兩種褐藻對廢水中鉛、銅的吸附機理研究

周洪英， 李 娜， 王學松， 單愛琴

（1.淮海工學院 化學工程學院，江蘇 連云港 222005；2.中國礦業大學 環境與測繪學院，江蘇 徐州 221008）

兩種褐藻對廢水中鉛、銅的吸附機理研究

周洪英1，2， 李 娜1， 王學松1， 單愛琴2

（1.淮海工學院 化學工程學院，江蘇 連云港 222005；2.中國礦業大學 環境與測繪學院，江蘇 徐州 221008）

運用批吸附技術研究了海帶Laminariajaponica和裙帶菜Undariapinnatifida對水溶液中Pb2＋、Cu2＋的吸附特性。結果表明：硝酸鈣預處理后，兩種海藻對Cu2＋的吸附容量降低28%左右，對Pb2＋的吸附容量下降10%左右。用化學改性方法確定不同官能團對生物吸附的貢獻，結果表明羧基對兩種海藻吸附Pb2＋的貢獻大于胺基和羥基。共存陰離子影響海藻對Cu2＋的吸附，CuCl2的吸附速率和吸附容量大于Cu（NO3）2和CuSO4。

褐藻；生物吸附；重金屬；平衡；動力學

鉛和銅是水體污染中常見的兩種重金屬離子。鉛能夠損害骨髓造血系統、神經系統、腎臟和生殖系統。銅是人體必須的微量元素之一，但是，人體攝入的銅如果超量將會出現貧血、腎臟受損等癥狀。生物吸附技術是利用生物體或者自然生物通過物理化學方法除去土壤和水體中的重金屬。生物吸附技術比起其他常用技術具有以下優點：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。與其它生物吸附劑相比，海藻具有較強的吸附性能，并且來源豐富。一些大型海藻如褐藻，它們的吸附容量比其他種類生物體高得多，甚至比活性炭、天然沸石的吸附容量還高，和離子交換樹脂相當［1－3］。作者采用海帶Laminariajaponica和裙帶菜Undariapinnatifida這兩種黃海邊十分常見的大型褐藻作為生物吸附劑，處理含鉛、銅廢水，對吸附機理進行了探討。

1 材料與方法

1.1 吸附劑的制備

產自黃海邊的新鮮海帶和裙帶菜，洗凈烘干磨碎過篩，放入干燥器保存。

1.2 實驗設備和試劑

主要設備：HZQ－QX型智能型全溫振蕩器、TAS－990AFG型原子吸收分光光度計、PHSJ－5酸度計。

主要 試 劑：Pb（NO3）2、Cu（NO3）2·3 H2O、HNO3、NaOH、甲 醛、甲 酸、無 水 甲 醇、鹽 酸、CuCl2·2 H2O、CuSO4、Ca（NO3）2，全部試劑均為分析純級。

1.3 實驗方法

用0.05 mol／L的 Ca（NO3）2對吸附劑進行預處理，以釋放吸附劑上的吸附位點。用無水甲醇和濃鹽酸對吸附劑上的羧基進行酯化處理，用甲醛和甲酸使吸附劑上的羥基和胺基甲基化，以確定不同官能團對生物吸附的貢獻。

1.4 數據計算

金屬離子吸附容量是指單位質量吸附劑上吸附的目標金屬離子的量，其計算公式為：

金屬離子去除率是指吸附前后目標金屬離子質量濃度差與初始質量濃度的比值，其計算公式為：

其中，C0為金屬溶液的初始質量濃度（mg／L）；C為吸附后金屬溶液的質量濃度（mg／L）。

2 結果與分析

2.1 Ca（NO3）2預處理對吸附的影響

2.1.1 動力學預處理后兩種海藻吸附劑吸附Cu2＋和Pb2＋動力學數據見圖1。由圖可見，實驗溫度下，兩種吸附劑對Cu2＋、Pb2＋的吸附量均隨時間呈現上升趨勢，吸附速度是先快后慢，接觸15 min時，去除效率均達到90%左右，此后至30～40 min達到吸附平衡。60 min的振搖時間足夠完成吸附。溫度上升，海藻對Cu2＋的吸附速率逐漸上升，對Pb2＋的吸附速率逐漸下降。

