固定化生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的去除性能及機理

余關龍，彭海淵，王世濤，汪國梁，陳宏，杜春艷，劉媛媛，孫士權，禹麗娥，王建武

（1長沙理工大學水利工程學院，湖南長沙410114；2湖南省環境保護河湖污染控制工程技術中心，湖南長沙410114；3洞庭湖水環境治理與生態修復湖南省重點實驗室，湖南長沙410114）

水環境中重金屬污染是當前主要的環境問題之一[1]。在許多工礦企業和電池、電鍍、半導體行業排放的廢水中存在大量重金屬鎘（Cd）[2]。鎘對于生物的代謝和生長是非必要的，并且在各種重金屬污染中Cd(Ⅱ)因具有強烈的生物毒性和高轉移風險而被認定為最危險的污染物之一[3]。而且Cd(Ⅱ)可以通過動植物富集轉移進入食物鏈，導致人體癌癥和嚴重的健康危害[4]。因此對水環境中Cd(Ⅱ)的修復研究具有重要意義。

目前，傳統的Cd(Ⅱ)污染處理方法主要有化學沉淀法、離子交換法、電化學法和膜過濾法等，但在實際應用中存在處理成本高、易造成二次污染和產生大量有毒污泥的局限性。因此工藝簡單且成本低廉的Cd(Ⅱ)污染修復方法越來越受到重視[5-6]。近年來，采用微生物法修復重金屬污染受到廣泛關注，因其修復過程環境友好且經濟高效，特別是使用高耐受性微生物能夠實現重金屬的原位修復而受到研究者的青睞[7]。微生物對重金屬Cd(Ⅱ)的去除主要通過細胞外富集和沉淀（細胞產物）、細胞表面的吸附和交換（通過官能團或原始金屬離子）或通過代謝作用完成細胞內轉化[3,8]等途徑實現。通常高耐受性微生物用于環境中重金屬離子的修復具有明顯優勢，但采用外源微生物進行修復時可能會導致位點的污染，因此篩選具有高去除效率的耐受性原位微生物對水環境中Cd(Ⅱ)的修復意義重大。

盡管微生物法處理重金屬廢水已經得到了廣泛應用，但是仍然存在重金屬廢水處理后難于固液分離、微生物易流失和易受重金屬離子的毒害抑制作用而影響對重金屬離子的吸附效果[9-10]。為了克服這些缺點，許多研究者通過將單一的細菌、酵母或真菌進行固定化，制成生物吸附劑后處理重金屬廢水[11-12]。文曉鳳等[13]通過將內生菌Bacillus nealsonii固定化制成生物吸附劑，在最佳吸附處理條件下對Cd2+吸附率可達96%以上，并發現小球孔隙率大，利于Cd2+的吸附。Zhang等[14]利用聚乙烯醇（PVA）和海藻酸鈉（SA）作為包埋材料，制備了新型固定化硫酸鹽還原菌小球，處理含高濃度的Fe3+、Cu2+、Cd2+和Zn2+的合成酸性礦山廢水時，對硫酸鹽和重金屬的去除率分別達到61%～88%和99.9%。楊培等[5]通過SA凝膠包埋Chryseobacterium rhizosphaeraeSH-1而制成的生物吸附劑對Zn2+的去除率高達93.2%。眾多研究結果表明微生物可以通過游離和固定的形式從廢水中去除重金屬，而且微生物固定化可以提高生物吸附劑的機械強度以及微生物對重金屬的耐受性[15-17]。顯然，固定化生物吸附劑的吸附能力受到溶液中pH、重金屬離子種類及初始濃度、吸附劑投加量和吸附時間等影響，而很難得出一般性的通用結論，因此需對這些影響因素展開深入研究。此外，不同的微生物固定化方法對重金屬離子的去除機理也有很大的影響。

