石英砂—腐殖酸—Cupriavidus gilardii CR3復合體對銅離子的吸附特性及機理研究

楊玉雙 王小雨

摘要[目的] 研究pH、初始銅離子濃度和吸附時間對石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體吸附銅離子的影響。[方法]利用等溫吸附模型和動力學模型擬合試驗數據，通過測定復合體吸附銅離子前后的Zeta電位、掃描電子顯微鏡-能譜（SEM-EDS）和傅里葉紅外光譜（FTIR），研究吸附劑對銅離子的吸附特性及機理。[結果] pH是影響吸附能力的主要因素，靜電作用可使復合體表面負電荷增多，提高吸附量。在最適pH（5.0）下，復合體對銅離子的最大吸附量為13.08 mg/g。復合體對銅離子的吸附過程符合化學單分子吸附的Langmuir 模型和二級動力學模型。[結論]該研究認為靜電作用和單分子化學吸附是石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體吸附銅離子的主要機制。

關鍵詞吸附劑；吸附；動力學模型；等溫吸附模型；銅離子

中圖分類號X53文獻標識碼A文章編號0517-6611（2017）09-0062-05

Study on Characteristics and Mechanism of Copper Ions by Quartz Sandhumic AcidCupriavidus gilardii CR3

YANG Yushuang， WANG Xiaoyu*

（School of Environment， Northeast Normal University， Changchun， Jilin 130117）

Abstract[Objective]To study the effect of pH， initial copper ions concentration and contact time on composites of sandhumic acidCupriavidus gilardii CR3. [Methods]Experimental data were simulated by adsorption isotherms and kinetics. Adsorption characteristics and mechanism of copper ions by adsorbents was studied by determining the Zeta potential before and after adsorption of copper ions， and scanning SEMEDS and FTIR. [Results]The results showed that pH was important parameters for the adsorption capacity of composites for copper ions. Electrostatic effect increased the negative charge on the surface of composite， and increased adsorption capacity. At the optimum pH （5.0）， the maximum adsorption capacity of the complex was 13.08 mg/g. The adsorption process of copper ions by composites of sandhumic acidCupriavidus gilardii CR3 was in according with Langmuir model and two order kinetic model.[Conclusion]The study considered that electrostatic interaction and single molecule chemical adsorption were the main mechanisms of adsorption of copper ions by composites of sandhumic acidbcateria.

Key wordsAdsorbent；Adsorption；Kinetic modeling；Adsorption isotherms；Copper ion

銅雖然是生物體必需的微量元素，但是大量銅離子會對環境和人體健康構成威脅。銅離子進入地下水環境，先通過包氣帶的土壤水帶層，再進入地下水[1]。土壤水帶層不僅存在大量的礦物和有機質，是微生物生存的區域，也是污染物包括重金屬離子進入地下水的第一道天然屏障[2-3]，因此，掌握土壤礦物質、有機質和微生物對重金屬的作用機制至關重要。

目前有關重金屬在土壤水帶層的研究多集中于土壤礦物、有機質和微生物的單一體系和彼此作用的二元體系對重金屬的吸附，而對三者復合的三元吸附體系的研究卻鮮見報道。研究表明，礦物質、有機質和細菌的一元體系對重金屬都具有一定的吸附作用[4-8]。針對二元吸附體系，Zhu等[9]對比分析了針鐵礦和針鐵礦-細菌復合體吸附銅和鉻，發現復合體的吸附能力大于單一體系；Arias等[10]研究發現，腐殖酸可促進高嶺石對銅的吸附；Fang等[11]研究發現，蒙脫石-細菌復合體可以比蒙脫石提供更多的吸附位點，對銅的吸附效率達42.5%。相對于三元復雜體系，Du等[12]通過靜態吸附試驗和儀器表征，證明蒙脫石-腐殖酸-細菌復合體對鎘的吸附行為是細菌表面的吸附位點起主要作用；Du等[13]還確定了不同類型有機和無機配體對礦物-細菌復合體吸附鎘的影響不同。

