微生物吸附去除重金屬效率與應用研究綜述

李林，艾雯妍，文思穎，蘇奇倩，徐其靜，劉雪,*

1. 西南林業大學環境修復與健康研究院，昆明 650224 2. 西南林業大學生態與環境學院，昆明 650224

重金屬由于具有毒性強、不能降解、易富集、能在食物鏈中傳遞且具有致癌性等特性，對生態環境和人類健康都有潛在威脅[1]。電鍍、制革、防腐和染料等工業生產過程，使大量重金屬廢水排入河流等水體。調查顯示，中國超過80%的江河湖海均存在重金屬污染，局部水體污染嚴重[2]。常見重金屬污染物包括鉛（Pb）、砷（As）、鎘（Cd）、鉻（Cr）、銅（Cu）和鋅（Zn）等，主要來源于采礦、冶煉、化工、農業及生活垃圾等。

重金屬污染廢水治理已引起廣泛關注。傳統處理方法包括電化學法、膜處理法、化學沉淀法、蒸發濃縮法、離子交換法、化學氧化還原法以及活性炭和硅膠吸附法等[3-4]。以上方法能夠在一定程度上取得較好的處理效果，但普遍存在投資高、能耗大、不易實現的問題，且大多數方法只能用于高濃度重金屬廢水，同時易產生二次污染，也很難有針對性地回收某一類重金屬，因此在實際應用上受到了很大的限制。近年來，一種適于處理低濃度（1～100 mg·L-1）重金屬廢水的方法——微生物吸附法因其高效、低成本等優點已引起廣泛關注。微生物吸附，即通過微生物自身或產物的化學成分或結構特性吸附去除介質中重（類）金屬[5]，進而通過固液相分離，從而降低水中金屬離子濃度。微生物吸附成本低、效果好、時間短、可重復使用、特異性強且二次污染風險低，可行性和經濟性較好[6]。目前，國內外在微生物吸附水體重金屬研究中已有較多報道，該技術在成本、運行、操作管理等方面具有較好的優越性，具有較好的開發價值和應用前景[7]。然而，微生物吸附在實際應用中仍具有一定局限性，例如易受外界環境影響、吸附重金屬后的微生物不易分離回收等。因此，本文綜述不同微生物（細菌、真菌和藻類等）吸附重金屬（Pb2+、As3+/As5+、Cd2+、Cr3+/Cr6+、Cu2+和Zn2+等）的效率與機理、吸附影響因素及吸附后重金屬離子的解吸回收，并闡述影響其應用的限制性因素及提高實際應用吸附效率的技術與方法，以期為提高微生物吸附去除重金屬效率及其實際應用提供理論支撐和技術參考。

1 微生物種類（Microbe species）

1949年，Rushhoft[8]利用活性污泥成功去除水中放射性元素钚（239Pu），因微生物的繁殖形成了“具有較大表面積能吸收放射性元素的膠狀基質材料”，所以被認為微生物具有吸附Pu的能力，進而提出了微生物吸附的概念。自此國內外學者開始了不同微生物對不同重金屬的吸附研究。1981年Strandberg等[9]發現釀酒酵母（Saccharomycescerevisiae）和銅綠假單胞菌（Pseudomonasaeruginosa）可吸附鈾（U6+）；1989年Mullen等[10]發現綠膿桿菌（Pseudomonasaerations）對鑭（La3+）具吸附作用。微生物吸附重金屬的研究在20世紀90年代后期得到迅速發展，生物吸附材料不斷被開發且生物吸附機理的理解不斷深入。1991年Gloab等[11]發現鏈霉菌（Streptomyces）對Pb2+的吸附作用；1994年Volesky和Prasetyo[12]發現海藻（seaweed）可吸附Cd2+；1995年Volesky和May-Phillips[13]發現啤酒菌（Saccharomycescerevisiae）可吸附水中的Zn2+、Cu2+等；1999年張建民等[14]發現脫硫弧菌（Desulfovibrio）對Cr6+的吸附作用；2008年Teclu等[15]發現硫酸鹽還原菌（sulfate-reducing bacteria）對水中As3+和As5+均有吸附作用。微生物吸附去除重金屬己成為一個新興的、環境友好且不引入二次污染的技術，目前已發現的可吸附重金屬的微生物眾多，主要由細菌、真菌、藻類和放線菌等組成（表1）。

