全 文 ：粗毛栓菌和蜡状芽孢杆菌及其共固定菌
对 Pb2+的吸附*
杨洲平1 摇 陈摇 平1 摇 王振宇2 摇 胡摇 容1 摇 靖德军1 摇 黄乾明1**
( 1四川农业大学生命科学与理学院, 四川雅安 625014; 2中国科学院沈阳应用生态研究所, 沈阳 110016)
摘摇 要摇 将粗毛栓菌菌丝球与蜡状芽孢杆菌共固定为共固定菌.以粗毛栓菌菌丝球、蜡状芽
孢杆菌和共固定菌为研究对象,测定不同吸附时间、初始 pH、吸附剂浓度和 Pb2+浓度对 3 种
生物吸附剂吸附 Pb2+的影响,并将 3 种生物吸附剂吸附 Pb2+前后的红外吸收光谱进行分析比
较.结果表明: 在吸附剂浓度为 2 g·L-1、pH 为 5. 0、Pb2+浓度为 50 mg·L-1条件下对 Pb2+吸
附 1 h效果良好,其吸附率分别为 71郾 7% 、91郾 0%和 96郾 9% .生物吸附剂红外光谱主要由蛋白
质、碳水化合物和含硫、磷酸基团的吸收带组成,表明对 Pb2+吸附起主要作用的官能团是羟
基、羧基、磷酸基和含硫基团.
关键词摇 粗毛栓菌摇 蜡状芽孢杆菌摇 共固定生物吸附剂摇 铅摇 红外光谱
文章编号摇 1001-9332(2012)08-2212-07摇 中图分类号摇 X522摇 文献标识码摇 A
Lead adsorption by Trametes gallica, Bacillus cereus, and their co鄄immobilized biomaterial.
YANG Zhou鄄ping1, CHEN Ping1, WANG Zhen鄄yu2, HU Rong1, JING De鄄jun1, HUANG Qian鄄
ming1 ( 1 College of Life and Basic Sciences, Sichuan Agricultural University, Ya爷 an 625014,
Sichuan, China; 2 Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shenyang 110016,
China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(8): 2212-2218.
Abstract: Taking Trametes gallica mycelium pellets, Bacillus cereus, and their co鄄immobilized bio鄄
material as bio鄄adsorbents, this paper studied their Pb2+ adsorption under effects of different contact
time, medium initial pH value and Pb2+ concentration, and bio鄄adsorbent concentration, and com鄄
pared the infrared spectra of the bio鄄adsorbents before and after Pb2+ absorption. The Pb2+ adsorp鄄
tion efficiency of the bio鄄adsorbents was the highest when the bio鄄adsorbent concentration was
2 g·L-1, initial pH was 5. 0, initial Pb2+ concentration was 50 mg·L-1, and contact time was
1 h, with the Pb2+ biosorption rate being 71郾 7% for the mycelium pellets of T. gallica, 91郾 0% for
B. cereus, and 96郾 9% for the co鄄immobilized biomaterial. The infrared spectra of the bio鄄adsor鄄
bents were mainly consisted of the absorption zones of protein, carbohydrates, and sulphur鄄 and
phosphors鄄based groups, suggesting that hydroxyl, carboxyl, and sulphur鄄 and phosphate鄄based
groups played important roles in the Pb2+ adsorption by the bio鄄adsorbents.
Key words: Trametes gallica; Bacillus cereus; co鄄immobilized bio鄄adsorbent; lead; infrared spec鄄
trum.
*四川省教育厅重点科研项目(08ZA053)和四川农业大学科技创新
基金项目(00731200)资助.
**通讯作者. E鄄mail: hqming@ sicau. edu. cn
2011鄄09鄄28 收稿,2012鄄05鄄29 接受.
摇 摇 重金属污水是一种对生态环境危害极大且难以
治理的工业污水,难以被水体自净作用消除[1-2],一
般采用传统的物理化学方法(络合、配位、沉淀、离
子交换、吸附、电解、膜分离、氧化还原等)处理废水
中重金属[3-4],当水中的重金属浓度较低 ( < 100
mg·L-1)时,不仅去除率不高,而且运行费用高.
生物吸附剂(biosorbent)是指具有从重金属废
水中吸附分离重金属能力的生物质及其衍生物[5],
利用生物吸附方法处理重金属离子污染废水,对实
现水资源的恢复、维护人体健康具有重要的意义和
实际应用价值.相关研究包括:Jeong 等[6]筛选得到
枸橼酸杆菌属(Citrobacer sp郾 )的一突变株,能够分
泌过量的磷酸氢根离子,可富集相当于细菌干质量
的铀酰离子(UO2 2+);毛雪慧等[7]用沸石和海藻酸
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 8 月摇 第 23 卷摇 第 8 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Aug. 2012,23(8): 2212-2218
钠组合作为共固定材料固定球形红假单胞菌(Rho鄄
dopseudomonas sphaeroides)处理电镀废水中镉(Cd)
和铬(Cr).