準二級動力學方程（Ho）常用于描述生物吸附過程的動力學數據，其線性形式為

其中，qe、qt分別為吸附平衡時以及吸附時間t時被吸附金屬離子量；k2速率常數。用準二級動力學模型對實驗數據進行擬合分析，結果見圖2。

圖2 預處理吸附劑吸附Pb2＋、Cu2＋的準二級動力學模型Fig.2 Pseudo－second order models of two biosorbents after pretreatment

圖1 預處理吸附劑吸附Pb2＋、Cu2＋的動力學數據Fig.1 Kinetic data of two biosorbents after pretreatment

根據圖2直線的斜率和截距可求得各溫度下準二級動力學常數。根據擬合數據，全部實驗條件下的相關性系數R值都在0.999以上，這說明準二級方程能夠很好地擬合實驗數據，可推測吸附的速率控制步驟為化學吸附［4］。

根據比較，經過Ca（NO3）2處理后，兩種海藻吸附劑對兩種實驗金屬離子的吸附速率比未處理前有所下降，但吸附容量反而略有上升［5］。這可能是因為這可能是殘留在海藻表面的Ca2＋與溶液中的金屬離子都是二價金屬離子，與吸附質中Cu2＋、Pb2＋的離子交換速度較慢，因此而降低了海藻的吸附速率，而平衡吸附容量略有增加是可能因為用Ca（NO3）2預處理后海藻表面的離子交換能力增強。

2.1.2 吸附平衡Langmuir模型是使用最多的描述固體吸附劑吸附重金屬的等溫線模型［6］。Langmuir模型假定吸附位點數量是有限的，均勻地分布于吸附劑表面，吸附為單分子層吸附，其線性形式為：

其中：Ce為吸附平衡時溶液質量濃度（mg／L）；qmax為最大吸附容量 （mg／g）；qe為平衡吸附容量（mg／g）；b為Langmuir常數，與吸附能有關。圖3為預處理后兩種海藻吸附劑吸附Cu2＋和Pb2＋的Langmuir等溫線。

圖3 預處理吸附劑吸附Pb2＋、Cu2＋的Langmuir等溫線Fig.3 Langmuir isotherms of two biosorbents after pretreatment

由圖3可見，海藻對Cu2＋的吸附是隨著溫度的升高而增大的，而對Pb2＋的的吸附是隨著溫度的升高而降低的。這個趨勢與處理前海藻對Pb2＋、Cu2＋的吸附現象相同。根據計算，圖3中所有等溫線的R值都在0.984以上，說明Langmuir模型能夠被用來描述兩種海藻吸附Pb2＋、Cu2＋。溫度升高，海帶和裙帶菜對Cu2＋的最大吸附容量qm分別由 40.128 和 46.275 mg／g 增 大 到 46.642 和54.340 mg／g；對 Pb2＋的最大吸附容量qm分別由75.815和75.529下降到69.541和72.359 mg／g。

對比處理前后的數據［5］，預處理后兩種海藻對Cu2＋的最大吸附量降低了約28%，對Pb2＋的最大吸附量降低了約10%。這可能是由于占據在吸附位點上的大量Ca2＋與海藻酸鹽結構上的“蛋－盒”模型的吸附位點結合力較強，會與Cu2＋、Pb2＋競爭吸附位點。Ca2＋和Cu2＋的離子半徑接近，所以對Cu2＋的影響更大。

通過b能夠計算出不同溫度下的熱力學參數ΔGo、ΔH o、ΔSo：

其中：R為氣體常數；T為熱力學溫度，單位為K；K’為1 000×b×相對原子質量。

根據計算，吸附過程的吉布斯自由能ΔGo均為是負值，說明吸附過程是一個自發過程。兩種海藻吸附Cu2＋的ΔH o＞0（6.833和5.699 kJ／mol），說明吸附過程為吸熱過程，在實驗溫度范圍內，升溫有利于吸附的進行；吸附Pb2＋的 ΔH o＜0（－13.595和－12.455 kJ／mol），說明吸附過程為放熱過程，在實驗溫度范圍內，升溫不利于吸附的進行。ΔSo為正值，表明吸附過程中系統的混亂度升高。

