产黄青霉菌‑水铁矿聚集体及其制备方法和应用与流程

本发明涉及生物材料技术领域，尤其涉及一种产黄青霉菌-水铁矿聚集体及其制备方法和应用。

背景技术：

长期以来的各种生产活动，如含砷杀虫剂、防腐剂等的使用及矿产开采与冶炼，煤炭燃烧等，加剧了砷向土壤、水体等环境中的转移，从而严重威胁到人类的身体健康，土壤与水体砷污染问题也因此被广泛地关注。在世界范围内，关于水体砷污染的现象均有报道：澳大利亚、美国、加拿大、阿根廷等国家都曾出现过严重的环境砷污染问题。而我国的新疆内蒙古、甘肃、云南、湖南、河南和山东等地都是受砷污染相对严重的地区，在水体环境中通常以As(III)和As(V)的无机物形式存在，此外还存在一些由于微生物作用而产生的有机砷。水体中三价砷的毒性是五价砷的60多倍，并且附着能力强，移动性弱，较难去除，因此三价砷的有效脱除是治理水体砷污染的重点。

水体中砷污染控制治理技术分为多种，总结起来主要分为物理法、化学法和生物法三大类，而每类方法又可以划分为不同的治理技术。实际的水体砷污染治理通常需要结合几种治理技术，例如，吸附法和沉淀法结合，生物吸附剂与化学控制法结合等。微生物法修复水体砷污染因具有高效、低成本、无二次污染等优势而受到专家学者的广泛关注。虽然不少学者在微生物对水体砷等重金属的生物修复领域已经进行了大量的研究，但依然存在很多问题，如成本过高，操作步骤繁琐等。因此，如何获得成本低廉，操作简单，能够在酸性环境下对砷污染耐受及去除效果好的生物吸附材料是丞待解决的问题。

微生物修复除砷即指通过利用环境中微生物的氧化还原作用及生命代谢活动清除土壤或是水体中含砷的污染物，从而修复被砷污染的环境。但是由于微生物易流失等问题，常与材料结合起来对污染物共同作用。铁锰氧化物由于其较大的比表面积，具有更好的分散性和稳定性，一直对砷具有良好吸附效果的成熟材料，因此被广泛的应用于水体中砷的去除。

技术实现要素：

本发明要解决的技术问题是克服现有技术的不足，提供一种成本较低、操作性强、对砷污染去除效果好的产黄青霉菌-水铁矿聚集体，相应提供了该产黄青霉菌-水铁矿聚集体的制备方法，制备过程简单，适用于规模化生产；在此基础上，还提供该产黄青霉菌-水铁矿聚集体在去除废水中砷的应用，并进行了条件优化，具有安全性高、反应快速、效果明显等优势。

为解决上述技术问题，提供了一种产黄青霉菌-水铁矿聚集体，以产黄青霉菌为载体，水铁矿包裹在产黄青霉菌的菌丝内形成聚集体。

上述的产黄青霉菌-水铁矿聚集体，优选的，所述水铁矿与产黄青霉菌的质量比为1∶0.86。真菌悬液浓度0.432g/mL(称重法)。

作为一个总的技术构思，本发明还提供了一种上述产黄青霉菌-水铁矿聚集体的制备方法，包括以下步骤：

(1)将产黄青霉菌培养成菌悬液；

(2)以硝酸铁为原料制备水铁矿；

(3)将所述步骤(1)的菌悬液和所述步骤(2)的水铁矿混合，震荡培养，得到产黄青霉菌-水铁矿聚集体。

上述的制备方法，优选的，所述步骤(1)具体为：将产黄青霉菌的孢子接种在PDA液体培养基中，35℃～37℃下震荡培养24h～36h，得到菌悬液。

上述的制备方法，优选的，所述步骤(2)具体为：取硝酸铁在碱性条件下溶解，调节pH至中性，取沉淀即为水铁矿。

上述的制备方法，优选的，所述步骤(3)具体为：将所述步骤(1)的菌悬液和所述步骤(2)的水铁矿混合，在室温下以160rpm～180rpm震荡培养24h～36h，然后静置过滤，得到产黄青霉菌-水铁矿聚集体。

