溶磷微生物改性生物炭吸附重金属的机理研究

2021-03-17陈颢明胡亦舒南京农业大学资源与环境科学学院江苏南京20095南京理工大学江苏南京20094江苏省化工污染控制与资源化高校重点实验室江苏南京20094

中国环境科学 2021年2期

陈颢明,胡亦舒,李真* (.南京农业大学资源与环境科学学院,江苏南京 20095；2.南京理工大学,江苏南京20094；3.江苏省化工污染控制与资源化高校重点实验室,江苏南京 20094)

随着采矿、电池、造纸、农药等行业的快速发展,重金属污染日益严重[1-2].铅(Pb)和镉(Cd)是最危险的重金属之一,它们严重威胁人类健康,Pb 可以引起中枢神经系统、内脏器官等损害[3-6].Cd 会对肾脏功能、骨骼和呼吸道造成不可逆的损害,而高水平的胁迫甚至会导致死亡[7-9].考虑到重金属元素的高迁移率,最有潜力的原位修复方法是通过修复材料将其固定[10].常用修复材料主要通过与重金属元素形成络合物一起沉淀,从而降低重金属的移动性[11-12].其中生物炭作为一种最常见的修复材料被广泛用于重金属修复[13-14],生物炭丰富的孔隙结构和比表面积是其作为重金属吸附剂的主要优势[15-16],但是生物炭中这类物理吸附易受环境变化的影响并可能会再次将污染物释放到环境中[17-19].同时,不同类型的生物炭理化指标存在明显差异,对重金属的修复展现截然不同的效果,因此,很难凝练出生物炭各种参数影响修复重金属的机制.

相比物理或化学改性,生物改性具有安全、无毒、无污染等优势[20].其中,将微生物负载在生物炭孔隙中,并在理想的温度和有机养分环境下繁殖是生物改性的主要方式之一.由于生物炭中含有多种元素和有机物,可以被微生物利用,这使得生物改性也更容易实现.然而,生物改性如何通过改变生物炭的性质来改善其吸附性能,以及改性后生物炭的哪些性质是主要影响因素尚未得到系统地分析.特别是考虑实际修复的成本问题,微生物修饰/改性生物炭的时间差异如何影响其对重金属固定的最终效果是十分重要的.而结构方程模型可以测量多个因素内部及相关之间的关系,并且能够根据变量因素之间已发现的机理分析其中的因果关系.因此,其常用来解释生态系统中复杂的因果关系网络.

磷酸盐溶解细菌(Phosphate-solubilizing bacteria,PSB)具有分泌酸和酶来溶解环境中的磷源的特殊生态功能[21-23].研究表明,PSB 分解环境中的磷可以促进磷酸盐形成,以此修复铅污染[21-24].同时,PSB 能够与修复材料(例如磷灰石,生物炭)联合使用,从而降低重金属的迁移率和改变形态[2-19].而微生物的生长在改性过程中会受到培养环境的限制,尤其是载体养分和培养时间往往会是调控微生物的生长的主要因素.尽管PSB 被证实具有修复重金属污染的潜力,但是其直接使用仍然会受到重金属的胁迫[2,25],而生物炭的保护功能恰恰与其相得益彰.因此,使用PSB 改性的生物炭进行重金属修复可能是一种潜在和可行的修复方法.但是,很少有关于PSB改性生物炭并涉及其中一系列的指标的研究.此外,如何提取出其中最重要的指标也值得深入分析.

以往的研究主要侧重于生物炭被改性后的某一特定性质的变化所带来的吸附性能增强,如pH值、比表面积、孔隙等,本研究的目的是探究PSB改性生物炭(不同改性时间)对水中重金属离子(Pb/Cd)的修复效果和机理.本研究假设PSB 改性对生物炭中元素的释放的影响要比对比孔隙改变的影响要高,从而增加稳定的Pb 和Cd 矿物的形成.可溶性离子的浓度通过电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP- OES)和总有机碳分析仪进行分析.通过X射线衍射(XRD)和衰减全反射红外光谱(ATR-IR)研究了Pb2+和Cd2+修复过程中生物炭上矿物的形成和形态.最后,采用结构方程模型(路径分析)探索了PSB 改性时间对生物炭吸附重金属的主要过程、因素和机理.

