（申请工学硕士学位论文）
生物吸附法提取低浓度 浸出液中金属钼的实验研究
培养单位：土木工程与建筑学院 学科专业：市政工程 研 究 生：王玉涛 指导老师：李孟 教授
2008年04月
分类号 UDC
密 级
学校代码 10497
学 位 论 文
题 目 生物吸附法提取低浓度浸出液中金属钼的实验研究 英 文 Research on the extract of the Molybdenum metal from 题 目 the low density leach liquid with biosorption method 研究生姓名 王 玉 涛 姓名 李 孟 职称 教授 指导教师
单位名称 土木工程与建筑学院 邮编 430070 申请学位级别 硕 士 学科专业名称 市 政 工 程 论文提交日期 2008年04月 论文答辩日期 2008年05月 学位授予单位 武汉理工大学 学位授予日期 答辩委员会主席 评阅人
2008年04月
摘 要
从活性污泥中培养分离得到6株活性菌体，本文研究了它们对贵金属钼的吸附能力，其中编号为1#和2#的活性菌体对MoO42-(Ⅵ)离子的吸附能力最强。因此本文着重探讨了MoO42-(Ⅵ)离子在这两种活性菌体上的吸附特性，包括吸附动力学规律、吸附平衡规律以及解吸规律等。并研究了外界吸附条件对MoO42-(Ⅵ)离子吸附效果影响的规律，获得了MoO4(Ⅵ)离子生物吸附的适宜条件，为利用生物吸附法提取回收废液和废水中的贵、重金属在实际工业生产中的应用提供了理论基础和指导作用。实验的主要结果是：
吸附平衡实验研究表明，Freundlich型吸附模型能很好的描述MoO42-(Ⅵ)离子在这两种活性菌体上的吸附平衡过程，其线形回归系数高达0.96以上。吸附动力学实验研究表明，活性菌体对MoO42-(Ⅵ)离子的吸附过程由两个阶段组成。Lagergren一级吸附速率方程能很好的描述2#菌体吸附MoO42-(Ⅵ)离子动力学过程，其拟合相关系数达到了0.9753。0.1mol/L的NaOH溶液是MoO42-(Ⅵ)离子从活性菌体上解吸的有效洗脱剂。采用1mol/L的NaOH强碱溶液预处理后的菌体其吸附量相对未预处理的菌体急剧降低。
溶液的pH值和温度是影响生物吸附的最主要因素。随着pH值的升高，活性菌体的吸附量增大。在实验条件下，pH=7.0～7.2是吸附MoO42-离子的最佳条件。温度对生物吸附的影响较大，30℃～50℃是活性菌体吸附MoO42-离子的适宜条件。溶液中的共存离子对MoO42-离子的吸附有显著影响。实验表明有机营养物的加入不仅没有促进吸附作用，反而降低了活性菌体对MoO42-(Ⅵ)离子的吸附量。 关键词：生物吸附，金属钼，Langmuir，Freundlich，Lagergren
2-
I
Abstract
In this paper, six kinds of bacteria are cultivated and seperated from the activiated sludge. We have studied their biosorption capacity for the metal Molybdenum, and the numbered 1# and 2# bacteria have the best potential. Therefore we have especially resrearched the two bacteria biosorption property for the metal Molybdenum, which includes biosorption kinetics laws, biosorption balance laws and desorption laws etc. Meantime we have studied the affection laws of the exterior conditions on the biosorption capacity and acquired the most suitable conditions on the biosorption. Thus this paper can afford some instructions and theoretical bases on the practical industrial application of the biosorption technique into the recycle of precious and heavy metals from the wastewater or waste liquid. The outcome of the experiment maily are:
The biosorption balance experiment shows that Freundlich model can best describe the biosorption balance of the metal Molybdenum on the two bacteria. The linear regression coefficient is up to 0.96. The biosorption kinetics experiment shows that the biosorption course of the metal Molybdenum on the two bacteria is composed of two stage. The Lagergren first-order biosorption rate model can best describe the biosorption kinetics of the metal Molybdenum on the 2# bacteria. The fitting relative coefficient is 0.9753. The 0.1mol/L NaOH solution is the effective strippant. After the pre-treatment of the bacteria with the 1mol/L NaOH solution, the biosorption capacity drops sharply.
The pH value and the temperature are the main two factors influnce the biosorption capacity. With the rise of pH value the biosorption capacity of the two bacteria increases. Under the laboratory circumstances the most suitable pH value of the biosorption is 7.0～7.2. Temperature affects the biosorption of the metal Molybdenum obviously. 30℃～50℃ is the ideal environment for the two bacteria. The co-exist metal ions affect the biosorption, too. The organic nutriment has no promotion effect on the biosorption.
Keywords:Biosorption, Molybdenum, Langmuir, Freundlich, Lagergren
II
目 录
摘 要 ........................................................... I ABSTRACT ......................................................... II 目 录 ......................................................... III 第1章 绪论 ...................................................... 1 1.1 浸出液概述 ...................................................................................................... 1
1.1.1失效催化剂概述 ............................................................................................ 1 1.1.2浸出液生产工艺流程以及组成成分 ............................................................ 2 1.2 生物吸附法提取贵、重金属的技术现状 ...................................................... 4 1.2.1世界钼业发展概况 ........................................................................................ 4 1.2.2普通生物吸附法提取贵、重金属的技术进展 ............................................ 6 1.2.3 基因改良生物吸附法提取贵、重金属的技术进展 ................................. 11 1.3 本课题的背景、目的和意义 ........................................................................ 12 1.3.1课题的背景 .................................................................................................. 12 1.3.2课题的目的和意义 ...................................................................................... 13 第2章 研究思路、内容和试验方法 .................................. 14 2.1研究思路 ........................................................................................................... 14 2.2研究内容 ........................................................................................................... 15 2.3实验材料与方法 ............................................................................................... 16 2.3.1钼酸盐溶液 .................................................................................................. 16 2.3.2钼含量分析方法 .......................................................................................... 16 2.4.3仪器设备 ...................................................................................................... 16 第3章 活性微生物吸附低浓度含钼溶液的试验研究 ..................... 18 3.1活性微生物的培养和分离 ............................................................................... 18 3.1.1培养基的配制 .............................................................................................. 18 3.1.2平板接种 ...................................................................................................... 18 3.1.3菌体的富集 .................................................................................................. 19 3.2不同种类活性微生物的吸附实验 ................................................................... 19 3.2.1钼含量标准曲线的建立 .............................................................................. 20 3.2.2六种菌体的吸附实验 .................................................................................. 21 3.3吸附动力学实验 ............................................................................................... 22 3.4吸附平衡实验 ................................................................................................... 26 3.5解吸实验 ........................................................................................................... 31 3.6活性微生物预处理后的吸附实验 ................................................................... 32
III
3.7本章小结 ........................................................................................................... 34 第4章 外界吸附条件对钼的吸附效果影响的实验研究 ................... 35 4.1 PH值对吸附效果的影响 .................................................................................. 35 4.2 温度对吸附效果的影响 .................................................................................. 37 4.3 共存离子对吸附效果的影响 ........................................................................... 38 4.3.1金属阴离子的影响 ...................................................................................... 38 4.3.2 金属阳离子的影响 ..................................................................................... 43 4.3.3常规金属离子的影响 .................................................................................. 45 4.3.4有机营养物的影响[10] ................................................................................. 49
