生物吸附處理污染物的研究進展

孫宇瑤

(中國農業大學 煙臺研究院，山東 煙臺 264670)

人類活動和工業化的爆發使得大量的有毒有害污染物進入環境，帶來了一系列環境和健康問題。有機污染物具有穩定的化學性質，結構復雜且難以生物降解，其處理帶有一定難度[1-2]。絕大多數有機污染物能較長時間地保留生物活性而毒性較強，一旦這些化合物進入到水體環境可造成生態系統的不穩定和脆弱，對公眾健康產生了不利影響[3]。目前人們對污染物影響的認識和關注已經促使了更嚴格的法律法規和更有效的檢測和治療措施的制定和實施，尤其是使用無害的微生物或其聚集物進行處理的環境友好措施[4]。

目前已有眾多技術用于處理有毒有害污染物，例如離子交換，沉淀，電化學和膜技術，生物吸附等。從運行、維護和設備投資的角度來看，部分處理技術價格昂貴且不環保，并且產生的有毒污泥或氣體需要進行二次處理。甚至有些技術并不能改變有毒污染物的化學結構僅能將污染物轉化為另一種形式，并不能徹底解決實際問題。其中生物吸附技術具有低運行成本、操作簡便、無二次污染等優點被眾多學者廣泛關注[5]。

1 生物吸附

1.1 生物吸附的概念

生物吸附是一種可逆的，自發的，快速的物理化學過程，即具有較低活性或無活性的生物吸附劑將金屬離子和有機化合物吸附到其表面或進入其內部的過程[6]。一般意義上講生物吸附僅指通過無活性或無生命的生物質，細胞碎片或組織發生的吸附作用。

過去幾十年中發表的大多數有關生物吸附內容的研究報告本質上都與重金屬離子吸附相關。由于新出現的污染物數量和種類的不斷增加，以及它們對公眾健康的潛在危害，使得生物吸附技術也用于懸浮顆粒，膠體和有機化合物的去除[7-8]。

1.2 生物吸附有機物機制

目前生物吸附的研究主要集中在對重金屬離子去除方面，例如，微生物處理含有重金屬離子的廢水，利用微生物材料吸附、轉化、積累和去除重金屬離子，再通過化學和物理方法將重金屬離子從吸附劑中解吸出來[9]。

近年來有機污染物如染料，酚類，殺蟲劑，除草劑，碳氫化合物和多環芳烴等具有極強的毒性，且在環境中長時間存留，對人類健康和生存環境均造成極大危害。因此利用微生物吸附有機污染物的研究已成為當下眾多學者研究的熱點問題。

生物吸附機制與吸附劑和吸附質種類有關，而有機污染物所屬種類不同，相應的吸附機制也盡不相同。例如，非極性有機污染物(如多環芳烴)在水中難以溶解和電離，不含極性基團，與水分子之間的作用也比較弱，其生物吸附機制主要依賴分配作用，即利用吸附劑中的有機質來溶解有機化合物。這種分配作用主要與吸附質的辛醇/ 水分配系數Kow以及吸附劑中有機質的種類、數量相關，而與吸附劑的表面吸附位點數量多少沒有關系[10]。俞漢青[11]等人利用活性污泥吸附有機物，結果發現非極性有機物Kow值越大，在吸附中分配作用所占的比例越大，當Kow達到極限值時，分配作用為活性污泥吸附有機物的主要形式。

而離子化有機物能在水中部分溶解和電離，且帶有部分的弱酸性或弱堿性，使得生物吸附有機物主要依賴官能團、靜電、氫鍵、離子交換等作用來實現。蘆國營[12]等人發現根霉吸附活性陰離子染料是根霉表面甲殼素、酸性多糖、脂質、氨基酸等活性集團與染料陰離子之間作用的結果。司靜[13]等人利用東方栓孔菌菌絲體吸附染料來研究吸附機理，發現其吸附作用主要是兩者之間的靜電作用力。

1.3 生物吸附劑

生物吸附劑一般是指具備選擇性吸附分離能力的生物體及其衍生物，早期多應用于去除水溶液中重金屬離子[14]。生物吸附劑來源廣泛，依據其來源大體可分為兩類 ：微生物和農業廢棄物。微生物主要包括細菌、真菌、藻類等，農林廢棄物則包括植物木屑、樹皮、香蕉皮、橘子皮等。由于微生物特殊的表面和結構特征，又具有豐富的表面官能團、脂類、糖蛋白等能為生物吸附提供結合點位和分配點位，成為天然吸附材料[15]。農業廢棄物由于原料低廉，來源多樣，含有大量的多糖和蛋白質等具有吸附活性基團的生物化學成分，對吸附重金屬具有良好的作用[16]。

生物吸附最為重要的因素就是吸附劑，隨著生物吸附研究的不斷深入，人們以易得、廉價、高效為準則，尋找著新的生物吸附材料，將目光投向了來源廣泛的殼聚糖。殼聚糖中含有的官能團上的氮原子具有孤對電子，能進入金屬離子的空軌道，形成配位鍵結合，使得殼聚糖能有效去除污水中的重金屬離子[17]。應用殼聚糖凈化污染水體已成為當下生物吸附研究的重點內容。

