劉亞麗 謝 藝 張永奎

(四川大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，四川成都，610065)

1 引言

鉻(Cr)是水環(huán)境中常見的重金屬，通常來源于采礦冶煉、紡織印染、皮革鞣制等各種工業(yè)過程[1]。由于鉻的致癌性、持久性和生物累積性，可能對環(huán)境和健康構(gòu)成較高風(fēng)險[2]。研究表明，鉻在自然界中主要以三價和六價的形式存在，并且六價鉻(Cr(VI))毒性約為三價鉻(Cr(III))的1000倍[3]。因此將Cr(VI)還原為Cr(III)并通過吸附、沉淀等作用對其進(jìn)行固定是鉻污染修復(fù)的最常用方法。

硫化亞鐵可以同時提供Fe(II)和S(-II)兩種還原性物質(zhì)，是一種高效經(jīng)濟(jì)的還原劑[4]。目前最常用的合成方法是化學(xué)法，但該過程成本較高，且易產(chǎn)生二次污染。此外，由于硫化亞鐵極易被空氣氧化，所以提高硫化亞鐵的穩(wěn)定性成為關(guān)注的焦點。在合成過程中引入殼聚糖[5]、海藻酸鈉[6]和羧甲基纖維素鈉[7]等大分子物質(zhì)作為穩(wěn)定劑，是目前提高穩(wěn)定性最常用的方法。最近，利用微生物法合成硫化亞鐵吸引了學(xué)者們的注意，該法在合成硫化亞鐵的過程中，細(xì)菌細(xì)胞及其胞外聚合物可能成為模板和生物穩(wěn)定劑，使其穩(wěn)定性提高，且生物合成具有環(huán)境友好等優(yōu)點。王寧等[8]利用希瓦氏菌生物合成了硫化亞鐵并探究了其催化脫氯的效果，結(jié)果表明生物硫化亞鐵的產(chǎn)量越高對4-氯酚的去除效果越好。Yang等[9]利用硫酸鹽還原菌合成了生物硫化亞鐵，并用于重金屬去除，結(jié)果表明生物硫化鐵處于形成階段和固定階段時處理效果較好。但生物硫化亞鐵對Cr(VI)的穩(wěn)定性和抗干擾性的研究還鮮有報道。

本文利用一株硫酸鹽還原菌(SRB)制備生物硫化亞鐵，采用XRD和SEM手段進(jìn)行表征，并將其應(yīng)用于Cr(VI)去除。探究了生物硫化亞鐵用量、溶液pH值、共存離子和天然有機(jī)物對Cr(VI)去除的影響。此外，通過與化學(xué)法合成的硫化亞鐵進(jìn)行對比，研究了生物硫化亞鐵的長期穩(wěn)定性。

2 實驗部分

2.1 實驗菌種及培養(yǎng)基

本實驗菌種為硫酸鹽還原菌(SRB)，購自中國普通微生物菌種保藏管理中心，屬于脫硫弧菌屬(Desulfovibrio desulfuricans)。在培養(yǎng)過程中使用改進(jìn)的Postgate培養(yǎng)基，其成分及含量(每升)為：KH2PO40.5g，NH4Cl 1.0g，MgSO4·7H2O 2.0g，CaCl20.1g，Na2SO41.0g，酵母膏1.0g，抗壞血酸0.1g和乳酸鈉3.5mL。

2.2 實驗試劑與儀器

主要試劑：七水硫酸亞鐵、重鉻酸鉀、硝酸鈉、碳酸氫鈉和氯化鎂等(購自四川蜀都試劑廠)。

主要儀器：厭氧培養(yǎng)箱(上海龍躍 LAI-3)；紫外分光光度計(上海普元 1900s)；掃描電鏡(Zeiss Merlin Compact-61-78, SEM)；X射線衍射儀(D/max-TTR III, Rigaku)。

2.3 實驗方法

2.3.1 生物硫化亞鐵的制備

將配置好的培養(yǎng)基于115℃滅菌30分鐘，冷卻后備用。在厭氧培養(yǎng)箱內(nèi)，將新鮮的SRB種子液接入培養(yǎng)基中，然后加入硫酸亞鐵。分裝于250mL的錐形瓶內(nèi)，密封后，于厭氧培養(yǎng)箱內(nèi)35℃恒溫培養(yǎng)72小時，得到生物硫化亞鐵懸液。

2.3.2 六價鉻去除實驗

在含Cr(VI)溶液的錐形瓶中加入一定量生物硫化亞鐵懸液，使Cr(VI)濃度為0.4mM，并磁力攪拌。在一定時間間隔內(nèi)取樣，過0.22μm濾膜，測定溶液中剩余六價鉻濃度。

