第六章 农药及其它危险性化合物的微生物降解

第一节 微生物降解理论基础一、概述

人工合成的化学物质越来越多 “CAB” 登记的化学物质已经达到 600 多万种 每周以 6000 种的速度增加； 多数对生物具有毒害作用。

由于这些化学物质对人有致畸、致突变和致癌作用，故称为危险性化合物（ hazardous chemicals ）。

理论上，微生物具有降解自然界产生的有机化合物的代谢机制，但是由于：

新合成的化合物结构新颖；微生物对这些化合物无降解机制 因此，新的化合物往往对微生物的降解

表现出抗逆性。

环境微生物学工作者的任务 从特定环境中分离纯化得到某些具有特定

降解能力的微生物纯培养； 驯化出降解某些污染物的微生物菌株，使

其降解能力更强大； 通过基因工程手段来改造微生物以使其具

有特定的降解能力。

通常，任何有毒物质在混合培养条件下的通常，任何有毒物质在混合培养条件下的速率均快于单个菌群的降解速率速率均快于单个菌群的降解速率

为什么要研究单个的、纯化了的微生物为什么要研究单个的、纯化了的微生物菌株，并研究其特点？菌株，并研究其特点？

1.1. 微生物本身的特性必须清楚：生理生化、微生物本身的特性必须清楚：生理生化、遗传、降解能力；遗传、降解能力；

2.2. 降解机制、代谢过程。降解机制、代谢过程。

二、微生物群落的生物降解功能二、微生物群落的生物降解功能

1. 提供特殊营养物质 主要是生长因子类物质： Stirling 等人（ 1976 ）从环己烷上富集分离得到的微生物群落：

假单孢菌属 (Pseudomonas)

诺卡氏菌属 (Nocadia sp.)

产生出生长素

Nocadia sp. 才具备降解环己烷的能力

用甲烷生产单细胞蛋白

CH3CH2OH

2.去除生长抑制物质

抑制 CH4

SCP

假单孢菌

生丝微菌CH3CH2OH

该群落中的其他菌为：黄杆菌、不动小杆菌

3. 改善单个微生物的基本生长参数微生物之间构成了类似食物链的关系 如降解黑苔酚的 3 种细菌之间的情况

黑苔酚

假单孢菌

中间代谢产物

扩展短杆菌、短小杆菌

其他代谢物

4. 对底物的协调利用

单个微生物对某种物质无降解能力，但混合后则能够降解该物质。

除草剂茅草枯的降解

混合菌株的降解率比单个菌株的降解率高 20% 。

Arthrobacter sp.

杀虫剂二嗪哝的降解

二嗪哝

Streptomyces sp.

Arthrobacter sp. Streptomyces sp.

被降解

5. 共代谢（ co-metabolism)

共代谢是指生长底物和非生长底物共酶的现象。生长底物是能被微生物用作为唯一碳源的物质。

共酶现象是指一些污染物（非生长底物）不能作为微生物生长的唯一碳源，而只能在生长底物被利用时，通过微生物产生的酶，将该污染物转化为不完全的氧化物。

6. 电子转移

两种紧密结合的产甲烷菌群落（ methanobacillus omelianski ）：

CH3CH2OH CH3COOH + H2

产氢产乙酸菌产氢产乙酸菌

CO2 + H2 CH4

产 甲 烷 产 甲 烷 菌菌

7. 提供一种以上初级底物利用者

有一种以上初始利用者存在，每个初始利用者都能完全代谢底物。

一类降解除草剂 Fermon(N,N- 二甲基 -N- 苯基脲 ) 的微生物群落，包括 3 种 Corynforms 菌、1 种假单孢菌和一种产碱菌 (Alicaligenes sp.) ，它们均能够单独降解 Fermon 。混合培养菌株的降解能力大大高于单个菌株的纯培养。

