白腐菌聯合納米零價鐵強化去除水中Cd(II)

曾嶠婧,周 鑫,黃 超*,王 平**,程 豪,鄭小雨,王夢欣,劉 昊

白腐菌聯合納米零價鐵強化去除水中Cd(II)

曾嶠婧1,2,周 鑫1,黃 超1,2*,王 平1,2**,程 豪1,2,鄭小雨1,2,王夢欣1,2,劉 昊1,2

(1.中南林業科技大學環境科學與工程學院,湖南 長沙 410004；2.稻米品質安全控制湖南省工程實驗室,湖南 長沙 410004)

采用白腐菌和納米零價鐵(nZVI)聯合體系強化去除水中Cd(II),并考察pH值、Cd(II)初始濃度、溫度、nZVI投加量對Cd(II)去除的影響,分析nZVI對白腐菌胞內外富集鎘的影響特性,同時結合掃描電鏡、紅外光譜、X射線光電子能譜、三維熒光光譜等手段分析聯合體系對Cd(II)的強化去除機制.結果表明,在pH=6, Cd(II)初始濃度為50mg/L,溫度為30 ℃,nZVI投加量為0.1g/L的條件下反應180min后,Cd(II)的去除率可達到99.5%以上.聯合體系對Cd(II)的去除過程符合準二級動力學,主要去除機制為白腐菌對Cd(II)的胞外絡合吸附,添加nZVI能促進白腐菌對Cd(II)的胞外吸附,FTIR和 XPS分析表明,羥基、羧基和氨基參與了Cd(II)的吸附,白腐菌胞外聚合物(EPS)能與鐵發生內層配位形成P-O-Fe鍵,加速富含羥基官能團的纖鐵礦、磁鐵礦等鐵礦物形成,從而促進對溶液中Cd(II)的吸附去除.

白腐菌；納米零價鐵；胞外聚合物；鎘

近年來,重金屬污染問題已成為影響人類生存和發展的全球性環境問題,其中鎘(Cd)是重金屬污染中最受關注的元素之一.目前針對鎘污染水體的修復技術主要包括化學沉淀法、離子交換法、膜分離法以及吸附法等[1-2].其中微生物吸附法因其成本低、環境友好,已成為水體鎘污染修復的研究熱點.

白腐菌是一類研究廣泛的對眾多重金屬具有優良吸附能力的絲狀真菌,可依靠其胞外多聚物及細胞壁上的官能團等對重金屬進行胞外吸附和胞內積累[3].白腐菌中的典型菌株黃孢原毛平革菌在最適吸附條件下對Pb(II)、Cd(II)、Cu(II)的吸附容量可分別達到85.86,27.79和26.55mg/g[4].其細胞壁上的氨基、羧基和羰基等官能團的吸附絡合作用是白腐菌去除重金屬的主要途徑.且白腐菌胞外聚合物(EPS)中多糖類物質相較于蛋白質在鎘去除中發揮更重要的作用[5].盡管利用白腐菌去除鎘的研究已有諸多報道,但仍存在處理時間較長、對Cd(II)去除效率不高等問題,如何提高白腐菌對鎘的吸附效率是目前研究值得關注的問題.

納米零價鐵(nZVI)具有粒徑小、比表面積大、反應活性高、環境友好等優點,近年來已被廣泛應用于水體和土壤鎘污染治理中[6].但nZVI易團聚和易被氧化,使其表面形成一層鐵氧化膜降低其反應活性[7-8].因氧化還原電位接近,nZVI對Cd(II)的去除效率不高且不穩定[9].因此廣大研究者開展了對nZVI的改性研究,包括添加高分子穩定劑[10]、制成負載型材料[11]等.