2 微生物吸附重金屬的機理與效率（Mechanism and efficiency of microbial adsorption of heavy metals）

微生物吸附重金屬是一個復雜過程。同種微生物對不同金屬離子親和力不同，不同種微生物對同一金屬離子的耐受性也不同，導致微生物吸附金屬機理的多樣性和效率的差異性。根據被吸附離子在微生物細胞中的分布差異，分為3種：胞內吸附、胞外吸附和表面吸附[29]（圖1）。其中表面吸附存在于活性和非活性微生物，而胞外和胞內吸附主要存在于活性微生物。在一個吸附體系中，可能同時存在一種或多種機制。胞外吸附指利用微生物分泌的胞外聚合物（extracellular polymeric substances, EPS），例如糖蛋白、脂多糖、多聚糖以及可溶性氨基酸等，通過吸附、沉淀或絡合作用去除重金屬離子[30-32]。潘隆尼亞堿湖桿菌（Pannonibacterphragmitetus）吸附Cr6+時，傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR）和X射線光電子能譜（XPS）分析表明，完整細胞對Cr6+的吸附能力高于不含EPS的細胞[33]。表面吸附指在細胞表面，尤其是細胞壁組分（蛋白質、多糖和脂類等）中的化學官能團（羧基、羥基、磷?；?、酰胺基、硫酸脂基、氨基和巰基等）與金屬離子相互作用后發生的吸附過程。當然，由于構象、空間位阻和其他障礙的存在，官能團并不能保證所有重金屬都能被成功吸附。目前，金屬離子發生表面吸附的主要機制有離子交換、表面絡合、物理吸附（范德華力、靜電作用）、氧化還原或無機微沉淀等[34]。離子交換指微生物表面存在著例如磷?；?、羥基、羧基和氨基等可與重金屬離子結合的官能團，重金屬離子與官能團的交換過程即離子交換過程。表面絡合指重金屬離子可與微生物細胞壁組分中官能團中的氮、硫和氧等提供的孤對電子形成絡合物。靜電吸附是由于微生物細胞的外表面的負電荷與帶正電荷的重金屬離子之間存在范德華力。氧化還原指某些本身具有氧化還原能力的微生物，可通過改變重金屬離子的價態，使之變成低毒性物質。無機微沉淀是指通過化學物理的作用使重金屬離子在微生物細胞壁上或細胞內形成無機沉淀物的過程。除此之外，不同微生物細胞壁的組成成分的差異導致其吸附機理的差異。如Lei等[35]認為細胞壁化學基團的離子交換作用是芽孢桿菌（Bacillussp.）吸附去除水體重金屬（Cu2+、Pb2+等）的主要機制。胞內吸附指當胞外金屬離子濃度高于胞內時，金屬離子可通過自由擴散方式穿過細胞壁和細胞膜進入胞內。進入細胞后，微生物通過區隔化作用將金屬離子分配至代謝活動不活躍的區域（如液泡），或將金屬離子與熱穩定性蛋白結合，將其轉變成為活動性較低的低毒形式[34]。

表1 重金屬生物吸附常用微生物Table 1 Microorganisms commonly used for biosorption of heavy metals

圖1 重金屬微生物吸附機理Fig. 1 Mechanisms of heavy metals by microbial sorption

2.1 細菌吸附重金屬的機理與效率

細菌種類繁多，在土壤和水體中分布廣泛且繁殖快，是最豐富且重要的微生物資源。細菌可通過多種方式吸附重金屬，例如表面吸附、胞內積累及胞外沉淀作用等，從而降低重金屬在土壤或水體中的活性和毒性。如表面絡合已被證實是膠質芽孢桿菌（Bacillusmucilaginosus）吸附Cr6+的主要機制[44]，細胞壁吸附、胞內累積是芽孢桿菌屬（Bacillussp.）吸附As3+[36]，物理吸附是芽孢桿菌（Bacillussp.）吸附Cd2+等離子[70]、離子交換是大腸桿菌（Escherichia）吸附Cd2+的[71]主要機制。細菌表面結構復雜，含有大量可結合金屬離子的位點（羧基、氨基和磷酸基團等），為金屬離子吸附提供多種方式。例如，革蘭氏陽性細菌細胞壁中含有大量肽聚糖（N-乙酰葡萄糖胺、N-乙酰胞壁酸及氨基酸）和磷壁酸（弱酸性物質），失質子后呈電負性，通過靜電吸附重金屬離子[72]。革蘭氏陰性細菌可利用肽聚糖外側的脂多糖（厚度8～10 nm的類脂、核心多糖和特異性多糖）吸附重金屬離子[73]。目前，已發現具備重（類）金屬吸附作用的細菌眾多（表2），其中，研究較多的為芽孢桿菌（Bacillussp.），其對Pb2+、Cd2+和Cr6+等具有較為突出的吸附作用，吸附容量高達164、132和257 mg·g-1。