作为一个总的技术构思，本发明还提供了一种上述的产黄青霉菌-水铁矿聚集体或上述制备方法制备得到的产黄青霉菌-水铁矿聚集体在处理含砷废水中的应用。

上述的应用，优选的，所述应用方法为，将产黄青霉菌-水铁矿聚集体投入含砷废水中，震荡培养、静置过滤，完成含砷废水的处理。

上述的应用，优选的，所述震荡培养的转速为160rpm～180rpm，时间为48h～72h，温度为室温。

上述的应用，优选的，所述含砷废水中，三价砷离子的浓度为三价砷离子浓度为50mg·L^-1～500mg·L^-1；所述产黄青霉菌-水铁矿聚集体的投加量为0.3％(v/v)～0.5％(v/v)。

与现有技术相比，本发明的优点在于：

(1)本发明提供了一种产黄青霉菌-水铁矿聚集体，以产黄青霉菌为载体，产黄青霉菌生长条件要求低、易得，真菌可在砷浓度较高并且偏酸性的废水中存活生长，具有较好的耐受性，生物安全性高，并且单个菌体较大，菌体外含大量菌丝，形成天然载体。菌丝既可与吸附材料形成稳定的聚集体，其本身也对三价砷离子具有吸附作用，具有吸附效果好分散性强、性能稳定、安全性高等优势。

(2)本发明提供了一种产黄青霉菌-水铁矿聚集体，将水铁矿包裹在产黄青霉菌的菌丝内形成聚集体，两者相互作用，显著提高了对废水的处理效率。同时，真菌菌丝与铁氧化物形成聚集体，从而使其更易与水体分离，达到去除砷污染的目的。具有操作简便，可操作性强、设备要求简单等优势。

(3)本发明提供一种产黄青霉菌-水铁矿聚集体的制备方法，操作简单。

(4)本发明提供的真菌-铁氧化物聚集体在含砷废水中的应用，其中可将三价砷离子吸附从而达到在水溶液中去除的目的，并且通过微生物的新陈代谢作用及水铁矿对三价砷离子的氧化作用，可将三价砷氧化为五价砷，大大降低的砷的毒性。本发明通过X射线光电子能谱分析(XPS)及电镜扫描(SEM-EDAX)技术手段，分析了其吸附后三价砷及五价砷的存在状况，根据吸附模型进行了吸附过程的分析，具有操作快速简便、成本低、效果好等优点。

附图说明

为使本发明实施例的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整的描述。

图1为本发明实施例1的处理前后的真菌的扫描电镜图。

图2为本发明实施例3的处理后的真菌-铁氧化物聚集体的扫描电镜图。

图3为本发明实施例3的处理后的真菌-铁氧化物聚集体的xps图。

图4为真菌及铁氧化物应用中优化投加量后去除效率图。

图5为真菌-铁氧化物聚集体应用中pH值优化图。

图6为郎缪吸附模型图。

具体实施方式

以下结合说明书附图和具体优选的实施例对本发明作进一步描述，但并不因此而限制本发明的保护范围。

实施例

以下实施例中所采用的原料和仪器均为市售；其中产黄青霉真菌(Penicillium Chrysogenum F)于株洲冶炼厂的炉渣中分离纯化得到；原子荧光光谱仪(AFS-920)购于北京吉天仪器有限公司；硝酸铁的CAS编号为：10421-48-4。

实施例1

一种本发明的产黄青霉真菌(Penicillium Chrysogenum F)，采用以下方法筛选得到：

(1)将所采集的土壤样品取5g株洲冶炼厂的炉渣接入事先已灭菌的100mL富集培养液的三角瓶中，于恒温培养振荡器上培养24h，达到富集的作用。

(2)取1mL富集培养液分别用无菌水稀释不同倍数。选取适宜浓度的培养液采用倒平板、划线及稀释涂布法分别接种于真菌分离培养基平板上，将其置于35～37℃培养箱中培养至长出单菌落，从中筛选出长势较好的几株菌株，用平板划线的方法反复分离纯化直至获得纯化菌株。将得到的产黄青霉真菌，制备菌悬液：将产黄青霉菌的孢子接种在PDA液体培养基中，35～37℃下震荡培养24h得到含大量菌丝的真菌菌悬液，真菌悬液浓度0.432g/mL(称重法)。

