CN104370324A - 一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法 - Google Patents

一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法 Download PDF

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Abstract

本发明涉及重金属的吸附的方法，具体是一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法。将大型海藻投入至待测定样品中，利用大型海藻上的细胞膜，以及膜上营养元素的离子通道，使重金属离子黏附于细胞膜上以及通过离子通道进入海藻细胞内；进而使待测样品中的重金属离子得以去除。本发明采用的大型海藻吸附重金属离子其吸附范围为30-90%，最高吸附率达90%以上。

Description

一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法
技术领域
本发明涉及重金属的吸附的方法，具体是一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法。
背景技术
重金属污染是由重金属及其化合物造成的环境污染。主要是由采矿，废气等人为的因素导致。因为人类活动导致环境中的重金属含量增加，造成环境质量下降。重金属对环境的危害主要取决于重金属在环境中的存在浓度及存在的形态。重金属污染主要表现在重金属对水体的污染，还有一部分重金属对土壤和大气造成污染。重金属污染与其他污染的不同在于其他化合物污染可以通过自然界本身的物理的、化学的、生物的净化，使有害物得到讲解或消除，而重金属具有富集性，很难在自然界中降解。重金属污染还可以通过食物链富集。重金属污染目前已非常严重，对环境及人类健康都造成了很大的危害。
重金属污染日益严重，寻找有效的重金属处理方法已经成为一项紧迫的任务。传统的重金属污染治理的方法有化学沉淀、物理吸附、生物絮凝等。化学沉淀是指向含有重金属的水体中加入氢氧化物、硫化物等使重金属离子沉淀，以达到除去水体中重金属的目的。化学沉淀法由于受沉淀剂和环境条件的影响，沉淀法往往出水浓度达不到要求，需作进一步处理，产生的沉淀物必须很好地处理与处置，否则会造成二次污染。物理吸附是指用活性炭、树脂等具有较高的比表面积以及高度发达的孔隙结构的物质将重金属离子吸附以及离子交换、膜分离等。采用物理法处理不仅成本高，而且需要专业的技术人员，最大的缺点在于不能从根本上解决重金属污染。生物絮凝是指通过添加絮凝剂使得含重金属废水中的小胶体颗粒稳定性变差，聚集形成大颗粒胶体物质，最终通过重力作用沉淀下来。絮凝的不足之处有以下几点，一是操作复杂，需要调整水体的PH，除了向水体中添加沉淀剂以外还需要添加其他絮凝剂而且用量很大；二是随着水体PH的改变，重金属离子会从污泥中析出，造成二次污染，需稳定化处理；三是重金属离子的去沉降速率很慢。
发明内容
本发明的目的在于提供一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法。
为实现以上目的，本发明的技术方案为：
一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法，将大型海藻投入至待测定样品中，利用大型海藻上的细胞膜，以及膜上营养元素的离子通道，使重金属离子黏附于细胞膜上以及通过离子通道进入海藻细胞内；进而使待测样品中的重金属离子得以去除。
具体是，将新鲜浒苔投放进入待测样品中（4g浒苔放入200ml待测样品中，即含有重金属的浒苔培养液中），在室温条件下静止培养，进而使待测样品中的重金属离子得以去除。
所述大型海藻为浒苔或江蓠。优选为浒苔。
所述待测样品为海水、半海水（半海水指一定量的海水加入等量的蒸馏水混合而成）、淡水或土壤。优选为淡水或土壤。
所述重金属为镉离子、铅离子或砷离子
本发明所具有的优点：
1.本发明利用大型海藻治理重金属污染治理的时间较短，一般一周内可以去除环境中的大部分重金属，对重金属的吸附率较高；同时经吸附重金属后的大型海藻处理较为容易，燃烧后析出的重金属可以继续使用。
2.本发明采用的大型海藻广泛分布在全世界各海洋中，有的种类在半咸水或江河中也可见到。常生长在潮间带岩石上或石沼中，或泥沙滩的石砾上，有时也可附生在大型海藻的藻体上，是一种很好的治理重金属污染的材料。具体为绿藻门石莼科的浒苔，红藻门江蓠科的江蓠，其中江蓠一般生长在有淡水流入和水质肥沃的湾中。分布也较为广泛，也是治理重金属污染的很好的材料。
3.本发明采用的大型海藻吸附重金属离子其吸附范围为30—90%，最高吸附率达90%以上。
4.本发明采用浒苔处理重金属，所有的浒苔可以在淡水中生长；浒苔处理重金属的效率较高，可以达到80%左右；浒苔分布广泛，生长时间长，一年四季都有而且生物量也比较大;浒苔处理重金属的时间较短，一周内可以将土壤和淡水中的重金属去除掉80%左右；烘干的浒苔容易储存和运输；利用藻体处理重金属的成本较低。
