Изучение сорбции ионов тяжелых металлов биосорбентом на основе клеточных стенок дрожжей, иммобилизованных в Са-альгинатный гель в статическом и динамическом режимах

АННОТАЦИЯ

В статье представлены результаты исследования по биосорбции ионов тяжелых металлов из водных растворов биосорбентами на основе иммобилизованных в кальций альгинатный гель клеточных стенок дрожжей. На примере биосорбции ионов свинца, кадмия и меди показаны условия биосорбции этих ионов в статическом и динамическом режимах. Изучено влияние иммобилизации биомассы клеточных стенок дрожжей
в Са-альгинатный гель на эффективность сорбции ионов тяжелых металлов. Установлено снижение сорбционной емкости и эффективности сорбции
Са-альгинатными биосорбентами, по сравнению с нативными сорбентами на основе клеточных стенок дрожжей.

Показано, что в динамическом режиме сорбции полная обменная емкости биосорбента для ионов свинца существенно выше, чем для ионов меди и кадмия. Установлено, что для осуществления оптимальных условий сорбции указанных ионов скорость подачи раствора для ионов свинца находится в диапазоне 2-5 мл/мин, а для ионов кадмия и меди – 1–2 мл/мин.

Изучена возможность кислотной регенерации и повторного использования биосорбента. Установлено, что в статическом режиме полная десорбция указанных ионов осуществляется 0,1 М раствором HCl в течение 10–15 минут. Отмечается снижение эффективности биосорбции указанных ионов в зависимости от количества циклов сорбция – десорбция.

ABSTRACT

The article presents research results on heavy-metal ions biosorption from aqueous solutions by biosorbents based on immobilized in calcium alginate gel of yeast cell walls. Based on examples of biosorption of lead ions, cadmium and copper, biosorption conditions of these ions in static and dynamic modes are shown. The effect of biomass immobilization of yeast cell walls of in Ca-alginate gel on the efficiency of heavy metal ions sorption is under study. A decrease of sorption capacity and sorption efficiency of Ca-alginate biosorbents, relative to the native sorbents based on yeast cell walls is stated.

It is shown that in a dynamic mode of sorption biosorbent full exchange biosorbent capacity of lead ions is considerably higher than for copper and cadmium ions. It is found that to implement optimal conditions for the sorption of these ions, the solution feed rate of lead ions is in the range of 2-5 ml / min, and for copper and cadmium ions – 1.2 ml / min.

The possibility of acid regeneration and biosorbent reuse is studied. It has been established that complete desorption of said ions is carried out with 0.1 M HCl solution during 10–15 minutes in a static mode. There is decrease in the effectiveness of these ions biosorption depending on the number of sorption cycles - desorption. 

1. Введение

Биосорбционные технологии с использованием микроорганизмов находят все большее применение в различных отраслях промышленности и природоохранных мероприятиях [10; 12; 26]. В то же время, коммерциализацию биосорбционных технологий сдерживают проблемы технического характера, связанные с эксплуатацией и регенерацией нативного биосорбента. В связи с этим перед исследователями стоит задача получения более технологичных в эксплуатации твердых биосорбентов, путем иммобилизации клеток микроорганизмов на твердом инертном носителе [7; 8; 20].

Очевидно, что использование иммобилизованных на твердом носителе клеток микроорганизмов имеет большее преимущество по сравнению с интактными клетками, так как предполагает применение таких биосорбентов в динамическом режиме, т. е. колоночном варианте. Колоночный вариант проведения биосорбции позволяет провести концентрирование необходимых ионов из больших объемов растворов, что в аналитической химии обеспечивает бóльшую чувствительность и представительность анализа [11; 16].

В научной литературе описаны результаты исследований по биосорбционному концентрированию ионов тяжелых металлов с использованием иммобилизованных микроорганизмов [21; 22; 24; 25; 27; 28], однако экстраполяция этих результатов на другие исследования с использованием других микроорганизмов и других ионов некорректна, ввиду качественного и количественного различия функциональных активных групп, принимающих участие в специфическом связывании ионов тяжелых металлов и сродства этих ионов металлов к ним.