第二节 农药污染与微生物的作用

第二次世界大战后，化学农药得到迅速发展，至 1981 年，全世界的农药制剂已达10000 种以上，归属于 600 多种化合物。

统计显示，我国农药的使用量已达 50~60万 t/a 。

作用巨大，风险犹存。

一、农药的使用及对土壤的污染一、农药的使用及对土壤的污染

二、农药在土壤中的持留性二、农药在土壤中的持留性

持留时间长，控制病虫害和杂草的效果则愈好；但对土壤和环境的污染也越严重。

选择防治效果佳、持留时间短的农药，既可以有效防治病虫害，又不致污染环境。

化学农药在土壤中的持留性化学农药在土壤中的持留性

1. 取决于农药的化学特性：容易分解的农药，在土壤中的持留时间短；性质稳定的则持留时间长。

2. 农药持留性通常用农药的半衰期表示，也可以用消失 75%~100% 的时间表示。

表 3-11部分

有机氯杀虫剂持留的时间长，有机磷杀虫剂持留的时间短。

氯代烃类杀虫剂多稳定地长期残留于土壤中，如 DDT ，六六六、七氯、毒杀芬等和某些除草剂，如西玛津。

氯代烃类农药的半衰期一般为 2~5 年，是危害环境的主要类型之一，我国已经停止生产。

有机磷杀虫剂虽有剧毒却很易降解，不会造成残毒的危害。

农药的持留性与其化学结构密切相关农药的持留性与其化学结构密切相关

一般来说，具有易失去电子的取代基

( 如 -OH 、 -COOH ， -NH2) 的芳香族

化合物要比具有易获得电子的取代基

( 如 -NO2 、 -SO3H 、卤代基 ) 的芳香族

化合物更易于氧化代谢。

根据物质结构，各种有机化合物的降解性能可以排成如下顺序：脂肪酸 >

有机磷酸盐 > 长链苯氧基脂肪酸 >短链苯氧基脂肪酸 > 单基取代苯氧基脂肪酸 >三基取代苯氧基脂肪酸 >硝基苯 >氯代烃类。

三、农药对土壤微生物的影响

与农药本身的特性有关；受土壤—气候条件，农作物种类，土壤耕

作，施肥技术、采样的方法和时间，微生物分析和化学分析等因子的影响 。

表 3-12 部分

Wainringht认为，各种除草剂，如苯氧羧酸类 (2,4-D ， 2 甲 4氯 ) ，氯代醋酸衍生物 (三氯醋酸钠 ) ，取代脲类 (敌草隆，灭草隆、利谷隆、草不隆、莠谷隆 ) ，三莠氯苯类 (西玛津，阿特拉津、扑灭净、扑草净 ) 等的常规用量对腐生真菌、细菌和放线菌的数量和种类组成都没有明显的影响，但取代脲类和三氮苯类能抑制藻类的发育。

酚类除草剂 (五氯酚钠、二硝基磷甲酚 )

对土壤真菌、硝化细菌和好氧纤维分解菌有抑制作用，对其它腐生细菌没有明显影响。稻田施用五氯酚钠后，常刺激作物产量的增加，这可能与它对硝化作用的抑制、减少氨态氮的转化，从而延长肥效有关。

安全系数 (SC) ：能使某类微生物数量下降 50％的化学农药的浓度 (LC50)

和实际使用浓度（ mg/kg 土）之比。系数愈大愈安全，系数愈小愈易造成

药害。系数小于 1 时，对各类土壤微生物都有抑制作用。

农药安全系数 (SC)

生物学过程或微生物

草甘膦 乐果 地亚农 莠去津 灭草隆 福美双 威百亩

土壤呼吸硝化作用氨化作用纤维素分解腐生细菌腐生真菌腐生放线菌微小藻类根瘤菌

>100

>100

>100

>100

>100

>100

>100

>100

-

>100

<1

-

-

>100

>100

>100

>100

-

>100

>100

>100

>100

22

3

15

100

-

>100

>100

>100

>100

>100

>100

>100

<1

>100

>100

12

>100

>100

>100

>100

>100

0.3

3.0

>100

>100

30

19

10

3

4

-

1

<1

0.0l

-

0.1

0.2

0.01

0.1

0.1

0.01

表 3-13 通过土壤微生物估计化学农药毒性的安全系数 (SC)

四、微生物转化农药的生化反应

1 、脱卤作用 某些脂肪酸生物降解的起始反应，若干氯

代烃类杀虫剂的降解也有此作用。 2 、脱烃作用 发生在某些有烃基连接在氮、氧或硫原子

上的农药 ( 如三氯苯类和甲胺类 ) 。烃基连接在碳原子上的农药则不易被微生物转化。

3 、酰胺及酯的水解 许多农药是无机酸类的脂，如磷酸酯类杀虫剂 ( 对硫磷，马拉硫磷 ) ，或是酰胺类，如苯胺类除草剂。这些化合物中的酰胺和酯键可被某些微生物水解。

4 、氧化作用 微生物通过氧化酶的作用，使分子氧进入有机分子或进入带有芳香环的有机分子。这样可以插入一个羟基形成一种环氧化物。

5 、还原作用

-NO2 -NH2

对硫磷 氨基对硫磷M还原

醌类 酚类

M还原

M还原生成硫醇

6 、环裂解

芳香环在微生物产生的双加氧酶的作用下，使环裂开。

微生物作用使苯环裂解

邻苯二酚

粘康酸

酮己二酸

琥珀酸、乙酸

CO2 、 H2O

7 、缩合或共轭形成

包括将有毒分子或其一部分与另一有机化合物相结合，从而使农药或其衍生物失去活性。

1 、去毒作用 经微生物作用后变有毒为无毒。通常与矿化作用联系，但有的化合物即使没有矿化，只是部分降解，甚至仅经共代谢作用除去个别基团，也可变有毒为无毒。

五、微生物转化农药的方式 五、微生物转化农药的方式

2．活化作用 经微生物作用后变无毒为有毒或使有毒

物质毒性加剧。有些化合物无毒，但在降解过程中形成的中间产物有毒，而且有的中间产物能持续一定时间，从而对生态环境带来影响。

2,4-DB(2,4- 二氯苯氧丁酸 ) ( 无毒 )

