江瀾，閔燕，葉便達(dá)，賈朝剛，李越，陳浩然，常海軍

(重慶工商大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，重慶市特色農(nóng)產(chǎn)品加工儲(chǔ)運(yùn)工程技術(shù)研究中心，重慶 400067)

環(huán)境污染及其相關(guān)毒性效應(yīng)是當(dāng)今世界面臨的主要問(wèn)題。重金屬形式的無(wú)機(jī)物對(duì)水體的污染處置是研究人員面臨的重要挑戰(zhàn)之一[1]。由于重金屬離子在水生態(tài)系統(tǒng)中具有高度的流動(dòng)性和不可生物降解性，導(dǎo)致重金屬離子在環(huán)境中不斷富集，因此重金屬離子被列為重點(diǎn)防控污染。水流中重金屬污染的原因分為兩種：①地殼中的重金屬在地下水中溶解并通過(guò)自然現(xiàn)象傳播；②人為活動(dòng)的結(jié)果包括污水、來(lái)自礦山尾礦和垃圾填埋場(chǎng)的滲濾液、工業(yè)泄漏以及未經(jīng)處理或部分處理的工業(yè)廢水[2]。未經(jīng)處理的工業(yè)廢水的排放是造成水體污染的最主要原因。有毒重金屬污染會(huì)引發(fā)災(zāi)難性的悲劇，例如，報(bào)道過(guò)的日本由重度甲基汞中毒引起的水俁病和日本金津河鎘污染引起的Itai-Itai病等[3]。

1 常規(guī)處理技術(shù)與生物吸附

近年來(lái)重金屬螯合受到研究者的廣泛關(guān)注，重金屬離子去除常用的常規(guī)方法有萃取、離子交換、過(guò)濾、絮凝、光催化、沉淀、電化學(xué)處理等[4]。每種方法各有優(yōu)缺點(diǎn)。傳統(tǒng)方法大多成本高、需要化學(xué)試劑、低濃度無(wú)效、產(chǎn)生污泥等。近年來(lái)，越來(lái)越多的人開始考慮用非常規(guī)方法處理重金屬。

生物吸附過(guò)程是利用無(wú)活性甚至是死亡生物的有機(jī)體進(jìn)行。生物吸附劑的來(lái)源有細(xì)菌、藻類、真菌的死生物質(zhì)或工業(yè)生產(chǎn)中產(chǎn)生的廢棄生物質(zhì)、木質(zhì)纖維素、生物質(zhì)殘基等。近年來(lái)，生物吸附技術(shù)得到了廣泛的應(yīng)用，生物質(zhì)不需要生長(zhǎng)介質(zhì)和生物質(zhì)再生的可能性，所以在較高的有毒金屬濃度下也可以不受工藝條件的影響[5]。生物吸附劑從水溶液中去除重金屬的過(guò)程會(huì)受到不同的物理和化學(xué)因素的影響，從而控制生物吸附劑的吸附能力和去除效率。在這方面，評(píng)估生物吸附參數(shù)對(duì)金屬去除過(guò)程是非常必要的。重金屬螯合生物吸附過(guò)程的間歇操作需要考慮初始pH、初始金屬離子濃度、生物吸附劑用量、生物吸附劑大小、攪拌速度、溫度以及共存離子(二元、三元或多組分體系)[6]的存在等重要參數(shù)。本文綜述了從微生物和木質(zhì)纖維素來(lái)源制備的生物吸附劑的研究進(jìn)展。自2010年以來(lái)越來(lái)越多的文章報(bào)道了使用微生物和木質(zhì)纖維素生物質(zhì)殘留物去除有毒重金屬的方法。

