Evaluating the ability of Rodococcus erythropolis bacterial cells to remove lead from aquatic environments with a comparative approach between biosorption and bioaccumulation

Subject Areas : Environmental issues related to water systems

Hanieh Heydaryan ¹ , Soroor Sadeghi ² , Sara Sharifi ³

1 - -Department of Chemical Engineering, College of Engineering, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.
2 - Department of Chemistry, Faculty of Basic Sciences, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran
3 - Department of Biology, College of Basic Sciences, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.

Received: 2023-08-07 Accepted : 2023-11-02 Published : 2024-03-10

Keywords: Aquatic environments, Bioaccumulation, Biosorption, Lead, Rhodococcus erythropolis ,

Abstract :

The comparative removal of lead (II) from water environments was investigated using Rhodococcus erythropolis in two modes of biosorption and bioaccumulation. The morphology of the biosorbent and its surface functional groups was investigated by SEM and FT-IR, respectively. Experiments were performed in discontinuous systems as a function of contact time, lead ion concentration, and biomass dose. Bioaccumulation by living bacterial cells and biosorption by inactive and non-living cells, were done. Biosorption was rapid, and equilibrium was reached in 15 min, while equilibrium in bioaccumulation was reached in 60 min. Initial metal concentration and amount of biomass significantly affected biosorption performance and contact time on bioaccumulation. The maximum biosorption efficiency using 0.1 g of inactive biomass after 15 minutes of contact time was 97.55%. Since metal recovery from inactive cell biomass is easier and can be performed with a higher absorption rate with a lower amount of biosorbent, the use of non-living biomass as a biological adsorbent is more efficient and significant.

References:

Al-Juboury, A. I. (2009). Natural Pollution By Some Heavy Metals in the Tigris River, Northern Iraq. Int. J. Environ. Res., 3, 189-98. https://doi.org/10.22059/IJER.2009.47
Babak, L., Šupinova, P., Zichova, M., Burdychova, R., & Vitova, E. (2012). Biosorption of Cu, Zn and Pb by thermophilic bacteria–effect of biomass concentration on biosorption capacity. Acta Univ. Agric. et Silvic. Mendel. Brun., 60, 9-18. https://doi.org/10.11118/actaun201260050009
Dhanwal, P., Kumar, A., Dudeja, S., Badgujar, H., Chauhan, R., Kumar, A., Dhull, P., Chhokar, V., Beniwal, V. (2018) Biosorption of Heavy Metals from Aqueous Solution by Bacteria Isolated from Contaminated Soil. Water Environ. Res., 90(5), 424-430. https://doi.org/10.2175/106143017X15131012152979
Ekmekyapar, F., Aslan, A. & Bayhan, Y.K. (2006). Biosorption of copper (II) by nonliving lichen biomass of Cladonia rangiformis hoffm. Haz. Mat., B137, 293-98. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2006.02.003
Fatahi, A., & Sadeghi,S. (2017). Biodesulphurization of gasoline by Rhodococcus erythropolis supported on polyvinyl alcohol. Lett. Appl. Microbiol., 64, 370-78. https://doi.org/10.1111/lam.12729
Fu, F., & Wang, Q. (2011). Removal of heavy metal ions from wastewaters: a review. J. environ. Manag., 92, 407-18. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2010.11.011
Kinoshita, H., Sohma,Y., Ohtake, F., Ishida, M., Kawai, Y., Kitazawa, H., Saito, T., & Kimura, K. (2013). Biosorption of heavy metals by lactic acid bacteria and identification of mercury binding protein. Res. Microbiol., 164, 701-9. https://doi.org/10.1016/j.resmic.2013.04.004
Lawrence, K., Wang, J.T., Stephen, T.T, & Yung-Tse, H. (2010). Handbook of environmental engineering, environmental bioengineering, Springer, New York Dordrecht Heidelberg London.
Mahmoud, S.A., Orabi, A.S., Mohamedein, L.I. et al. (2023). Eco-friend shellfish powder of the mussel Brachidontes variabilis for uptake lead (II) ions. Biomass Conv. Bioref. https://doi.org/10.1007/s13399-023-03950-2
Nasrabadi, T., Nabi Bidhendi, G. R., Karbassi A. R. & Mehrdadi N. (2010). Evaluating the efficiency of sediment metal pollution indices in interpreting the pollution of Haraz River sediments, southern Caspian Sea basin. Environ. Monit. Assess., 171, 395-410. https://doi.org/10.1007/s10661-009-1286-x
Rani, M.J., Hemambika, B., Hemapriya, J. & Rajesh Kannan, V. (2010). Comparative assessment of heavy metal removal by immobilized and dead bacterial cells: A biosorption approach. African J. Environ. Sci.Technol., 4, 77-83. https://doi.org/10.5897/AJEST.9000027
Rezaei, M., Pourang, N. & Moradi, A.M. (2022). Removal of lead from aqueous solutions using three biosorbents of aquatic origin with the emphasis on the affective factors. Sci. Rep., 12, 751. https://doi.org/10.1038/s41598-021-04744-0
Romera, E., Gonzalez, F., Ballester, A., Blazquez, M.L. & Munoz, J.A. (2006). Biosorption with algae: a statistical review, Crit. Rev. Biotechnol., 26, 223-35. https://doi.org/10.1080/07388550600972153
Roșca, M., Silva, B., Tavares, T., & Gavrilescu, M. (2023). Biosorption of Hexavalent Chromium by Bacillus megaterium and Rhodotorula sp. Inactivated Biomass. Processes. 11(1):179. https://doi.org/10.3390/pr11010179

Full-Text:



Technical Strategies in Water Systems https://sanad.iau.ir/journal/tsws ISSN (Online): 2981-1449 Winter 2024: Vol 1, Issue 3, 234-243 https://doi.org/10.30486/TSWS.2024.783136

 

Research Article

Evaluating the ability of Rodococcus erythropolis bacterial cells to remove lead from aquatic environments with a comparative approach between biosorption and bioaccumulation

Haniye Heidarian1, Soroor Sadeghi2*, Sara Sharifi3

 

1 Department of Chemical Engineering, Technical and Engineering Faculty, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.