綜上所述，目前采用包埋具有耐性的混合菌群制備固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的研究還較少。因此，本文將受重金屬污染原位微生物提取進行重金屬濃度梯度篩選，使用聚合酶鏈式反應（PCR）技術對采用重金屬濃度梯度篩選后的微生物進行生物鑒定并分析微生物的組成成分。然后將篩選后的微生物進行包埋固定化，制成固定化生物吸附劑，考察了溶液初始pH、Cd(Ⅱ)初始濃度、生物吸附劑投加量和吸附時間等因素對Cd(Ⅱ)吸附效果的影響，并通過吸附平衡研究、比表面積測試法（BET）和傅里葉變換衰減全反射紅外光譜法（FTIR-ATR）分別分析了其吸附類型和吸附容量、材料的孔隙結構和吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后官能團的變化等揭示其吸附機理。最后進行了吸附解析和競爭吸附實驗來驗證其實用性能，以期能為包埋固定化耐性混合微生物吸附劑對水環境中重金屬的修復提供理論基礎。

1 材料與方法

1.1 主要試劑與儀器

胰蛋白胨、酵母浸粉、氯化鈉、硫酸鎘、硫酸鋅等，均為分析純。

立式壓力蒸汽滅菌鍋（DY04-13-44-00）、離心機（TG16-1）、金埃普（V-Sorb 2800）、賽默飛（IS5）、恒溫震蕩器（TS-2120）、超凈工作臺（VD-650）、紫外分光光度計（UV-2600）、原子吸收分光光度計（AAalyst700）、冷凍干燥機（BTP-3ESEOX）。

1.2 微生物來源與篩選

本文中微生物來自于處理重金屬Cd(Ⅱ)的水平潛流人工濕地基質層中，微生物取樣深度為填料層（碎石）下15～20cm。將培養液（luria-bertani，LB）置于立式壓力蒸汽滅菌鍋中于121℃滅菌20min，在超凈工作臺中（后續實驗均在無菌環境進行），將2～3g基質樣品加至含100mL LB培養液的錐形瓶中。在28℃、150r/min的恒溫震蕩器中培養48h，然后取1mL菌液在LB培養液中接種培養，按此步驟重復3次培養后，再取1mL菌液依次加入含Cd(Ⅱ)濃度為20mg/L、40mg/L、60mg/L、80mg/L、100mg/L、120mg/L、140mg/L、160mg/L、180mg/L和200mg/L的LB培養液中進行重金屬濃度梯度的培養以篩選微生物。在各濃度梯度中培養48h后，取1mL菌液接種至下一濃度，并取培養液樣品過0.22μm濾膜檢測水樣中的重金屬濃度。每隔24h以空白培養液為對照，用紫外分光光度計檢測不同Cd(Ⅱ)濃度下培養液在600nm波長處的吸光值（OD600）。當菌液經Cd(Ⅱ)濃度為200mg/L的培養基培養48h后，取1mL接種至Cd(Ⅱ)濃度為50mg/L的LB培養液中。每隔48h接種1次，此時培養的微生物為篩選后的對Cd(Ⅱ)耐受性高的微生物，并將此培養液稱為種液。

1.3 固定化生物吸附劑的制備

1.3.1 菌懸液制備

取1mL種液至LB培養液，在28℃、150r/min下的恒溫震蕩器中培養24h。將培養液倒入干凈離心管中，在4°C、4500r/min條件下的離心機中離心15min，傾倒上清液，用無菌生理鹽水洗滌2～3次，保存至4°C的冰箱備用（可保存5天）。

1.3.2 生物吸附劑的制備

稱取聚乙烯醇（PVA）6%（質量體積分數）和海藻酸鈉（SA）2%（質量體積分數）溶解在100mL去離子水中形成包埋劑。攪拌均勻使PVA和SA不粘在瓶壁，浸泡5～10min；稱取CaCl20.5%（質量體積分數）溶解于飽和H3BO3溶液中形成交聯劑。將以上溶液置于立式壓力蒸汽滅菌鍋中于121℃滅菌20min，取出后冷卻至室溫。向包埋劑中加入菌懸液，使菌懸液濃度為5%（質量體積分數）并攪拌均勻制成混合液。將混合液加至10mL注射器使其自然緩慢滴入交聯劑中，邊滴邊搖動瓶身形成類球型的固定化微生物小球（即固定化生物吸附劑）。在4℃的冰箱中交聯反應12h，再取出用無菌生理鹽水潤洗2～3次，放入4℃冰箱備用。