2.4 分析方法

2.4.1 六價鉻的測定方法

六價鉻采用二苯碳酰二肼分光光度法測定[10]。

2.4.2 生物硫化亞鐵的表征

采用X射線衍射儀(XRD)和掃描電子顯微鏡(SEM)對生物硫化亞鐵進(jìn)行物相分析和微觀形貌表征。

3 結(jié)果與討論

3.1 生物硫化亞鐵的表征

由圖1可知，生物合成的硫化亞鐵無明顯特征峰，說明其結(jié)晶度較差，主要以無定形態(tài)存在?？潞嫉萚11]研究發(fā)現(xiàn)，由脫硫腸狀菌(Desulfotomaculum putei)合成的硫化亞鐵主要以無定形態(tài)和微晶形式存在。硫化亞鐵在25℃的水溶液條件下轉(zhuǎn)化為結(jié)晶度較好的四方硫鐵礦約為兩年的時間[12]，故利用SRB生物合成的硫化亞鐵初期以非晶型為主是合理的。

由圖2可以看出，生物硫化亞鐵的粒徑為微米級別，大部分呈現(xiàn)不規(guī)則形態(tài)，且顆粒表面光滑飽滿，呈現(xiàn)鱗片狀疊加結(jié)構(gòu)。

圖1 生物硫化亞鐵XRD圖譜

圖2 生物硫化亞鐵掃描電鏡圖片

3.2 反應(yīng)條件對生物硫化亞鐵去除六價鉻的影響

為探究生物硫化亞鐵對Cr(VI)的去除能力，分別考察了生物硫化亞鐵用量、溶液初始pH值、共存離子和天然有機(jī)物對Cr(VI)去除的影響。

3.2.1 生物硫化亞鐵用量

生物硫化亞鐵劑量增加可以提供更多的反應(yīng)位點，有助于提高反應(yīng)的速率和Cr(VI)的去除率。如圖3(a)所示，當(dāng)生物硫化亞鐵用量為5%時，反應(yīng)20min后Cr(VI)的去除率為27.7%。當(dāng)用量增至10%和15%時，在20min內(nèi)Cr(VI)的去除率分別為56.0%和84.0%。繼續(xù)增加用量至20%和25%時，Cr(VI)的去除率為99.5%和99.6%。并對該反應(yīng)過程進(jìn)行動力學(xué)擬合，其結(jié)果如圖3(b)所示，結(jié)果表明該反應(yīng)過程符合一級動力學(xué)模型，隨生物硫化亞鐵用量增加，反應(yīng)速率逐漸增加，當(dāng)用量為20%和25%時，反應(yīng)速率常數(shù)分別為0.302和0.365。相比于15%時，用量從20%增加至25%，Cr(VI)的去除率和反應(yīng)速率均只有小幅度提高，說明在此反應(yīng)體系下，硫化亞鐵用量為20%時已經(jīng)可以很好地去除Cr(VI)，故選擇20%硫化亞鐵用量進(jìn)行后續(xù)試驗。

圖3 不同劑量生物硫化亞鐵對Cr(VI)的去除能力(a)和去除動力學(xué)(b)

3.2.2 溶液初始pH值

pH值是影響硫化亞鐵對Cr(VI)去除的關(guān)鍵因素，它會影響硫化亞鐵表面電荷的分布及Cr(VI)的形態(tài)分布，進(jìn)而影響氧化還原反應(yīng)的速率和Cr(VI)去除的能力[5,10,13]。如圖4(a)所示，當(dāng)溶液pH值為3和5時，Cr(VI)的去除率分別為99.7%和96.2%，繼續(xù)增加溶液的pH值為7、9和11，去除率分別下降至84.2%、74.9%和31.1%。pH值對生物硫化亞鐵去除Cr(VI)的影響較大，隨pH值的升高，Cr(VI)的去除率逐漸降低，分析原因可能是以下兩個方面：一方面，硫化亞鐵的溶解度隨pH值的升高而下降[4]。在強(qiáng)酸性條件下(pH值≤3)，硫化亞鐵溶解消耗氫離子，產(chǎn)生更多的Fe(II)和S(-II)，能夠快速還原溶液中的Cr(VI)。當(dāng)pH值為5-7時，也可達(dá)到較好的Cr(VI)去除效果，此時硫化亞鐵對Cr(VI)的去除機(jī)理可能發(fā)生了變化，Cr(VI)可能先吸附在硫化亞鐵表面進(jìn)而被還原[14]。在堿性條件下，F(xiàn)e(II)更容易被氧化，在表面形成較多的氫氧化物層[15]，不利于Cr(VI)的去除。另一方面，pH值還會影響Cr(VI)的形態(tài)分布和硫化亞鐵的表面電性。利用水環(huán)境軟件Minteq3.0模擬了Cr(VI)的存在形態(tài)隨pH值變化情況，結(jié)果如圖4(b)所示，在堿性條件下Cr(VI)主要以CrO42-形式存在，溶液中大量帶負(fù)電荷的氫氧根離子對鉻酸鹽存在靜電排斥作用[6]。當(dāng)pH值≥9時，硫化亞鐵表面帶負(fù)電荷，同樣不利于Cr(VI)的去除。

