重金属是威胁生态环境安全和人类健康的重要污染物，其污染修复有多种方法，包括物理、化学和生物方法。生物吸附是一种环境友好型的修复技术，尤其是通过固定化微生物和纳米材料吸附溶液中的重金属离子受到越来越多的重视^[1]。丝瓜络（Loofah sponge），又名丝瓜网、瓜络、丝瓜瓤，是葫芦科植物丝瓜干燥成熟果实的维管束，主要由纤维素、半纤维素和木质素组成，具有独特的多级孔隙结构和优良的机械强度^[2]。丝瓜络作为固定化基质具有价格低廉、生物相容性好和环境友好等特点，目前多用于固定细菌、真菌和藻类制备复合吸附剂，吸附重金属和有机物^[3-8]。

氧化锰是环境中重要的吸附剂、催化剂和氧化剂^[9]。多种细菌^[9-11]和真菌^[12]均可以通过直接或间接作用形成生物氧化锰（Biogenic manganese oxides，BMOs）。锰生物氧化速率比化学氧化速率高几个数量级^[13]，因此推测环境中氧化锰的形成主要是微生物驱动的^[14]。微生物主要通过多铜氧化酶^{[10, 15]}、漆酶^[16]和动物血红素过氧化物酶^[17]等催化锰的氧化，形成无定型态的BMOs纳米微粒。BMOs普遍比化学氧化锰的比表面积大^[9]，对重金属和放射性核素有良好的吸附^[18-22]和氧化作用^[23]。在实际应用中，游离氧化锰颗粒吸附重金属离子时存在回收和重复利用困难等问题。有文献报道了将化学氧化锰固定于生物炭^{[21, 24]}和沸石^[25]来吸附重金属离子，但将BMOs固定于丝瓜络并用于重金属离子吸附鲜有报道。丝瓜络固定BMOs制备的复合吸附剂（Loofah sponge-immobilized biogenic manganese oxides，LIBMOs）可以提高吸附剂和金属离子的回收利用效率，并有利于改善吸附稳定性。本文制备植物-微生物复合吸附剂LIBMOs，研究该吸附剂的表面性质，并考察其对重金属离子的吸附特点。本研究将为水环境中重金属离子的去除提供理论依据和数据支撑。

1 材料与方法 1.1 BMOs合成

本文所用锰氧化细菌是一株蜡样芽孢杆菌Bacillus cereus CP133（CP133），筛选自昌平锰矿旧址^[26]。该菌株合成的BMOs为无定形态的纳米微粒^[26]。实验所用培养基为不添加pH缓冲液的L2培养基^[18]，具体成分为：胰蛋白胨2 g·L^-1、酵母萃取物0.5 g·L^-1、NaCl 0.15 mol·L^-1、KCl 0.005 mol·L^-1、MgSO₄ 0.025 mol·L^-1、CaCl₂ 0.005 mol · L^-1、CuSO₄·5H₂O 10 mg · L^-1、ZnSO₄·7H₂O 44 mg · L^-1、CoCl₂·6H₂O 20 mg · L^-1、Na₂MoO₄·2H₂O 13 mg · L^-1。配制好的培养基高压蒸汽灭菌（121 ℃、30 min）后加入过滤灭菌（0.22 μm滤膜）的MnCl2溶液，终浓度为10 mmol·L^-1。BMOs含量用Leucoberbelin Blue（LBB）方法测定^[27]，所用仪器为MD公司的SpectraMax M3。

1.2 LIBMOs制备

本文所用丝瓜络产自北京郊区。将丝瓜络剪成小块，用20%的NaOH和一定量乙醇的混合溶液在室温25 ℃下浸泡48 h；然后在80 ℃恒温水浴中回流3 h；用去离子水洗涤NaOH预处理的丝瓜络若干次，直至洗涤液呈中性，抽滤后70 ℃烘干备用。将2.0 g·L^-1的天然丝瓜络（Loofah sponge，LS）或NaOH预处理的丝瓜络（NaOH-treated loofah sponge，NaOH-LS）加入L2液体培养基中高压蒸汽灭菌后接种CP133，并添加MnCl₂至10 mmol·L^-1，振荡培养（25 ℃、150 r·min^-1）14 d。分别在2、4、6、8、10、12、14 d取样检测LS和NaOH-LS体系中被丝瓜络固定的BMOs（Immobilized BMOs）和分散在培养基中的游离BMOs（Free BMOs）含量。14 d后将LIBMOs离心并用磷酸盐缓冲液清洗3次后冷冻干燥，用于表面性质分析和重金属离子吸附实验。