2 Department of Chemistry, Faculty of Basic Sciences, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.

3 Department of Biology, Faculty of Basic Sciences, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.

 

* Corresponding author email: [e-mail]

© The Author)s( 2024

 

 

Received: 07 Aug 2023

Accepted: 02 Nov 2023

Published: 09 Mar 2024

 

Abstract

The comparative removal of lead (II) from water environments was investigated using Rhodococcus erythropolis in two modes of biosorption and bioaccumulation. The morphology of the biosorbent and its surface functional groups was investigated by SEM and FT-IR, respectively. Experiments were performed in discontinuous systems as a function of contact time, lead ion concentration, and biomass dose. Bioaccumulation by living bacterial cells and biosorption by inactive and non-living cells, were done. Biosorption was rapid, and equilibrium was reached in 15 min, while equilibrium in bioaccumulation was reached in 60 min. Initial metal concentration and amount of biomass significantly affected biosorption performance and contact time on bioaccumulation. The maximum biosorption efficiency using 0.1 g of inactive biomass after 15 minutes of contact time was 97.55%. Since metal recovery from inactive cell biomass is easier and can be performed with a higher absorption rate with a lower amount of biosorbent, the use of non-living biomass as a biological adsorbent is more efficient and significant.

 

Keywords: Aquatic environments, Bioaccumulation, Biosorption, Lead, Rhodococcus erythropolis 

مقاله پژوهشی

 

ارزیابی توانایی سلول­های باکتریایی ردوکوکوس اریتروپولیس در حذف سرب از محیط­های آبی با رویکرد مقایسه­ای فرایند جذب زیستی و تجمع زیستی

 

هانیه حیدریان 1، سرور صادقی2*، سارا شریفی3

1. گروه مهندسی شیمی، دانشکده فنی و مهندسی، واحد کرمانشاه، دانشگاه آزاد اسلامی، کرمانشاه، ایران.

2. گروه شیمی، دانشکده علوم پایه، واحد کرمانشاه، دانشگاه آزاد اسلامی، کرمانشاه، ایران.

3. گروه زیست شناسی، دانشکده علوم پایه، واحد کرمانشاه، دانشگاه آزاد اسلامی، کرمانشاه، ایران.

 

[e-mail]ایمیل نویسنده مسئول:

        © The Author)s( 2024

 

 

چاپ: 19/12/1402

پذیرش: 11/08/1402

دریافت: 16/05/1402

 

چکیده

حذف مقایسه­ای سرب (II) از محیط­های آبی با استفاده از Rhodococcus erythropolis در دو حالت مختلف جذب زیستی و تجمع زیستی مورد بررسی قرار گرفت. مورفولوژی جاذب زیستی و گروه­های عاملی سطحی به ترتیب توسط SEM و FT-IR مورد بررسی قرار گرفتند. آزمایشات در سیستم ناپیوسته به عنوان تابعی از زمان تماس، غلظت یون­های سرب و دوز زیست­توده انجام شد. تجمع زیستی توسط سلول­های زنده باکتری و جذب زیستی توسط سلول­های غیرفعال و غیرزنده انجام شد. فرایند جذب زیستی سریع بود و تعادل در 15 دقیقه به­دست آمد درحالیکه تعادل در تجمع زیستی در 60 دقیقه به­دست آمد. غلظت اولیه فلز و مقدار زیست­توده به طور قابل‌توجهی بر عملکرد جذب زیستی و زمان تماس بر تجمع زیستی تأثیر زیادی گذاشت. حداکثر راندمان جذب زیستی با استفاده از 1/0 گرم زیست­توده غیرفعال پس از 15 دقیقه زمان تماس 55/97 درصد بود. با توجه به اینکه بازیابی فلز از توده سلول غیرفعال ساده­تر و با سرعت جذب بالاتر است و میزان جاذب کمتری مورد نیاز است، لذا در مجموع استفاده از زیست توده غیرزنده به عنوان جاذب زیستی کارامدتر و قابل توجه­ تر است.

کلمات کلیدی: جذب زیستی، تجمع زیستی، ردوکوکوس اریتروپولیس، سرب، محیط­های آبی

 

 

