻類粗多糖吸附重金屬的最佳pH范圍通常在4~5之間(Feng et al., 2004).
吸附時間：吸附時間是影響重金屬吸附效率的重要因素.很多研究表明, 生物吸附在最初的30 min內速率很快(Singh et al., 2010;秦捷等, 2011), 可達到總吸附量的90%以上, 30 min后速率減慢.通常情況下, 生物吸附需要2~4 h或更長的時間才能達到理想的效果(Armbrust, 2009).圖 5e給出了粗多糖在初始濃度為400 mg·L-1時對Pb2+的吸附量隨吸附時間的變化曲線.從圖中可以看出, 吸附過程經(jīng)歷了快吸附和慢吸附兩個階段.Pb2+在被吸附的前30 min內, 吸附量迅速增大, 說明吸附進行得很快;隨后吸附速率在2 h之后趨于平緩.由此可見, 粗多糖對Pb2+的吸附是一個動態(tài)過程.快速吸附階段主要是離子交換和表面絡合作用, 如粗多糖含有的氨基和羧基與金屬發(fā)生配位絡合作用;慢速吸附階段主要是由于傳輸和沉淀作用.為保證吸附體系充分達到平衡, 本研究將吸附振蕩時間設置為24 h.
3.3.3 吸附動力學分析
偽一級動力模型(式(5))與偽二級動力模型(式(6))是兩種常用的吸附動力學模型(Singh et al., 2010).偽一級動力模型假設吸附位點的占據(jù)速率與未被占據(jù)的吸附位點的數(shù)量成正比, 偽二級動力模型假設吸附位點的占據(jù)速率與未被占據(jù)的吸附位點的數(shù)量的平方成正比.
式中, qe、qt分別為吸附平衡及t時刻的吸附量(mg·g-1);t為吸附時間(min);K1為偽一級吸附速率常數(shù)(min-1);K2為偽二級吸附速率常數(shù)(g·mg-1·min-1).
將ln (qe-qt)對t和t/qt對t數(shù)據(jù)點分別采用偽一級吸附模型和偽二級吸附模型進行線性擬合, 結果見圖 6和表 2.根據(jù)偽二級動力學模型計算的Pb2+平衡吸附容量更接近實驗值, 說明偽二級動力模型更適于描述本研究中硅藻粗多糖對Pb2+的吸附動力學過程.
圖 6
圖 6粗多糖吸附Pb2+的偽一級(a)、二級(b)動力學模型擬合
3.3.4 吸附等溫分析
初始濃度可以提供金屬離子克服水溶液與固體物質傳質阻力的動力, 因此, 初始濃度對吸附具有一定的影響.實驗中分別設置Pb2+初始濃度為100、200、400、800、1000 mg·L-1, 考察不同的反應初始濃度對溶液中Pb2+吸附的影響, 結果如圖 7所示.在相同反應條件下, 隨Pb2+初始濃度的增大, 粗多糖對Pb2+的吸附量逐漸增大, 當初始濃度為400 mg·L-1時達到最大值, 但去除率逐漸降低(Ofer et al., 2003).由于投加相同量的粗多糖, Pb2+初始濃度越大, 與吸附劑接觸的機率越大, 吸附劑對Pb2+的吸附量就越大.當初始濃度升高至一定濃度時, 吸附量不再發(fā)生明顯變化, 這是由于吸附劑表面已接近吸附飽和狀態(tài).
圖 7
圖 7不同初始濃度下粗多糖對Pb2+吸附量的影響
常見的吸附等溫模型為Langmuir等溫式和Freundlich等溫式, 其線性表達式分別為：
式中, qm為最大吸附容量(mg·g-1);b為Langmuir的吸附平衡常數(shù), 可用于判別吸附過程的難易程度;Ce為達到吸附平衡時溶液中的吸附質濃度(mg·L-1);qe為對應于平衡濃度Ce時的吸附量(mg·g-1);KF為Freundlich常數(shù);n為經(jīng)驗常數(shù), 一般來說, n值大于1, 當n值介于2~10之間時表示吸附反應容易進行.