粗毛栓菌(Trametes gallica)是一种既能降解异
生物质,又能吸附重金属离子的白腐真菌.蜡状芽孢
杆菌(Bacillus cereus)是芽孢杆菌属的一种,其对重
金属离子的强大吸附能力已被广大科技工作者所证
实[8-10] .已有研究者把真菌同细菌混合培养来降解
一些难降解物质. 但真菌与细菌共固定对铅离子
(Pb2+)的吸附效果怎样? 目前尚未见文献报道. 本
研究将粗毛栓菌菌丝球与培养好的蜡状芽孢杆菌共
固定,制备杂合性生物吸附剂共固定菌;再分别研究
菌丝球、蜡状芽孢杆菌和共固定菌在不同条件下对
Pb2+的吸附能力,通过傅立叶红外光谱分析推测 3
种生物吸附剂对 Pb2+的吸附机理. 其目的在于考察
用粗毛栓菌所制备的菌丝球及其与蜡状芽孢杆菌相
结合形成的共固定菌对 Pb2+的吸附效果,旨在为开
发既可降解异生物质、又能吸附 Pb2+、适合处理混合
污染、能显著提高环境污染处理效率的新型生物吸
附剂提供依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试材料
供试粗毛栓菌、蜡状芽孢杆菌由四川农业大学
生命科学与理学院化学生物学实验室保存并提供.
采用马铃薯葡萄糖琼脂(PDA)固体培养基活化粗
毛栓菌,牛肉膏蛋白胨琼脂(BPA)固体培养基活化
蜡状芽孢杆菌.
菌丝球培养液由 30 g·L-1(NH4) 2 SO410 mL,
200 g·L-1葡萄糖 5 mL,大量元素溶液 30 mL,微量
元素溶液 30 mL,10%吐温 80 1 mL,100 mg·L-1维
生素 B1 6 mL,双蒸水 8 mL配制而成.
1000 mg·L-1 Pb 单元素标准溶液购自国家有
色金属及电子材料分析测试中心.
采用光谱纯硝酸铅配制储备液,浓度为 1000
mg·L-1 Pb2+,其余试剂均为分析纯.
1郾 2摇 生物吸附剂的制备
1郾 2郾 1 粗毛栓菌菌丝球的制备摇 将粗毛栓菌活化后
接种于 PDA培养基平板,28 益培养 6 ~ 8 d,待平板
长满菌丝,用无菌水冲洗,接种环刮取平板,收集液
体于灭菌三角瓶中,磁力搅拌器高速搅拌 10 min,
4 ~ 8层纱布过滤,血球计数板计数制成一定浓度的
孢子悬液.
将菌丝球培养液装瓶后,按 10%的比例接入浓
度为 106 CFU·mL-1的孢子悬液,置于摇床,在
150 r·min-1 30 益下培养 96 h后收集菌丝球.菌丝
球用超纯水(ddH2O)洗 3 次,过滤,称量.取出一部
分菌丝球于烘箱中 80 益烘干至恒量,计算干湿比.
1郾 2郾 2 蜡状芽孢杆菌的制备摇 蜡状芽孢杆菌在 BPA
培养基平板活化后,再接入 BPA 液体培养基中,
30 益 160 r · min-1 培养 3 d,将培养液在 7000
r·min-1下离心 30 min,弃去上清液,用 ddH2O洗涤
菌体 4 ~ 6 遍,弃去上清液,菌体放于 4 益保存,备
用.另取部分菌体 80 益烘干称量,计算干湿比[11] .
1郾 2郾 3 共固定菌的制备摇 将制备好的菌丝球与蜡状
芽孢杆菌等量 (干质量) 混合,加入 2 倍体积
ddH2O,30 益 80 r·min-1培养 1 d后,4000 r·min-1
离心 5 min,收集沉淀,加入少许 ddH2O,拌匀. 取部
分菌体于 80 益烘干称量,计算干湿比.
