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摘要

在本研究中，pH，温度，单、双金属离子浓度，剂量Planococcus.用原子吸收分光光度法测定对Cd（II）和Ni（II）的摄取量和解吸剂。要显示细菌的表面吸附，SEM-EDX和FTIR分析之前和之后的金属吸附被完成。最大容量吸附SP球菌确定为0.67，0.48mmol g⁻¹镉（II）和0.58，0.47毫摩尔克⁻¹对于镍(II)为单离子和双离子情况。二级动力学模型的相关系数为0.993。采用Langmuir和Freundlich等温线模型对系统的平衡进行计算，所得数据与Langmuir等温线拟合较好。

关键字

二元生物吸附，平板球菌，重金属，等温线，FTIR

介绍

由于重金属对人、植物和动物的毒害，环境污染是一个严重的问题。各种工业废水是环境污染的重要来源。水污染物包括有机物和无机物。重金属是世界上直接或间接进入水源和废水造成死亡和疾病的重要污染物之一，因此必须从水和废水中去除重金属。此外，重金属由于其高毒性和在食物链中迁移和生物积累的趋势，构成危险的环境污染。与有机污染物不同的是，重金属等无机污染物不能被降解，在环境中随着时间的推移而积累，造成了太多的问题[4,5]。

排放到环境中的水和废水的重金属水平的不断下限需要新的和英法fi cient方法来消除它们。今天，各种方法已被应用到从水溶液中除去溶解的金属离子和包括絮凝，沉淀，电解，结晶，吸附，化学沉淀（化学和物理方法）和生物同时物理和化学方法是不适合的，因为成本高和它们产生具有低的效率（尤其是在低浓度下）提供不再生二次污染，需要大量的化学品的，而生物学方法是更合适的是成本效益和对环境友好[6,7]。近年来，生物方法，如吸附性，生物累积过程被认为是新颖，经济，高效和环保的替代治疗技术从各行业产生的污染废水中去除重金属。生物吸附，生物蓄积性和生物降解已通过酵母，真菌，藻类，细菌，和蓝藻[8,9]被已经利用。

在生物体和微生物中，细菌在去除毒性和重金属方面发挥着重要作用。因为它可以居住，不做污泥，很容易耕种。死亡和活细菌都可以消除污染物，因为由于广泛的区域，死细菌比活细菌更高的污染物去除水平[10-12]。细菌生物量除去金属离子是一种复杂的方法，取决于金属离子，细胞壁组合物的化学，细胞生理学和物理化学因素，如pH，温度，时间，离子强度和金属浓度[13,14]．已知的官能团是羧基，胺，羟基，酰胺，硫醇，细胞壁中的磷酸盐在生物吸附中的重要作用。由于它们是带负电和丰富的，羧基积极参与金属阳离子的结合[15-17]。

总的来说，用于生物吸附的各种生物材料对各种类型的金属离子都具有良好的生物吸附能力。生物吸附中的金属离子结合机制可能涉及络合、配位、静电吸引或微沉淀等不同过程;因此，离子交换在吸附剂生物质[18]与金属离子的结合中起主要作用。本研究的目的是研究镍(II)和镉(II)离子的实验和理论去除模拟废水中的单一和二元镍(II)和镉(II)离子Planococcus.作为生物吸附剂。

材料和方法

细菌和金属溶液的制备

使用制备的生物吸着剂用于从水溶液中去除金属离子的Planococcus.sp。（革兰氏阳性，Cocci形式，运动和非孢子形成细菌），其分离出来的废水（伊朗巴布尔富河）。孤立的纯度并根据Bergey手册（2005）[19]识别。培养细菌菌株在含有50ml中葡萄糖矿物盐的250ml erlenmeyer烧瓶中生长（GMS =酵母提取物3.0，Na₂宝₄5.35，NH.₄Cl 2.67，葡萄糖10.0,FeSO₄.7H₂O 0.4，MNSO₄.7H₂o 0.075，mgso₄.7H₂O 0.1，CACL₂.2H₂O.1g / L，pH7.0）在37℃和150rpm，72小时，然后通过在室温下以10000rpm离心15分钟收获，用正常盐水洗涤两次。