在眾多用來研究吸附的抗性細菌中，貪銅菌屬細菌是比較特殊的一類，其最顯著的特征是對銅離子具有較高抗性和吸附能力[14-15]。已報道的貪銅菌屬細菌重金屬抗性基因都是由質粒控制，如Cupriavidus taiwanensis的抗性基因位于質粒pRALTA上，Cupriavidus metallidurans CH34抗性基因位于PMO128和PMO130質粒上。有學者從瀝青土壤中篩選到了1株新穎的重金屬抗性細菌Cupriavidus gilardii CR3，該菌對包括銅在內的9種重金屬具有抗性。該菌株的特殊之處在于不具備質粒，其功能基因均定位于2個環狀染色體上[16]。然而，這種特殊的細菌與礦物質、腐殖酸復合體對銅離子的吸附特性和機理還鮮見報道。

筆者為模擬真實的土壤-地下環境，選取石英砂、腐殖酸和特殊的抗性細菌Cupriavidus gilardii CR3制備三元復合吸附劑，采用靜態吸附試驗，研究三元復合體吸附銅離子的特性，運用等溫吸附模型和動力學模型擬合試驗結果，探討該復合體對銅離子的吸附機理，旨在為今后研究重金屬對自然環境的影響奠定理論基礎。

1材料與方法

1.1石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體和銅離子母液的制備

石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體：稱取0.01 g石英砂（1 g/L）、5 mg/L腐殖酸和1 mL Cupriavidus gilardii CR3 1 g/L于50 mL離心管中，用0.01 mol/L KNO3定容至10 mL，于28 ℃ 180 r/min振蕩48 h達吸附平衡。10 000 r/min離心10 min，收集沉淀物得石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體懸液[12]。

銅離子母液：精確稱取17.048 g CuCl2·2H2O粉末，用去離子水溶解并定容至100 mL容量瓶，得到1 mol/L銅離子貯備液；用無菌水稀釋銅離子貯備液，得到5 mmol/L銅離子母液，避光保存，備用。

1.2石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體對銅離子的吸附特性試驗

1.2.1pH對復合體吸附銅離子的影響。在50 mL離心管中加入1 mL復合體懸液和2 mL銅離子母液，pH分別為20、3.0、4.0、5.0、6.0和7.0的0.01 mol/L KNO3作為電解液，銅離子的最終濃度為64 mg/L，反應體系為10 mL，振蕩反應24 h達吸附平衡。采用原子吸收法測定溶液中銅離子濃度。根據式（1）、（2）計算吸附量和吸附效率：

qe=v（C0-Ce）m（1）

Ad（%）=C0-CeC0×100（2）

式中，qe為平衡吸附量（mg/g）；v為反應液體積（L）；C0為銅離子起始濃度；Ce為銅離子平衡濃度；m為吸附劑質量（g）；Ad為吸附效率（%）。

1.2.2初始銅離子濃度對復合體吸附銅離子的影響。加不同體積銅離子母液于50 mL離心管中，使初始銅離子濃度為6.4、19.2、32.0、44.8、64.0、83.2、96.0、108.8和128.0 mg/L；加1 mL復合體菌懸液和pH 5.0的0.01 mol/L KNO3作為電解液定容至10 mL。吸附平衡后離心測定溶液中銅離子濃度。

用2種等溫吸附模型模擬初始銅離子濃度對吸附的影響，分別是假定化學單分子吸附的Langmuir 模型和基于異構面的經驗公式Freundlich 模型，直線方程如下式：

Ceqe=1qmb+Ceqm（3）

lnqe=lnKF+1nlnCe（4）

式中，qm為最大吸附量（mg/g）；n和KF為Freundlich模型吸附常數；b為Langmuir模型吸附常數。

1.2.3

吸附時間對復合體吸附銅離子的影響。在50 mL離心管中加入1 mL復合體懸液和2 mL銅離子母液，再用pH為50的0.01 mol/L KNO3定容至10 mL（體系中的銅離子濃度為64 mg/L），于28 ℃ 180 r /min振蕩培養，分別在吸附前60 min 每5 min測1次樣，前60～200 min每10 min測1次樣，之后每60 min測1次，直到吸附平衡。

