硫酸盐还原菌对重金属离子的吸附.docx

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硫酸盐还原菌对重金属离子的吸附

硫酸盐还原菌对重金属离子的吸附

硫酸盐还原菌EPS

对重金属离子吸附性能研究

摘要：

胞外聚合物（ExtacellularPolymericSubstances,EPS）是一定环境条件下由细菌、真菌、藻类细胞分泌的高分子聚合物，对重金属具有良好的吸附效果。

胞外聚合体覆盖在微生物的表面，填充在各种微生物聚集体内部空隙中，维持各种微生物聚集体的结构和功能的完整性，是决定其表面性质的关键物质。

用从硫酸盐还原菌中提取的EPS吸附Cu2+和Zn2+，研究接触时间，溶液初始pH对吸附的影响，得出吸附在12小时达到平衡，吸附量随着pH的升高而升高。

绘制Cu2+和Zn2+的吸附等温线，Freundlich和Langmuir吸附模式都可以充分的描述硫酸盐还原菌EPS对Cu2+和Zn2+的吸附。

从Langmuir模式中得出硫酸盐还原菌EPS对Cu2+和Zn2+的最大吸附量分别为899.068mg/gEPS和603.5mg/gEPS。

研究Cu2+和Zn2+对EPS的竞争吸附，二元金属吸附实验表明对金属离子的亲和性为Zn2+＞Cu2+。

FTIR分析揭示羧基，胺基和羟基在吸附Cu2+和Zn2+中起主要作用。

关键词：

胞外聚合物；生物吸附；硫酸盐还原菌；重金属

Abstract:

Extacellularpolymericsubstances（EPS）,producedbymanymicroorganisms,suchasalgae,bacteria,andfungi,playacrucialroleinthebiosorptionofheavymetals.EPSonthemicrobialcellsurfaceareamajorcomponentofmicrobialaggregatesforkeepingthemtogetherinathree-dimensionalmatrix.Theyareakeyelementforgoverningthemicrobialsurfacecharacteristics.SorptionofCu2+andZn2+ontotheextracellularpolymericsubstances（EPS）producedbySulfate-reducingbacteria（SRB）wasinvestigatedforthecontacttimeandtheinitialpHofthesolution.Theresultsshowedthattheadsorptionofbalancewasarrivedat12hoursandthesorptionofCu2+andZn2+increasedwithincreasingpH.ThenwedrawtheadsorptionisothermofCu2+andZn2+.BoththeFreundlichandLangmuiradsorptionmodelsdescribedthesorptionofCu2+andZn2+bytheEPSofSulfate-reducingbacteria.ThemaximumsorptioncapacitiesofSulfate-reducingbacteriaEPScalculatedfromtheLangmuirmodelwere899.068mg/gEPSand603.5mg/gEPSforCu2+andZn2+,respectively.WestudytheCu2+andZn2+onthecompetitiveadsorptionofEPS.ThebinarymetalsorptionexperimentsshowedaselectivemetalbindingaffinityintheorderofZn2+＞Cu2+.Fouriertransforminfraredspectroscopy（FTIR）analysisrevealedthatcarboxylandhydroxylfunctionalgroupsweremainlycorrelatedwiththesorptionofCu2+andZn2+.

Keywords:

Extacellularpolymericsubstances;Biosorption;Sulfate-reducingbacteria;Heavymetal

第一章绪论

1.1研究背景

随着工业生产的不断发展，排放到环境中的含重金属离子的废水不论是从数量上还是从种类上都大大的增加了。

重金属污染于其它有机化合物的污染不同，重金属具有亲脂性、高复积性和难降解性，进入水体后容易在水生生物体内积累，并随着生物营养级的升高而增大，水体中的重金属还能对生物产生显著毒性作用，所以，即使很低的重金属浓度都会对水生生态系统和人类造成严重危害。

重金属污染已成为世界范围的严重环境问题。

我国水体重金属问题也十分突出，根据全国906个供水水源地的底质断面监测结果，受重金属污染的断面有732个，污染率为81%,其中超标断面有332个，超标率为37%[1]。

