林曉敏，朱 健，湯思敏，麻淳雅，程鈺瑩，姚 璐，倪楚盛，王 平，王玉竹

（1.中南林業(yè)科技大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，湖南 長沙 410004；2.稻米品質(zhì)安全控制湖南省工程實驗室，湖南 長沙 410004）

鎘（Cd）是一種對人類與動植物具有極強(qiáng)毒性的重金屬元素[1]。由于工礦業(yè)的發(fā)展和農(nóng)藥化肥的不合理使用，造成Cd 廢水日益增多，一旦含Cd廢水未達(dá)標(biāo)處理直接排放到河流中，就會成為水生食物鏈的污染源。Cd 能在動植物體內(nèi)富集，通過食物鏈傳遞進(jìn)入人體，Cd 與體內(nèi)蛋白質(zhì)分子結(jié)合，進(jìn)而破壞蛋白質(zhì)分子的分子結(jié)構(gòu)導(dǎo)致其失活，最終引起人體急性、慢性中毒，如Cd 會干擾人體對Ca、P 的吸收，造成維生素D 異常代謝，從而引起腎臟和骨頭的病變（痛痛病）等[2-3]。含Cd 廢水主要來源于尾礦排水、金屬礦山開采等，水質(zhì)來源不同毒害程度也有很大的差異，其嚴(yán)重侵犯人類享受健康、清潔、安全生存空間的合法權(quán)益[4-6]。目前Cd 污染廢水的處理方法包括化學(xué)沉淀法、離子交換法、膜分離法、電解法和微生物吸附法[7-8]，在實際應(yīng)用中，化學(xué)沉淀法存在試劑投放量大，易造成二次污染等問題；離子交換法、膜分離法、電解法均存在處理成本較高的局限。與之相比，微生物吸附法具有效率高、速度快、無二次污染等優(yōu)點[9-10]。微生物吸附法是利用生物體本身的化學(xué)結(jié)構(gòu)和成分特性對溶液中的金屬離子進(jìn)行吸附，吸附的過程主要是羥基、羧基、疏基等多種配位基團(tuán)起作用，這些配位基團(tuán)通過與金屬離子絡(luò)合來完成對金屬離子的吸附[11-12]。羅爾斯通氏菌最初被應(yīng)用于苯代污染物的降解和PHB 的合成方面的研究[13]，而付瑾等[14-15]從銅礦土壤中篩選了一株皮氏羅爾斯通氏菌，發(fā)現(xiàn)了其具有極高的耐鎘性，并且初步探究了其富集鎘機(jī)理，擬合了飽和吸附量為16.7 mg/g。目前關(guān)于利用羅爾斯通氏菌株干菌體吸附去除Cd2+的研究已有報道，付瑾分離的皮氏羅爾斯通氏菌吸附能力較弱，不同種類的羅爾斯通氏菌存在各項差異。本研究從鎘污染土壤中篩選了一株吸附能力較強(qiáng)的耐鎘羅爾斯通氏菌，將其制成菌粉，研究了其對Cd2+的吸附能力以及吸附機(jī)制，以期為微生物吸附含鎘廢水提供功能菌株和奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 菌株來源

菌株源自湖南省長沙市北山試驗基地土壤（采樣深度0～20 cm），土壤基本性質(zhì)：pH 值5.2，Cd 濃度1.6 mg/kg，土壤CEC 33.4 cmol/kg，OM值28.1 g/kg。

1.1.2 培養(yǎng)基

牛肉膏蛋白胨（液體）培養(yǎng)基（g/L）：牛肉膏5 g，氯化鈉5 g，蛋白胨10 g，瓊脂20 g（固體培養(yǎng)基添加）。121℃，滅菌20 min 后使用。

