生物吸附处理污染物的研究进展

孙宇瑶

(中国农业大学 烟台研究院，山东 烟台 264670)

人类活动和工业化的爆发使得大量的有毒有害污染物进入环境，带来了一系列环境和健康问题。有机污染物具有稳定的化学性质，结构复杂且难以生物降解，其处理带有一定难度[1-2]。绝大多数有机污染物能较长时间地保留生物活性而毒性较强，一旦这些化合物进入到水体环境可造成生态系统的不稳定和脆弱，对公众健康产生了不利影响[3]。目前人们对污染物影响的认识和关注已经促使了更严格的法律法规和更有效的检测和治疗措施的制定和实施，尤其是使用无害的微生物或其聚集物进行处理的环境友好措施[4]。

目前已有众多技术用于处理有毒有害污染物，例如离子交换，沉淀，电化学和膜技术，生物吸附等。从运行、维护和设备投资的角度来看，部分处理技术价格昂贵且不环保，并且产生的有毒污泥或气体需要进行二次处理。甚至有些技术并不能改变有毒污染物的化学结构仅能将污染物转化为另一种形式，并不能彻底解决实际问题。其中生物吸附技术具有低运行成本、操作简便、无二次污染等优点被众多学者广泛关注[5]。

1 生物吸附

1.1 生物吸附的概念

生物吸附是一种可逆的，自发的，快速的物理化学过程，即具有较低活性或无活性的生物吸附剂将金属离子和有机化合物吸附到其表面或进入其内部的过程[6]。一般意义上讲生物吸附仅指通过无活性或无生命的生物质，细胞碎片或组织发生的吸附作用。

过去几十年中发表的大多数有关生物吸附内容的研究报告本质上都与重金属离子吸附相关。由于新出现的污染物数量和种类的不断增加，以及它们对公众健康的潜在危害，使得生物吸附技术也用于悬浮颗粒，胶体和有机化合物的去除[7-8]。

1.2 生物吸附有机物机制

目前生物吸附的研究主要集中在对重金属离子去除方面，例如，微生物处理含有重金属离子的废水，利用微生物材料吸附、转化、积累和去除重金属离子，再通过化学和物理方法将重金属离子从吸附剂中解吸出来[9]。

近年来有机污染物如染料，酚类，杀虫剂，除草剂，碳氢化合物和多环芳烃等具有极强的毒性，且在环境中长时间存留，对人类健康和生存环境均造成极大危害。因此利用微生物吸附有机污染物的研究已成为当下众多学者研究的热点问题。

生物吸附机制与吸附剂和吸附质种类有关，而有机污染物所属种类不同，相应的吸附机制也尽不相同。例如，非极性有机污染物(如多环芳烃)在水中难以溶解和电离，不含极性基团，与水分子之间的作用也比较弱，其生物吸附机制主要依赖分配作用，即利用吸附剂中的有机质来溶解有机化合物。这种分配作用主要与吸附质的辛醇/ 水分配系数Kow以及吸附剂中有机质的种类、数量相关，而与吸附剂的表面吸附位点数量多少没有关系[10]。俞汉青[11]等人利用活性污泥吸附有机物，结果发现非极性有机物Kow值越大，在吸附中分配作用所占的比例越大，当Kow达到极限值时，分配作用为活性污泥吸附有机物的主要形式。

而离子化有机物能在水中部分溶解和电离，且带有部分的弱酸性或弱碱性，使得生物吸附有机物主要依赖官能团、静电、氢键、离子交换等作用来实现。芦国营[12]等人发现根霉吸附活性阴离子染料是根霉表面甲壳素、酸性多糖、脂质、氨基酸等活性集团与染料阴离子之间作用的结果。司静[13]等人利用东方栓孔菌菌丝体吸附染料来研究吸附机理，发现其吸附作用主要是两者之间的静电作用力。

1.3 生物吸附剂

生物吸附剂一般是指具备选择性吸附分离能力的生物体及其衍生物，早期多应用于去除水溶液中重金属离子[14]。生物吸附剂来源广泛，依据其来源大体可分为两类 ：微生物和农业废弃物。微生物主要包括细菌、真菌、藻类等，农林废弃物则包括植物木屑、树皮、香蕉皮、橘子皮等。由于微生物特殊的表面和结构特征，又具有丰富的表面官能团、脂类、糖蛋白等能为生物吸附提供结合点位和分配点位，成为天然吸附材料[15]。农业废弃物由于原料低廉，来源多样，含有大量的多糖和蛋白质等具有吸附活性基团的生物化学成分，对吸附重金属具有良好的作用[16]。

生物吸附最为重要的因素就是吸附剂，随着生物吸附研究的不断深入，人们以易得、廉价、高效为准则，寻找着新的生物吸附材料，将目光投向了来源广泛的壳聚糖。壳聚糖中含有的官能团上的氮原子具有孤对电子，能进入金属离子的空轨道，形成配位键结合，使得壳聚糖能有效去除污水中的重金属离子[17]。应用壳聚糖净化污染水体已成为当下生物吸附研究的重点内容。

