文摘

这次调查表明的适用性Delftia tsuruhatensis生物量的去除锌(II)的水环境。23 zinc-resistant受污染的根际土壤细菌菌株。选择性地,细菌病毒sa - 101被选为最zinc-resistant和确认由16 s rRNA测序Delftia tsuruhatensissa - 101。d . tsuruhatensissa - 101已分配数量加入MW629784基因库的数据库。的最佳pH值和反应接触时间对锌(II)删除d . tsuruhatensissa - 101分别6.0和30分钟,。此外,平衡和动力学模型应用于锌(II)生物吸附过程。锌(II)浓度估计使用原子吸收光谱。的问马克斯bioadsorptive锌(II)删除计算是90.91±0.36毫克/克。吸附平衡是装有弗伦德里希模型和pseudo-second-order动力学模型。所以,使用的生物质d . tsuruhatensissa - 101的biosorbent锌(II)从工业废水是一种很有前途的和可行的替代化学处理从环境和经济的观点。

1。介绍

全球环境污染重金属增加通过增加人口和他们的活动。的主要来源在水环境中重金属污染土壤,岩石风化,燃料浪费,工业排放(1- - - - - -5]。连续放电重金属污染的废水从制革、电池、化学工业到水生环境中是一个巨大的问题6- - - - - -10]。铬(Cr)、铜(铜)、铁(Fe)、铅(Pb)、镉(Cd),银(Ag)、锌(锌),水星(Hg)、镍(镍),和锰(Mn)是常见的重金属排放11- - - - - -13]。矿业和钢铁加工、以及燃烧煤炭,可以释放到环境中的锌。世界卫生组织(WHO)宣布可接受的锌、铜、Cd,铅、铁、锰在工业废水排放5 - 15,0.05 - -1.5,0.1,0.1,0.1,-0.5和0.05 ppm,分别为(14]。高水平的重金属在周围环境导致毒性所有生物体(15,16]。例如,暴露于锌可能引起常见的症状,如易怒,食欲不振,恶心在动物和人类身上(6]。大多数锌排入水通过人工途径或从许多来源,包括矿山排水、工业和市政废物、城市径流,燃煤发电站,和浪费材料的燃烧,但最大的输入发生侵蚀的土壤颗粒含有锌(17]。

与这些无机物种相关的主要问题是,它们非降解性污染物,必须从基质中删除。有许多治疗方法用于去除重金属污染水,例如,化学沉淀、电化学处理、臭氧化、膜分离、混凝、絮凝、吸附(6,18- - - - - -21]。然而,大多数提到的处理方法面临的主要问题,如高运营成本和缺乏合适的方法来去除残留金属污泥。因此,有必要找到一种环保、安全、可持续的和具有成本效益的方式来恢复有毒重金属污染基质。

最近,重金属生物吸附使用生物质已经成为一种安全,经济,和有前途的替代方法恢复重金属污染环境(6,7,22,23]。许多种类的藻类、真菌和细菌的自然能力吸附重金属从土壤和水生环境。重金属生物吸附的微生物生物量有几个优点,包括更高浓度的螯合组织细胞表面,biosorbent再生,化学杂质低、运营成本低、效率高的排毒非常稀释废水6,7]。先前的研究的一些研究报道,最普遍适用的微生物作为biosorbents是细菌物种,特别是革兰氏阴性细菌。这是由于规模较小的细胞,细胞壁的独特结构,他们的能力在不同的基质受控条件下生长良好,和他们的重金属抗性(7,24- - - - - -27]。高净化潜力的这些宽容的革兰氏阴性细菌可以从工业废水用于重金属回收通过生物吸附过程,特别是低浓度,不能被其他传统的方法。几种机制提出了重金属复苏的细菌生物量、离子交换等物理吸附、螯合、复杂的协调,或结合不同的机制(28]。革兰氏阴性细菌细胞壁的效率在金属生物吸附是由于外膜的存在(磷脂和蛋白质)除了表面官能团的种类,包括羧基、羟基、胺、磷酸和含巯基的团体(29日,30.]。