1.3 LIBMOs表面性质分析

用扫描电镜（SEM，FEI Quanta 200）观察CP133、BMOs、丝瓜络和LIBMOs的表面形貌，样品用导电胶固定在铜基板上，并做表面喷金处理。采用傅里叶红外光谱仪（Thermo，Nicolet iS 50）对丝瓜络和LIBMOs的表面官能团进行表征，采用KBr压片法制样，扫描范围为4 000~400 cm^-1，扫描次数为32次。

1.4 LIBMOs吸附重金属实验

LIBMOs分别吸附重金属离子Pb²⁺、Cd²⁺、Cu²⁺和Zn²⁺，实验在50 mL离心管中进行，反应体系10 mL，pH 6.0，LIBMOs投加量为2.0 g·L^-1。实验在25 ℃下进行，往复摇床转速100 r·min^-1，设置3个平行。吸附动力学实验中4种重金属离子的初始浓度均为0.1 mmol·L^-1，振荡时间4 h。等温吸附实验中4种重金属离子初始浓度均为0~0.8 mmol·L^-1，振荡时间2 h。吸附实验结束后，分离LIBMOs并检测残留在溶液中的重金属离子浓度。

LIBMOs从溶液中吸附重金属离子的量q（mmol·g^-1）按公式（1）计算^[18]：

(1)

式中：[Me]₀和[Me]_t分别为重金属离子起始浓度和t时刻浓度，mmol·L^-1；M为吸附体系中的LIBMOs含量，g·L^-1。重金属离子浓度用电感耦合等离子发射光谱法（ICP-AES）（Prodigy，Leeman Labs）测定。

用Langmuir模型（公式2）和Freundlich模型（公式3）拟合LIBMOs吸附重金属离子的等温吸附实验数据^[6]：

(2)

(3)

式中：q_m为理论饱和吸附量，mmol·g^-1；q_e为吸附平衡时重金属离子的吸附量，mmol·g^-1；C_e为吸附平衡时重金属离子的浓度，mmol·L^-1；K_L为Langmuir常数；K_F为吸附参数为Freundlich等温吸附模型的吸附强度参数。

LIBMOs吸附重金属离子的动力学实验数据采用准一级动力学模型（公式4）和准二级动力学模型（公式5）进行拟合^[2]。

(4)

(5)

式中：q_t为t时间重金属离子的吸附量，mmol·g^-1；k₁为准一级动力学吸附的速率常数，min^-1；k₂为准二级动力学吸附的速率常数，mmol·g^-1·min^-1。

采用软件Origin 2018进行数据分析和绘图。

2 结果与讨论 2.1 LIBMOs制备效果评估

添加LS和NaOH-LS培养14 d后，CP133合成BMOs的总量差别不大，如图 1所示。推测BMOs固定化的过程为：CP133首先附着在丝瓜络表面并逐渐形成芽孢，芽孢氧化生成的BMOs被固定在丝瓜络表面和分散到溶液中，最终两种状态的BMOs达到平衡。NaOH -LS体系固定BMOs的比例[(固定化BMOs)/(固定化BMOs + 游离BMOs)]和数量均高于LS体系，培养14 d后分别为79.66%（2.43 mmol·g^-1）和49.39%（1.46 mmol·g^-1）。这可能是因为NaOH预处理在不破坏丝瓜络结构完整性的基础上，有效地去除了表面憎水性组分（胶质和蜡质等），增加了丝瓜络的亲水性，易于CP133芽孢的附着和BMOs的固定^[28]。

2.2 LIBMOs表面性质分析

锰氧化细菌CP133未添加MnCl2的芽孢形态如图 2A所示，形成的BMOs大量附着在芽孢表面（图 2B）。天然丝瓜络中有大量螺旋状纤维管束结构分布，且纤维表面被丰富的木质素层覆盖，结构粗糙。经过NaOH预处理，部分木质素和半纤维素被去除，横截面密集分布的微小孔洞暴露出来（图 2C），可能使丝瓜络的比表面积增大。经过与CP133共培养，NaOH预处理的丝瓜络表面可见密布的CP133芽孢和BMOs（图 2D），表明该丝瓜络样品对CP133和BMOs的固定化效果良好。

丝瓜络固定BMOs前后的FTIR图谱如图 3所示。参考相关文献[2, 29-30]，确定了丝瓜络的红外光谱特征峰及峰的归属，详见表 1。丝瓜络在3 289 cm^-1的宽大吸收峰表征羟基（—OH）的伸缩振动，在2 919 cm^-1有对应的亚甲基（—CH₂）反对称伸缩振动。NaOH预处理后，分子内氢键使—OH吸收峰伸缩振动向低波数方向移动。两种类型丝瓜络接种CP133后，—CH₂的吸收峰基本消失，表明纤维素内部部分氢键断裂，其内聚力减小。1 735 cm^-1吸收峰表征半纤维素中乙酰基或羧基的C=O伸缩振动，间接表示半纤维素的分布。该峰的强弱一般可以表征木质素与半纤维素连接的强弱。1 629 cm^-1和1 509 cm^-1的吸收峰表征苯环骨架的伸缩振动和变形振动，表征纤维素的分布。NaOH预处理或接种CP133后，1 735、1 629、1 509 cm^-1和1 023 cm^-1吸收峰消失或减弱，表明木质素结构受到破坏。推测表面裸露的羟基、胺基、羰基等基团更有利于固定CP133和BMOs颗粒。