Целью настоящего исследования является изучение биосорбционного концентрирования ионов свинца, меди и кадмия биомассой клеточных стенок дрожжей, иммобилизованной в Са-альгинатный гель, в статическом и динамическом режимах сорбции.

2. Материалы и методы

В своей работе мы использовали биомассу клеточных стенок дрожжей Saccharomyces cerevisiae, полученную в результате предобработки избыточных дрожжей – крупнотоннажного отхода пивоварения. Предобработка заключалась в отмывке биомассы избыточных дрожжей от остатков целевого продукта – пива и культуральной среды, автоклавировании в щелочно-спиртовой среде при температуре 120–130 ⁰С в течение 1,5 часов, последующей отмывки дистиллированной водой, отделении осадка центрифугированием, вакуумной сушке при 65 ⁰С и измельчении до размеров частиц 0,3–0,5 мм [6; 17].

Иммобилизацию биомассы клеточных стенок дрожжей в Са-альгинатный гель проводили по методике [3; 9]. Полученные твердые альгинатные гранулы диаметром 0,5–1,0 мм использовали в качестве сорбента индивидуальных ионов свинца, кадмия и меди. Сорбцию проводили в статическом и динамическом режимах с учетом оптимальных условий, описанных нами в предыдущих публикациях [6; 17]. Определение равновесных концентраций изучаемых ионов проводили методом инверсионной вольтамперометрии с использованием компьютеризированного полярографа ПУ-1) в 3-х-электродной ячейкой с пленочным ртутнографитовым электродом, полученным методом in situ, хлорсеребряным электродом сравнения и углеграфитовым вспомогательным электродом [5]. Фоновым электролитом служил раствор 0,1 М HCl + 5·10^-4 М Hg(NO₃)₂. Начальный потенциал рабочего электрода 
-1,2 В отн. Ag/AgCl –электрода, время электролиза 20 секунд, скорость развертки потенциала 55 мв/сек. Концентрацию ионов металлов определяли методом добавок.

Статическую сорбционную емкость биомассы рассчитывали по разности концентраций исходного и конечного растворов по формуле:

,                                                 (1)

где: q – емкость сорбента мг/г;

С₀ и С_равн. – начальная и конечная концентрации ионов металлов в растворе, мг/л;

V – объем раствора, л;

m – масса сорбента, г.

Исследование биосорбции ионов тяжелых металлов в динамическом режиме проводили с использованием установки, приведенной на рисунке 1.

Внутренний диаметр колонки – 16 мм и превышает более чем в 10 раз диаметр частиц биосорбента, поэтому на сорбционный процесс не оказывает влияние пристеночный эффект.

Рисунок 1 Схема установки для изучения сорбции в динамическом режиме

1.  емкость с раствором соли тяжелого металла 
с известной начальной концентрацией;

2.  перистальтический насос, регулирующий скорость подачи раствора;

3.  хроматографическая колонка с биосорбентом;

4. емкость с фильтратом с конечной концентрацией 
иона тяжелого металла

Раствор соли тяжелого металла пропускали через слой адсорбента сверху вниз до полного насыщения адсорбента сорбируемым веществом. Исходная концентрация ионов металлов составляла 50 мг/дм³. Изучали влияние природы иона металла и его начальной концентрации и скорости движения жидкости на полноту и эффективность сорбции.

3. Результаты и обсуждение

3.1. Изучение биосорбции ионов тяжелых металлов Са-альгинатным биосорбентом в статическом режиме.

Ранее нами было показано [6; 17], что максимальная сорбционная емкость нативного биосорбента из клеточных стенок дрожжей составляет:

Cu – 25, 60 мг/г; Сd – 34,48 мг/г; Pb – 125 мг/г.

Представляет большой практический интерес установления факта влияния иммобилизации биомассы клеточных стенок дрожжей в Са-альгинатный гель на эффективность биосорбции указанных ионов, для чего нами были изучены изотермы и эффективность адсорбции ионов Pb⁺² и Cu⁺² в зависимости от начальной конентрации этих ионов в растворе.

На рисунке 2 приведены эти зависимости.

