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环境微生物技术在污染治理中的应用现在治理环境污染的方法很多,其中,用物理化学方法虽可清除部分污染物,但效率普遍较低,且易造成二次污染。
近年来利用细菌、真菌、藻类、原生动物等微生物去除废水中的重金属离子和降解有机物的研究引起国内外学者的关注和重视，并在净化污水和处理工业废水领域中投入实际应用。
该法由于费用少、环境影响小、降解污染物能力强,且避免了二次污染。
微生物处理重金属污染物的主要途径为生物吸附。
所谓生物吸附是指利用某些生物体本身的化学结构及成份特性来吸附溶液中金属离子,再通过固液两相分离来去除水中金属离子。
微生物吸附金属的机理十分复杂,主要有以下几种:(1)胞外富积、沉积等发现一细菌在生长过程中释放出的蛋白质能使溶液中可溶性的Cd2+、Hg2+、Cu2+、Zn2+形成不溶性的沉淀而被除去。
但通过胞外吸附分离金属,只有当溶液中金属浓度很低时才是可行的。
(2)细胞表面吸附或络合。
大部分的微生物对金属的富集往往发生在细胞壁表面,细胞表面对金属的吸附通常是一快速、依赖pH的过程。
一般认为吸附机理主要是由于金属离子与细胞表面活性基团络合/离子交换以及络合基团为晶核进行吸附沉淀。
如某种藻类在吸附Sr2+的同时释放了等量的Ca2+和Mg2+,这说明此种微生物对碱金属或碱土金属的吸附是由于静电相互作用的离子交换过程,而吸附过渡金属Cu2+时同时有H+的释放,表明此时有共价结合过程存在。
（3）微生物细胞膜上某些酶的存在也会导致重金属的沉积。
柠檬酸细菌对铅和镉的分离就与细胞上磷酸酯酶有关。
对于不同的吸附体系,它们的吸附机理各有特点。
胞内富集已观察到金属可以被富集在细菌、真菌、海藻细胞内,如铜绿假单孢菌在细菌内富集UO22+,活发面酵母在胞内富集Cd2+等。
其中细胞表面的吸附和络合对死、活微生物都存在,而胞外和胞内的大量富集则往往要求微生物具有活性。
金属离子在细胞表面的吸附(即细胞外多聚物,细胞壁上的官能团与金属离子结合)是被动吸附,它包括离子交换、表面络合、氧化还原等;细胞表面吸附的金属离子和细胞表面的某些酶相结合而转移至细胞内是主动吸附。
微生物对环境中重金属离子的去除研究重金属污染是当前环境保护领域的一大挑战。
重金属离子的长期暴露会对生态系统和人类健康产生严重影响。
传统的重金属污染治理方法效率低下且成本高昂，因此，微生物逐渐成为研究重金属污染治理的热点。
微生物在环境中的广泛分布和多样性使其具备独特的去除重金属离子的能力。
本文将探讨微生物在重金属离子去除方面的研究进展。
一、微生物对重金属离子的吸附作用微生物通过表面羟基、羧基、巯基等官能团结合重金属离子，发生吸附作用。
多种微生物如细菌、真菌、藻类等在去除重金属离子方面表现出优异的吸附性能。
例如，某些藻类可通过胞内蛋白质结合重金属离子，形成沉淀或胞内沉积物。
此外，细菌表面的菌丝和孢子也可以结合重金属离子，实现有效去除。
二、微生物对重金属离子的还原作用一些微生物通过还原反应将重金属离子转化为其相对不活跃的形态，从而实现去除作用。
这些微生物能够利用重金属离子为电子受体进行呼吸作用，将其还原为金属或硫化物。
举例来说，硫酸盐还原菌可将六价铬还原为三价铬，从而达到去除重金属离子的效果。
三、微生物对重金属离子的浸取作用微生物通过分泌有机酸、胞外聚合物等物质，对重金属离子进行浸取。
这些有机分子与重金属离子发生络合反应，形成难溶的沉淀，实现去除。
某些真菌能够分泌酸性聚合物如蛋白胨和胞外聚合物，与重金属离子形成稳定络合物，从而使其沉淀。
四、微生物对重金属离子的转化作用微生物能够通过代谢过程将重金属离子转化为相对稳定或难溶的形态，实现去除作用。
某些细菌具有还原能力，可以将溶解态的重金属离子还原成金属沉淀。
此外，微生物还能通过酸化作用将重金属盐转化为难溶的沉淀物，增强去除效果。