(3)分别取5mL，10mL，15mL，20mL的菌悬液分别投加到500mL三价砷离子浓度均为200mg·L^-1的含砷废水中，自然pH5.5，通过震荡培养使菌悬液在水溶液中充分混合，考察三价砷离子的去除效率。

结果显示：三价砷离子的去除效果随投加量的增加而增加，但是投加量在15mL时去除效率达到57.72％，投加量在20mL时最高去除效率仅达60.10％，故投加量在15mL以后去除效果增加已不明显。

图1是实施例1前后的真菌的扫描电镜图，左图为实施例1未处理含砷废水之前，产黄青霉菌在比例尺在50μm下的扫描电镜图，右图为处理含砷废水之后，产黄青霉菌在比例尺在100μm下的扫描电镜图。从图1中可知产黄青霉真菌菌体外具有大量菌丝，孔径分布均匀，吸附包裹性能好。通过两者对比可知：真菌在处理含砷废水前，菌丝分明；在处理之后，菌丝粘连，孔隙率也减小，说明砷离子吸附在其表面或发生了化学反应。

实施例1仅为本发明的优选实施例而已，在本发明中，真菌的投加量可以在任意比例下均能获得良好的吸附效果。为了获得成本更低，效果更好的砷去除效果，500mL的含砷废水的添加量可以是0.3～0.5％(v/v)。

实施例2

一种产黄青霉菌-水铁矿聚集体的制备方法，包括以下步骤：

(1)制备水铁矿：取45g硝酸铁溶于500mL去离子水中，再加入1mol·L^-1KOH调节pH至7～8，大力搅拌后用KOH调节pH至中性。静置并去除上清液，沉淀用pH稳定后用生理盐水洗涤，3000rpm离心5min后取沉淀于烧杯中室温下风干得到水铁矿粉末。

(2)制备产黄青霉菌菌悬液：将产黄青霉菌的孢子接种在PDA液体培养基中，35～37℃下震荡培养24h得到含大量菌丝的真菌菌悬液，菌悬液浓度0.432g/mL(称重法)。

(3)取0.3g的水铁矿投加到15ml的产黄青霉菌菌悬液中，在室温下以165rpm震荡培养24h，然后静置过滤，得到产黄青霉菌-水铁矿聚集体。

将实施例2的产黄青霉菌-水铁矿聚集体投加到三价砷离子浓度为200mg·L^-1的含砷废水中，自然pH5.5，通过165rpm震荡培养72h。

图2为处理含砷废水之后，实施例2的产黄青霉菌-水铁矿聚集体的在比例尺在100μm下的扫描电镜图，从图2中可知产黄青霉真菌菌体外分布的大量菌丝，很好的吸附了砷离子并将水铁矿粉末包裹形成聚集体。

图3为处理含砷废水之后，实施例2的产黄青霉菌-水铁矿聚集体X射线光电子能谱分析(xps)图，由图可以看出，在处理含砷废水后该聚集体上出现大量三价砷离子(蓝色曲线显示)，说明废水中的砷离子很好的被吸附在了该聚集体上。

实施例3

考察不同水铁矿含量和不同菌悬液含量对处理含砷废水的影响：

A组：将0.1，0.2，0.3，0.5g的水铁矿粉末分别与0.6mL的真菌菌悬液混合，形成聚集体A1、A2、A3、A4。将聚集体A1、A2、A3、A4分别投加到三价砷离子浓度为200mg·L^-1的含砷废水中，自然pH5.5，165rpm震荡培养72h后取上清液检测三价砷离子的浓度。