2 生物吸附等溫線和動(dòng)力學(xué)模型

利用吸附等溫線的模型表達(dá)式研究生物吸附劑與金屬在恒溫和平衡溶質(zhì)濃度下的相互作用行為。等溫線模型對(duì)分析生物吸附機(jī)理具有重要意義。等溫線模型通過(guò)估算從水溶液中吸收確定濃度的金屬所需的生物吸附劑的量來(lái)優(yōu)化生物吸附劑的使用。此外，還可用于預(yù)測(cè)生物吸附位點(diǎn)和生物吸附金屬離子在生物量表面的分布。采用不同的平衡吸附等溫線模型對(duì)重金屬進(jìn)行了生物吸附研究。生物吸附等溫線模型的非線性方程舉例如下。

Langmuir吸附等溫方程：

Freundlich吸附等溫方程：

Temkin吸附等溫方程：

dubinin radushkevich吸附等溫方程：

生物吸附動(dòng)力學(xué)模型對(duì)于確定金屬遷移和物理化學(xué)相互作用、金屬去除過(guò)程的速率控制步驟具有重要意義。生物吸附動(dòng)力學(xué)模型的研究對(duì)于重金屬去除的意義在于它提供了有關(guān)生物吸附過(guò)程動(dòng)力學(xué)、反應(yīng)途徑和相關(guān)機(jī)理的重要信息。重金屬生物吸附速率研究計(jì)算生物吸附材料在水溶液中的停留時(shí)間，對(duì)設(shè)計(jì)合適的生物吸附工藝條件具有重要意義。在生物吸附過(guò)程中，重金屬離子的遷移要么表現(xiàn)為邊界層擴(kuò)散，要么表現(xiàn)為粒子內(nèi)擴(kuò)散，要么表現(xiàn)為邊界層內(nèi)擴(kuò)散。用于生物吸附研究的不同動(dòng)力學(xué)模型[7]舉例如下。

擬一階反應(yīng)生物吸附動(dòng)力學(xué)方程：

擬二階反應(yīng)生物吸附動(dòng)力學(xué)方程：

Elovich生物吸附動(dòng)力學(xué)方程：

3 死微生物用于重金屬生物吸附

來(lái)自非活性微生物源的生物吸附劑，即使在金屬溶液濃度很低的情況下，也會(huì)與重金屬結(jié)合并富集。藻類、真菌和細(xì)菌的微生物死亡生物質(zhì)廣泛應(yīng)用于水溶液和含有毒重金屬工業(yè)廢水中重金屬的去除。

3.1 海藻

以微囊藻為原料，考察了微囊藻對(duì)水中鉛離子的去除效果。與Freundlich等溫線相比，Langmuir模型能較好地描述生物吸附實(shí)驗(yàn)的平衡數(shù)據(jù)。電位滴定分析表明，兩個(gè)酸性基團(tuán)表面均存在負(fù)電荷。鉛載生物吸附劑的FTIR表征表明，鉛載生物吸附劑中含有酰胺和羧基官能團(tuán)[8]。利用氨基吡啶處理螺旋藻表面的生物質(zhì)去除鉻(VI)，并與天然生物質(zhì)進(jìn)行比較，預(yù)處理后的生物質(zhì)具有較高的性能，天然和改性藻類的吸附量分別為79.6 mg/g和158.7 mg/g。紅外光譜分析結(jié)果表明，羧基和氨基是吸附Cr(VI)的主要官能團(tuán)[9]。報(bào)道的螺旋藻和小球藻對(duì)Ni(II)、Zn(II)和Pb(II)的生物吸附研究，初始金屬離子濃度對(duì)生物吸附過(guò)程有顯著影響。與螺旋藻相比，小球藻的生物質(zhì)對(duì)重金屬有更好的生物吸附能力。擬二階動(dòng)力學(xué)模型較好地?cái)M合了實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)。FTIR分析結(jié)果顯示羧酸官能團(tuán)貢獻(xiàn)在于協(xié)調(diào)離子交換二價(jià)離子，羥基、氨基、酰胺基也參與其中。生物吸附螺旋藻和小球藻的pHzpc值[10]分別計(jì)算為4.0和3.4。采用螺旋藻和小球藻對(duì)金屬離子Ni(II)、Zn(II)和Pb(II)在二元和三元體系中的吸附性能進(jìn)行了研究，分離因子的結(jié)果表明，這兩種生物吸附劑對(duì)金屬的親合力均為Pb(II)>Zn(II)>Ni(II)。由于較高的平衡吸附能力和去除效率，尋常小球藻表現(xiàn)為更好的生物吸附劑。與單金屬生物吸附系統(tǒng)相比，二元和三元系統(tǒng)中生物吸附劑的生物吸附能力降低了[11]。

