微生物絮凝劑對廢水中鉛的處理

1、題目題目 微生物絮凝劑對廢水中鉛的處理微生物絮凝劑對廢水中鉛的處理 2摘 要.1第一章 前言.21.1 傳統(tǒng)重金屬廢水處理方法 .31.1.1 化學(xué)沉淀法 .31.1.2 浮選法 .31.1.3 過濾法 .31.1.4 電處理 .41.2 微生物絮凝劑的介紹 .41.3 國內(nèi)外微生物絮凝劑的研究狀況 .51.3.1 國外研究狀況 .51.3.2 國內(nèi)研究現(xiàn)狀 .61.4 ldhs 的概述 .71.5 論文選題的目的和意義.7第二章 實驗內(nèi)容.82.1 實驗材料 .82.2 儀器 .82.3 實驗步驟 .92.3.1ldhs 和微生物絮凝劑的制備： .92.3.2 各種因素對吸附的影響 .10第

2、三章 絮凝劑對廢水中鉛的處理研究.113.1 碳酸型水滑石表征結(jié)果以及結(jié)合絮凝劑的電鏡效果 .113.2 結(jié)果與討論 .14 33.2.1 平衡時間及熱力學(xué)吸附模型的確立 .143.2.2 ph 值對吸附的影響 .153.2.3 鎘離子的存在對吸附的影響 .163.2.5 投加量對吸附的影響 .18第四章 結(jié)論與展望.184.1 結(jié)論 .194.2 前景與展望 .19參考文獻.20致謝.211 摘 要 水體中的鉛是環(huán)境的危險污染物之一，尋找經(jīng)濟、高效的廢水中鉛的去除方法是水處理研究 的熱點問題。這篇論文是進行優(yōu)化處理微生物絮凝劑。首先制備了 ldhs，再進行制備胞外聚合物。將 ldhs 進行了

3、表征。將兩者相結(jié)合，合成新型的微生物絮凝劑，表征結(jié)合的效果。然后進行優(yōu)化處理廢水中的鉛離子。通過設(shè)定不同的溫度、ph 值來研究它們對吸附的影響，探究了絮凝劑投加量等對處理效果的影響。初步得出，在 35、ph=6、投加量適宜、不存在外界重金屬干擾離子等情況下，微生物絮凝劑具有比較好的絮凝效果。關(guān)鍵詞：胞外聚合物 微生物絮凝劑 鉛離子 廢水 ldhs 優(yōu)化 abstract lead in wastewater is one of hazardous pollutants in environment. finding an economic and effective method for re

4、moving pb2+ from wastewater has been the hot point problem in water treatment researches.in this papers,my itention is to optimize microbial flocculants.first prepare ldhs, then extracellular polymeric substances.ldhs were characterized. comebine them to make the synthesis of new microbial flocculan

5、ts.characterize the combined products.and then apply the products into the improvement of lead ions in the wastewater. by setting different temperatures, ph values to study their influence on the adsorption, and to explore the treatment effect of flocculant dosage and so on. draw the preliminary con

6、clusion,the appropriate conditions is 35, ph = 6 .when the flocculant dosage is appropriate and there is no heavy metals outside interference ions, microbial flocculant has a better treatment effect.key words: extracellular polymers; microbial flocculants,; lead ions; wastewater, ldhs,; optimization

7、2 第一章 前言 20 世紀以來科學(xué)技術(shù)迅猛發(fā)展，促進了經(jīng)濟的發(fā)展，提高了人民的生活水平，然而，與此同時，人類也付出了慘重的代價。由于工業(yè)“三廢”機動車尾氣的排放、污水灌溉和農(nóng)藥、除草劑、化肥等的使用以及礦業(yè)的發(fā)展，嚴重地污染了土壤、水質(zhì)和大氣。據(jù)報道，1989 年中國有色冶金工業(yè)向環(huán)境中排放重金屬 hg 為 56t，cd 為 88 t，as 為 173t，pb 為 226t。美國科學(xué)家對一些公路及城市的土壤進行過化學(xué)分析，發(fā)現(xiàn)其中鉛的含量出奇的高，達到最大允許量的幾十倍，甚至幾百倍。2004 年，夏厚林等人根據(jù)中國藥典 2000 版一部附錄重金屬檢查法及對外貿(mào)易經(jīng)濟合作部頒布的藥用植物及制劑