1郾 3摇 不同条件对 3 种生物吸附剂吸附 Pb2+的影响
试验
1郾 3郾 1 吸附时间摇 首先确定生物吸附剂对 Pb2+的吸
附平衡时间.分别称取 3 种生物吸附剂 0郾 2 g(干质
量,按干湿比计算湿质量),再加入 100 mg·L-1的
Pb2+溶液 50 mL,吸附剂体积按照其湿质量计算
(1 g=1 mL),补加去离子蒸馏水至 100 mL,调节溶
液 pH 至 5,此时吸附剂浓度为 2 g·L-1 . 25 益
150 r·min-1恒温振荡. 吸附时间分别为 2 min、
5 min、10 min、30 min、1 h、2 h、8 h、16 h 和 60 h,然
后取样.每次取样体积不超过 2 mL.样品高速离心,
取上清液稀释定容,考察吸附时间对吸附的影响.
1郾 3郾 2 pH摇 调节各溶液的 pH依次为 3郾 0、3郾 5、4郾 0、
4郾 5、5郾 0、5郾 5 和 6郾 0.考察 pH对吸附的影响.
1郾 3郾 3 Pb2+ 初始浓度 摇 各溶液中依次加入 200
mg·L-1的 Pb2+溶液 12郾 5、25郾 0、37郾 5、50郾 0 mL,补
加去离子蒸馏水至 100 mL.使 Pb2+溶液终浓度分别
为 25、50、75、100 mg·L-1,考察 Pb2+初始浓度对吸
附的影响.
1郾 3郾 4 生物吸附剂加入量摇 分别称取 3 种生物吸附
剂 0郾 10、0郾 15、0郾 20、0郾 25、0郾 30、0郾 35、0郾 40 g,加入
100 mg·L-1的 Pb2+溶液 50 mL,补加去离子蒸馏水
至 100 mL,使 Pb2+终浓度为 50 mg·L-1,各吸附剂
终浓 度 分 别 为 1郾 0、 1郾 5、 2郾 0、 2郾 5、 3郾 0、 3郾 5、
4郾 0 g·L-1,考察吸附剂浓度对吸附的影响.
1郾 4摇 Pb2+含量的测定
依据国家环境保护局 1987 年颁布的《水质铜锌
铅镉的测定:原子吸收分光光度法》 (GB / T 7475—
31228 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 杨洲平等: 粗毛栓菌和蜡状芽孢杆菌及其共固定菌对 Pb2+的吸附摇 摇 摇 摇 摇 摇
1987) [12],采用原子吸收分光光度计测定样品中
Pb2+浓度.
1郾 4郾 1 标准曲线的绘制 摇 将 Pb2+ 标准液 ( 1000
mg·L-1)稀释 200 倍,配制 5 mg·L-1 Pb2+工作液.
分别吸取 Pb2+工作液各 0、5、10、20、50 mL,用 0郾 2%
HNO3溶液定容至 100 mL,此标准系列 Pb2+浓度分
别为 0、0郾 25、0郾 50、1郾 00、2郾 50 mg·L-1 .在原子吸收
分光光度计上测定其吸光度,绘制标准曲线.
1郾 4郾 2 样品测定与计算 摇 根据标准曲线,确定样品
中 Pb2+浓度,并计算原吸附体系中 Pb2+的平衡浓度
Ce .
Ce =C t·M
式中:C t为标准曲线上的 Pb2+浓度(mg·L-1);M 为
样品溶液稀释倍数;Ce为原吸附体系中 Pb2+的平衡
浓度(mg·L-1).
Pb2+吸附率(R)按下式计算:
R=(C0-Ce) / C0伊100%
其中:C0为溶液中 Pb2+的初始浓度(mg·L-1).
1郾 5摇 傅立叶红外光谱分析
将 3 种生物吸附剂烘干,研磨,取小于 450 滋m
的样品粉末,采用 KBr 压片法将样品制备成半透明
样品盘,置于光谱仪内测定.
1郾 6摇 数据处理
运用 Matlab 软件,采用 Langmuir 模型,模拟吸
附剂解离常数(Kd)、Pb2+浓度(b)同吸附率(R)关系
的三维图,探讨其吸附特性.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同条件对 3 种生物吸附剂吸附 Pb2+的影响
当菌丝球和蜡状芽孢杆菌共同培养 1 d 后,菌
液由原来的浑浊变得澄清,白色的菌丝球变微黄.表
明绝大多数蜡状芽孢杆菌被吸附固定到菌丝球上,
固定效果良好.