2.2 真菌吸附重金屬的機理與效率

現存的真菌約有12萬種，包括酵母菌、霉菌和大型真菌等。真菌來源廣泛易得，且適合擴大培養，吸附量大、吸附后金屬離子與菌體易分離[74]，可極大降低重金屬生物吸附劑的生產成本。真菌細胞壁富含帶有負電荷的多糖和幾丁質等，利于吸附重金屬[75]。真菌對重金屬的吸附方式主要有2種，一種是以代謝為目的的主動金屬離子的吸附，即金屬離子通過細胞膜進入細胞內，該過程是活細胞吸附，如白耙齒菌（Irpexlacteus）吸附Cu2+時是胞內富集[55]；另一種是由細胞及其組成成分的化學補償而引起的被動吸附結合，即通過絡合、離子交換、螯合、協同、沉淀、物理吸附的方式將重金屬去除，該過程在活細胞和死細胞中均可發生，例如，酵母菌（Saccharomyces）通過表面吸附過程吸附Cu2+[64]，釀酒酵母（Saccharomycescerevisiae）[71]、球孢白僵菌（Beauveriabassiana）[54]通過離子交換吸附Cd2+。由表2可知，莖點霉屬（Phomasp.）吸附Pb2+時，其最大吸附容量可達61.9 mg·g-1；黃孢原毛平革菌（Phanerochaetechrysosporium）吸附Cd2+時，最大吸附容量為71.4 mg·g-1；啤酒酵母（Saccharomycescerevisiae）吸附Cr3+時，最大吸附量達34.9 mg·g-1。

2.3 藻類吸附重金屬的機理與效率

藻類是一種可再生的天然生物質，全球已知的藻類約4萬種。作為一類光合自養生物，藻類對多種重金屬均表現出良好的吸附能力，具有吸附能力強、去除率高、原料易得和價格低廉等優點。由纖維素、果膠質和多糖等組成的細胞壁帶有一定電荷和粘性，在吸附重金屬過程中發揮重要作用。藻類表面的羥基、羧基、巰基、氨基、羰基、硫基、醛基、磷酸根和硫酸根等多種化學基團，可通過離子交換、絡合及靜電吸附等作用吸附重金屬離子[76]。此外，藻類細胞膜是天然的具有高度選擇性的半透膜，這些特性決定了其對重金屬離子有很好的吸附效果。如Mata等[77]發現墨角藻（Fucusvesiculosus）細胞壁含有巖藻聚糖、藻酸鹽等，通過表面絡合吸附Pb2+、Cu2+和Cd2+。Sheng等[78]發現馬尾藻（Scagassum）、團扇藻（Padina）對Pb2+、Zn2+、Cu2+和Cd2+的較高吸附能力主要由于細胞壁表面羥基、乙醇基和氨基的絡合作用。Romera等[79]對藻類去除重金屬廢水的文獻做了歸納和比較，發現與細菌、真菌等其他生物吸附材料相比，藻類在重金屬吸附去除方面的研究比較少；且綜合比較分析了20種褐藻（Phaeophyceae）、9種紅藻（Rhodophyta）和8種綠藻（Chlorophyceae）對重金屬的吸附能力，發現以褐藻的研究較多，且在所有情況下褐藻的吸附效果最好，其次是綠藻，平均吸附能力較低的是紅藻，這些差異可以歸因于每項工作的實驗條件和相應細胞壁的化學成分等。由表2可知，鈍頂螺旋藻（Spirulinaplatensis）對Cd2+、水華藍藻（cyanobacteria）對Cu2+和魚腥藻（Anabaena）對Zn2+的吸附率分別為95.9%、78.1%和77.3%。