生物吸附过程的有效性取决于使用的微生物生物量的性质,金属离子的类型,介质的pH值、接触时间、离子强度、金属浓度(6,7,31日- - - - - -35]。

本研究旨在评估的潜力和性能d . tsuruhatensissa - 101生物质作为锌(II) biosorbent废水。环境因素的影响(反应pH值、金属浓度和接触时间)在生物吸附过程检查。此外,锌离子吸附的平衡和动力学上d . tsuruhatensissa - 101进行调查。

2。材料和方法

2.1。材料

本研究中使用化学物质从Sigma-Aldrich购买(德国)、默克公司(德国)、和关东大化学(日本)公司。原液的锌(II)准备从六水合硝酸锌(锌(没有3)2h·62O)和去离子水稀释至所需浓度。0.1 M氢氧化钠和0.1 M HNO解决方案3准备,用于使用介质的pH值调整和解决方案。酸度测定使用台式仪表(Adwa, 1030)。锌(II)的浓度化验了原子吸收分光光度计(型号210虚地磁极巴克科学)。

2.2。隔离Zinc-Resistant细菌

十根际土壤样本的野草在利雅得(24°42′42“N, 46 43°27′E),沙特阿拉伯,在无菌塑料瓶收集、运输均立即隔离的实验室zinc-resistant细菌。zinc-resistant细菌分离倾注平皿法从土壤的改良胰蛋白酶的大豆琼脂(TSA)板(pH值6.5),辅以50 ppm硝酸锌。文化是在37°C孵化3天,殖民地恢复增长和储存在4°C。纯文化筛选对胰蛋白酶的大豆肉汤(TSB)的pH值6.5不同浓度锌(II) (50 - 250 ppm)检测最耐药细菌种类和确定的最低抑制浓度(MIC)锌(II)。增长是由使用分光光度计测量浊度在630 nm 9200 (uv - VIS)。

2.3。表型和基因型鉴定细菌种类的sa - 101
2.3.1。表型特征

菌落形态特征是肉眼所指出的在营养琼脂(NA)板,考虑到形状、颜色、表面,边缘和色素沉着。革兰氏染色反应、细胞形状和安排显微镜下检查。压力测试不同生化测试Bergey手册中提到的系统细菌学[36]。生化检查测试包括运动性、氧化酶,柠檬酸,过氧化氢酶,甲基红(先生),Voges-Proskauer(副总裁)、脲酶生产、硝酸盐还原、吲哚、葡萄糖、乳糖、果糖、甘露醇发酵。

2.3.2。基因型鉴定

细菌的DNA提取使用细菌DNA制备工具包(Jena生物科学)方法的基础上Abdel-Hamied et al。37]。16 s rRNA进行的PCR扩增试剂盒Proof-Start标签聚合酶工具包(试剂盒、希尔登,德国),使用16科幻:引物5′-GAGTTTGATCCTGGCTTAG-3′和16 sr: 5′-GGTTACCTTGTTACGACTT-3′。两个μDNA (20 ng / LμL)和12.5μL PCR反应混合液混合着20 pmol (2μL)的底漆,然后完成25μL×8.5μL DNAase-free水。混合物中孵化thermocycler tc - 3000如下:最初的变性在94°C(5分钟),退火(30岁)51°C,和扩展(30岁)在72°C。第二个扩展进行了5分钟在72°C。1500个基点的复合PCR产物纯化与卡塔尔投资局快速凝胶萃取设备(试剂盒、希尔登,德国)和受到循环测序didesoxy-mediated链终止(38]。了核苷酸序列与其他序列记录在基因库NCBI网站:https://www.ncbi.nlm.nih.gov/BLAST/。使用大型7.2.2多个序列进行了分析。细菌的系统发育树sa - 101与相关物种的基因库数据库是由大型7程序使用TREEVIEW和显示程序。