8、進出口綠色行業(yè)標準中有關(guān)鉛、鎘、汞的測定法，測定了元胡止痛片中重金屬總量，結(jié)果鉛、鎘、汞含量均有不同程度的超標。重金屬污染目前已相當(dāng)嚴重，其對環(huán)境和生物的危害極大，同時，其易通過食物鏈而富集，因此，已經(jīng)引起了世界各國科學(xué)家的高度重視，解決這個問題已迫在眉睫。在這些重金屬中，鉛是可在人體和動物組織中積蓄的有毒金屬。主要來源于各種油漆、涂料、蓄電池、冶煉、五金、機械、電鍍、化妝品、染發(fā)劑、釉彩碗碟、餐具、燃煤、膨化食品、自來水管等。它是通過皮膚、消化道、呼吸道進入體內(nèi)與多種器官親和，主要毒性效應(yīng)是貧血癥、神經(jīng)機能失調(diào)和腎損傷，易受害的人群有兒童、老人、免疫低下人群。鉛對水生生物的安全濃度為0.16

9、mg/l，用含鉛 0.14.4mg/l 的水灌溉水稻和小麥時，作物中鉛含量明顯增加。人體內(nèi)正常的鉛含量應(yīng)該在 0.1 毫克/升，如果含量超標，導(dǎo)致血紅蛋白合成障礙而出現(xiàn)貧血，損害神經(jīng)系統(tǒng)。而幼兒大腦受鉛的損害要比成人敏感得多1。隨著社會的發(fā)展 ，對含鉛廢水進行處理并綜合回收利用是生產(chǎn)和生活中不容忽視的問題。選擇合適的重金屬處理方法對減輕環(huán)境污染顯得尤為重要，傳統(tǒng)的處理方法有以下幾種:31.1 傳統(tǒng)重金屬廢水處理方法1.1.1 化學(xué)沉淀法 化學(xué)沉淀法被廣泛應(yīng)用于廢水中重金屬離子的去除。溶解的金屬離子在 ph值調(diào)整 11 后，與沉淀劑(如石灰)轉(zhuǎn)化為不溶的固體，其中比較典型的是氫氧化物。石灰和氫氧

10、化鈣是最普遍使用的沉淀劑?；瘜W(xué)沉淀法的突出優(yōu)點是過程簡單、設(shè)備投資少、操作方便安全等。缺點是不僅需要大量的沉淀劑，還必須對產(chǎn)生的廢漿作進一步處理。1.1.2 浮選法 浮選法是利用氣泡從液相中分離固體或其他液體的方法，具體是指附著在氣泡上的粒子可隨氣泡的上浮將依附在粒子上的重金屬離子加以分離。浮選法是一種物理分離過程，它在去除廢水中的重金屬離子上很有潛力。浮選法分為以下幾類：分散空氣浮選法，溶解空氣浮選法，真空空氣浮選法，電浮選法， 生物浮選法。其中，溶解空氣浮選法是用來處理含重金屬離子廢水最普遍的方法。該方法具有如下優(yōu)點：對小粒子有良好的去除效果、處理時間較短、費用較低，是一種有潛力的廢水處理

11、方法2。 1.1.3 過濾法(一）膜過濾法 膜過濾法不僅能去除懸浮固體物與有機物，還能高效地去除無機污染物，比如重金屬物質(zhì)。在處理無機廢水中，根據(jù)保留顆粒的尺寸大小，可選擇超濾、納米過濾以及反滲透法等不同的過濾方法。 （二）超濾法 超濾法應(yīng)用透過膜分離無機廢水中的重金屬。透過膜的尺寸范圍為520nm，可以使水以及低分子量的溶質(zhì)通過，大分子(分子量 1000100000)以及懸浮的固體顆粒物等其他物質(zhì)則被截留下來 。 （三）納米過濾 納米過濾膜介于超濾膜與反滲透膜之間。它的分離機理包括原子篩分效應(yīng)與電效應(yīng)。納米膜上的帶電離子與液體中的離子形成離子對，同時后者被除去。這種膜的小孔道以及表面電荷使得

12、尺寸小于孔道的離子能被去除。納米過濾法比反滲透法需要的壓力低，因此，操作費用也較后者低。一般說來，納米過濾4法可以處理含重金屬離子濃度大于 2000mg/l 的無機廢水。如何在多種膜分離方法中選擇最合適的，主要考慮以下幾個因素：廢水的性質(zhì)、金屬離子在水中的本性與濃度、ph 值與溫度。除此之外，膜還要和投料溶液與清潔劑相配套，以使表面污塞最小。 1.1.4 電處理 電滲析是一種膜分離技術(shù)，在加以電勢的情況下，溶液中的離子化物種通過離子交換膜。膜是具有正電荷或負電荷的塑料。當(dāng)含有離子的溶液通過膜時：陽離子向負極運動，陰離子向正極運動，通過離子交換膜。電滲法并不能有效去除濃度大于 1000mgl 的