2郾 1郾 1 吸附时间摇 由图 1 可知,3 种吸附剂吸附 Pb2+
时,随着时间延长,吸附剂对 Pb2+的吸附率不断增
加.经过 1 h吸附后,菌丝球、蜡状芽孢杆菌和共固
定菌对 Pb2+的吸附率分别达到 71郾 7% 、91郾 0% 和
96郾 9% .生物体吸附 Pb2+的过程主要有两个阶段:第
一个阶段是 Pb2+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 Pb2+结合的被动吸附,这
一过程进行得很迅速;另一阶段是活体细胞的主动
吸附,即细胞表面吸附的 Pb2+与某些酶相结合而转
移至细胞内,这是一个主动运输的过程,它包括传输
图 1摇 吸附时间和 pH对 Pb2+吸附的影响
Fig. 1摇 Effects of contact time and pH on the Pb2+ biosorption郾
玉: 粗毛栓菌菌丝球 Trametes gallica mycelium pellets; 域: 蜡状芽孢
杆菌 Bacillus cereus; 芋: 共固定菌 Co鄄immobilized biomaterial郾 下同
The same below郾
和沉积,十分缓慢[13] .
2郾 1郾 2 pH值摇 由图 1 可以看出,随着吸附系统 pH
值的升高,各吸附剂的吸附率也逐渐升高.共固定菌
对 Pb2+的吸附效果比菌丝球和蜡状芽孢杆菌表现得
更好,但并不表现为简单的两者算术平均和.推测其
原因,可能是共固定后,它们对 Pb2+的吸附存在一定
的协同作用.在研究生物吸附时,应该避免微沉淀的
产生.本研究中,虽然 pH 为 5郾 5 时 3 种吸附剂吸附
率较高,但 Pb(OH) 2的溶积常数为 1郾 42 伊10-20,经
计算 pH为 5 的条件下不产生微沉淀. 因此我们选
择 pH为 5 以防吸附系统内微沉淀的产生.
2郾 1郾 3 Pb2+初始浓度摇 由图 2 可知,随着 Pb2+浓度的
增加,3 种吸附剂对 Pb2+吸附率下降,且共固定菌>
蜡状芽孢杆菌>菌丝球. 在浓度为 25 ~ 75 mg·L-1
时,共固定菌的吸附率维持在 95%以上,且吸附率
下降不明显;在浓度为 25 ~ 50 mg·L-1时,蜡状芽孢
杆菌吸附率降低幅度也不大;而菌丝球的吸附率降
低较快. Pb2+初始浓度低时,Pb2+与吸附剂可利用的
吸附单元比值较低,吸附剂的表面能够提供丰富的
吸附活性位点,因此吸附效果较好,吸附率较高. 反
之亦然[14] .
2郾 1郾 4 生物吸附剂加入量 摇 图2分别为3种吸附剂
4122 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
图 2摇 Pb2+初始浓度和吸附剂用量对 Pb2+吸附的影响
Fig. 2摇 Effects of initial Pb2+ concentration and biosorbent dos鄄
age on the Pb2+ biosorption郾
加入量改变时,吸附剂对 Pb2+吸附率的变化.从图中
可以看出,随着吸附剂加入量的增加,吸附率逐渐增
加.三者吸附效果相比:共固定菌>蜡状芽孢杆菌>
菌丝球.吸附剂浓度在 1 ~ 2 g·L-1范围内,3 种吸附
剂的吸附率逐渐增加,随着吸附剂用量的进一步增
加,吸附率到达一平台期. 因此,吸附剂最佳用量为
2 g·L-1 .
2郾 2摇 傅立叶红外光谱分析
图 3 为 3 种生物吸附剂吸附 Pb2+前后的红外光
谱变化. 1645 cm-1左右处的吸收峰为酰胺 I 带,是
C=O的伸缩振动引起的;1540 cm-1左右的吸收峰是
酰胺域带,是 N—H 的弯曲振动和 C—N 的伸缩振
动引起的;1240 cm-1左右处的吸收峰是酰胺芋带,
是 C—N 的伸缩振动和 N—H 的弯曲振动引起的,
可能还有 P=O 与 C = S 的伸缩振动或羰基 C =O 的
伸缩振动的贡献,其中前 2 个峰是蛋白质的特征谱
带[15] .
从图 3 可以看出,与未吸附 Pb2+相比,菌丝球吸
附 Pb2+后,其吸收强度变化不大,但发生了吸收峰的
偏移. -OH的吸收峰移至3424郾 43 cm-1 ;酰胺玉带
图 3摇 3 种生物吸附剂吸附 Pb2+前后的红外光谱图
Fig. 3摇 Infrared spectra of three biosorbents before and after Pb2+ absorption郾
a)吸附前 Before absorption; b)吸附后 After absorption.
51228 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 杨洲平等: 粗毛栓菌和蜡状芽孢杆菌及其共固定菌对 Pb2+的吸附摇 摇 摇 摇 摇 摇
吸收峰移至 1646郾 59 cm-1;酰胺域带吸收峰移至
1542郾 21 cm-1;酰胺芋带吸收峰移至 1235郾 13 cm-1;
其叔胺或磺胺的吸收峰位移不大,在1379郾 56 cm-1;
-OH在吸附 Pb2+时发挥了主要作用.