1.4 生物吸附性能的影响因素

生物吸附性能与微生物的类型、培养条件，吸附剂用量、吸附质的种类、结构、初始浓度、老化情况，pH值，共存离子作用等有关。在上述影响因素中，温度、初始浓度、pH值、共存离子作用是影响较大的几个因素[18]。

1.4.1 温度影响

温度是影响生物吸附性能的重要因素，主要是因为微生物的生长代谢受温度影响，温度过高或过低对微生物的生长代谢都是不利的，从而间接的影响到微生物吸附率[19]。吴翰林[20]等研究了在不同温度下哈茨木霉菌株对Cd2+的吸附，结果发现，当温度低于 28℃ 时，菌株T61对 Cd2+的吸附量随温度升高而增加， 当温度高于 28℃时，其吸附量随温度升高反而降低。

1.4.2 初始浓度影响

较低初始浓度范围内，随着初始浓度的增加，生物吸附率相应增加。当污染物初始浓度超过一定浓度，再增加其浓度则吸附率增加缓慢，甚至出现降低的趋势。这是因为较高初始浓度使污染物和吸附剂之间的碰撞几率增加，使得更多的吸附质与吸附位点相接触；而当浓度上升到一定程度后，由于吸附剂表面的吸附点位趋于饱和，继续增加浓度则吸附效果不明显[21]。例如余雪梅[22]等人利用菌株PFYN01吸附Cd2+研究金属离子初始浓度对吸附率的影响，结果发现，当Cd2+浓度相对较低时，菌株PFYN01对Cd2+的吸附率随浓度的增加而缓慢升高，在 Cd2+浓度相对较高时， 吸附率增高迅速切达到最大值 ，说明Cd2+与菌株有效碰撞的概率增加、吸附位点增多。 当Cd2+浓度超过 一定范围时，再增加Cd2+浓度，吸附率反而下降，可能是因为高浓度的Cd2+会抑制微生物的生长代谢，使其结构发生变化，相应也会导致微生物表面吸附位点减少，从而吸附率降低。

1.4.3 pH值影响

pH值是影响生物吸附的重要因素之一，pH值的变化决定了吸附物的质子化和去质子化过程，直接决定了吸附物的极性和吸附能力。一般来说，pH值较低时，吸附物特别是氧化型吸附物以及少量碳质吸附剂的表面会携带正电荷，而在高pH值时会携带负电荷。当操作时的pH值大于酸性电离常数(pKa)时，吸附物带负电荷。且由于带电荷的吸附物具有较高的极性以及吸附剂和吸附物间存在的斥力使得吸附力非常微弱。当处于酸性条件下pH值>pKa或碱性条件下pH值

黄惠[23]等人考察了不同pH值下真菌菌株LP-20对 Cd2+的吸附，得知，在pH值为4 ，吸附率达到最大值，在pH值为3～5 范围内吸附率保持在 95%以上，在pH值为6 时降到90%以下，pH值为7时降至80%以下。姜 晶[24]等人研究了不同pH值下蛋白核小球藻对Pb2+和 Cd2+的生物吸附的影响，结果发现酸性条件下，蛋白核小球藻对 Pb2+和 Cd2+的吸附量随着 pH 值增加而增大，并在 pH值5.0～6. 0 之间达到最大值；当pH值大于6. 0 时，即近中性时，两种金属的吸附量随 pH值升高而下降。

1.4.4 共存金属离子影响

溶液中某些共存金属离子会与主要金属离子竞争吸附点位，从而抑制主要金属离子的吸收。张丹[25]等人研究溶液中多种金属离子共存对毛木耳生物吸附能力的影响，结果发现，当Cu2+和Pb2+初始质量浓度相同时，Pb2+的吸附率急剧下降，认为共存离子浓度相等时其竞争作用最激烈，吸附作用彼此受到抑制。当 Cu2+浓度相应增加时，菌丝体对 Pb2+吸附率增大，可能是溶液中Cu2+数目过多，产生相互竞争排斥，不利于 Cu2+自身结合到吸附位点上，使 Pb2+有更多的机会被吸附。

2 结语和展望

迄今对微生物吸附的研究无论在横向还是纵向都获得了长足进展，足以证明生物吸附法去除污染物时有效地。但目前大多微生物吸附仅限于实验室规模，其工业化的进展却极其缓慢。其中对吸附机理的研究还不十分透彻，从而造成了已有知识与污水处理厂和工业设施实际需要之间的的严重差距。因此，生物吸附今后的研究方向可以集中在探究吸附机理、完善吸附过程模型、生物吸附剂的再生等方面，使得生物吸附法在污染物处理中将得到更广泛的应用[26]。