[17、34～42]
4.4吸附机理的探讨 ................................................................................... 51 第5章 结论与建议 ................................................ 52 5.1结论 ................................................................................................................... 52 5.2建议 ................................................................................................................... 53 参考文献 ......................................................... 55 致 谢 ............................................................ 59
IV
武汉理工大学硕士学位论文
第1章 绪论
1.1 浸出液概述
1.1.1失效催化剂概述
加氢脱硫(HDS)广泛用于石油炼制和化学工业中，HDS催化剂由活性组份钼、镍、钴和载体氧化铝组成。在使用过程中，由于原料中金属钒和镍的沉积而逐渐失去活性，因此大量废催化剂必须排放，既造成环境的污染，又使有用金属流失。HDS失效催化剂中含有Mo（3%～12%），V（1%～15%），Co（0%～3%），Ni（0%～7%），Al2O3（30%～50%）等成分。因此从HDS失效催化剂中提取Mo、V、Ni、Al等有用金属，不仅可以避免固体废物的堆放，又使资源得以充分的利用，此项研究工作在国外已引起很大的重视[3]。
据统计全世界每年产生的失效催化剂约为50万～70万吨，这是提取钼、钒、镍等贵金属的宝贵资源。国外非常重视这方面的研究。美国、日本等国已经建立了专门的工厂来回收废催化剂中的Mo、V等贵金属。
失效催化剂一般呈暗绿色，比较潮湿，团聚成大小不等的颗粒状。经测定，失效催化剂主要物相组成为：Na2O·11Al2O3（β-Al2O3）、α-Al2O3、NiAl2O4，另外还含有少量的FeOOH、SiO2等杂项，其中Ni主要以铝酸镍的形式存在。而其中水份的含量为19%～23%之间。
经过烘干磨细后取样分析，其化学成分如表1-1所示：
表1-1 失效催化剂化学成分
Table 1-1 The chemical constituents of the ineffective activator 物料 1＃ 2＃ 3＃ 4＃ 5＃ SiO2 Fe2O3 Al2O3 7.20 2.58 68.10 2.36 0.63 77.80 CaO MgO Na2O NiO V2O5 灼减 3.48 2.70 2.42 4.42 1.70 72.20 0.64 0.23 4.20 7.84 2.88 2.43 2.36 7.29 4.12 6.32 4.53 5.10 4.76 0.96 71.80 0.32 0.54 5.80 5.74 1.50 2.20 6.14 1.38 67.80 0.28 [4]
1
武汉理工大学硕士学位论文
注：其中4＃物料为工业实验样，5＃物料为云南高铝矿。
从表1-1可以看出，失效催化剂主要由Al2O3（约占70%）、Ni（约占6.5%）、Si（约占5%）、Na（约占4%）、Fe（约占1.5%），以及少量的Ca和Mg(各占约0.5%) 等无机成分组成，有机物仅占2.5%左右。
1.1.2浸出液生产工艺流程以及组成成分
国外从资源充分利用及零排放要求出发，提出了焙烧-有机溶剂萃取法，其优点是可以从失效催化剂中提取全部有用金属铝、钒、镍、钼和钴等，但提取工艺复杂，溶剂回收费用高，难以实现工业化。而采用焙烧-加碱浸出工艺则不仅可以从失效催化剂中提取贵重金属钼、钒等，而且具有工艺流程比较简单，提取费用较低，具有工业化应用前景[3]。
本文采用的浸出液的生产工艺主要由三部分组成，即失效催化剂焙烧、熟料溶出和过滤。其工艺流程图如图1-1所示。
失效催化剂的焙烧，是从浸出液中提取金属钼的开始工序，也是影响钼综合回收率的最关键因素。失效催化剂煅烧的好坏直接影响钼的配碱溶出率，对于综合回收率有着决定性的影响。焙烧的目的在于将失效催化剂中各种价态的钼氧化为+6价氧化物（即MoO3），由于三氧化钼升华温度（开始升华在300℃左右，开始剧烈升华在650℃）相对较低，根据中南大学提供的实验方案和实验室验证实验的结果，焙烧最高温度在550℃（保温3个小时），此温度过高（MoO3挥发损失）过低（低价Mo氧化不充分）对钼的溶出率都可能带来严重影响。在保证焙烧温度的前提下还要保证充分的氧化气氛（空气过剩系数要保证在1.15左右），物料在高温（550℃）焙烧状态下要保证多次翻动（使物料与氧气充分接触，翻动时间5min，翻动次数15min/次），高温煅烧结束后可取出物料进行自然冷却。
在550℃高温下，失效催化剂中的Mo、V、Ni等金属均转化成相应的氧化物，发生的化学反应[3]如下：
MoS ＋O2 ＝MoO3 ＋SO2 式(1－1) VS ＋O2 ＝V2O5 ＋SO2 式(1－2) NiS ＋O2 ＝NiO ＋SO2 式(1－3) CHX ＋O2 ＝CO2 ＋H2O 式(1－4) 对于是否加碱焙烧目前有两种看法，一种是在焙烧时直接配碱；一种是先将
2
武汉理工大学硕士学位论文
失效催化剂直接焙烧，然后再用含有碳酸钠的热碱溶液溶出。目前根据实验室的实验情况，采用第一种方法，配碱以后由于纯碱颗粒比较细且比重大，和失效催化剂一起混合不易混合均匀，而且由于混入纯碱后物料的堆积密度比较大，堆积密实不利于气体的交换，对氧化焙烧不利。而第二种方法利于氧化焙烧，但对温度控制要求较高。以上结论是通过实验室高温炉焙烧实验得到的，在采用反射炉焙烧时可能结果不同，实际情况还要进行具体的实验。
熟料的溶出根据实验证明熟料在碳酸钠溶液中的溶出效果最好，碳酸钠的加入量为Mo：Na2CO3=1：4，固、液比为1：4，水温>90℃，将熟料直接加入溶液中，保持水温，搅拌1h。此时溶液中Mo的浓度在3g/L，pH值为8～9，搅拌速度最好在80r/min。发生的化学反应[4]如下：
MoO3 ＋Na2CO3 ＝Na2MoO4 ＋CO2 式(1－5) V2O5 ＋Na2CO3 ＝2NaVO3 ＋CO2 式(1－6) Al2O3 ＋Na2CO3 ＝2NaAlO2 ＋CO2 式(1－7) 搅拌结束后，可直接打入压滤机中进行固液分离，从实验室实验来看因为溶液中有些胶体成分，采用真空抽滤机进行过滤有些困难，可能在使用压滤机时也会出现同样的问题。
失 效 催 化 剂充分氧化焙烧，最高温度530℃，最高温度保持3个小时自 然 冷 却配碱高温溶出（固、液比1：4，采用软化水，水温>90℃，加入纯碱量为Mo：Na2CO3=1：4），搅拌1h过 滤滤 液（含钼量>3g/L）滤 渣（含钼量<2%）
图1-1 浸出液生产工艺流程3
武汉理工大学硕士学位论文
Fig. 1-1 The producing process of the leach liquid
根据上述生产工艺流程可知，最后得到的浸出液的温度较高。从后续4.2节中温度对金属钼吸附效果的影响的实验可以看出这将有利于生物吸附过程，即在一定的温度范围内，温度越高，吸附量越大，避免了通过加热的方法等来提高吸附量的工序。同时上述生产工艺流程金属钼的综合溶出率达到了90%以上。
通过对浸出液组成成分的能谱分析并参照失效催化剂的化学成分表（表1-1）得出浸出液的基本组成成分，如表1-2所示：
表1-2 浸出液的组成成分
Table 1-2 The chemical constituents of the leach liquid 成 分 含 量 成 分 含 量 成 分 含 量 MoO42-(mol/L) VO3-(mol/L) 0.02～0.04 0.01～0.02 Ni2+(mol/L) 0.2 CO32-(mol/L) 0.02 Na+(mol/L) 2.0 pH 值 8～9 CrO42-(g/L) AlO2-(mol/L) 0.1～0.2 Ca2+(mol/L) 0.01 2.0 Mg2+(mol/L) 0.01 从表1-2可以看出，浸出液是pH 值为8～9的偏铝酸钠溶液，同时含有少量Mo、V、Cr等贵、重金属的酸根离子以及Ca、Mg等常规金属离子。
1.2 生物吸附法提取贵、重金属的技术现状
1.2.1世界钼业发展概况
钼为VIB族元素，属难熔金属。氧化钼压块和钼铁是合金钢增强、增硬、耐蚀等的添加剂，广泛用于生产低合金钢、不锈钢、工具钢、铸钢和轧辊钢，还用于生产超级合金。因此像美国、西欧一些国家已经将钼列为战略金属。早在1983年日本政府就曾规定，镍、铬、钼、钴、钒和锰六种金属为战略储备金属[2]。
在过去的100多年里，全球钼业获得长足发展。1891年法国的Schneider公司首次用钼作合金元素生产出装甲板，并且发现钼的密度只有钨的一半多一点，从而有效的代替了钨作合金钢。1950年还开发出了Mo-TZM，非合金钼以及钼铼合金等。从1970年开始，含钼不锈钢不断增长，同期许多国家的石油精炼装置采用了镍钼、钴钼加氢脱硫（HDS）催化剂，还出现了各类有机钼化合物和二硫化钼复
4
武汉理工大学硕士学位论文
合剂作润滑剂。20世纪初钼的消费量只有小小的两位数，到1997年全球钼消费量已增至12万吨左右(其中西方国家约为9.988万吨)[1]。
21世纪初叶，全球的钼供给继续保持充足。钼的主要供给来自美国、智利和加拿大等国家，美国的年供给能力将近9万吨，足够西方国家的年需求量。Cyprus-Amax公司仍然是全球最大的钼供给厂家，其年供给能力近5万吨。中国是全球第三大钼生产国，2000年的供给能力约为2万吨。河南栾川地区，湖南柿竹园多金属矿的供给能力潜力巨大。
近年来，在印度的Karanataka广大地域还发现了含辉钼矿的斑岩矿体，其中钼含量为0.015%～3.26%，矿床中尚含有可以利用的钨、银、铜、铂、钯和铱等稀有金属。因此预计印度将成为全球钼的新供给者。
由于钼的应用广泛，其需求量也日趋增长。2000年至今世界钼需求以5%递增。2002年我国需求钼1.17万吨，2003年增至1.3万吨，增幅约10%。业界人士估计，2010年我国需求钼将达到2万吨。同时近3年来国内外钼价不断攀升，2005年钼价约为1999年的10倍。这一方面显示出对钼需求的增长，另一方面也显示出了钼本身的价值。
改革开放以后，我国经济保持稳定高速增长。据报道，21世纪我国将成为世界最大的轴承生产市场(光洋轴承公司月产家用电器轴承1000万套)是耗钼大户。此外铁路、轧钢、汽车、船舶、石油和发电设施将需更多的特钢。催化剂与润滑剂也将消耗一定数量的钼。
钼主要用于生产合金钢，尤其是不锈钢。各类含钼不锈钢(含Mo2%～16%)的需求不断增长。预计不锈钢耗钼量将占钼总耗量的1/3以上。各类涂钼钢用量(镀钼、涂钼合金、钢管黑化等)也将增长。涂敷三氧化钼、钼杂多酸的自洁性不锈钢也将上市。抗菌(细菌、真菌和病毒)的新型不锈钢将用于洗衣机、食品行业和医疗设备行业[1]。
钼的化工产品主要有：润滑剂级二硫化钼，有机钼系列产品以及钼酸铵系列产品等。润滑剂级二硫化钼产能约1500吨/年，其中国内消耗约500吨/年，相当一部分产品出口西欧、日本和南非等国家[2]。
在20世纪，润滑剂只有二硫化钼的应用在不断扩大。21世纪将有各式各样的钼润滑剂涌现。像二烷基二硫代磷酸钼和二烷基二硫代氨基甲酸钼等有机钼化合物。新兴石油添加剂有限责任公司生产的二烷基二硫化磷酸钼产品质量达到了国际水平。主要用作内燃机油的添加剂，是良好的减摩剂、挤压剂和抗磨剂。国内
5
武汉理工大学硕士学位论文
的一些厂家最近还研发出有机铜钼化合物，是二烷基二硫代磷酸钼少羧酸铜(C2-8的脂肪酸铜)的复配物，该有机铜、钼成本低，效能好。主要用作内燃机油、齿轮油、液压油的减摩、抗磨、抗氧和挤压添加剂。用MoDTC、聚α-烯烃、聚四氟乙烯、ZDDP、硼酸酯、粘度指数改进剂等多种添加剂配制的低粘度润滑油，由于其抗腐性好、抗氧化、清净性好、不积碳、粘度稳度、节省燃油、冷起动和抑制酸的形成，从而可代替现今使用的低品级润滑油。随着汽车工业的蓬勃发展，有机钼将有广阔的应用前景。
几乎所有的钼化合物，如氧化物、硫化物、钼酸盐、钼杂多酸及其盐类、有机钼化合物碳化钼、氮化钼、硅化钼和某些钼合金均可作加氢脱硫、加氢脱氮催化剂，还可用于饱和烃、烯烃、芳烃、酸、醚、醛、酮、酯、羧酸及其衍生物的合成。钼酸铵是其中最重要的钼化工产品，用于制备钼催化剂、钼粉等。目前我国可生产各类钼酸铵产品，如二钼酸铵、四钼酸铵、七钼酸铵和八钼酸铵等。二钼酸铵、四钼酸铵和七钼酸铵的产能至少为1万吨。据不完全统计，1998年我国生产氮肥共消耗钴钼催化剂约7000吨，石油加氢催化剂消耗更多。制备丙烯腈消耗的钼铋磷铈氧化混合物催化剂同样如此。钼与镍、钴、钒、铋等元素复合的催化剂，在脱硫和有机合成时不仅具备转化率高、选择性好和易再生等优点，还不易中毒。
另外，钼酸盐与无毒的无机或有机化合物的复配物型缓蚀剂也有应用，特别是在冷却水、工业冷却水、防冻液和金工液等中的应用不断扩大。预计美国的消耗量将超过7000吨/年。
1.2.2普通生物吸附法提取贵、重金属的技术进展
采矿业和工业废水中常含有大量的重金属离子，严重污染环境，进入环境中的重金属往往参与食物链循环并在生物体内积累，破坏生物体的正常生理代谢，危害人类健康。因此，如何消除重金属的危害并有效地回收废水中的贵、重金属是当今环境保护工作中面临的一个非常突出的问题。贵金属是指钌(Ru)、铑(Rh)、钯(Pd)、银(Ag)、饿(Os)、铱(Ir)、铂(Pt)、金(Au)等8种金属。由于其特殊性能，广泛应用于航天航空、电子和石油化工等行业。随着工业的发展，贵金属的应用愈加广泛，但贵金属资源稀少，冶炼困难。因此，从含贵金属的废料、废液和废水等“二次资源”中回收贵金属具有重要的经济和社会意义。
6
武汉理工大学硕士学位论文
从废液、废水中去除重金属或回收贵金属，传统的方法有化学沉淀法、电解法、离子交换法和膜技术分离法等。这些方法最突出的缺点在于处理低浓度金属废水时，操作繁琐，运行费用较高，能耗大，且易造成二次污染。生物吸附法是利用生物通过物理、化学的作用吸附金属的过程，它不仅原材料来源丰富、品种多、成本低，而且具有速度快、吸附量大、选择性好等优点，尤其在处理低于100 mg/l的重金属废水时特别有效。因此，生物吸附技术在金属的去除或回收中具有良好的应用潜力和广阔的发展前景。
普通生物吸附技术是利用生物量(Biomass)细胞壁表面存在的一些特异性的官能团(如巯基)对金属离子产生的吸附行为来达到去除废水中金属的目的。通常所说的生物吸附一般是指微生物吸附，它是利用活的或者死的微生物细胞及其代谢产物，通过物理、化学作用(包括络合、沉积、氧化还原、离子交换等作用)吸附金属的过程。吸附介质多采用发酵工业中的废弃菌丝体或某些藻类细胞。
生物吸附剂的制备就是将微生物通过一定的方式固定在载体上，固定微生物细胞的方式有多种，一般说来可分为四大类：吸附法、共价结合法、交联法和包埋法。理想的制备吸附剂的载体应该是：传质性能好、性质稳定、强度高、价格低廉、无污染等，常用的载体有很多，如多孔玻璃、氧化铝、纤维素、聚氯乙烯、环氧树脂等。目前，研究人员所用的生物吸附剂有的来自于实验室规模的培养，有的来自于一些发酵工业的废弃微生物，还有的取自于自然的水体环境中(如马尾藻等)，也有少数人用活性污泥作为生物吸附剂进行研究。