2.4。增长的模式d . tsuruhatensissa - 101在不同浓度的锌(II)

纯粹的文化(100μl, 1×106cfu / ml)在胰蛋白酶的接种大豆肉汤(TSB)含有不同浓度锌(II) (5 - 140 ppm)和孵化在130 rpm 37°C 60小时。确定细菌的增长模式,文化的样本已经被撤回在不同时间间隔确定分光光度计的光密度在630海里。

2.5。细菌制剂作为Biosorbent锌(II)

细菌培养的生长是在37°C TSB 40小时,然后在5000转离心收集的生物量是15分钟。收集到的生物量是为生物吸附实验准备根据Rasmey et al。7]。

2.6。生物吸附过程

生物吸附实验锌(II)的干生物量的细菌进行了使用一个常数biosorbent剂量(20毫克)在恒定体积的金属溶液(20毫升)和搅拌(200 rpm)一个小时在室温(25±2°C)。反应混合物在5000 rpm 15分钟离心机,nonbiosorbed浓度的锌(II)在上层清液的化验原子吸收分光光度计(型号210虚地磁极巴克科学)。生物吸附过程也决定在不同的反应条件如下:初始pH值(2 - 7日),孵化期(0 - 100分钟),和金属浓度(0 - 120 ppm)。biosorbed锌离子的数量每克的生物量计算以下方程: 在哪里问e金属离子浓度(毫克/克)生物质吸附,C我是初始金属离子浓度,Ce是最后的金属离子浓度, 是介质体积,米是生物质重量(g)。

朗缪尔等温线模型和弗伦德里希在探索获得的生物吸附锌(II)的结果d . tsuruhatensissa - 101。朗缪尔方程(2)是

朗缪尔的线性形式(3)是 在哪里问马克斯代表的最大吸附容量,b(L /毫克)代表了朗缪尔常数。弗伦德里希方程(4)表示为

弗伦德里希线性形式(5)表示为 在哪里Kf弗伦德里希常数和吗n吸附的强度。

符合一级模型(6)制定为 在哪里问e和问t(毫克/克)是biosorbed锌量,t是时间在几分钟内,k1速率常数(最小值−1)。

pseudo-second-order模型(7)制定为 在哪里k2的速率常数是pseudo-second-order模型和pseudo-second-order速率常数检测实验策划t/问对t。

3所示。结果

3.1。分离和鉴定

23 zinc-resistant细菌分离株中恢复了十根际土壤样本收集的野草从利雅得(24°42′42“N, 46 43°27′E),沙特阿拉伯。首次筛选获得的隔离种植,抵抗更高浓度的锌(II)金属离子(50 - 250 ppm)和结果数据表明,隔离sa - 101是高度耐药细菌物种数量最高的最低抑制浓度(MIC)的锌金属离子(140 ppm)。菌株sa - 101被选为表型和基因型的识别和进一步的研究吸附重金属离子锌(II)的解决方案。

sa - 101菌株,是描述和形态学和生化特征(表1)。这种细菌的革兰氏阴性杆状提高循环奶油颜色的殖民地与完整的边缘。没有内孢子细胞是能动的。应变是阳性,氧化酶、过氧化氢酶、吲哚、乳糖、果糖、甘露醇,虽然对葡萄糖是负数,脲酶、硝酸还原、甲基红,Voges-Proskauer。压力是不能增长5°C和45°C。基于这些表型特征、菌株鉴定为Delftiaspp。sa - 101。在物种鉴定的菌株水平,部分864 pb的16 s rRNA基因序列Delftiaspp。sa - 101相比,对齐NCBI基因库中的序列数据库,这表明菌株97.2%核苷酸基础身份d . tsuruhatensisMN229467。被确认为压力Delftia tsuruhatensissa - 101。的核苷酸序列d . tsuruhatensissa - 101已经被记录在NCBI基因库数据库加入MW629784数量。的顺序d . tsuruhatensissa - 101 (MW629784)是在系统发生的构造树(图1)与最相关的16 s rRNA NCBI基因库的基因序列数据库。进化的历史是由neighbor-joining承担方法。树的分支长度之和= 5.65131310所示。进化距离计算使用的最大组合方法和可能性是单位的数量基本替换/网站。所有职位包含漏洞和缺失的数据都消除了。总共有753个职位在最终的数据集。