近年來,nZVI與微生物聯合修復技術開始受到研究者的關注,主要集中在脫鹵、脫氮和重金屬修復方面[12-13].nZVI腐蝕產生的自由氫可為微生物提供電子供體,促進微生物生長[14].同時微生物可為nZVI提供附著位點,抑制nZVI的團聚,從而提高nZVI的反應活性[15].部分微生物如異化鐵還原菌能破壞nZVI表面的氧化膜,促進鐵的還原與循環,提升nZVI對Cr(VI)的去除性能和穩定性[16].研究證實,白腐菌也具有鐵還原能力,能通過胞外氧化酶系統還原三價鐵來實現對有機物的氧化降解[17].因此,將白腐菌與nZVI聯合有望克服單一修復技術的不足,解決納米零價鐵易團聚氧化而活性降低的問題,實現對重金屬的協同高效去除.

本研究擬構建nZVI與白腐菌聯合體系,考察其對水體中Cd(II)的協同去除性能與動力學規律,通過單因素實驗考察反應參數對聯合體系去除Cd(II)的影響特性,并研究nZVI對白腐菌胞內外富集鎘特性及EPS組分含量的影響,再結合現代表征手段分析聯合體系對Cd(II)的強化去除機理,為水體重金屬Cd(II)污染治理提供新的方法.

1 材料與方法

1.1 主要試劑與儀器

實驗用到的主要試劑有七水合硫酸亞鐵(FeSO4·7H2O)、硼氫化鈉(NaBH4)、磷酸二氫鉀(KH2PO4)、七水硫酸鎂(MgSO4·H2O)、氯化鈣(CaCl2)、氯化鈉(NaCl)、氯化鎘(CdCl2)等,均為分析純,購自國藥集團化學試劑有限公司.瓊脂粉、馬鈴薯葡萄糖肉湯(PDB)培養基購自杭州微生物試劑有限公司.

1.2 實驗材料

1.2.1 實驗菌種本研究選擇白腐真菌中的典型菌株—黃孢原毛平革菌BKM-F-1767開展研究,該菌株購自北京北納創聯生物技術研究院,經活化后轉移至馬鈴薯葡萄糖瓊脂培養基上30℃培養5d,然后保存于4℃冰箱.

1.2.2 nZVI的制備采用液相還原法制備nZVI[18],具體制備方法如下:將100mL 0.25mol/L的FeSO4溶液加入到250mL的三口燒瓶中,在氮氣保護和機械攪拌下,將等體積0.75mol/L的NaBH4溶液逐滴勻速滴入三口燒瓶中,滴定結束后繼續攪拌半小時至反應完全.然后沉淀用磁鐵分離,再依次用脫氧去離子水和無水乙醇各洗2次,最后于60℃真空干燥過夜.

1.3 Cd(II)去除實驗

從冰箱中取出菌種,置于培養箱中30℃活化30min,用無菌棉簽將適量白腐菌孢子從瓊脂培養基上刮下溶解到無菌水中,充分搖勻制成孢子懸液,調節OD650=0.5(孢子懸液濃度約為 2.5′106個/mL),取2mL孢子懸液接種到冷卻的馬鈴薯葡萄糖肉湯(PDB)培養基中,體系總體積為100mL,置于30℃, 150r/min培養48h待菌株進入對數生長期后,繼續向體系中添加一定量的CdCl2和nZVI進行Cd(II)去除模擬實驗.默認條件為溫度30℃,pH 6.0,nZVI添加量0.1g/L,Cd(II)初始濃度50mg/L.每隔一段時間在無菌條件下從體系中取適量溶液并經0.22μｍ濾膜過濾后,用石墨爐原子吸收分光光度計測定濾液中鎘的濃度,用鄰菲羅啉分光光度法測定濾液中總溶解性鐵的含量.反應結束后,離心收集沉淀物,經超純水和無水乙醇清洗后于60℃真空干燥過夜.同時收集白腐菌菌球,經無菌水清洗后,真空冷凍干燥48h再研磨成菌粉,過80目篩,用于后續表征分析.

1.4 白腐菌胞內外鎘含量測定

收集不同反應時間的白腐菌,使用50mL 0.2mol/L HNO3溶液清洗后,150r/min震蕩30min收集上清液,上清液中的鎘含量即為胞外鎘富集量.收集菌球,用超純水清洗3遍,再經微波消解、趕酸、定容后測定溶液中鎘含量,即為胞內鎘積累量[19].