从操作可行性及经济性方面考虑，生物吸附剂应具备以下几个条件：(1)吸附和解吸速率快；(2)生产成本低，可重复使用；(3)具有理想的粒度、形状、机械强度，以便在连续流系统中应用；(4)与水溶液的两相分离应高效、快速、廉价；(5)具有选择性；(6)再生时吸附剂损失量小，经济上可行。
在实际应用过程中，生物吸附剂可进行再生循环使用，其再生次数取决于吸附剂本身的物理特性和机械性能。适宜的固定化技术可确保吸附剂具有较好的理化性能和抗微生物降解能力。合理的制造工艺可使吸附剂颗粒具备离子交换树脂的许多特征。
当溶液中金属离子浓度较低时，使用生物吸附剂去除水中重金属离子的效果明显地高于普通的离子交换剂，结果如下图1所示。
7
武汉理工大学硕士学位论文
虽然研究表明大多数微生物对过渡金属的选择性高于碱金属及碱土金属，由于生物吸附法是一个纯粹的表面吸附过程，当废水中有多种重金属离子存在时，其对特定的目标重金属的选择性不高而成为有效再利用和回收金属资源的严重障碍。另外，生物吸附法还存在对环境因素如pH值、离子强度等敏感，以及无法对低浓度金属废水（低于5 mg/ L）有效处理等问题。
生物吸附依据吸附剂原料的来源可分为：微生物吸附、植物材料吸附和动物材料吸附。关于重金属的生物吸附，特别是微生物的吸附，国内外已有许多报道。而有关贵金属的生物吸附及以动、植物材料作为吸附剂吸附贵、重金属的报道不多。
用于生物吸附的原核微生物主要有芽孢杆菌属、假单胞菌属、链霉菌属等。例如芽孢杆菌属中的巨大芽孢杆菌(Bacillus megaterium)在适宜的条件下，其静息细胞每克干菌体对Au3+的吸附量可达302mg，其死菌体每克干菌体对Pt4+的吸附量为94.3mg。覃状芽孢杆菌(Bacillus mycoides)能吸附As。枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)能吸附Pd、Zn、Cu等金属离子。刘月英等人利用从矿坑水中分离的地衣芽孢杆菌(Bacillus lichenifomis) R08死菌体，在适宜的条件下，每克干菌体可吸附224.8mg的Pd。Texier用铜绿假单胞菌(Pseudomoas aeruginosa) 吸附镧系金属La3+、Eu3+、Yb3+，在单组分吸附中，该菌体对这3种金属的最大吸附量分别为397 nmol/g、290 nmol/g和326 nmol/g。Mzuricio等人
2+
8
武汉理工大学硕士学位论文
报道，用Moaoraphidim sp.，Bakcers yeast，Penicillium sp.从酸性溶液中吸附回收Nd，吸附量分别为1151 mg/g、313 mg/g和178 mg/g，都高于活性炭的吸附量(61 mg/g)。傅锦坤等人用乳酸杆菌A09吸附Ag+，在适宜条件下，吸附量可达125 mg/g。刘月英等人用金霉素发酵生产的金霉素链霉菌废菌丝体吸附Au3+，在起始Au3+浓度为100 mg/L、菌体浓度2 g/L，pH 3.5和30℃条件下，吸附45min，吸附量可达45.6 mg/g。
真核微生物的霉菌、酵母菌和藻类对金属也有很强的吸附能力。霉菌中的根霉属、青霉属、曲霉属等均能吸附金属离子。无根根霉(Rhizopus arrhizus)、米根霉(R. oryzae)、寡胞根霉(R. oigosporus)可吸附多种重金属离子，如Cd2+、Pb2+、Cu2+、Zn2+等。产黄青霉(Penicillium chrysogenum)、小刺青霉(P. spimulosm)可吸附Au3+和Pb2+等多种贵、重金属离子。产黄青霉在含钙、铜、钴、镍等金属混合液中，可优先吸附铅，其金属离子的吸附顺序为：Pb2+Cu2+ Zn2+Cd2+Ni2+Co2+。Pethkar等人用经处理的家禽羽毛包埋芽枝状枝孢，在Au3+浓度为100 mg/L，生物吸附剂浓度3%和pH=4的条件下，吸附60 min，每克固定化细胞吸附量可达100 mg Au3+。小型真菌(micromycetes)可吸附多种重金属离子，其不同的属种均可从AgNO3溶液中回收银。酿酒酵母(Saccharomyces cerevisiae)可吸附重金属如Pb2+、Zn2+、Cd2+和金、银等贵金属。刘月英等人用啤酒发酵工业的啤酒酵母废菌体吸附Au3+，在适宜的条件下，吸附30 min，每克菌体吸附量可达55.9 mg。
自然界大量存在的藻类也可用于贵、重金属的吸附。褐藻的Durvillaea、Laminaria、Echklonia、Homosira对镉的吸附量是钙、钾、镁的两倍。张小枝等用蓝细菌满江红鱼腥藻吸附浓度低于5.5 mg/L 的铀，在2 min内吸附即可达到平衡。钝顶螺旋藻能从金—硫脲溶液回收金。颤藻(O. anguistissima)对锌的吸附表现出高的吸附性能，在129.2mg/L的溶液中吸附量达641mg/g。Scenedesmus obliquns和Synechocystis sp.也能吸附Cu2+、Ni2+、Cd6+。九种海洋巨藻体吸附重金属(镉、铜、铅)，每克干物质最大吸附量达0.8～1.6 mmol，比其它类型的藻体高。泥炭藓(Sphagnaceae sp.)可去除水中的Fe、Al、Pb、Cu、Cd、Zn等金属离子。Mark Spinti等用聚合砜固定泥炭藓制成固定化菌体，其球状小粒机械强度高、化学稳定性好、容易再生、不膨胀收缩，该固定化藻体已成功地用于从酸性矿井水中去除Zn、Cd、Mg等金属。
用植物材料制备吸附剂吸附贵、重金属鲜有报道。大型植物Potamogeton lucens经60℃烘干、研磨得到直径小于0.59 mm的颗粒，吸附Cu2+不受等离子浓
9
武汉理工大学硕士学位论文
度的Na+、Ca2+的影响，非离子表面活性剂(如松油)对该吸附剂吸附Cu2+也无影响,而阴离子表面活性剂(如油酸盐) 的阴性基团能与该吸附剂的表面阴离子基团竞争吸附溶液中的Cu2+。Gardea和Torresdey等人取洗净的苜蓿(alfalfa)茎和叶90 ℃烘干，研磨，过100目筛制得苜蓿颗粒作为实验材料，从水溶液中回收金。他们用与制备苜蓿茎、叶颗粒吸附剂相同的方法制备紫苜蓿(Medicago sativa)茎、叶颗粒制剂，该制剂在pH5.0、吸附5 min，对几种金属离子的吸附量分别为Cu2+ 368.5μmol/g、Cr3+ 215.4μmol/g、Pb2+ 168.0μmol/g、Zn2+ 56.9μmol/g、Ni2+ 49.2μmol/g和Ca2+ 40.3μmol/g。紫苜蓿经0.1 mol/L HCl预处理后对Ca2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+和Zn2+的回收率可达90%，但Cr3+的回收率仅为44%。在含有Ca2+、Mg2+、Na+分别1 000 mg/L和Cu2+ 100μg/L的溶液中，该吸附剂对Cu2+的吸附不受Ca2+、Mg2+、Na+的影响。在墨西哥，Avena monida收割后的茎和叶通常被焚烧，但是Avena monida的副产物茎、叶和果实的外壳经与制备苜蓿吸附剂相同的方法制备的颗粒制剂，可吸附Cr5+，其吸附率随温度的升高和时间的延长而增加。在国内，郑逢中等人将4种红树植物(秋茄、红海榄、白骨壤、桐花树)落叶烘干、研磨，制成粒径为2～3 mm的颗粒制剂，用于吸附Cu2+、Pb2+、Ni2+、Cd2+。结果表明，白骨壤叶颗粒用于处理Pb2+ 2 mg/L或Cd2+ 2 mg/L时，对Pb2+、Cd2+的吸附量分别可达0.342 mg/g和0.298 mg/g；对Cu2+、Ni2+的吸附，秋茄较强，桐花树较弱，它们的吸附量分别相差1.78倍和1.66倍；在重金属离子浓度2～5 mg/L范围内，4种红树植物落叶颗粒制剂的吸附量随重金属离子浓度的提高而增大，但吸附率无显著下降，表明他们对重金属的吸附具有较大的潜在容量。
有关用动物材料作为吸附剂吸附金属的报道也很少。鸡毛(CF)来源广泛，含有表面积大、复杂稳定的网状水不溶性蛋白质。用鸡毛制备的吸附剂可吸附多种贵金属(金和铂族金属)，在一定的条件下，对Au3+、Pt3+、Pd2+的吸附分别可达鸡毛干重的17%、13%和13%。当溶液中有比贵金属离子浓度高100倍的其它离子如Na+、Fe3+、Cu2+、Ni2+等存在时，该吸附剂对贵金属的吸附不受影响。Ishikawa发现，在鸡毛吸附金属中起主要作用的是动物纤维蛋白(AFPs)，该蛋白也存在于鸡蛋壳膜(ESM)、羊毛和蚕丝中。在相同的吸附条件下，ESM、CF、羊毛和蚕丝对金的吸附分别达到干重的8.6%、7.1%、9.8%和2.4%。研究还发现ESM吸附金离子后，用0.1 mol/L NaOH洗脱后可重复使用。
10
武汉理工大学硕士学位论文
1.2.3 基因改良生物吸附法提取贵、重金属的技术进展
普通生物吸附技术仅仅是利用生物量(Biomass)细胞壁表面存在的一些特异性的官能团(如巯基)对金属离子产生的物理、化学作用(包括络合、沉积、氧化还原、离子交换等作用)来吸附金属的过程以达到去除废水中金属的目的，而不包括生物的新陈代谢作用和物质的主动运输过程。因此普通生物吸附法具有很大的局限性，其具有的吸附能力非常的有限，当废水中有多种重金属离子存在时，其对特定的目标重金属的选择性也不高。另外无法对低浓度重金属废水（低于5 mg/ L）进行有效的处理等问题。
将基因工程技术应用于贵、重金属废水的治理，就是通过转基因技术，将外源基因转入微生物细胞中表达，使之表现出一些野生菌没有的优良的遗传性状，如对重金属离子高的富集容量以及(或)对特定重金属离子高的选择性，从而实现对重金属离子高效的生物富集。与传统的生物吸附法不同，生物富集法一般被认为是利用活体菌的某些金属离子转运酶通过某些离子转运通道把金属离子转运到细胞内部的过程。虽然在活体菌的细胞壁处仍然会存在表面吸附现象，但主动运输过程占主导地位。对重金属离子的高容量富集或高选择性富集等优良性状与某些微生物对重金属离子的毒性所产生的抗性相关联，由这些微生物在特定的环境中不断进化、变异而获得。微生物由于存在的多样性以及受所生存的特定环境的影响，其对重金属的抗性也具有多样性，这种多样性主要体现在两个方面，一方面是通过在细胞中产生对金属离子具有高结合容量的络合物以络合体内的重金属，以减少毒性较大的活性游离态重金属离子存在，如真核微生物中大量存在的金属硫蛋白；另一方面则是通过一些特定的金属离子转运系统将胞内的重金属离子转运出去以减少对重金属离子的摄取，大多数原核微生物主要是以这种方式体现对重金属的抗性。因此，金属络合物和特定金属转运系统是基因工程技术应用于重金属废水治理的两个要素。
这样，生物体吸收金属离子的过程主要有两个阶段：第一个阶段是金属离子在细胞表面的吸附，即细胞外多聚物、细胞壁上的官能基团与金属离子结合的被动吸附；另一阶段是活体细胞的主动吸附，即细胞表面吸附的金属离子与细胞表面的某些酶相结合而转移至细胞内它包括传输和沉积。
利用基因工程技术改造微生物，使之能更大容量地富集水体中的重金属离子，甚至能高选择性地从水体中富集特定的重金属离子，这无疑将大大拓展生物技术
11
武汉理工大学硕士学位论文
在工业废水处理领域中的应用。从环境保护和自然资源再利用两方面考虑，同时具备高选择性和高富集容量的基因工程菌在贵、重金属废水治理中的应用前景更为广阔，因此深化这方而的研究很有必要。
但基因工程技术要真正应用于工业水平的贵、重金属废水处理还需要解决一些问题，比如由于基因工程菌是以活体菌的形式主动富集重金属离子，显然当菌体的富集行为达到饱和后不可能像生物吸附法那样用酸对菌体洗脱再生后重复使用，这样在利用基因工程菌连续化处理贵、重金属废水时就面临难题，而连续化操作的实现在工业应用上又是非常必要的。目前有两种解决方法可供考虑：一种是不断往废水（回收）处理系统中补充新的活菌体，但这显然不是一种好的办法，不仅费用高，操作起来也很麻烦；另一种方法就是希望菌体在废水中富集贵、重金属的同时自身又能不断增殖以保证过程的不间断性。这比第一种方法理想，但从目前的研究进展来看还没有做到这一步，其原因一方面是金属废水中所含的有机物质较少，不能提供给微生物足够的营养；另一方面贵、重金属离子本身对微生物有很大的毒害作用，一般的微生物对此缺乏足够的抵抗力。
吸附现象的研究是一个古老而又崭新的课题。由于吸附机理甚为复杂，所以吸附原理的研究虽历史悠久，但其广泛应用于生产还是近几十年的事。近年来由于科学技术的发展，尽管吸附机理的研究还不完善，但很多吸附过程在工业和科学试验中已获得广泛的应用，不仅在化学工业中已发展成一种必不可少的单元操作过程，而且在其他工程领域也有很强的实用性，尤其在环境治理过程中已成为一门独特的技术，在废水、废气的治理中已有广泛的应用。
1.3 本课题的背景、目的和意义
1.3.1课题的背景
山东铝业公司水泥厂欲从失效催化剂中提取钼等贵金属，但目前采用的酸沉淀法钼的综合回收率仅为65%～70%，并且其纯度很低，成黄色。为了探索出一种高效的回收失效催化剂中的贵金属的方法，需要对从失效催化剂中提取贵金属的工艺流程和原理进行探讨。受有关方面的委托，通过实验室试验研究寻求一种利用生物法提取失效催化剂中的贵金属的方法。
12
武汉理工大学硕士学位论文
1.3.2课题的目的和意义
本课题的目的是通过实验室的研究工作，对从目标金属含量低、成分复杂的浸出液中提取贵金属的方法进行研究和探讨，寻求一种技术上合理，经济上可行的提取工艺流程，同时探索影响提取效果的重要因素，为贵、重金属的回收和利用提供有用的经验。
本课题不仅对用生物法提取回收废液等中的贵金属具有指导作用，同时通过课题的研究对于用生物处理法处理含重金属废水等的研究有参考作用。
13
武汉理工大学硕士学位论文
第2章 研究思路、内容和试验方法
2.1研究思路
在试验研究的过程中，主要考虑从三个方向进行：首先是检验活性微生物对贵金属钼的吸附效果和特性；其次是考虑外界吸附条件（包括温度、pH值、共存离子以及有机营养物质等因素）对活性微生物吸附贵金属钼吸附效果的影响；最后是检验活性微生物进行预处理（即死的微生物）后对贵金属钼的吸附效果。
1.活性微生物对贵金属钼的吸附效果和特性
通过查阅生物吸附方面的资料，大量文献均表明：不论是活性微生物或经过预处理后的死的微生物都能够快速的、高容量的吸附溶液中的贵、重金属，尤其是对于100mg/L以下的低浓度溶液。本课题中的浸出液是由失效催化焙烧溶出的，其中的贵、重金属含量很低。因此采用活性微生物进行生物吸附相对传统的化学法就就具有明显的优越性。
本试验中的活性微生物来源于活性污泥法处理城市污水工艺流程的二次沉淀池，其原料来源广泛、价格低廉，同时达到了变废为宝的作用，降低了生产的成本。更为重要的是可以利用基因工程技术对吸附效果较好的活性微生物进行基因改良，进一步提高它的吸附容量和选择性，从而使利用活性微生物吸附贵、重金属展示出美好的发展前景，成为探索生物吸附技术的一个全新的方向。目前已经有成功的先例，像利用基因工程菌大肠杆菌JM109富集废水中的镍离子[10]，利用基因工程菌去除电解废水中的汞离子[12]的研究等。
2. 外界吸附条件对活性微生物吸附贵金属钼吸附效果的影响
活性微生物吸附贵、重金属的机理十分的复杂，影响其吸附过程和效果的因素也很多，本文拟从几个主要方面考察外界的吸附条件对贵金属钼的吸附效果的影响。主要包括温度、pH值、共存离子以及有机营养物等因素。其中温度、pH值以及有机营养物主要是对活性微生物的活性产生影响，而共存离子的选取主要来源于原始的浸出液的成分分析，其主要影响吸附的过程。
同时对贵金属钼的吸附机理进行探讨，通常所说的生物吸附仅指非活性微生物生物的吸附作用，而活性微生物生物具有的去除金属离子的作用一般称为生物累积，它包括生物的新陈代谢作用和物质的主动运输过程，因此当采用活性微生
14
武汉理工大学硕士学位论文
物进行吸附时细胞外的吸附以及细胞内的聚集作用可能会同时发生[16]。
3.预处理后的活性微生物（生物吸附剂）对贵金属钼的吸附效果
如上所述，通常所说的生物吸附仅指非活性微生物生物的吸附作用。同时在研究过程中，人们还发现对生物体进行一些物理、化学上的预处理，如用酸、碱浸泡或加热煮等方法，可以不同程度的改变其吸附能力[16] ，并且通过强度试验、浸出性试验和膨胀性试验发现，经过预处理后的微生物的物理稳定性也优于未经过处理的微生物，更适合实际操作的需要。
因此本实验拟考察对上面的活性微生物进行预处理，检验其预处理后的吸附能力。同时更为重要的是可以将吸附效果较好的生物体制作加工成生物吸附剂，并开发出相应的生物反应器等可以实现连续操作运行的装置或工艺流程[19]，成为探索生物吸附技术的另一个全新的方向。
2.2研究内容