1.4 Cd(Ⅱ)吸附實驗設計

1.4.1 吸附影響因素實驗

通過改變pH、Cd(Ⅱ)初始濃度、固定化生物吸附劑用量和吸附時間來探究生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響。采用單因素實驗，均在150r/min、28℃恒溫震蕩器中進行，每隔一定時間取樣過0.22μm濾膜，用原子吸收分光光度計分析溶液中重金屬離子濃度，每個樣品設定3個平行樣，測量結果取平均值。其中pH變化范圍2～6，使用0.1mol/L的H2SO4和NaOH溶液調節pH；Cd(Ⅱ)初始濃度變化范圍40～200mg/L；固定化生物吸附劑投加量變化范圍10～60g/L（濕重）；吸附時間為12～60h。

1.4.2 吸附動力學實驗

探究固定化生物吸附劑吸附動力學模型，Cd(Ⅱ)初始濃度為50mg/L、100mg/L和150mg/L，固定化生物吸附劑投加量為50g/L，pH為4.5，在28℃、150r/min的恒溫震蕩器中進行，檢測0～480min不同時間段的重金屬濃度。由于在吸附前期微生物存在復蘇階段，因此先將材料在28℃、150r/min搖床中運行36h，再加入重金屬離子和調節pH進行準一級動力學和準二級動力學研究。

1.4.3 吸附等溫實驗

探究Freundlich模型和Langmuir模型，在28℃、150r/min的恒溫震蕩器中進行，其中固定化生物吸附劑投加量為50g/L，溶液pH為4.5，吸附時間48h，對20～200mg/L濃度范圍的Cd(Ⅱ)進行吸附實驗，檢測在每個濃度下吸附達到平衡時的Cd(Ⅱ)濃度和計算出相應的吸附容量。根據實驗數據，與兩種吸附等溫線模型進行擬合，以擬合的相關性高低來判斷吸附類型。

1.5 固定化生物吸附劑的結構表征

1.5.1 BET

對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的樣品先進行12h冷凍干燥處理，再用金埃普（V-Sorb 2800）進行BET測試，通過檢測得出吸附脫附曲線和孔徑分布曲線，分析吸附前后的比表面積、孔體積、孔隙率變化情況。

1.5.2 FTIR-ATR

對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的樣品進行表面官能團的表征，將樣品進行12h冷凍干燥處理，再將樣品置于兩片干凈稱量紙中壓成薄片，取少量樣品置于金剛石ATR模塊中，波數范圍4000～400cm-1，掃描次數32，分辨率4cm-1，用賽默飛（IS5）進行紅外光譜儀測試。

1.6 微生物分析

1.6.1 亞細胞結構分級

通過對文獻[8,18]中提供的方法改進后獲得本研究中亞細胞結構的分析方法。具體實驗過程分為兩步：第一步樣品的制備，取1mL種液分別接種至含100mg/L Cd(Ⅱ)的LB培養液和空白LB培養液中，在28℃、150r/min的恒溫震蕩器培養48h，取樣分析，將樣品在4℃、6000g離心力下離心10min，并用pH為7的磷酸緩沖溶液清洗兩次去除培養液，將離心后的上清液和微生物分別保存在4℃冰箱備用，第二步亞細胞分級，將上述樣品用含有0.1mol/L乙二胺四乙酸（EDTA）、pH 8.0的1mL 0.03mol/L Tris緩沖溶液在12000g離心力下洗滌3次，每次2min，將上清液收集在干凈離心管中4℃冰箱保存，并將此溶液稱為細胞外膜溶液。將沉淀物重新懸浮在上述Tris緩沖液中，制備原生質體，加入溶菌酶，使溶菌酶濃度為600μg/mL，并在25℃下將細胞培養30min，將原生質體在2576g、4℃下離心15min收集，所獲得的上清液是由肽聚糖層組成的周質液體，放入干凈離心管4℃冰箱保存。將沉積物重新懸浮在包含0.1mol/L EDTA、pH為8.1的0.03mol/L Tris緩沖液中，然后用超聲波破碎機對原生質體進行2次破碎，每次30s，然后在12000g離心力下離心2min，上清液為細胞質溶液，沉積物為細胞內膜，收集于干凈離心管中置于4℃冰箱保存。取一定量以上樣品于聚四氟乙烯燒杯中，加入5mL濃硝酸，在150℃下高溫消解，再通過原子吸收分光光度計檢測重金屬離子。