1 材料和方法

1.1 生物炭和溶磷菌

溶磷细菌是从南京大豆根际土壤中分离出来的一种细菌.菌株的保藏号为:CGMCC17428.溶磷细菌在30℃牛肉膏蛋白胨琼脂培养基中活化3d,然后从菌落中切取接种基块(直径6mm×6mm),将其加入100mL 牛肉膏蛋白胨液体培养基中,然后在30℃的180r/min 下培养24h 后,达到对数生长期[21].以下所有溶磷细菌,均缩写为PSB.本研究使用了两种生物炭(Biochar,RB:碱性稻壳生物炭;SB:弱酸性污泥生物炭).稻壳炭和污泥炭分别由污泥原材料于600℃,稻壳原材料于450℃时放入干馏生物炭制备箱中,热解时间150min,活化时间15～30min 制作而成,其中产生的蒸汽和烟气同时被输送到加热室,用于活化原材料[2-26],其性质如表1 所示.用于实验的生物炭颗粒为0.075～0.15mm,实验前生物炭在120℃下灭菌30 分钟.

表1 生物炭的基本性质Table 1 Basic properties of biochar

1.2 PSB 改性生物炭和重金属吸附实验

将两种类型的生物炭放入培育成熟的PSB 溶液中(生物炭:PSB = 1g:2mL),并分别进行6、12、24h的改性(编号:RB/SB+PSB6/12/24)之后捞出用去离子水冲洗2 次备用.然后将1g 改性后的生物炭分别置于50mL 浓度为1000mg/L 的Pb2+或Cd2+水溶液[(Pb(NO3)2, (Cd(NO3)2)(编号:RB/SB+PSB6/12/24+Pb/Cd).并将1g RB 或SB 与Pb2+或Cd2+溶液混合作为对照(编号:RB/SB+Pb/Cd),共有16 种处理方法,如表2 所示.所有处理均在黑暗环境的恒温震荡箱中以25℃,125r/min 的条件摇动3d,确保达到吸附平衡.此外,将1g 改性后的生物炭与20mL 去离子水混合也置于25℃下振荡24h,然后进行固液分离,并测定生物炭溶出的总水溶性C、N 和P 含量[14].同时将固液分离后的样品干燥(65℃,72h)后用于检测其比表面积(BET)和孔隙率,所有处理均设置3 个重复.生物炭吸附后,将溶液以4000r/min 离心30min 并通过0.22μm 滤膜,并利用ICP-OES 分析可溶性Pb2+,Cd2+和TP 的浓度,TOC/TN 分析仪分析TC 和TN.离心并干燥后(65 ℃,72h)进行生物炭颗粒的 XRD 和ATR-IR 分析.

表2 所有实验处理设置(RB:稻壳生物炭;SB:污泥生物炭,PSB:溶磷细菌)Table 2 Composition of all the treatments in this study (RB - Rice husk biochar, SB - Sludge biochar, PSB - Phosphatesolubilizing bacteria)

1.3 分析方法和仪器

pH 值采用SG98InLab pH 仪(Mettler Toledo Int.Inc.)进行检测.使用电感耦合等离子光谱发生仪(Agilent 710)测定溶液中总磷的浓度(HPO42−、PO43−、H2PO4−),Pb2+和Cd2+的浓度.采用TOC/TN 分析仪测定水溶液中总水溶性C 和N 的浓度(Analytik Jena AG,multi N/C 2100).生物炭的表面重金属矿物学特征通过X 射线衍射分析仪测定(Bruker D8Advance X-ray Diffractometer,Cu-Ka; 40kV; 40mA; scanned from 5～65° at a speed of 0.02°/s).使用Nicolet iS5 红外光谱仪(ThermoFisher Scientific Inc., Madison, USA)和Thermo Scientific OMNIC 软件对生物炭的衰减全反射红外光谱进行测定,以4cm-1的光谱分辨率对每个样本进行16 次扫描,扫描区域为500～2000cm-1.