本课题借鉴目前国内外生物吸附技术的研究成果，目的是通过实验室的研究工作，对从目标金属含量低、成分复杂的浸出液中提取贵金属的方法进行研究和探讨，寻求一种技术上合理，经济上可行的提取工艺流程，同时探索影响提取效果的重要因素，为贵、重金属的回收和利用提供有用的经验。
针对上述目的，本课题研究的主要内容包括以下几个方面： 1.活性微生物吸附低浓度含钼溶液的试验研究 (1)从活性污泥中培养和分离活性微生物
(2)不同种类活性微生物的吸附实验，筛选出几种吸附效果较好的活性微生物 (3)筛选出的活性微生物的吸附动力学实验 (4)筛选出的活性微生物的吸附平衡实验 (5)筛选出的活性微生物的解吸实验 (6)预处理后的活性微生物的吸附实验
2.外界吸附条件对贵金属钼的吸附效果的影响的试验研究
全面考察外界吸附条件对上述被筛选出的活性微生物吸附贵金属钼的影响。 (1)溶液的pH值对吸附效果的影响 (2)溶液的温度对吸附效果的影响
(3)实际浸出液中三大类离子对吸附效果的影响，包括金属阳离子、金属阴离
15
武汉理工大学硕士学位论文
子以及常规金属离子
(4)有机营养物（葡萄糖）对吸附效果的影响 (5)微生物吸附金属钼吸附机理的探讨
2.3实验材料与方法
2.3.1钼酸盐溶液
试验过程中，采用自配钼酸盐溶液来模拟浸出液，根据表1-2浸出液组成成分分析可首先配得钼酸钠的标准溶液，然后根据实验的具体要求配制各种钼酸盐溶液。
钼酸钠（Na2MoO4）标准溶液的配制：准确称取钼酸钠（分析纯，国药集团化学试剂有限公司）0.2146g于250ml烧杯中，放入105℃烘箱中烘干，加入30～40ml蒸馏水溶解后转入1000ml容量瓶中，用蒸馏水清洗烧杯2～3次一并转入容量瓶中，定容，此溶液为100mg/L的钼标准溶液，置于冰箱中保存。
2.3.2钼含量分析方法
根据实验内容，需要对钼酸根离子（MoO42-）浓度进行测定，采用硫氰酸盐比色法(GB3825-1983)。在酸性溶液中，先以Cu2+将钼还原成五价的钼，后与硫氰酸盐生成可溶性的琥珀色络合物，借次进行比色测定。反应方程式如下：
Mo6+ ＋Cu2+
Mo5+ ＋Cu+ 式(2－1)
Mo5+ ＋5CNS- Mo(CNS)5 式(2－2)
2.4.3仪器设备
LDZX-40C 型方式自控电热压力蒸汽灭菌器 HZQ-F160A 型高、低温恒温振荡培养箱 HZQ-C 型空气浴振荡器
Nikon YS2-H 型普通光学显微镜 TGL-16C 型离心机 78－1型磁力加热搅拌器
16
武汉理工大学硕士学位论文
FU·HUA ZD-85 型恒温振荡器 Unico UV-2000 型紫外可见分光光度计 TJ6系列程控混凝实验搅拌仪 鼓风恒温干燥箱 数显恒温水浴锅 BS224S 型电子分析天平 便携式 pH计
17
武汉理工大学硕士学位论文
第3章 活性微生物吸附低浓度含钼溶液的试验研究
3.1活性微生物的培养和分离
3.1.1培养基的配制
本实验采用自配的琼脂培养基和牛肉膏蛋白胨培养基。其配方如表3-1所示。
表3-1 牛肉膏蛋白胨培养基配方
Table 3-1 The recipe of the culture medium 配 方 含 量 配 方 含 量 牛肉膏 3g 蒸馏水 1000ml 蛋白胨 10g pH值 7.0～7.2 NaCl 5g 琼脂 15～20g 先将牛肉膏溶解于100ml的蒸馏水中，然后加入蛋白胨和NaCl并定容至1000ml，控制培养基的pH值在7.0～7.2之间。
准备8只250ml的锥形瓶，并在8号锥形瓶中加入2.5g琼脂。从上述配好的培养基中分别各取50ml加入到1～7号锥形瓶中，将剩余的150ml培养基加入到8号锥形瓶中。
将6具平板培养皿，若干15ml的小试管，100ml蒸馏水以及上述的用报纸密封的8只锥形瓶一起放入压力蒸汽灭菌器中进行灭菌，温度控制在121℃±2℃，时间为30min。所有的操作均在无菌台中进行，采用SW-CJ-1FD型单人单面净化工作台（苏州净化）。
待灭完菌后，将8号锥形瓶中的琼脂培养基冷却至60℃，倒入6具平板培养皿中，每个平板25ml。其他1～7号锥形瓶取出自然冷却。
3.1.2平板接种
从武汉市沙湖污水处理厂取得普通活性污泥法处理城市污水工艺流程中二次沉淀池的活性污泥。
取6支灭菌的15ml试管，每支试管中加入9ml的无菌水，在第一个试管中加
18
武汉理工大学硕士学位论文
入1ml上述活性污泥上清液，充分摇匀即稀释10倍，再从此试管中取1ml混合液加入到邻近的下一个试管，此时即稀释100倍，依次类推，以使平板上能够长出分离良好的单独菌落。
当上述6具平板培养皿冷却至室温时，将稀释的活性污泥各取0.1ml均匀涂布到平板培养基上，使菌体分散在培养基上，于30℃恒温培养箱中培养过夜。使活性污泥中的优势菌种以菌落的形式在平板上生长出来。
3.1.3菌体的富集
经过24h的恒温培养后，平板上生长出了形态各异的菌落，其中3号、4号和5号平板上的菌落分离良好，即活性污泥被稀释1000倍、10000倍和100000倍时菌落分离较好。由于菌落的外观特性与培养条件有关，也与菌体的自身遗传生长特性有关。一定培养条件下它们表现出一定的特征，并且可以作为菌体分类的依据之一[24]。因此本实验采用普通光学显微镜观察菌落，并从菌落的大小、形状、光泽、颜色、硬度、透明度、边缘形状等几个主要特征考察挑取出六种菌落进行富集培养，编号为1#～6#。本文后述均以次编号来代替菌体，特此说明。
1# 圆形，不透明，质地均匀 2# 圆形，半透明，质地均匀
3# 圆形，四周呈锯齿状，不透明，四周向中间凹进 4# 圆形，表面有光泽，透明，四周向中间突起 5# 形状不规则，不透明 6# 圆形，不透明，呈浅红色
取6只15ml的试管，将7号锥形瓶中的培养基各取5ml加入其中，用接种环将上述6种菌落分别挑取接种到6只试管中，放入恒温摇床上30℃，150r/min培养过夜，使其小规模富集生长。最后将6只试管中富集后的菌液各取2ml加入到1～6号锥形瓶中，在恒温摇床上30℃，150r/min培养72h，使其大规模富集。同时将试管中剩余的菌液用30%的甘油溶液以1：1的形式于-20℃下保藏备用。
3.2不同种类活性微生物的吸附实验
将富集培养72h后的6种菌落在8000r/min下高速分离20min，弃去上清夜，用蒸馏水洗涤菌体2～3次，弃去上清夜，再将其分别配成浓度为1g/L的悬浮液，
19
武汉理工大学硕士学位论文
4℃下保存备用。
3.2.1钼含量标准曲线的建立
首先建立钼的浓度的标准曲线，取50ml的容量瓶7支，先分别向其中加入100mg/L的钼标准溶液0、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0、3.5ml，后加入50%柠檬酸溶液2ml，1+1HCl溶液10ml，混合均匀。再加入1%抗坏血酸1ml，0.04%的硫酸铜溶液0.5ml，50%硫氰酸钾溶液3ml，发色10分钟，用蒸馏水定容至刻度。在波长475mm处测其吸光度值，以含钼量与吸光度值作标准曲线。实验结果如表3-2所示，以此建立的钼含量标准曲线如图3-1所示。
表3-2 钼含量标准曲线的建立
Table 3-2 The establishment of the standard curve for the Molybdenum 体积（ml） 吸光度 体积（ml） 吸光度 0 0 2.5 0.387 1.0 0.144 3.0 0.474 钼含量标准曲线0.60.50.40.30.20.1000.511.52体积（ml）2.533.5y = 0.1569x2R = 0.9981.5 0.231 3.5 0.561 2.0 0.304 吸光度图3-1 MoO42-离子含量标准曲线
Fig.3-1 The standard curve of the content of the MoO42- ions 由图3-1可知，溶液中MoO42-离子的含量的计算方程式为：y=0.1569·x（此时x对应的MoO42-离子浓度为100mg/L），知道所取溶液的吸光度和体积就可以由上
20
武汉理工大学硕士学位论文
式换算求得溶液中MoO42-离子的浓度大小。
3.2.2六种菌体的吸附实验
分别取25ml上述1#～6#菌体悬浮液，置于250ml的锥形瓶中，并向其中各加入25ml的钼标准溶液（100mg/L），使最终溶液的体积为50ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系pH值为7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h。高速离心分离菌体，取分离后的上清液10ml，稀释至100ml，取5ml于50ml的比色管中，滴加一滴酚酞试剂，用1+1HCl调至无色。然后再按照上述建立钼标准曲线的方法用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果如表3-3所示。
表3-3 6种菌体吸附后上清液中钼的残留量
Table 3-3 The remaining MoO42- ions content of the upper liquid 菌体 吸光度 菌体 吸光度 1# 0.027 5# 0.036 2# 0.029 6# 0.033 3# 0.037 4# 0.035 将表3-3中的吸光度值代入图3-1中钼标准曲线的计算公式，换算得出上清液中钼的残留量，从而求得每种菌体的吸附量，计算结果如表3-4所示。并作吸附量与菌体种类之间的条形对比图，如图3-2所示。
表3-4 6种菌体的吸附量
Table 3-4 The biosorptiong capacity of each biomass 菌体 吸附量(mg/g) 菌体 吸附量(mg/g) 1# 31.16 5# 8.22 2# 26.06 6# 15.86 3# 5.68 4# 10.78 21
武汉理工大学硕士学位论文
3530吸附量（mg/g）2520151050123456细菌菌体图3-2 6种菌体对MoO42-离子的吸附能力评价
Fig.3-2 The biosorptiong capacity of the biomass for the MoO42- ions 图3-2表明了在相同条件下，不同活性菌体对MoO42-离子的吸附能力的比较。由图3-1可见，从活性污泥中培养分离得到的6株活性菌体对MoO42-离子有不同的吸附特性，相对另外几种菌体而言，1#菌体和2#菌体对所实验的MoO42-离子有较好的吸附特性，其吸附量分别达到了31.16mg/g和26. 06mg/g（菌体均为湿重）。因此，在下面的实验中采用这两种活性菌体作为我们研究的对象。
3.3吸附动力学实验
分别取250ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液，置于1000ml的大烧杯中，然后与一定体积的钼标准溶液（100mg/L）相混合，用稀HCl或NaOH溶液调节体系pH值为7.0～7.2之间，磁力搅拌，立即计时。体系的初始体积为500ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L。每隔一定时间取3ml悬浮液，高速离心分离，用紫外可见分光光度计测定钼的含量。实验结果见表3-5。备注：此实验进行了两次。
22
武汉理工大学硕士学位论文
表3-5 吸附动力学实验数据
Table 3-5 The experimental consult of the biosorptiong kinetics 时间(min) 1# 2# 1 3 5 10 20 40 60 90 0.221 0.216 0.212 0.210 0.219 0.214 0.211 0.214 0.229 0.228 0.222 0.210 0.205 0.220 0.222 0.227 就目前所见的资料来看，对生物吸附动力学所进行的研究不是很多。有学者认为生物吸附过程可以分为两个阶段：第一阶段是不依赖于新陈代谢的被动物理吸附，为快速吸附阶段。在此过程中，金属离子可以通过配位、鳌和、离子交换、及微沉淀等作用中的一种或几种机制将金属转运至细胞表面，第二阶段是依赖于新陈代谢的主动运输过程，为慢速吸附阶段，在该阶段金属被运送到细胞内这一阶段要消耗细胞新陈代谢所产生的能量，进行的很慢[29]。
1#菌体残留钼的浓度（mg/L）504948474645440204060吸附时间(min)80100
图3-3 1#菌体吸附动力学曲线
Fig.3-3 The biosorptiong kinetics curve of the 1# biomass for the MoO4
ions
23
2-
武汉理工大学硕士学位论文
2#菌体50残留钼浓度（mg/L）494847464544430204060吸附时间（min）80100
图3-4 2#菌体吸附动力学曲线
Fig.3-4 The biosorptiong kinetic curve of the 2# biomass for the MoO42-
ions
从图3-3和图3-4可以看出，1#菌体和2#菌体对MoO42-离子的吸附具有相同的特征，在开始有一个快速的吸附过程。在开始的10～20min内，1#菌体和2#菌体对MoO42-的吸附速率都很快，表现为两种菌体对MoO42-离子的吸附量达到了总吸附量的50%左右。随后，吸附速率减缓，直至达到平衡。
生物吸附是一个动态过程，为了探讨活性微生物的吸附机理和速率，目前已经建立了许多描述吸附反应速率的动力学方程，本文拟采用Lagergren的一级吸附速率方程[31]，其表达式为：
dQ/dt=k·(Qe-Q) 式(3－1) 线性整合后为：log(Qe-Q)=logQe-k·t/2.303 式(3－2)
方程中：Qe和Q分别表示在吸附平衡时和时间t时菌体对MoO42-离子的吸附量（mg/g）；k—表示吸附常数（min）。这个方程已经应用到许多体系中，如藻类3-6。
24
-[32]
。
将表3-5的数据按照Lagergren一级吸附速率方程进行拟合，得图3-5和图
武汉理工大学硕士学位论文
1.551.5y = -0.0152x + 1.4356R2 = 0.7116log(Qe-Q)1.451.41.351.31.250246t(min)81012
图3-5 1#菌体吸附MoO42-离子的Lagergren拟合直线
Fig.3-5 The Lagergren adaption line of the 1# biomass for the MoO42- ions
1.51.451.4y = -0.0228x + 1.41462R = 0.9753log(Qe-Q)1.351.31.251.21.151.10246t(min)81012
图3-6 2#菌体吸附MoO42-离子的Lagergren拟合直线
Fig.3-6 The Lagergren adaption line of the 2# biomass for the MoO42- ions 表3-6表示的是1#菌体和2#菌体对MoO42-离子吸附的Lagergren方程常数及相关系数。从表中可以看出，1#菌体实验数据与Lagergren方程的拟合相关系数比
25
武汉理工大学硕士学位论文
较小，并且实验获得的平衡吸附量（Qe=31.16mg/g）与拟合方程得到的理论吸附平衡吸附量（Qe=27.26mg/g）相差较大，这说明1#菌体对MoO42-离子的吸附动力学过程采用Lagergren一级吸附速率方程来拟合其拟合性较差。而2#菌体的实验数据和Lagergren方程的拟合相关性高达0.9753，并且获得的实验平衡吸附量（Qe=26.06mg/g）和拟合方程得到的理论平衡吸附量（Qe=25.98mg/g）较吻合，这说明2#菌体对MoO42-离子的吸附动力学过程采用Lagergren一级吸附速率方程来拟合其拟合性较好。
表3-6 菌体对MoO42-离子吸附的Lagergren方程常数及相关系数
Table 3-6 The coefficient and constants of the Lagergren formula 菌体 1# 2#
不同生物达到吸附平衡的时间是不同的，因为影响微生物吸附速率的因素很多，包括微生物结构和官能团特性(如蛋白、多糖组成以及表面活性位点，表面积与体积比等)，溶液初始金属离子浓度等。所以不同微生物达到吸附平衡的时间差别较大。但从实际应用看，在保证较高的吸附效率前提下，较快的吸附速率便于设计出较小体积的生物反应器，从而有效降低设备和操作的成本。
Lagergren方程常数及相关系数 Qe 27.26 25.98 k 0.035 0.053 R2 0.7116 0.9753 3.4吸附平衡实验
