生物吸附剂的应用及研究进展.doc

生物吸附剂的应用及研究进展含重金属废水是对生态环境危害极大的一类污染源。重金属进入环境后不能够像有机物那样能够被生物降解，且大多参与食物链循环，并最终在生物体内积累，破坏生物体正常生理代谢活动，危害生物体健康1,2。另外，我国又是水资源相对匮乏的国家，我国每年缺水超过300亿吨3。因此，水污染防治及废水回用越来越受到人们重视。因此，如何有效地处理重金属废水，回收贵重金属已经成为当今环保领域中的一个突出问题。 虽然重金属离子对生物体有很强的毒害效应，超过一定的浓度后，就会对生物体产生不良的影响，抑制生物生长或使生物体死亡，但是有的微生物，如某些藻类、细菌、真菌等等本身或是经过驯化以后对重金属有一定的耐受性，甚至失活的微生物体，也能够除去水中的重金属离子。利用微生物体作为吸附剂进行废水处理或回收金属的来源十分广泛，具有良好的经济效益。1 生物吸附剂的来源1.1藻类生物吸附剂 全球已知的藻类约4万种。多数情况下，藻类的细胞壁是由微纤丝形成的网状结构，含有丰富的多糖，如果胶、木糖、甘露糖、藻酸或地衣酸，这些多糖一般带负电荷，可以通过静电引力与许多金属离子相结合，因而，藻类对大多数重金属都有很强的吸附能力6。海草arrassum能够积累去除水中的Cd和Cu，Zn等重金属7,8；而Scenedesmus obliquus对UO22+最大吸附容量可达75mg/g干物质，能够使水中的铀浓度从5.0降至0.05mg/L，与Cu2+、Ni2+、Zn2+、Cd2+之间的竞争也很小9；绿微藻(Tetraselmis chui )在悬浮状态下能够吸附Cr10；一些大型海藻的吸附容量比其它种类生物体高得多，甚至比活性炭、天然沸石的吸附容量还高，与离子交换树脂的相当11,12。1.2真菌生物吸附剂 真菌在自然界中分布很广。现已记载真菌约有12万种，其中大多数都应用于工业生产。它们的细胞壁含大量几丁质和葡聚糖，对重金属具有吸附能力13,14，利用其来吸附去除污水中的重金属，不仅可以节约处理费用，还可以达到以废治废的目的。 酿酒厂的废菌体啤酒酵母(Saccharomyces cerevisiae)，可吸附多种重金属离子和放射性核素，水中的一些常见的离子K+、Na+、Ca2+、Mg2+及盐度对吸附的影响很小或不影响15-20；曲霉属的一些真菌菌株多种重金属和放射性核素的吸附效果也好，如酱油曲霉(Aspergillus sojae)对Pb2+和Cd2+的吸附率为69.76%和72.28%，米曲霉(Aspergillus oryzae)为60.64%.，81.34%21；烟曲霉(Aspergillus fumigatus)能够很快地从水溶液中去除U()，Fe2+、Fe3+、Ca2+、Zn2+的存在对它的吸附去除无影响22，在脂肪酶生产产生的废弃菌丝体Aspergillus terreus显示了良好的铜吸附容量并且不受竞争离子的影响23；无花果曲霉(Aspergillus ficuum)对铅的吸附率可达92.44%24；黑曲霉(Aspergillus niger)对241Am有很好的吸附选择性，其吸附率均高达96%，即使溶液中的金、银浓度较241Am高2000多倍，对其吸附也无明显影响，当它生长在含金属氮化物的金矿废水中时，它可通过细胞表面的吸附作用而积累金、银、铜、铁、锌25；根霉属(Rhizopus)的菌株对大多数的金属也有良好的吸附效果。根霉(Rhizopus oligosporus)进行固定化后，对Cd的最大吸附量为34.5mg/g，为非固定化的一倍26；少根根霉(Rhizopus arrhizus)铅有高吸附容量，而且是一种很有前途的处理核工业放射性废水的吸附剂2729。黑根霉(Rhizopus nigricans)能快速地吸附多种金属离子，最大吸附容量为140到160mg/g干重30。1.3 细菌生物吸附剂细菌是地球上最丰富的微生物，其总生物量占地球总生物量的大部分，其细胞壁的化学组成为肽聚糖，含丰富的羧基和氨基。因此细菌与重金属表现出很强的吸附能力。 地衣芽孢杆菌(Bacillus licheniformis)R08对吸附Pd2+时，45min吸附量可达224.8mg/g33；Bacillus polymxa对铜有潜在的吸附能力31,32。一些芽孢杆菌，如Bacillus pumilus、Bacillus cereus等，对Ce2+，Co2+、Th4+、U4+等重金属离子具较高亲合性34。 假单孢杆菌菌属(Pseudomonas)的一些微生物能抵抗Cu2+的毒性，并对Cu2+有较好吸附能力35； Pseudomoas sp.GX4-1的发酵液经乙醇沉淀后得到的吸附剂WJ-I含多糖和蛋白质等成分，能吸附水溶液中的Cr6+，吸附率最大可达98%，最大吸附量达9.34mg/g36。