1- مقدمه 

در چند دهه اخیر، تصفیه یون­های فلزات سنگین از پساب­های صنعتی به دلیل مدیریت آلودگی­های زیست­محیطی مورد توجه گسترده قرار گرفته است. آلودگی بوم­سازگان­های آبی ناشی از فلزات سنگین از اهمیت بوم­شناختی بالایی برخوردار است. این نگرانی‌ها ناشی از تجزیه‌ناپذیری زیستی، سمیت بالا و تخلیه زیاد آن­ها در محیط است. این فلزات از طریق تخلیه مستقیم به اکوسیستم­های آب شیرین و دریایی یا از طریق مسیرهای غیرمستقیم صنعتی مرتبط با پساب­های شیمیایی از صنایع مختلف به محیط­های آبی وارد می­شوند .(Rezaei et al., 2022) یون‌های فلزات سنگین و سمی در محیط آبی در غلظت‌های پایین‌تر، به دلیل جذب سریع­تر نگران‌کننده هستند (Al-Juboury 2009; Nasrabadi et al., 2010). روش­هایی مانند ترسیب، تبخیر، آبکاری الکتریکی، تبادل یونی و فرآیندهای غشایی برای حذف فلزات سنگین از پساب توسعه یافته­اند، اما دارای معایبی مانند استفاده از مواد غیر قابل بازیابی، هزینه بالا، مصرف معرف زیاد، تولید لجن سمی و غیره می­باشند. جذب زیستی یک روش زیست شناختی برای استفاده از مواد بیولوژیکی جایگزین مقرون به صرفه برای این منظور است. استفاده از میکروارگانیسم‌هایی مانند باکتری‌ها، جلبک‌ها، مخمرها و قارچ‌ها به‌عنوان جاذب‌های زیستی برای حذف و بازیابی فلزات سنگین به دلیل نسبت سطح به حجم بالا، در دسترس بودن، سینتیک سریع جذب و دفع(absorption/desorption)  و نیاز به هزینه­های کم در مقایسه با سایر روش­ها مورد توجه فزاینده‌ای قرار گرفته است .(Mahmoud et al., 2023; Rezaei et al., 2022) جذب زیستی عبارت است از حذف مواد توسط زیست­توده غیرفعال و غیرزنده به دلیل برهمکنش فیزیکوشیمیایی بین یون­های فلزی و ترکیبات سلولی گونه­های بیولوژیکی و شامل مکانیسم­هایی مانند جذب، جذب سطحی، تبادل یونی، کمپلکس شدن سطح و رسوب دهی و گیر افتادن در فضای داخلی سلول می­باشند .(Lawrence et al., 2010; Mahmoud et al., 2023)  مشخص شده است که گروه‌های عاملی مختلفی که روی دیواره‌های سلولی زنده وجود دارند، نیروهای جذب خاصی را برای یون‌های فلزی ارائه می‌کنند و میل ترکیبی بالایی برای حذف آن­ها ایجاد می‌کنند. مزایای بالقوه فرآیند جذب زیستی عبارتند از استفاده از مواد زیستی طبیعی فراوان و تجدیدپذیر که می­توان آن­ها را ارزان تولید کرد، توانایی تصفیه حجم زیادی از فاضلاب به دلیل سینتیک سریع، انتخاب پذیری بالا از نظر حذف و بازیافت فلزات سنگین خاص، توانایی مدیریت چندین فلزات سنگین و ضایعات مخلوط، میل ترکیبی بالا، کاهش فلزات باقیمانده به کمتر از ppb در بسیاری از موارد، نیاز کمتر به معرف­های گران قیمت اضافی همراه با مشکلات دفع پسماند و نیاز به فضای بالا، عملکرد در طیف وسیعی از شرایط فیزیکوشیمیایی از جمله دما،pH  و وجود سایر یون‌ها، سرمایه‌گذاری نسبتاً کم و هزینه عملیاتی کم، بازیابی بسیار بهبود یافته فلزات سنگین متصل از زیست­توده و کاهش بسیار حجم زباله‌های خطرناک تولیدی، از مزایای این فرآیند است.

 ناهمگونی زیادی در بین گونه های مختلف باکتری وجود دارد که مربوط به تعداد محل­های اتصال سطحی، قدرت اتصال برای یون­­های مختلف و مکانیسم­های اتصال است. آن­ها دارای لایه­های پلی­ساکارید هستند و به­راحتی گروه آمینو، کربوکسیل، فسفات و سولفات را برای جذب بیولوژیکی فلزات فراهم می­کنند .(Kinoshita et al., 2013) سرب، جیوه و کادمیوم در صدر فهرست سمیت در میان یون­های مختلف فلزات سنگین به دلیل تأثیر عمده آن­ها بر محیط زیست هستند. سرب در بسیاری از پساب­های صنعتی مانند آبکاری، تولید پلاستیک و رنگ، معدن، فرآیند متالورژی، فرآیند پتروشیمی، باتری­سازی و کاغذسازی وجود دارد .(Adelaja et al., 2011)  سرب با گروه‌های Oxo در آنزیم‌ها کمپلکس‌هایی را تشکیل می‌دهد و عملاً بر تمام مراحل در فرآیند سنتز هموگلوبین و متابولیسم پورفیری تأثیر می­گذارد. سرب با آنسفالوپاتی، تشنج و عقب­ماندگی ذهنی مرتبط است و می­تواند باعث آسیب به سیستم عصبی مرکزی شود. علائم سمی شامل کم­خونی، بی­خوابی، سردرد، سرگیجه، تحریک­پذیری، ضعف عضلات، توهم و آسیب کلیوی می­باشند.(Fu & Wang, 2011) گونه­های باکتریایی, Staphylococcus, Enterobacter cloacae, Geobacillus themodenitrificans Geobacillus themocatenulatus, Bacillus, Pseudomonas  وMicrococcus  برای بررسی جذب سرب استفاده شده­اند. اما راندمان پایین، مدت زمان تماس طولانی، محدوده کوچک غلظت اولیه فلز و مقدار زیاد دوز جاذب زیستی از معایب آن­هاست .(Babak et al., 2013; Mahmoud et al., 2023; Rani et al., 2010; Rezaei et al., 2022)  جذب فلز توسط سلول­های زنده و غیرزنده متفاوت است، مکانیسم­های حذف فلز توسط سلول­های زنده در سراسر غشاء وابسته به متابولیسم سلولی است و به جذب درون سلولی، جذب فعال یا تجمع زیستی اشاره دارد، درحالیکه جذب سطحی سلولی برهمکنش بین یون­های فلزی و گروه­های عاملی مانند کربوکسیلات، هیدروکسیل، سولفات است. گروه آمینو و فسفات روی سطح سلول مستقل از فعالیت متابولیک سلول است. جذب فلز با استفاده از سلول­های زنده شامل دو مرحله است. ابتدا یون­های فلزی با برهمکنش بین فلز و گروه­های عاملی موجود در سطح دیواره به سطح سلول­ها جذب می­شوند و سپس یون­های فلزی به غشای سلولی نفوذ کرده و وارد سلول می­شوند. مرحله دوم وابسته به متابولیسم و مربوط به انتقال و رسوب فلز است. حذف فلز توسط سلول‌های غیرزنده سریع و در حالت غیرفعال است که مستقل از متابولیسم توسط مکانیسم‌های اتصال فلزی ترکیبی مانند کمپلکس‌سازی، جذب فیزیکی یا تبادل یونی و غیره انجام می‌شود.  