2,4 - D （一种除草剂）

微生物

3 、结合

通过复合或加成作用，使微生物的代谢

产物与农药结合，形成更复杂的物质，如

氨基酸、有机酸、甲基或其它基团加在作

用底物上。通常是去毒作用，但有例外。

4、改变毒性谱 一类具有生态意义的转化作用，它能将对

某一类生物有毒的物质转化成影响另一类生物的产物。

五氯苯醇真菌病害

水稻

无害，被吸附

防治

水稻残茬共代谢作用

五氯苯醇被转化为三氯或四氯化苯酸

抑制 水稻后作植物

翻耕

无防治作用

5 、消效作用 一种酶促去毒作用

2,4 一二氯苯氧乙酸

2,4- 二氯苯酚2,4- 二氯苯氧丁酸

MMMM

(植物毒素 )

( 对植物无毒 )

六、 几种农药的微生物转化

1 、 DDT [2,2- 双 ( 对氯苯基 ) -1,1,1- 三氯乙烷 ]

在土壤中，导致农药降解的主导因子是细菌、真菌和放线菌的代谢作用

Cl CH Cl

Cl3C

CCl3CHR2

CCl3CHR2CCl3CHR2 CNCHR2

CCl2CHR2 CCl3CR2

Dicofol DDTDDT DDN

DDDDDD DDEDDE

CHCl2CR2CH2ClCHR2

DDMUDDMUDDMSDDMSCH3CR2CH3CHR2

DDNUDDNUDDNSDDNSCH2OHCHR2COOHCHR2

DDADDA DDOHDDOH

CH2R2 CHOHR2 DBNDBNDDMDDM

CH2R COOHCR O R COOH

PCPAPCPAPCBAPCBADBPDBP

Cl CH COH

OCl C

OH

O

Cl CH Cl

Cl3C

降解 DDT 的微生物类群

据 Brown 的资料，厌氧条件下，有 10 属 23种细菌能对 DDT 发生不同程度的脱氯作用。

14 个脱氯作用最活跃的细菌：假单孢菌 6 个种，黄单孢菌、欧文氏菌各 4 个种；

其它细菌：芽孢杆菌 3 个种，无色杆菌、产气气杆菌 (Aerobacteraerogenes) 、根癌土壤杆菌 (A

grobacterinm tumefaciens) 、巴斯德梭菌 (Clostridium past

erianum) 和密西根棒杆菌 (Corynebacterium michiganens

e) 各 1 个种。

放线菌 厌氧条件下，链霉菌 (Streptomyces) 和诺卡氏

菌 (Norcardia)两个属中都有能降解 DDT 为 D

DD 的种存在。 真菌

绿色木霉DDT DDD + ( DDE)

尖孢镰刀菌DDT DDD 或 DDE

2 、林丹 (Lindane) ( 高丙体六六六 )

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

B. cereus

E. coliClo. sporogenes

+具有降解能力的微生物：腊样芽孢杆菌生孢梭菌 (Clostridium sporogenes) 和大肠杆菌 (E. co

li)

恶臭假单孢 (P. putida)菌的分解活性最强。

3 、对硫磷 (Parathion)

o,o- 二乙基 -o-( 对硝基苯 )硫代磷酸酯

NO2OP

S

C2H5O

C2H5O

NH2OP

S

C2H5O

C2H5O

OHP

S

C2H5O

C2H5O

NH2HONO2HO

对硫磷 氨基对硫磷

o,o-二乙基硫代磷酸

P-硝基苯 P-硝基酚

易分解，持留期短，在土壤中的半衰期仅数日。

起作用的微生物： 黄杆菌 (Flavobacterium sp. )

球拟酵母 (Torulopsis sp. )

硫杆菌 (Thiobacillus sp. )

木霉 (Trichloderma sp. )

4 、 2,4-D (2,4- 二氯苯氧乙酸 )

参与降解苯氧乙酸类除草剂的已知微生物

节杆菌属 (Arthrobacter)生孢食纤维菌属 (Spotooy

tophaga)诺卡菌属 (Norcardia)链霉菌属 (Streptomyces)曲霉菌属 (Aspergillus)

假单孢菌属 (Pseudomomas)

枝动菌属 (Mycoplana)

无色杆菌属 (Achromobacter)

黄杆菌属 (Flavobacterium)

棒杆菌属 (Corynebaeterium)

微生物对苯氧乙酸的代谢速率和程度各不相同，除黑曲霉 (Aspergillus niger)