附图说明
图1为本发明实施例1提供的，淡水培养条件下浒苔的YI值的变化图，其中YI是浒苔光合作用光系统I的量子产量。
图2为本发明实施例1提供的，淡水培养条件下浒苔的ETRI的变化图，其中，ETRI是指浒苔光系统I的电子传递速率。
图3为本发明实施例1提供的，淡水培养条件下浒苔的YII值的变化图，其中YII是浒苔光合作用光系统II的量子产量。
图4为本发明实施例1提供的，淡水培养条件下浒苔的ETRII的变化图，其中，ETRII是指浒苔光系统II的电子传递速率。
图5为本发明实施例1提供的，淡水培养条件下浒苔的Fv/Fm的变化图，其中，Fv/Fm是指浒苔光合作用光系统II的最大光化学效率。
图6为本发明实施例1提供的，淡水培养条件下浒苔的吸附率的变化图。
图7为本发明实施例2提供的，半海水培养条件下浒苔的YI值的变化图。
图8为本发明实施例2提供的，半海水培养条件下浒苔的ETRI的变化图。
图9为本发明实施例2提供的，半海水培养条件下浒苔的YII值的变化图。
图10为本发明实施例2提供的，半海水培养条件下浒苔的ETRII的变化图。
图11为本发明实施例1提供的，半海水培养条件下浒苔Fv/Fm的变化图。
图12为本发明实施例2提供的，半海水培养条件下浒苔的吸附率的变化图
图13为本发明实施例3提供的，海水培养条件下浒苔的YI值的变化图。
图14为本发明实施例3提供的，海水培养条件下浒苔的ETRI值的变化图。
图15为本发明实施例3提供的，海水培养条件下浒苔的YII值的变化图。
图16为本发明实施例3提供的，海水培养条件下浒苔的ETRII值的变化图。
图17为本发明实施例3提供的，海水培养条件下浒苔Fv/Fm变化图。
图18为本发明实施例3提供的，海水培养条件下浒苔的吸附率的变化图。
图19为本发明实施例4提供的，淡水培养条件下烘干浒苔的吸附率的变化图。
图20为本发明实施例5提供的，土壤浸出液培养条件下烘干浒苔的吸附率的变化图。
具体实施方式
实施例1
（1）分别配置镉离子浓度为0、10、50、100、150μmol/L的淡水培养液200ml（淡水是使用自来水在太阳下暴晒3小时去除氯离子），而后分别置于250ml的三角瓶中，待用。
（2）每瓶投放4g新鲜的浒苔。
（3）各样品在室温下处理1d、2d、3d后分别测藻体的光合活性（Dual-PAM）（在室温条件下测定光合活性，测定结果见图1-5），并分别取上述处理后培养液2ml,测定镉离子含量（结果见图6）。
（4）计算吸附率，计算吸附率方法，吸附率(%)=100*(C0-Ce)，（C0为原始的镉离子含量，Ce为剩余的镉离子含量）。
由上述图1-5可见，其中，0d为处理材料的时间，1-3d为处理的过程，4-5d为恢复处理过程，恢复处理为每次测完光合活性后将原来的培养液去除，加入不含重金属镉的新鲜淡水。
由图1可见，高浓度（50,100,150μmol/L）的镉处理的浒苔的YI随时间先上升，后测不到，低浓度（0，1,10μmol/L）的镉处理的藻YI没有明显变化。
由图2可见，高浓度（50、100、150μmol/L）的镉处理的浒苔的ETRI随时间先上升，后测不到，低浓度（0、1、10μmol/L）的镉处理的藻ETRI值没有明显变化。
由图3可见镉处理的浒苔YII都有下降，但高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的下降较为明显，恢复期间，YII有部分恢复。
由图4可见，镉处理的浒苔ETRII都有下降，但高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的下降较为明显，恢复期间，ETRII有部分恢复。
由图5可见，镉处理的浒苔Fv/Fm都有下降，但高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的下降较为明显，恢复期间，Fv/Fm有部分恢复。
综上，由图5可见淡水培养条件下浒苔对镉的吸附率都在80%左右，与处理的浓度没有关系。
实施例2
（1）分别配置镉离子浓度为0、10、50、100、150μmol/L的半海水（半海水指一定量的海水加入等量的蒸馏水混合而成）培养液200ml，而后分别置于250ml的三角瓶中，待用。
（2）每瓶投放4g新鲜的浒苔。
（3）各样品在室温下处理1d、2d、3d、4d、5d、6d、7d、8d、9d后分别测藻体的光合活性（Dual-PAM）（在室温条件下测定光合活性，测定结果见图7-11），并分别取上述处理后培养液2ml,测定剩余的镉离子含量（结果见图12）。
（4）计算吸附率，吸附率(%)=100*(C0-Ce)，（C0为原始的镉离子含量，Ce为剩余的镉离子含量）
由上述图6-11可见，其中，0d为处理材料的时间，1-9d为处理的过程，10-12d为恢复处理过程，恢复处理为每次测完光合活性后将原来的培养液去除，加入不含重金属镉的新鲜半海水。
由图7可见，高浓度（50、100、150μmol/L）的镉处理的浒苔的YI随时间先上升，低浓度（0、1、10μmol/L）的镉处理的藻YI没有明显变化。