13、離子，它更適用于濃度小于 20mgl 的離子的去除。膜電解是一種電勢作用下的化學(xué)過程。它可被用于金屬離子的純化。陰極有兩類：傳統(tǒng)的金屬陰極、高比表面的陰極。電解發(fā)生時，正極發(fā)生氧化反應(yīng)，負極發(fā)生還原反應(yīng)。這一方法被有效地應(yīng)用于碳電極廢水中鎘離子的去除上。缺點是能耗較高。電沉積為了更有效地去除廢水中的重金屬離子，研究者將電壓加到傳統(tǒng)的化學(xué)沉淀方法中。根據(jù)電極的不同，電沉積可以分別應(yīng)用于酸性和堿性溶液中。 上述傳統(tǒng)的去除方法都或多或少的存在缺點與不足，選擇更加環(huán)保，且環(huán)境友好的處理方法是科學(xué)家目前研究的重點。微生物絮凝劑是其中的一種。1.2 微生物絮凝劑的介紹 微生物絮凝劑(microbial f

14、locculants，簡稱 mbf )是利用生物技術(shù)等方法將微生物體或其分泌物，通過生物發(fā)酵、抽提、精制而得到的一種新型、高效、無毒、廉價的水處理劑。不同微生物在特定條件下產(chǎn)生的絮凝劑種類不同，按其化學(xué)組成分類，生物絮凝劑大多數(shù)為機能性多糖和機能性蛋白質(zhì)類物質(zhì)，另外還有少量屬于脂類和 dna 等其他類型。按絮凝劑的來源大致可分為 3 類：( 1 ) 直接利用微生物細胞的絮凝劑。如某些細菌、霉菌、放線菌和酵母，大量存在于土壤、活性污泥和沉積物中；( 2 )利用微生物細胞壁提取物如酵母細胞壁葡萄糖 ，甘露聚糖、蛋白質(zhì)等成分均可用作絮凝劑；( 3 )利用微生物細胞代謝產(chǎn)物的絮凝劑，包括胞外代謝產(chǎn)物和

15、胞內(nèi)代謝產(chǎn)物。kcrabtree 等對菌膠團細菌 zoogloear amigera 的研究證明，胞內(nèi)聚合物 phb 具有絮凝性。目前 ，研究獲得的微生物絮凝劑主要是胞外代謝產(chǎn)物。 按其微生物菌株情況可分為下面三種：( 1 ) 純種菌株及其產(chǎn)生的生物絮凝劑。國內(nèi)研究的大多屬于此類，如 dematium sp .、 pa cecilomyces sp 、acinetobacter sp 、 alcaligenes 5sp 、 agrobacteri -am sp 等。( 2 ) 混合菌株及其產(chǎn)生的微生物絮凝劑。如 kurane 等分離的產(chǎn)微生物絮凝劑的微生物 r-3 就是 4 種菌株的混合體。(

16、 3 ) 基因復(fù)合型菌株，利用生物工程技術(shù)，將篩選出的具有絮凝性能的菌株和具有降解性能而沒有絮凝性能的菌株，進行遺傳因子質(zhì)體的移植所產(chǎn)生的新菌株。使其不僅具有絮凝的功效且有降解污染物質(zhì)的功能 3。 到目前為止，對絮凝的機理尚未有一個清晰的解釋，還處于探討階段。目前，微生物絮凝劑作用機理存在多種假說普遍被人接受的作用機理有： (1) 吸附架橋作用 吸附架橋作用學(xué)說認為微生物絮凝劑是鏈狀結(jié)構(gòu)的高分子聚合物，在高分子物質(zhì)濃度較低時，吸附在微粒表面上的生物高分子長鏈可能同時吸附在另一個微粒的表面上通過架橋方式形成“膠粒-高分子物質(zhì)-膠?！钡木酆象w，從而導(dǎo)致絮凝沉淀。高分子在微粒表面的特殊吸附來源于各種

17、物理化學(xué)作用 ，如范德華引力、靜電引力、氫鍵、配位鍵等。通常微生物絮凝劑的分子量越大對架橋越有利， 絮凝效率越高。但若分子量過高，由架橋過程中發(fā)生的鏈段間重疊產(chǎn)生的排斥作用會削弱架橋作用使絮凝效果變差；另一方面，若生物分子絮凝劑的帶電符號與微粒相反時絮凝劑的離解程度就越大，電荷密度越高，分子越易擴展，越有利于架橋 4。 (2) 電荷中和機理 水中的膠體粒子一般帶有負電荷，當(dāng)帶有一定正電荷的鏈狀生物大分子絮凝劑或其水解產(chǎn)物被吸附到膠體表面時，會中和其表面的部分負電荷，減少靜電斥力， 使膠體脫穩(wěn)，進而使膠粒之問、膠粒與絮凝劑分子問發(fā)生相互碰撞，通過分子間作用力凝聚而沉淀 。 (3) 卷掃作用 當(dāng)微