相关样品中的单一和二元金属浓度由原子吸收分光光度计（Chem。，Tech，Analytical CTA 2000）测定。使用0.45的过滤系统将液相与吸附剂分离μ.M膜。通过溶解NiCl制备具有不同初始浓度（0.4-1.4mg / L）的镍和镉溶液₂.6H₂O和CdCl₂H₂对单一体系和二元体系分别用去离子水适当稀释原液。氢氧化钠(0.1 M)和硝酸HNO溶液_3.（0.1米）用于pH调节[18]。

单一和二元组分重金属溶液的生物吸附

不同物品的效果确定如下：pH（3-12），等温（单和二元0.4-1.2mg / L），温度（520,45和60℃），初始浓度的细菌生物量（0.5-3 g），定义解吸动力学，活性和死细菌生物吸附的接触时间，解吸剂的影响（EDTA，CH_3.COOH，Nahco._3., HNO_3.，CH._3.羧基、HCl CaCl₂，kcl，h₂所以₄）。设置pH，HCl 0.1M和HNO_3.0.1M的已被使用。为了测量回收能力，镍/镉从细菌生物质，从离心机达到60分钟后吸附在上述和洗涤后，用去离子双蒸馏水洗涤3次，再次用于确定能力金属的再捕获（命名为解吸剂洗涤个），5倍;从平均他们[20,21]的获得的最终量。

生物吸附实验

实验后，从每个烧瓶中取出上清液，过滤。在填充250ml水的瓶烧瓶中进行等温线实验，彻底混合0.1gPlanococcus.37°C和初始pH最初的初始pH值接近6.0。金属离子的初始浓度范围为0.4-1.2mg / L.相关样品中的单金属浓度由原子吸收分光光度计（Chem。Tech。Tech.Inaltical CTA 2000）测定。通过使用0.45μm膜通过过滤系统与吸附剂分离液相。通过以下等式计算平衡的金属摄取：（等式1）：

在哪里问_e是金属摄取(mmol Cd²⁺和倪²⁺每g吸附剂的吸附量)，V(L)为溶液体积，W（g）是吸附剂的量，C_我（mmol / l）和C_e（MMOL / L）分别是溶液中的初始和平衡金属浓度。

使用颗粒内扩散模型（韦伯-Moris的）的吸附分析结果。这被表示为;（等式2）

在哪里问_t（mg / g）是在时间吸附的量t（分钟），k_ID（mg / g min^0.5）是颗粒内扩散的速率常数。C是截距的值，它给出了关于边界层厚度的想法，即更大的截距;边界效应越大。

线性形式方程，重新排列到线性形式，1 / Q的图_e对1 / C_e直线。（等式3）

线性化的Freundlich等温线模型用公式[22]描述:

在那里,Ce是在溶液中的重金属（摩尔/ L）的平衡浓度，问为平衡吸附量(mmol/g)，nFreundlich(1907)常数与吸附能和有关吗k是一个常数。的值k1 /n分别从截距和斜率，评价LG的线性图的，问对lgCE基于实验数据[23]等式5：

等式（5）没有分配有效Q的问题的缺点_e．如果适用伪二次订单动力学，则T / Q的曲线_t反对等式（6）的T应该给出线性关系，从哪个Q_e，可以从曲线的斜率和截距来确定k和H，并且也没有必要知道任何参数预先[24,25]。

解吸试验

解吸研究是在一个相似的方式吸收研究的进行。许多作者已经研究了用于洗脱潜水员的范围的生物质的[25,26]剂的解吸特性。酸溶液可以溶解一些类型的含有金属结合位点的多糖，以及生物吸着剂[26]的矿物含量。各种洗脱剂的0.1M HNO等的效率_3.，HCl，EDTA，CACL₂，kcl，nahco_3.和CH_3.COOH用于在37℃和150rpm下从选定菌株的生物吸附的细菌细胞中回收镍/镉。分析滤液以确定解吸后金属离子的浓度。从以下关系[27]等式6获得恢复百分比：