2.2 官能團改性

用無水甲醇和濃鹽酸對吸附劑上的羧基進行酯化處理，用甲醛和甲酸使吸附劑上的羥基和胺基甲基化，以確定不同官能團對生物吸附的貢獻［7］。

2.2.1 胺基和羥基用甲醛和甲酸使吸附劑上的羥基和胺基甲基化。用經過甲基化處理后的吸附劑吸附Pb2＋的Langmuir等溫線見圖4。

圖4 甲基化吸附劑吸附Pb2＋的Langmuir等溫線Fig.4 Langmuir isotherms for Pb2＋ after methylation

根據計算，圖4中兩條等溫線的R值分別為0.962 38和0.995 49，甲基化后，海帶對Pb2＋的最大吸附容量由70.922 mg／g下降到43.422 mg／g，下降30%；裙帶菜的最大吸附容量由64.433 mg／g下降到36.245 mg／g，降低44%。

圖5為甲基化改性前后兩種海藻吸附劑的紅外譜圖。

圖5 甲基化改性前后的兩種海藻吸附劑的紅外譜圖Fig.5 FTIR of two biosorbents before and after methylation

改性前，3 400 cm－1附近的吸收是羧基上的OH的伸縮振動、羥基上O—H的伸縮振動和胺基上N—H的伸縮振動產生的，其中N－H的伸縮振動有可能被O—H因氫鍵作用產生的締合峰覆蓋。改性后，該位置的吸收峰明顯變窄，說明此處產生主要吸收峰的O—H官能團濃度降低，從而測得的游離態的O—H的伸縮振動峰的峰形較尖銳。

2.2.2 羧基濃HCl做催化劑，甲醇與羧基酯化反應以掩蔽羧基官能團，用改性后的海藻吸附劑吸附Pb2＋的Langmuir等溫線見圖6。

圖6 酯化吸附劑吸附Pb2＋的Langmuir等溫線Fig.6 Langmuir isotherms for Pb2＋ after esterification

根據計算，圖6中兩條等溫線的R值分別為0.960 79和0.912 78，改性后的海帶對Pb2＋的最大吸附容量由70.922 mg／g下降到12.484 mg／g，下降82%，裙帶菜對Pb2＋的最大吸附容量由64.433 mg／g下降到27.397 mg／g，降低了57%。可見對Pb2＋的吸附中，羧基發揮的作用大于胺基和羥基。

圖7為酯化改性前后兩種海藻吸附劑的紅外譜圖。

圖7 酯化改性前后的兩種海藻吸附劑的紅外譜圖Fig.7 FTIR of two biosorbents before and after esterification

改性后，3 400 cm－1附近的吸收峰明顯變窄，說明此處產生主要吸收峰的O—H官能團濃度降低，從而測得的游離態的O—H的伸縮振動峰的峰形較尖銳。1 000～1 200 cm－1附近的吸收峰變強，可能是酯化后C—O—C結構的對稱伸縮振動和不對稱伸縮振動引起的。1 430 cm－1附近的吸收峰變強，可能是因為使用甲醇酯化吸附劑上的羧基而引入的甲基。

2.3 陰離子對吸附的影響

2.3.1 動力學陰離子對吸附銅影響的動力學數據如圖8示。兩種海藻對Cu2＋的吸附量均隨時間呈現上升趨勢，吸附速度呈現“先快后慢”的趨勢，陰離子不同，吸附速率與吸附容量不同。用準二級動力學模型對動力學數據進行擬合分析，結果見圖9。

準二級動力學模型擬合所得的模型參數和相關性系數見表1。

圖8 陰離子對吸附影響的動力學數據Fig.8 Kinetics data for copper nitrate、copper chloride and copper sulphate