由图8可见，高浓度（50、100、150μmol/L）的镉处理的浒苔的ETRI随时间先上升，低浓度（0、1、10μmol/L）的镉处理的藻ETRI没有明显变化。
由图9可见，镉处理的浒苔YII都有下降，但高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的下降较为明显，恢复期间，YII有部分恢复。
由图10可见，镉处理的浒苔ETRII都有下降，但高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的下降较为明显，恢复期间，ETRII有部分恢复。
由图11可见，镉处理的浒苔Fv/Fm都有下降，但高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的下降较为明显，恢复期间，Fv/Fm有部分恢复。
综上，由图12可见，半海水处理的浒苔对镉的吸附率随镉浓度的上升而下降，相同浓度的镉离子随着吸附天数的增加吸附率上升。
实施例3
（1）分别配置镉离子浓度为0、10、50、100、150μmol/L的海水培养液200ml，而后分别置于(250ml)的三角瓶中，待用。
（2）每瓶投放4g新鲜的浒苔。
（3）各样品在室温下处理1d、2d、3d、4d、5d后分别测藻体的光合活性（Dual-PAM）在室温条件下测定光合活性，测定结果见图13-17，并分别取上述处理后培养液2ml,测定剩余的镉离子含量（结果见图18）。
（4）计算吸附率，吸附率(%)=100*(C0-Ce)，C0为原始的镉离子含量，Ce为剩余的镉离子含量）
由上述图13-17可见，其中，0d为处理材料的时间，1-5d为处理的过程，6-8d为恢复处理过程，恢复处理为每次测完光合活性后将原来的培养液去除，加入不含重金属镉的新鲜海水。
由图13可知，海水培养的浒苔YI没有明显的变化，高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的浒苔YI有略微上升。
由图14可见，海水培养的浒苔ETRI没有明显的变化，高浓度（50、100、150μmol/L）镉处理的浒苔ETRI有略微上升。
由图15可见，海水培养的浒苔YII随着镉离子浓度的上升而下降，恢复期间YII有部分恢复。
由图16可见，海水培养的浒苔ETRII随着镉离子浓度的上升而下降，恢复期间ETRII有部分恢复。
由图17可见海水培养的浒苔Fv/Fm随着镉离子浓度的上升而下降，恢复期间Fv/Fm有部分恢复。
综上，由图18可见淡水培养的浒苔对镉的吸附率，低浓度的吸附率较高，且随着吸附时间的增加吸附率上升，高浓度的吸附率较低，且吸附率不随吸附时间的增长而增加。
实施例4
（1）分别配置镉离子浓度为0、10、50、100、150μmol/L的淡水培养液200ml（淡水是使用自来水在太阳下暴晒3小时去除氯离子），而后分别置于250ml的三角瓶中，待用。
(2)将浒苔35度烘干至恒重。
（3）每瓶投放0.5g浒苔。
（4）3d后分别取2ml培养液
（5）测定剩余的重金属离子含量，计算吸附率（参见图19）。
由图19可见，烘干的浒苔对镉的吸附率大致相同，都在80%以上。
实施例5
（1）利用4800ml蒸馏水浸泡4800g土壤，充分摇匀，沉淀数小时，上清用普通滤纸过滤去除土壤粗颗粒，再用孔径为0.22μm的微孔滤膜过滤2次即为土壤浸出液。土壤是采的表层土（3-10cm）,并110℃烘干。
(2)用得到的4800ml土壤浸出液分别配置镉离子浓度为0、10、50、100、150μmol/L的培养液200ml，而后分别置于250ml的三角瓶中，待用。每组浓度设置4个平行。
(3)将浒苔35度烘干至恒重。
（4）每瓶投放0.5g浒苔。
（5）3d后分别取2ml培养液
（6）测定剩余的重金属离子含量，计算吸附率（参见图20）。

Claims (5)

1.一种利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法，其特征在于：将大型海藻投入至待测定样品中，利用大型海藻上的细胞膜，以及膜上营养元素的离子通道，使重金属离子黏附于细胞膜上以及通过离子通道进入海藻细胞内；进而使待测样品中的重金属离子得以去除。
2.按权利要求1所述的利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法，其特征在于：所述大型海藻为浒苔或江蓠。
3.按权利要求1所述的利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法，其特征在于：所述待测样品为海水、半海水、淡水或土壤。
4.按权利要求3所述的利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法，其特征在于：所述待测样品淡水或土壤。
5.按权利要求1所述的利用大型海藻吸附环境中重金属离子的方法，其特征在于：所述重金属为镉离子、铅离子或砷离子。
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