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各6份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml不同浓度的钼溶液，使最终溶液体积为50ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的浓度梯度分别为5mg/L、10mg/L、25mg/L、50mg/L、75mg/L和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系pH值为7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表3-7。
26
武汉理工大学硕士学位论文
表3-7 吸附平衡后上清液中钼的残留量
Table 3-7 The remaining MoO42- ions after the biosorption balance 1# 2# 5 0.001 0.003 10 0.004 0.006 25 0.013 0.015 50 0.029 0.033 75 0.046 0.047 100 0.063 0.065 随着微生物对贵、重金属吸附研究的深入，许多学者将数学模型引入其中，建立了一些微生物吸附贵、重金属的量化模型。这些模型不仅可以预测贵、重金属的吸附行为而且可以优化吸附过程。最常用的吸附热力学平衡模型是Langmuir和Freundlich吸附模型。Langmuir和Freundlich吸附模型的建立是因为在生物吸附的第一阶段，被细胞吸附的金属离子与溶液中的金属离子能够快速形成平衡。这两种模型属于非竞争模型，并且适用于短时间的单组分金属的吸附[25]。本论文采用Langmuir方程和Freundlich方程描述1#菌体和2#菌体对MoO42-离子的吸附热力学平衡。
Langmuir方程是一经典的热力学吸附模型，这个方程已经在水处理和废水处理中得到十分广泛的应用。Langmuir方程是描述吸附体系对金属的吸附量和溶液中金属离子平衡浓度之间量化关系的平衡模式，此模型是根据气固两相间单分子层吸附的假设推导获得的，且认为每个吸附空位的能量相同，相邻吸附分子间无相互作用力。Langmuir方程适用于单分子层的吸附过程，其方程表达式为： Qe=(Qmax·b·Ce)/(1+b·CE) 式(3－3) 其线性形式为：CE/ Qe=1/（Qmax·b）+ Ce/ Qmax 式(3－4)
方程中：Qmax——表示当溶液中金属离子浓度较高时，单位微生物表面完全吸附单层金属离子时所吸附的金属离子量（mg/g），它代表的是一个最大的吸附容量；b——表示吸附常数。
Freundlich模型是一个半经验方程，是基于在多相表面上的吸附建立起来的吸附平衡模式。其方程表达式为：
Qe=k·Ce 式(3－5)
其线性形式为：ln Qe=1/n·ln Ce+lnk 式(3－6) 方程中：k和n均为吸附常数。
首先根据表3-7中的吸附平衡实验数据，作出1#菌体和2#菌体对MoO42-离子的吸附等温线。如图3-7和图3-8所示。
1/n
27
武汉理工大学硕士学位论文
1#菌体40353025201510500102030405060溶液中钼的平衡浓度（mg/L）708090
图3-7 1#菌体对MoO42-离子的吸附等温线
Fig.3-7 The biosorptiong isotherm of the 1# biomass for the MoO42- ions
吸附量（mg/g）2#菌体353025201510500102030405060溶液中钼的平衡浓度（mg/L）708090
图3-8 2#菌体对MoO42-离子的吸附等温线
Fig.3-8 The biosorptiong isotherm of the 2# biomass for the MoO42- ions 将实验数据分别按照Langmuir吸附等温方程和Freundlich吸附等温方程进行线性拟合，得图3-9～图3-12。
吸附量（mg/g）28
武汉理工大学硕士学位论文
2.52y = 0.0224x + 0.4122R2 = 0.9332Ce/Qe1.510.50010203040Ce5060708090
图3-9 1#菌体吸附MoO42-离子的Langmuir拟合直线
Fig.3-9 The Langmuir adaption line of the 1# biomass for the MoO42- ions
32.52y = 0.0087x + 1.4881R2 = 0.7446Ce/Qe1.510.50010203040Ce5060708090
图3-10 2#菌体吸附MoO42-离子的Langmuir拟合直线
Fig.3-10 The Langmuir adaption line of the 2# biomass for the MoO42- ions
29
武汉理工大学硕士学位论文
43.532.521.510.5001y = 0.8563x - 0.22182R = 0.9826lnQe2lnCe345
图3-11 1#菌体吸附MoO42-离子的Freundlich拟合直线
Fig.3-11 The Freundlich adaption line of the 1# biomass for the MoO42-
ions
43.532.521.510.50012lnCe345y = 0.4143x + 1.76512R = 0.9699lnQe
图3-12 2#菌体吸附MoO42-离子的Freundlich拟合直线
Fig.3-12 The Freundlich adaption line of the 2# biomass for the MoO42-
ions
30
武汉理工大学硕士学位论文
表3-8表示的是1#菌体和2#菌体对MoO42-离子吸附的Langmuir和Freundlich方程常数及相关系数。从表中可以看出，实验数据与Freundlich方程的拟合相关系数高于0.95，而与Langmuir方程的拟合性则相对差些。尤其是2#菌体的相关系数仅为0.7。说明在所研究的MoO42-离子浓度范围内，1#菌体和2#菌体对MoO42-离子的吸附可以用Freundlich方程表示。
表3-8 菌体对MoO42-离子吸附的Langmuir和Freundlich方程常数及相关系数 Table 3-8 The coefficient of the Langmuir and Freundlich formula 菌体 1# 2# Langmuir方程常数及相关系数 Freundlich方程常数及相关系数 Qmax 44.64 114.94 b 0.0543 0.0058 R2 0.9332 0.7446 k 0.801 5.842 n 1.1678 2.4137 R2 0.9826 0.9699 在Freundlich方程中，吸附常数能反映菌体的吸附能力、菌体和MoO42-离子结合的稳定性以及菌体与MoO42-离子的亲合力等[28]。n表示MoO42-离子浓度的大小对吸附能力的影响，n越大，则MoO42-离子浓度对吸附能力的影响越大[29]。2#菌体的常数n比1#菌体大，说明2#菌体的吸附受溶液中MoO42-离子浓度的影响要大于1#菌体。k表示吸附体系与MoO42-离子亲合能力，k值越大，MoO42-离子和菌体的亲和能力越大。从表3-8中可以看出2#菌体的亲和能力比1#菌体大很多。但从图3-2却可以看出1#菌体的实际吸附量要高于2#菌体，这说明虽然2#菌体的亲和能力比1#菌体大很多，但并不意味着2#菌体的吸附量就比1#菌体高，这可能还与1#菌体和2#菌体的吸附机理不同有关。有待做进一步的研究。
[30]
3.5解吸实验
收集3.4节吸附平衡实验中的1#菌体，用蒸馏水洗涤菌体2～3次，将其配成500ml的菌体悬浮液，进行解吸实验。
取25ml上述菌体悬浮液5份，分别置于250ml的锥形瓶中，各加入一定量不同浓度的NaOH溶液，使最终溶液体积为50ml，NaOH溶液的浓度范围为0.01～1mol/L。在30℃下空气浴恒温振荡12h。离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的含量。实验结果见表3-9。
31
武汉理工大学硕士学位论文
表3-9 NaOH溶液解吸效果评价
Table 3-9 The desorption effect of the NaOH solution for the MoO42- ions NaOH浓度(mol/L) 吸光度 钼的含量(mg/L) 0.001 0.002 2.55 0.01 0.003 3.82 0.1 0.005 6.37 0.5 0.002 2.55 1.0 0 0 工业上利用生物吸附剂净化工业污水需要根据金属的价值、回收的难易以及吸附机理等来选择适当的回收方法。生物吸附剂的再生可通过简单的物理或者化学方法实现，如用特定的解吸剂进行解吸，这种回收方法是非破坏性的，可进行多次吸附—解吸循环操作。如果金属价值比较高而生物吸附剂价格比较低廉，也可以采用破坏性的金属回收方式，如焚烧、溶于酸或碱等[56]。本文采用的就是用强碱进行解吸的破坏性回收方式回收贵金属钼，解吸后活性微生物失去了活性。因此在实际的工业生产中要达到连续化操作和运行，就必须不断的培养相应的活性微生物进行吸附—解吸循环操作。至于采用特定的解吸剂等进行解吸的非破坏性金属回收方式，目前国内还没有看到相关的研究，还需做进一步的研究。
从表3-9可以看出，浓度为0.1mol/L的NaOH溶液能很好的将MoO4离子从微生物细胞表面解吸下来。一方面这主要是因为NaOH中OH-离子能与MoO42-离子竞争细胞表面的结合位置而使得MoO42-解吸下来。另一方面随着NaOH溶液浓度的增加解吸的效果越好，但当NaOH溶液浓度过高时，其解吸的效率又会降低，这可能与大量的OH-离子将微生物细胞表面包裹起来，形成一个负电层阻止了MoO42-离子的解吸。同时从表3-9可以看出实际解吸下来的MoO42-离子浓度很低，这说明有很大一部分MoO42-离子已经被微生物细胞转移至体内，而这部分MoO42-离子是无法通过NaOH溶液的浸泡等方式解吸下来的。
2-
3.6活性微生物预处理后的吸附实验
将1#菌体和2#菌体富集培养72h后，在8000r/min下高速分离20min，弃去上清夜，用蒸馏水洗涤菌体2～3次，弃去上清夜，收集菌体。再与1mol/L的NaOH溶液混合，磁力搅拌30min，离心分离，用蒸馏水洗涤菌体2～3次，弃去上清夜，再将其分别配成1g/L的悬浮液，4℃下保存备用。
32
武汉理工大学硕士学位论文
分别取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液，置于250ml的锥形瓶中，并向其中各加入25ml的钼标准溶液（100mg/L），使最终溶液的体积为50ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系pH值为7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h。高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表3-10。
表3-10 活性微生物预处理后吸附能力的评价
Table 3-10 The biosorption capacity of the biomass after pre-treatment
菌体 吸光度 吸附量(mg/g) 1# 0.037 5.68 2# 0.039 0.58 如上所述，具有生物活性的生物体以及非活性生物体均具有较强的生物吸附性能。但相对非活体生物而言，活体生物具有较大的应用局限性。尤其是当金属离子对生物体的生长具有危害时，生物体中蛋白质、核酸等高分子有机化合物可以络合金属离子，导致生物体的生长受阻甚至死亡。而一般废水环境中有害金属及其它生物毒性物质含量都偏高，超出了生物体生长所能承受的范围，并且pH值的变化波动较大，从而限制了生物体的生长，不利于生物体活性的维持
[50]
。如3.5
节的解吸实验所述，一般情况下，生物吸附剂类似于树脂可以解吸后重复利用，而该过程所用解吸剂一般又为酸、碱溶液，对生物体有很大的杀伤力。因此采用活的生物体分离和去除溶液中的贵、重金属困难比较大。于是人们开始将目光转向了非活性生物体的研究与应用上，并取得了令人满意的结果。己有研究表明，非活性生物体对金属的富集能力并不比活性生物体差，甚至还要高于活体生物体。这主要是因为处理后的微生物的细胞壁结构所发生的变化有利于吸附过程。
目前对微生物进行预处理的方法很多，像强酸、强碱预处理和交联处理等。本文尝试性的采用了1mol/L的NaOH强碱溶液对1#菌体和2#菌体进行预处理，检验其处理后对MoO4离子的吸附能力。从表3-10中可以看出经过预处理后的菌体其吸附量急剧下降，仅为未进行预处理时的10%左右。这可能与强碱（酸）环境破坏了细胞表面起吸附作用多糖，从而使其吸附能力下降[58]。因此寻找一种合理的、经济的、高效的预处理方法成为提高非活性生物体吸附能力的关键。从而可以开发出相应的多功能生物吸附剂，应用于实际的贵、重金属的回收工艺。
2-
33
武汉理工大学硕士学位论文
3.7本章小结
通过平板稀释接种法从活性污泥中成功培养和分离出6株优势菌体，编号为1#～6#。在相同实验条件下，分别对6株菌体进行了吸附实验，实验结果表明，6株菌体都有一定的吸附MoO42-离子的能力，但相对而言，1#菌体和2#菌体的吸附能力更强一些。其中1#菌体的吸附量达到了31.16mg/g，2#菌体的吸附量为26.06mg/g。因此将1#菌体和2#菌体作为我们的研究对象。
吸附动力学实验表明：1#菌体和2#菌体具有相似的吸附特性，并且证明其吸附过程由两个阶段组成。其中第一阶段进行的速率很快，在10～20min内其吸附量就达到了总吸附量的50%左右。随后吸附逐渐降低，直至到达吸附平衡。这一阶段需要数小时的时间。本文采用了Lagergren一级吸附速率方程来描述MoO42-离子在1#菌体和2#菌体上的吸附过程。结果表明，Lagergren一级吸附速率方程能很好的描述2#菌体的吸附动力学过程，其线性相关系数高达0.9753，其理论吸附平衡量（Qe=25.98mg/g）和实际的吸附平衡量（Qe=26.06mg/g）相当的吻合。而1#菌体的实验数据拟合性较差，说明不宜采用Lagergren一级吸附速率方程来描述MoO42-离子在1#菌体上的吸附过程。
采用了Langmuir模型和Freundlich模型来描述MoO42-离子在1#菌体和2#菌体上的热力学吸附平衡。结果表明：在实验所研究的MoO42-离子浓度范围内，Freundlich模型能很好的描述1#菌体和2#菌体的吸附平衡。其拟合回归系数均高于0.96。而Langmuir模型能较好的描述1#菌体的吸附平衡过程，但2#菌体的拟合性较差。但从拟合出的Langmuir方程和Freundlich方程可以看出，2#菌体的吸附能力和最大吸附量都要比1#菌体高，但实际实验中的吸附量却是1#菌体（Q=31.16mg/g）比2#菌体（Q=26.06mg/g）要高。初步判断是1#菌体的吸附机理和2#菌体不同。并且从Freundlich方程可以看出，2#菌体受溶液中离子浓度的影响要比1#大。
解吸实验表明：浓度为0.1mol/L的NaOH溶液能很好的将MoO42-离子从微生物细胞表面解吸下来。但此时活性微生物已经失去了活性。因此有待研究和开发其他非破坏性的解吸剂使MoO42-离子从微生物细胞表面解吸下来。
预处理实验表明：选择一种合理的、经济的、高效的预处理方法来处理活性生物体成为提高非活性生物体吸附能力的关键。从而可以开发出相应的多功能生物吸附剂，应用于实际的贵、重金属的回收工艺。
34
武汉理工大学硕士学位论文
第4章 外界吸附条件对钼的吸附效果影响的实验研究
4.1 pH值对吸附效果的影响
由于MoO42-离子在低pH值条件下会发成沉淀作用，我们只考虑在中性偏碱性范围内pH值的变化对吸附的影响。
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L），使最终溶液体积为50ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值分别为5.0、7.0、9.0和11.0，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-1。