1.5 EPS的提取和EPS中蛋白質及多糖測定

采用高速冷凍離心法提取反應過程中白腐菌EPS[20].將培養得到的菌球經超純水清洗后于4℃, 10000r/min下離心20min,得到的上清液即為 EPS 溶液.EPS溶液中多糖濃度采用蒽酮硫酸比色法,以葡萄糖作為標準品,在波長620nm處測定.EPS溶液中蛋白質濃度采用考馬斯亮藍 G250法在595nm波長下比色測定,以牛血清蛋白作為標準物質.

1.6 樣品表征

采用場發射掃描電子顯微鏡能譜(SEM-EDS)分析白腐菌的表面微觀形貌及元素組成特征,采用三維熒光光譜(3D-EEM)分析白腐菌EPS組分,采用紅外光譜(FTIR)分析白腐菌的主要化學官能團,采用X射線光電子能譜(XPS)分析nZVI的元素組成及化學價態.

1.7 數據分析與統計

為了研究白腐菌/nZVI吸附Cd(II)的速率控制步驟及潛在吸附機理.本研究采用準一級動力學模型(式(1))、準二級動力學模型(式(2))分析反應的吸附動力學規律,并用Arrhenius方程(式(4))分析吸附反應活化能.

式中:e和t分別為反應平衡時和時刻Cd(II)的吸附去除量,mg/g;為反應時間,min;1為準一級反應速率常數,min-1;2為準二級反應速率常數,g/(mg·min);為準二級反應初始吸附速率,mg/(g·min);E為活化能,kJ/mol;為理想氣體常數,8.314J/(mol·K);為吸附溫度,K.

本研究實驗組均設置3個平行實驗,取其數據的平均值±標準偏差作為實驗結果,采用Microsoft Excel 2013對試驗數據進行整理,采用Origin Pro 8.5進行作圖,采用SPSS Statistics 18.0對數據進行單因素方差分析,顯著性水平為<0.05.

2 結果與討論

2.1 白腐菌/nZVI對水中Cd(II)的吸附動力學

如圖1所示,與單獨的白腐菌和nZVI相比,白腐菌/nZVI聯合體系對水中Cd(II)的吸附量有顯著提高.反應420min后,nZVI和白腐菌對Cd(II)的吸附量僅為55.2mg/g和76.3mg/g,說明單獨的白腐菌和nZVI對Cd(II)的吸附能力有限.而當反應時間為180min時,白腐菌/nZVI聯合體系對Cd(II)的吸附量已達到131.5mg/g,說明白腐菌和nZVI對水中Cd(II)的去除有協同作用.

為了考察白腐菌、nZVI、白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除動力學規律,本研究采用準一級動力學模型、準二級動力學模型對不同體系去除Cd(II)的實驗數據進行擬合,結果如表1所示.準一級動力學模型適合于描述受顆粒內擴散控制的吸附過程,而準二級動力學則由液體/固體界面的吸附反應所控制.本研究結果發現,白腐菌/nZVI體系對水中Cd(II)的去除過程更符合準二級動力學.白腐菌/nZVI對Cd(II)的初始吸附速率和平衡吸附量e分別為3.45mg/ (g·min)和131.58mg/g,分別是白腐菌的5.21倍和1.72倍,nZVI的2.66倍和2.38倍,表明白腐菌/nZVI具有更快的Cd(II)吸附速率和更高的平衡吸附量.

