重金属生物吸附法的研究进展

马腾腾 王金扣 肖 琳 谢 盈 王志峰 陈俊生 张志宾 李 敏

(1.放射性地质与勘探技术国防重点学科实验室，东华理工大学，江西 南昌 330013；2.化学生物与材料科学学院，东华理工大学，江西 南昌 330013)

随着经济的快速发展，废水大量的排放，土壤和水源中重金属的积累不断加剧，重金属已成为目前地表水和地下水重要的污染物之一。传统的重金属污染废水处理技术包括化学沉淀、离子交换、共沉淀吸附、电解、氧化还原、反渗析、膜分离技术和活性炭吸附等。这些方法投资成本高，操作管理麻烦，一般只适用于重金属离子含量较高的情况，并且存在二次污染，不能很好的解决金属和水资源再利用等问题。近年来，国内外都开始关注使用生物吸附法处理含重金属废水，尤其是处理含低浓度重金属离子的废水[1]。

生物吸附法是利用某些生物体本身的成分特性及化学结构来吸附水中的金属离子，再通过固液两相分离来去除水溶液中的金属离子的方法[2]。实验证明各种微生物如细菌、真菌、藻类等对废水中的重金属离子都有较好的吸附性能[3]。生物吸附法与传统方法相比具有成本低、效率高、化学药品用量少、可再生、金属离子易于回收利用等优点。目前，国内外对生物吸附重金属离子的研究日趋增多，且部分研究成果已进入实际运用探索阶段。因此，研究生物吸附法处理含重金属废水有着广阔的应用前景。

一、生物吸附剂的种类

生物吸附剂是具有吸附分离水溶液中重金属离子能力的生物体及其衍生物。主要包括细菌、霉菌、酵母菌、藻类和有机物等[3]。近年来研究较多的生物吸附剂如表1所示：

表1 近年来研究较多的生物吸附剂

生物吸附剂来源广泛，可取自于实验室规模培养、发酵工业的废弃微生物，还可取自于自然的水体环境中，也可用活性污泥等作为生物吸附剂。如发酵工业产生的废菌体就是极具潜力的吸附剂，既可用于处理重金属污水，又可减少发酵业处理这些废菌体的大笔费用。表1提到的多种生物吸附剂中，就吸附效果而言，酵母、曲霉、青霉和毛霉属等微生物是极具前景的生物吸附剂[3-6]。这些微生物既有高度吸附专一性的特点，又有吸附广泛性的优势。

二、生物吸附剂的固定化

自然的生物体由于其密度小，强度低，颗粒直径小，所以只能在连续搅拌器中去除重金属。在吸附金属离子后，这些生物体必须经过沉降、过滤或是离心分离才能将其与溶液分开，此过程不仅增加了处理费用，而且降低了去除效率。因此，要将生物吸附技术推向实际应用，还必须改变生物体的存在形式，以便使其像离子树脂或是活性炭一样被方便使用。为了增加生物吸附剂的稳定性、多孔性、亲水性，以提高和改善化学惰性，可以在使用前对生物吸附剂进行固定化处理。

2.1 生物吸附剂的固定化方法

根据生物吸附剂种类和特性的不同，固定化的方法也多种多样，常用的方法主要有吸附法、共价法、交联法和包埋法四种。

吸附法有物理吸附和离子吸附两类，物理吸附是使用具有高度吸附能力的硅胶、活性炭等吸附剂将细胞吸附到表面使之固定化；离子吸附则是根据细胞在解离状态下因静电引力而固着于带有相异电荷的离子交换剂(如DEAE-纤维素、CM-纤维素等)上。吸附法操作简单，对细胞活性影响小，但所能固定的细胞量有限。

包埋法是固定化细胞常用方法，目前已经被广泛应用，该法是使细胞扩散进入多孔性载体内部或利用高聚物在形成凝胶时将细胞包埋在其内部，从而达到固定细胞的目的。该方法操作简单，对细胞活性影响小，可将细胞锁定在特定的高分子网络中，因此制作的固定化细胞球的强度高。