与未吸附 Pb2+相比,蜡状芽孢杆菌吸附 Pb2+后,
其吸收强度在整个波数范围内都有较大的降低.其
-OH的吸收峰移至 3439郾 02 cm-1;酰胺玉带吸收峰移至
1644郾 24 cm-1;酰胺域带吸收峰移至 1541郾 52 cm-1;酰
胺芋带吸收峰未变;羧基 ( - COOH)吸收峰移至
1384郾 58 cm-1;指纹区 1114郾 04 cm-1后的 2 个吸收峰
在吸附 Pb2+后消失. 说明-OH、蛋白质的羰基(C =
O)、其他分子的-COOH 均参与了配位结合 Pb2+,磷
酸和(或)巯基基团可能也参与了 Pb2+的吸附.
与未吸附 Pb2+相比,共固定菌吸附 Pb2+后,其吸
收强度变化不大. -OH 吸收峰移至 3422郾 99 cm-1,
酰胺玉带吸收峰移至 1646郾 45 cm-1,但是其他功能
基团的吸收峰波数改变很小或没有改变,可能是添
加的 Pb2+量较小,Pb2+优先与蛋白质的 C = O 结合,
其余功能基团未能吸附到 Pb2+ .
2郾 3摇 Langmuir模型拟合吸附
将 Langmuir模型用以拟合本试验 3 种生物吸附
剂对 Pb2+的吸附,对 Langmuir方程进行以下变形:
qe =
Q0KCe
KCe + 1
寅 qe =
Q0Ce
Ce +
1
K
寅令Kd =
1
K ,可得:
qe =
Q0Ce
Ce + Kd
此方程和酶反应米氏方程 V =
Vmax[S]
Km+[S]
在形式
上相同.
在重金属离子浓度为 50 mg·L-1,吸附剂浓度
为 1 g·L-1的情况下,其金属离子吸附率(R)与吸
附剂 Q0、吸附剂浓度 a、金属离子浓度 b 及 Kd的关
系式为:
qe =
Q0Ce
Ce + Kd
b = aqe + Ce
R =
aqe
aqe + C
ì
î
í
ï
ï
ï
ï
ï
ï
e
寅 R = [(aQ0 + Kd + b) -
(aQ0 + Kd + b) 2 - 4aQ0 ] / 2
为考查 Kd、b与 R的关系,令 Q0 = 50 mg·g-1,
a=1 g·L-1,在 0
图 4摇 吸附影响因子间关系的三维图(玉)与三维旋转图
(域)
Fig. 4摇 Three鄄dimensional chart (玉) and rotated three鄄dimen鄄
sional chart (域) of affecting factors on biosorption郾
摇 摇 从图 4 可以看出,解离常数与 Pb2+浓度对吸附
率的影响是相同的,可以认为解离常数值的减小,相
当于减小了 Pb2+浓度,有利于吸附率的提高.
本研究通过共固定的方法,把白腐真菌粗毛栓
菌和细菌蜡状芽孢杆菌共固定,使杂合性吸附剂共
固定菌对 Pb2+吸附的结合稳定性增大(即 Kd减小),
最大吸附量有所提高(即 Q0增大).
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 不同影响因子对生物吸附剂吸附 Pb2+的影响
在研究生物吸附时,pH通常是影响因子中最重
要的一个,它同时影响吸附剂细胞表面的吸附位点
和溶液中重金属离子的理化状态. 对大多数吸附体
系而言,一般随着 pH 值的增大,生物吸附率会增
加;当 pH接近中性时,吸附率又开始下降. 推测其
原因,当溶液为酸性时,重金属以离子状态存在,虽
然容易被细菌吸附,但是位于细胞表面的官能团活
性位点质子化程度较高,即水合氢离子与细菌表面
的活性位点结合,阻止了重金属阳离子与吸附活性
位点的接触,因此细胞对重金属离子吸附率较小;随
着 pH值升高,细胞表面官能团逐渐脱质子化,官能
团的负电荷逐渐暴露出来,因此重金属阳离子与活
性位点结合量随之增加.当 pH 接近中性时,重金属
6122 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
离子生成了氢氧化物沉淀,微沉积于微生物表面,影
响细胞的吸附作用[1] . 本研究中发现,菌丝球在 pH
3 ~ 6的吸附系统中,由原来的白色变为暗黄色.沈薇
等[16]的研究也发现了此现象,表现为木霉属(Tri鄄
choderma sp郾 )丝状真菌活细胞吸附 Pb2+时,颜色随
pH值的增大而加深.所以常把吸附系统的 pH 控制
得较低或在 4郾 5 ~ 5 左右[17] .