水体的重金属污染已成为不争的事实，水环境重金属污染不但造成了重大的经济损失，还对水生生态系统平衡及人类生命健康都带来了极大的破坏。

因此，有效的去除废水中的重金属已成为环保领域十分迫切的任务。

传统的处理方法包括化学沉淀法、化学氧化还原法、离子交换法、膜处理法和电化学法等。

但这些方法存在投资大、运行成本高、操作管理麻烦、并且会产生二次污染和不能很好地解决金属和水资源再利用的问题，很大程度上限制了它们的实际应用价值。

近年来，一种崭新的处理含金属废水的方法—-生物吸附法以其高效、廉价的优点逐渐引起了人们的兴趣。

所谓生物吸附法就是利用某些生物体本身的化学结构及成分特性来吸附溶于水中的金属离子，再通过固液两相分离来去除水溶液中金属离子的方法。

它具有原料价廉易得、吸附设备简单、易操作、吸附速度快、吸附量大、选择性好等特点。

而胞外聚合物（ExtracellularPolymericSubstances，EPS）作为一种新型的生物吸附剂已经越来越受到国内外众多学者的重视。

胞外聚合物是一定环境条件下由细菌、真菌、藻类细胞分泌的高分子聚合物，主要成分包括多糖、蛋白质、腐殖质、糖醛酸、核酸和脂类等，这些组分中含有-COOH、-NH2、-SH、-OH和PO43-等官能团[2]，这些官能团中的氮、氧、硫等原子都可以提供孤对电子与金属离子配位，因此对重金属有很强的吸附作用[3]。

研究表明，微生物胞外聚合物（EPS）对重金属具有良好的吸附效能，在生物吸附中起重要作用。

作为一种无生命无代谢的生物吸附剂，微生物胞外聚合物因易得、在处理过程中不需营养物质、可避免与微生物相关的致病原等而更具优势。

1.2胞外聚合物的定义和作用

胞外聚合物通常认为是微生物细胞外高分子物质的总称，这些高分子物质主要来源于细胞内分泌、细胞表面物质脱落、细胞自溶和外界吸收等不同过程。

在早期研究中，胞外聚合物常被称为“extracellularpolysaccarides”，“exopolysaccarides”，“exopolymers”，“extracellularpolymer”（ECP），“extracellularmaterial”等，这是因为多糖（Polysaccarides）在早期的生物膜研究中曾被认为是EPS的主要成分。

然而，随着研究的深入，人们发现蛋白质、核酸以及一些脂类物质在活性污泥、下水道生物膜、滴滤池生物膜以及一些纯培养微生物的胞外聚合物中也占了很重要的比重，甚至占据了绝对数量。