只能把羟基引入芳香环外，其余的各个种都能完全地或近乎完全地降解苯乙酸，使其失去芳香环的结构，并使分子上的氯释放出来。

5 、五氯苯酚（ PCP ）

防腐剂、除草剂、杀虫剂和杀菌消毒剂性质稳定，有剧毒优先控制污染物

五氯苯酚（ PCP ）的微生物降解

第三节 有毒元素的污染与微生物作用

被污染的土壤和水体的有毒元素主要来自工业废水，废渣和垃圾。冶炼和采矿工业是向环境中释放有毒元素的主要污染源。

对人、畜毒害最大的污染元素有汞，镉，铅三种金属和砷，硒两种非金属，具中等毒性的有铬，镍，钼、锌等金属元素。

污染的重要特征是能转化成各种不同形态，并通过分散和富集作用而迁移。

一、有毒元素对生物致毒作用的特点：

1．很低的浓度即可产生毒性效用 一般的有毒元素产生毒性的浓度范围在 1~l0 mg/ml 之间，毒性较强的金属，如汞、镉，产生毒性的浓度范围在 0.01~0.001mg/ml 以下。

2．通过食物链的生物扩增作用 有毒元素可以在较高级的营养水平的生物体内成千上万倍地富集，然后通过食物进入人体，在人体某些器官中积累，造成慢性中毒。

3．某些有毒元素通过微生物的转化作用可转化为毒性更强的化合物。

二、汞的污染和微生物转化

在土壤和水体等自然环境中，汞的浓度很低，一般不超过 1ppm ，但由于它在工业中被广泛利用，煤炭，石油等燃料中也含有一定量的汞，同时，它也是某些农药的成份。随着工业废水的排放，农药的应用和煤炭，石油的燃烧，汞被不断地引入自然环境。通过生物对它的富集作用和它的高毒性可以造成严重的危害。

在自然界，汞以三种状态存在： Hg0 、 Hg+ 、 Hg2+ 。 Hg+ 常成二聚体： Hg+-Hg+ ，但其可进行如下的化学歧化作用：

Hg+-Hg+ Hg2+ + Hg0

主要的汞矿是硫化物， HgS俗称朱砂；溶解性极低，在厌氧环境中一般无变化，

通气条件下 HgS 发生氧化作用，这可能是由于硫杆菌属的细菌作用，形成了 Hg2+ 。

可溶性 Hg2+ 是很毒的，但很多细菌能行解毒作用，使其转化成元素汞： Hg0 。

Hg2+ + NADPH + H+ Hg0 + 2H+ + NADP+

有些细菌能将 Hg2+转化成甲基汞和二甲基汞，实验室内，芽孢杆菌属，梭菌属，分枝杆菌属和假单孢杆菌属的细菌，以及曲霉属、脉孢霉属 (Neurospora) 的真菌和酵母菌都能引起甲基化作用。

甲基化与辅酶—维生素 B12 的作用分不开，其转化过程如下：

Hg0+CH3-B12 CH3-Hg+

CH3-Hg+ + CH3-Br CH3-Hg-CH3

( 二甲基汞 )

( 甲基汞 )

甲基汞和二甲基汞都是亲脂性的，生物摄取后，多富集于细胞的脂类物质中。甲基汞的毒性比汞 Hg+或 Hg2+ 大 100倍，神经毒素，在水体中较多地富集于鱼类和贝类中，人食用了含汞的鱼、贝以后，可引起脑细胞的破坏而死亡。

这两种类型的甲基汞是否稳定决定于它们的形成速率和排除速率，因为，有些微生物能还原甲基汞成 Hg0 和甲烷。

二甲基汞可挥发逸入大气，形成速率低于甲基汞。

CH3-Hg-CH3

Hg0

CH3-Hg-CH3

CH3-Hg+

Hg0 + CH4CH3- Hg+

Hg2+ + Hg0Hg+ + Hg+

HgS

化学反应

细菌细菌

细菌

CH4

鱼

细菌细菌

沉积物

水

大气

汞循环的可能途径

利用细菌消除汞污染

从 G+ 和 G- 细菌中分离出的许多质粒上都发现有抗重金属的基因。某些抗药性质粒同时 也具有抗汞和抗砷的基因。从金黄色葡萄球菌 (Staphylococcus aure

us) 中分离出的一种大质粒上发现有抗汞、镉，砷等元素的抗性编码。

日本用汞细菌吸收并将含汞废水中的甲基汞、乙基汞、硝酸汞、乙酸汞和硫酸汞等水溶性化合物成元素汞，然后收集菌体，用活性炭吸收菌体内蒸发的一部分元素汞，另一部分沉淀在反应器的底部的汞可以回收。金属汞的回收率可达 80％以上。

利用细菌消除汞污染Chakrabarty把抗汞质粒转移到恶臭假单孢菌中，在含 50~70g/ml HgCl2 的培养液中，该菌仍能生长，并将离子汞转化成 Hg0 。