Рисунок 2. Зависимость сорбционной емкости и эффективности сорбции ионов Pb⁺² и Cu⁺² клеточными стенками дрожжей, иммобилизованными в Са-альгинатный гель от начальной концентрации ионов

Из рисунка 2 следует, что и сорбционная емкость – q, и эффективность биосорбции - R этих ионов Са-альгинатным биосорбентом ниже, по сравнению с этими показателями для нативных клеточных стенок дрожжей. Это объясняется тем, что даже такая щадящая иммобилизация, как включение биомассы в Са-альгинатный гель затрагивает активные центры сорбции, возможно модифицируя или экранируя их. Однако для низких начальных концентраций сохраняется приемлемая эффективность сорбции.

3. 2. Изучение биосорбции ионов ТМ Са-альгинатным биосорбентом в динамическом режиме (колоночный вариант)

В основе математического описания колоночной биосорбции лежат параметры массопереноса концентрируемого вещества и условия его проскока в зависимости от характеристик самого сорбента и динамики потока жидкости [13; 24].

При сорбционном концентрировании в динамическом режиме максимальный коэффициент концентрирования (без учета стадии десорбции) достигается в состоянии равновесия раствора пробы с концентрацией извлекаемого вещества с начальной концентрацией С₀ со слоем сорбента:

 ,

где: ρ_н.. – насыпная плотность сорбента;

q_равн. – равновесная концентрация извлекаемого вещества в твердой фазе;

C₀ – исходная концентрация иона в растворе.

По мере продвижения жидкости сквозь неподвижный слой адсорбента происходит уменьшение концентрации исходных ионов вплоть до насыщения адсорбента ионами. На рисунке 3 показано движение фронта элюата в колонке, и выделена точка «проскока»

Рисунок 3. Схема сорбционного процесса в колонке

Для математического выражения зависимости между концентрацией вещества в элюате и временем сорбции при заданной скорости пропускания раствора через колонку нами использована модель Томаса [14].

                                   (3)

где: k_T – константа модели Томаса, дм³ /(мг·час);

Q – максимальная концентрация растворенного вещества в твердой фазе, мг/г;

v – объемная скорость пропу­скания раствора через колонку, дм³ /час;

m – масса сорбента, г;

t – время, час.

Кинетический коэффициент k_T и сорбционную ёмкость загрузки колонки можно определить по линейной зависимости 

                                  (4)

Модель Томаса связывает концентрацию на выходе из колонки со скоростью пропускания раствора. И хотя в линейной зависимости объемная скорость не­посредственно не присутствует, она выражается через время сорбции, которое равно пропущенному объе­му раствора, приходящемуся на объемную ско­рость. Модель применяется для диапазона исходных концентраций (0,05–0,95) С₀ и достаточно корректно описывает процесс сорбции, для которой справедлива изотерма Ленгмюра и кинетика которой соответствует уравнению второго порядка, т.е. практически идеально подходит для нашего случая [1; 4]. Модель также предус­матривает, что процесс сорбции контролируется мас­сообменными процессами между твердой и жидкой фазами.

К основным параметрам, характеризующим эффективность сорбционного процесса, относится емкость адсорбента до начала «проскока» сорбируемых ионов – динамическая обменная емкость (ДОЕ):

ДОЕ=VrC/m,                                              (5)

где: Vr – объем чистого растворителя, вышедший из колонки от начала опыта до появления растворенного вещества, л;

C – концентрация раствора, мг/дм³;

m – навеска сорбента, г.

В реальных условиях технологического процесса «проскоковую» концентрацию соотносят с предельно допустимой (ПДК), значение которой составляет для Pb – 0,06 мг/дм³, Cu – 5мг/дм³ и Cd – 0,001 мг/ дм³ [19].

Полную обменную емкость (ПОЕ) находили путем насыщения адсорбента сорбируемым веществом до тех пор, пока содержание исследуемых ионов на выходе из колонки не становилось равным содержанию его в исходном растворе.

Нами были рассчитаны исходные параметры колонки, загруженной 5,0 граммами Са-альгинатного биосорбента, с насыпной плотностью 0,63 г/см³.