尋常小球藻從水溶液中機(jī)械去除Cr(VI)，主要是由于氨基和羧基官能團(tuán)。此外，去除性能隨著生物質(zhì)蛋白質(zhì)含量的增加而增加。Cr(VI)的吸附性能由于生物質(zhì)上存在仲醇基團(tuán)而降低，Cr(III)主要通過(guò)離子交換機(jī)制與生物質(zhì)結(jié)合[12]?？疾炝诵鄙鷸旁搴透弋a(chǎn)油突變?cè)鍖?duì)單一和二元系統(tǒng)中Zn(II)和Cd(II)的去除的生物吸附能力，發(fā)現(xiàn)兩種微藻對(duì)Zn(II)和Cd(II)的同時(shí)生物吸附小于單金屬生物吸附系統(tǒng)。天然生物吸附劑可有效地同時(shí)去除高達(dá)200 mg/L的Zn(II)和Cd(II)混合物[13]。采用海藻酸鹽固定小球藻的生物量，并測(cè)定其對(duì)飲用水中 Cu(II)、Ni(II)和Cd (II)的去除率，最大去除率分別為97.10%，50.94%和64.61%。通過(guò)能譜對(duì)負(fù)載金屬的生物吸附劑分析，證實(shí)了金屬離子與生物吸附劑的結(jié)合。除單吸附體系外，還對(duì)Cu(II)、Ni(II)和Cd(II)的二元和多金屬體系進(jìn)行了研究。在Cu(II)離子存在下，Cd(II)和Ni(II)的去除效果均有所降低[14]。采用溶膠-凝膠法制備二氧化硅固定化微藻菌株KGE33，根據(jù)海藻用量、生物吸附劑分別為IMS14、IMS70、IMS100。評(píng)價(jià)生物吸附劑對(duì)水溶液中Cu(II)的去除效果。確定IMS100的零點(diǎn)值為4.5。在初始溶液pH為5.0時(shí)，生物吸附劑IMS100對(duì)Cu(II)的去除率較高，為87.1%。熱力學(xué)分析揭示了吸附過(guò)程的自發(fā)放熱性質(zhì)[15]。利用四尾柵藻和其他三種微藻制備生物吸附劑，研究活體微藻對(duì)重金屬離子的富集特征，用于模擬和實(shí)際廢水中Cd(II)的去除[16]，4種活體微藻對(duì)Cd2+的富集特征均符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程(R2>0.99)，反映出活體微藻對(duì)Cd2+的富集主要是一種化學(xué)行為，說(shuō)明微藻是良好的重金屬吸附劑。

3.2 細(xì)菌

對(duì)一種新型芽孢桿菌進(jìn)行了Cr(VI)的生物吸附能力研究，實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)與擬二階動(dòng)力學(xué)和Langmuir等溫線模型擬合較好。初始pH值為3.0時(shí)，生物吸附劑對(duì)水溶液中Cr(VI)的吸附能力最大[17]，生物吸附量為20.35 mg/g。報(bào)道了四種細(xì)菌對(duì)Cr(VI)的生物吸附，在初始Cr(VI)濃度范圍(350～450 mg/L)和pH(2.0)的實(shí)驗(yàn)條件下，去除率較高，結(jié)果表明，伯克霍氏菌AL96Co、庫(kù)徹氏棒狀桿菌FL108Hg、銅綠假單胞菌CA207Ni和紅球菌AL03Ni是去除含Cr(VI) 的工業(yè)廢水中適宜的生物吸附劑。木糖葡萄球菌和假單胞菌的生物吸附劑用于去除Cd(II)和Cr(VI)。生物吸附機(jī)理受生物表面官能團(tuán)和表面電荷分布等因素的控制。木糖葡萄球菌和假單胞菌作為潛在的生物吸附劑，其去除率高于88%。利用生物吸附劑去除Cd(II)，觀察到生物吸附效率>95%。