18、生物絮凝劑的投量一定且形成小粒絮體時，可以在重力作用下迅速網(wǎng)捕，卷掃水中膠粒，從而產(chǎn)生沉淀分離，稱為卷掃或網(wǎng)捕作用。這種作用可看成是一種機械作業(yè)，所需絮凝劑量與原水雜質(zhì)含量成反比5。 其中，用吸附架橋作用和電荷中和機理來解釋鉛離子的去除比較合適。1.3 國內(nèi)外微生物絮凝劑的研究狀況1.3.1 國外研究狀況 國外對于微生物絮凝劑的研究較早，最早的報道是 1876 年 louispaste 對于酵母菌的研究直到 1935 年，butterfield 從活性污泥中分離出能形成菌膠團的細菌，發(fā)現(xiàn)該菌的培養(yǎng)液具有一定的絮凝能力，拉開了微生物絮凝劑研究的序幕。61971 年 zajic 和 knettin

19、g 從煤油中分離出了一株棒狀桿菌，該菌分泌的多聚物對泥水具有絮凝作用。1975 年 j. nakamura 等對產(chǎn)絮微生物做了大量深入的研究，他們從細菌、放線菌酵母菌、霉菌等 214 種菌株中篩選出 19 種具有絮凝能力的微生物，包括細菌 5 種，放線菌 5 種，酵母菌 1 種，霉菌 8 種。其中，研究較為深入的是 aspergillus sojae 產(chǎn)生的絮凝劑 aj7002。1985 年 h.takagi 等研究出了 pf101 生物絮凝劑，分子量約為 30 萬，主要成分是半乳糖胺。1986年 ryuichiro kurane 等采用從自然界分離出的紅球菌屬微生物的 s-1 菌株，用特定培

20、養(yǎng)基及培養(yǎng)條件，制成絮凝劑 noc-1。其在畜產(chǎn)廢水處理膨脹污泥處理、磚場生產(chǎn)廢水處理以及廢水的脫色處理等方面都取得了很好的處理效果，被認為是目前發(fā)現(xiàn)的最好的生物絮凝劑。1991 年 k.toeda 等從土壤中分離出一革蘭氏陰性菌產(chǎn)堿桿菌 al201，該菌在含有蔗糖的培養(yǎng)基中生長并分泌絮凝物質(zhì)。1994 年，kurane 等報道分離出一組能夠產(chǎn)生大量黏液的 r-3 的混合菌株，在液體培養(yǎng)中能高效產(chǎn)生 apr-3 絮凝劑。1999 年，m.watanabe 和 y.suzuki 等發(fā)現(xiàn)海洋光合細菌 rhodovulum sp.的胞外聚合物（eps）具有絮凝性能，通過與常用絮凝劑的比較，該聚合物不

21、適合于大規(guī)模污水處理，但可用于食品加工廢水處理。2001 年，shih.i.l 等發(fā)現(xiàn)了一株桿狀細菌 ccrc12826 可產(chǎn)絮凝劑，并指出該絮凝劑的分子量達 2106，最適環(huán)境為中性6-10。 1.3.2 國內(nèi)研究現(xiàn)狀 我國對微生物絮凝劑的研究起步較晚，始于 20 世紀 90 年代。1980 年臺灣鄧德豐等從污水處理場的污水中分離得到具有絮凝作用的 c-62 細菌菌株。1996年張本蘭用從活性污泥中篩選出的微生物菌株 p.alcaligenes 8724，脫色率達到 90%以上?？到ㄐ鄣壤枚坦Ｃ?n3.837 菌株制成生物絮凝劑。1999 年鄧述波等將從土壤中分離得到的 a-9 菌株所產(chǎn)生

22、的絮凝劑對淀粉廢水進行處理，取得了很好的效果。2000 年尹華等對某污水處理廠活性污泥中富集的菌種進行了篩選，得到絮凝性能最優(yōu)的 gs7 菌株產(chǎn)生的微生物絮凝劑。2001 年胡筱敏等利用 a-9 所產(chǎn)生的生物絮凝劑 mbfa9 處理含泥河水、硫化染料廢水和淀粉黃漿廢水，效果明顯優(yōu)于傳統(tǒng)的化學(xué)絮凝劑。黃民生等以活性污泥中分離出的 q3-2 菌株產(chǎn)生的絮凝劑對高嶺土懸濁液、土壤懸濁液和堿性染料廢水進行了絮凝凈化實驗，凈化效果良好。張永波用微生物絮凝劑普魯蘭和聚鋁復(fù)合使用，處理低濃度城市污水。 陶濤等研究了微生物絮凝劑普魯蘭，用于處理高濃度味精廢水。江南大學(xué)的李寅、何寧等研究了新型蛋白聚糖類生物絮凝