Расчетный объем слоя биосорбента составляет 7,936 см³ и высота слоя – H биосорбента в хроматографической колонке ~ 4,5 см. Эти параметры необходимы для определения объема пропущенного через колонку элюата до наступления прорыва.

На рисунке 4 представлены выходные динамические кривые для индивидуальных ионов свинца, меди и кадмия.

Как видно из рисунка ДОЕ и ПОЕ для ионов свинца значительно выше, чем для ионов кадмия и меди. При этом удельный объем пропущенного раствора до насыщения сорбента соответствует 25, 17 и 12 сорбционных объемов колонки для свинца, кадмия и меди, соответственно.

В связи с этим, естественно, необходимым является подбор скорости элюирования для каждого из изучаемого иона металла для достижения максимальной эффективности сорбции.

На рисунке 5 показаны выходные динамические кривые для ионов свинца при различных скоростях элюирования.

Установлено, что наиболее приемлемая скорость подачи раствора для эффективной сорбции Pb⁺² находится в диапазоне 2-5 мл/мин, а для ионов Cd⁺² и Cu⁺² – 1-2 мл/мин.

Для аналитических целей концентрирование ионов целесообразно проводить из определенного объема раствора. Поэтому нами был проведен эксперимент по динамической сорбции индивидуальных ионов Pb⁺², Cd⁺² и Cu⁺² из объема раствора их солей 300 см³ .

Оценивали эффективность сорбции в зависимости от концентрации иона в растворе. Скорость пропускания элюата 2 мл/мин.

Результаты эксперимента представлены в таблице 1.

Таблица 1.

Результаты сорбции индивидуальных ионов металлов при помощи

Ca-альгинатного биосорбента в динамическом режиме

Из данных таблицы видно, что лучшая степень извлечения, а, значит и эффективность концентрирования, наблюдалась при исходных концентрациях указанных ионов не превышающих 20 мг/л, что, в принципе, ожидалось, так как начальная концентрация иона тяжелого металла также влияет на биосорбционные процессы. Этот факт подтверждает доводы, приводимые в пользу использования биосорбентов при низких концентрациях ионов тяжелых металлов, когда применение дорогостоящих синтетических сорбентов-ионообменников экономически невыгодно.

3. Регенерация и повторное использование адсорбентов

Использование сорбционного метода концентрирования рационально при многократном применении адсорбентов. Удаление адсорбированного вещества во многих случаях является определяющим фактором экономической эффективности всего сорбционно-десорбционного цикла. Вопрос о выборе метода регенерации решается в каждом конкретном случае с учетом свойств сорбента и сорбировавшегося вещества, глубины очистки и технико-экономических показателей [15]. Добиться полной десорбции весьма сложно. Для возврата адсорбентов на повторное использование после регенерации требуется обеспечить высокую степень десорбции металла (выше 95 %).

Такую очистку позволяют сделать химические методы, т.е. воздействием на сорбент, насыщенный ионами тяжелых металлов, химических реагентов.

Ранее нами было показано, что сорбционная емкость нативного биосорбента зависит от рН, что во многом объясняется сольватационно-координационным и ионообменным механизмами биосорбции [2; 18]. Поэтому можно считать, что наиболее эффективная регенерация биосорбента может быть осуществлена воздействием на насыщенный ионами тяжелых металлов биосорбент разбавлен-ных минеральных кислот, например 0,1 М соляной или азотной кислот. Регенера-цию сорбента можно осуществить как статическом, так и динамическом режимах.

3.1. Регенерация в статическом режиме

Исследования проводились в статическом режиме. Навеску 
Са-альгинатного адсорбента массой 0,5 г, предварительно насыщенного ионами одного из изучаемых металлов, помещали в раствор кислоты, затем перемешивали до наступления равновесия, отбирали пробы для измерения концентрации десорбировавшегося иона тяжелого металла. Использовали растворы соляной кислоты разной концентрации.