مطالعات امکان­سنجی برای کاربردهای در مقیاس بزرگ با استفاده از زیست­توده غیرزنده درواقع بیشتر از فرآیندهای تجمع زیستی که از میکروارگانیسم‌های زنده استفاده می‌کنند، کاربرد دارند، زیرا این میکروارگانیسم‌ها به تامین مواد مغذی، سیستم بیوراکتور پیچیده و نگهداری از جمعیت میکروبی سالم نیاز دارند که به دلیل سمیت آلاینده­های استخراج شده حاصل از فرایند و سایر عوامل محیطی نامناسب مانند دما و pH محلول دشوار است(Romera et al. 2006) . بازیابی فلزات با ارزش نیز در سلول‌های زنده محدود است، زیرا ممکن است داخل سلول متصل شوند. بنابراین، در سال­های اخیر، توجه محققان بیشتر بر استفاده از زیست­توده سلول­های غیرزنده به عنوان جاذب زیستی متمرکز شده است(Dhanwal et al., 2018; Romera et al., 2006; Rezaei et al., 2022; Roșca et al., 2023) . با این حال، بسیاری از ویژگی‌های میکروارگانیسم‌های زنده در کاربردهای صنعتی استفاده نشده باقی مانده­اند که بایستی مورد توجه قرار گیرند. البته وجود مواد شیمیایی در طول رشد سلول و شرایط محیطی مانند pH و دما می‌تواند متابولیسم سلول را غیرفعال کرده و بر راندمان حذف تأثیر بگذارد. هدف از این مطالعه حذف سرب از محلول­های آبی با استفاده از رودوکوکوس اریتروپولیس به عنوان یک جاذب زیستی بالقوه در دو حالت مختلف جذب زیستی و تجمع زیستی می­باشد. برای مقایسه این روش­ها، شرایط عملیاتی بهینه مورد مطالعه قرار گرفته است. همچنین ایزوترم­های جذب زیستی و مطالعات سینتیکی مورد بررسی قرار گرفته است.

 

2- مواد و روش­‌ها

 

2-1- مواد شیمیایی و شرایط میکروارگانیسم و کشت سلولی

 

نیترات سرب (II)، هیدروکسید سدیم، کلرید هیدروژن و فسفات پتاسیم از Merck (آلمان) خریداری شد. سویه باکتری مورد استفاده در این تحقیق ردوکوکوس اریتروپولیس جداسازی شده ازخاک آلوده به نفت خام بوده است و از PTCC (Persian Type Culture Collection) تهیه شد. سلول­ها در تریپتون سویا براث با ترکیب زیر کشت داده شدند: پپتون از کازئین (17 گرم)، پپتون از آرد سویا (3 گرم)، D(+) گلوکز مونوهیدرات (5/2 گرم)، کلرید سدیم (5 گرم)، دی پتاسیم هیدروژن فسفات (5/2 گرم) در 1000 میلی لیتر آب دیونیزه حل شده و pH نهایی برابر با 7 بود. محیط کشت با اتوکلاو در دمای 121 درجه سانتی­گراد به مدت 15 دقیقه استریل شد. به سلول‌های باکتریایی اجازه رشد در محیط‌های سنتزی حاوی محلول فلزی سرب دو ظرفیتی داده شد تا بتوانند در برابر فلزات سنگین مقاوم شوند. غلظت محلول سرب 50 میلی­گرم در لیتر بود (Fatahi & Sadeghi, 2017).

برای کشت سویه، فلاسک­های 250 میلی­لیتری حاوی 50 میلی­لیتر محیط در دمای 30 درجه سانتی­گراد با تکان دادن در 200 دور در دقیقه به مدت 96 ساعت (IKA KS-130 Basic) انکوبه شدند. در طول دوره کشت، مقداری از سلول­ها برای اندازه­گیری رشد سلولی سلول­های کشت شده با روش کدورت سنجی در طول موج 600 نانومتر توسط اسپکتروفتومتر UV-Visible (Spectro scan 60 DV) جمع آوری شدند. سلول­های در حال استراحت با برداشت سلول­ها در فاز لگاریتمی میانی سلول­ها (OD: Optical Density) با سانتریفیوژ در 4000 گرم به مدت 30 دقیقه (Froilabo SW14) و دو بار شستشو با بافر فسفات پتاسیم 1/0 مولار تهیه شدند. گروه­های عاملی روی سطح سلول با طیف سنجی FTIR (تبدیل فوریه مادون قرمز) از 400 تا 4000  cm -1 مشخص شدند. طیف FTIR بر روی دستگاه Bruker- ALPHA تهیه شد. مطالعات مورفولوژیکی توسط میکروسکوپ الکترونی روبشی (MIRA TESCAN SEM) انجام شد.