3 微生物吸附影響因素（Factors affecting microbial-sorption）

3.1 微生物種類

吸附過程中，不同微生物對同一金屬離子的吸附能力不同，如泡葉藻（Ascophyllumnodosum）對Zn2+的吸附量是釀酒酵母（Saccharomycescerevisiae）的7.42倍（25.6 mg·g-1vs. 3.45 mg·g-1），龜裂鏈霉菌（Streptomycesrimosus）對Cu2+的吸附量是泡葉藻的1.85倍（9.07 mg·g-1vs. 4.89 mg·g-1），黃孢原毛平革菌（Phanerochaetechrysosporium）對Pb2+的吸附量是棒狀鏈霉菌（Streptomycesclavuioligerus）的近3倍（419 mg·g-1vs. 140 mg·g-1）（表3）。

3.2 微生物狀態

微生物狀態也是吸附過程的一個重要影響因素?；钚晕⑸锟赏ㄟ^代謝提供的能量在胞內進行積累，非活性微生物無胞內積累能力，但其失活狀態可降低重金屬的毒性效應，從而促進吸附。另外，當微生物存在狀態不同（游離態、載體固定態）時，其吸附效果亦不同。一般情況下，將微生物固定化可提高微生物的細胞濃度，使微生物保持著較高的生物活性，從而提高其吸附性能。如馮偉等[25]利用絲瓜絡固定非活性顫藻（Oscillatoria），發現pH=5時，Pb2+初始濃度分別為70 mg·L-1和60 mg·L-1，接觸時間為90 min和60 min時，固定化和游離顫藻的吸附量達到最大，且前者的吸附量增加約20.6%。

3.3 重金屬離子初始濃度

在一定濃度范圍內，隨重金屬離子初始濃度升高，吸附量和吸附效率均升高，當達到一定濃度時吸附量達到頂值，繼續升高濃度，吸附量保持在一個固定值范圍內波動，吸附效率則逐漸下降。鄭愛芳等[55]發現白耙齒菌（Irpexlacteus）吸附Cu2+時，隨初始Cu2+濃度（20～80 mg·L-1）增加，菌株吸附容量不斷增加（3.87～17.2 mg·g-1），而吸附率在初始Cu2+濃度20～40 mg·L-1范圍內增加，在40 mg·L-1時吸附率達到最大（27%），之后開始降低。

3.4 吸附時間

微生物吸附效率隨時長升高。微生物吸附重金屬過程可分為2個階段，快速吸附階段和慢速吸附階段。前者是快速的表面吸附過程，通常在幾十分鐘內即能達到飽和吸附量的70%左右，該過程通常發生在細胞表面，主要是物理吸附。后者為慢速胞內積累過程，這一階段重金屬離子逐漸向細胞內轉移，持續幾小時后達到吸附平衡，與化學吸附或微生物的新陳代謝作用有關[83]。另外，活性菌株對重金屬的吸附作用與其生長速度及周期有關，研究表明，活性菌株在對數生長期內去除率增長最快，在停滯期達到最大。如白耙齒菌（Irpexlacteus）吸附Cu2+時，在前1 h內，隨時間增加其菌株吸附容量增加，之后隨時間延長吸附量略有降低，最終吸附達到飽和，趨于穩定[55]。

表2 細菌、真菌和藻類對重金屬離子的吸附效率及機理Table 2 Heavy metals biosorption efficiency and mechanism for bacteria, fungi and algae

續表2

續表2

表3 不同微生物對重金屬的吸附能力對比Table 3 Comparison of biosorption capacity of heavy metals by different microbes

3.5 共存離子

3.6 環境因素

（1）pH。通常認為pH是影響微生物吸附最顯著的因素。pH對金屬離子的化學特性、細胞壁表面官能團的活性和金屬離子間的競爭等均有影響。它直接影響有機或無機配體的絡合、氨離子的水解、氧化還原反應和沉淀反應等。當環境pH較低時，溶液中H3O+濃度升高，微生物表面可被H3O+占據，由于靜電斥力導致金屬離子難以與微生物表面的吸附位點結合。隨pH升高，細胞表面暴露出相對較多的羧基、磷酸基和氨基等電負性基團，可與正電性金屬離子結合[85]，吸附效率逐步增強。而隨pH的繼續升高，溶液中金屬離子與水電離出的OH-結合形成氫氧化物[86]，從而導致微生物吸附量降低。當pH超過金屬離子沉淀反應的上限數值時，重金屬水解形成不溶性/難溶性沉淀，導致其生物吸附效率降低。研究表明，不同微生物在同一pH條件下對重金屬的吸附效率存在差異，但具有相似規律，即吸附曲線表現為：隨pH升高，吸附量呈先增加后降低的趨勢[6]（圖2）。徐韶足等[47]通過研究拉烏爾菌（Raoultellasp.）對Cd2+的吸附，發現隨著pH增加，菌株對Cd2+的吸附量逐漸增加，在pH=6.0時吸附量達到最大（61.6 mg·g-1），之后隨著pH繼續增加，吸附量下降。鄭愛芳等[55]亦發現白耙齒菌（Irpexlacteus）吸附Cu2+時，隨pH升高其吸附容量增加，在達到最大吸附容量（pH 4.0，5.2 mg·g-1）后開始下降。