1.1.3 菌懸液的制備

在無菌條件下，使用接種環(huán)從固體培養(yǎng)基中挑選純化好的菌株接種至液體培養(yǎng)基，120 r/min，30 ℃的條件下培養(yǎng)20 h，5 000 r/min 條件下離心15 min 后棄去上清液，無菌水洗滌菌體，離心，重復(fù)洗滌3 次，收集菌體制成菌懸液。于4 ℃冰箱保存?zhèn)溆谩?/p>

1.1.4 耐Cd 菌株的分離、純化

將10 g 土樣加入90 mL 無菌水中，設(shè)置搖床轉(zhuǎn)速150 r/min、溫度28℃，振蕩45 min 后靜置30 min 取上清液。采用稀釋涂布法分別取100 μL均勻涂布在Cd2+含量為50 mg/L 的牛肉膏蛋白胨固體培養(yǎng)基平板上，于28℃恒溫倒置培養(yǎng)2～3 d，觀察其生長狀況，每個濃度設(shè)置3 個平行。將平板上形態(tài)各異的單菌落挑選出接種于Cd2+含量為100 mg/L 的牛肉膏蛋白胨固體培養(yǎng)基平板上并劃線，以100 mg/L 為增量逐次遞增培養(yǎng)基中Cd2+含量，以確定各菌株的耐受閾值。將分離出來的耐Cd 菌株進(jìn)行多次劃線純化，保存?zhèn)溆谩?/p>

1.1.5 菌粉的制備

配制牛肉膏蛋白胨液體培養(yǎng)基，按接種量1%接種后在30 ℃、120 r/min 下培養(yǎng)48 h。采用冷凍高速離心機(jī)離心收集菌體，滅菌鍋滅菌后60 ℃恒溫烘干，用研缽磨成粉末狀后用密封袋保存?zhèn)溆谩?/p>

1.2 試驗方法

1.2.1 耐Cd 菌株的鑒定

16S rDNA 序列分析：采用Ezup 柱式 細(xì)菌基因組DNA 抽提試劑盒（購自生工生物工程股份有限公司）提取優(yōu)選菌株的總基因組DNA，擴(kuò)增優(yōu)選菌株的16S rDNA，設(shè)計引物 為：27F，AGTTTGATCMTGGCTCAG；1492R，GGTTACCTTGTACGACTT。PCR 反應(yīng)體系為：0.5 μL Template，2.5 μL10×Buffer，1 μL dNTP，0.2 μL 酶，0.5 μL F，0.5 μL R，總反應(yīng)體系為 25 μL?？偡磻?yīng)體系為20 μL，PCR 條件為：94 ℃預(yù)變性4 min，94 ℃變性45 s；55 ℃退火45 s，72 ℃延伸1 min，共30 個循環(huán)；72℃修復(fù)延伸10 min，4 ℃終止反應(yīng)。回收PCR 擴(kuò)增產(chǎn)物，交由生工生物工程公司完成測序，將測序結(jié)果在NCBI 上進(jìn)行BLAST 分析，并利用MEGA 5.0 構(gòu)建系統(tǒng)發(fā)育樹。

1.2.2 菌粉對Cd2+的吸附影響因素及規(guī)律

1）溫度對菌粉吸附Cd2+的影響

按照0.2 g/L 投加量向Cd2+濃度為100 mg/L 的溶液投加菌粉，調(diào)節(jié)體系初始pH 值為7.0，設(shè)置搖床轉(zhuǎn)速為120 r/min，分別于10、20、30、40、50 ℃下吸附3 h，離心收集上清液，測定Cd2+含量。

2）初始pH 值對菌粉吸附Cd2+的影響

按照0.2 g/L 投加量向Cd2+濃度為100 mg/L 的溶液投加菌粉，設(shè)置搖床環(huán)境30℃、120 r/min，調(diào)節(jié)初始pH 值分別為3.0、5.0、6.0、7.0、9.0，吸附3 h 后離心收集上清液，測定Cd2+含量。