重金属离子初始浓度对生物吸附存在影响.当
重金属离子初始浓度低时,吸附剂的表面能够提供
丰富的吸附活性位点,吸附率较高;当重金属离子初
始浓度较高时,吸附剂对重金属离子的吸附率会降
低.故寻找合适的重金属离子初始浓度,使吸附效果
达到最优是研究目标之一.
生物吸附剂浓度影响重金属离子吸附.如果生
物吸附剂加入量太小,不能有效去除重金属离子;反
之,如果加入量过大,虽然对重金属离子吸附率提
高,但会造成资源浪费.这可能是因为在重金属离子
浓度固定,吸附剂浓度较低的情况下,吸附剂的总比
表面积很小,官能团总量也很少,因而对重金属离子
的吸附率较低.随着吸附剂浓度的增加,其总比表面
积和官能团增加,因此吸附率也增加[18] .
3郾 2摇 生物吸附量的差异
已有较多关于生物吸附 Pb2+的研究报道,杨卓
等[19]以印度芥菜为超富集植物,研究了巨大芽胞杆
菌(Bacillus megaterium)和胶质芽胞杆菌 (Bacillus
mucilaginosus)的混合微生物制剂、黑曲霉(Aspergil鄄
lus niger)30177 发酵液对植物修复 Cd、Pb、Zn 污染
土壤的作用.印度芥菜的上部 Pb吸附量比对照提高
129郾 0% ;在添加底泥 Pb污染的土壤上,比对照提高
113郾 6% .王艳等[20]报道了翦股颖(Agrostis stolonif鄄
era)对土壤 Pb 的吸附能力,发现其 Pb 吸附随污染
浓度的增加而增加.
研究发现,嗜铅性细菌吸附 Pb2+后,其表面多
糖、蛋白质的羟基峰和羰基峰均有不同程度的迁移,
羟基峰、糖苷峰等峰宽略增[21] . 大豆皮渣和非活性
微囊藻(Microcystis)对 Pb2+具有较好的生物吸附效
果[22-23] . Goksungur 等[24]研究结果表明,乙醇处理
后的酵母对 Pb2+最大吸附量可达 17郾 94 mg·g-1 .
本试验中,粗毛栓菌菌丝球对 Pb2+吸附效果好
于 Zhang 等[25] 报 道 的 毛 木 耳 种 ( Auricularia
polytricha)及 Bayramoglu等[26]报道的活性和非活性
云芝菌(Trametes versicolor)对 Pb2+的吸附;蜡状芽孢
杆菌对 Pb2+的吸附略好于 Colak 等[27]的研究,但与
潘建华等[10]的研究略有不同,可能是由于菌体表面
Pb2+的结合位点存在差异所致. 本研究将粗毛栓菌
菌丝球和蜡状芽孢杆菌共固定吸附 Pb2+,吸附效果
高于单一菌体的吸附性能.
3郾 3摇 菌丝球、蜡状芽孢杆菌及二者共固定对 Pb2+的
吸附机理
菌丝球是发酵过程中自然形成的一种微生物颗
粒,有生物活性良好、沉降速度快、易于固液分离等
优点,是一种功能优良的生物质载体,被广泛应用于
废水中重金属的脱除.
菌丝球吸附重金属离子是放热过程,至少存在
两种机理:一是重金属离子与细胞壁中某些成分发
生了较复杂的反应,是具有表面络合特征的化学吸
附,如菌体表面一些含氧基团进行的络合作用;二是
重金属离子与细胞表面 H+的离子交换[28] .
菌体吸附 Pb2+后,可用 H+、Cl-、S2O3 2-、NO2-解
吸菌丝球上吸附的 Pb2+[29] . H+与 Pb2+竞争细胞壁上
的活性官能团,使 Pb2+失去和其结合的机会,导致
Pb2+又回到溶液中,而 Cl-、S2O3 2-、NO2-等由于可与
Pb2+形成化合物,所以也能起到解吸附的作用.解吸
附后的菌丝球可以反复利用,不仅解决了生物吸附
后重金属的回收问题,而且充分利用了菌丝球的生
物吸附作用,节约资源.
蜡状芽孢杆菌吸附 Pb2+后菌体表面基团本身没
有改变,但存在 K+和 Na+的大量释放现象[9] . 静电
吸附、离子交换作用、表面配合作用是菌体对 Pb2+进
行吸附的最主要途径. 菌体表面羧基、磷酸基、胺基
和羟基等活性基团参与吸附作用.