圖1 不同體系對Cd(II)的去除率

表1 不同體系的動力學方程擬合結果

2.2 白腐菌/nZVI對水中Cd(II)的去除影響因素

2.2.1 pH值的影響由于堿性條件下,Cd(II)易形成Cd(OH)2沉淀,所以本實驗僅考察酸性條件下pH值(3,4,5,6,7)對白腐菌/nZVI去除Cd(II)的影響,溶液pH值用0.1mol/L HCl和NaOH進行調節.由圖2(a)可知,溶液pH值對Cd(II)去除影響較大,提高溶液pH值能一定程度上增加白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除率.當pH值為3和4時,Cd(II)去除效果不明顯,均低于15%,這是因為在強酸性條件下,溶液中的H+與Cd(II)會競爭白腐菌和nZVI上的活性位點[21],白腐菌官能團中的羧基、羥基上的質子難以解離,使Cd(II)與官能團的結合機會減少,同時菌的生長也受到限制,因此不利于Cd(II)的吸附[22-23].當pH=6時,反應420min后Cd(II)去除率達到99.5%,這是因為pH值升高,體系表面官能團的去質子化作用加強,負電荷增加,其與Cd(II)之間的結合能力增強,從而導致Cd(II)吸附量增加.當pH值高于6.5時,溶液中的OH-與白腐菌細胞壁上的官能團會對鎘離子發生競爭作用,導致吸附率降低[24].

由圖2(b)可知,隨著pH值增大,鐵的溶解逐漸減少,當pH值為6和7時,整個反應過程中總溶解性鐵含量均低于2.0mg/L,說明體系中鐵對環境的二次污染較小,結合體系對Cd(II)的去除效果,本研究其他實驗選擇pH =6開展實驗.

圖2 pH值對Cd(II)去除及溶液中總溶解性Fe含量的影響

2.2.2 Cd(II)初始濃度的影響Cd(II)初始濃度會影響白腐菌的生長和代謝活性,從而影響白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除.本文考察了25,50,75,100mg/ L 4個不同Cd(II)初始濃度下白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除效果.由圖3(a)可知,隨著初始濃度增大,白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除率逐漸降低,且單位吸附量趨于平穩(圖3(b)),這是因為Cd(II)濃度升高,材料表面的吸附位點逐漸趨向飽和.同時過高的Cd(II)濃度會對白腐菌產生較大毒性,產生大量能攻擊細胞膜、蛋白質甚至DNA的自由基,造成細胞變形和氧化損傷,影響細胞壁上官能團(酰胺和羥基)與Cd(II)之間的絡合,從而導致Cd(II)去除能力下降[25].

2.2.3 溫度的影響溫度是影響生長和代謝活動的重要因素,本文考察了3個不同溫度(20,30,40℃)下白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除效果.由圖3(c)所示,隨著溫度升高,白腐菌/nZVI體系對Cd(II)的去除逐漸加快,反應420min后最終的去除率均可達到99.5%以上,表明白腐菌/nZVI具有較好的溫度耐受性和穩定性. 30～40 ℃為適宜的溫度范圍,在該條件下白腐菌/nZVI體系在180min內即可基本實現對Cd(II)的完全去除.另外,根據動力學模型和Arrhenius公式分析反應速率常數與溫度的相關關系得到該吸附過程的活化能=68.02kJ/mol,大于物理吸附所需的能量4.18kJ/mol,表明白腐菌/nZVI體系對Cd(II)的吸附為化學吸附過程.

2.2.4 nZVI投加量的影響nZVI投加量對白腐菌/nZVI去除Cd(II)的影響如圖3(d)所示,隨nZVI投加量增大,白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除率逐漸升高,當nZVI投加量為0和0.05g/L時,白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除能力有限,反應420min后,Cd(II)去除率分別僅為51.2%和65.9%.而當nZVI投加量增加到0.1和0.15g/L時,反應180min后即可達到平衡,Cd(II)去除率均達到99%以上,表明此時溶液中Cd(II)的去除率受nZVI投加量影響較小,其原因可能在于溶液中材料提供的有效吸附位點多于去除溶液中Cd(II)所需的吸附位點.所以本研究中nZVI投加量默認采用0.1g/L,以保證具有高效的Cd(II)去除性能,同時節約成本.

圖3 不同條件對去除Cd(II)的影響

2.3 白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除機制

2.3.1 白腐菌/nZVI對Cd(II)的吸附熱力學白腐菌/nZVI吸附Cd(II)的熱力學參數如表2所示(Δ0為吸附熵變化, Δ0為吸附焓變化, Δ0為吉布斯自由能變化).可以看出不同溫度條件下Δ0的絕對值隨著溫度升高而增大,表明白腐菌/nZVI對Cd(II)的吸附反應是自發進行的且溫度升高有利于吸附進行.ΔH0為正值進一步說明白腐菌/nZVI對(II)的吸附是吸熱過程.