其中Dr为上清液中释放的镉/镍离子量(mg)， Da为生物吸附剂中最初吸附的镉/镍离子量(mg)．

结果与讨论

pH对生物吸附的影响

金属离子在生物吸附中的结合可能是由离子交换、络合、静电吸引和微沉淀等机制引起的。pH值对离子吸收的影响与细菌生物量表面官能团和溶液中的金属化学性质有关。不同的细菌生物量具有不同的吸附速率，其最优吸附的pH值范围也不同。

pH对镍、镉离子生物吸附的影响Planococcus.在室温下通过改变溶液的pH值来研究sp。批量研究结果表明，在生物质的存在下，镉开始发生化学沉淀，pH 7后开始沉淀，但镍离子在pH 6后开始沉淀(图1)。随着pH的增加，吸附表面的正电荷减少，因此，金属离子与木屑表面之间的静电引力增大。

图1所示。pH对nikcel和镉离子（辛格运河和二进制形式）通过吸附效果等。

实验结果表明，镍和镉离子的生物吸收增加至pH8.由于捕获相同位点的质子和金属离子之间的竞争，因此通过降低pH来解释通过降低pH的生物吸附水平降低，其在低pHS，金属离子处不成功。

动力学实验

要知道该方法的生物吸附机制和速度，研究传质和化学反应非常重要。因此，动力学是一种额外的重要项目，其对生物吸附也有影响，因为它鉴定了吸附的最大时间。获得最大生物吸附所需的时间取决于生物吸附剂，金属离子及其组合的类型。生物吸收率最初是快速的，近90％的金属结合，因为所有活性位点都是空置的并且可用于金属离子生物吸附。图2显示了T / Q的曲线图_t对比，镍和镉在催化剂上的生物吸附动力学Planococcus.，在pH 5.5，温度37℃，在去离子水中;在120分钟内获得达到质量平衡的接触时间。为了确定接触时间对镍和镉离子的生物吸附的影响，接触时间分别从20和30分钟变化。

图2。镍、镉的单一和二元生物吸附动力学SP球菌pH值为6和37^°C。

吸附等温线

非线性吸附等温线(Ce与q_e）在生物质的镍和镉离子Planococcus.生物量如图3所示。这些等温线表明，随着金属离子在溶液中的平衡浓度的增加，金属离子的吸附量增加，达到饱和值。根据生物吸附剂对镍和镉离子的生物吸附图(表1)计算了Langmuir常数。测定…的生物吸附能力Planococcus BioMass.在从水溶液中除去镉和镍离子，使用朗米尔等温模型。Langmuir模型表明，生物吸收发生在生物质上的特定均相位点，并且它成功地用于许多单层生物吸附过程中。LangMuir模型提供了对实验数据的更好描述（r²= 0.990），最大固定容量被推导至0.67和0.58mmol g^-1（表1）分别用于镉和镍。在我们研究中获得的镉和镍的吸附能力值显示在表2中。

图3。生物吸附镍镉离子的单、二元Langmuir等温线SP球菌生物质。

表格1。单金属和双金属吸附的Langmuir和Freundlich模型的等温线参数。

使用傅里叶变换红外（FTIR）光谱法的生物吸附剂的表征

利用金属和载金属生物吸附剂的傅里叶变换红外光谱测定了细菌生物量官能团的振动频率变化。在400-4000 cm范围内，原菌和载菌的FTIR谱图⁻¹，以获得官能团相互作用的信息。红外光谱显示出以3437厘米为中心的宽频带⁻¹分配到O-H和N-H拉伸，C = O的拉伸振动为1652厘米⁻¹和C-O在1073厘米处的酒精组拉伸⁻¹．频段为1447厘米⁻¹是N-H基弯曲振动的代表。通过比较加菌后的傅里叶变换红外光谱，发现一些峰发生了明显的变化。峰顶的显著移动(1652到1633厘米)⁻¹），（1447至1403厘米⁻¹（1073至1043厘米⁻¹）反映生物吸附过程中羧基，酒精和胺基对细菌表面的影响。