蓝细菌对重金属也表现出较强的吸附性能，如螺旋蓝细菌属(Spirulina )、念珠蓝细菌属（Nostoc )和鱼腥蓝细菌属(Anabaena)等能很快的从金-硫脲溶液中去除金，且不受pH值的影响37；Spirulina maxima吸附镉时，最大吸附量可达43.63mg/g活细胞和37.00mg/g干细胞38；用碱提取的Phormidium valderianum BUD30501能够从Cd溶液中吸收超过90%的Cd2+，所吸附金属可占生物体干重的18%(w/w)，它也能够从混合溶液中吸附金属离子Cd2+、Co2+、Cu2+、Ni2+39；满江红鱼腥藻（Anabaena azollae)迅速使废水中的铀从5.5mg/L降至0.05mg/L，常见离子如Li+、Na+、K+、NH4+、Cl、SO42、NO3对吸附无影响40。1.4其他生物吸附剂 其他生物吸附剂主要包括是一些非微生物来源的材料，如植物材料及其提取物。红树植物(秋茄、红海榄、白骨壤、桐花树)落叶碎屑能吸附水环境中重金属Cu，Pb，Ni和Cd离子41，梧桐落叶碎屑也能吸附水中的重金属离子，尤其对Cu离子的吸附效率更高达90%42。从栋树果实的壳斗中提取的橡椀单宁、虾蟹壳中提取的壳聚糖，同样对重金属有较好的吸附性能吸附率可达90%左右43,44。蕨类植物Azolla filiculoides可去除溶液中全部的金45。2 生物吸附重金属的机理 生物体对金属离子的吸附过程可分为两个阶段：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；第二个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，它包括传输和沉积。许多学者采用多种测试手段和方法开展了对生物吸附机理的研究，目前提出的主要机理如下：2.1离子交换机理 细胞壁上的基团对金属离子的交换机理，通常借助于在细胞吸附重金属离子的同时，伴随有其它阳离子的释放而被进一步证实。X射线能量散射光谱分析表明，钾和钙元素作为其细胞壁的基本组成元素，在吸附Pb2+，Cu2+和Cd2+离子的过程中，逐渐被取代而释放到溶液中，吸附重金属离子后，生物体的能量散射光谱中重金属的谱峰出现，钙和钾峰消失的现象。除用仪器方法对重金属的吸附机理进行研究和探讨外，Matheickal等还找出了藻类生物体吸附的金属离子与释放出的钙、镁和氢离子总量之间的等当量关系46。然而，生物体被吸附的离子与从生物体释放的离子总量并不是完全一致的。Brady等47研究了非活性少根根霉对Sr2+、Mn2+、Zn2+、Cd2+、Cu2+和Pb2+的吸附，也发现Ca2+、Mg2+和H+离子从生物体上被置换下来进入溶液，吸附量越大，释放出来的Ca2+、Mg2+和H+离子总量也越大，但交换下来的离子总量与被吸附金属离子的总量相比只是很小的一部分，说明离子交换机理并非主要吸附机理。2.2表面络合机理 通常，微生物的细胞表面主要由多聚糖、蛋白质和脂类组成，这些组成中可与金属离子相结合的主要官能基团有羧基、磷酰基、羟基、硫酸脂基、氨基和酰胺基等，其中氮、氧、磷、硫作为配位原子与金属离子配位络合。微生物的细胞壁中，含有丰富的磷酸脂基团，胞壁酸中磷的含量大约为12%，即每克干细胞含磷约为1.6103mol。在冷冻干燥的S. longwoodensis细胞中，经分光光度法测定，磷含量为5%。如果每一个磷酸脂基能结合一个铀酰离子，则每克干细胞能结合0.38g铀，此估算值与实验值(0.3g铀/g细胞干重)非常吻合，因此，铀酰离子与磷酸脂络合反应式可表示为48： 红外光谱技术己广泛应用于研究金属在细胞上的吸附行为，通过比较生物体吸附金属离子前后的光谱变化来探讨其吸附机理。Guibai等研究表明49，真菌A. niger，P. chrysogenum和M. miehei的细胞壁主要含有聚氨基葡糖和糖蛋白纤维，铀酰离子在细胞上的吸附导致了氨基或酞胺基红外吸收峰强度的降低，这表明铀酰离子主要与细胞壁上氨基发生配位络合。2.3氧化还原机理 变价金属离子在具有还原能力的生物体上吸附，有可能发生氧化还原反应，如:小球藻Chlorella rulgaris对Au3+具有很高的吸附能力，光谱实验证实，在吸附金的细胞上有元素金的存在，在用适当的洗脱液解吸后，只有Au+离子从细胞上脱附，这表明在吸附过程中，Au3+首先被还原为Au+，然后又被还原为单质金50,51。2.4无机微沉淀机理 通常，易水解而形成聚合水解产物的金属离子在细胞表面易形成无机沉淀物。通过对钨在啤酒酵母(Saccharomyces cerevisia)细胞上的吸附研究表明，钨是沉积在细胞表面，并且形成0.2m的针状纤维层，这种沉积层可采用化学方法洗脱，从而使细胞吸附剂重复使用52。3.影响生物吸附剂吸附性能的因素3.1 pH值 在重金属的生物吸附过程中，H+与被吸附阳离子之间存在竞争吸附作用，溶液pH对吸附的影响较大。