2.3.2 nZVI對白腐菌胞內外富集鎘的影響前期研究表明,白腐菌不僅能通過其細胞表面的活性官能團或分泌的具有絡合功能的多糖類等物質胞外吸附環境中的重金屬離子,還能將其吸收積累在自身細胞內[26-27].因此本文考察了nZVI添加前后白腐菌對鎘的胞內外富集量變化情況,結果如圖4所示.添加nZVI和未添加nZVI的實驗組中白腐菌胞內均能檢測到低含量的鎘(<10mg/g),且白腐菌對鎘的胞內積累量隨時間呈現先升高后降低的趨勢,添加nZVI能顯著提高反應中后期(>60min)白腐菌對鎘的胞內積累量.這說明白腐菌可通過細胞壁和細胞膜上的離子通道等途徑將Cd(II)運輸到菌體內部,然后在細胞內富集[28],nZVI的添加可能有助于提高白腐菌對Cd(II)的主動運輸能力.同時分析發現,白腐菌胞外鎘富集量顯著高于胞內鎘富集量,且隨著反應進行,白腐菌對鎘的胞外富集量逐漸增加,添加nZVI同樣能顯著提高反應中后期白腐菌對鎘的胞外富集量,420min后胞鎘外富集量分別達到100.5mg/g和40.0mg/g,說明白腐菌對鎘的去除主要以胞外絡合、離子交換、胞外螯合沉淀等方式為主,胞內積累起次要作用,添加nZVI后附著在白腐菌菌絲上的nZVI能增加體系的吸附位點,從而提高白腐菌的胞外鎘吸附量.

2.3.3 nZVI對白腐菌EPS中各組分含量的影響 真菌EPS中包含多糖、蛋白質、脂肪和色素等物質,尤其是多糖和蛋白質在重金屬的表面吸附、絡合、還原等作用機制方面處于重要地位.上述結果已發現添加nZVI能顯著提高白腐菌對鎘的胞外富集量,因此本文考察了nZVI對白腐菌EPS中多糖和蛋白組含量的影響.由圖5可知,隨著反應進行,EPS中蛋白質含量先增加后減少,多糖含量先短暫上升再逐漸減少后期再上升,且添加nZVI的實驗組中EPS多糖和蛋白質含量低于對照組,表明nZVI的投加抑制了EPS的產生,這可能是由于EPS上的官能團(羥基、羧基、酚羥基等)與nZVI氧化生成的Fe(II)發生相互作用,促進了EPS的降解[29].此外,EPS中磷酸基可作為成核位點與鐵離子形成P-O-Fe鍵,促進含氧鐵礦物的形成,其表面豐富的羥基官能團能促進Cd(II)的表面絡合與沉淀.

表2 不同溫度下的吸附熱力學參數

圖4 nZVI對白腐菌胞內外富集鎘的影響

2.3.4 白腐菌EPS的3D-EEM分析采用3D-EEM考察白腐菌EPS組分變化,結果如圖6所示.從對照組和添加Cd(II)后白腐菌EPS的熒光光譜中可識別出兩個主峰(峰A為芳香類蛋白,x/m= 225～230nm/310～330nm,峰B為色氨酸x/m=275～ 280nm/328～344nm)[30-31].添加Cd(II)和nZVI后的白腐菌出現了強度較低的峰C(峰C為類富里酸:x/m=240nm/442～448nm)[32].可能是因為添加nZVI后,促進了EPS中蛋白表達的多樣性[33].添加Cd(II)的B峰位置相比對照組的B峰位置發生了一定程度的紅移.紅移是由于熒光團結構中羰基、羥基、烷氧基、氨基和羧基的增加[34].這是因為蛋白質吸附重金屬離子,有助于減輕其毒性.但添加nZVI的B峰位置相比未添加Cd(II)的B峰位置發生了一定程度的藍移,這與之前EPS中蛋白質含量的變化一致.這是因為nZVI破壞了EPS中熒光物質的特定官能團,并導致聚合物主鏈中的鍵斷裂[35],導致EPS與鐵離子結合,促進含鐵礦物形成,從而促進對Cd(II)的去除.