 

 2-2- آزمایش­های جذب زیستی و تجمع زیستی

 

فرآیند تجمع زیستی توسط سلول‌های زنده R.erythropolis و فرآیندهای جذب زیستی توسط سلول‌های غیرفعال که در حضور پتاسیم­هگزاسیانوفرات (III) غیرفعال شده بودند و سلول‌های غیرزنده که در دمای 150 درجه سانتی‌گراد به مدت 15 دقیقه اتوکلاو شدند، انجام شد. آزمایش‌های جذب زیستی و تجمع زیستی در ارلن‌های حاوی 50 میلی‌لیتر نمونه محلول فلزی و 1/0 گرم سلول‌های غیرزنده و غیرفعال(جذب زیستی) یا سلول‌های زنده (تجمع زیستی) انجام شد. برای اطمینان از تعادل، سلول‌ها و محلول فلزی در زمان‌های مختلف تماس تحت هم‌زدن ثابت، در دمای 30 درجه سانتی‌گراد در تماس بودند. در تمام آزمایش‌ها، سلول‌ها تنها از یک کشت به‌دست آمدند و از همان فلاسک در همان مرحله رشد جمع‌آوری شدند. برای بررسی توانایی جذب بیولوژیکی سلول‌های مرده، سلول‌های باکتریایی به مدت 15 دقیقه در دمای 120 درجه سانتی‌گراد اتوکلاو شدند و برای بررسی قابلیت جذب بیولوژیکی سلول‌های غیرفعال، سلول‌های باکتریایی در تماس با 50 میلی‌لیتر پتاسیم­هگزاسیانوفرات (III) (0.5 M) قرار گرفتند. pH و دمای بهینه برای رشد میکروارگانیسم‌ها به ترتیب برابر با 7 و 35 درجه سانتی­گراد تنظیم شد. شرایط بهینه برای دو حالت مختلف حذف سرب با استفاده از مقادیر مختلف سلول­های باکتریایی (5/0-1/0 گرم) که در یک فلاسک حاوی 50 میلی­لیتر یون سرب (از 20 تا 80 میلی­گرم در لیتر) قرار داده شدند، انجام شد. تماس باکتری و محلول سرب در دمای 30 درجه سانتی­گراد در شیکر چرخشی با سرعت 200 دور در دقیقه به مدت 15 تا 120 دقیقه انجام شد.

نمونه­ها در فواصل زمانی مختلف گرفته شد، با استفاده از کاغذ صافی برای حذف زیست توده معلق فیلتر شده و محلول برای غلظت فلز باقیمانده آنالیز شد. غلظت فلزات با روش اندازه­گیری جذب نوری UV-Vis توسط طیف سنج نوری Varian (USA) مدل (Cary 100 Bio) درطول موج 3/283 نانومتر تعیین شد. منحنی استاندارد با استفاده از محلول‌های استاندارد سرب رسم شد. مقدار یون‌های فلزی جذب‌شده در هر گرم زیست توده با استفاده از رابطه زیر به دست آمد:

 

 

که q مقدار سرب جذب شده روی زیست توده (mg/g) است. Co غلظت اولیه یون سرب در محلول (mg/L) است. Ce غلظت یون فلزی تعادلی در محلول (mg/L) است. V حجم محیط (L) و M مقدار زیست توده استفاده شده در مخلوط واکنش به گرم است. آزمایش ها در سه تکرار متوالی انجام شدند.

 

3. نتایج و بحث

 

چندین پارامتر وجود دارد که بر راندمان جذب و تجمع زیستی تأثیر می­گذارد. پارامترهای اصلی که بر سرعت جذب زیستی یون­های سرب تأثیر می­گذارند، ویژگی­های ساختاری و مورفولوژیکی جاذب زیستی مانند گروه عملکردی سطح و سطح ویژه، میزان جاذب زیستی، غلظت اولیه یون­های سرب و زمان تماس است.

 

3-1- شناسایی ساختار و مورفولوژی سطح 

 

 مورفولوژی سطح سلول­های مرده و غیرفعال R. erythropolis با میکروسکوپ الکترونی روبشی شناسایی شد (شکل 1). 

 

شکل 1- (a) تصویر SEM از سلول­های باکتریایی رودوکوکوس اریتروپولیس فعال، (b) تصویر SEM از سلول­های غیر فعال،

(c) تصویر SEM از سلول­های غیرزنده

 

Fig 1. (a) SEM image of active bacterial cells of Rodococcus erythropolis, (b) SEM image of inactive cells,

(c) SEM image of nonliving cell

 

گروه­های عملکردی سطحی سلول­های R .erythropolis با استفاده از طیف­سنجی FTIR تعیین شدند (شکل 2). با توجه به طیف FTIR سویه باکتریایی فعال نوار در cm-1 21/3398  را می­توان به حالت کشش OH و NH از آمید II نسبت داد، حالت خمشی برای NH در آمید II در cm-1 79/1553 ظاهر می­شود، در cm-1 88/1643 نشان دهنده حالت کشش کربونیل در آمیدها از ساختار پروتئین و نوار در cm-1 8/1071 به حالت کشش کربونیل از پلی­ساکاریدها نسبت داده می­شود. نوار در cm-1 16/1405 را می­توان به حالت کشش متقارن گروه­های کربوکسیل نسبت داد. حالت خمشی گروه­های کربوکسیل درcm-1 91/654  ظاهر می­شود، نوار cm-1 31/1240 را می­توان به گروه­های C-O-C از پلی ساکاریدها نسبت داد. شکل 2 قسمت b نشان­دهنده طیف FTIR سویه باکتریایی غیرفعال است که پس از رشد سلول در هگزاسیانوفرات پتاسیم تهیه شده است. نوار درcm-1 21/3297 را می­توان به حالت کشش OH و NH از آمید II نسبت داد، حالت خمشی برای NH در آمید II در 9/1539 ظاهر می­شود، نوارها درcm-1 12/2925 و 82/2855 را می­توان به حالت کشش C-H نسبت داد. نوارهای 79/2115و 28/2048 را می­توان به حالت کشش C≡N از گروه نیتریل نسبت داد. نوار درcm-1 11/1656 نشان دهنده حالت کشش کربونیل در آمیدها از ساختار پروتئین و نوارcm-1 47/1456 به حالت کشش C-H از لیپیدها نسبت داده می­شود. نوار در cm-1 08/1394   را می­توان به حالت کشش متقارن گروه­های کربوکسیل نسبت داد. حالت کششی متقارن و نامتقارن برای P=O از گروه‌های فسفات به ترتیب در cm-1 6/1073  و cm-1 62/1237  ظاهر شد. نوار درcm-1 69/1166 را می­توان به حالت کشش C-N از آمیدها نسبت داد.