1.4 统计分析

重金属吸附实验均设3 个重复,计算并给出每个实验的平均值和标准偏差.采用单因素方差分析(ANOVA)评价各个处理间的差异(软件为SPSS 16.0,显著性水平(P)为0.05).采用结构方程模型(路径分析,PAM)研究了PSB 在不同改性时间下提高生物炭吸附重金属的主要过程和因素.PAM 模型假设通过5 种途径来解释PSB 如何增强生物炭对重金属的吸附.PAM 的因素被分为三类:PSB 改性时间为外生变量;生物炭孔隙结构因子(BET 表面积,平均孔径)和生物炭元素释放因子(总C、N 和P)为内生解释变量;Pb 和Cd 吸附量为内生变量.实验中的大部分变量或类别都具有相关性,使得这些数据适合PAM 分析.PAM 分析结果由R2表示,并通过χ2检验、Akaike information criterion (AIC)、Goodness-of-fit index(GFI)、Comparative fit index (CFI)和 Normed fit index (NFI)确定模型拟合程度.GFI、CFI、NFI 的值越接近1,表明该模型具有越高的适应性[26-28-30].所有统计数据和图形均采用R 软件版本3.0.1 和Excel 2013 生成.方差分析的结果为初始PAM 模型提供了信息,与χ2检验相关的高P 值(＞0.05)表明PAM 模型和数据很契合.另外,GFI,NFI 等指标可以进一步判断模型拟合结果的正确性[26-28].

2 结果与分析

2.1 生物改性对生物炭去除重金属效率的影响

改性后和未改性后,RB 和SB 去除Pb 和Cd 的量如图1 所示.两种生物炭对Pb2+的吸附均高于Cd2+.RB(230.19mg/L 和71.15mg/L)的Pb2+和Cd2+去除量高于SB 的去除量(135.78mg/L 和62.53mg/L). PSB 改性后RB 和SB 的Pb2+和Cd2+的吸附百分比均显著提高(RB:Pb 增长9.5%～34.5%,Cd 增长34.7%～219.9%;SB:Pb 增长65.3%～101.3%,Cd 增长106.6%～248.6%).此外,两种生物炭的Pb2+和Cd2+去除效率在改性的12～24h 和6～12h 最好.为了研究改性生物炭去除Pb2+和Cd2+的机理,分别对该实验的生物炭颗粒进行了XRD,ATR-IR 分析,并确定了生物炭的BET 和改性后溶解出的TC,TN和TP 元素.

图1 PSB(溶磷细菌)改性前后(6、12、24h)生物炭(RB:稻壳生物炭和SB:污泥生物炭)对Pb2+和Cd2+的去除量Fig.1 The Pb and Cd removal content by Biochar (RB: Rice husk biocahr and SB: Sludge biochar) with and without PSB(phosphate-solubilizing bacteria) modification (6, 12, 24h)

2.2 细菌改性对生物炭特性的影响

与改性生物炭相比,原始生物炭的比表面积较低,平均孔宽较高(表3). PSB 改性后,RB 和SB的 BET 分别增加了 49.3%～175.0%和 12.5%～47.4%.RB 中微孔体积和总孔体积的比例显著增加,SB 则相反.

表3 改性后生物炭的比表面积和孔结构(SB:污泥生物炭,RB:稻壳生物炭,PSB:溶磷细菌,改性时间:6、12、24h)Table 3The specific surface area and pore structure of biochar after biological modification (SB = Sludge biochar, RB =Rice husks biochar, PSB = Phosphorus-solubilizing bacteria, Modification time: 6, 12, 24h)

图2 改性前后生物炭总水溶性C、N、P 的浸出含量Fig.2 Total water soluble C, N and P content of biocahr

PSB 改性后,生物炭释放出的水溶性TC,TN 和TP 含量显著增加(图2 和表1).并且随着改性时间的增加,从RB(43.0%～70.1%)和SB(121.3%～264.6%)中释放的水溶性TC 的浓度显著增加.RB 在12h 释放出的水溶性TC 浓度低于6h 和24h.RB 的水溶性TN释放与SB 呈现相反趋势.原始RB 和SB 释放的水溶性TP 的浓度分别为17.21mg/L 和3.58mg/L(表1).PSB 改性后,RB 和SB 中水溶性TP 释放增加了193.9%～337.4%和226.9%～396.0%(图2和表1).随着改性时间的增加,RB 中TP 含量逐渐增加,SB 中的含量逐渐降低.这证实了PSB 增加了生物炭中P 的分解,并在繁殖稳定的情况下会对所有元素加以利用.