從污水處理廠采集的樣品中分離出抗鉻細(xì)菌蠟樣芽孢桿菌并制備生物吸附劑。Cr(VI)的去除過(guò)程對(duì)pH值的依賴性很強(qiáng)，最佳pH值為2.0。研究了外傳質(zhì)對(duì)Cr(VI)吸附速率的影響。Cr(VI)的生物修復(fù)除涉及生物氧化還原外，還涉及生物吸附機(jī)理[18]。耐鉛假單胞菌I3對(duì)去除鉛的潛力進(jìn)行了研究。通過(guò)TEM-EDS分析，確定了生物吸附劑對(duì)鉛的吸附。紅外光譜表征結(jié)果表明，不同官能團(tuán)參與了Pb(II)生物吸附[19]。利用紫外光照射枯草芽孢桿菌的突變體，在單組分和多組分體系中對(duì)重金屬進(jìn)行生物吸附。金屬離子的快速去除發(fā)生在生物吸附過(guò)程的初始階段，擬一階動(dòng)力學(xué)模型較好地描述了該過(guò)程的動(dòng)力學(xué)過(guò)程。Hg(II)、Cd(II)和Pb(II)在二元和三元金屬體系中的生物吸附量由于其他金屬離子的存在而降低，但每種金屬的生物吸附位點(diǎn)不同。實(shí)驗(yàn)表明，單金屬體系具有較高的生物吸附能力[20]。從活性污泥中分離得到了人蒼白桿菌，能夠耐受、吸收和積累高劑量的Cr(III)。生物吸附參數(shù)、初始金屬濃度對(duì)生物量對(duì)金屬吸收的影響，平衡數(shù)據(jù)與生物吸附等溫線模型的擬合，Langmuir模型和Freundlich模型都能較好地解釋[21]。

3.3 真菌

對(duì)絲狀真菌頭孢霉IMI 68689的生物質(zhì)進(jìn)行了測(cè)定。初始溶液pH值對(duì)頭孢菌去除Pb(II)的吸收能力有顯著影響。在5次生物吸附解吸循環(huán)的重復(fù)使用實(shí)驗(yàn)中[22]，發(fā)現(xiàn)效率僅降低了5%。對(duì)分離出的曲霉和根霉等真菌進(jìn)行了Cr(III)和Cd(II)的生物吸附研究，在初始金屬濃度為6 mmol/L時(shí)，Cr和Cd離子的去除率最大[23]。對(duì)木霉BSCR02的生物吸附性能進(jìn)行了研究。最佳生物吸附劑用量為 1.4 mg/mL，初始Cr濃度為200 mg/L，初始溶液pH為5.0，生物吸附劑重復(fù)使用5次，對(duì)生物吸附劑的去除率無(wú)明顯降低。通過(guò)在絲瓜海綿上生長(zhǎng)真菌分離株曲霉并用曲霉制備得生物吸附劑，該生物吸附劑用于從水溶液中去除Pb(II)。紅外光譜分析表明，生物吸附劑中存在 —OH、—NH和 —CH3官能團(tuán)，參與了Pb(II)的去除過(guò)程。生物吸附劑的SEM表征表明，絲瓜海綿結(jié)構(gòu)上真菌生物量分布均勻，為金屬離子的相互作用提供了更多的接觸位點(diǎn)。與Pb(II)相互作用的生物吸附劑呈現(xiàn)出渾濁的 Pb(II)離子沉積，證實(shí)了金屬離子的生物吸附作用。從黑曲霉和光照曲霉中提取的生物吸附劑[24]對(duì)250 mmol/L鉛溶液中鉛的去除率約為51%。采用木耳生物吸附劑進(jìn)行了批量吸附實(shí)驗(yàn)，研究了木耳生物吸附劑對(duì)水中Cd(II)、Cu(II)和Pb(II)的去除效果。使用0.05 mol/L HNO3的洗脫劑和重復(fù)使用6次的再生生物吸附劑可獲得較高的脫附效率。生物吸附平衡數(shù)據(jù)較好地符合Freundlich等溫線，揭示了生物吸附表面的非均質(zhì)性，有利于金屬去除過(guò)程的化學(xué)吸附機(jī)理。生物吸附劑中的羥基、氨基、羧基、磷酸基等官能團(tuán)參與金屬的吸附過(guò)程。金屬離子的去除與協(xié)同離子交換和表面絡(luò)合的主要機(jī)理有關(guān)[25]。