1.6.2 微生物鑒定

采用PCR技術對篩選后的微生物進行鑒定，測序結果分析使用上海美吉生物醫藥科技有限公司的網絡云平臺，其具體PCR擴增引物設計如表1所示。

表1 PCR擴增引物設計

1.7 固定化吸附劑實用性能驗證實驗

1.7.1 吸附解析實驗

吸附實驗條件：Cd(Ⅱ)初始濃度100mg/L，溶液pH為4.5，固定化生物吸附劑投加量為50g/L，在150r/min、28℃的恒溫震蕩器中運行48h。

解吸實驗條件：收集吸附重金屬離子后的固定化吸附劑，加入50mL硝酸溶液（0.1mol/L），在150r/min、28℃恒溫震蕩器中解吸40min。

1.7.2 常見離子競爭吸附實驗

在借助信息技術開展小學語文教學的過程中，教師的教學觀念起著決定性的作用。因此，在實際的教學過程中，教師首先要對自身的教學觀念進行優化，重視信息教學，以提升學生的綜合素養；其次，教師還需要提升自身運用信息技術的能力，能夠合理地運用該種技術開展教學，以促進學生的綜合發展。

水環境中常見離子Na+、K+、Ca2+對Cd(Ⅱ)的競爭吸附通過在含有Cd(Ⅱ)濃度為100mg/L的溶液中分別加入陽離子Na+、K+、Ca2+，使其濃度為50mg/L、100mg/L、150mg/L，其中陰離子類型均為氯離子，在pH為4.5，固定化生物吸附劑投加量為50g/L，在150r/min、28℃恒溫震蕩器中運行48h后取樣分析。

2 結果與討論

2.1 耐受性微生物的篩選

從圖1(a)中可以看出，隨著Cd(Ⅱ)濃度的逐漸提高，OD600值不斷降低，說明微生物的生長受到Cd(Ⅱ)的抑制與毒害作用，其中部分不能耐受Cd(Ⅱ)的微生物被淘汰。而在整個篩選過程，48h的OD600值均大于24h的值，且在Cd(Ⅱ)濃度小于60mg/L的情況下相差較大，表明耐性微生物的篩選在24h內已經完成，微生物逐漸適應培養基的環境并利用營養物質進行繁殖。OD600值在Cd(Ⅱ)濃度為100mg/L、120mg/L、140mg/L和160mg/L的情況下趨于平穩，下降趨勢漸緩。這是因為培養液中的微生物種類逐漸穩定，不能耐受Cd(Ⅱ)脅迫的微生物得到了篩除。在Cd(Ⅱ)濃度為200mg/L的情況下，經過24h的培養，OD600值在0.7～0.8，說明微生物生長狀況良好，但從OD600值的趨勢可以看出在200mg/L時Cd(Ⅱ)對微生物的抑制與毒害作用最為明顯。

在圖1(b)中，隨著Cd(Ⅱ)濃度的提高，Cd(Ⅱ)的去除率也在不斷提高，當Cd(Ⅱ)濃度為120mg/L時Cd(Ⅱ)的去除率最大68.3%。隨著Cd(Ⅱ)濃度繼續提高，去除率呈下降趨勢，而從圖1(a)中可以看出，OD600值呈顯著下降趨勢，此時的微生物受到Cd(Ⅱ)的抑制與毒害作用不斷增大，影響正常的繁殖與代謝功能。重金屬濃度區間在60～180mg/L時，生物吸附劑對重金屬的去除率趨于平緩，結合圖1(a)，此時的微生物菌群對Cd(Ⅱ)的去除更加穩定可靠。