三、砷的污染和微生物转化

砷是非金属元素，在自然界主要以氧化物( 如白砷石 As2O3 ， ) 和硫化物 ( 如雄黄 As4S

4 ，雌黄 As2S3) 存在。 砒霜，即三氧化二砷 三氧化二砷为白色晶体，微溶于水。溶于水

后生成亚砷酸 (H3AsO3)亚砷酸离子 (3+) 比砷酸 (H3AsO4) 离子 (5+) 更毒。

具挥发性的三甲基砷也对人体有毒害作用。

1 、砷的污染

砷能使人与动物的中枢神经系统中毒，使推动细胞代谢作用的酶系失去作用，还发现它具有致癌作用。

污染环境的砷化合物的来源是多方面的： 农药和染料：亚砷酸盐和有机砷化物被用

作原料， 一些含磷酸盐的洗涤剂中也含有少量砷

2 、微生物对砷的作用

甲基化： 如土生假丝酵母 (Candidahumicola) 、粉红粘帚霉 (Gliocladium roseum) 和青霉能使单甲基砷酸盐和二甲基砷酸盐形成三甲基砷。有些甲烷细菌能利用砷酸盐生成甲基砷。许多微生物能将污水和污泥中的砷转化成三甲基砷。

氧化为砷酸盐： 如无色杆菌、假单孢菌、黄杆菌、节杆菌

和产碱杆菌能将亚砷酸盐氧化为砷酸盐；还原成亚砷酸盐： 甲烷细菌，脱硫弧菌，某些微球菌在厌氧

条件下又能将砷酸盐还原成毒性更强的亚砷酸盐。

CH3-As-CH3

CH3

HO-As-CH3

CH3

O

H-As-CH3

CH3

HO-As-CH3

CH3

O

HO-As-OH

CH3

O

As-OH

OH

OH

HO-As-OH

OH

O

细菌 细菌 细菌

砷酸 亚砷酸 甲基砷酸 二甲基砷酸

三甲基砷 二甲基砷

O2 O2

细菌

空气

水

土壤沉积物

砷的微生物转化

第四节 生物吸附剂与重金属去除

一、概 述 生物吸附：即微生物菌体对重金属的吸附

作用。细胞的不同部位对重金属离子的吸附机理

包括络合、螯合、离子交换、转化、吸收和无机微沉淀等。

金属阳离子可被细胞表面的负电荷位点所吸附。

许多阴离子参与结合金属离子，如膜蛋白上的磷酸基、羧基、巯基和羟基等。

微生物对重金属的吸附作用取决于两个方微生物对重金属的吸附作用取决于两个方

面，一是生物吸附剂本身的特性；另一方面，一是生物吸附剂本身的特性；另一方

面是金属对生物体的亲合性。 面是金属对生物体的亲合性。

二、生物吸附的由来

生物吸附这一概念由 Ruchhoft 等人于 19

49 年首先提出，他用活性污泥法从废水中回收了 239pu ，单级处理获得了 60％的回收率。他描述了在清除污染的过程中增殖的微生物“有巨大表面积的胶状基质能吸附放射性材料”。

Polikarpovz 在研究水生生物的放射生态学时指出：海洋环境中存在的核材料可通过海洋微生物“直接从水中吸附”而积累，而且上述性质与细胞的生命功能无关。

许多微生物细胞，不论死活，都具有同样好的吸附性质。使用死的微生物细胞的优点是微生物的培养与应用可以分开进行，以便更好地控制生物吸附剂吸附重金属离子的。

Tezuka （ 1968 ）认为：活性污泥细菌在

二价阳离子如 Cu2+或Mg2+帮助下的可逆絮

凝，是带负电荷的细胞表面与溶液中的阳

离子之间形成离子键桥的结果。

根霉和枯草芽孢杆菌可能是研究得最广泛的生物吸附剂，有证据表明这些微生物菌体的离子交换在金属离子的吸附方面起着重要的作用。

酵母细胞的表面能与阳离子迅速可逆地结合而起着离子交换树脂的作用，啤酒酵母能迅速吸附铀，推测在其表面可能具有磷酸基和羧基，磷酸二酯键的离解可能在啤酒酵母的细胞表面形成负离子。

实验依据：

细胞壁上具有较高的磷酸盐含量。 磷酸基与铀形成稳定的复合物，羧基只有当磷酸基饱和时才起作用。大肠杆菌有羧基，而巨大芽孢杆菌同时具有羧基和磷酸基。分离的枯草芽孢杆菌细胞壁具有结合大量金属离子的能力。

三、生物吸附材料的种类

重金属的微生物吸附： 一些微生物如细菌、真菌和藻类对重金

属有很强的吸附作用，微生物菌体是重金属生物吸附剂的首选材料。

例如，海洋微生物可将 pb2+ 和 Cd2+ 从海水中分别富集 1.7×105倍和 1.0×105倍。

细菌是地球上最丰富的微生物，地球上的总生物量大约为 1018g ，细菌占了其中的大部分。

许多研究表明细菌及其产物对溶解态的金属离子有很强的络合能力。根据它们的结构和组成，细菌细胞壁带有负电荷使得细菌表面具有阴离子的性质。

四、生物吸附机理

（一）微生物细胞壁的结构特征 细菌、真菌和藻类微生物细胞与动物细胞的最大区别在于细胞原生质膜外有明显的细胞壁，其在微生物吸附重金属离子的过程中起着重要作用。

微生物细胞壁的特殊结构，在很大程度上决定着其对金属的吸附，如细胞壁的多孔结构使活性化学配位体在细胞表面合理排列，使细胞易于和金属离子结合。细胞外多糖 (EPS) 在某些微生物吸附重金属离子的过程中也有一定的作用。 EPS 主要由蛋白质和多糖构成，其比率大约为 3:1 。