真菌根霉可以被固定在各種紡織材料上，并測(cè)試其對(duì)Cu(II)的去除效果。固定化生物吸附劑在150 min的接觸時(shí)間內(nèi)將Cu(II)濃度從20 mg/L降低到3.1～5.6 mg/L，去除效果較好。該生物吸附系統(tǒng)具有可分離、可卷取、可折疊等優(yōu)點(diǎn)，并可在充分接觸后替代已耗盡的生物吸附劑，具有實(shí)際應(yīng)用價(jià)值[26]。評(píng)價(jià)兩種菌株解脂耶氏酵母NCIM 3589和解脂耶氏酵母NCIM 3590從水溶液中去除Ni(II)的潛力。初始溶液pH 7.5、初始Ni(II)濃度1 000 mg/L、溫度35 ℃為Ni(II)最大生物吸附的最優(yōu)條件。Dubinin-Radushkevich等溫線模型擬合較好，說(shuō)明Ni(II)的生物吸附是離子交換機(jī)制所致。紅外光譜分析結(jié)果表明，Ni(II)吸附過(guò)程中涉及羥基、羧基、氨基和羰基等官能團(tuán)。通過(guò)掃描電鏡能譜(SEM-EDS)表征[27]，證實(shí)了生物吸附劑對(duì)Ni(II)的吸附作用。用青霉黃、青霉素制備生物吸附劑，用于從水溶液中去除Pb(II)和Ni(II)，生物吸附因子包括初始溶液pH值、初始Pb(II)、Ni(II)濃度、生物吸附劑用量和接觸時(shí)間。為了了解各參數(shù)之間的相互作用，采用Box Behnken設(shè)計(jì)進(jìn)行優(yōu)化。在pH 4.5(兩種金屬)，初始金屬濃度為123 mg/L(Pb)，33 mg/L(Ni)，接觸時(shí)間65 min(Pb)，89 min(Ni)和生物吸附劑量0.2 g/L(Pb)，1.6 g/L(Ni)的最佳條件下[28]，Pb和Ni的去除效率分別達(dá)到76%和47%。以黃曲霉為原料制備生物吸附劑，對(duì)Pb(II)進(jìn)行了中心復(fù)合材料面心設(shè)計(jì)優(yōu)化技術(shù)研究，考察了攪拌速度、初始溶液pH值、生物制劑用量和溫度等參數(shù)對(duì)攪拌效果的影響。優(yōu)化研究結(jié)果表明，初始溶液pH、生物制劑用量、初始溶液pH與生物制劑用量的交互作用參數(shù)、初始溶液pH與攪拌速度、初始溶液pH與溫度等因素對(duì)Pb(II)的去除率有影響。