RB 中749、1585cm-1处的红外特征峰和SB 中749、838、868、1585cm-1的特征峰源于原始生物炭表面的芳香结构(C—H 和C=C)[19-31].1026 和1236cm-1处的特征峰代表了原始生物炭中C—O 和O—C—O 拉伸振动[32].PSB 改性后,生物炭上的许多官能团得到增强(图3).例如,在1690cm-1时,属于生物炭的芳香羰基/羧基的C=O 拉伸峰明显增强[33].RB 在1400cm-1处观察到各种类型的芳香族C=C/C—H 的拉伸振动.虽然SB 中的官能团数量比RB中要少,但在吸附重金属后,两种生物炭中均出现了CO32-(668～676cm-1)和PO43-(538cm-1)的峰[2-19].

图3 PSB 改性(6、12、24h)后RB(A:稻壳生物炭)和SB(B:污泥生物炭)的衰减全反射红外光谱图(ATR-IR)Fig.3 Attenuated Total Reflection Infrared (ATR-IR) spectra of RB (A: Rice husk biochar) and SB (B: Sludge biochar) after PSB modification (6, 12, 24h)

2.3 PSB 改性生物炭去除重金属的矿化机理

XRD 结果证实,改性后的生物炭在吸附Pb2+和Cd2+后有明显的重金属矿物生成(图4).吸附Pb2+后,RB+PSB 中分别位于17.8°、24.8°、25.5°、43.5°的峰和SB+PSB 中分别位于11.1°、20.1°、27.1°、34.2°的峰是属于生物炭上的白铅矿(PbCO3)或水白铅矿的典型衍射峰[2].同时,在RB/SB+PSB 处理中也出现了磷氯铅矿(pyromorphite)的峰(21.8°和30.1～30.5°)[19-34-35].

吸附Cd2+后,RB/SB+PSB 中23.58°、30.26°、49.67°等处的峰证实了CdCO3的形式Cd 矿物存在[27-36-37].在18.51°、27.18°、32.20°(RB)和14.75°、19.75°、33.15°(SB)等处新出现的峰表明,RB/SB+PSB 处理增加了磷酸盐的生成.这可能是由于改性后生物炭表面上形成了Cd5(PO4)3OH/Cl 所致[27].原始生物炭吸附重金属的XRD 结果可参照附件.

为了探讨PSB 改性提高生物炭吸附重金属的主要影响途径,本研究以细菌改性时间为自变量,以Pb2+和Cd2+吸附量为因变量,建立了PSM 模型进行分析.

2.4 PSB 改性影响生物炭对重金属吸附的路径分析

微生物改性可以改善生物炭的物理结构和增加生物炭的元素释放,从而提高生物炭对重金属的固定(图5).χ2检验表明,Pb 和Cd 的假设路径分析模型可以作为所得协方差矩阵的一个可能的解释,这四个模型具有很好的适应性(四个模型的所有标准RMR 都小于0.05, RB-Pb: χ2=11.395、AIC=73.395、P=0.208、CFI=0.960、NFI=0.944、GFI=0.825; RB-Cd:χ2=21.755、AIC=85.755、P=0.156、CFI=0.907、NFI=0.902、GFI=0.773; SB-Pb: χ2=6.558、AIC=72.558、P=0.700、CFI=0.973、NFI=0.965、GFI=0.885;SB-Cd:χ2=7.594、AIC=73.594、P=0.276、CFI=0.958、NFI=0.951、GFI=0.868).路径分析表明,PSB 通过直接改善生物炭性能,对Pb 和Cd 的吸附有正向的间接影响,如生物炭结构特征(BET 表面积,平均孔径)和生物炭化学元素特征(总C,N 和P).