pH不宜过酸或过碱。如果过酸，生物体细胞壁就会吸附较多H+，占据吸附位点；过碱，则会使金属形成沉淀，均不利于吸附发生。3.2温度 温度对大多数生物吸附剂吸附作用的影响不大，在1545之间，即室温下，就能达到最佳附效果。因此，在实际的应用中，可不考虑对温度的控制，以节约处理成本，降低处理费用。3.3吸附时间 吸附时间是影响生物吸附剂在实际应用中的重要因素。在吸附过程中，要使吸附达到平衡，最快的也需30min左右，而有的长达几个、几十个小时 54。3.4金属离子的初始浓度 生物吸附剂对重金属吸附量与其吸附位点的饱和程度有关。一般情况下，随金属的初始浓度提高，生物吸附剂的吸附量增加，但由于吸附位点的饱和度增加，吸附率反而降低。但在低浓度的情况下，吸附率也可能会随着初始浓度提高而升高47，51; 这说明对于生物吸附剂来说，只要所吸附的重金属未达到它的饱和吸附容量，就还有进一步吸附重金属的潜力，则重金属的初始浓度对它的去除效果的影响就不大。但如果用活的生物体来进行吸附时，如果增加金属离子的浓度，会增加金属离子对生物的毒性，从而抑制了吸附的进行。3.5 共存离子的影响 共存离子对生物吸附剂吸附目标离子的影响因吸附剂对重金属的亲和力不同而异，可分为三种:抑制、促进吸附或无影响。3.6生物吸附剂的前处理前处理能改变生物吸附剂的特性，对吸附剂吸附效果的影响因前处理的方法而异。碱处理使生物吸附剂吸附位点去质子化，提高生物吸附剂对重金属阳离子的去除效果；稀酸、乙醇水溶液或蒸馏水对生物吸附剂进行浸泡或清洗处理，使吸附剂的一些有效吸附位点被质子化、或被酯化大大地降低去除效果。表明在使用一些废菌体进行生物吸附时，无须进行洗涤，可直接应用；但某些生物吸附剂却相反，在经酸处理后，对重金属的吸附量会增大，经碱预处理后，吸附量会减小。因而采用合适的方法对生物吸附剂进行前处理则会大大的提高其吸附性能17,19,39。4.生物吸附剂的固定化 生物吸附剂用于处理废水和回收金属时，必须容易从接触装置中运输或分离；而菌体颗粒化或固定化，使得分离过程变得容易，增强生物吸附剂的强度和可操作性，方便地用于实际的工业处理过程中。现在所研究的生物吸附剂的固定化方法主要有以下几种：4.1吸附法 吸附法一般依靠生物体与载体之间的作用，包括范德华力、氢键、静电作用、共价键及离子键，两者间的电位，在微生物体和载体的相互作用中起重要作用。这是一种简单易行、条件温和的固定化方法，但用它固定的生物体不够牢靠，容易脱落12,19,55。4.2交联法 交联法又称无载固定化法，是一种不用载体的工艺，通过化学、物理手段使生物体细胞间彼此附着交联。化学交联法一般是利用醛类、胺类等具有双功能或多功能基团的交联剂与生物体间形成共价键相互联结形成不溶性的大分子而加以固定，所使用的交联剂主要有戊二醛、聚乙烯酰胺等56,57。4.3包埋法 在微生物固定化方法中，以包埋法最为常用。它的原理是将生物体细胞截留在水不溶性的凝胶聚合物孔隙的网络中，通过聚合作用或通过离子网络形成，或通过沉淀作用，或通过改变溶剂、温度、pH值使细胞截留。凝胶聚合物的网络可以阻止细胞的泄露，同时能让基质渗入和产物扩散出来。包埋材料可以分为两大类： (1)天然高分子多糖类，如海藻酸盐、琼脂、明胶等43，它们具有固化方便，对微生物毒性小及固定化密度高等优点，但是它们抗微生物分解性能较差，机械强度低，但是可使用交联剂进行稳定化处理，但活力和传质性能又会下降6。 (2)合成高分子化合物，如聚丙烯酞胺、聚乙烯醇( PVA )11,56,57等。这类交联剂的突出优点是抗微生物分解性能好，机械强度高，化学性能稳定。但是聚合物网络的形成条件比较剧烈，对微生物细胞的损害较大，而且成形的多样性和可控性不好。 在以上三种常用的固定化方法中，交联法很少单独使用，它大多与吸附法和包埋法结合使用。如用先戊二醛交联菌体，然后再用聚乙烯醉包埋。6小结 综上所述，生物吸附法是一种很有发展前途的处理水中重金属的方法。但目前利用生物吸附技术大规模处理废水的系统却很少，各方面的因素限制了它的大规模使用。对金属结合机理理解不透彻，对参与金属络合的细胞组分构成及生物合成过程不清楚，缺乏金属和生物吸附剂之间作用的动力学数据，不能进行过程设计和放大以及经济核算等。因此，有必要对生物吸附现象进行进一步的研究，以便早日大规模应用于工业，为人类造福。参考文献1 任洪强,陈坚,伦世仪. 重金属生物吸附剂的应用研究现状J. 生物技术，10(1):33362 Chang J, Law R and Chang C. Biosorption of lead, copper and cadmium by biomass pseudomonas aeruginosa PU21J. Water Research, I 997, 31(7): 165116583 Sag Y, Kutsal T. Copper (II) and nickel (II) adsorption by Rhizopus arrhizus in batch stirred reactors in series J. Chem. Eng., 1995; 58:2652734 陈勇生，孙启俊. 