4 木質(zhì)纖維素生物質(zhì)殘?jiān)街亟饘?/h2>

以杏仁殼、椰子殼、堅(jiān)果殼、羅漢果種子和核桃殼為原料，研究了六價(jià)鉻的生物吸附性能。五種生物吸附劑相比，羅漢果種子制備的生物吸附劑對(duì) Cr(VI)的去除效果較好。在本研究考慮的較高溫度條件下，羅漢果種子對(duì)Cr(VI)的生物吸附性能較好，且初始溶液pH值越低，對(duì)Cr(VI)的生物吸附性能越高，Cr(VI)的生物吸附與化學(xué)吸附機(jī)理有關(guān)[29]。研究了橄欖油工業(yè)加工橄欖核的生物質(zhì)對(duì)工業(yè)廢水中Fe(II)的生物吸附作用。用汞孔隙度法對(duì)生物吸附劑進(jìn)行了表征。在較低的生物吸附劑粒徑下生物吸附劑的吸收能力更高。生物吸附劑用量為125 g/L時(shí)[30]，生物吸附劑的去除率達(dá)到70%。利用香蕉皮生物質(zhì)對(duì)Pb(II)進(jìn)行吸附去除[31]，Langmuir等溫線模型結(jié)果表明，吸附率可達(dá)74.5%，吸附量35.7 mg/g。柑桔經(jīng)不同的物理和化學(xué)預(yù)處理后，會(huì)產(chǎn)生不同的廢棄生物質(zhì)，評(píng)價(jià)了制備的吸附劑在去除水溶液中鉻(III)和鉻(VI)方面的潛力。吸附劑的吸附能力取決于生物吸附體系中預(yù)處理和鉻氧化態(tài)引起的生物量結(jié)構(gòu)變化。H2S改性生物質(zhì)對(duì)Cr(III)的最大生物吸附能力為 57.31 mg/g，PEI+戊二醛預(yù)處理生物質(zhì)對(duì)Cr(VI)的最大生物吸附能力為51.68 mg/g[32]。

鎘的生物吸附是利用馬齒莧的葉和莖的生物質(zhì)部分進(jìn)行的，在沒有任何預(yù)處理下最大去除率為72%。Cd(II)的去除率較高，可達(dá)45 min左右，然后逐漸達(dá)到平衡，約100 min。平衡生物吸附數(shù)據(jù)與Langmuir和Freundlich模型方程等溫線模型擬合較好[33]。利用生物吸附法研究了巴氏小管藻生物質(zhì)對(duì)Pb(II)的吸附潛力，確定了最佳吸附條件為 pH 5.0、接觸時(shí)間60 min、溫度298 K。紅外光譜表征結(jié)果表明，Pb(II)生物吸附中存在羥基、羧基、羰基和酰胺等官能團(tuán)[34]。在間歇式吸附系統(tǒng)中，利用天然和酸改性的絲縷藻殼對(duì)鉻(VI)進(jìn)行了去除實(shí)驗(yàn)。生物吸附的初始溶液pH主要受Cr(VI)去除率的影響。實(shí)驗(yàn)的熱力學(xué)分析反映了鉻(VI)去除過(guò)程的自發(fā)吸熱性質(zhì)。共存離子對(duì)Cr(VI)吸附過(guò)程無(wú)影響。報(bào)道了利用山竹原生物質(zhì)和固定化生物質(zhì)對(duì)合成廢水和實(shí)際廢水中Pb(II)的生物吸附，與固定化山楂生物質(zhì)[35]相比，山楂原生生物質(zhì)對(duì)Pb(II)的去除效果較好。利用天然和ZnCl2活化的甾體藻殼的生物質(zhì)吸附水溶液中的Cr(VI)。ZnCl2改性后的生物質(zhì)具有較高的表面積。Langmuir分離因子的值表明了改性吸附劑吸附Cr(VI)的有利程度。采用2.0 mol/L NaOH濃度脫附劑對(duì)生物吸附劑進(jìn)行再生[36]，有利于生物吸附劑的有效再利用。開展了利用大量可用的農(nóng)工業(yè)廢稻殼從水中生物吸附 Cu(II)的實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明，稻殼作為潛在的前驅(qū)體，為稻殼處理含銅工業(yè)廢水提供了技術(shù)、社會(huì)、經(jīng)濟(jì)和生態(tài)等方面的優(yōu)勢(shì)[37]。利用花生殼生物質(zhì)作為生物吸附劑，從水溶液中去除天然形態(tài)的Cu(II)。該體系的最佳生物吸附操作條件為pH 4.0，攪拌轉(zhuǎn)速150 r/min，接觸時(shí)間60 min，生物吸附劑用量1.0 g，初始Cu(II)濃度150 mg/L，生物吸附劑粒徑<0.250 mm。實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)更符合擬二階和粒子內(nèi)擴(kuò)散動(dòng)力學(xué)模型，揭示了物理和化學(xué)吸附過(guò)程中銅(II)的去除機(jī)理[38]。