圖4 不同pH值對Cr(VI)去除的影響(a)和Cr(VI)在不同pH值下的形態(tài)分布(b)

3.2.3 共存離子和天然有機(jī)物

天然地下水中存在多種陰陽離子和天然有機(jī)物，且可能會影響硫化亞鐵對Cr(VI)的去除效果。本實驗分別考察了陰離子(NO3-、SO42-和HCO3-)和陽離子(Ca2+和Mg2+)對Cr(VI)去除的影響。天然水體中存在的天然有機(jī)物(NOM)濃度為2-15mg/L，且腐植酸(HA)占有機(jī)質(zhì)總量的70%左右[16]，故在2-15mg/L范圍內(nèi)考察了HA對硫化亞鐵去除Cr(VI)的影響。

圖5 陰離子(a)，陽離子(b)和天然有機(jī)物(b)對Cr(VI)去除的影響

由圖5(a)可知，與對照組相比，在20-100mM濃度范圍內(nèi)，NO3-和SO42-對Cr(VI)的去除無明顯影響，去除率均可達(dá)到95%以上。然而當(dāng)HCO3-存在時，Cr(VI)的去除率隨HCO3-濃度的增加而逐漸下降，從68%下降至50.1%。HCO3-對Cr(VI)去除的抑制作用主要歸因于兩個方面，一方面，HCO3-的引入會使溶液的初始pH值增加至9左右，由于靜電排斥作用和鈍化層的形成會使Cr(VI)去除效果不佳。另一方面，HCO3-的引入會與溶液中的Fe(II)形成FeCO3或Fe(II)/Fe(III)(氧基)羥基碳酸鹽的沉淀，消耗了還原性物質(zhì)且減少了反應(yīng)位點，導(dǎo)致去除率的降低。

由圖5(b)可知，當(dāng)存在Mg2+時，Cr(VI)的去除不受影響。當(dāng)存在Ca2+濃度為40mM和100mM時，Cr(VI)的去除率分別為97.8%和95.0%，其他濃度組別均達(dá)到99.0%以上，故Ca2+的存在對Cr(VI)去除的影響也比較小。

由圖5(c)可知，在地下水含量水平，隨HA濃度的升高，對Cr(VI)的去除效果無明顯差異，說明HA的存在對Cr(VI)去除影響較小。

3.3 長期穩(wěn)定性實驗對比

由圖6(a)可以看出，化學(xué)合成的硫化亞鐵在靜置1天后上清液開始出現(xiàn)淺黃色，說明此時開始被氧化，隨靜置時間延長，氧化越來越明顯，在第8天已經(jīng)完全被氧化。由圖6(b)可知，生物硫化亞鐵在第1天時已完全沉降，可能與粒徑較大有關(guān)，但在靜置10天過程中并未觀察到被氧化的現(xiàn)象，說明制備的生物硫化亞鐵具有良好的抗氧化能力，這可能與細(xì)菌及其胞外聚合物的穩(wěn)定作用相關(guān)。

圖6 化學(xué)硫化亞鐵(a)和生物硫化亞鐵(b)隨靜置時間變化的圖片(d指天數(shù))

4 結(jié)論

本研究利用SRB成功制備了生物硫化亞鐵，且具有較好的Cr(VI)去除和抗氧化能力。生物硫化亞鐵劑量的增加有助于提高反應(yīng)的速率和Cr(VI)的去除效率，20%和25%用量的生物硫化亞鐵在20min內(nèi)對初始濃度為0.4mM Cr(VI)的去除率可以達(dá)到99.5%以上。pH值是影響硫化亞鐵對Cr(VI)去除的關(guān)鍵因素，在酸性條件下有利于六價鉻的去除。該生物材料的抗干擾能力較好，在含NO3-、SO42-、Ca2+和Mg2+等陰陽離子豐富的地下水中，生物硫化亞鐵對Cr(VI)的去除不受影響，且HA的存在也不影響其對Cr(VI)的去除。更重要的是，與化學(xué)合成的硫化亞鐵相比，該生物硫化亞鐵具有更好的抗氧化能力。