图4 改性后生物炭吸附Pb2+/Cd2+的X 射线衍射(XRD)图谱(改性时间分别为6、12、24h)Fig.4 X-ray diffraction (XRD) patterns of modified RB and SB after Pb/Cd adsorption (PSB modification time is 6, 12, 24h)

图5 PSB 改性时间影响生物炭吸附重金属的路径分析模型(PAM)Fig.5 Path analysis model (PAM) of heavy metal adsorption on biochar by PSB modification time

在PSB 改性RB 的处理中,RB 对重金属的吸附路径分析表明(Pb/Cd:R2=0.99/0.99,路径系数=0.99/0.99),平均孔径,TC 和TP 是其中关键的影响因素.PSB 改性时间的增加导致平均孔径显著减小,并且模型中平均孔径的R2或路径系数值明显高于其他因素,这证明孔隙结构是RB 吸附重金属的主要机理.而TC(Pb/Cd:R2=0.73/0.63,路径系数=0.86/0.80)和TP(Pb/Cd:R2=0.78/0.78,路径系数=0.89/0.89)的增加是导致生物炭吸附Pb 和Cd 增加的次要机理.此外,TP 是RB 吸附Pb2+的主要正向路径(路径系数=0.42),TC 是生物炭吸附Cd2+的主要正向路径(路径系数=0.37).

在PSB 改性SB 的处理中,TC(Pb/Cd:R2=0.88/0.88,路径系数=0.94/0.94),TN(Pb/Cd:R2=0.83/0.83,路径系数=0.91/0.91)和平均孔宽(Pb/Cd:R2=0.45/0.45,路径系数=067/0.67)是关键的结构元素.C/P 元素对SB 吸附重金属的影响大于孔结构,这与RB 相反.TC直接影响SB 对Pb2+的吸附(路径系数=0.84),而TP直接影响SB 对Cd2+的吸附(路径系数=0.88),两条影响路径均为正路径和主要路径.这表明孔隙结构虽然对改性后的SB 吸附重金属有一定的影响作用,但不是主要机理.此外,无论是RB 还是SB,BET 表面积与其他机制相比都是微弱的机制,这证明了BET 表面积的变化在PSB 改性中并不起主导作用.

3 讨论

3.1 微生物改性对不同生物炭物理吸附特性的影响

生物炭对重金属污水的修复功能已得到广泛研究和证实,而生物改性作为一种先进的炭改性技术,受到越来越多的关注.本研究利用PSB 改性的两种生物炭分别修复水溶液中Pb 和Cd 污染,证实了PSB 改性可以充分提高生物炭对重金属的吸附能力,而这一过程的主要修复途径是PSB 改善生物炭的孔隙结构和C/P 元素释放,从而分别促进生物炭通过物理和化学的方式吸附固定重金属离子.然而, PSB 改性后RB 和SB 的主要吸附路径是完全不同的.

生物炭具有通过物理和化学机制吸附重金属的能力.生物炭的BET 表面积和孔隙结构是影响其物理吸附的主要因素,并且容易受到改性条件的影响.在这项研究中,PSB 明显改善了生物炭的BET 面积(RB 增加了:49.3%～175.0%和SB 增加了:12.5%～47.4%,表2),但随着改性时间的增加而降低.PSB 可以分泌多种低分子量有机酸(如草酸,柠檬酸等),这些有机酸能够侵蚀生物炭表面和内部,从而大大提高了生物炭的BET 面积.另外,PSB 改性后导致生物炭中平均孔径减小,改性总孔体积增加,证实改性生物炭的孔隙结构得到了显著改善.由于生物炭可以通过金属离子扩散到吸附孔中来吸附重金属[38],因此BET 表面积和孔隙体积的增加可以提高金属离子的扩散速率,从而提高生物炭对金属离子的吸附能力.另外,生物炭的平均孔径随着改性时间的增加而减小,这可能是由于生物炭中不稳定的大孔被PSB 的分泌所破坏,并增加了新的小孔.通过比较两种生物炭的孔体积,改性后RB 明显增加,而SB 减小.由于Pb2+(119pm)的半径大于Cd2+(95pm)的半径,因此理论上微孔对Cd2+吸附的影响将更加明显.然而,本研究的结果表明,随着改性时间的增加,SB 对Cd2+的吸附能力高于RB,并且平均孔径与Cd 的相关性不高(图1).因此,可以证明生物炭的物理结构改性(孔结构和BET)不是决定细菌改性条件下生物炭吸附重金属的主要因素.