将菌丝球充当载体与蜡状芽孢杆菌结合,形成
混合菌丝球,既能充分发挥蜡状芽孢杆菌的降解作
用,又解决了蜡状芽孢杆菌的流失问题.将菌丝球作
为载体,具有如下优点:1)菌丝球具有较好亲疏水
平衡值,表面带有和微生物一样的正电荷,表面官能
团或元素利于细菌的粘附;2)菌丝球表面具有更多
更大的表面积;3)菌丝球生长迅速、代时短、生产成
本低.
3郾 4摇 研究不足及展望
重金属污染一般都是两种或多种的重金属复合
型污染,多种重金属在迁移、吸附过程中,存在相互
促进或者拮抗的作用. 本试验局限在单一的重金属
铅上,试验结果存在一定的单一局限性.若要合理有
效地研究修复重金属污染水的作用机制,还需要更
加深入的研究.
参考文献
[1] 摇 Chen M (陈摇 敏), Gan Y鄄R (甘一如). Biosorption
71228 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 杨洲平等: 粗毛栓菌和蜡状芽孢杆菌及其共固定菌对 Pb2+的吸附摇 摇 摇 摇 摇 摇
of heavy metals. Chemical Industry and Engineering (化
学工业与工程), 1999, 16(1): 19-25 (in Chinese)
[2]摇 Liu R鄄X (刘瑞霞), Tang H鄄X (汤鸿霄), Lao W鄄X
(劳伟雄). Advances in biosorption mechanism and
equilibrium modeling for heavy metals on biomaterials.
Progress in Chemistry (化学进展), 2002, 14(2): 87-
92 (in Chinese)
[3]摇 Zouboulis AI, Loukidou MX, Matis KA. Biosorption of
toxic metals from aqueous solutions by bacteria strains
isolated from metal鄄polluted soils. Process Biochemistry,
2004, 39: 909-916
[4]摇 Hawmi AH, Mulligan CN. Heavy metals uptake mecha鄄
nisms in a fixed鄄bed column by calcium鄄treated anaero鄄
bic biomass. Process Biochemistry, 2006, 41: 187-198
[5]摇 Yun YS, Vijayaraghavan K, Won SW. Bacterial bio鄄
sorption and biosorbents / / Ktorba P, ed. Microbial Bio鄄
sorption of Metals. Berlin: Springer, 2011: 121-141
[6]摇 Jeong BC, Hawes C, Bonthrone KM, et al. Localization
of enzymically enhanced heavy metal accumulation by
Citrobacter sp. and metal accumulation in vitro by lipo鄄
somes containing entrapped enzyme. Microbiology,
1997, 143: 2497-2507
[7]摇 Mao X鄄H (毛雪慧), Xu M鄄F (徐明芳), Liu H (刘
辉), et al. Biosorption of heavy metals from electropla鄄
ting wastewater by immobilized Rhodopseudomonas spha鄄
eroides. Journal of Ecology and Rural Environment (生
态与农村环境学报), 2010, 26 (2): 160 - 166 ( in
Chinese)
[8]摇 Wang T (王摇 婷), Yin H (尹摇 华), Peng H (彭摇
辉), et al. Effects of low concentration heavy metals on
biodegradation of BDE209 by Bacillus cereus. Environ鄄
mental Science (环境科学), 2008, 29 (7): 1967 -
1972 (in Chinese)
[9]摇 Li H (李摇 辉), Shi L (石摇 璐), Zhang G鄄F (张国
芳), et al. The adsorption mechanism of Bacillus cereus
SY with respect to Cd. Science & Technology Review
(科技导报), 2010, 28(7): 59-62 (in Chinese)
[10]摇 Pan J鄄H (潘建华), Liu R鄄X (刘瑞霞). Biosorption of
Pb2+ by Bacillus cereus biomass. Environmental Science
(环境科学), 2004, 25(2): 166-169 (in Chinese)
[11]摇 Liu R鄄X (刘瑞霞), Pan J鄄H (潘建华), Tang H鄄X
(汤鸿霄), et al. Biosorption mechanism of Cu (域)
on Micrococcus luteus biomass. Environmental Chemistry
(环境化学), 2002, 21(1): 50-55 (in Chinese)
[12] 摇 State Environmental Protection Administration of China
(国家环境保护局). Water Quality Determination of
Copper, Zinc, Lead and Cadmium: Atomic Absorption
Spectrometry ( GB / T 7475-1987 ). Beijing: China
Standards Press, 1987: 49-55 (in Chinese)
[13]摇 Wang Y鄄X (王亚雄), Guo J鄄L (郭瑾珑), Liu R鄄X
(刘瑞霞). Biosorption of heavy metals by bacteria iso鄄
lated from activated sludge. Environmental Science (环
境科学), 2001, 22(6): 72-75 (in Chinese)
[14]摇 Liu H (刘摇 恒), Wang J鄄L (王建龙), Wen X鄄H (文
湘华). Study on biosorption of heavy metal ion鄄lead by
yeast. Research of Environmental Sciences (环境科学研
究), 2002, 15(2): 26-29 (in Chinese)
[15]摇 Das SK, Guha AK. Biosorption of chromium by Termito鄄
myces clypeatus. Colloids and Surfaces B: Biointerfaces ,
2007, 60: 46-54
[16]摇 Shen W (沈摇 薇), Yang S鄄L (杨树林), Li X鄄K (李
校堃), et al. The mechanism of Pb(域) sorption by
living cell of Trichoderma sp. HR鄄1. China Environ鄄
mental Science (中国环境科学), 2006, 26(1): 101-
105 (in Chinese)
[17]摇 Volesky B. Biosorption and me. Water Research, 2007,
41: 4017-4029
[18]摇 Karthikeyan S, Balasubramanian R, Iyer CSP. Evalua鄄
tion of marine algae Ulva fasciata and Sargassum sp. for
the biosorption of Cu(域) from aqueous solutions.