圖1 微生物重金屬濃度梯度篩選

圖2為經Cd(II)濃度梯度篩選后種液中微生物的種水平分布圖。從圖中可以看出，種液中菌種的豐 度 大 小 順 序 為Lactococcus＜Stenotrophomonas＜Serratia＜Pseudomonas，其中其他組是豐富度占比小于0.01的微生物合并組成。通過文獻分析發現Lactococcus[19-20]、Stenotrophomonas[21]、Serratia[22-24]、Pseudomonas[25-26]均對Cd(Ⅱ)具有較高的耐受性和吸附能力。

2.2 吸附影響因素實驗

2.2.1 pH對吸附效果的影響

由圖3可知，溶液pH對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響較大。當溶液pH從2增加到4時，去除率逐漸增加。而對大多數生物吸附劑而言，極高和極低的pH都不利于生物吸附劑吸附重金屬離子[27]。溶液pH為2時效果最差，此時Cd(Ⅱ)的去除率僅為34.67%。這是因為溶液中存在大量的H+，這些H+能與生物吸附劑表面的陽離子吸附位點相結合，使得生物吸附劑與重金屬離子的結合位點相對減少；且極低的pH環境對微生物的活性有較大影響，導致菌群對Cd(Ⅱ)的吸附效果較差，但這一結果并不適用所有固定化生物吸附劑。Zhang等[14]發現在pH為2.7的條件下，固定化硫酸鹽還原菌對高重金屬濃度的合成酸性礦山廢水中Fe3+、Cu2+、Cd2+和Zn2+去除達到99.9%。當溶液pH從4增加到5時，處理效果最佳，Cd(Ⅱ)的去除率達到了91%±2%。隨著pH的升高去除率升高的原因可能是固定化生物吸附劑上的官能團產生了去質子化現象，從而形成了帶負電荷的重金屬吸附點位，使得更多的Cd(Ⅱ)被吸附去除。而相同條件下，未固定化微生物對Cd(Ⅱ)的去除率僅為50%±5%。當溶液pH增加到6時，去除效果呈下降趨勢，另外在調節pH時溶液中出現一些氧化物或氫氧化物不溶物。顯然，去除效果隨pH的升高出現下降與溶液中生成的金屬氧化物或氫氧化物不溶物有關，這些不溶物可能造成了固定化生物吸附劑表面空隙堵塞，影響了材料的傳質性能。這些結論與其他研究者[13,15,28]的研究結果相一致。以上結果表明pH在4～5時固定化生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附效果最佳，后續實驗選擇在pH為4.5下進行。

2.2.2 初始濃度對吸附效果的影響

圖2 種液中微生物種水平分布

圖3 pH對吸附效果的影響

圖4 Cd(Ⅱ)初始濃度對吸附效果的影響

如圖4所示，當Cd(Ⅱ)初始濃度在40～100mg/L范圍時，去除率緩慢提高。隨著濃度的增加，重金屬離子的擴散速率增加，提高了固定化生物吸附劑上有效吸附點位的利用效率。而Cd(Ⅱ)初始濃度在100～200mg/L時，Cd(Ⅱ)去除率隨著初始濃度的提高而呈下降趨勢，這可能歸因于隨著Cd(Ⅱ)濃度的不斷提高，固定化生物吸附劑上能與Cd(Ⅱ)相結合的有效吸附點位被充分利用，因此Cd(Ⅱ)濃度的擴散速率提高導致吸附劑上沒有足夠的有效吸附點位與重金屬離子結合。這一結論與文獻[12-13]得出的Cd(Ⅱ)初始濃度對生物吸附劑吸附效果影響的結論相吻合。但隨著初始濃度的提高，生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附量提高了。Huang等[29]也指出隨著Cd(Ⅱ)濃度的提高，生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附量增加，而去除率降低。另一方面，不斷提高的Cd(Ⅱ)濃度對于固定化生物吸附劑中微生物的生物毒性不斷增大，微生物的生長與代謝受到影響，從而影響了去除效果，這與文獻[8,30-31]的結論一致。Zhou等[32]研究指出，使用游離微生物吸附劑在Cd(Ⅱ)濃度為50mg/L時的吸附效果最佳，但隨著濃度增加到100mg/L時，去除率急劇下降，其研究結果表明在高Cd(Ⅱ)濃度下微生物的正常代謝功能受到了抑制，體現了本文使用固定化生物吸附劑提高微生物特別是混合菌群對重金屬耐受性方面的優點。為避免高濃度重金屬的抑制影響，后續影響因素實驗均在Cd(Ⅱ)初始濃度100mg/L下進行。