此外，腐殖质也在一些土壤微生物的胞外聚合物中发现。

因此，“extracellularpo1ymericsubstances”就成为一个更普遍、更能全面概括微生物胞外聚合物的一个名称，简称EPS[4]。

EPS对于微生物的作用很多，较为突出的作用有以下几点：

（1）吸附周围环境中的有机物及无机离子，并在重金属生物吸附中发挥关键作用；

（2）在细胞外形成保护层，阻止有害外源物质对细胞的毒害作用；

（3）为饥饿环境中的细胞提供碳源和能量；

（4）粘附在细胞表面，聚合细胞，固定基质；

（5）酶活动：

消化外界大分子物质以满足营养需求。

1.3胞外聚合物的成分和含量

分析EPS的化学组成是是EPS研究的基础，是理解整个废水处理反应器中

微生物表面特性的前提。

在活性污泥中，EPS的含量最高可占污泥干重的15%或更多。

EPS的主要有机成分是多糖和蛋白质，二者的含量比（以重量计蛋白质/多糖）约在0.2-5之间。

此外还有磷脂、核酸、腐殖质、糖醛酸以及无机成分[5]。

其中蛋白和多糖占EPS总量的约70-80%，其他部分占20-30%。

对废水生物处理反应器中污泥来说，腐殖质可能也是其中一个主要的成分，含量约为20%[6]。

研究者还对EPS中多糖和蛋白质的单体成分进行了分析[7]。

胞外多糖所含的单糖种类较多，主要有鼠李糖、甘露糖、半乳糖、葡萄糖、氨基葡萄糖等，胞外蛋白含有的氨基酸种类有天冬氨酸、甘氨酸、丙氨酸、丝氨酸、亮氨酸、赖氨酸等。

1.4EPS在废水处理中的作用

EPS与废水处理反应器中微生物聚集体的结构、组成、表面性质以及微生物生态均密切相关，在废水生物处理中起着重要作用。

EPS基质和微生物细胞通过各种作用力粘结在一起，形成一个巨大的网状结构，含有大量的水份，可以防止微生物缺水干燥；由于EPS和细胞之间存在范德华相互作用、静电相互作用、氢键、疏水相互作用等，EPS在微生物聚集、絮凝、自固定成生物膜或颗粒等方面起了很大的作用，可加速微生物聚集体的形成；保护细菌免受外界不利环境的影响[8]；在营养不足的情况下可用作碳源或能源；协助细胞摄入附近的营养物，从外界环境中吸取和积累营养物质；EPS表面含有大量的可以和金属离子发生相互作用的官能团（如羧基、羟基等），可以和金属离子发生吸附或螯合，可以有效的去除废水中含有的金属或重金属离子等等。