Bioresource Technology, 2007, 98: 452-455
[19]摇 Yang Z (杨摇 卓), Wang Z鄄L (王占利), Li B鄄W (李
博文), et al. Promotion effects of microorganisms on
phytoremediation of heavy metals鄄contaminated soil.
Chinese Journal of Applied Ecology (应用生态学报),
2009, 20(8): 2025-2031 (in Chinese)
[20]摇 Wang Y (王摇 艳), Xin S鄄G (辛士刚), Ma L鄄J (马
莲菊), et al. Cu and Pb absorption and tolerance of
Agrostis stolonifera and Festuca arundinacea. Chinese
Journal of Applied Ecology (应用生态学报), 2007, 18
(3): 625-630 (in Chinese)
[21]摇 Zhao Y鄄Q (赵玉清), Chen J鄄Q (陈吉群), Zhang F鄄J
(张凤杰), et al. Adsorption investigation of Pb2+ by
dominant bacteria in aqueous media. Ion Exchange and
Adsorption (离子交换与吸附), 2009, 25(6): 519-
526 (in Chinese)
[22]摇 Li J, Chen EZ, Su HJ, et al. Biosorption of Pb2+ with
modified soybean hulls as absorbent. Chinese Journal of
Chemical Engineering, 2011, 19: 334-339
[23]摇 Ribeiro RFL, Magalhaes SMS, Barbosa FAR, et al.
Evaluation of the potential of microalgae Microcystis no鄄
vacekii in the removal of Pb2+ from an aqueous medium.
Journal of Hazardous Materials, 2010, 179: 947-953
[24]摇 Goksungur Y, Uren S, Guvenc U. Biosorption of cadmi鄄
um and lead ions by ethanol treated waste baker爷s yeast
biomass. Bioresource Technology, 2005, 96: 103-109
[25]摇 Zhang D, Gao JW, Gao TY, et al. Biosorption of Cu
(域) and Pb (域) by Auricularia polytricha. Wuhan
University Journal of Natural Sciences, 2007, 12: 755-
761
[26]摇 Bayramoglu G, Bektas S, Arica MY. Biosorption of
heavy metal ions on immobilized white鄄rot fungus
Trametes versicolor. Journal of Hazardous Materials,
2003, 101: 285-300
[27]摇 Colak F, Atar N, Yazicioglu D, et al. Biosorption of
lead from aqueous solutions by Bacillus strains possess鄄
ing heavy鄄metal resistance. Chemical Engineering Jour鄄
nal, 2011, 173: 422-428
[28]摇 Choi SB, Yun YS. Biosorption of cadmium by various
types of dried sludge: An equilibrium study and investi鄄
gation of mechanisms. Journal of Hazardous Materials,
2006, 138: 378-383
[29]摇 Li W (李摇 薇), Wu J (吴摇 涓), Li Q鄄B (李清彪),
et al. Desorption of Pb2+ from Phanerochaete chrysospori鄄
um pellets. Journal of Xiamen University (Natural Sci鄄
ence)(厦门大学学报·自然科学版), 2000, 39(4):
481-484 (in Chinese)
作者简介 摇 杨洲平,女,1981 年生,硕士,讲师. 主要从事化
学生物学研究. E鄄mail: yzhouping@ 163. com
责任编辑摇 肖摇 红
8122 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