2.2.3 投加量對吸附效果的影響

如圖5所示，隨著固定化生物吸附劑投加量的增加，去除率不斷增加。當固定化生物吸附劑投加量為50g/L（濕重）時吸附效果最佳。這是由于固定化生物吸附劑的投加量增大使重金屬吸附位點增多造成的。當投加量超過50g/L后，隨投加量的增加去除率不再提高，而是趨于平穩和略微下降。其原因可能是隨著固定化生物吸附劑數量的增加，固定生物吸附劑間的團聚作用限制了有效比表面積和吸附位點的增加甚至使之減少。這些結果與其他[1,13]的結論類似。因此，后續實驗選擇投加量為50g/L進行。

圖5 投加量對吸附效果的影響

2.2.4 吸附時間對吸附效果的影響

圖6為吸附時間對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響。從圖中可以看出，吸附時間對固定化生物吸附劑處理含Cd(Ⅱ)廢水的影響較大。隨著吸附時間的延長，12～48h的去除率不斷提高，在吸附時間為48h去除率達到最高。繼續延長吸附時間至48～60h，去除效果趨于平穩，說明固定化生物吸附劑的重金屬吸附位點已被充分利用。因此，最佳的吸附時間為48h。

圖6 吸附時間對吸附效果的影響

從表2中數據可知，固定化微生物吸附的量占溶液中總Cd(Ⅱ)含量的75.2%，其中細胞外膜的Cd(Ⅱ)含量達到22.6%，而細胞外膜的吸附容易產生離子的脫附，使得吸附效果不穩定，而本文采用的微生物固定化技術能改善這一現象。經分析，微生物亞細胞結構內Cd(Ⅱ)總含量為52.6%。其中，細胞內膜對重金屬離子的吸附貢獻最大，占亞細胞結構中總Cd(Ⅱ)含量的60.9%。這與Kumar[18]和Bai[30]等的研究結果有所不同，他們認為重金屬離子主要吸附在細胞壁上。Li等[8]通過對不同時間段的微生物進行亞細胞分析發現，隨著時間的增加Cd(Ⅱ)在亞細胞中的分布會發生變化。菌株大概需要0.5h才能將Cd(Ⅱ)主動運輸到細胞的內部結構中，而這個過程可能涉及擴散、吸附、鰲合、絡合和微沉淀，結合圖6，12～48h小球內部微生物可能正經歷這一過程。

表2 亞細胞結構的Cd(Ⅱ)吸附量（質量分數，%）

2.3 吸附動力學模型

圖7為固定化生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附動力學擬合曲線。從表3中可以看出相較于準一級動力學模型，準二級動力學模型的R2值更高，說明固定化生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附更加符合準二級動力學模型，影響吸附反應的主要因素是化學鍵的形成，隨著Cd(Ⅱ)濃度的提高其反應速率常數呈現下降趨勢。