表4-1 pH值对菌体吸附效果的影响
Table 4-1 The pH value affection on the biosorption pH值 1# 2# 5.0 7.0 9.0 11.0 0 0.032 0.030 0.039 0.038 0.034 0.035 0.039 1#菌体3025201510500246pH2#菌体吸附量（mg/g）81012
图4-1 MoO42-离子的吸附随溶液pH值的变化曲线
Fig.4-1 The pH dependence of MoO42- ions biosorption onto the biomass
35
武汉理工大学硕士学位论文
溶液的pH值是影响生物吸附的一个重要因素。这是因为pH同时影响生物细胞表面的吸附点和溶液中金属离子的理化状态，表现为吸附量随pH值的显著变化。许多文献报道[6]，在生物吸附实验中pH值通常是影响因子中最重要的一个因子，对于大多数吸附体系而言一般是随着pH值的增大，生物吸附量也增大，当pH值接近中性时，吸附量又开始下降。可能是由于金属离子生成了氢氧化物沉淀，微沉积于生物体表面，影响了细胞的吸附作用。本实验中吸附的对象为MoO42-阴离子，这与一般的金属阳离子受pH值影响的情形不同，但其却具有与一般的金属阳离子一样的趋势，见图4-1。从图中可以看出pH值对MoO42-离子的吸附量有很显著的影响。尤其是对于1#菌体。
由图4-1可知，1#菌体和2#菌体受pH值的影响具有相同的趋势，均是在低pH值下吸附量较小，随着pH值的增大吸附量也增加。当pH值达到7.0～7.2之间时，吸附量达到最大。pH值继续增大时，吸附量明显减小，尤其对于1#菌体，当pH值在7.0～9.0之间时，吸附量急剧下降，而2#菌体则较缓和。综上所见，pH值在7.0～7.2之间时，1#菌体和2#菌体对于MoO42-离子有较理想的吸附效果，可以作为吸附MoO42-离子的最佳吸附pH值。
pH值不仅影响细胞表面的金属吸附基团的带电性，而且影响金属的水化性，从而影响金属的吸附[7]。一般认为在酸度较高的情况下，MoO42-离子易与H+生成沉淀，因此在考虑像MoO42-离子一样的阴离子性的金属离子的最佳pH吸附范围时，必须注意其相应的氢化物的溶度积的大小。当pH值逐渐升高时，使菌体的细胞壁质子化，增加了细胞表面的静电吸引力，从而一定程度上增加了生物吸附量。但是当pH值继续升高并超过微生物表面的等电点时，络合基团暴露出更多的带负电荷的位点，并与氢氧根离子表现出更强的亲和力，从而占据大量的吸附活性点，减少了MoO42-离子与活性吸附点的接触，生物吸附量降低。
另外从图4-1可知，1#菌体的吸附量虽然在最佳pH条件下比2#菌体要高很多，但当pH值略微升高呈弱碱性时，1#菌体的吸附量急剧下降，而2#菌体的吸附量没有明显的下降，这可能与1#菌体和2#菌体的吸附机理不同有关，1#菌体其吸附容量比2#菌体高，但其主要为表面络合作用，受溶液的pH值影响很大；而2#菌体则不仅包括表面络合作用，可能还包括静电吸附等其他的吸附机理，这有待做进一步的研究。
而实际的浸出液的pH值在8～9之间，略呈碱性，因此用2#菌体作为吸附微生物可能更有利。
36
武汉理工大学硕士学位论文
4.2 温度对吸附效果的影响
考虑到实际浸出液的温度较高，因此本实验中模拟温度采用从常温30℃到高温90℃四个梯度。
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L），使最终溶液体积为50ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，控制其温度分别在30℃、50℃、70℃和90℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-2。
表4-2 温度对菌体吸附效果的影响
Table 4-2 The temperature value affection on the biosorption 温度 1# 2# 30℃ 50℃ 70℃ 90℃ 0.034 0.033 0.039 0.037 0.034 0.035 0.039 0.037 1#菌体18161412108642002040温度（℃）60801002#菌体
图4-2 MoO42-离子的吸附随温度的变化曲线
Fig.4-2 The temperature dependence of MoO42- ions biosorption onto the
biomass
采用活性微生物作为吸附材料，溶液的温度对其吸附过程有明显的影响。考
吸附量（mg/g）37
武汉理工大学硕士学位论文
虑到实际浸出液的温度在90℃左右，本实验温度影响范围选择在常温到90℃的范围。
微生物对金属的吸附过程是一个与热量变化有关的过程，所以温度也是其影响因素之一。温度变化对吸附过程的影响可能是因为吸附过程有一定的热效应，温度的变化可能使吸附平衡的位置发生变化，从而增加或减少吸附量[8]。同时，溶液的温度还影响活性微生物的活性，尤其是当温度较高或较低时。
图4-2表示的是温度对1#菌体和2#菌体的吸附MoO42-离子的影响。从图中可以看出，在30℃～70℃范围之间，2#菌体对MoO42-离子的吸附量随着温度的升高而降低，说明2#菌体对MoO42-离子的吸附过程是放热反应。而1#菌体在30℃～50℃范围之间是吸热反应，在50℃～70℃之间是放热反应。在30℃～70℃之间，温度增加了40℃，吸附量降低到几乎为零。这说明温度对活性微生物吸附金属过程有很大的影响。而在温度高于70℃以上时，1#菌体和2#菌体的吸附量又明显增加，这可能与70℃以上的高温使菌体已经失去活性，成为死的菌体，其细胞表面基团的吸附成为吸附量上升的主要原因。这也进一步证明，活性微生物对MoO42-离子的吸附作用主要是细胞体内的聚集作用，当生物体的活性降低时，其吸附量也随着降低。而死的微生物（生物吸附剂）对MoO42-离子的吸附作用则主要是细胞表面的吸附和沉淀作用等。
而实际的浸出液的温度在90℃左右，此时活性微生物很难存活，因此可以直接将1#菌体和2#菌体制成生物吸附剂在高温下进行吸附操作或者寻找能耐高温的活性微生物，考察它们对MoO42-离子的吸附效果。
4.3 共存离子对吸附效果的影响
4.3.1金属阴离子的影响
由表1-2浸出液的组成成分可以看出，实际浸出液的成分很复杂。这对于采用普通生物吸附法吸附溶液中的目标金属的过程将会产生一定的影响。因此有必要考察实际浸出液中存在的主要离子对MoO42-离子吸附的影响。本文主要研究了三大类离子，即金属阳离子、金属阴离子以及常规金属离子。表1-2表明浸出液中的主要金属阴离子包括VO3-离子、CrO42-离子以及AlO2-离子。因此首先考察这三种离子对MoO42-离子吸附效果的影响。
38
武汉理工大学硕士学位论文
1. CrO42-离子
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L）。将配置好的K2CrO4(1000mg/L)溶液分别取0、1.0、2.5、5.0ml加入上述混合液中，使最终溶液体积为55ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L，CrO42-离子的浓度分别0、20、50和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-3。
表4-3 CrO42-离子对菌体吸附效果的影响
Table 4-3 The affection of the CrO42- ions on the biosorption 浓度（mg/L） 1# 2# 0 20 50 100 0.036 0.039 0.035 0.038 0.034 0.031 0.034 0.030 1#菌体252#菌体吸附量（mg/g）201510500204060Cr（Ⅵ）离子的浓度（mg/L）80100
图4-3 CrO4离子对MoO4离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-3 The movement curve of the CrO42- ions on the biosorption of MoO42-
ions onto the biomass
本文所要研究是活性菌体对MoO42-离子的吸附过程，溶液中存在的金属酸根离子一方面以阴离子形式进行竞争吸附，另一方面会使溶液的离子强度增大，从而影响活性菌体对MoO42-离子的吸附。从图4-3可以看出，溶液中存在的CrO42-离子
39
2-2-
武汉理工大学硕士学位论文
对MoO42-离子的吸附过程有明显的影响。对于1#菌体，随着溶液中CrO42-离子浓度的增大，MoO42-离子的吸附量呈减小的趋势，从8.22mg/g减小至3.12mg/g。说明CrO42-离子占据了大量MoO42-离子的吸附活性点，使能与MoO42-离子络合的基团减少，从而使其吸附量降低。对于2#菌体而言，随着溶液中CrO42-离子浓度的增大，MoO42-离子的吸附量反而呈增大的趋势，从13.32mg/g增大至23.52mg/g，基本达到了其平衡吸附量。这说明2#菌体有选择性的吸附了MoO42-离子，而且CrO42-离子的存在增强了其对MoO42-离子的吸附能力，这可能是由于CrO42-离子是一种具有强氧化性的金属离子，由于其氧化还原能力提高了2#菌体表面的电势，从而使2#菌体细胞表面暴露出更多的吸附活性点位，提高吸附能力。这也进一步说明，1#菌体的细胞表面吸附主要为表面络合作用，而2#菌体则不仅包括表面络合作用，还存在静电吸附等作用。
如表1-2所示，实际浸出液中的CrO42-离子含量为100～200mg/L，因此其对MoO42-离子的吸附将会产生一定的的影响。对于1#菌体而言，有必要考虑采用掩蔽等化学方式来消除CrO42-离子的影响。
2. VO3-离子
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L）。将配置好的NaVO3(1000mg/L)溶液分别取0、1.0、2.5、5.0ml加入上述混合液中，使最终溶液体积为55ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L，VO3-离子的浓度分别为0、20、50和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-4。
表4-4 VO3-离子对菌体吸附效果的影响
Table 4-4 The affection of the VO3- ions on the biosorption 浓度（mg/L） 1# 2# 0 20 50 100 0.029 0.035 0.030 0.033 0.033 0.037 0.035 0.039 40
武汉理工大学硕士学位论文
1#菌体3025201510500202#菌体吸附量（mg/g）406080V（Ⅴ）离子的浓度（mg/L）100120
图4-4 VO3-离子对MoO42-离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-4 The movement curve of the VO3- ions on the biosorption of MoO42-
ions onto the biomass
VO3-离子作为另一种贵金属，其在实际浸出液中的含量也很低，约为500mg/L左右。从图4-4可以看出，其对MoO4离子的吸附也产生了很显著的影响。随着VO3-离子浓度的增加，1#菌体和2#菌体的吸附量均急剧下降。1#菌体的吸附量从26.06mg/g下降到15.86mg/g。2#菌体的吸附量也从15.86mg/g下降到0.58mg/g。这说明VO3-离子和微生物细胞表面的官能团形成的络合物的稳定性和MoO42-离子与之形成的络合物的稳定性差不多。如果采用这两种活性微生物来吸附VO3-离子，同样能够达到MoO42-离子的吸附容量。
因此，如果采用生物吸附法来提取浸出液中的金属钼时，溶液中存在的金属钒也会被同时吸附。这样就会出现金属钼和钒的分离纯化问题，目前常用的办法就是对菌体进行基因改良来提高菌体对目标金属吸附的选择性，这有待做进一步的研究。
3. AlO2-离子
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L）。将配置好的NaAlO2(1000mg/L)溶液分别取0、1.0、2.5、5.0ml加入上述混合液中，使最终溶液体积为55ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L，AlO2-离子的浓度分别为0、20、50
41
2-
武汉理工大学硕士学位论文
和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-5。
表4-5 AlO2-离子对菌体吸附效果的影响
Table 4-5 The affection of the AlO2- ions on the biosorption 浓度（mg/L） 1# 2# 0 20 50 100 0.039 0.036 0.038 0.036 0.035 0.039 0.034 0.038 1#菌体141210864200202#菌体吸附量（mg/g）4060Al（Ⅲ）离子的浓度（mg/L）80100
图4-5 AlO2-离子对MoO42-离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-5 The movement curve of the AlO2- ions on the biosorption of MoO42-
ions onto the biomass
如上所述，浸出液是pH 值为8～9的偏铝酸钠溶液，同时含有少量Mo、V、Cr等贵、重金属的酸根离子以及Ca、Mg等常规金属离子。因此非常有必要研究AlO2-离子的存在对MoO4离子吸附的影响。从图4-5中可以看出，随着AlO2-离子
2-
浓度的增加，1#菌体的吸附量不断的增加，而2#菌体的吸附量却不断的波动。根据实验情况可知，1#菌体在吸附平衡后，溶液中出现很多白色的悬浮颗粒，初步判断为Al(OH)3胶体颗粒，而2#菌体在吸附平衡后溶液中只有很少的白色悬浮颗粒，而且发现2#菌体吸附后的溶液的pH值要高于1#菌体，呈弱碱性。根据此实验现象可以初步判断，由于AlO2-离子在1#菌体细胞表面水解形成Al(OH)3的聚合
42
武汉理工大学硕士学位论文
水解产物，从而使溶液中形成很多沉淀物。同时1#菌体表面的这些Al(OH)3的聚合物能够大量吸附溶液中的MoO42-离子，从而使其吸附量不断的增加。而2#菌体不具备将AlO2-离子水解成Al(OH)3的聚合物，其主要还是通过表面络合反应吸附溶液中的MoO42-离子，并将细胞表面官能团的OH-离子置换下来，从而使溶液的pH值升高。
实际浸出液中的离子很复杂，虽然1#菌体能够在细胞表面形成聚合物，从而能够大量吸附溶液中的MoO42-离子，但同时其必将也吸附了大量的其它杂质离子，从而给后续的解吸和纯化带来困难。另外1#菌体水解AlO2-离子的机理还有待做进一步的研究。
4.3.2 金属阳离子的影响
由表1-2浸出液的组成成分可以看出，实际浸出液中的金属阳离子主要包括Ni2+离子以及Fe3+离子。由于Fe3+离子在pH值为2.55时就能和水中的氢氧根离子化合生成溶解度极小的氢氧化铁，而实际浸出液的pH值为8～9，此时溶液中的Fe3+离子已经沉淀完全，因此本文拟主要考虑Ni2+离子对菌体吸附效果的影响。
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L）。将配置好的NiCl2(1000mg/L)溶液分别取0、1.0、2.5、5.0ml加入上述混合液中，使最终溶液体积为55ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L，Ni2+离子的浓度分别为0、20、50和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-6。
表4-6 Ni2+离子对菌体吸附效果的影响
Table 4-6 The affection of the Ni2+ ions on the biosorption