圖5 nZVI對白腐菌EPS中組分含量的影響

圖6 白腐菌EPS的三維熒光光譜

2.3.5 白腐菌的形貌分析采用SEM考察白腐菌的微觀形貌,結果如圖7所示.未添加Cd(II)的白腐菌菌絲呈現高度分枝化并相互纏繞,菌絲表面光滑無明顯附著物,未觀察到任何物理損傷.添加Cd(II)后的菌絲光滑度明顯下降,菌絲纏裹著大量顆粒物質[36],能譜元素分析證實被纏裹的為含鎘的顆粒物(圖7(e)).添加nZVI后菌絲表面附著更為密集的球狀顆粒,對白腐菌菌絲上的顆粒物質進行能譜元素分析發現新增了Cd和Fe元素的峰(圖7(f)),說明nZVI能有效負載到白腐菌菌絲表面并協同白腐菌高效吸附Cd(II).

2.3.6 白腐菌的官能團分析真菌細胞壁上的羥基、羧基、氨基等官能團都能參與重金屬的吸附.本文利用FTIR對白腐菌吸附Cd(II)前后的主要官能團進行鑒定,如圖8所示,反應前3426cm-1處的強寬吸收峰是—OH和N—H伸縮振動峰[37],1648cm-1處的吸收峰為酰胺Ⅰ帶,是C=O的伸縮振動, 1548cm-1處的吸收峰分別為多肽或蛋白質中N—H的彎曲振動[38],1251cm-1是酰胺Ⅲ帶,代表C—N伸縮振動和N—H彎曲振動,也可能有PO伸縮振動的貢獻.吸附Cd(II)后吸收峰從3426cm-1偏移到3411和3417cm-1,說明白腐菌表面的羥基參與了Cd(II)的吸附. 1648cm-1處的吸收峰在Cd(II)吸附后均偏移至1650cm-1處,說明羥基、羧基和氨基官能團均參與了去除水中Cd(II)的反應.對比未添加nZVI的FTIR圖,添加nZVI反應后的白腐菌出現了Fe—O吸收峰(572cm-1),表明白腐菌通過Fe—O鍵將nZVI結合在了菌絲表面[39].同時可觀察到吸收峰從1251cm-1偏移到1246和1243cm-1,這可能是因為P—O—Fe的伸縮振動所引起[40],其原因在于白腐菌的EPS中核酸及磷酸化蛋白質中的磷酸基作為成核位點與溶液中的鐵發生內層配位形成P—O—Fe鍵,固定溶液中生成的鐵離子,促進含氧鐵礦物的形成及Cd(II)的表面絡合與沉淀.

圖7 白腐菌的SEM和EDS圖

圖8 白腐菌的FTIR圖

2.3.7 nZVI的XPS分析如圖9所示,XPS全譜圖顯示除了C、O、Fe特征峰外,在412.1和405.4eV出現了2個明顯的特征峰,分別歸屬于Cd3d3/2和Cd3d5/2(圖9(a)),表明nZVI表面的鎘仍以Cd(II)為主,即主要通過其氧化生成的鐵氧化物和氫氧化物對Cd(II)的吸附和表面絡合(式(5)和(6)).同時反應后還出現了P2p的特征峰(133.8eV處),這表明白腐菌EPS中的磷酸基能作為成核位點固定和聚集nZVI氧化生成的Fe(II)和Fe(III),形成富含羥基官能團的纖鐵礦、磁鐵礦等鐵礦物,從而促進對溶液中Cd(II)的吸附固定[41].

圖9 nZVI的XPS全譜圖和Fe2p的窄軌道譜圖

圖9(b)為白腐菌/nZVI吸附Cd(II)前后Fe元素的XPS窄譜圖,結果顯示反應前Fe在711.6和724.9eV、715.2和728.1eV、706.7eV處出現特征峰[42],這分別對應于FeOOH、Fe2O3和Fe0.表明FeOOH和Fe2O3是覆蓋在nZVI表面的主要鐵(氫)氧化物,反應之后未檢測出Fe0表明反應過程中Fe0已經被完全氧化,進一步證實富含羥基官能團的鐵氫氧化物的形成.