死生物量和活生物量的生物吸附;生物吸附剂剂量和温度的影响

为了获得活细菌生物量，营养液中培养的细菌，并在37℃下在摇振（150rpm）和pH6中温育24小时，并在7000rpm以7000rpm离心10分钟。将活生物量达到活力后，将其放入55℃的烘箱72小时，然后粉末用于我们需要死细菌的实验[28]。存在许多不同的染色方法，例如使用Na-Azid，自动培养物，培养箱和2,4dNF。Na-Azid阻断细菌的代谢活性和自动倾斜的细胞表面结构塌陷。当使用Na-Azid的同时使用高压釜时显示出较少量的吸附量时，观察到大量的金属吸附量（图4）。对一些研究人员的研究表明生物吸附剂剂量也是影响生物吸收能力的重要参数以及去除效率。结果表明，随着生物质细菌剂量的增加，增强了镍和镉的生物吸附（图5）。吸附在剂量1和1.5g / L的最大镉和镍。在细菌生物量，较高的温度通常增强由于溶质的表面活性和动能增加而引起的吸附。温度也似乎只影响细菌的重金属摄取的减少，特别是在非常低的温度和非常高的温度下（图6）。

图4。q和的铈之间的朗缪尔关系的线性化曲线图（1 / Q对1 / Ce）的SP球菌生物质生物吸附等温线的二元模型。

图5。不同死亡方法（活死生物量）对1g生物质的镍和镉吸附的影响SP球菌37℃和pH = 6的生物量。

Figure6:温度对镉和镍吸附的影响SP球菌生物量．

镉和镍解吸过程

金属离子的回收率和生物质的再生基于有效的解吸过程，这可以通过考虑释放已吸附在生物吸附剂上的金属离子的最佳条件来补充生物吸附研究。

如图6所示，显示了释放的镍和镉离子的百分比Planococcus.与不同的去吸附剂处理后的碎片。据观察，用蒸馏水解吸的百分比是几乎可以忽略。可能的洗脱剂有稀的无机酸（盐酸，H₂所以₄和hno._3.)、有机酸(柠檬酸、乙酸和乳酸)和络合剂(EDTA、硫代硫酸盐等)用于生物吸附剂的回收和金属的回收。氯化钾、氯化钙对镍、镉离子的回收率高₂允许从工业生物质中回收离子(图7)。

图7。镍和镉离子经不同解吸剂回收后进行批量试验SP球菌生物量（1g生物质，pH 6，温度37°C.）。

扫描电子显微镜SEM-EDX分析

扫描电子显微镜是确定细胞形态变化的理想工具。的表面形貌Planococcus.采用SEM-EDX对生物吸附过程中镉/镍离子的无吸附和有吸附进行了研究。SEM-EDX图像显示了吸附的额外典型，显示了吸附前细菌细胞壁上不同元素的数量和吸附后的变化。SEM和EDX显示了细菌生物质细胞表面的修饰和镍/镉在细胞上的沉淀(图8)。

图8：EDX图像的SP球菌之前和之后吸附和SEM．

与其他生物吸附剂的比较

表2比较了本研究中获得的最大吸附能力与文献中报告的一些其他值。CD（II）和Ni（II）使用的吸附容量等。被发现与许多报告的文献价值相当。然而，由于（pH，温度，平衡时间，重金属浓度和生物质剂量）如（pH，温度，平衡时间，重金属剂量），不能直接比较实验数据。

表2。不同生物吸附剂的镍和镉生物吸附的比较

结论

生物吸附是一种相对较新的方法，已被证明具有相当大的潜力，可以获得来自含水含量水溶液的污染物。本研究给出了使用生物质的可能的好处的证据Planococcus.sp。用于从含水介质中除去重金属。朗格缪尔和Freundlich等温线模型应用于平衡数据。上的去离子水的井的实验数据通过Langmuir模型描述。镉和镍作为单离子和镉/镍二元密度的最大吸附报道在pH 6，5.5和0.67，0.58，0.48和0.47毫摩尔/克的最大吸附分别。物理 - 化学的研究表明至少酰胺，硫，磷酸盐，hydroxyle，羧酸，胺，氢氧化物的存在和硫醇在表面Planococcus.通过这项研究获得的结果支持Planococcus.从废水中分离的Sp是有效且低成本的CD（II）和Ni（II）从水溶液中除去的生物吸附剂。

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