運用二級動力學方程和顆粒內擴散方程，對復合體吸附銅離子的動力學數據進行擬合：

tqt=1kq2e+1qet（5）

qt=kdt12+d（6）

式中，t為反應液體積（L）；qt為t時刻銅離子吸附量（mg/g）；k為反應速率常數（min-1）；kd為擴散速率常數；d為顆粒內擴散方程常數。

1.3石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體吸附銅離子的機理試驗

1.3.1Zeta電位。分別在pH為2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、70的條件下測定復合體吸附64 mg/L 銅離子24 h后的Zeta電位。

1.3.2

掃描電子顯微鏡-能譜（SEM-EDS）。pH為5.0時復合體吸附64 mg/L銅離子24 h前后樣品經一系列處理并噴金鍍膜，進行SEM-EDS分析。

1.3.3

傅里葉紅外光譜（FTIR）。復合體吸附64 mg/L銅離子（pH = 5.0，吸附24 h）前后的樣品離心冷凍干燥，按3∶100制樣，與KBr混合研磨，進行FTIR分析。

2結果與分析

2.1石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體對銅離子的吸附特性

2.1.1

pH對復合體吸附銅離子的影響。pH是影響吸附重金屬離子的重要參數，它不僅影響吸附劑表面的性質，而且影響溶液中重金屬離子的存在形態。溶液中銅離子通常以Cu2+、CuOH+ 和Cu（OH）2 3種類型存在[17]。從圖1可見，銅在復合體表面的吸附量和吸附效率隨pH的升高而增大。當溶液pH在2.0～4.0時，銅離子的吸附量由6.50 mg/g增加到13.08 mg/g，吸附效率從9.68%上升到19.48%；當pH為6.0時，吸附量降低，pH為7.0時，吸附量增大。

吸附量隨pH變化關系是溶液中的質子與銅離子競爭吸附復合體表面結合位點的結果。該試驗中，強酸性溶液中（pH為2.0），H3O+ 占據復合體表面的吸附位點，減少了金屬離子與復合體結合的機會，降低了吸附量；隨著pH的升高（pH 2.0～5.0），由于復合體表面發生去質子化，吸附劑受負電荷控制，吸引帶正電荷的金屬離子，使吸附量增加，這是Cu2+和CuOH+共同作用的結果；pH ≥ 5.3時，發現Chen等[18]和Xie等[19]的研究也有類似現象，銅離子發生沉淀，產生Cu（OH）2，這種現象使吸附量偏大，但不是復合體吸附銅離子的結果，因此后續試驗選擇pH 5.0。

2.1.2

吸附等溫模型。由圖2可知，Langmuir模型描述復合體對銅離子吸附等溫線具有更好的相關性，其相關系數R2=0950 8，盡管Freundlich方程也可以用來描述吸附劑的吸附行為，但相關性沒有Langmuir模型擬合的效果好（R2=0290 3）。研究者發現很多吸附劑吸附重金屬的過程符合Langmuir 模型，Du等[12]研究發現，蒙脫石-腐殖酸-細菌多組分三元復合體吸附鎘的過程符合Langmuir 模型；吳平霄等[20]研究高嶺土-胡敏酸二元復合體對銅、鎘和鉻離子吸附解吸試驗，發現復合體對3種金屬離子的吸附都符合以化學吸附為主的Langmuir 模型；Zhu等[9]對比研究針鐵礦和針鐵礦-細菌復合體吸附銅和鉻的效果，結果顯示，單一體系和二元體系吸附過程都符合Langmuir 模型。Bayramogˇlu等[21]和Veit 等[22]假設Langmuir 模型的吸附過程是單分子化學吸附，復合體對銅的吸附過程符合Langmuir 模型，說明該吸附是化學單分子吸附。