1.5胞外聚合物研究进展及前景展望

鉴于EPS在废水生物处理系统中起着极其重要的作用，EPS吸引了越来越多的研究者关注。

目前对EPS的研究多集中在EPS提取、性质表征、EPS与微生物特性关系这几方面。

未来随着人们对胞外聚合物及其主要成分的认知，开发和利用细菌胞外聚合物及其主要成分的研究将成为热点。

细菌胞外聚合物及其主要成分的理论研究，对于揭示生命活动的奥秘有着重要而深远的意义。

今后胞外聚合物及其主要成分的在矿物加工、冶金、环境、食品、生物医学、石油等工程上研究和应用的重点有以下几点：

（1）大批量培养合适的菌株，以获得EPS；

（2）利用基因技术培育合适的菌株，以获得大量的EPS；

（3）测定EPS的结构；

（4）研究EPS结构与其抑制作用之间的相互关系。

（5）针对不同工程需要，有针对性的开发胞外聚合物的特性。

（6）研究胞外聚合物在生物互作与信息传递方面的作用。

第二章胞外聚合物对金属离子的吸附

2.1概述

近年来，全世界金属消耗量量总的里上升趋势，所以相应的金属废物也在增加。

在工业生产中，金属极板制造、金属催化剂生产、制革鞣革、颜料与染料工艺、熔解工艺、家电生产、汽车外壳的磷化过程都是产生金属、重金属离子有机废水、废物的主要来源。

由予这类废水中不但含有有机污染物，还会有多种重金属离子，所以一旦排到自然环境中，将严重危及人类和许多动、植物的正常生存。

为此世界环保组织、入类健康保护组织重新规定了大气、食品及饮粥水中金属离子的浓度极限。

有效去除废水中金属、重金满离予的呼声也越来越高。

胞外聚合物中存在大量的阴离子基团，这些基团使胞外聚合物可以与金属离子发生相互作用，选择性的从环境中结合重金属。

多种微生物产生的EPS由于能够絮凝和键合溶液中的金属离子而与生物修复过程紧密相关。

己有的研究表明，活的生物体和非活性的胞外聚合物都具有较强的生物吸附性能。

两者相比，活的生物体具有更大的应用局限性，因为进行代谢活动需要供给营养成分，消耗水中氧使得生物耗氧量（BOD）和化学耗氧量（COD）增加。

活细胞吸附过程中有一部分重金属通过代谢进入细胞内，使得金属回收难度增大。

而胞外聚合物不进行代谢活动，则无以上缺点，而且可避免与微生物相关的致病原。

所以，生物聚合物作吸附剂更具有经济性、高效性和安全性[9]。

在负电性的胞外聚合物中，金属离子可以起到架桥的作用。

一般而言，细菌生物聚合物的金属键合是通过与负电官能团（糖醛酸、与膜组分相关的磷酸基或与氨基酸相连的羧基）的静电相互作用来完成的。

此外，阴离子聚合物或羟基等也可协同此作用。

有关胞外聚合物吸附重金属的研究一直在进行，并取得了很多进展。

Brown等[10]在研究活性污泥对重金属的去除作用时发现重金属的去除是通过污泥的絮凝和沉淀实现的，而细菌EPS在絮凝过程中起着重要作用，并提出了细菌EPS去除重金属的几种可能机理。

Chen等[11]研究了13种细菌EPS对Pb2+、Cd2+的吸附，发现所有的EPS都使Pb2+、Cd2+的线性分配系数减小。

田禹等[12]的研究表明活性污泥胞外聚合物对Zn2+的吸附稳定性、吸附能力和亲和力均比对Cd2+的吸附强。

潘响亮等[13,14]研究了硫酸盐还原菌混合菌EPS对Cu2+和Zn2+吸附能力。

张道勇等[15]研究了细菌生物膜所分泌的胞外聚合物（EPS）对金属Cd2+的去除作用。

在胞钋聚合物对重金属离子吸附研究这个课题上，国内科研人员的研究主要

集中在胞外聚合物对重金属离子吸附机理的探索，胞外聚合物的空间结构和组成

在较大程度上决定了对重金属离子的吸附效率。

国外研究热点主要集中在胞外聚

含物作为吸附剂的应用上。

研究表明胞外聚合物对不同种类重金属离子的吸附作

用不同，具有一定的吸附顺序，普遍研究结果认为胞外聚合物对金属离予吸附能

力顺序为Zn2+>Cu2+>Cr3+>Cd2+>Co2+>Ni2+>CrO42-。

胞外聚合物对Cu2+、Zn2+、Pb2+和Cd2+有强烈的吸附作用，对Co3+、Ni2+和CrO42-吸附作用较弱。

其中Ni2+、Cu2+、Cd2+和CrO42-的吸附等温线与Freundilich方程拟合良好，而Zn2+、Cd2+、Ni2+和Pb2+的吸附等温线与Langmuir方程拟合良好。

2.2吸附机理

根据生物吸附金属是否依赖细胞的代谢，把生物吸附机理分为代谢依赖的和非代谢依赖的；而根据从溶液中去除的金属定位，把生物吸附分为胞外聚集或沉淀、细胞表面吸附或沉淀和胞内聚集。

但由于生物吸附剂的多样性及其结构的复杂性，以及金属溶液组成的复杂性，生物物质吸附金属的机理十分复杂。

近些年，国内外很多学者对生物吸附机理提出了各种各样的观点。

归结起来，吸附机理主要有表面络合、离子交换、氧化还原、无机微沉淀、酶促机理和静电作用。

由于生物成分的多样性，生物吸附的机理取决于生物吸附剂种类特性。

另外，金属的生物吸附是以许多金属结合机理为基础的。

这些机理可以是单独起作用的，也可以与其它机理结合在一起起作用，这取决于过程的条件和环境。

2.2.1离子交换机理

借助于固体离子交换剂中的离子与稀溶液中的离子进行交换，以达到提取或去除溶液中某些离子的目的，是一种属于传质分离过程的单元操作。

离子交换是可逆的等当量交换反应。

吸附在离子交换剂上的蛋白质可以通过改变pH使吸附的蛋白质失去电荷而达到解离但更多的是通过增加离子强度，使加入的离子与蛋白质竞争离子交换剂上的电荷位置，使吸附的蛋白质与离子交换剂解开[18]。