圖9 陰離子對吸附影響的準二級動力學模型Fig.9 Pseudo－second order models for copper nitrate、copper chloride and copper sulphate

表1 準二級動力學模型相關系數和模型常數（k 2單位為g／（mg·min），q e單位為mg／g）Tab.1 The coefficients and constants in Quasi－second－order model

由表中，相關性系數R均為1，可見吸附過程能很好的遵循準二級動力學模型。兩種海藻的動力學速率常數k2值均呈現CuCl2＞Cu（NO3）2＞Cu－SO4的趨勢，說明共存的陰離子對海藻對的Cu2＋的有一定的影響。這可能是因為不同陰離子和生物細胞壁對同種金屬離子的競爭不同，即陰離子與金屬陽離子的結合力不同，結合能力強的吸附速率低，結合能力弱的吸附速率高。

2.3.2 吸附平衡將吸附平衡數據用Langmuir等溫線方程進行擬合，圖形和數據見圖10、表2。

從表2可見，兩種海藻對Cu2＋的吸附容量也呈現CuCl2＞Cu（NO3）2＞CuSO4的趨勢。Palmieri等［8］研究Sargassumfluitans對La的吸附，Ahuja等［9］研究Oscillatoriaanguistissima對 Zn2＋的 吸附時，也發現了類似的規律，在相同p H值條件下，氯化物或硝酸鹽的吸附容量大于硫酸鹽，這可能是金屬離子與Cl－或者SO42－的結合而形成的配位層不同，導致其表現出的凈電荷不同。此外，氯離子內配位層的干擾較少，也促進了金屬離子與吸附劑上羧基的相互作用。

圖10 陰離子對吸附影響的Langmuir等溫線Fig.10 Langmuir isotherms for copper nitrate、copper chloride and copper sulphate

表2 Langmuir模型相關系數和模型常數（b單位為dm3／mg，qe單位為mg／g）Tab.2 The coefficients and constants in Langmuir model

3 結語

根據實驗研究，結果硝酸鈣預處理后，海帶Laminariajaponica和裙帶菜Undariapinnatifida對Cu2＋的吸附容量降低28%左右，對Pb2＋的吸附容量降低10%左右。甲基化后，海帶對Pb2＋的最大吸附容量下降30%；裙帶菜對Pb2＋的最大吸附容量下降44%。酯化后，海帶對Pb2＋的最大吸附容量下降82%，裙帶菜對Pb2＋的最大吸附容量下降57%，對Pb2＋的吸附中，羧基發揮的作用大于胺基和羥基。共存陰離子影響海藻對Cu2＋的吸附，吸附速率和吸附容量均呈現CuCl2＞Cu（NO3）2＞CuSO4的趨勢。

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Study on the Mechanism of Pb（Ⅱ）and Cu（Ⅱ）Biosorption by Two Brown Algae

ZHOUHong－ying1，2，LINa1，WANGXue－song1，SH ANAi－qin2
（1.School of Chemical Engineering，Huaihai Institute of Technology，Lianyungang 222005，China；2.School of Environment Science and Spatial Informatics，China University of Mining and Technology，Xuzhou 221008，China）

The ability to remove lead and copper from aqueous solution by brown algae Laminaria japonica and Undaria pinnatifida were investigated in this study.Results were drawn as follows：Pretreatment with Ca（NO3）2，the absorption capacity of two algae for Cu（Ⅱ）decreased by 28%，for Pb（Ⅱ）decreased by 10%.The contribution of functional groups in the biosorption process was confirmed by chemical modification of the groups.The functional group of carboxyl was mainly responsible for the adsorption of two algae investigated here towards Pb2＋.The co－anion affect the absorption capacity.When copper chloride was used，higher qmax and k2 were observed as compared to the nitrates and the sulfate at the same pH.

brown algae，biosorption，heavy metal，equilibrium，kinetics

X 703

A

1673－1689（2012）01－047－08

2011－03－09

國家自然科學基金項目（20977040）。

周洪英（1979－），女，江蘇連云港人，工學碩士，實驗師，主要從事重金屬污染的診斷與治理研究。Email：blendyme＠163.com