5 生物吸附劑的再生

為了使生物吸附劑得到良好的回收利用，并安全處理廢棄的生物吸附劑，生物吸附劑吸附后的再生過(guò)程至關(guān)重要。在適當(dāng)?shù)南疵搫┑淖饔孟?，采用脫附工藝可以?shí)現(xiàn)生物吸附劑的再生。脫附工藝洗脫液的選擇標(biāo)準(zhǔn)取決于生物吸附劑的機(jī)械穩(wěn)定性、金屬離子與生物質(zhì)之間的生物吸附機(jī)理[39]。利用小球藻吸附Zn(II)后，利用EDTA、HCl、HNO3脫附洗脫液對(duì)金屬負(fù)載的生物質(zhì)進(jìn)行再生。解吸分析表明，0.1 mol/L HNO3對(duì)生物吸附劑中Zn(II)的解吸效果較好[40]，解吸效率為95%。

利用經(jīng)NaOH處理的天牛莖部生物質(zhì)，進(jìn)行了Cu(II)、Cd(II)、Ni(II)、Pb(II)和Zn(II)的生物吸附實(shí)驗(yàn)。然后，用50 mL 0.1 mol/L HCl對(duì)金屬負(fù)載生物吸附劑進(jìn)行脫附[41]。生物吸附和解吸的循環(huán)可達(dá)3次。0.1 mol/L HCl洗脫Cu(II)、Cd(II)、Ni(II)、Pb(II)、Zn(II)的脫附效率>88%。通過(guò)對(duì)腰果殼生物質(zhì)的測(cè)定，研究腰果殼對(duì)污水中Cd(II)、Pb(II)和 Cr(III)的生物吸附性能。生物吸附劑再生結(jié)果表明，Cd(II)、Pb(II)的解吸效率較高，而Cr(III)的解吸效率較低[42]。為了檢測(cè)釀酒酵母菌對(duì)As(III)生物吸附的再利用情況，采用0.5 mol/L NaOH洗脫液對(duì)金屬負(fù)載生物吸附劑進(jìn)行處理。脫附效率達(dá)到75%以上。在每個(gè)循環(huán)的生物吸附和解吸過(guò)程中，生物吸附劑的吸附能力變化20%～25%，表明制備的生物吸附劑可回收利用3～4次，與原始生物吸附劑相比無(wú)明顯損失[43]。

6 結(jié)論

生物吸附在水體系-重金屬分離技術(shù)中占有重要地位。本文綜述了近年來(lái)在重金屬螯合應(yīng)用中微生物和植物殘?bào)w中潛在的生物吸附劑來(lái)源。該生物吸附劑具有成本低或無(wú)成本、分布廣、可再生、環(huán)保、對(duì)重金屬有較強(qiáng)吸附能力等優(yōu)點(diǎn)，有利于重金屬的去除。研究了生物吸附技術(shù)作為現(xiàn)有常規(guī)處理方法的替代方法的潛在應(yīng)用前景。探討了工藝參數(shù)對(duì)不同生物吸附劑去除重金屬的影響。利用等溫線和動(dòng)力學(xué)模型解釋了重金屬生物吸附的機(jī)理。綜述了利用不同解吸劑進(jìn)行生物吸附劑再生的研究進(jìn)展，以及利用生物吸附劑進(jìn)行生物吸附劑再生的可能性。雖然有大量的重金屬生物吸附方面的出版物，但從工業(yè)規(guī)模應(yīng)用的角度來(lái)看，這些研究還是遠(yuǎn)遠(yuǎn)不能滿足需求。