不同蛋白质与离子交换剂之间形成电键数目不同，即亲和力大小有差异，因此只要选择适当的洗脱条件便可将混合物中的组分逐个洗脱下来，达到分离纯化的目的。

Matheickal和Yu[19]还发现从藻类生物体释放出的钙、镁和氢离子的总量与被吸附的金属离子之间存在等当量关系，进一步验证了离子交换机理的存在。

Brady等[20]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+、H+从生物量上被交换下来进入溶液。

金属离子的吸附量越大，释出的Ca2+、Mg2+、H+的总量也越大。

然而这些交换下来的离子总量与金属离子的总吸附量相比只是很小的一部分，说明离子交换并非主要吸附机理。

郑蕾[21]利用X射线荧光衍射（XRF）分析了吸附重金属前后元素含量的变化，结果表明EPS吸附Pb2+、Zn2+、Cd2+后K、Na、Ca、Mg这几种元素的含量均下降了，且离子交换对Pb2+的作用比另外两种金属更大。

2.2.2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Chlorellavulgaris对Au3+离子具有很强的吸附能力，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Au1+离子从细胞上脱附，这表明在吸附过程中，Au3+首先被还原为Au1+，然后又被还原为单质金[22]。

有人从有机物改良和经Cr6+驯化的土壤中分离出来20种抗Cr6+细菌，培养基中发现有9种细菌能自动地把Cr6+还原成Cr3+。

从Cr6+污染的土壤中获得的链母菌（Streptomycessp.3M）在葡萄糖或NADH存在的条件下可以还原250mg/LCr6+。

值得注意的是还原的Cr主要存在于介质中，生成不溶性Cr（OH）3。

研究Fe2+在海藻Sargassumfluitans上的吸附机理，经X-射线光电子能谱对吸附Fe2+和Fe3+后的海藻材料进行分析得知，在吸附过程中，部分Fe2+被氧化成Fe3+。

2.2.3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相结合的主要官能团有羧基、磷酰基、羟基、硫酸脂基、氨基等,其中氮、氧、磷、硫作为配位原子与金属离子配位络合。

红外光谱技术已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。

经X-射线吸收精细光谱分析可知：

在2.6×10-3～0.15mmol/g的吸附量范围内，锌离子主要以四面体构型配位到4个磷酰基上；当锌离子浓度达到饱和状态时，小部分锌离子与羧基形成络合物[16]。

研究者用大量具有不同强度的金属结合点的模型解释了EPS去除重金属的结果。

这种模型与高分子量的胞外聚合物具有大量的功能基团有关，金属首先占据高绑定能量点结构，然后当溶液金属浓度上升后，再占据弱能量点。

采用不同的仪器分析技术，在分子水平上对Fe2+和Fe3+在海藻Sargassumfluitans上的吸附机理开展了研究，经过对这种生物体进行脂化反应后，应用电位滴定法测得了不同脂化产物中羧基的含量，并测定了各产物对金属离子的吸附容量。

研究发现，脂化产物中羧基含量与金属吸附容量存在良好的线性关系。

张道勇等在研究EPS在菌藻生物膜去除污水中镉的作用时发现，生物膜去除镉的效率与菌藻生物膜EPS的含量几乎是线性相关。

潘响亮等[15]利用红外光谱分析硫酸盐还原菌混合菌群的EPS对Zn2+的吸附机理发现，EPS吸附Zn2+起主要作用的官能团是多聚糖C-O-C，羧基和脂类官能团，蛋白质和多聚糖的-OH对Zn2+的结合能力有限。

而潘响亮等[14]的另一研究发现EPS对Cu2+的吸附主要在于EPS中蛋白质的酰胺、羧基、多聚糖的C-O-C、-OH和脂类等基团对Cu2+的强络合能力。

Tobin[17]在研究中发现碱金属离子不被微生物所吸附，这从另一方面证实了生物细胞与金属离子的结合的确是与某些含N、P、S等配位原子的特殊官能团有关。

2.2.4酶促机理

在无酶催化的情况下，底物需要越过一个较高的活化能才能发生反应，变成产物。

酶作为催化剂所起的作用就是降低活化能，从而使反应速度加快。

酶为什么会降低酶促反应活化能屏障？

现在一般认为，从底物角度来说，当底物进入酶活性中心区域得到集中、浓缩后，由于酶与底物的相互作用，致使两者的构象都发生了变化，此时底物分子内某些基团电子密度发生了变化，形成所谓电子张力，使与之相连的敏感键一端变得更加敏感，更易断裂。