3）時間對菌粉吸附Cd2+的影響

按照0.2 g/L 投加量向Cd2+濃度為100 mg/L的溶液投加菌粉，調(diào)節(jié)體系初始pH 值為7.0，設(shè)置搖床環(huán)境30 ℃、120 r/min，分別吸附30、60、90、120、180、240 min 后離心收集上清液，測定Cd2+含量。

4）初始濃度對菌粉吸附Cd2+的影響

按照0.2 g/L 投加量分別向Cd2+初始濃度為50、100、200、300、400 mg/L 的溶液投加菌粉，設(shè)置搖床環(huán)境30℃、120 r/min，調(diào)節(jié)初始pH 值分別 為7.0，吸附3 h 后離心收集上清液，測定Cd2+含量。

5）投加量對菌粉吸附Cd2+的影響

分別按照0.2、0.4、1、1.6、2 g/L 投加量向Cd2+濃度為100 mg/L 的溶液投加菌粉，調(diào)節(jié)體系初始pH 值為7.0，設(shè)置搖床環(huán)境30 ℃、120 r/min，吸附3 h 后離心收集上清液，測定Cd2+含量。

1.2.3 菌粉對Cd2+的吸附條件優(yōu)化

通過正交試驗優(yōu)化了菌粉對Cd2+吸附條件。選擇菌粉投加量（g/L）、吸附時間（h）、pH 值、溫度（℃）4 個因素，每個因素設(shè)計3 個水平進(jìn)行正交試驗L9（34），試驗設(shè)計見表1。

表1 正交試驗各因素水平Table 1 Scope of the factors

1.2.4 菌粉對Cd2+等溫吸附屬性分析

配制Cd2+濃度分別為10、50、200、400、500、600、800 mg/L 的廢水，按0.2 g/L 投加量加入菌粉。吸附條件為：120 r/min、30 ℃、pH 值6.0。每個梯度設(shè)置3 組平行以及空白對照。搖床震蕩3 h 后離心收集上清液，用原子吸收測定Cd2+含量。采用Langmuir、Freundlich 等溫吸附模型對試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，分析LC 菌粉對Cd2+的吸附機(jī)制。

Langmuir 等溫線方程：

Freundlich 方程：

式中：qmax為飽和吸附量（mg/g）；qe為平衡吸附量（mg/g）；Ce為平衡質(zhì)量濃度（mg/L）；KL為Langmuir 吸附特征常數(shù)；C0表示初始Cd2+質(zhì)量濃度最大值（mg/L）；KF和n為Freundlich 吸附特征常數(shù)。

1.2.5 吸附前后菌粉表征分析

分別采用掃描電鏡（SEM）、能譜（EDX）、紅外光譜（FTIR）分析了吸附前后菌體微觀結(jié)構(gòu)、元素構(gòu)成、官能團(tuán)組成的變化。

1.3 數(shù)據(jù)處理

菌粉對Cd2+的吸收量（q）的計算公式分別為：

式中：C0為對照組上清液Cd2+質(zhì)量濃度(mg/L)；Ct為試驗組上清液Cd2+質(zhì)量濃度（mg/L）；V為溶液的體積（L）；M為菌粉投加量（g）。所有試驗處理設(shè)置3 個平行，取均值進(jìn)行分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌株鑒定

分離純化后得到了一株耐鎘菌株，命名LC。通過平板劃線試驗最終確定了LC 菌株對Cd2+的耐受閾值為850 mg/L。經(jīng)16S rDNA 測序后將測序結(jié)果通過NCBI（NCBI 登錄號為MK418966）進(jìn)行BLAST 比對，構(gòu)建系統(tǒng)發(fā)育樹（圖1）。LC 菌株與Ralstoniaspp.親緣關(guān)系最近，與Bacillus vietnamensispartial 關(guān)系較遠(yuǎn)，結(jié)合形態(tài)觀察和序列分析初步鑒定LC 菌株為羅爾斯通氏菌Ralstoniaspp.。