表1
细菌的表型特征孤立sa - 101。

图1
系统发育树d . tsuruhatensissa - 101与它相关的细菌物种基因库数据库中。
3.2。增长的模式d . tsuruhatensissa - 101

的经济增长模式d . tsuruhatensissa - 101在不同浓度的锌(II)如图2。d . tsuruhatensissa - 101生长TSB介质修正与不同浓度的锌(II) (5 - 140 ppm)相比,控制。菌株表现出高耐锌(II)正在考虑的浓度和时间的增长逐渐增加测试锌(II)浓度以及控制在第一个小时的潜伏期。孵化的增长减少了32小时后。没有细菌生长获得锌(II)的140 ppm。这些结果显示的潜力d . tsuruhatensissa - 101生长与高阻锌(II)金属离子。


图2
增长的模式d . tsuruhatensissa - 101在不同浓度的锌(II)金属(5 - 140 ppm) 37°C 60小时。
3.3。初始pH值和接触时间对吸附的影响

初始pH值的影响在吸附重金属离子锌(II)d . tsuruhatensissa - 101检测到20 mg / L的初始浓度和接触时间60分钟25±2°C(图3(一个))。数据显示,随着pH值的增加从2.0 - -7.0,锌离子的吸附增加了(图3(一个))。6.0最佳pH值被发现。接触时间的作用是检测并呈现在图3 (b)。高功效的生物吸附率和锌(II)删除使用细菌生物量更快通过的第一个30分钟的反应。

(一)
(一)
(b)
(b)
(c)
(c)
图3
优化吸附重金属离子锌(II)d . tsuruhatensissa - 101:(一)初始pH值的影响;(b)接触时间的影响;(c)金属离子浓度的影响。
3.4。生物吸附等温线

锌(II)生物吸附d . tsuruhatensissa - 101发现生物质在不同金属浓度(0.0 -200 mg / L),接触时间(30分钟),和pH值6.0(图3 (c))。确认的数据明显biosorbed锌离子的数量之间的关系d . tsuruhatensissa - 101生物量对nonbiosorbed锌离子的浓度。很明显,生物吸附的锌(II)与金属浓度的增加逐渐增加,然后在高浓度成为常数。这些获得的数据都配备了朗缪尔模型(图4(一))。朗缪尔参数值如表所示2。最大吸附容量(问马克斯)的锌(II)d . tsuruhatensissa - 101生物质是90.9毫克/克。的b的价值d . tsuruhatensissa - 101除锌(II)生物量为0.051 L /毫克。

(一)
(一)
(b)
(b)
图4
锌(II)吸附的线性形式d . tsuruhatensissa - 101:(一)朗缪尔吸附等温式;(b)弗伦德里希吸附等温式。
表2
弗伦德里希和朗缪尔吸附等温式常数为吸附重金属离子锌(II)d . tsuruhatensissa - 101。

获得的数据计算方程。5申报弗伦德里希模型的线性形式吸附重金属离子锌(II)d . tsuruhatensissa - 101生物质(图4 (b))。在表的参数值进行了总结2。结果显示的大小Kf和n证明高锌(II)吸收d . tsuruhatensissa - 101生物量。的值Kf和n锌(II)吸收分别为10.771和2.239,分别。获得的相关系数表明,两个模型研究证实了生物吸附平衡的锌(II)d . tsuruhatensissa - 101生物量。