2.4 吸附等溫模型

將實驗數據擬合后得到Freundlich方程為lnqe=1.7338+0.4707lnCe，其中，qe為吸附平衡時吸附容量，mg/g；Ce為吸附平衡時溶液中Cd(Ⅱ)的濃度，mg/L。Langmuir方 程 為1/qe=0.0291+0.2446/Ce。根據Freundlich和Langmuir方程進行吸附等溫線擬合，結果見圖8。表4列出了等溫吸附模型參數，兩種吸附模型的R2均較大，Langmuir模型為0.9945，Freundlich模型為0.9826，說明固定化生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附過程用這兩類模型都能較好擬合。但是比較而言，Langmuir模型的R2值更大，所以固定化生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附過程更適用Langmuir模型描述，Langmuir模型將吸附過程描述為一個可逆的平衡過程，在吸附劑表面均勻分布的獨立活性結合位點上進行吸附，每個位點只與一個分子結合。一般來說，Langmuir模型描述的是均相吸附，而Freundlich模型描述的是在非均相吸附劑上進行的過程。因此，此固定化生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附過程是一個可逆的平衡過程，在吸附劑表面均勻分布的獨立活性結合位點上進行，屬于均相吸附，由此計算出對Cd(Ⅱ)的最大單分子層吸附量為34.4mg/g。

圖7 吸附動力學擬合曲線

表3 Cd(Ⅱ)動力學模型參數

2.5 固定化生物吸附劑結構表征

2.5.1 BET分析

圖8 吸附等溫線擬合

表4 等溫吸附模型參數

表5 材料孔結構數據

表5為材料孔結構數據，從表中可以看出，固定化生物吸附劑在經過重金屬離子吸附實驗后其比表面積、孔體積均有增加，而孔徑減小。一方面原因是材料內的PVA或SA在水溶液中溶解了一部分，另一方面可能是由于微生物的生長繁殖與新陳代謝作用使得材料內部孔隙結構發生改變（孔道更通暢）。圖9為吸附前后BET分析曲線，圖9(a)曲線低壓端（0～0.1）明顯偏向X軸，說明材料與N2作用弱。而且也可以看出吸附-脫附曲線均出現了滯后環，且均是H3型，說明材料中有片狀粒子堆積形成的狹縫孔，即兩種吸附劑均有介孔結構存在[33]。由圖9(b)可知，兩種材料均有介孔和大孔，介孔段所占的比例較高，這些孔結構有利于微生物的附著與生長，同時也有較高的傳質性能，對Cd(Ⅱ)的吸附更加有利，比表面積數據較馮克等[34]的更好，和李驊[35]、王青松[36]等的研究結果較為接近。

圖9 吸附前后BET分析曲線

2.5 .2 FTIR-ATR分析

圖10 固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的FTIR-ATR譜圖

圖10為固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)前后的FTIR-ATR譜圖，闡明了吸附劑在吸附Cd(Ⅱ)前后官能團的變化情況。因為材料是固體材料，制成樣品較大，適用于ATR模式，因此峰的偏移程度和指紋區不明顯。從吸附前的FTIR-ATR譜圖可以看出，在3000cm-1以上存在3246cm-1的寬強峰，屬于—OH基團伸縮振動峰，也可能存在不飽和基團（羧基、羰基、氨基），由于氫鍵的作用而使得峰較寬。在2917cm-1處為—CH不對稱伸縮振動峰。在1601cm-1存在C==C的伸縮振動與—NH的剪刀彎曲振動，關于N—H的推斷可以從819cm-1處看到N—H的搖擺振動中得到證實。在1410cm-1是—OH彎曲振動峰與—CH的剪刀彎曲振動，由于其他基團（可能是羰基或羧基）的共振作用，發生位移。1079cm-1和1032cm-1處是由C—O產生的伸縮振動峰。從圖中還可以看出，在(2500±300)cm-1出現細微波動，而這是—COOH基團的特征區域，可能是由于大量微生物的存在引起的。對比吸附前3246cm-1處的峰，吸附后的峰偏離到3252cm-1，可能有不飽和基團參與了Cd(Ⅱ)的吸附，在1601cm-1處吸附后峰值右移，說明有C==C參與了Cd(Ⅱ)的吸附過程，綜合3246cm-1、1601cm-1和819cm-1處峰值的變化，對Cd(Ⅱ)的吸附過程可能有蛋白質的參與。總體來說，在固定化生物吸附劑中含有較為豐富的基團，這對吸附反應過程較為有利，Cd(Ⅱ)的去除與—COOH、—OH、—NH、—CH等基團有關[5,8,29]。