共价法是细胞表面上功能团和固相支持物表面的反应基团之间形成化学共价键连接，从而成为固定化细胞。交联法是利用两个功能团以上的试剂与细胞表面的反应基团如氨基，羟基等交联，形成共价键来固定细胞。与共价法不同的是交联法采用的载体是非水溶性的。利用这两种方法制备固定化细胞不易脱落，稳定性好，但反应激烈，对细胞影响较大，因此限制了其应用。

对生物吸附剂进行固定化处理后，使生物吸附剂变得更便于回收再利用，同时减少了对环境造成的二次污染，也降低了生产成本。

三、影响生物吸附的因素

生物吸附重金属的能力受到很多因素的影响，主要包括三方面的因素：细胞状态、金属离子性质和反应条件。细胞状态包括营养供应、生理状态、细胞年龄等；吸附条件包括水溶液pH、离子强度、温度、接触时间、共存离子、离子浓度等。

3.1 pH值对生物吸附的影响

pH值能影响水溶液中重金属离子的化学特性、生物官能团的活性和金属离子间的竞争等，因此它是影响生物吸附的重要因素之一。在低pH值条件下，H3O+与重金属离子争夺吸附位点，同时阻碍活性基团的解离，致使吸附量低；在高pH值条件下，重金属离子会以不溶解的氧化物、氢氧化物微粒形式存在，从而使吸附过程无法进行。Cem Gok等的研究表明，生物功能化的海藻和酵母对Th4+的吸附最适pH值为4，在任何极限pH条件下都会降低Th4+的吸附量，尤其是在pH值较低的情况下[7]。Alicia Suazo-Madrid等发现，胶红类酵母菌吸附镍离子的最适pH值为4～7.5，不论低于或高于这个pH值，胶红类酵母菌对镍离子的吸附量都降低[8]。

3.2 温度对生物吸附的影响

与其它因素相比，温度对生物吸附的影响不是那么明显。由于不同的生物吸附剂具有不同的吸附机制，因此，温度对吸附剂吸附重金属的影响有所不同。物理吸附作用通常是放热反应，因此吸附量随温度的降低而增加。而化学吸附作用通常需在高温下进行，吸附量随温度的增高而增加。S.H.Ahmed等研究了影响虾壳生物吸附铀离子的温度因素[9]，结果表明，温度过高或过低都会使饱和吸附量有所降低。总的来说，升温会增加运行成本，考虑到操作条件和深度处理成本，生物吸附过程中不宜采用高温操作。

3.3 生物量对生物吸附的影响

生物量也是决定吸附量的重要因素之一，生物量的增加会导致对结合点的干涉。随着生物量的上升，金属离子的吸附量迅速增加，之后会保持稳定。而吸附容量随生物量的增加而迅速降低。有研究表明，金属吸附量与生物浓度呈反比关系。曲景奎等在给定平衡浓度下，生物量增加15倍，Fe2+的生物吸附容量要降低7倍、Ni2+降低4倍、Cr(III)降低6倍，低生物浓度要比高生物浓度吸附更多的重金属离子[10]。

3.4 共存离子对生物吸附的影响

在系统中欲被分离的金属离子称为目标离子，溶液中的其他金属离子也可能被结合到吸附位点上，因而被称为竞争离子。一般来说，废水中含有多种金属离子，因此研究吸附剂在多种金属离子共存状态下的吸附作用非常必要。通常情况下，其他重金属离子对目标离子具有竞争效应，会减少吸附剂对目标离子的吸附量。

Djillali Imessaoudene等研究了众多金属离子对锶离子吸附的影响，发现遵循以下规律：Al3+>Co2+>Mg2+>Ca2+>Na+>K+>Cs+[11]。Sakaguchi等用细菌、真菌和酵母菌生物吸附铀酰离子时，发现铀酰离子的生物吸附不会受溶液中Mg2+、Co2+、Cu2+、Hg2+和Zn2+的影响。相反，少根根霉(Rhizopus arrhizus)吸附铀酰离子时，会受到溶液中Fe2+和Zn2+的影响。因此，研究多种金属离子共存状态下吸附剂的吸附性能势在必行。