1 、细菌细胞壁

（ 1 ）革兰阳性细菌的细胞壁肽聚糖带有阴离子基团，具有网络结构，允许分子量为 1 200～ 70000 的分子通过。

所有细菌的细胞壁都具有共同的特征：含有肽聚糖 。

细胞壁结合金属离子有 3 个主要的机理：吸附、微沉淀和晶核作用。

微生物细胞壁结合金属离子的能力不仅与功能基团的数量、类型和接近方式有关，而且与细胞壁网络的孔径、细胞壁骨架的空隙率有关，其中细胞壁骨架的空隙率决定沉淀和晶核的形状和数量。

(2) G- 细菌的细胞壁

革兰阴性细菌的外膜由脂多糖 (LPS) 、磷脂和蛋白质组成，镁离子对分子的化学稳定性具有重要作用。表面负电荷主要来自于 LPS 的净负电荷。

外膜通过脂蛋白或离子键 (Mg2+ 、 Ca2+ 等 )

结合到肽聚糖上。

2 、真菌细胞壁真菌细胞壁主要由各种多糖构成，它们经

常和蛋白质、脂和其他物质 ( 如色素 )键合在一起。真菌细胞壁是多层、微纤维结构。

几丁质是 N-乙酰 -D-葡萄糖胺的聚合物；纤维素是由 9-1,4-糖苷键连接起来的吡喃型葡萄糖的聚合物；非纤维性的葡聚糖是己糖和戊糖，有时是糖醛酸的聚合物。这些物质和蛋白质、脂肪和多糖结合在一起。在真菌细胞壁中还存在色素、聚磷酸盐和无机离子。磷酸二酯和羧基使真菌细胞壁表面带有电荷。

3 、海藻细胞壁

海藻细胞壁在结构上类似于真菌细胞壁，它是由多层的微纤维素骨架所构成的，其主要成分是纤维素，并夹杂有一些无定性的物质。

大多数海藻细胞壁的外面有一层黏性物质，这类物质因含有糖醛酸而具有很大的结合金属离子的能力。

（二）金属对生物分子的亲和性

根据金属离子与 F- 和 I- 离子结合强弱来确定金属“硬度”并且对金属进行分类。

能与 F-形成很强化学键的金属离子就称为“硬金属”，如 Na+ 、 Mg2+ 和 Ca2+ 等。相反，与 F-形成弱化学键的金属离子被称为“软金属”，比如 Hg2+ 、 Cd2+ 和 pb2+ 等，一般都是有毒的重金属。

在生物体内，硬金属离子一般与 OH- 、 HP

O4- 、 CO3

2- 、 R-COO- 和＝ C＝ O 等含氧官能团形成稳定化学键，而软金属离子一般与 CN- 、 R-S- 、 -SH- 、 -NH2 和咪唑等含氮和含硫基团成键。

Nierboer 和 Richardson根据原子特性和金属溶液化学性质将金属离子分为三类，即亲氧、亲氮和硫、过渡类 .

A 类 (亲氧类 )

Li 、 Be 、 Na 、 Mg 、 A1 、 K 、 Ca 、 Sc 、 Rb 、 Sr 、 Y 、Cs 、 Ba 、 La 、 Fr 、 Ra 、 Ac 、 Ce 、 Pr 、 Nd 、 Pm 、 Sm 、Eu 、 Gd 、 Tb 、 Dy 、 Ho 、 Er 、 Tm 、 Yb 、 Lu 、 Th 、 Pa 、U 、 Np 、 Pu 、 Am 、 Cm 、 Bk 、 Cf 、 Es 、 Fm 、 Md 、 No 、Lr

B 类 (亲氮、亲硫类 )

Cu 、 Rh 、 Pb 、 Ag 、 Ir 、 Pt 、 Au 、 Hg 、 Ti 、 Pb 、 Bi

C 类 ( 过渡类 )

H 、 Ti 、 V 、 Cr 、 Mn 、 Fe 、 r刀、 Ni 、 Zn 、 Ga 、 As 、Cd 、 In 、 Sn 、 Sb

生物体系中常见的官能团 亲 A 类金属离子

的官能团 其他的重要官能团 亲 B 类金属离子的官能团

F- ， O2- ， OH- ，CO3

2- ， SO42- ，

ROSO3- ， NO3

- ，HPO4

2- ， PO43- ，

ROH ， RCOO- ，=C=O ， ROR’