23、劑 rea-11 的發(fā)酵和絮凝條件、谷氨酸棒狀桿菌合成新型生物絮凝劑的分批發(fā)酵等。廢水方面近年來主要有，林俊岳等利用一株氣單胞菌（aeromonas sp .）產(chǎn)生的絮凝劑 a-72 處理洗毛廢水。尹華、余莉萍等利用微生物絮凝劑產(chǎn)生菌 j-25 在味精廢水中發(fā)酵產(chǎn)生絮凝劑對石化廢水進行處理11-12。 這些研究都促進了微生物絮凝劑研究的進展。微生物絮凝劑可以和載體相結(jié)合來更好的處理廢水，ldhs 是一種很環(huán)保的良好載體，我們可以將其與絮凝劑結(jié)合，以便取得更好的處理效果。1.4 ldhs 的概述 層狀雙金屬氫氧化物（ldhs）是一類重要的無機功能材料，在吸附、化工等方面具有廣泛的用途。隨著交叉學(xué)

24、科研究領(lǐng)域的不斷拓展，該類材料載體方面的應(yīng)用被廣泛的開發(fā)，并且，ldhs 還具有可降解，便于回收，綠色無污染的特性。因此，越來越受到研究者的關(guān)注13。 ldhs 的特殊的分子結(jié)構(gòu)決定了其具有特殊的性能，主要有堿性、幾何結(jié)構(gòu)效應(yīng)、結(jié)構(gòu)記憶效應(yīng)、較低的表面能、良好的熱穩(wěn)定性、良好的吸附性能。層狀雙氫氧化物的表征 表征 ldhs 的方法有很多種，主要有 x 射線衍射（xrd） 、紅外光譜（ft-ir） 、熱重/差熱分析、透射電子顯微鏡（tem） 、氮物理吸附法等。利用 xrd圖譜可以推斷出 ldhs 的結(jié)晶度和層狀結(jié)構(gòu)的有序度，通過晶面的衍射峰可以計算沿垂直于晶面方向的晶粒直徑。紅外光譜可以推斷出水

25、滑石的結(jié)構(gòu)是否發(fā)生變化，結(jié)合 xrd 可確定嵌入的陰離子。熱分析是用來分析水滑石熱穩(wěn)定性的方法。tem 可直接觀察到粒子的形貌、大小、分布以及晶粒的積聚、燒結(jié)情況。利用氮物理吸附法可以得到粒子的比表面積、孔容、平均粒徑等。本實驗根據(jù)實驗性質(zhì)與實驗條件只選擇了用 xrd 和 ft-ir 表征 ldhs14。 ldhs 具有的載體性能、以及良好的吸附性能，可以用來進行優(yōu)化實驗。1.5 論文選題的目的和意義 ldhs 由于具有良好的載體性能，分布均勻,可以當(dāng)做載體來使用。ldhs 無毒、無污染、制備過程簡單、再生循環(huán)利用簡便。在此實驗中可以用作微生物絮凝劑的吸附劑，又可以輔助吸附廢水中的鉛。 本課題

26、主要是研究微生物絮凝劑優(yōu)化處理廢水中的重金屬鉛，從而達到改善環(huán)境的效果。通過將 ldhs 與微生物絮凝劑結(jié)合來處理廢水，研究溫度、ph、共存離子、生物吸附劑投加量對去除效果的影響。研究內(nèi)容：（1）選取合適的方法，制備碳酸型 ldhs；（2）制備胞外聚合物絮凝劑，將 ldhs 與絮凝劑結(jié)合，從而提高去除廢水中鉛的效果；（3）研究溫度、ph、共存離子與8生物吸附劑投加量對去除效果的影響 第二章 實驗內(nèi)容 2.1 實驗材料 表 2-1 實驗試劑列表藥品名稱 純度級別 試劑產(chǎn)地六水合硝酸鎳 分析純 上海市科達化工有限公司 九水合硝酸鋁 分析純 上海市科達化工有限公司氫氧化鈉 分析純 滄州乾雨化工有限公

27、司碳酸鈉 分析純 上海市科達化工有限公司 硝酸鉛 分析純 沈陽市新光化工廠硫酸銨 分析純 沈陽市新光化工廠 乙醇 分析純 臨朐恒昌化工有限公司 氨水 分析純 臨朐恒昌化工有限公司 氯化鈉 分析純 上海光鏵科技有限公司 濃硝酸 優(yōu)級純 河北海天化工有限公司溴化鉀 光譜純 渭南市惠豐化工有限公司2.2 儀器 表 2-2 實驗所需儀器儀器名稱 儀器產(chǎn)地9wyx-9004 型原子吸收分光光度計 沈陽儀通儀器有限公司5pc ft-ir 光譜儀 美國 nicolet 公司780 高級 ph 計 上海首立實業(yè)有限公司fd-1000 型凍干機 日本 rik akika ixo.,lto hzq-f160 型全