稳定的酶-底物共价中间物，此中间物很容易变成过渡态。

使反应活化能大为降低，这样底物就可以越过较低活化能屏障形成产物。

同时酶和底物的相互作用时要释放一些结合能，以使酶-底物复合物稳定，同时可用来降低化学反应所需的活化能了。

非活性和活性的生物都能吸附重金属,活性生物细胞对金属的吸附与细胞上某种酶的活性有关。

用活性啤酒酵母吸附Cd2+，分析得知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，而细胞内的液泡中有大量的镉沉淀物。

认为是细胞中磷酸酶将Cd2+运输进入细胞。

Blackwell等[24]也报道了啤酒酵母内积累的Sr2+、Mn2+、Zn2+分别有70%、90%、60%在液泡内，其余的存在于细胞质或细胞膜上。

所以液泡是胞内金属积累的主要场所。

这种磷酸酶是通过在细胞培养过程中引入一种“磷酸供体”而产生的。

2.3影响吸附的因素

对EPS去除重金属的影响因素目前认为主要包括：

pH值、金属离子的初始浓度、离子强度、温度、表面特性、金属种类、EPS的组成和投加量等。

研究EPS吸附的影响因素可以找到最佳的吸附条件，从而可以达到对金属离子的最佳吸附效果。

现简单介绍以下主要影响因素：

2.3.1吸附时间

吸附时间是影响重金属吸附的主要因素，生物吸附剂达到其平衡吸附量都有一个最佳吸附时间。

尽管很多吸附都是快速吸附，时间太短不能达到较好的吸附效果，时间太长又可能发生解吸而且不利于实际应用。

一般而言，生物吸附剂需要2-4h或更长的时间才能达到最佳的吸附效果，这也是影响生物吸附法实际应用的主要因素[25,26]。

大多数学者都认为生物材料吸附重金属离子分为两个阶段。

第一个阶段为快速吸附阶段，通常在几十分钟甚至几分钟内即达到最终吸附量的70%左右，第二个阶段为慢速吸附阶段，在这一阶段常常需要几个小时才能达到最终吸附量。

快速吸附阶段数据可以用一级动力学方程拟合。

吕英等[27]开展了EPS对水中Cu2+的吸附研究，结果表明：

EPS对Cu2+的吸附过程经历了快速吸附阶段、一级动力反应动力学阶段、吸附-解吸平衡阶段；对于在8~40min内EPS对Cu2+的吸附具有一级反应特征。

2.3.2pH值的影响

通常认为溶液的pH值是影响生物吸附最显著的因素，pH值不仅影响吸附剂的吸附位点的存在状态，而且影响金属离子的化学性质。

EPS表面的自由位点数是受pH值控制的，pH过小时，EPS表面上的自由点位和水合氢离子（H3O+）紧紧贴在一起，H3O+与金属离子争夺吸附位点，从而限制了金属离子的靠近，影响了吸附效果。

随着pH值的升高，EPS的吸附点电负性增强，因而对金属阳离子的吸附性能得到提高，当pH过高时，一方面金属离子在水中将被各种阴离子包围，形成带负电的基团，不易和带负电的吸附位点结合，另一方面重金属离子会以不溶解的氧化物、氢氧化物微粒的形式存在，从而使吸附过程无法进行。

在弱酸向弱碱转变过程中，会暴露更多的吸附基团，有利于重金属离子的吸附。

对大多数吸附体系而言一般是随着pH值的增大，生物吸附量增加，当pH接近6时，吸附量又开始下降，因为大多数重金属在pH=5.5时开始发生沉淀，所以在pH较高时，金属离子可能在细胞内或细胞外发生微沉