 

3-2- شرایط بهینه جذب زیستی و تجمع زیستی

 

جدول (1) کارایی جذب زیستی و تجمع زیستی یون­های فلزات سنگین را در سلول­های R. erythropolis نشان می­دهد. راندمان جذب زیستی با افزایش غلظت اولیه یون فلز کاهش می­یابد. بنابراین، یون‌های سرب بیشتری در محلول در سطوح غلظت بالاتر جذب نشده باقی ماندند، اما q مقدار جذب فلز (mg/g) با افزایش غلظت اولیه افزایش می‌یابد. نتایج بررسی اثر غلظت نشان می­دهد که تجمع بیش از اندازه یون­های سرب موجب پلاگ شدن مکان­های فعال جهت جذب در اثر تراکم بیش از اندازه شده­اند. این مساله نشان­دهنده اهمیت عامل غلظت اولیه در تعیین شرایط بهینه جذب زیستی و تجمع زیستی سرب توسط سلول­های باکتری در هر سه حالت فعال و غیرزنده وغیرفعال است.

 

شکل 2- (a) طیف FTIR سلول­های باکتریایی رودوکوکوس اریتروپولیس فعال، (b) طیف FTIR سلول های غیر فعال

 

Fig 2. (a) FT-IR spectrum of active bacterial cells of Rodococcus erythropolis,

 (b) FT-IR spectrum of inactive cells

 

جدول 1- اثر غلظت اولیه فلز بر تجمع زیستی و جذب زیستی سرب توسط R. erythropolis، زمان تماس 60 دقیقه، مقدار زیست توده 1/0 گرم، دما 35 درجه سانتیگراد، pH=7.

Table 1. Effect of initial concentration on lead biosorption and bioaccumulation by R.erythropolis, contact time was 60 min, by 0.1 g of biomass, Temperature was 35 ͦ C and pH=7.

غلظت اولیه (mg/L)	تجمع زیستی با  سلول­های فعال   (%) ± RSD	جذب زیستی با  سلول­های غیرزنده   (%) ± RSD	جذب زیستی با سلول­های غیرفعال  (%) ± RSD
20	97/69± 6/0	90/71±09/0	19/90±09/0
40	79/56±3/0	72/67±40/0	42/81±40/0
60	54/48±2/0	83/63±50/1	16/74±94/0
80	56/41±6/1	82/60±96/0	69/65±20/0

 

راندمان تجمع زیستی و جذب زیستی یون­های فلزی به عنوان تابعی از زمان تماس ارزیابی شد. غلظت اولیه فلزات 20 میلی­گرم در لیتر بود. طبق جدول (2)، جذب بیولوژیکی سرب توسط سلول‌های مرده و غیرفعال از 15 دقیقه تا 60 دقیقه هیچ تغییر قابل‌توجهی نداشت، اما تجمع زیستی یون‌های سرب روی سلول‌های زنده به تدریج با پیشرفت زمان افزایش یافت تا پس از 60 دقیقه به تعادل برسد. این نتایج نشان­دهنده عدم تاثیر بالای زمان تماس در عملکرد سلول­های غیرفعال شده در اثر اتوکلاو و سلول­های غیرفعال در حضور هگزاسیانوفرات­پتاسیم در سیستم جذب زیستی سرب در مقایسه با تجمع زیستی آن است. واجذب یون­های فلزی جذب شده در زمان­های کوتاه پس از جذب آغاز شده است، چنانکه روند کاهشی در میزان جذب با گذر زمان مشاهده شده است. این در حالی است که در سیستم تجمع زیستی یون فلزی توسط توده سلولی فعال، با افزایش زمان راندمان جذب بالا رفته است. در مقایسه بین روش­های جذب زیستی و تجمع زیستی مشخص می­شود که فرایند تجمع زیستی فلز را بصورت پایدارتر جذب و از محیط خارج می­کند اما فرایند جذب زیستی فرایند ساده­تری جهت احیای مجدد جاذب و بازیافت فلز است چرا که واجذب بصورت ساده و در زمان­های کوتاهی پس از جذب اولیه اتفاق افتاده است که باعث روند کاهش راندمان شده است. بالاترین مقادیر جذب فلز برای سلول­های زنده، سلول­های غیرزنده در اثر اتوکلاو و سلول­های غیرفعال شده در حضور پتاسیم­هگزاسیانوفرات، به ترتیب 9973/6 mg/g، 202/8 mg/g و 77/9 mg/g به­دست آمد، که برتری سیستم جذب زیستی به کمک سلول­های غیرفعال در حضور ماده شیمیایی را مشخص می­کند.

 

جدول 2- اثر زمان تماس بر تجمع زیستی و جذب زیستی سرب توسط R. erythropolis؛ غلظت اولیه فلز 20 (mg/L)،

مقدار زیست توده برابر با 1/0 گرم؛ دما 35 درجه سانتیگراد، pH=7.

Table 2. Effect of contact time on lead biosorption and bioaccumulation by R. erythropolis, initial concentration of metal was 20 (mg/L), by 0.1 g of biomass, Temperature was 35 ͦ C and pH=7.