的问马克斯锌(II)的去除d . tsuruhatensissa - 101生物量的研究是与不同的值问马克斯在文学,在表3。的问马克斯除锌(II)d . tsuruhatensissa - 101在关闭许多微生物生物量中使用其他的先前的研究。

表3
最大吸附容量的锌(II)与不同的微生物生物量中。
3.5。生物吸附动力学

吸附重金属离子锌(II)的获得数据d . tsuruhatensissa - 101生物质基于pseudo-second-order和符合一级动力学进行了分析。线性的日志(问e−问t)对t符合一级模型为锌(II)删除d . tsuruhatensissa - 101生物量呈现在图5(一个)。符合一级模型获得的相关系数的因素d . tsuruhatensissa - 101生物质是0.513,和结果问e不匹配实验了吗问e(表4),这意味着符合一级模型并不适用于目前的生物吸附过程。的线性情节pseudo-second-order除锌(II)的模型d . tsuruhatensissa - 101生物量呈现在图5 (b)。速率常数(k)和相关系数(R2)除锌(II)如表所示4。pseudo-second-order吸附的相关系数是0.993 70球型投手−1锌(II)。的吸附能力d . tsuruhatensissa - 101为锌(II)计算生物量pseudo-second-order 57.1毫克/克,这是接近实验获得的价值。这些发现宣布pseudo-second-order更可接受的描述锌(II)生物吸附的动力学d . tsuruhatensissa - 101生物量。

(一)
(一)
(b)
(b)
图5
锌(II)吸附动力学d . tsuruhatensissa - 101:(一)符合一级;(b) pseudo-second-order。
表4
从吸附重金属离子锌(II)获得动力学参数d . tsuruhatensissa - 101基于符合一级和pseudo-second-order模型。

4所示。讨论

这项研究是针对分离和识别细菌物种的潜在的抵制和水介质的吸收锌(II)。Delftia tsuruhatensissa - 101被选为最zinc-resistant应变在23细菌分离株野草从根际土壤中恢复过来。麦克风锌(II)显示的压力Delftia tsuruhatensissa - 101的研究记录的高于其他菌株在文献中使用水介质。d . tsuruhatensis以前孤立和识别小说在Tsuruhata物种从活性污泥,熊本地区,日本,Shigematsu et al。55]。这个应变的增长模式,研究了不同浓度的锌离子,这表明,这一毒株展品的高电阻不同浓度的锌(II),尤其是在第一个小时的潜伏期。不同种类的细菌的增长模式研究了几个研究人员报告,减少增长发生通过增加金属离子浓度(6,56,57]。这已经阐明:微生物细胞受到重金属从增长压力偏离能量抵抗金属毒性。

pH值对锌离子吸附重金属的影响已经检查,据报道,pH值影响金属溶解度和电离微生物细胞壁上的可用的结合位点(58,59]。细菌细胞壁上的负电荷在金属绑定潜力发挥基础性作用的革兰氏阴性细菌的细胞壁,从而增加pH值会导致增加细胞表面上的负电荷,支持锌的吸附重金属阳离子(6,60]。除锌(II)的低效率在高酸性pH值可以归因于氢质子(H之间的竞争吸附+)和锌(II)。通过增加pH值,更多的官能团变得可用d . tsuruhatensissa - 101生物,因此,他们吸引锌(II)离子(49]。而在碱性介质pH值(上图7.0),锌(II)沉淀从而为生物吸附过程离子将不可用。Wierzba [11)报道,吸附重金属的最佳pH值Pb (II)、锌(II)和镍(II)废水的生物Stenotrophomonas maltophilia和枯草芽孢杆菌在pH值5.0和6.0之间。