重金属的生物吸附技术研究J.环境科学进展，1997, 5(6):34435 王建龙. 生物固定化技术与水污染控制M. 北京：:科学出版社，2002: 2342376 李志勇，郭祀远，李琳. 多糖在藻类富集微量元素中的作用机理J.生命的化学，1998, 18(1):17197 Schiewer S. Modelling complexation and electrostatic attraction in heavy metal biosorption by Sargassum biomass J. Journal of Applied Phycology, 1999, 11：79878 Esteves A J P, Valdman E, Leite S G F. Repeated removal of cadmium and zinc from an industrial effluent bywaste biomass Sargassum sp. (J. Biotechnology Letters 2000,22: 4995029 Zhang X Z, Luo S G, Yang Q et al. Accumulation of uranium at low concentration by the green alga Scenedesmus obliquus 34 J.Journal of Applied phycology, 1997, 9：657110 Antonio C. A. de Costa, Francisca P. de FranFa. The behavior of the microalgae Tetraselmis chuii in cadmium-contaminated solutions J. Aquaculture International, 1998, 6：576611 Matheickal J T, Yu Q. Cu(II)binding by marine alga Ecklonia radita biomaterial J. Env. Tech. 1997, 18：253412尹平河，赵玲，YU Qi-ming等.海藻生物吸附水中铅、铜、和锡的研究J.海洋环境科学，2000, 19(3)：111513 汤岳琴，牛慧等.产黄青霉菌对铅的吸附机理研究参与铅生物吸附的化学物质及功能团的确定J.四川大学学报(工程科学版),2001,33(3): 505414 黄民生，施华丽，郑乐平. 曲霉对水中重金属的吸附去除J1.上海环境科学，2002,21(2)：899215 韩润平，蒋海涛.酵母菌对Cr(VI)的生物吸附作用J.环境保护科学，2001, 27(104)：2830. 3316 韩润平，石杰，鲍改玲. 酵母菌对铅离子的生物吸附研究J.河南科学，2000, 18 (1): 525517 Riordan C, Bustard M, Putt R et al. Removal of uranium from solution using residual brewery yeast：combined biosorption and precipitation J. Biotechnology Letters, 1997, 19(4): 38538718 Vianna L N L，Andrade M C, Jacques R N. Screening of waste biomass from Saccharomyces cerevisiae, Aspergillus oryzae and Bacillus lentus fermentations for removal of Cu, Zn and Cd by biosorptionJ. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 2000, 16: 43744019 Kedari C S, Das S K, Ghosh S. Biosorption of long lived radionuclides using immobilized cells of Saccharomyces cerevisiae J. World Journal of Microbiology Biotechnology, 2001, 17: 78979320 Liu N, Luo S Z. Biosorption of americium-241 by Saccharomyces cerevisiae J. Journal of Radio-analytical and Nuclear Chemistry, 2002, 252(1): 18719121 黄民生，施华丽，郑乐平.