28、溫振蕩培養(yǎng)箱 哈爾濱東聯(lián)電子技術(shù)有限公司里葉紅外光譜儀 天津港東科技發(fā)展有限公司x 射線衍射儀 遼寧丹東通達科技公司2.3 實驗步驟2.3.1ldhs 和微生物絮凝劑的制備：一溶液配制（1）1m 六水合硝酸鎳：稱取 29.08g 硝酸鎳，溶于 100ml 超純水。（2）1m 九水合硝酸鋁：稱取 37.51g 硝酸鋁，溶于 100ml 超純水。（3）4m 氫氧化鈉：稱取 16g 氫氧化鈉，溶于 100ml 超純水。（4）0.5m 碳酸鈉：稱取 5.3g 碳酸鈉，溶于 100ml 超純水。二混鹽混堿（1）混鹽：配 60 ml，n（/）=3：1 的混鹽溶液，2ni3al即量取 45 ml 硝酸鎳溶液

29、和 15 ml 硝酸鋁溶液。（2）混堿：配 60 ml，n（/）=4：1 的混堿溶液，23na conaoh即量取 48 ml 碳酸鈉溶液和 12 ml 氫氧化鈉溶液。三共沉淀制備碳酸型鎳鋁水滑石（1）沉淀：將混鹽、混堿同時勻速緩慢滴入裝有 100 ml 超純水的三口燒瓶中，10同時劇烈攪拌并保持室溫。滴加完成后，繼續(xù)劇烈攪拌 30 min。測混合液的 ph，約為 6.0。（2）老化：于 80陳化 20 h。（3）洗滌：抽濾，洗滌至中性。（4）干燥：濾餅于 80干燥備用。四胞外聚合物的制備：將長清湖的湖水作為培養(yǎng)生物膜的水體,用載玻片培養(yǎng)生物膜 ,利用稀釋平板計數(shù)法確定載玻片上培養(yǎng)的生物膜中的

30、優(yōu)勢菌種。將優(yōu)勢菌種接種到培養(yǎng)基中,在恒溫振蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng) 3d(2830)后,離心棄去沉淀物 ,所得上清液為胞外聚合物。五ldhs 與絮凝劑的結(jié)合：移取 20ml 的胞外聚合物(質(zhì)量濃度為 60mg/l)溶液于 100ml 透析袋內(nèi) ,將其置于含鉛(質(zhì)量濃度為 4mg/l)的 250ml 溶液中,于 20 100r/min 的條件下,在全溫振蕩培養(yǎng)箱中連續(xù)振蕩一定時間后,加入 1g 的碳酸型鎳鋁水滑石樣品，將加入 ldhs 的溶液放入搖床中，保持恒定溫度（室溫） ，使 ldhs 與溶液充分混合、反應(yīng)。 配十組相同的溶液以備用。2.3.2 各種因素對吸附的影響一平衡時間的確立取一組制備好的結(jié)合

31、絮凝劑，將其置于含鉛(質(zhì)量濃度為 4mg/l)的 250ml溶液中,于 20 100r/min 的條件下,在全溫振蕩培養(yǎng)箱中連續(xù)振蕩一定時間后，每隔 30 分鐘進行取樣檢測，同時用原子吸收分光光度計測定吸附情況，直到達到平衡。二ph 值對吸附的影響取一組制備好的結(jié)合絮凝劑，將其置于含鉛(質(zhì)量濃度為 4mg/l)的 250ml溶液中,于 20 100r/min 的條件下,在全溫振蕩培養(yǎng)箱中連續(xù)振蕩一定時間后，分別取 6 組 30ml 溶液，進行調(diào)節(jié)酸堿度。通過加入硝酸和氫氧化鈉來調(diào)節(jié)，使其值分別為 3、4、5、6、7、8。然后再用原子分光光度計檢測絮凝狀況。三鎘離子的存在對吸附的影響取一組制備好

32、的結(jié)合絮凝劑，將其置于含鉛(質(zhì)量濃度為 4mg/l)的 250ml溶液中,于 20 100r/min 的條件下,在全溫振蕩培養(yǎng)箱中連續(xù)振蕩一定時間后，11分別取幾組 30ml 的配好溶液，將它們的濃度調(diào)成不同梯度的濃度，先檢測它們的絮凝狀況。然后再在溶液中加入適量鎘離子，檢測它們的絮凝情況。四溫度對吸附的影響取一組制備好的結(jié)合絮凝劑，將其置于含鉛(質(zhì)量濃度為 4mg/l)的 250ml溶液中,于 20 100r/min 的條件下,在全溫振蕩培養(yǎng)箱中連續(xù)振蕩一定時間后，在 10、12.5、15、17.5、20、22.5、25幾種水浴溫度條件下進行實驗，用原子分光光度計檢測絮凝狀況。五投加量對吸附