此外，水溶液中阴离子对吸附的影响主要源于阴离子与细胞壁对金属离子的竞争作用，结果可引起吸附剂对金属离子吸附量的下降。其下降程度由阴离子和金属离子之间的结合力来决定，与金属离子结合力越强，其阻止吸附剂吸附金属离子的能力就越大，如HCO3-的存在会强烈抑制小球藻(C.vulgaris)对铀的生物吸附。

3.5 吸附时间对生物吸附的影响

重金属生物吸附常常在几分钟、几十分钟至几小时内快速完成。酿酒酵母吸附Cd2+、Zn2+达到平衡的时间大约为3h(郜瑞莹等，2007)。通常，吸附时间延长，吸附效率会有所提高，吸附容量则加大。如果考虑金属离子的洗脱和生物吸附剂的再生利用，则需综合考虑接触时间。Malik(2004)指出，目前生物吸附研究时间短，不大可能观察和评价延迟发生的金属胞内吸收现象。因此，大多数研究认为微生物细胞对金属离子的吸附是表面吸附。其实，对于活细胞的研究，常常发现与新陈代谢有关的细胞内金属积累作用。因此，在研究活细胞时要注意确定适当的平衡时间。

四、生物吸附的机理

生物体吸收金属离子的过程主要有两个阶段。第一个阶段是金属离子在细胞表面的吸附，即细胞外多聚物、细胞壁上的官能基团与金属离子结合的被动吸附；另一阶段是活体细胞的主动吸附，即细胞表面吸附的金属离子与细胞表面的某些酶相结合而转移至细胞内，包括传输和积累。由于细胞本身结构组成的复杂性，目前吸附机理还没有形成完整的理论[12]。

4.1 离子交换机理

细胞壁与金属离子的交换机理，通常借助于细胞在吸附重金属离子的同时，伴随有其它阳离子的释放而进一步证实。Waihung.Lo利用扫描电镜和X射线能量散射分析了Pb2+和一种鲁氏毛霉(Mucor rouii)的相互作用机理，X射线能量散射光谱分析表明，钾和钙元素作为细胞壁的基本组成元素，在吸附Pb2+的过程中，逐渐被取代而释放到溶液中，吸附Pb2+后，鲁氏毛霉的能量散射光中，出现了铅的谱峰，而钾和钙峰消失[13]。

4.2 表面络合机理

细胞壁是金属离子的主要积累场所，微生物能通过多种途径将重金属吸附在细胞表面。细胞壁主要由甘露聚糖、葡聚糖、蛋白质和甲壳质组成，这些组成中可与金属离子相结合的主要官能团包括羧基、磷酰基、羟基、硫酸酯基、氨基和酰胺基等，其中氮、氧、硫等原子都可以提供孤对电子与金属离子配位络合。Fourest等发现褐藻(Sargassum fluitans)细胞壁上羟基的部分或完全酯化能够导致其对镉、铅吸附量的减少，红外光谱分析进一步证实了镉是与藻酸盐中的羧酸酯基发生了螯合作用[14]。

4.3 氧化还原机理

某些菌类本身具有氧化还原能力，能改变吸附在其上的金属离子的价态，使之变成挥发性和毒性都已改变了的物质。刘月英等研究了金霉素链霉菌废菌丝体对Au3+的吸附作用，研究发现，随着菌体与Au3+溶液接触时间的延长，在细胞壁和溶液中均出现不透明的金颗粒，这说明吸附在菌丝体上的Au3+被还原成了单质金。王保军等的研究也发现，烟草头孢霉能将Hg2+还原为单质汞[15]。

4.4 酶促机理

研究发现，非活性和活性的生物吸附剂都能吸附重金属离子，其中，活性生物细胞对金属离子的吸附可能与细胞上某种酶的活性有关。Volesky等用活性啤酒酵母(Saccharomyces cerevisiae)吸附Cd2+，通过能谱仪分析发现，Cd2+是以磷酸盐的形式沉淀下来，且酵母细胞的细胞壁上没有镉的磷酸盐沉淀物，而在细胞内的液泡中有大量的镉盐沉淀物，可能是细胞中磷酸酶将Cd2+运输进入了细胞[16]。