زمان تماس (min)	تجمع زیستی با سلول­های فعال   (%) ± RSD	جذب زیستی با سلول­های غیرزنده    (%) ± RSD	جذب زیستی با سلول­های غیرفعال   (%) ± RSD
15	11/30± 40/0	01/82±40/0	55/97±52/0
30	55/47±60/0	75/78±30/1	35/94±50/0
45	74/57±60/0	57/72±40/1	96/90±60/0
60	97/69±60/0	90/71±09/0	19/90±09/0

 

جدول 3- اثر غلظت زیست توده بر تجمع زیستی و جذب زیستی سرب توسط R .erythropolis؛ غلظت اولیه فلز 20 (mg/L)، زمان تماس برای تجمع زیستی 60 دقیقه، زمان تماس برای جذب بیولوژیکی 15 دقیقه، دما 35 درجه سانتیگراد و pH=7.

Table 3. Effect of adsorbent dosage on lead biosorption and bioaccumulation by R. erythropolis, initial concentration of metal was 20 (mg/L), contact time for bioaccumulation 60 min, contact time for biosorption was 15 min, Temperature was 35 ͦ C and pH=7.

مقدار توده زیستی  (g)	تجمع زیستی با سلول­های فعال (%) ± RSD	جذب زیستی با  سلول­های غیر زنده (%) ± RSD	جذب زیستی با سلول­های غیرفعال   (%) ± RSD
1/0	97/69± 60/0	01/82±40/0	55/97±52/0
2/0	32/74±60/0	81/71±38/1	64/88±51/0
3/0	31/88±60/0	71/66±90/0	55/80±09/0
4/0	06/93±60/0	44/55±90/0	53/79±90/0

 

افزایش غلظت جاذب زیستی عموماً به دلیل سطح جذب بزرگتر، غلظت یون فلز جذب شده را افزایش می­دهد. با این حال، افزایش بیشتر در غلظت زیست توده، جذب ویژه فلز را کاهش می­دهد (Ekmekyapar et al., 2006). طبق جدول(3)، افزایش دوز جاذب زیستی از 1/0 گرم به 4/0 گرم، جذب سرب را کاهش می­دهد. طبق جدول (3)، حداکثر راندمان جذب زیستی سلول­های مرده و غیرفعال در 1/0 گرم جاذب زیستی پس از 15 دقیقه زمان تماس به­دست آمد، اما حداکثر راندمان تجمع زیستی در 4/0گرم از سلول­های زنده پس از 60 دقیقه زمان تماس به­دست آمد.

هرچند این نتایج نشان دهنده راندمان بالای جذب زیستی سرب توسط سلول­های غیرفعال شده در حضور ماده شیمیایی است، اما افزایش میزان جاذب در خصوص فرایند جذب زیستی به دلیل تراکم سلول­های غیرفعال شده در کنار هم و عدم دسترسی یون­های فلزی به مکان­های فعال جذب بر روی سلول­ها، موجب کاهش راندمان شده است. بنابراین تعیین دقیق دوز جاذب در سیستم­های پساب حقیقی از اهمیت بالایی در فرایند جذب زیستی برخوردار است. در مقایسه این نتایج با روش تجمع زیستی فلز توسط توده فعال باکتری، مشخص می­شود که افزایش دوز توده زیستی فعال تاثیر مستقیم در راندمان حذف فلز دارد هر چند افزایش چهار برابری میزان دوز توده سلولی در فرایند تجمع زیستی راندمانی نزدیک به دوز 1/0 گرمی در فرایند جذب زیستی سرب توسط باکتری غیرفعال شده در حضور ماده شیمیایی نشان داده است.

 

4- نتیجه‌گیری

 

مطالعه حاضر به استفاده از سلول­های R .erythropolis برای حذف سرب (II) از محلول­های آبی پرداخت. این یک بررسی امکان­سنجی و مقایس­ ای در مورد تجمع زیستی سرب توسط سلول­های زنده R. erythropolis و جذب زیستی بر روی سلول­های غیرزنده در اثر اتوکلاو در دمای بالا و سلول­های غیرفعال شده در محیط شیمیایی به عنوان جاذب زیستی است. فرآیندهای جذب سریع بودند و تعادل در 15 دقیقه به­دست آمد، در فرآیند تجمع زیستی تعادل در 60 دقیقه حاصل شد. حداکثر راندمان جذب زیستی 55/97 درصد با استفاده از 1/0 گرم زیست­توده غیرفعال پس از 15 دقیقه زمان تماس بود. حداکثر راندمان تجمع زیستی 06/93 درصد با استفاده از 4/0 گرم زیست­توده غیرفعال پس از 60 دقیقه زمان تماس بود. چندین پارامتر وجود دارد که بر راندمان جذب و تجمع زیستی تأثیر می­گذارد. تجمع بیش از اندازه یون­های سرب موجب پلاگ شدن مکان­های فعال جهت جذب در اثر تراکم بیش از اندازه شده است. افزایش غلظت اولیه یون‌های سرب برای افزایش بازده جذب فلز، می‌تواند به دلیل افزایش برهم‌کنش‌های الکترواستاتیک یا کووالانسی باشد که شامل مکان‌هایی با میل ترکیبی به تدریج برای یون‌های فلزی است. جذب بیولوژیکی فلز، که به جذب فیزیکی روی سطح سلول بستگی دارد، به طور کلی در طول دوره اولیه تماس بین جاذب زیستی و یون‌های سرب با سرعت بالایی انجام­پذیر است. عدم تاثیر بالای زمان تماس در عملکرد سلول­های غیرفعال در سیستم جذب زیستی در مقایسه با سیستم تجمع زیستی آن و واجذب یون­های فلزی جذب شده در زمان­های کوتاه پس از جذب موجب روند کاهشی راندمان شده است اما این مساله مزیت سیستم غیرفعال را در بازیابی سریع، ارزان و ساده فلز و احیای کم هزینه جاذب جهت استفاده مجدد در فرایند را مشخص می­کند. افزایش دوز جاذب زیستی باعث کاهش جذب سرب می­شود. این مساله را می­توان با تشکیل تجمع و تراکم توده سلول­ها در طول جذب زیستی که در غلظت­های بالای زیست توده انجام می­شود و باعث سطح جذب موثر کمتر می­شود، توضیح داد. عوامل متعددی از جمله pH، قدرت یونی، دما، غلظت یون فلزی در محلول و غلظت زیست­توده، کاهش ظرفیت جذب در افزایش زیست­توده را توضیح می­دهند. مجموعه نتایج حاضر برتری سیستم جذب زیستی به کمک سلول­های غیرفعال را از نقطه نظر میزان بالای ظرفیت جذب، امکان احیای جاذب و بازیافت فلز و میزان جاذب کم­تر مورد نیاز مشخص می­کند. بر این اساس و با توجه به سادگی روش و فرآیند جذب زیستی و کارامدی و راندمان بالای روش، استفاده از این جاذب زیستی برای کاربرد عملی در تصفیه پساب­های صنعتی آلوده به فلز سرب بسیار مطلوب است.