2.2 菌粉對Cd2+吸附的影響因素及規(guī)律分析

2.2.1 溶液溫度的影響

圖1 LC 菌株系統(tǒng)發(fā)育樹Fig.1 LC strain phylogenetic tree

溶液溫度對LC 菌粉吸附量的影響見圖2（a）。由圖2可知，隨著溫度的升高，菌粉對Cd2+的吸附量呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，在30 ℃時達(dá)到最大值（100.4 mg/g）。說明菌粉Cd2+的吸附量受溫度影響，溫度過低（10 ℃）和過高（50 ℃）都不利于吸附的進(jìn)行。溫度過低，溶液自由擴(kuò)散速度減慢，菌粉表面離子交換速率降低。在一定的范圍內(nèi)，溫度的升高可以促進(jìn)菌粉的吸附，溫度越高，其溶液中的離子擴(kuò)散速度加快，菌粉表面吸附位點與Cd2+的接觸機(jī)會增多[16-17]。

2.2.2 溶液初始pH 值的影響

溶液初始pH 值對菌粉吸附Cd2+的影響見圖2（b），隨著pH 值的升高，吸附量呈現(xiàn)先上升后下降的變化規(guī)律。LC 菌粉的吸附最佳點在pH 值6.0，吸附量為145.9 mg/g。初始pH 值是一個重要的吸附參數(shù)，對溶液有很大的影響，Cd2+的狀態(tài)會隨著pH 值的變化而改變。溶液呈酸性時，大量H+會和Cd2+競爭吸附劑表面的自由位點，使菌粉表面質(zhì)子化，導(dǎo)致吸附降低；隨著pH 值的升高，H+占據(jù)的吸附位點被釋放出來，吸附量不斷上升；而在pH 值呈堿性時，Cd2+與OH-形成Cd(OH)2沉淀[18-19]，溶液中可吸附的Cd2+減少，吸附量下降。

2.2.3 吸附時間的影響

時間對菌粉吸附的影響見圖2（c）。隨著吸附時間的延長，菌粉對Cd2+的吸附量呈逐漸上升的趨勢，當(dāng)吸附時間為180 min 時，吸附量達(dá)到110.7 mg/g，而后有所下降。菌粉的生物吸附一般很快，但具體時間受環(huán)境變化的影響，最初由于溶液的混合作用，一部分Cd2+迅速占據(jù)菌粉表面吸附位點，之后依靠水溶液的傳輸作用，幫助菌粉吸附Cd2+，但Cd2+與細(xì)胞壁的官能團(tuán)發(fā)生配位作用以及螯合作用[12,20]需要時間，因此隨著時間的延長，菌粉的吸附量逐漸增加。但過長的吸附時間會使吸附位點出現(xiàn)解析，吸附量下降，反而對吸附無益。因此菌粉吸附Cd2+的最佳時間是180 min。

2.2.4 初始質(zhì)量濃度菌粉吸附Cd2+的影響

初始Cd2+質(zhì)量濃度對菌粉吸附值得影響見圖2（d）。隨著初始Cd2+質(zhì)量濃度上升，吸附量先上升后保持穩(wěn)定。在初始Cd2+質(zhì)量濃度為300 mg/L 時，吸附量最大（195.2 mg/g）。隨著溶液中初始Cd2+質(zhì)量濃度的增加，一方面溶液中Cd2+基數(shù)增加，與菌粉表面的可吸附位點碰撞的機(jī)率增大[21]，因此吸附量不斷增大。另一方面，當(dāng)Cd2+質(zhì)量濃度達(dá)到一定程度時能提供驅(qū)動力，以克服固相和液相的傳質(zhì)阻力，從而提高吸附劑的吸附量[20]。但當(dāng)Cd2+質(zhì)量濃度繼續(xù)上升，吸附位點出現(xiàn)飽和狀態(tài)時，吸附量將不會再出現(xiàn)較大的變化。因此，最佳吸附點在Cd2+質(zhì)量初始濃度為300 mg/L。