浓度（mg/L） 1# 2# 0 20 50 0 0 100 0.034 0.031 0.033 0.039 0.032 0.028 43
武汉理工大学硕士学位论文
1#菌体3025201510500202#菌体吸附量（mg/g）4060Ni（Ⅱ）离子的浓度（mg/L）80100
图4-6 Ni2+离子对MoO42-离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-6 The movement curve of the Ni2+ ions on the biosorption of MoO42-
ions onto the biomass
Ni2+离子作为一种重金属离子，当其存在于浸出液中时，必然也会被活性菌体的细胞壁所吸附，从而影响对MoO42-离子的吸附。从图4-6可以看出当溶液中的Ni2+离子浓度达到50mg/L时，两种菌体对MoO42-离子的吸附量几乎为零。说明Ni2+离子的存在严重干扰了MoO42-离子的吸附过程，使活性菌体的细胞表面吸附点几乎被Ni2+离子所占据。但同时从图中可以看出，当Ni2+离子浓度继续增加时，活性菌体对MoO42-离子的吸附过程又得到了恢复。初步判断为当菌体细胞表面完全被Ni2+离子覆盖时，一些游离态的Ni2+离子就会在其表面形成一个浮动电层，从而通过静电吸引力将溶液中的MoO42-离子吸附到细胞表面，使MoO42-离子的吸附量增大。但其饱和吸附量很有限，并且不稳定。
从表1-2中可知，实际浸出液中的Ni2+离子含量比较高，达到了10000mg/L以上，因此溶液中MoO42-离子的吸附就主要通过游离态的Ni2+离子的静电吸附作用来实现。但如上所述，其吸附量将非常的有限。
44
武汉理工大学硕士学位论文
4.3.3常规金属离子的影响
由表1-2浸出液的组成成分可以看出，实际浸出液中的常规金属离子主要包括Na+离子、Ca2+离子以及Mg2+离子等。这三种金属离子在自然水体中是普遍存在，而且它们同时可以表征溶液的离子强度。因此本文拟主要考虑这三种离子对菌体吸附效果的影响。
1. Na+离子
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L）。将配置好的Na2CO3(1000mg/L)溶液分别取0、1.0、2.5、5.0ml加入上述混合液中，使最终溶液体积为55ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L，Na+离子的浓度分别为0、20、50和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-7。
表4-7 Na+离子对菌体吸附效果的影响
Table 4-7 The affection of the Na+ ions on the biosorption
浓度（mg/L） 1# 2# 0 20 50 0 100 0 0.039 0.039 0.036 0.037 0.039 0.037 1#菌体102#菌体吸附量（mg/g）864200204060Na（Ⅰ）离子的浓度（mg/L）80100
45
武汉理工大学硕士学位论文
图4-7 Na+离子对MoO42-离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-7 The movement curve of the Na+ ions on the biosorption of MoO42-
ions onto the biomass
Na+离子作为一种常规金属离子，一般的活性菌体均需要将大量的Na+离子转输到细胞内部，因此当外界的Na+离子浓度逐渐升高时，其细胞膜上的离子转输通道就被主要用来转输微生物大量需要的离子。从而使MoO42-离子等其它金属离子的吸附和转输过程受到抑制。从图4-7中可以看出，1#菌体和2#菌体的吸附量均较小，只有很少量的MoO42-离子被吸附到细胞表面。而实际浸出液为NaAlO2溶液，其中含有大量的金属Na+离子，必将对MoO42-离子的吸附产生很大的影响。因此采用普通生物吸附法吸附浸出液中的MoO42-离子有很大的局限性，必须考虑采用分子生物学技术来改良菌体 ，使其具备专门的吸附和转输MoO42-离子的通道，从而提高对MoO42-离子的吸附能力。
2. Ca2+离子
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L）。将配置好的CaCl2(1000mg/L)溶液分别取0、1.0、2.5、5.0ml加入上述混合液中，使最终溶液体积为55ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L，Ca2+离子的浓度分别为0、20、50和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-8。
表4-8 Ca2+离子对菌体吸附效果的影响
Table 4-8 The affection of the Ca2+ ions on the biosorption
浓度（mg/L） 1# 2#
0 20 50 100 0.035 0.036 0.033 0.039 0.038 0.039 0.037 0.035 46
武汉理工大学硕士学位论文
1#菌体202#菌体吸附量（mg/g）1510500204060Ca（Ⅱ）离子的浓度（mg/L）80100
图4-8 Ca2+离子对MoO42-离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-8 The movement curve of the Ca2+ ions on the biosorption of MoO42-
ions onto the biomass
同Na+离子一样，Ca2+离子也是活性菌体所大量需求的金属离子，因此其必将也会影响菌体对MoO42-离子的吸附。从图4-8中可以看出，两种菌体对MoO42-离子的吸附量均不高，说明菌体对Ca2+离子的转输影响了MoO42-离子的吸附过程。但与Na+离子不同的是Ca2+离子在溶液中易形成Ca(OH)2微溶物，尤其是当Ca2+离子被菌体吸附到细胞表面时，这些形成的Ca(OH)2微溶物就能吸附溶液中存在的各种金属离子。如前所述，1#菌体和2#菌体均能够通过表面络合的方式吸附溶液中MoO42-离子，因此当菌体表面的吸附活性点位没有全部被Ca2+离子所覆盖时，就会有一部分MoO42-离子吸附到细胞表面，从而置换出相应量的OH-离子，使一部分溶液中Ca2+离子转化成Ca(OH)2微溶物。从图4-8中可以看出，当Ca2+离子浓度从0mg/L变成20mg/L时，两种菌体的吸附量均降低；当Ca2+离子浓度从20mg/L变成50mg/L时，两种菌体的吸附量均大幅度增大，这说明细胞表面吸附的一部分Ca2+离子转化成了Ca(OH)2微溶物，从而大量吸附溶液中的MoO42-离子；当Ca2+离子浓度继续增加时，吸附容量较大的1#菌体细胞表面的吸附活性点全部被Ca2+离子所占据，从而使其吸附量急剧下降，而2#菌体由于静电吸附作用仍能吸附一定量的MoO42-离子。
从表1-2可知，实际浸出液中Ca2+离子浓度为400mg/L，这必将对MoO42-离子
47
武汉理工大学硕士学位论文
的吸附产生较大的影响，尤其是1#菌体。
3. Mg2+离子
取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液各4份，分别置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L）。将配置好的MgCO3(1000mg/L)溶液分别取0、1.0、2.5、5.0ml加入上述混合液中，使最终溶液体积为55ml，菌体浓度为0.5g/L，钼的初始浓度为50mg/L，Mg2+离子的浓度分别为0、20、50和100mg/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡24h，高速离心分离菌体，用紫外可见分光光度计测定上清夜中钼的残留量。实验结果见表4-9。
表4-9 Mg2+离子对菌体吸附效果的影响
Table 4-9 The affection of the Mg2+ ions on the biosorption
浓度（mg/L） 1# 2# 0 20 50 100 0.039 0.037 0.039 0.037 0.039 0.036 0.037 0.033 1#菌体202#菌体吸附量（mg/g）1510500204060Mg（Ⅱ）离子的浓度（mg/L）80100
图4-9 Mg2+离子对MoO42-离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-9 The movement curve of the Mg2+ ions on the biosorption of MoO42-
ions onto the biomass
Mg2+离子也是活性菌体大量需要的金属离子，从图4-9可以看出，其对1#菌
48
武汉理工大学硕士学位论文
体和2#菌体吸附MoO42-离子的影响与Ca2+离子的影响基本相同。其中1#菌体的吸附量很小，完全被Mg2+离子的转输所抑制；2#菌体则同样由于静电吸附作用吸附了一定量的MoO42-离子。
实际浸出液中Mg2+离子浓度为200mg/L左右，必将也会对MoO42-离子的吸附产生较大的影响，尤其是1#菌体。
4.3.4有机营养物的影响[10]
由于本实验采用的是活性生物体来吸附溶液中金属离子，因此有必要考察有机营养物对其吸附过程是否有影响，从而决定是否需要外加有机营养物。
分别取25ml上述1#菌体和2#菌体（1g/L）悬浮液，置于250ml的锥形瓶中，然后各加入25ml钼标准溶液（100mg/L），再向其中各加入25ml（60g/L）的葡萄糖溶液。使最终溶液体积为75ml，葡萄糖的浓度为20g/L。用稀HCl或NaOH溶液调节体系的pH值在7.0～7.2之间，在30℃下空气浴恒温振荡，每隔一定时间取1ml悬浮液，高速离心分离，用紫外可见分光光度计测定钼的含量。实验结果见表4-10。
表4-10 有机营养物对菌体吸附效果的影响
Table 4-10 The affection of the organic nutriment on the biosorption
时间（h） 1# 2#
从图4-10我们可以看出，外加有机营养物不仅没有促进1#菌体和2#菌体对MoO42-离子的吸附，反而降低了菌体的吸附量。1#菌体的吸附量从8.22mg/g降低至4.40mg/g，2#菌体的吸附量从4.40mg/g降低至0.57mg/g。因此活性菌体吸附MoO42-离子不需要外加有机营养物。这一点与Brady等人利用活性酵母菌富集金属离子的研究结论是一致的[40]。有机营养物质的加入使吸附量减少的原因可能是菌体在缓慢的生长过程中将葡萄糖代谢成某些中间有机产物，其中一些有机物会与MoO42-离子形成可溶性络合物重新回到溶液中[10]。这一点还有待进一步的研究，但菌体的这种特性却有利于生物吸附技术在营养物质缺乏的浸出液中的工业应用。
6 18 21 24 0.048 0.050 0.052 0.050 0.050 0.050 0.052 0.052 49
武汉理工大学硕士学位论文
1#菌体987654321005102#菌体吸附量（mg/g）15时间（h）2025
图4-10 有机营养物对MoO42-离子吸附的影响变化曲线
Fig.4-10 The movement curve of the organic nutrition on the biosorption
of MoO42- ions onto the biomass
50
武汉理工大学硕士学位论文
4.4吸附机理的探讨
[17、34～42]
微生物固定金属的作用方式根据是否需要能量可分为主动作用方式和被动作用方式。前者是有代谢活性的细胞完成金属的转移或细胞与金属之间的反应，此过程常伴随有能量的消耗。其特点是吸附速度慢，作用持续时间长，一般为不可逆过程，并可被能量代谢抑制剂所抑制。后者主要是指通过物理化学作用来吸附固定金属的方式，吸附剂可为静止细胞、死细胞、细胞代谢产物或细胞制备物。其作用特点是吸附速度快、时间短、可逆、不依赖于细胞的能量代谢。由于细胞及溶液组成的复杂性，微生物吸附贵、重金属的机理尚不完全清楚。下面仅就本实验结果探讨下这两种菌体吸附金属钼的机理。
对于1#菌体而言，根据上述的吸附特性实验和外界吸附条件的影响实验，初步判断其吸附机理主要为表面络合作用。MoO42-离子主要是通过表面络合作用结合到菌体细胞表面，而后通过特有的转输通道将MoO42-离子转移至细胞体内富集。其吸附过程容易受到外界pH值大小，温度以及金属离子的影响。但其形成的络合物比较的稳定，这可以从吸附动力学实验以及吸附平衡实验中求得的b值得出。
对于2#菌体而言，根据上述的吸附特性实验和外界吸附条件的影响实验，初步判断其吸附机理主要为表面络合作用和静电吸附作用。MoO42-离子一部分是通过表面络合作用结合到菌体细胞表面，而后通过特有的转输通道将MoO42-离子转移至细胞体内富集，一部分是通过静电吸附作用结合到细胞表面，这部分结合的MoO42-离子较不稳定。这可以从吸附动力学实验数据看出，在外界的搅拌作用下就很容易脱落回到溶液中去。同样其吸附过程也容易受到外界pH值大小，温度以及金属离子的影响。因此虽然其吸附容量较1#菌体要大，但在实际吸附过程中吸附量却比1#菌体小。
不可否认，这两种菌体吸附MoO42-离子的过程肯定不仅仅包括上述的机理，但由于生物吸附金属的过程十分的复杂，需要从微生物本身和溶液中离子的变化等多方位来研究其吸附机理和模式。限于实验条件和相关的理论知识，目前仅能涉及到这些。
51
武汉理工大学硕士学位论文
第5章 结论与建议
5.1结论
本课题对从活性污泥中分离出的优势菌种吸附溶液中的低浓度MoO42-离子进行了实验。实验过程中所采用的含钼溶液为自配Na2MoO4标准溶液来模拟实际的浸出液，根据具体实验要求配制不同的含钼溶液。
在试验研究过程中，主要从三个方面进行：首先是检验了优势菌种对贵金属钼的吸附效果和特性；其次是考察了外界吸附条件（包括温度、pH值、共存离子以及有机营养物质等因素）对优势菌种吸附贵金属钼吸附效果的影响，并对其吸附机理进行了探讨；最后是尝试性的检验了优势菌种进行预处理（生物吸附剂）后对贵金属钼的吸附效果。
1. 优势菌种对贵金属钼的吸附效果和特性，得到以下结论:
(1) 通过平板稀释接种法从活性污泥中成功培养和分离出6株优势菌种，编号为1#～6#。在相同实验条件下，6株菌体都有一定的吸附MoO42-离子的能力，但相对而言，1#菌体和2#菌体的吸附能力更强一些。其中1#菌体的吸附量达到了31.16mg/g，2#菌体的吸附量为26.06mg/g。因此1#菌体和2#菌体成为了我们的目标菌种。
(2) 吸附动力学实验表明：1#菌体和2#菌体具有相似的吸附特性，并且证明其吸附过程由两个阶段组成。其中第一阶段进行的速率很快，在10～20min内其吸附量就达到了总吸附量的50%左右。随后吸附逐渐降低，直至到达吸附平衡。这一阶段需要数小时的时间。Lagergren一级吸附速率方程能很好的描述2#菌体的吸附动力学过程，其线性相关系数高达0.9753，其理论吸附平衡量（Qe=25.98mg/g）和实际的吸附平衡量（Qe=26.06mg/g）相当的吻合。不宜采用Lagergren一级吸附速率方程来描述MoO4离子在1#菌体上的吸附动力学过程。
(3) 吸附平衡实验表明：在实验所研究的MoO42-离子浓度范围内，Freundlich模型能很好的描述1#菌体和2#菌体的吸附平衡。其拟合回归系数均高于0.96。而Langmuir模型能较好的描述1#菌体的吸附平衡过程，而2#菌体的拟合性较差。从拟合出的Langmuir方程和Freundlich方程可以看出，2#菌体的吸附能力和最大吸附量都要比1#菌体高，但实际实验中的吸附量却是1#菌体（Q=31.16mg/g）比2#
52
2-
武汉理工大学硕士学位论文
菌体（Q=26.06mg/g）要高。
(4) 解吸实验表明：浓度为0.1mol/L的NaOH溶液能很好的将MoO42-离子从微生物细胞表面解吸下来。但此时活性微生物已经失去了活性。同时表明大约有50%的MoO42-离子是被微生物细胞转移至体内聚集。