 

5-  تضاد منافع نویسندگان

 

نویسندگان این مقاله اعلام می‌دارند که هیچ تضاد منافعی در رابطه با نویسندگی و یا انتشار این مقاله ندارند.

 

6- منابع

 

Al-Juboury, A. I. (2009). Natural Pollution By Some Heavy Metals in the Tigris River, Northern Iraq. International Journal of Environmental Research, 3, 189-98. https://doi.org/10.22059/IJER.2009.47

Babak, L., Šupinova, P., Zichova, M., Burdychova, R., & Vitova, E. (2012). Biosorption of Cu, Zn and Pb by thermophilic bacteria–effect of biomass concentration on biosorption capacity. Acta Universitatis Agriculturae et Silviculturae Mendelianae Brunensis, 60, 9-18. https://doi.org/10.11118/actaun201260050009

Dhanwal, P., Kumar, A., Dudeja, S., Badgujar, H., Chauhan, R., Kumar, A., Dhull, P., Chhokar, V., Beniwal, V. (2018) Biosorption of Heavy Metals from Aqueous Solution by Bacteria Isolated from Contaminated Soil. Water Environment Research, 90(5), 424-430. https://doi.org/10.2175/106143017X15131012152979 

Ekmekyapar, F., Aslan, A. & Bayhan, Y.K. (2006). Biosorption of copper (II) by nonliving lichen biomass of Cladonia rangiformis hoffm. Journal of Hazardous Materials, B137, 293-98. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2006.02.003

Fatahi, A., & Sadeghi,S. (2017). Biodesulphurization of gasoline by Rhodococcus erythropolis supported on polyvinyl alcohol. Letters in Applied Microbiology, 64, 370-78. https://doi.org/10.1111/lam.12729

Fu, F., & Wang, Q. (2011). Removal of heavy metal ions from wastewaters: a review. Journal of Environmental Management, 92, 407-18. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2010.11.011

Kinoshita, H., Sohma,Y., Ohtake, F., Ishida, M., Kawai, Y., Kitazawa, H., Saito, T., & Kimura, K. (2013). Biosorption of heavy metals by lactic acid bacteria and identification of mercury binding protein. Research in Microbiology, 164, 701-9. https://doi.org/10.1016/j.resmic.2013.04.004

Lawrence, K., Wang, J.T., Stephen, T.T, & Yung-Tse, H. (2010). Handbook of environmental engineering, environmental bioengineering, Springer, New York Dordrecht Heidelberg London.

Mahmoud, S.A., Orabi, A.S., Mohamedein, L.I. et al. (2023). Eco-friend shellfish powder of the mussel Brachidontes variabilis for uptake lead (II) ions. Biomass Conversion and Biorefinery, 14, 17201-17218. https://doi.org/10.1007/s13399-023-03950-2

Nasrabadi, T., Nabi Bidhendi, G. R., Karbassi A. R. & Mehrdadi N. (2010). Evaluating the efficiency of sediment metal pollution indices in interpreting the pollution of Haraz River sediments, southern Caspian Sea basin. Environmental Monitoring and Assessment, 171, 395-410. https://doi.org/10.1007/s10661-009-1286-x

Rani, M.J., Hemambika, B., Hemapriya, J. & Rajesh Kannan, V. (2010). Comparative assessment of heavy metal removal by immobilized and dead bacterial cells: A biosorption approach. African Journal of Environmental Science and Technology, 4, 77-83. 

Rezaei, M., Pourang, N. & Moradi, A.M. (2022). Removal of lead from aqueous solutions using three biosorbents of aquatic origin with the emphasis on the affective factors. scientific reports, 12, 751. https://doi.org/10.1038/s41598-021-04744-0

Romera, E., Gonzalez, F., Ballester, A., Blazquez, M.L. & Munoz, J.A. (2006). Biosorption with algae: a statistical review, Critical Reviews in Biotechnology, 26, 223-35. https://doi.org/10.1080/07388550600972153

Roșca, M., Silva, B., Tavares, T., & Gavrilescu, M. (2023). Biosorption of Hexavalent Chromium by Bacillus megaterium and Rhodotorula sp. Inactivated Biomass. Processes, 11(1):179. https://doi.org/10.3390/pr11010179

 

 

        

 

234