2.3 LIBMOs吸附重金属的性能

在LIBMOs吸附重金属离子过程中，吸附量受到BMOs和丝瓜络本身的吸附性能以及BMOs在丝瓜络表面分布等因素的影响。用Langmuir和Freundlich模型来拟合LIBMOs吸附重金属离子的实验数据（图 4），拟合参数见表 2。为了比较LIBMOs对不同二价重金属离子的吸附能力，吸附量单位为mmol·g^-1。其中Langmuir等温吸附模型较好地拟合了LIBMOs对4种重金属离子的吸附行为，R²均大于0.98。而用Freundlich模型进行拟合时，Pb²⁺和Cd²⁺的R²大于0.95，表明这2种重金属离子可能存在多分子层吸附，且吸附强度参数（均 < 1）表明LIBMOs对Pb²⁺和Cd²⁺的吸附能力较强且吸附更容易进行；而Zn²⁺和Cu²⁺的R²值均小于0.94，表明这2种重金属离子在LIBMOs表面的吸附更符合Langmuir模型，推断倾向于单分子层吸附。根据Langmuir模型拟合结果，Pb²⁺、Cd²⁺、Cu²⁺和Zn²⁺的理论饱和吸附量分别为0.81、0.68、0.51 mmol·g^-1和0.41 mmol·g^-1。

表 3总结了文献报道的丝瓜络相关吸附剂对不同重金属离子的吸附量，包括天然丝瓜络、改性丝瓜络和丝瓜络固定微生物吸附剂。与文献报道的吸附量相比，本文所用的LIBMOs对几种重金属的吸附量有一定优势，这主要归因于BMOs对重金属离子的高吸附量。文献报道的丝瓜络相关吸附剂对重金属离子的吸附多符合Langmuir模型。在本文中Langmuir和Freundlich模型对LIBMOs吸附Pb²⁺和Cd²⁺的数据拟合相关性系数均较高（R² > 0.95），表明LIBMOs对Pb²⁺和Cd²⁺有更大的吸附潜力，可能同时存在外表面吸附、内表面吸附和同晶置换^[31-32]。

当吸附时间达到60 min时，LIBMOs对几种重金属离子的吸附速率均趋于平缓，吸附90 min时均达到吸附平衡（图 5）。这是由于在吸附初始阶段重金属吸附于LIBMOs表面的过程较快且效果明显。随着吸附时间延长，传质动力减小，金属离子开始渗透到LIBMOs的内部孔隙结构中，吸附位点与重金属离子的接触时间延长，吸附过程趋于缓慢。

用准一级动力学模型和准二级动力学模型拟合的吸附动力学参数见表 4。结果表明，准一级动力学模型均较好地拟合4种重金属离子的吸附过程（R² > 0.95）。同时，Pb²⁺、Cd²⁺和Zn²⁺的吸附过程也符合准二级动力学模型（R² > 0.95），表明LIBMOs吸附3种重金属离子的过程（包括液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散）存在相似性；Cu²⁺吸附于LIBMOs的过程更符合准一级动力学模型，表明其仅在初始阶段的快速吸附过程与另外3种重金属离子相似，而在进入LIBMOs内部结构的吸附过程可能有其自身特点。另外，Cu²⁺作为重要的辅因子参与丝瓜络表面CP133芽孢氧化锰的过程^[9-11]，这也会增加Cu²⁺吸附过程的复杂性。

3 结论

（1）利用锰氧化细菌将生物氧化锰成功固定于NaOH预处理的丝瓜络表面，制成植物-微生物复合吸附剂LIBMOs。

（2）将LIBMOs用于吸附溶液中重金属离子Pb²⁺、Cd²⁺、Zn²⁺和Cu²⁺，其理论饱和吸附量与其他丝瓜络吸附剂相比有一定优势。其中LIBMOs对Pb²⁺和Cd²⁺的吸附行为同时符合Langmuir和Freundlich等温吸附模型，表明LIBMOs对这2种重金属离子有较强的吸附潜力。

（3）LIBMOs环境友好且成本低廉，在水环境重金属离子去除应用中有较好的前景。