曲霉对水中重金属的吸附去除J.上海环境科学，2002, 21(2): 899222 Bhainsa K C, DSouza S F. Biosorption of uranium(VI) by Aspergillus fumigatesJ. Biotechnology Techniques, 1999, 13: 69569923 Gulati R, Saxena R K, Gupta R. Fermentation waste of Aspergillus terreus: a potential copper biosorption J. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 2002, 18: 39740124 董新娇，潘瑞通，林宣兴.无花果曲霉对铅的吸附研究J.四川环境，2002, 21(1): 121525 杨远友，张太明.黑曲霉抱子和菌丝吸附241Am的研究J.四川大学学报(自然科学版)，2002, 39(2): 33333826 Aloysius R, Karim M I A, Ar A B. The mechanism of cadmium removal from aqueous solution by nonmetabolizing free and immobilized live biomass of Rhizopus oligasporus J. World Journal of Microbiology & Biotechnology 1999, 15: 57157827 Ari A B, Mel M. Hasan M A et al. The kinetics and mechanism of lead (II) biosorption by powderized Rhizopus oligosporus J. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 1999, 15: 29129828 Dhami P S, Salvi N. Biosorption of radionuclides by Rhizopus arrhizus J. Biotechnology Letters, 1998, 20(3): 22522829 Dhami P S, Kannan R. Biosorption of americium using biomasses of various Rhizopus species J. Biotechnology Letters, 2002, 24: 88588930 Adela K, Aleksander P. Comparison of Rhizopus nigricans in a pelleted growth form with some other types of waste microbial biomass as biosorbents for metal ions J. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 2001, 17: 67768531 Philip L, Iyengar L, Venkobachar C. Site of Interaction of Copper on Bacillus polymyxa J.Water, Air and Soil Pollution 2000, 119: 112132 Lopez A, Lazaro N. Nickel biosorption by free and immobilized cells of Pseudomonas fluorescens F39: A comparative study J. Water, Air and Soil pollution, 2002, 135: 15717233刘月英, 傅锦坤, 李仁忠等.细菌吸附Pd2+的研究J.微生物学报，2000, 20(5): 53553934 Hafez M B, Ibrahim M K. Biosorption of some ions on different bacterial species from aqueous and radioactive waste solutions J. Journal of Radio analytical and Nuclear Chemistry, 2002, 252(1): 17918535 王竟, 陶颖, 周集体等.