2. 外界吸附条件对优势菌种吸附贵金属钼吸附效果的影响，得到以下结论： (1) pH值在7.0～7.2之间时，1#菌体和2#菌体对于MoO42-离子有较理想的吸附效果，可以作为吸附MoO42-离子的最佳吸附pH值。
(2) 温度在30℃～50℃之间是1#菌体和2#菌体吸附MoO42-离子较为理想的温度，温度高于70℃后，菌体失去活性，但仍然具有吸附能力。
(3) 溶液中的共存的金属离子，对MoO42-离子的影响很显著，外加有机营养物不仅没有促进1#菌体和2#菌体对MoO42-离子的吸附，反而降低了菌体的吸附量。因此活性菌体吸附MoO42-离子不需要外加有机营养物。
(4) 对于1#菌体，初步判断其吸附机理主要为表面络合作用。MoO42-离子主要是通过表面络合作用结合到菌体细胞表面，而后通过特有的转输通道将MoO42-离子转移至细胞体内富集。MoO42-离子和其形成的络合物比较的稳定。
(5) 对于2#菌体，初步判断其吸附机理主要为表面络合作用和静电吸附作用。MoO42-离子一部分是通过表面络合作用结合到菌体细胞表面，而后通过特有的转输通道将MoO42-离子转移至细胞体内富集，一部分是通过静电吸附作用结合到细胞表面，这部分结合的MoO42-离子较不稳定。
3. 优势菌种进行预处理（生物吸附剂）后对贵金属钼的吸附效果，得到以下结论：
选择一种合理的、经济的、高效的预处理方法来处理活性生物体是提高非活性生物体吸附能力的关键。从而可以开发出相应的多功能生物吸附剂，应用于实际工业中贵、重金属的回收。
5.2建议
1、由于实验条件和时间限制，没有对1#菌体和2#菌体进行鉴定，建议对其
进行种、属的鉴定。同时如有必要可以对其进行纯化，从而分离出单一的纯种。
2、建议研究和开发采用非破坏性的解吸剂使MoO42-离子从微生物细胞表面解吸下来。
53
武汉理工大学硕士学位论文
3、本文仅采用了1mol/L的NaOH强碱溶液对1#菌体和2#菌体进行预处理来检验其对MoO42-离子的吸附能力，建议尝试其他的预处理方式。
4、建议运用先进的仪器像扫描电镜、X射线能量散射分析仪等观察吸附MoO42-离子后菌体的物相，并从多方位考察吸附后环境因素的变化，从而可以更好了解菌体吸附MoO42-离子的吸附机理。
5、运用分子生物学技术对1#菌体和2#菌体进行基因改良，增强其对目标金属MoO42-离子吸附的容量和选择性，同时使其具有更强的环境适应能力。
54
武汉理工大学硕士学位论文
参考文献
[1] 张文钲.21世纪钼业展望[J].中国钼业，1998，22（1）：2～3
[2] 张文钲，徐秋生.我国钼资源开发现状与发展趋势[J].矿业快报，2006，9（9）：1～4 [3] 刘公召，隋智通.从HDS废催化剂中提取钒和钼的研究[J].矿产综合利用，2002，4（2）：39～41
[4] 陈兴龙，肖连生，徐颉，汪劲松.从废石油催化剂中回收钒和钼的实验研究[J].矿冶工程，2004，24（3）：47～49
[5] 施红.生物吸附法处理废水中的重金属离子的研究.河海大学硕士学位论文，2006，6 [6] 吴涓，李清彪等.重金属生物吸附的研究进展[J].离子交换与吸附，1998，14（2）：180～187
[7] 吴海锁，张鸿，张爱茜，王连生.活性污泥对重金属离子混合物的生物吸附[J].环境化学，2002，21（6）：528～532
[8] 孟令芝.网状聚合物冠醚对重金属离子的吸附特性[J].环境科学与技术，1999，88（1）：10～12
[9] 邓旭，郑杨春，李清彪，卢英华.基因工程技术在重金属废水处理中的应用[J].水处理技术，2005，31（5）：62～65
[10] 邓旭，李清彪，卢英华，孙道华，黄益丽.基因工程菌大肠杆菌JM109富集废水中的镍离子的研究[J].生物工程学报，2003，19（3）：343～348
[11] 邓旭，李清彪，孙道华，黄益丽，王琳.具超强贡富集能力基因工程菌生长情况研究[J].工业微生物，2003，33（3）：11～15
[12] 邓旭，李清彪，孙道华，黄益丽，Wilson David B.利用基因工程菌去除电解废水中的汞离子[J].厦门大学学报（自然科学版），2002，41（3）：330～333
[13] 张秀丽，刘月英.贵、重金属的生物吸附[J].应用与环境生物学报，2002，8（6）：668～671
[14] 刘萍，曾光明，黄瑾辉，牛承岗.生物吸附在含重金属废水处理中的研究进展[J].工业用水与废水，2004，35（5）：1～5
[15] 胡洪波，梁洁，刘月英，傅锦坤.微生物吸附贵金属的研究与应用[J].微生物学通报，2002，29（3）：94～97
[16] 王建龙，韩英健，钱易.微生物吸附金属离子的研究进展[J].微生物学通报，2000，27（6）：449～452
[17] 刘瑞霞，汤鸿宵，劳伟雄.重金属吸附机理及吸附平衡模式研究[J].化学进展，2002，
55
武汉理工大学硕士学位论文
14（2）：81～92
[18] 吴德礼，朱申红.新型吸附剂的发展与应用[J].矿产综合利用，2002，2（1）：36～40 [19] 任洪强，陈坚，伦世仪.重金属生物吸附剂的应用研究现状[J].生物技术，2000，10（1）：33～36
[20] 王亚雄，郭瑾珑，刘瑞霞.微生物吸附剂对重金属的吸附特性[J].环境科学，2001，22（6）：72～75
[21] C·奥尔德里奇 等.用生物吸附浮选法除去废水中的中金属[J].国外金属矿选矿，2001，7：18～22
[22] 刘月英，傅锦坤，陈平，于新生，阳鹏程.巨大芽孢杆菌D01吸附金（Au）的研究[J].微生物学报，2000，40（4）：425～429
[23] 刘月英，傅锦坤，李仁忠，张秀丽，胡志钰.细菌吸附Pd的研究[J].微生物学报，2000，40（5）：535～539
[24] 顾夏声，李献文，竺建荣.水处理微生物学（第三版）.北京：中国建筑工业出版社，1998 [25] 刘刚，李清彪.重金属生物吸附的基础和过程研究[J].水处理技术，2002，28（1）：17～21
[26] Anoop K, Viraraghavan T, Cullimore D. Removal of heavy metals using the funfus Aspergillus niger. Bioresource Technology, 1999,70: 95～104
[27] Kacar Y, Area C, Tan S, Denizli A, Genc Q, Arica M Y. Entrapment of Lentinus sajor-caju into Ca-alginate gel beads for removal of Cd(II) ions from aqueous solution: preparation and biosorption kinetics analysis[J]. Microchemical Journal, 2002, 72:63～76
[28] Bayramoglu, Gulay, Denizli, Adil,Bektas, Sema, Yakup Arica. Entrapment of Lentinus sajor-caju into Ca-alginategel beads for removal of Cd(II) ions from aqueous solution: preparation and biosorption kinetics analysis[J]. Microchemical Journal, 2002,72:63～76
[29] Yasemin K et al. Biosorption of Hg( II)and Cd( II)from aqueous solutions: comparison of biosorptive capacity of alginate and immobilized live and heat inactivated Phanerochaete chrysosporium[J]. Process Biochemishy, 2002, 37: 601～610.
[30] 李军.天热水体中优势游离细菌对低浓度铅和福吸附规律的研究[D].吉林大学，2004，6 [31] U1ku Ketis, Ayla, Filiz B. et al. The removal of Pb(II) by Phanerochaete chrysosporium[J]. Water Research, 2000,34(16):4090～4100
[32] 陈春云，庄源益，刘斐，杨敏.染料在干污泥上的吸附平衡和动力学[J].安全与环境学报，2003，3(3)：46～50
2+
3+
56
武汉理工大学硕士学位论文
[33] C.J.Wiliams, D.Aderhold,et al. Comaprison between biosorbents for the removal of metal ions from aqueous solution[J]. J.Water Research, 1998,31(1):216～224 [34] Nurbas M., Nourbakhsh, Kilicarslan S, et al. Bisorption of Cr,Pb and Cu ions in industrial wastewater on Bacillus sp[J]. Chemical Engineering Joural, 2002, 85: 351～355
[35] Jorge L. Garden, Torresdey, Dennis W. Darnall, et al. Effect of chemical modifiation of algal carboxyl groups on metal ion binding[J]. Environmental Science and Technology, 1990,24(9):1372～1378
[36] Ray H. Crist, Karl Oberholser, et al. Nature of bonding between metallic ions and algal cell wall. Environmental Science and Technology, 1981,15(10):1212～1217 [37] Guibal E. Roulph C. Cloirec P L. Uptake of uranylions by new sorbing polymers discussion of adsorption isotherms and pH effect[J]. Environmental Science and Technology, 1995,29:2496～2504
[38]Aksu Z. Investigation of biosorption of copper (II) by C. vulgaris and Z. ramigera[J]. Environment Technology, 1992,13:579～586
[39] Wang jianlong. Biosorption of copper (II) by chemically modified biomass of Saccharomyces cerevisial[J]. Process Biochemistry, 2002,37(8):847～850
[40] Brady JM, Tobin JM, Enzy. Binsing of hard and soft metal ions to Rhizopus arrhizus biomass[J]. Microbial Technology, 1995,17:791～798
[41] Greene B.,Hosea M., Mcpherson R. et al. Environmental Science and Technology, 1986,20,627
[42] Strandbery G W, Shumate S E, and Parrott J R. Microbial cells as biosorbents for heavy metals: accumulation of uranium by Saccaromyces cerevisiae and Pseundomonas areuginosa[J]. Apply of Environmental Microbiology, 1981,41:237～246
[43] B. Benguella, H. Benaissa. Effects of competing cations on cadmium biosorption by chitin(J]. Physicochemical and Engineering Aspects, 2002, 201:143～150 [44] 黄民生，施华丽，郑乐平.曲霉对水中重金属的吸附去除[J].上海环境科学，2002，21(2)：89～92
[45] 李英敏，杨海波等.小球藻对Pb的吸附及生物吸附机理初探[J].农业环境科学学报，2004，2（4）:696～699
[46] 孟令芝等.纤维素一铝一硅复合物的制备及对重金属离子的吸附[J].环境科学与技术，2000, 89(2):24 ～26
[47] 杨志宽，单崇新，苏帕拉.菠甲基壳聚搪对水中Cd的絮凝处理研究[J].环境科学与技术，2000, 88(1):10～12
2+
2+
6+
2+
2+
57
武汉理工大学硕士学位论文
[48] 叶锦韶，尹华，彭辉，张娜.高效生物吸附剂处理含铬废水[J].中国环境科学，2005, 25(2):245～248
[49] 徐杰明，张平，李文远.固定化技术在重金属废水处理中的应用研究进展[J].环境科学与管理，2005, 30(6):82～85
[50] 王宪，徐鲁荣，陈丽丹，李文权.海藻生物吸附金属离子技术的特点和功能[J].台湾海峡，2003, 22(1):120～124
[51] 郑逢中，洪丽玉，郑文教.红树杆物落叶碎屑对水中重金属吸附的初步研究[J].厦门大学学报（自然科学版），1998, 36(1):137～141
[52] 吴海锁，张鸿，张爱茜，王连生.活性污泥对重金属离子混合物的生物吸附[J].环境科学，2002，21(6):528～532
[53] 刘慧君，龚仁敏，张小平，刘必融.极大螺旋藻（Spilurina maxima）对六种重金属离子的生物吸附作用[J]. 安徽师范大学学报（自然科学版），2004，27(1):68～70 [54] 章明奎，方利平.利用非活体生物质去除废水中重金属的研究[J]. 生态环境，2006，15(5):897～900
[55] 李雨霏.利用剩余污泥吸附铜、镉的研究. 吉林大学硕士学位论文，2004，5
[56] 徐惠娟，廖生斌，龙敏南，许建宾.啤酒酵母生物吸附镉的研究[J]. 工业微生物，2004，34(2):10～14
[57] 刘文娟，徐伟昌，王宝娥.溶液中其他离子对微生物吸附铀的影响[J]. 铀矿冶，2004，23(3):143～146
[58] 胡洪波，刘月英，傅锦坤，薛茹，古萍英.用固定化弗劳地柠檬酸杆菌XP05从溶液中回收铂[J].生物工程学报，2003，19(4):456～461
[59] 文竹青，高伟，何少华.藻类吸附法去除废水中的重金属[J].江苏环境科技，2006，19(2):49～51
58
武汉理工大学硕士学位论文
致 谢
本文是在导师李孟教授的悉心指导和教诲下完成的。从课题的选择、资料的收集、实验过程中的每个步骤和细节以及实验结果的分析等都凝聚着李老师大量的心血。李老师渊博的专业知识、严谨踏实的治学风范、活跃的学术思想和高尚的人格，都将我受益终身。在三年的研究生学习和生活期间我所取得的点滴进步都与李老师给予的精心指导、热情关心和大力帮助分不开，谨在此向导师李老师致以真诚的感谢和崇高的敬意。
在论文实验过程中，得到了资源与环境工程学院刘艳丽老师，理学院生物系谢浩老师、山东铝业公司邓琪工程师的热情帮助和指导，在此向各位老师致以深深的谢意！
感谢吴珍珍、赵斐然、程瑞丰、李庆波、罗忠宝、文曦、肖建良等同学在研究生学习和生活期间给予我的帮助和关怀；
最后要特别感谢我的家人在我数十年的求学生涯中，给予我精神上和物质上无微不至的关怀和支持。
王玉涛
二00八年五月于武汉理工大学西院
59
因篇幅问题不能全部显示，请点此查看更多更全内容