3 結論

3.1 相比單獨的白腐菌和nZVI,白腐菌/nZVI能顯著提高水體中Cd(II)的去除速率和去除效果,且反應過程中基本無Fe離子溶出,無二次污染產生.

3.2 白腐菌/nZVI在pH值為6～7和溫度為30～40℃的條件下對Cd(II)的去除率較高.在pH值為6,溫度為30℃,nZVI投加量為0.1g/L,Cd(II)初始濃度為50mg/L的條件下,反應180min后體系對Cd(II)的去除率可達到99.5%以上.

3.3 白腐菌/nZVI去除Cd(II)主要以胞外富集為主,添加nZVI能顯著提高白腐菌的胞外鎘富集量.

3.4 白腐菌/nZVI對Cd(II)的去除過程符合準二級動力學模型,FTIR及XPS分析表明,羥基、羧基和氨基參與了Cd(II)的吸附,白腐菌EPS中的磷酸基作為成核位點與溶液中的鐵發生內層配位形成P-O-Fe鍵,促進富含羥基官能團的纖鐵礦、磁鐵礦等鐵礦物形成,從而強化對溶液中Cd(II)的吸附去除.

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Enhanced removal of Cd(II) from aqueous solution by nanoscale zero-valent iron coupled with white rot fungus.

ZENG Qiao-jing1,2, ZHOU Xin1, HUANG Chao1,2*, WANG Ping1,2**, CHENG Hao1,2, ZHENG Xiao-yu1,2, WANG Meng-xin1,2, LIU Hao1,2

(1.College of Environmental Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China；2.Hunan Engineering Laboratory for Control of Rice Quality and Safety, Changsha 410004, China)., 2022,42(7)：3174～3183

A combined system of white rot fungus and nanoscale zero-valent iron (nZVI) was used to enhance the removal of Cd(II) from water. The effects of pH, Cd(II) initial concentration, temperature and nZVI dosage on Cd(II) removal were examined, and the impact of nZVI on intracellular and extracellular accumulation of cadmium by white rot fungus was investigated. The removal mechanism was analyzed by scanning electron microscopy (SEM), Fourier-transform infrared spectroscopy (FTIR), X-ray photoelectron spectroscopy (XPS) and three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy (3D-EEM). The results showed that the removal efficiency of 50mg/L Cd(II) reached 99.5% after 180 minutes at the conditions of pH 6, nZVI dosage of 0.1g/L and 30℃. The removal process of Cd(II) was found to follow the pseudo second-order kinetic model, and the extracellular adsorption by white rot fungus accounted for the main removal. The addition of nZVI promoted the extracellular adsorption of Cd(II) by white rot fungus. FTIR and XPS analysis showed that the hydroxyl, carboxyl and amino were involved in the adsorption of Cd(II), and the extracellular polymeric substances (EPS) of white-rot fungus could coordinate with iron in the inner layer to form a P-O-Fe bond, accelerating the formation of iron minerals such as lepidocrocite and magnetite that are rich in hydroxyl functional groups, thereby promoting the adsorption and removal of Cd(II) from the solution.

white rot fungus；nanoscale zero-valent iron；extracellular polymeric substances；cadmium

X703.1

A

1000-6923(2022)07-3174-10

曾嶠婧(1997-),女,湖南株洲人,中南林業科技大學碩士研究生,主要從事水體重金屬污染治理研究.發表論文2篇.

2021-12-25

國家自然科學基金資助項目(51809293);中國博士后基金面上資助項目(2018M633004);湖南省教育廳優秀青年基金資助項目(19B588);湖南省重點研發計劃(2019SK2191);湖南省高新技術產業科技創新引領計劃(2020SK2039);湖南省大學生創新創業訓練計劃(湘教通[2021]197號)

* 責任作者, 副教授, huangchao@csuft.edu.cn; ** 責任作者, 教授, pingwang@csuft.edu.cn