五、总结

综上所述，国内外关于生物吸附的研究多处于实验室阶段，目前的研究主要集中在对影响因素的探讨上，而对生物吸附机理的研究还不透彻。以后的研究应利用现代分析手段，如红外光谱分析、扫描电子显微镜、X射线能量散射光谱等，力求在吸附机理上寻求突破，并对金属离子和生物吸附剂之间的反应动力学和热力学作进一步的探讨。

除此之外，阐明与生物吸附相关的细胞壁成分、确定金属结合位点、阐明吸附机理、研发新型高效的固定化技术、研究增强吸附性能的方法等，都是提高吸附剂选择性和吸附能力的关键。由此可见，生物吸附重金属离子的研究之路还很长，相信在研究工作逐渐完善的基础上，生物吸附技术一定会发挥其独特的作用，为社会和经济的发展创造更大的效益。

[1]Samina Wasi，Shams Tabrez，Masood Ahmad.Use of Pseudomonas spp.for the bioremediation of environmental pollutants.Environment Monitoring and Assessment(2013)185：8147-8155.

[2]K.Vijayaraghavan，Yeoung-Sang Yun.Bacterial biosorbents and biosorption.Biotechnology Advances 26(2008)：266-291.

[3]Ackmez Mudhoo，Vinod K.Garg，Shaobin Wang.Removal of heavy metals by biosorption.Environment Chemistry Letters(2012)10：109-117.

[4]Izabela Michalak，Katarzyna Chojnacka，Anna Witek-Krowiak.State of the Art for the Biosorption Process—a Review.Applied Biochemistry and Biotechnology(2013)170：1389-1416.

[5]甘一如.重金属的生物吸附[J].化学工业与工程，1999，16(1)：19-22.

[5]徐容，等.固定化产黄青霉废菌体吸附铅与脱附平衡[J].环境科学，1998，19(4)：72-75.

[6]Cem Gok，Dogukan Alkim Turkozu，Sule Aytas.Removal of Th(IV)ions from aqueous solution using bi-functionalized algae-yeast biosorbent.Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry(2011)287：533-541.

[7]AliciaSuazo-Madrid，Liliana Morales-Barrera，et al.Nickel(II)biosorption by Rhodotorula glutinis.Journal of Industrial Microbiology and Biotechnol(2011)38：51-64.

[8]S.H.Ahmed，E.M.El Sheikh，A.M.A.Morsy.Potentiality of uranium biosorption from nitric acid solutions using shrimp shells.Journal of Environmental Radioactivity 134(2014)：120-127.

[9]曲景奎等.微生物去除金属离子的条件控制[J].水处理技术，2003，29(1)：32-34.

[10]Djillali Imessaoudene，Salah Hanini，Abdelkader Bouzidi.Biosorption of strontium from aqueous solutions onto spent coffee grounds.Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry(2013)298：893-902.

[11]Ahluwalia S S，Goyal D.Microbial and plant derived biomass for removal of heavy metals from wastewater.Journal of Bioresource Technology，2007，98：2243-2257.

[12]Wai hung Lo，Hong Chua，Kim-Hung Lam，et al.A comparative investigation on the biosorption of Lead by filamentous fungal biomass.Journal of Chemosphere，1999，39(15)：2723-2736.

[13]Fourest E，Volesky B.Contribution of sulphonatguoups and alginate to heavy metal biosorption by the dry biomass of Sargassum fluitans.Journal of Environmental Science and Technology，1996，30(1)：277-282.

[14]王保军，杨慧芳，李文忠.烟草头孢霉F2对氯化汞解毒作用的研究[J].环境科学学报，1992，12(3)：275-281.

[15]Breuer K，et al.Heavymetal accumulation I(main Principles of Metal Accumulation Sphanagaceae)[J].Oecoligia.1990，80(4)：758-764.