圖2 pH對微生物吸附重金屬的影響[6]Fig. 2 The effect of pH on microbial-sorption of heavy metals[6]

（2）溫度。溫度可影響溶液的物理化學性質和微生物的生理代謝活動，當溫度過高時，可使菌體代謝減緩以及代謝產物失活；當溫度過低時，可抑制代謝產物的活性，同時代謝減慢[83]，進而影響其對重金屬離子的吸附作用。在適宜溫度范圍（20～35 ℃）內，微生物代謝活動隨溫度升高而增強，吸附能力隨之提高。如余甜甜等[54]的研究表明，在10～40 ℃范圍內，球孢白僵菌（Beauveriabassiana）吸附Cd2+吸附率呈現先上升后下降的趨勢，25 ℃時吸附率達最大值60.1%。然而，鑒于增溫會導致吸附成本增加，所以一般不建議采用高溫操作?？捎脕砦浇饘匐x子的微生物主要為中溫性微生物。也有研究表明，當溫度在適合細菌繁殖的范圍內時，溫度對吸附過程無明顯影響。如余晨興等[49]發現球衣菌（Sphaerotilusnatans）對Pb2+的吸附不依賴溫度，在適宜條件下，其吸附率可達95.5%，吸附量為239 mg·g-1。

4 吸附后重金屬離子的解吸（Desorption of heavy metals after biosorption）

微生物吸附重金屬后，需將吸附的重金屬進行解吸，避免二次污染的同時可實現貴重金屬回收。解吸方法較多，化學試劑洗滌是常用方法之一。常用解吸劑有鹽酸、硫酸、硝酸、乙酸、EDTA、硫脲和碳酸鹽等。不同解吸劑對不同重金屬的解吸效率存在差異（表4），如硝酸對Pb2+的解吸率比Na2EDTA對Pb2+的解吸率更高（95% vs. 90%），而Na2EDTA對Ni2+的解吸率僅為21.1%、硝酸鈉對Hg2+的解吸率僅為3.65%；鹽酸對Mn2+的解吸率為92%，而草酸對Cu2+的解吸率為42.2%。因此在實際應用過程中需根據不同的吸附體系選擇解吸速度快和效率高的解吸劑。

5 微生物吸附材料改性及固定化（Modification and immobilization of microbial adsorbents）

5.1 微生物吸附材料的改性

一般來說，未經處理的微生物其吸附能力很低?？赏ㄟ^增加吸附劑表面的官能團數量和增加吸附位點來提高吸附能力，包括物理、化學或生物方法（圖3）。常用物理方法包括加熱、干燥、凍融和粉碎等；化學方法包括利用試劑（如酸、堿、有機溶劑和無機鹽等）對微生物進行處理；生物方法包括培養液優化、基因工程等（表5）[31]。

表4 微生物吸附重金屬后的解吸（解吸劑種類與濃度、反應條件與解吸率）Table 4 Desorption of heavy metals after biosorption （desorption agents and concentration, reaction condition and desorption efficiency）

圖3 微生物材料改性方法Fig. 3 Methods for microbial adsorbents modification

表5 微生物吸附劑改性方法[31]Table 5 Modification method of microbial adsorbents[31]