2.2.5 投加量對菌粉吸附Cd2+的影響

投加量對菌粉吸附Cd2+的影響見圖2（e）。隨著菌粉投加量的增多，菌粉的吸附量先急速下降后趨于穩(wěn)定。在投加量為0.2 g/L時菌粉出現(xiàn)最高點，LC 菌粉吸附量為105.6 mg/g。這是因為在Cd2+含量相同的溶液中，菌粉投加量越大，單位菌粉吸附Cd2+降低，并且在菌粉濃度較高時，Cd2+的有限、可吸附位點的相互干擾、甚至是靜電作用都會影響吸附過程，從而降低吸附量[22-23]。研究結(jié)果與Atena[24]的研究結(jié)果相似，最佳吸附點是投加量最少的點，隨著投加量的增多，吸附量反而降低。

2.3 LC 菌粉對Cd2+吸附條件優(yōu)化

正交試驗結(jié)果見表2。由表2可知，A 因素中K1＞K2＞K3，B 因素中K2＞K3＞K1，C 因素中K2＞K3＞K1，D 因素中K2＞K3＞K1，優(yōu)化吸附量應(yīng)選每個因素中最大的水平，R越大表示該因素水平變化對實驗結(jié)果影響越大，反之越小[25]。從而最佳方案是A1B2C2D2，即最佳方案為：投加量0.1 g/L，時間2 h，溫度30 ℃，pH 值6.0。主次因素為A＞B＞D＞C，即投加量的影響對菌粉吸附Cd2+的影響最大，時間次之，溫度的影響最小。

2.4 菌粉對Cd2+的等溫吸附特性

LC 菌粉對Cd2+的吸附等溫線如圖3所示。隨著Cd2+質(zhì)量濃度的升高，吸附量逐漸增大，當(dāng)Cd2+質(zhì)量濃度上升到400 mg/L 時，吸附量趨于穩(wěn)定。采用Langmuir 和Freundlich 等溫線模型進(jìn)行擬合[26]，結(jié)果見圖3，相關(guān)擬合參數(shù)列于表3。

圖2 菌粉對Cd2+吸附的影響因素及規(guī)律分析Fig.2 Analysis of factors and regularity of bacterial powder adsorption on Cd2+

表2 正交試驗設(shè)計及結(jié)果Table 2 Orthogonal experimental design and results

圖3 LC 菌粉對Cd2+吸附的Langmuir 和Freundlich 模型擬合Fig.3 Fitting of Langmuir and Freundlich models of Cd2+ adsorption by LC powder

表3 菌粉吸附Cd2+的等溫方程及相關(guān)參數(shù)Table 3 Isothermal equations and related parameters of adsorption of Cd2+ by bacterial powder

Langmuir 等溫吸附模型假設(shè)的是單層吸附，離子之間沒有相互作用，KL是表征結(jié)合位點與金屬離子的親和力相關(guān)的常數(shù)，常數(shù)越小，吸附親和力越大。生物吸附過程由qmax和KL共同決定的，一個好的生物吸附劑往往KL較低、qmax較高[27-28]。其還可以定義一個無量綱的分離因子

[29]，當(dāng)RL=0，為非可逆吸附，RL=1 為可逆吸附。當(dāng)0＜RL＜1，有利；當(dāng)RL＞1，不利。對于Freundlich 等溫吸附模型，KF代表吸附常數(shù)，1/n與金屬離子濃度有關(guān)，值越大，表明吸附劑與吸附質(zhì)之間的作用越強(qiáng)，1/n處于1～10 之間，吸附過程更加有利進(jìn)行[30-31]。