2.1.3動力學模型。為了研究吸附過程中的具體步驟，將試驗數據用二級動力學和顆粒內擴散模型擬合，擬合結果見圖3。由圖3可知，二級動力學方程可以較好地擬合吸附的試驗結果，相關系數R2為0.938 0，進一步證明該吸附是化學吸附，涉及金屬離子與表面質子的交換吸附，吸附速率與其表面未結合的位點數目成正比，這與Zhu等[9]和Du等[12]的研究結論一致。

2.2石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體吸附銅離子的機理

2.2.1

Zeta電位。Zeta 電位是通過測定吸附劑的電滲流速，反映吸附劑表面電化性質。為研究復合體的表面電荷對吸附的影響，筆者對復合體及復合體吸附銅離子后的Zeta 電位進行測定，結果見圖4。由圖4可知，溶液的pH對復合體電位的影響較大，在等電點3.2左右（即在 Zeta 電位等于0時的 pH），

圖4不同pH下石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體吸附銅前后的Zeta電位

Fig.4Zeta potential before and after adsorption of quartz sandhumic acidCupriavidus gilardii CR3 under different pH

復合體表面質子達到平衡。在pH≤3.2時，復合體表面帶正電荷，pH > 3.2時，復合體表面帶負電荷。復合體吸附銅離子后，隨著pH的升高，電位從+3 mV降低到-11 mV，復合體表面的負電荷增多，吸引帶正電荷的銅離子，使吸附量增大，說明靜電作用參與吸附過程。Wang等[23]運用Zeta 電位測定了不同pH下蒙脫石、枯草芽孢桿菌及其復合體的電位變化，發現在較低pH下，3種吸附劑都受正電荷控制，吸附量較少，且隨著pH的升高，吸附劑表面的負電荷增多，吸附量隨之增大；Walker等[24]研究了Escherichia coli 和Bacillus subtilis 分別與黏土礦物復合對重金屬的吸附作用，結果表明，靜電作用改變復合體表面的吸附位點，使負電荷增大，這與該研究的結論一致。

2.2.2

SEM-EDS。對比觀察圖5，可以看出Cupriavidus gilardii CR3的變化導致復合體的變化。吸附銅離子前復合體中的細胞完整，且被腐殖酸包裹，帶有黏稠性；吸附銅離子后，復合體相對于未負載銅的細菌表面變得不再粘稠，出現

坑洞和凹陷變形。Huang等[25]和Lu 等[26]也證明了重金屬

使細菌表面破損，改變其表面形貌。從圖6可以發現，吸附后出現2個銅離子吸收峰位，是銅離子覆蓋在復合體表面，證明復合體確實對銅離子發生吸附作用。

2.2.3FTIR。FTIR是研究吸附劑表面官能團的有效手段。復合體吸附銅離子前后官能團的特征峰變化情況見圖7。在3 313 cm-1對應蛋白的-OH 和-NH；

2 928 cm-1對應CH2對稱或不對稱拉伸；1 655、1 532和1 454 cm-1分別對應C=O酰基I拉伸、C-N/N-H酰基II拉伸和-CH3/CH2蛋白吸收峰；1 389 cm-1對應C=O拉伸；1 081 cm-1對應C-OH/C-O-C/C-C/P=O；余下的吸收峰對應石英砂中的二氧化硅峰位[27-30]（圖7a）。這其中主要含有的官能團是羥基、羧基、氨基和磷酸基等。復合體吸附銅離子后，上述吸收峰的位置幾乎沒有發生偏移（< 15 cm-1）。

3結論

（1）pH是影響吸附銅離子的主要因素，最適的pH為50，靜電作用改變石英砂-腐殖酸-Cupriavidus gilardii CR3復合體的吸附位點，使吸附量隨著pH的升高而增大。

（2）復合體吸附銅離子的過程符合Langmuir模型和二級動力學模型，為單分子化學吸附。

（3）通過SEM-EDS發現，復合體吸附銅離子的過程與細菌變化有關，為進一步確定細菌在復合體吸附中的作用，后續試驗將進行石英砂、腐殖酸和Cupriavidus gilardii CR3單一體系和它們彼此二元體系吸附銅離子的研究。

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