3.2 微生物改性对不同生物炭化学吸附特性的影响

生物炭中含有丰富的化学元素,化学沉淀,其中矿物沉淀是生物炭吸附和固定重金属的重要机理之一[2-3-14].PSB 可以通过分泌酸或酶从环境中释放出难以利用的P 元素,并以此促进重金属沉淀,这是PSB 固定重金属的主要手段[21-39].我们以前的研究表明,两种原始生物炭具有丰富的C 和P,这为重金属矿物的沉淀提供了基础[2-27].同时,PSB 的分泌物可以溶解生物炭的P 源和C 源,为重金属碳酸盐和磷酸盐的形成提供了保证.本研究的ATR 和XRD 结果表明生物炭上存在明显的重金属矿物(碳酸盐和磷酸盐).这进一步证实,PSB 不仅可以通过改善孔结构来增加重金属在生物炭上的物理吸附,而且可以通过增加元素的释放来增强重金属在生物炭上的化学吸附.另外,PSB 改性大大增加了生物炭表面上官能团的数量和强度,这也可以提高生物炭对重金属的吸附能力.

尽管BET 表面积,孔结构,C,N 和P 都能影响生物炭对重金属的吸附(表S2 和S3),但PSB 如何通过改性这些因素来提高生物炭对重金属的吸附并不明确.同时,RB 和SB 之间的差异也需要解析.这些可以通过结构方程模型进行验证.根据PSM 模型,RB中孔隙结构的变化(平均孔宽,R2=0.99)是影响其吸附Pb/Cd 的主要机理,而化学元素起次要作用(图5).而SB 中化学元素(TC,R2=0.88)的释放是其吸附Pb/Cd 的主要机理,而孔隙结构处于次要地位.该结果的主要原因可能是SB 的制备温度高于RB,因此其结构更稳定并且不易被PSB 分泌的酸分解或侵蚀.因此,PSB 通过改性RB 的物理特性,从而提高RB吸附能力更为明显.但是,由于生物炭的物理性质(孔隙结构)对重金属的不稳定吸附,因此需要更多地关注生物炭中元素的释放对重金属修复的促进作用.

3.3 微生物改性生物炭对Pb/Cd 固定机理的差异分析

PSM 结果表明,两种生物炭分别对Pb 和Cd 吸附具有不同的主要影响路径.在RB 中,生物改性时间-TP-Pb 和生物改性时间-TC-Cd 是主要途径.SB与RB 相反,生物改性时间-TC-Pb 和生物改性时间-TP-Cd 是主要途径.造成这种情况的原因可能有两个:第一个是PSB 在改性过程中会利用生物炭中的元素.第二个是修复过程中PSB 在生物炭上的附着和生长,仍具有生物学功能.但是,Pb 和Cd 的毒性不同,这导致PSB 面对的胁迫不同.因此,不同的炭材料和重金属的污染胁迫将会使生物炭采取不同的主要修复途径.对于RB,PSB 可以承受1000mg/L 的Pb2+胁迫,因此它可以持续分解生物炭中的元素并与重金属结合.另外,随着改性时间(12～24h)的增加,细菌繁殖达到稳定后产生正反馈,从而促进了P 从RB 中的释放,因此P 是Pb 胁迫条件下RB 修复的主要途径.然而,Cd2+的毒性使PSB 无法顺利存活和繁殖,从而阻止了P 从RB 中释放出来.此外,RB 的碱度促进了Cd 碳酸盐的产生,这进一步证实了C 发挥了主导作用,这与我们之前的研究一致[27].对于SB 而言,细菌的繁殖在24 小时的改性时间并没有达到稳定.因此,生物炭所分解的营养元素首先被细菌利用.生物炭溶解出的P 随改性时间的增加而降低(图2).这就是C 在非胁迫情况(Pb2+)中起主导作用的原因.而细菌在Cd2+胁迫下不能成功繁殖,SB 的弱酸性同时增加了碳酸盐的溶解,这也使P 发挥了主导作用.此外,与RB 相比,PSB 在SB 上繁殖更好,这可能是因为SB 富含营养物质,使PSB 拥有更多的繁殖和生长资源.

综上所述,溶磷细菌可以成功地改性各种生物炭,从而提高其对重金属的吸附.在长期使用中,SB(弱酸性污泥生物炭)是更好的选择,因为它可以形成更稳定的沉淀.此外,结构方程模型在改性生物炭重金属吸附机理分析中的成功应用,可为实际应用中生物炭的选择和成功修复提供科学依据.