通常,生物吸附是一个快速删除过程平衡发生在一些情况下在第一个小时。然而,所需的最佳联系时间测定锌(II)去除被污染的水是必要的删除过程的有效性最大化。这是由于活动绑定网站的可用性金属表面细菌生物量。不过,没有相当大的变化后的观察锌(II)生物吸附平衡时间可能归因于结合位点的饱和锌(II)离子表面细菌生物量。获得的数据与之前的研究一致的文献[7,35,61年,62年]。记录的平衡时间(30分钟)表示的能力d . tsuruhatensissa - 101生物锌(II)移除受污染水和土壤。在类似的研究中,四和Roux63年)报道,90%的锌(II)生物吸附根霉arrhizus发生在20分钟的最佳pH值6。Wierzba [11]提到,锌(II)生物吸附的最佳联系时间枯草芽孢杆菌生物质是30分钟。

生物吸附动力学方程的曲线代表表示的平衡分布biosorbed金属离子之间的水和生物质表面(64年,65年]。吸附动力学控制吸附率,确定吸附过程达到平衡所需的时间,而pseudo-kinetic模型在吸附过程中吸附机制,提供深入的表面性质,亲和吸附剂。有许多动力学模型用于重金属吸附表面的不同biosorbents [66年]。最常用的动力学模型是朗缪尔和弗伦德里希(7,35,40,48,61年,67年]。目前的研究显示,生物吸附锌(II)Delftia tsuruhatensissa - 101生物质配备了朗缪尔模型要好。这个结果符合研究Fawzy et al。68年];删除的Cd (II)使用栽培稻生物质。虽然目前的研究与结果相比Fawzy et al。69年),这表明弗伦德里希模型描述镍(II)吸附到Potamogeton pectinatus。朗缪尔模型反映了单层吸附类型和假设所有biosorbent表面结合位点有相同的亲和力为重金属离子(70年]。一个异构生物吸附模型表示系统不同的结合位点71年]。弗伦德里希等温线线性形式的表面吸附重金属的不同微生物的生物量是研究在不同的研究7,35,72年,73年]。

锌(II)的吸附d . tsuruhatensissa - 101生物量是研究基于pseudo-second-order和符合一级动力学模型(74年)声明的有效性这个生物质作为小说biosorbent相比其他biosorbents使用。符合一级和pseudo-second-order模型和线性形式以前在不同的调查研究(6,35,40,42,61年,75年,76年]。哈桑et al。35)表示,pseudo-second-order模型对生物吸附锌(II)的安装Neopestalotiopsis clavisporaASU1。

尽管不同的物质的多样性和原材料用于重金属的吸附和删除,这些材料有许多严重的缺点。最突出的缺点是成本高。尽管当前研究鼓励使用细菌吸收锌离子以环保和低成本的方式,除了恢复能力(提出未来工作)的吸附金属的表面使用生物质。

5。结论

目前的研究调查的bioadsorptive能力d . tsuruhatensissa - 101生物去除锌离子。我们的研究结果表明,最大吸附容量(问马克斯这种细菌),基于朗缪尔吸附等温式模型,90.91毫克/克30分钟内的pH值6.0。两个因素相关系数(R2)根据弗朗缪尔吸附等温式模型分别为0.974和0.967,分别,这表明平衡吸附等温线拟合与弗伦德里希模型比朗缪尔模型。此外,吸附动力学被认为,这表明,生物吸附过程d . tsuruhatensissa - 101生物适合pseudo-second-order模型。这项研究有助于证明细菌生物量的能力摆脱锌(II)的废水在一个安全的,便宜,而且短期的方法。同时,获得的数据在闭包使用许多微生物生物量中其他的先前的研究。因此,本研究建议的使用d . tsuruhatensissa - 101生物质作为一种很有前途的biosorbent锌(II)废水。

数据可用性

使用的数据来支持本研究的结果包括在本文中。

的利益冲突

作者宣称没有利益冲突。

确认

这项研究得到了公主Nourah少女阿大学研究人员支持项目数量(PNURSP2022R158),公主Nourah少女阿大学,利雅得,沙特阿拉伯。