由2個方程的擬合結果可以看出, 2個方程擬合的效果均不理想, 但Langmuir等溫吸附模型比Freundlich等溫吸附模型擬合的可決系數(shù)高, 即用Langmuir方程模擬的效果較好, 表明粗多糖對Pb2+吸附為單層吸附.
本研究對采用濃堿-凍融方法從混合海洋硅藻中提取的粗多糖對Pb2+的吸附能力與其他藻類吸附劑對Pb2+的吸附能力進行了比較, 結果如表 4所示.
圖 8
圖 8粗多糖吸附Pb2+的Langmuir(a)、Freundlich (b)吸附等溫線
表 3 混合藻硅藻粗多糖對Pb2+吸附的Langmuir、Freundlich等溫吸附模型系數(shù)
表 4 各類吸附劑對Pb2+吸附容量對比
結果表明, 海洋硅藻相比于其它生物吸附劑和海洋大型藻類具更高效的Pb2+吸附性能, 從混合海洋硅藻中提取的粗多糖是關鍵的吸附活性物質, 其糖表面有活性基團, 有較強的電負性, 與Pb2+發(fā)生表面絡合、離子交換、靜電吸附等作用.因此, 濃堿-凍融法提取的粗多糖樣品具備作為一種優(yōu)質Pb2+吸附劑的潛力.
3.3.5 粗多糖中有效吸附組分分析
三氯乙酸可去除混合液中絕大部分的蛋白質雜質, 本文考察了去除蛋白質和小分子雜質前后粗多糖對Pb2+的吸附性能, 結果如圖 9所示.結果表明, 蛋白質雜質去除與否對該粗多糖吸附Pb2+不產(chǎn)生明顯影響(圖 9a);而透析后得到的藻水混合液的顏色變淡, 去除絕大部分小分子雜質(如植物色素、無機離子及糖類)后, 得到的粗多糖樣品對Pb2+的吸附明顯下降(圖 9b), 對Pb2+去除率由95.08%下降到21.62%, 但吸附容量仍保持在200 mg·g-1的水平.這說明粗多糖中小分子多糖對Pb2+的吸附具有一定貢獻, 但起主要貢獻的是粗多糖樣品中的低聚寡糖等小分子或無機鹽雜質.
圖 9
圖 9蛋白質雜質(a)及小分子雜質(b)對Pb2+吸附的影響
4 結論(Conclusions)
1) 濃堿(40 mg·mL-1 NaOH)輔助凍融、加熱等提取方法中, 濃堿-凍融法的粗多糖得率為33.14%, 粗多糖含糖量最高, 為31.65%(480 nm)和27.27%(490 nm), 蛋白質含量為6.44%, 硫酸基含量為3.23%.
2) 以濃堿-凍融法提取的粗多糖為生物吸附劑對Pb2+的吸附效果最好, 吸附容效果為983.35 mg·g-1, 大大高于海洋硅藻原藻的吸附容量, 這說明粗多糖為海洋硅藻中主要的吸附物質.
3) 濃堿-凍融法提取的硅藻粗多糖對Pb2+的吸附動力學更符合偽二級動力模型, 且用Langmuir方程模擬的效果較好, 說明粗多糖對Pb2+吸附為單層吸附.
4) 粗多糖的有效吸附成分分析結果顯示, 蛋白質雜質對Pb2+無明顯影響, 大分子多糖對Pb2+吸附有一定貢獻, 而起主要作用的是粗多糖中的小分子糖類及無機鹽等物質.
5) 濃堿-凍融提取操作簡單, 且得到的粗多糖樣品對Pb2+的吸附性能要高于其他的生物吸附劑, 這為后續(xù)的海洋硅藻活性產(chǎn)物的提取、開發(fā)及利用提供了一定的理論基礎.(來源：環(huán)境科學學報 作者：陳利華)