Cl- ， Br- ， NO2- ，

NO3- ， SO4

2- ，RNH2 ， R2NH,

R3N ， =N- ，-CO-NH-R ，O2

2-

H- ， I- ， R-, CN- ，CO ， S2- ，RS- ， R2S ， R3

As

生物吸附 (biosorption) 的机理主要有络合、螯合、离子交换、转化、吸收和无机微沉淀等。

一般来说，金属的生物吸附是以其结合机理为基础的。这些机理可以单独起作用，也可以与其他机理结合在一起起作用，这取决于吸附过程的条件和环境。

（三）微生物对金属的吸附

细胞转化是指微生物代谢产生的及细胞自身的一些还原性物质将氧化态的毒性重金属离子还原为无毒性的沉淀。

微生物通过氧化 - 还原、甲基化和去甲基化等作用将毒性重金属离子转化为无毒物质或沉淀，微生物转化作用与代谢和酶有关。

阴沟肠杆菌 (Enterobacterchoacae) 能将M

o6+还原形成钼蓝而净化 Mo6+废水，在这一过程中 NADH 和 N,N,N,N,—四甲基—对苯二胺作为 Mo6+ 还原的氢供体，并且Mo6+

还原还与糖酵解和电子传递有关 .

从植物根瘤上分离到的抗汞根瘤菌，其抗汞能力与还原酶和有机汞裂解酶有关；

青霉菌 BS-1 能将 Cr6+还原为 Cr3+而降低 C

r6+ 的毒性； 硫酸盐还原菌 (SRB) 在厌氧条件下产生的

H2S 和废水中的 Zn2+反应生成金属硫化物沉淀而得以去除废水中的 Zn2+ 离子。

细胞吸收主要有两种形式——主动吸收和被动吸附。

被动吸附是指细胞表面覆盖的胞外多糖 (EP

S) 、细胞壁上的磷酸根、羧基、巯基、胺基等基团以及胞内的一些化学基团与金属间的结合。

电荷间的相互作用，是物化现象，与生物活性无关，这一过程速度较快。研究结果表明，在微生物处理重金属废水过程中，被动吸附是细胞吸收的主要形式。

微生物对金属离子的吸附是可逆的

离子交换是与细胞物质结合的金属离子被另一些结合能力更强的金属离子代替的过程。有毒的重金属离子与细胞物质具有很强的结合能力，因此，离子交换在重金属废水的处理中具有特别重要的意义。

例如，多糖是褐藻和红藻的结构成分，大多数例如，多糖是褐藻和红藻的结构成分，大多数天然存在的海藻多糖是以天然存在的海藻多糖是以 NaNa++ 、、 KK++ 、、 CaCa2+2+ 、、MgMg2+2+ 离子的盐形式存在。二价金属离子能够离子的盐形式存在。二价金属离子能够与这些多糖的阳离子发生离子交换。 与这些多糖的阳离子发生离子交换。

离子交换过程常受溶液pH的影响，其最佳酸度在 pH3～ 4之间。离子交换随不同的菌种和生长条件而变化，生长条件可影响细胞上磷酸根和羰基的比例，从而影响对不同金属的吸收，一般过渡金属被优先吸收，而碱金属、铵、镁、钙则不被吸收。

络合作用是金属离子与几个配基以配位键相结合形成的复杂离子或分子的过程。

螯合作用是一个配基上同时有两个以上的配位原子与金属结合而形成具有环状结构的配合物的过程。螯合作用和络合作用都是金属离子与生物吸附剂之间的主要作用方式。

在原核生物和真核生物的外表面，含有能和金属离子发生反应的各种活性基团，这些活性基团一般来自磷酸盐、胺、蛋白质和各种碳水化合物，其分子内含有的 N 、P 、 S 和 O 等电负性较大的原子或基团，能与金属离子发生螯合或络合作用。

如几丁质和脱乙酰几丁质复合物上的大量磷酸盐和葡萄糖醛酸，它们可以通过各种机制与金属结合，其中磷酸、羰基以及蛋白质和几丁质上的含 N配位体对金属都有很强的络合能力。

五、生物吸附工艺过程

1．间歇搅拌式反应器

在间歇搅拌式反应器中，颗粒状的生物吸附剂与重金属废水只有充分接触、实现固液两相的均相混合，才能有效地去除废水中的重金属离子。因此反应器的几何尺寸、搅拌器的形式对提高固液两相传质起着非常重要的作用。

生物吸附剂与含重金属的废水首先在反应器中混合形成悬浮溶液，当吸附结束时，悬浮液进入过滤器进行固液分离，得到的固体吸附剂进行再生处理，滤液进人回收槽后进一步净化处理。