33、的影響。取一組制備好的結(jié)合絮凝劑，將其置于含鉛(質(zhì)量濃度為 4mg/l)的 250ml溶液中,于 20 100r/min 的條件下,在全溫振蕩培養(yǎng)箱中連續(xù)振蕩一定時間后，分別取 8 組 30ml 濃度為 4mg/l 的鉛離子溶液中加入不同體積的絮凝劑。以每30 ml 溶液接種 0.1、0.2、0.3、0.4、0.5、0.6、0.7、0.8ml 進行試驗，觀察檢測結(jié)果。 第三章 絮凝劑對廢水中鉛的處理研究3.1 碳酸型水滑石表征結(jié)果以及結(jié)合絮凝劑的電鏡效果（一） 碳酸型鎳鋁水滑石的紅外（ft-ir)表征 樣品的紅外圖譜如 3-1 所示，34003600cm-吸收峰歸屬于水鎂石中羥基（-oh）的氫

34、鍵伸縮振動峰，一般比自由的羥基（-oh）的伸縮振動波數(shù)小，圖譜中 3472 cm-為 ni/al 水滑石中羥基的峰。水滑石層中所有-oh 基是以氫鍵相連的，其振動波數(shù)與 ni/al 比有關(guān)。3000 cm-處的弱吸收肩峰相應(yīng)于水分子與層間形成的氫鍵的吸收峰。1640 cm-為水中-oh 基的彎曲振動峰。的23co23co主要吸收峰位于 6001600 cm-，水滑石譜中觀察到 1360 cm-的 c-o 不對稱伸縮振動峰，與參考文獻中的吸收峰比較，波數(shù)降低，說明層間區(qū)域的3caco為非自由形式，與層間羥基通過強氫鍵相連接。1120 cm-為 c-o 鍵的峰。23co827 cm-為 c-o 伸

35、縮振動峰。400600 cm-歸屬于層中晶格氧振動吸收峰，是水滑石中金屬離子的特征振動峰如 ni-o-al 的伸縮振動和彎曲振動。紅外光譜（ir）分析表明成功合成了碳酸型鎳鋁水滑石。122 倍的布拉格衍射角（度）強度吸光值0500100015002000250030003500400045000.00.20.40.60.81.063382511201360164020803470absorbancewavenumber（cm-（ 圖 3-1 碳酸型鎳鋁水滑石的紅外（ft-ir)表征（二）酸型鎳鋁水滑石的 xrd 表征圖 圖譜表明通過低過飽和沉淀法合成的樣品呈現(xiàn)了層狀結(jié)構(gòu)的水滑石的 4 個特征峰

36、，也顯示了水滑石類化合物圖的一些典型的尖銳且強的特征峰出現(xiàn)在 2值低的位置，弱且普通的不對稱峰出現(xiàn)在 2 值高的位置。它們的衍射峰強且尖銳，前三個高級衍射峰 d003、d006、d009有良好的倍數(shù)關(guān)系，表明所合成的水滑石結(jié)晶度良好，有序性高。結(jié)合 ft-ir 分析結(jié)果，可知已成功合成了碳酸型鎳鋁水滑石。01020304050607080020040060080010001200intensity 2theta（degree（ 圖 3-2 碳酸型鎳鋁水滑石的 xrd 表征圖13 通過掃描電子顯微鏡可以直觀觀察物質(zhì)微觀形貌，從圖 a 可明顯看到 ldhs的層狀結(jié)構(gòu)及良好的結(jié)晶度。從圖 b 還可以

37、看到有些 sds 分子插層到 ldhs 層間，有些胞外聚合物分子被固定在 ldhs 上。 圖 a 未與絮凝劑結(jié)合的 ldhs 的電子顯微鏡照片 14 圖 b 與絮凝劑結(jié)合后的 ldhs 的電子顯微鏡照片 3.2 結(jié)果與討論3.2.1 平衡時間及熱力學(xué)吸附模型的確立在實驗條件下,胞外聚合物對鉛的吸附是個動態(tài)過程(圖 3-3),分為快速吸附階段和緩慢吸附階段 ,最后達到動態(tài)平衡。胞外聚合物在吸附進行的 1h 內(nèi) ,吸附體系對鉛吸附速率較快 ,達到平衡吸附量的 62.9% ,鉛離子的吸附量緩慢上升,當(dāng)吸附時間為 6 h 時,吸附劑對鉛的吸附基本達到平衡 ,所以選擇吸附平衡時間為 6 h。在 20,

38、ph=60.1,吸附時間 6h 的實驗條件下,胞外聚合物對鉛離子的吸附實驗結(jié)果 ,分別以 langmuir 方程 q =q0kc/(1+ kc)和 freundlich 方程 (q = kc1 / n)進行線性擬合 ,結(jié)果如表 1 所示。q(mmol/g)為對應(yīng)于平衡濃度 c 的吸附量,c(mol/l)為溶液中吸附質(zhì)的平衡濃度 , langmuir 方程式 q0(mmol /g)為吸附劑的最大吸附量 , k 為 langmuir 平衡常數(shù);freundlich 方程式中的 k 和 n 是吸附體系的特征常數(shù)。從表 3-1 中的相關(guān)系數(shù)可知 ,langmuir 和 freundlich 方程均適合