细菌胞外高聚物对水中六价铬的生物吸附特性J.水处理技术2001,27(3):14514736 Ginisty P, Guezennec J. Biosorption of cobalt by Pseudomonas halodenitrifrcans: influence of cell wall treatment by alkali and alkalineearth metals and ion-exchange mechanisms J. Biotechnology Letters, 1998, 20(11): 1035103937 Sawaidis L. Recovery of gold from thiourea solutions using microorganisms J. Bio. Metals 1998, 11:14515138 Costa A C A, FrancEa F P. Cadmium uptake by Spirulina maxima: toxicity and mechanism J. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 1998, 14: 57958139 Rama R K, Uma L. Biosorption of toxic metal ions by alkali-extracted biomass of a marinecyano bacterium, Phormidium valderianum BDU 30501J. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 1999, 15: 72973240张小枝, 施定基.满江红鱼腥藻吸附低浓度铀的研究J.核化学与放射化学，1998, 20(2):11411841 Prasad B B, Pandey U C. Separation and preconcentration of copper and cadmium ions frommulti elemental solutions using Nostoc muscorum-based biosorbents J. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 2000, 16: 819-82742郑逢中，洪丽玉，郑文教.红树杆物落叶碎屑对水中重金属吸附的初步研究明.厦门大学学报(自然科学版)，36(1): 13714143张红雨,冀兰涛,王乃岩等.梧桐树落叶碎屑对水中重金属吸附的初步研究J.精细化工，2002, 19(2): 808244李琳，冯易君，谢家理等.橡椀单宁去除水中有毒重金属离子的研究J.环境工程，1997, 15(5): 141645 Antunes A P M , Watkins G M, Duncan J R. Batch studies on the removal of gold (III) from aqueous solution by Azolla filiculoides J. Biotechnology Letters, 2001, 23: 24925146 Matheickal J T and Yu Q. Biosorption of heavy metals from waste water using Australian biomass J. Dev. Chem. Mineral Process. 1997, 5: 10111447 Brady J M, Tobin J M .Binding of hard and soft metal ions to Rhizopus arrhizus biomass J. Enzy and Microbial Technol., 1995, 17: 79179848 Friis N, Myers-Keith P Biosorption of uranium and lead by Streptomyces longwoodensi J. Biotechnology & Bioengineering, 1986, 28(1): 212849 Guibal E, Roulph C, Cloirec P Infrared spectroscopic study of uranyl biosorption by fungal biomass and materials of biological origin J. Environmental Science&Technology, 1995, 29(10): 24962503.5