2.6 實用性能實驗

2.6.1 吸附解析

為了探究固定化生物吸附劑的經濟實用性能，將材料進行了吸附解吸重復利用實驗。圖11為吸附解吸次數對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響。當使用次數超過3次后，去除率大大下降，Cd(Ⅱ)去除率從91.8%下降至53.1%，下降了38.7%。在第4、第5、第6次使用時，去除率保持平穩。吸附效果低的原因可能是吸附解吸過程對材料內微生物造成了破壞，降低了微生物的活性。這一結果與楊培等[5]的研究結果類似。霍凱利[37]的研究也表明生物吸附劑的解析時間、解析試劑類型（EDTA、HNO3、HCl）與濃度對材料有一定的影響，后續研究可以進一步優化此方面內容，提高重復利用次數。

2.6.2 競爭吸附

圖11 使用次數對Cd(Ⅱ)去除率的影響

圖12為常見陽離子對Cd(Ⅱ)吸附的影響。由圖可知，此時溶液中Cd(Ⅱ)濃度為100mg/L，隨著Na+、K+、Ca2+離子濃度的不斷提高，三者對Cd(Ⅱ)吸附的影響也在增加，但影響程度不盡一致。其中Na+的影響微乎其微，在最高濃度150mg/L時去除率下降了1.8%±0.5%。而K+的影響較Na+大，在最高濃度150mg/L時去除率下降了5.1%±0.5%。Ca2+影響最大，在Ca2+濃度分別為50mg/L、100mg/L和150mg/L時去除率分別下降了5.3%±0.5%、7.7%±0.5%和13.5%±0.5%。綜上所述，水環境中的Na+和K+在較低濃度時對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)的影響較小，而Ca2+在較高濃度時對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)產生了一定的影響，這可能是由于Ca2+是正二價金屬離子易于侵占吸附劑上Cd(Ⅱ)的結合位點造成的。在加入Zn(Ⅱ)后，Zn(Ⅱ)濃度在20～60mg/L時對固定化生物吸附劑吸附Cd(Ⅱ)基本無影響。Zn(Ⅱ)濃度為80～100mg/L時，Cd(Ⅱ)去除率下降了6%±0.5%，因此當Zn(Ⅱ)濃度低于80mg/L的情況下固定化微生物活性小球對Cd(Ⅱ)的吸附影響較小。

圖12 常見陽離子對Cd(Ⅱ)吸附效果的影響

3 結論

（1）經過重金屬濃度梯度篩選，通過PCR技術對其中菌種豐富度進行分析，菌種豐度順序為Lactococcus＜Stenotrophomonas＜Serratia＜Pseudomonas，通過文獻分析均對Cd(Ⅱ)有較好的耐受性和吸附能力。

（2）本研究所用生物吸附劑對Cd(Ⅱ)有較好的吸附性能，其最佳吸附條件為pH=4～5，吸附時間48h，吸附劑用量（濕重）50g/L，Cd(Ⅱ)初始濃度100mg/L，對Cd(Ⅱ)的最大去除率可達91%±2%。

（3）本文中的生物吸附劑對Cd(Ⅱ)的吸附過程更加符合準一級動力學和Langmuir模型，影響吸附反應的主要原因是化學鍵的形成，對Cd(Ⅱ)的最大單分子層吸附量為34.4mg/g。通過BET分析顯示材料具有介孔結構、比表面積豐富，有利于吸附作用的進行。FTIR-ATR結果說明材料具有豐富的重金屬結合點位，—COOH、—OH、—NH、—CH基團參與了Cd(Ⅱ)的吸附過程。

（4）通過吸附解析得到生物吸附劑重復使用3次仍能保持較好的吸附效果，具有較高的經濟實用性；水環境中常見陽離子對Cd(Ⅱ)的競爭吸附結果顯示出其對Cd(Ⅱ)吸附影響的大小順序依次為Na+＜K+＜Ca2+。

綜上所述，通過將重金屬污染的原位混合微生物進行重金屬濃度梯度篩選后，再以包埋固定化方式制備的生物吸附劑對水環境中重金屬離子的去除具有良好的效果。