39、描述 吸附劑對鉛的熱力學(xué)吸附過程 ,但用 langmuir 方程的擬合效果略好。15 表 3-1 胞外聚合物吸附鉛離子的熱力學(xué)擬合參數(shù)吸收物 langmuir 方程 freundlich 方程k q0 r 1 / n k f r胞外聚合物 4.416 23.64 0.997 0.495 2.101 0.98702468100246810時時間間/ /h h0 0. .0 01 1q q/ /( (m mm mo ol l/ /g g) ) 圖 3-3 絮凝平衡時間的確立3.2.2 ph 值對吸附的影響 初始 ph 值對胞外聚合物吸附鉛的影響如圖 3-4 所示。圖中可見 ,鉛的吸附量隨著 ph

40、值增大而逐漸增加,當(dāng) ph = 6 時,吸附量達最大, ph 6 時,吸附量有所下降。當(dāng) ph 值較低時,吸附劑表面基團被氫離子或水合氫離子占據(jù),由于斥力作用阻礙金屬離子對其靠近,ph 值越低 ,吸附能力越弱; ph 6 時,由于產(chǎn)生氫氧化鉛沉淀而影響鉛的吸附。0246345678p ph h0 0. .0 01 1q q/ /( (m mm mo ol l/ /g g) ) 圖 3-4 ph 值對絮凝的影響163.2.3 鎘離子的存在對吸附的影響在 20, ph=6.00.1,吸附時間 6h 的實驗條件下,無鎘和有鎘共存時,胞外聚合物對鉛的吸附如圖 3-5 和圖 3-6 所示。圖中可見,鎘的

41、存在使吸附劑對鉛的吸附量降低。這是由于吸附劑表面可結(jié)合金屬離子的帶負電荷基團的數(shù)目是有限的,共存離子的競爭吸附,降低了鉛的吸附量。鎘離子對胞外聚合物吸附鉛的干擾比較明顯。07142128051015c c/ /( (m mo ol l/ /l l) )0 0. .0 01 1q q/ /( (m mm mo ol l/ /g g) ) 圖 3-5 無鎘離子時的絮凝效果圖07142128051015c c/ /( (m mo ol l/ /l l) )0 0. .0 01 1q q/ /( (m mm mo ol l/ /g g) ) 圖 3-6 存在鎘離子時的絮凝效果圖17 3.2.4 溫度對

42、吸附的影響從圖 3-7 中可以看出，在培養(yǎng)溫度為 30、35、40時測定的絮凝率分別為41、44、33，在培養(yǎng)溫 35時，絮凝的活性較大且比較穩(wěn)定。因此，35可作為生產(chǎn)絮凝劑最佳培養(yǎng)溫度，這說明絮凝溫度對絮凝效果具有很大影響。廢水溫度太低，絮凝劑反應(yīng)慢，水解時間長，影響絮凝效果；廢水溫度過高，可導(dǎo)致絮凝劑變性，絮凝效果受到影響。202530354045202530354045溫溫度度/ /( (）去去除除率率/ /（） 圖 3-7 溫度對絮凝的影響3.2.5 投加量對吸附的影響 由絮凝原理可知，如果投入的高分子絮凝劑過量，膠體顆粒將被其吸附的過多的聚合物所包圍，反而會失去同其它微粒架橋結(jié)合的可

43、能性，處于穩(wěn)定狀態(tài)，不易沉降。因此絮凝劑也有最佳投入量，過多的投入量不但會造成成本提高而且會降低絮凝率，絮凝劑用量為 0.4ml 時絮凝效果最佳。這可能是因為絮凝劑本身作為一個聚電解質(zhì)，在適當(dāng)?shù)臐舛认?，降低了膠體離子之間的靜電斥力并在膠體之間發(fā)生吸附 架橋作用而絮凝沉降;濃度過高，高分子就可能大量地吸附在膠體表面，并增加對介質(zhì)的親和力，有妨礙聚沉的作用 最佳絮凝劑投加量一般應(yīng)當(dāng)根據(jù)實際的廢水情況做出判斷結(jié)果表明，以每 30ml 鉛離子液接0.4ml 絮凝液時的絮凝效果最佳。 18 圖 3-8 投加量對絮凝的影響 第四章 結(jié)論與展望4.1 結(jié)論通過這次實驗對微生物絮凝劑的研究，取得了一定的實驗結(jié)果。ph 可以影響絮凝效果，在 ph 為 6 時，所用的絮凝劑達到的效果比較理想。外界離子會影響到絮凝劑處理廢水的結(jié)果。此實驗比較合適的溫度是 35。微生物絮凝劑的投加量并不是越多越好，需要控制適當(dāng)。4.2 前景與展望微生物絮凝劑在處理重金屬廢水方面較傳統(tǒng)絮凝劑具有高效、無毒、易