1.4 生物吸附性能的影響因素

生物吸附性能與微生物的類型、培養條件，吸附劑用量、吸附質的種類、結構、初始濃度、老化情況，pH值，共存離子作用等有關。在上述影響因素中，溫度、初始濃度、pH值、共存離子作用是影響較大的幾個因素[18]。

1.4.1 溫度影響

溫度是影響生物吸附性能的重要因素，主要是因為微生物的生長代謝受溫度影響，溫度過高或過低對微生物的生長代謝都是不利的，從而間接的影響到微生物吸附率[19]。吳翰林[20]等研究了在不同溫度下哈茨木霉菌株對Cd2+的吸附，結果發現，當溫度低于 28℃ 時，菌株T61對 Cd2+的吸附量隨溫度升高而增加， 當溫度高于 28℃時，其吸附量隨溫度升高反而降低。

1.4.2 初始濃度影響

較低初始濃度范圍內，隨著初始濃度的增加，生物吸附率相應增加。當污染物初始濃度超過一定濃度，再增加其濃度則吸附率增加緩慢，甚至出現降低的趨勢。這是因為較高初始濃度使污染物和吸附劑之間的碰撞幾率增加，使得更多的吸附質與吸附位點相接觸；而當濃度上升到一定程度后，由于吸附劑表面的吸附點位趨于飽和，繼續增加濃度則吸附效果不明顯[21]。例如余雪梅[22]等人利用菌株PFYN01吸附Cd2+研究金屬離子初始濃度對吸附率的影響，結果發現，當Cd2+濃度相對較低時，菌株PFYN01對Cd2+的吸附率隨濃度的增加而緩慢升高，在 Cd2+濃度相對較高時， 吸附率增高迅速切達到最大值 ，說明Cd2+與菌株有效碰撞的概率增加、吸附位點增多。 當Cd2+濃度超過 一定范圍時，再增加Cd2+濃度，吸附率反而下降，可能是因為高濃度的Cd2+會抑制微生物的生長代謝，使其結構發生變化，相應也會導致微生物表面吸附位點減少，從而吸附率降低。

1.4.3 pH值影響

pH值是影響生物吸附的重要因素之一，pH值的變化決定了吸附物的質子化和去質子化過程，直接決定了吸附物的極性和吸附能力。一般來說，pH值較低時，吸附物特別是氧化型吸附物以及少量碳質吸附劑的表面會攜帶正電荷，而在高pH值時會攜帶負電荷。當操作時的pH值大于酸性電離常數(pKa)時，吸附物帶負電荷。且由于帶電荷的吸附物具有較高的極性以及吸附劑和吸附物間存在的斥力使得吸附力非常微弱。當處于酸性條件下pH值>pKa或堿性條件下pH值

黃惠[23]等人考察了不同pH值下真菌菌株LP-20對 Cd2+的吸附，得知，在pH值為4 ，吸附率達到最大值，在pH值為3～5 范圍內吸附率保持在 95%以上，在pH值為6 時降到90%以下，pH值為7時降至80%以下。姜 晶[24]等人研究了不同pH值下蛋白核小球藻對Pb2+和 Cd2+的生物吸附的影響，結果發現酸性條件下，蛋白核小球藻對 Pb2+和 Cd2+的吸附量隨著 pH 值增加而增大，并在 pH值5.0～6. 0 之間達到最大值；當pH值大于6. 0 時，即近中性時，兩種金屬的吸附量隨 pH值升高而下降。

1.4.4 共存金屬離子影響

溶液中某些共存金屬離子會與主要金屬離子競爭吸附點位，從而抑制主要金屬離子的吸收。張丹[25]等人研究溶液中多種金屬離子共存對毛木耳生物吸附能力的影響，結果發現，當Cu2+和Pb2+初始質量濃度相同時，Pb2+的吸附率急劇下降，認為共存離子濃度相等時其競爭作用最激烈，吸附作用彼此受到抑制。當 Cu2+濃度相應增加時，菌絲體對 Pb2+吸附率增大，可能是溶液中Cu2+數目過多，產生相互競爭排斥，不利于 Cu2+自身結合到吸附位點上，使 Pb2+有更多的機會被吸附。

2 結語和展望

迄今對微生物吸附的研究無論在橫向還是縱向都獲得了長足進展，足以證明生物吸附法去除污染物時有效地。但目前大多微生物吸附僅限于實驗室規模，其工業化的進展卻極其緩慢。其中對吸附機理的研究還不十分透徹，從而造成了已有知識與污水處理廠和工業設施實際需要之間的的嚴重差距。因此，生物吸附今后的研究方向可以集中在探究吸附機理、完善吸附過程模型、生物吸附劑的再生等方面，使得生物吸附法在污染物處理中將得到更廣泛的應用[26]。