B组：取体积分别为0.2、0.4、0.6、0.8mL(即5％，10％，15％，20％(v/v))的产黄青霉菌菌悬液，于每组产黄青霉菌菌悬液中均加入0.3g的水铁矿粉末，形成聚集体B1、B2、B3、B4。将聚集体B1、B2、B3、B4分别投加到三价砷离子浓度为200mg·L^-1的含砷废水中，自然pH5.5，165rpm震荡培养72h后取上清液检测三价砷离子的浓度。

分别考察不同水铁矿含量和不同菌悬液含量对处理含砷废水的影响，考察结果参见图4：

图4中左图表示水铁矿的投加，右图表示真菌的投加，增坐标分别表示不同的投加量。又图可以看出，砷离子的去除效率随着水铁矿及菌悬液的投加量的增加而提高，并且呈先快后慢的趋势。

实施例3亦为本发明的优选实施例，在本发明中，水铁矿的投加量可以在任意比例下均能获得良好的吸附效果。为了获得成本更低，效果更好的砷去除效果，200mL的含砷废水的添加量可以是0.3～0.5g。

实施例4

考察含砷废水中三价砷的浓度对产黄青霉菌-水铁矿聚集体处理效果的影响：

将6.48g的真菌菌体(即15mL的菌悬液)及0.3g的铁氧化物混合，制备产黄青霉菌-水铁矿聚集体。将产黄青霉菌-水铁矿聚集体分别投加到三价砷离子浓度为50，100，200，300，500mg·L^-1的含砷废水中(pH5.5)，165rpm震荡培养72h，检测上清液中三价砷离子的浓度。

表1：三组样品的去除率验证结果

注：a表示三次测量的平均浓度。

从表1的检测结果可以看出，用真菌-铁氧化物聚集体处理偏酸性含砷废水，具有操作简便，操作性强，设备要求简单，吸附效果好等优势。

实施例5

考察含砷废水的pH对产黄青霉菌-水铁矿聚集体处理效果的影响：

取三价砷离子浓度为200mg·L^-1的含砷废水中，将含砷废水分为7份，以0.1M的HNO₃和0.1M的NaOH为调节液，将含砷废水的初始pH分别设置为2.5、3.5、4.5、5.5、6.5、7.5、8.5。将6.48g的真菌菌体(即15mL的菌悬液)及0.3g的铁氧化物混合，制备产黄青霉菌-水铁矿聚集体。将产黄青霉菌-水铁矿聚集体分别投加到7份含砷废水中，165rpm震荡培养72h，检测上清液中三价砷离子的浓度。

图5为产黄青霉菌-水铁矿聚集体在不同pH环境中对三价砷的处理结果。由图可以看出，pH在2.5～5.5之间的时候，该聚集体对含砷废水的处理随着pH增大而增加；pH在6.5～8.5之间时，砷离子的去除效率有所下降。因此，该聚集体适宜在偏酸性环境下应用，并且最佳去除效率在pH5.5～6.5之间。

实施例6

将6.48g的真菌菌体(即15mL的菌悬液)及0.3g的铁氧化物混合，制备产黄青霉菌-水铁矿聚集体。将产黄青霉菌-水铁矿聚集体分别投加到三价砷离子浓度为200mg·L^-1的含砷废水中，自然pH5.5，将此混合系统于165rpm下振荡培养，分别于12、24、36、48、72h取上清液测三价砷的含量。对吸附过程进行郎缪模型拟合(模型曲线见图6)。

由图6可以看出，在吸附初期即12～36h中，R²值较低，吻合效果不好，但是在48h以后R²值达到0.96以上，说明该吸附过程在48小时以后达到平衡，并且该吸附过程符合郎缪吸附模型。

以上所述，仅是本发明的较佳实施例而已，并非对本发明作任何形式上的限制。虽然本发明已以较佳实施例揭示如上，然而并非用以限定本发明。任何熟悉本领域的技术人员，在不脱离本发明的精神实质和技术方案的情况下，都可利用上述揭示的方法和技术内容对本发明技术方案做出许多可能的变动和修饰，或修改为等同变化的等效实施例。因此，凡是未脱离本发明技术方案的内容，依据本发明的技术实质对以上实施例所做的任何简单修改、等同替换、等效变化及修饰，均仍属于本发明技术方案保护的范围内。