2．连续搅拌式反应器

该工艺过程是在间歇搅拌式反应器的基础上

改进而成。含重金属的废水和吸附剂均连续

进入反应器中，经混合后形成悬浮液，在适

宜的运行条件下，吸附反应结束，悬浮液经

过滤器将吸附剂和废水进行分离。

3．固定床式反应器

在固定床式反应器中，颗粒状的吸附剂以固体床层方式填充于反应器中，含重金属的废水自上而下缓慢地通过床层。

为了保证床层的水流状态和吸附效率，吸附剂的粒径以 1～ 3mm 为宜，

通常采用两个以上的反应器并联运行，交替进行吸附和再生操作。

缺点：水相中的杂质沉积到吸附剂表层后会影响反应器的水流状态。

4 ．脉冲接触式反应器

脉冲接触式反应器是指在适宜的进水水力负荷条件下，吸附达到饱和的生物吸附剂能够及时地从反应器进入再生系统，新鲜的吸附剂同时从脉冲槽中快速补充，反应器的吸附剂采取“吸附—排空—补充”的方式周期运行。

饱和的吸附剂能够得到有效再生，同时，整个吸附工艺仍处于连续稳定的运行状态，

5．流化床式反应器

流化床式反应器为上流式反应器。水溶液从底部进入反应器与其中的吸附剂进行混合接触并呈流化状态。

通过控制合理的操作参数和步骤，使悬浮态的出水溶液中吸附剂和水相中的金属离子都达到预定的指标。

六、生物吸附剂的应用

使用具有吸附金属离子能力的活性污泥或生物膜可在某种程度上从含有重金属离子的工业废水中收集和回收重金属离子。

由于重金属离子对活的微生物具有毒性，影响了微生物的生长与繁殖，因此活细胞的应用受到了一定的限制。

从电镀污泥、各种重金属废水等环境中可筛选到能耐受较高金属离子的功能菌株，经培养，可获得具有较高金属结合能力的活菌体。

大多数生物吸附材料是使用具有特殊结合金属离子能力的死亡菌体制成的。这些生物吸附材料既可以在低浓度的重金属废水中回收重金属，也可以在较高的金属离子浓度下操作。由于菌体的繁殖和重金属吸附操作是分开进行的，这些生物吸附材料可以处理对活细胞有毒的高浓度金属离子。将金属离子洗脱之后，生物吸附材料还可以再生。

目前，在北美至少有三家企业开发了商品化的生物吸附剂产品，其中有：

①B． V． SOR-BEX 有限公司 ( 加拿大，蒙特利尔市 ) ，该公司使用各种不同类型的微生物菌体作为加工生物吸附剂的原料，开发了一系列用于金属离子去除和域回收的生物吸附剂，既有能吸附各种金属离子的广谱生物吸附剂，也有只吸附单一金属离子的特殊生物吸附剂。

②生物回收系统有限公司 (北美，拉斯维加斯 ) ，该公司用硅胶或聚丙烯酰胺凝胶固定的淡水藻小球藻（ Chlorella ）菌体开发了吸附或回收金属离子的生物吸附剂。

③高级矿产技术有限公司，该公司开发了以芽孢杆菌为基础的广谱生物吸附剂。

目前已广泛使用各种细菌、真菌和海藻来开发新的生物吸附剂，新开发的生物吸附剂的主要特征应包括以下几点：

①操作适应性广—能在各种 pH 、温度及其他溶液条件和加工过程下操作；

②金属选择性高—能从溶液中吸附各种重金属离子而不受碱土金属离子的干扰；

③金属离子浓度的影响小—在低浓度下 (≤10mg/L)

和在较高浓度下 (≥100 mg／ L) 都具有良好的金属吸附能力；

④对有机物具有较高的耐受力—低浓度的有机物污染 (≤5g /L)不影响金属离子的吸附；

⑤具有较好的再生能力—再生步骤应简单，再生的生物吸附剂的吸附能力与新鲜的生物吸附剂相比不应有明显的降低。

制备生物吸附剂的一个方法是从发酵工业获得废菌体，并用它从溶液中吸附重金属。

另一个生物吸附剂的丰富来源是海洋。

使用固定化的海藻生物吸附剂可以为各种海藻菌体的生产开创一个新的、有利的商业应用。

一种称为 AlgaSORB 的生物吸附剂 ( 使用专利载体硅胶作为固定化载体 )近年来被用于从工业废水或污染的地下水中回收重金属。

原核生物和真核生物的细胞壁都含有不同的多糖作为基本结构。

以海藻酸盐 NaAlg 为例来说明二价金属离子 (Me2+) 与多糖之间的离子交换：

2NaAlg + Me2+ — Me(Alg)2 十 2Na+

研制新的微生物固定化技术来生产新的生物吸附剂、选育新的具有不同的或更好的生物吸附性质的微生物新品种、阐明与生物吸附作用有关的细胞壁成分、确定生物吸附剂内的金属结合位点和理解金属吸附机理。

阐明有关的金属溶液化学和金属结合位点的结构、研究能增强其吸附性质的化学或生物学方法等都是寻找具有高选择性和高吸附能力的高效生物吸附剂的关键，必将会使生物吸附剂在将来有更广泛的应用。