Концентрацию десорбированных ионов в растворе контролировали инверсионно-вольтамперометрическим методом. Результаты, полученные в ходе экспериментальных исследований, показывают, что десорбция происходит практически полностью при использовании растворов соляной кислоты с концентрацией 0,1 М в течение 10-15 минут (Рис. 6).

3.2. Регенерация в динамическом режиме

Процесс десорбции исследован также в динамическом режиме при концентрации соляной кислоты 0,1 М. Была изучена эффективность десорбции индивидуальных ионов свинца, кадмия и меди после насыщения использованной хроматографической колонки этими ионами. Результаты эксперимента показаны на рисунке 7.

Применение сорбционного метода концентрирования веществ в динамическом режиме целесообразно и экономически оправдано при условии многократного использования адсорбентов. Поэтому нами была изучена способность Са-альгинатного биосорбента к многократной регенерации и возмож-ность использования регенерированного биосорбента в повторных циклах.

В качестве модельного иона использовали ионы Pb⁺², обладающего, как показали предшествующие опыты, лучшими сорбцией и десорбцией.

Была использована сорбционная колонка, параметры которой описывались выше. Исходная концентрация ионов свинца – 20 мг/Л, скорость пропускания элюента 2 мл/мин. Десорбцию проводили 0,1 М HCl в тех же динамических условиях. Оценивали полную обменную емкость биосорбента после каждого цикла регенерации.

На рисунках 8 и 9 представлены результаты эксперимента

Анализ кривых, представленных на рисунках 8 и 9 выявил факт изменения эффективности как сорбции, так и десорбции ионов тяжелых металлов в зависимости от числа циклов регенерации. На рисунке 10 показано соотношение эффективности сорбции и десорбции ионов свинца для биосорбента, прошедшего несколько циклов регенерации

Рисунок 10. Соотношение эффективностей сорбции и десорбции ионов тяжелых металлов в зависимости от числа циклов регенерации 
Са-альгинатного биосорбента

Таким образом, нами установлено, что эффективность биосорбции ионов тяжелых металлов зависит от числа циклов сорбция – регенерация биосорбента и заметно снижается уже после второй его регенерации.

Конечно, установленный факт, в некоторой мере может ограничить коммерческую привлекательность биосорбционных процессов с использованием клеточных стенок пивоваренных дрожжей. Однако низкая себестоимость исходных ингредиентов для получения твердых биосорбентов на основе крупнотоннажных отходов пивоварения, даже при одноразовом применении полученного сорбционного материала, будет оправдано, особенно в тех случаях, когда применение дорогих и дефицитных синтетических сорбентов экономически не целесообразно.

Извлечь же адсорбированный металл можно простым сжиганием биосорбента, зольность которого не превышает 20-22%..

Выводы

1.  Изучено влияние иммобилизации биомассы клеточных стенок дрожжей в Са-альгинатный гель на сорбцию ионов тяжелых металлов максимальную сорбционную емкость и эффективность сорбции. Установлено, что и сорбционная емкость (q_макс.), и эффективность биосорбции (R%) этих ионов Са-альгинатным биосорбентом ниже, по сравнению с этими показателями для нативных клеточных стенок дрожжей. Это объясняется тем, что даже такая щадящая иммобилизация, как включение биомассы 
в Са-альгинатный гель, затрагивает активные центры сорбции, возможно модифицируя или экранируя их.

2.  Изучена биосорбция ионов свинца, кадмия и меди Са-альгинатным сорбентом в динамическом режиме. Обосновано применение модели Томаса для описания динамики биосорбции в потоке. Установлено, что динамическая и полная обменная емкости биосорбента для ионов свинца существенно выше, чем для ионов меди и кадмия. Показано, что наиболее приемлемая скорость подачи раствора для эффективной сорбции ионов свинца находится в диапазоне 2–5 мл/мин, а для ионов кадмия и меди – 1–2 мл/мин.

3.  Изучена возможность кислотной регенерации и повторного использования биосорбента. Установлено, что в статическом режиме полная десорбция указанных ионов осуществляется 0,1 М раствором HCl в течение 
10–15 минут. Отмечается снижение эффективности биосорбции указанных ионов в зависимости от количества циклов сорбция – десорбция.