LC 菌粉對Cd2+的吸附等溫線非線性擬合結(jié)果表明，兩種等溫線方程均能較好地擬合吸附過程。其中Langmuir 方程擬合效果更好，說明LC 菌粉表面的吸附位點分布均勻并對Cd2+的親和力相同，是一個單層面吸附的過程。本研究對LC 菌粉的Langmuir 模型擬合結(jié)果中qmax為221 mg/g，KL為0.007，0＜RL（0.151 5）＜1，F(xiàn)reundlich 模型擬合常數(shù)KF為6.573 9，1/n為1.842 9，共同印證了LC 菌粉是一種良好的吸附劑，具有較強(qiáng)的吸附能力。黃飛[16]發(fā)現(xiàn)Langmuir 模型更適合模擬死細(xì)胞的吸附過程，采用Langmuir 模型擬合Bacillus cereus對Cd2+的吸附過程，得到吸附最大值 31.95 mg/g，與本研究LC 菌粉擬合等溫線模型結(jié)果一致。沈秋悅[21]通過Langmuir 模型擬合Bacillus的吸附得到了菌株的吸附最大值1.83 mg/g。Loukidou[32]利用Aeromonas caviae作為生物吸附劑吸附溶液中的Cd2+，其最大吸附量可達(dá)155 mg/g。以上研究表明菌株類型不同，吸附量差異性較大。Bacillus、Bacillus cereus屬于革蘭氏陽性菌，Aeromonas caviae和LC 菌是革蘭氏陰性菌，革蘭氏陰性菌細(xì)胞壁含有脂多糖，其屬于聚合電解質(zhì)，帶有較強(qiáng)的負(fù)電荷，可以通過靜電作用吸附Cd2+，而革蘭氏陽性菌細(xì)胞壁較厚，且外膜成分缺失,吸附能力有所減弱[33]。

2.5 菌粉吸附Cd2+前后表征分析

2.5.1 掃描電鏡(SEM)分析

菌粉吸附Cd2+前后掃描電鏡結(jié)果如圖4所示，圖4a 為吸附前，圖4b 為吸附后，菌粉表面吸附前后出現(xiàn)變化。由圖4a 可知，吸附前菌粉表面較為平滑且飽滿，而吸附后圖4b 顯示菌粉表面部分凹凸不平，表明菌粉表面吸附Cd2+。

圖4 菌株吸附Cd2+前后電鏡掃描結(jié)果（10 000×）Fig.4 Electron microscopy results before and after adsorption of Cd2+ by strain (10 000×)

2.5.2 能譜（EDX）分析

吸附前后菌粉的能譜分析圖譜見圖5。由圖5可知：吸附前，菌粉表面存在C、O、Cl、Na、P、Mg 峰，菌粉表面的吸附位點被Mg2+與Na+占據(jù)。吸附后，菌粉表面出現(xiàn)了新Cd 峰，Na、Mg 峰消失，出現(xiàn)一個不明峰。表明Cd2+與Mg2+、Na+發(fā)生離子交換，吸附位點被Cd2+取代。吸附后出現(xiàn)的不明峰與吸附前P 峰的位置一致，且變強(qiáng)。這是因為P 存在與Cd2+的絡(luò)合作用，產(chǎn)生的基團(tuán)占據(jù)了表面吸附位點。

圖5 菌粉吸附Cd2+前后的能譜Fig.5 Energy spectrum of bacterial powder before and after adsorbing Cd2+