將微生物使用物理方法（如高溫、高壓、射線照射和冷凍等）滅活后，得到的微生物材料仍可對重金屬進行吸附，滅活后的微生物可降低環境因素對其吸附效果的影響，甚至部分滅活后的微生物的吸附效果優于活體微生物，原因可能是高溫（或高壓、冷凍等）會破壞微生物的細胞結構，細胞內與金屬結合的物質暴露出來，從而金屬結合位點增加[94]。例如，Velásquez和Dussan[95]研究球形芽孢桿菌（Bacillussphaericus）對Cr6+的吸附時，發現死菌株較活菌株其吸附率提高19.5%（44.5% vs. 25.0%）。Mohapatra等[96]用廈門芽孢桿菌（Bacillusxiamenensis）作為吸附劑去除水溶液中Pb2+，結果發現活性菌株與高壓滅活菌株對Pb2+的吸附量分別為207.4 mg·g-1和216.8 mg·g-1，表明滅活使菌株的吸附量略有提高。死細胞吸附主要是通過具有配位能力的基團，如巰基、羧基和羥基等與金屬離子形成離子鍵或共價鍵結合重金屬離子[97]。利用物理方法改性微生物材料，方法簡單且成本低，但其效果通常不及化學改性。

化學改性指利用各種試劑（酸、堿、有機溶劑、無機鹽等有機物或無機物）處理微生物，增加或提高微生物表面的重金屬結合位點暴露率，從而增強微生物吸附效率的方法，主要包括預處理、增加結合位點和結合位點修飾3種方式。在各種方法中，化學預處理（洗法）因其簡單、高效而受到青睞。在許多情況下，洗法可以提高微生物對金屬陽離子的吸附能力，然而，一些化學物質可導致微生物質量損失（結構損傷），較多研究根據改性生物吸附劑對目標金屬離子的去除率對改性方法的效率進行評估，未考慮微生物生物量[31]。如Mungasavalli等[98]利用十六烷基三甲基溴化銨對黑曲霉（Aspergillusniger）進行預處理后，發現經過處理后的菌體對Cr6+的吸附率由30%提升至63%。戊二醛交聯胱氨酸處理釀酒酵母（Saccharomycescerevisiae）后，其對Pb2+和Cd2+的吸附容量分別由19 mg·g-1和3.9 mg·g-1提高到45.9 mg·g-1和11.6 mg·g-1[99]。氯化銨改性的拉烏爾菌（Raoultellasp.）對Cd2+的吸附容量較原始菌株增加了47.3%（66.4 mg·g-1vs. 45 mg·g-1）[47]。

生長條件影響微生物細胞表面性質，從而影響生物吸附量[100]。因此，可在微生物生長過程中對生物體進行改性。生物改性通過改善微生物培養條件（如制備絮凝型微生物等）、基因工程菌（如細胞表面展示各種蛋白質等）等提高微生物的吸附能力。但在實際應用中這些方法在存在操作復雜、成本高等缺點，因此運用較少。

綜上所述，由于微生物表面具有大量官能團，可通過不同方法引入更多的具有金屬離子結合能力的官能團，從而提高其對重金屬的吸附效率。但值得注意的是，各種改性方法均增加吸附劑的生產成本[31]，且具有潛在生態環境風險，例如過程中使用有毒化學藥劑、有害微生物等，其中基因工程菌爭議較大[101]；部分改性過程較為復雜；部分化學藥劑可能會破壞生物本身結構，降低生物質量，導致生物吸附量降低[102]。因此，尋求經濟、環境友好及操作簡單的改性方法是微生物改性需關注的問題。

5.2 微生物固定化

微生物固定化技術指采用物理或化學的方法將微生物通過吸附、共價結合、截留及包埋等方式固定在特定材料中，再將整體加入到反應體系的技術[103-104]。相較于常規的微生物技術，該技術具有成本低、效果好、可重復利用、利于固液分離等優點，在實際應用中更有優勢[105]。自20世紀60年代被提出以后，微生物固定化技術發展迅速，廣泛應用于環保[106]、醫藥[107]和食品[108]等領域。該技術大致可分為3類：吸附法、包埋法和交聯法，但由于交聯法所用交聯劑較為昂貴且降解效率偏低，因此常用的微生物固定化方法以包埋法和吸附法為主。微生物固定化載體的選擇是該技術極為重要的一個方面，載體的作用是為微生物提供一個適宜生存的微環境，合適的載體不僅要能使微生物穩定地固定在載體上，還要具有一定的滲透性，使重金屬離子容易通過載體間隙滲入微生物表面[94]。目前，傳統的微生物固定化載體材料（無機載體材料、有機載體材料等）已被大量研究與應用，但單一有機、無機材料具有一定的局限性，不能滿足實際處理過程中復雜的環境條件，因此近年來復合載體材料開始成為一種熱點。同時，制備各種新型載體材料如改性載體材料、磁性材料、大孔聚合物載體材料等已成為當前研究熱點，部分載體材料固定/負載微生物對重金屬的吸附去除效果如表6所示。