2.5.3 紅外光譜（FTIR）分析

LC 菌粉吸附前后紅外光譜見圖6，根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)[30-35]，對比圖中LC 菌粉對Cd2+吸附前后的紅外光譜圖可知，吸附Cd2+后，位于 3 404.63 cm-1處的-OH 最大的吸收峰變窄，遷移至3 300.36 cm-1。在1 644.88 cm-1的吸收峰，是細(xì)胞蛋白質(zhì)酰胺Ⅰ帶，遷移至1 654.80 cm-1且吸收峰變強(qiáng)，是酰胺基的 C=O 的伸縮振動引起。位于 1 541.65 cm-1是由于N-H 鍵彎曲振動產(chǎn)生，吸附后遷移至1 534.86 cm-1且吸收峰增強(qiáng)。位于1 235.34 cm-1處吸收峰可能是C-O、O-H、C-N 鍵伸縮振動引起，吸附后遷移至1 232.08 cm-1且吸收峰變窄變強(qiáng)。在1 078.24 cm-1處的吸收帶主要是由P=O、P-OH、PO43-等伸縮引起，吸附后遷移至1 064.04 cm-1且吸收峰變窄，相關(guān)研究表明磷酸基團(tuán)只在死菌中參與對Cd2+的吸附，具有特異性[33]。位于 546.66 cm-1處的吸收峰是由C-N-S 的剪式彎曲振動引起，吸附后遷移至619.66 cm-1且吸收峰峰強(qiáng)度減弱。吸附前位于2 960.11、2 925.56 和2 853.33 cm-1的吸收峰是由蛋白質(zhì)、糖類和物質(zhì)中的C-H 鍵伸縮振動引起的，吸附后基團(tuán)位置遷移不大，遷移至2 925.54 cm-1的吸收峰變強(qiáng)。綜上分析，菌粉中含有的羥基、羰基、酰胺基、磷酸基等基團(tuán)均參與了Cd2+的吸附過程。

圖6 LC 菌粉吸附Cd2+前后的紅外光譜圖Fig.6 Infrared spectra before and after Cd2+ adsorption by LC bacterial powder

3 結(jié)論與討論

從鎘污染土壤中篩選了一株耐鎘菌株，經(jīng)16S rDNA 測序鑒定為羅爾斯通氏菌Ralstoniaspp.，菌株對Cd2+質(zhì)量濃度的耐受閾值為850 mg/L。通過單因素試驗確定了菌粉對Cd2+的吸附規(guī)律，LC 菌粉對Cd2+的吸附量隨著溶液溫度的升高先增大后減小。隨著溶液初始pH 值的增大，其吸附量先增大后減小。隨著時間的延長，其吸附量先上升而后略微下降。隨著Cd2+初始質(zhì)量濃度的增加，其吸附量先增大后基本穩(wěn)定。隨著投加量的增多，其吸附量先減少后趨于平衡。菌粉對Cd2+的最佳吸附條件為：投加量0.1 mg/L，吸附時間2 h，pH 值6.0，溫度30 ℃，在此條件下菌粉對Cd2+的吸附量可達(dá)198 mg/g。其中，投加量對菌粉吸附Cd2+的影響最大，溫度最小。LC 菌粉對Cd2+的吸附過程更符合Langmuir 等溫吸附模型，表明LC菌粉對Cd2+是一個單層面的吸附，飽和吸附量為221 mg/g。EDX 分析顯示吸附后LC 菌粉表面檢測到Cd2+的存在，表明LC 菌粉對Cd2+的吸附主要通過Cd2+與Na+、Mg2+發(fā)生離子交換；FTIR 分析表面LC 菌粉中含有的羥基、羰基、酰胺基、磷酸基等基團(tuán)與Cd2+發(fā)生絡(luò)合作用。菌株的耐受閾值在耐鎘菌株中相對較高[19,21]，但不如皮氏羅爾斯通氏菌[14]，若研究活性菌株對Cd2+的生物積累作用，皮氏羅爾斯通氏菌將更具優(yōu)勢。而在本研究中，菌粉的吸附無須考慮菌株對重金屬的耐性，LC 菌粉的吸附量高達(dá)198 mg/g，在已有的干菌體研究中具有較高的吸附量[16,20]，為微生物修復(fù)提供了吸附能力強(qiáng)的功能菌株，但在實際應(yīng)用中缺乏實踐，對于綜合廢水的污染修復(fù)能力有待考察，還需進(jìn)行進(jìn)一步試驗。