6 實際應用中的常見問題與展望（Problems and prospects during practical application）

微生物吸附是由學科交叉而產生的一種新技術，因其成本和技術難度較低、環境友好，故具有較好的應用前景。但由于實驗室研究的適用性是有限的，很少有報道評估其在工業規模的可行性。要使微生物吸附從實驗室轉移到現場，成本較高，其實際應用仍存在局限性。

表6 固定化微生物對金屬離子的吸附率Table 6 Biosorption efficiency of heavy metals by immobilized microbes

因為重金屬對一般的微生物都有很大的毒害作用，最主要的問題就是微生物菌種的選擇。同時，由于不同的環境條件（如溫度、pH、水中其他物質和成份）等因素都會對微生物的生長繁殖、生物活性等產生影響，進而影響吸附效果，一旦環境條件改變，微生物吸附過程極易受到限制。因此篩選和尋找出耐重金屬且重金屬富集能力強的微生物是重中之重。近年來，部分學者采取基因工程手段定向改變微生物的基因特性，將對某些重金屬有較強吸附力的絡合蛋白（肽）在微生物細胞表面或體內表達，以此來提高微生物對重金屬離子的吸附效應[116]。趙清等[117]通過DNA技術中的體外重組方法，將一種抗As基因片段，接入一種喜溫硫桿菌（Thiobacilluscaldus）體內，成功繁殖出一種抗As冶金工程菌，這種細菌可以處理高As廢水。另外，使用化學方法將生物吸附劑與納米顆粒結合，可形成納米生物吸附劑[118]。2種母材（納米粒子和生物吸附劑材料）結合在一起，形成了一種具有多重增強性能的新型材料。目前，該技術用于其他材料較多，運用于微生物較少。如Arshadi等[119]報道了用水生植物滿江紅（Azollafiliculoides）修飾制備納米零價鐵，用于去除水中的Pb2+和Hg2+。Nguyen Thanh等[120]報道了珠光體納米復合材料與鐵和錳納米材料相比，在去除As（Ⅴ）方面性能有所提高。納米-微生物復合材料的應用是去除水中重金屬的一種新的有效途徑。

為確保微生物吸附劑使用安全，需對吸附劑的生物安全性進行分析和測試，一般包括急性毒性實驗、生殖毒性實驗和致畸敏感期毒性實驗[121]。微生物吸附劑生物安全性分析中，由于微生物吸附劑多用來處理污染水體，對水生生態環境影響明顯，故常用魚類急性毒性測試進行評估。同時魚類對水環境的變化反應較為靈敏，當水體中存在一定濃度的外源物質時，可引起一系列生理生化反應，包括行為異常、生理功能紊亂、組織細胞病變甚至死亡。因此，可在一定條件下，通過將魚類暴露于特定種類、濃度的微生物吸附劑，在一定周期內觀測實驗魚類的反應現象及死亡率，以短期暴露效應評估受試菌的安全性。

另外，微生物比表面積較小、其表面活性位點常被有機質掩蓋[96]；浮游微生物通常顆粒較小、機械強度差，運行時吸附劑易流失，在固液分離時可能產生菌體膨脹等問題[99]；菌種選育比較耗時；微生物在水溶液中不易進行分離與回收[122]。微生物吸附劑對重金屬的特異性選擇也是微生物吸附存在的一個問題，較難找到一種對多種重金屬離子均耐受的微生物。且吸附容量和選擇性不夠高，難以應用于實際的水處理工程。此外，由于微生物吸附劑官能團的多樣性及功能差異行，穩定程度及吸附效果的不可預見性也是限制其應用一個因素。因此，阻礙了微生物吸附法的發展和推廣應用。在后續研究中，可重點關注以下幾方面：（1）利用分子生物學、基因工程學等篩選高效耐重金屬微生物及構建基因工程菌；（2）開發新型高效固定化生物反應器，降低環境對微生物的干擾和影響；（3）設計高比表面積的微生物吸附劑，如微生物復合材料的制備；（4）吸附后貴重金屬的選擇性高效回收。