综上所述，微生物在重金属离子去除方面发挥着重要作用。
其多样的去除机制为重金属污染治理提供了新的思路与途径。
然而，微生物去除重金属离子的效率和应用范围仍待进一步研究和探索。
未来的研究应重点关注微生物种类和环境因素对去除效果的影响，并探索微生物与其他治理技术的结合，以提高治理效率和降低成本，更好地保护环境和人类健康。
微生物吸附技术在重金属污染治理中的应用重金属污染是目前全球环境领域的一个严重问题，由于其在环境中的积累和毒性效应，对人类健康和生态系统产生了巨大的威胁。
因此，研究和应用高效、环境友好的治理技术对于减轻重金属污染的影响具有重要意义。
微生物吸附技术作为一种生物修复的方法，因其具有高效、经济可行、具备环境容忍性等优点，在重金属污染治理中得到了广泛的应用。
一、微生物吸附技术的原理微生物吸附技术是通过微生物体或其代谢产物与重金属离子间的物理、化学作用，将重金属从溶液中转移至微生物体表面或内部，实现对重金属的吸附和去除。
其原理主要包括两个方面：一是微生物表面的功能基团参与重金属离子的吸附，如羧基、羟基、磷酸基等与重金属形成络合物；二是微生物体内的生物反应参与了重金属的还原、氧化、沉淀等过程。
二、微生物吸附技术的优势1. 高效性：微生物具有较大的比表面积和生物吸附能力，能够迅速将重金属吸附到自身表面，从而加速重金属的去除速度。
2. 经济可行性：微生物吸附技术相对于传统的物理化学方法具有成本更低的优势，微生物可以利用廉价的废弃物作为培养基，且操作简便。
3. 环境友好：微生物吸附是一种无二次污染的处理方法，对环境没有进一步的负面影响，而且微生物可以在合适的条件下自行降解或转化。
4. 广泛适用性：微生物吸附技术对于各种重金属污染物有较好的适应性，能够同时处理多种重金属离子的混合污染。
三、微生物吸附技术的应用案例1. 微生物修复土壤重金属污染：通过培养适宜的微生物菌种，可以利用植物根系与微生物协同作用的方式，达到修复土壤重金属污染的目的。
菌根真菌和一些细菌可以与植物根系共生，使根系更具吸附重金属离子的能力。
2. 微生物吸附水体重金属污染：在水处理中，通过培养适宜的微生物菌群，在水体中引入微生物体系进行“自净”过程，以实现水体中重金属离子的吸附和去除。
此外，一些微生物也可以生产出特殊的胞外多聚物质，具有较强的重金属吸附能力。
微生物对重金属的吸附作用时间:2010-09-0314:55作者:普惠除尘设备微生物的吸附作用是指利用某些微生物本身的化学成分和结构特性来吸附废水中的重金属离子.微生物对重金属的吸附作用微生物的吸附作用是指利用某些微生物本身的化学成分和结构特性来吸附废水中的重金属离子，通过固液两相分离达到去除废水中的重金属离子的目的。
生物吸附剂为自然界中丰富的生物资源，如藻类、地衣、真菌和细菌等。
微生物结构的复杂性以及同一微生物和不同金属间亲和力的差别决定了微生物吸附金属的机理非常复杂，至今尚未得到统一认识。
根据被吸附重金属离子在微生物细胞中的分布，一般将微生物对金属离子的吸附分为胞外吸附、细胞表面吸附和胞内吸附。
1.1.1胞外吸附一些微生物可以分泌多聚糖，糖蛋白，脂多糖，可溶性氨基酸等胞外聚合物质(extracellularpolymericsubstances，EPS)，EPS具有络合或沉淀金属离子作用。
如蓝细菌能分泌多糖等胞外聚合物，一些白腐真菌可以分泌柠檬酸(金属螯合剂)或草酸(与金属形成草酸盐沉淀)。
Suh等研究发现，当茁芽短梗霉(Aureobasidiumpullulans)分泌EPS时，Pb2便积累于整个细胞的表面，且随着细胞的存活时间增长，EPS的分泌量增多，积累于细胞表面的Pb2水平就越高，从最初的56.9上升到215.6mg/g(干重);当把细胞分泌的EPS提取出来后，Pb2便会渗透到细胞内，但Pb2的积累量显著减少(最高量仅为35.8mg/g干重)。
1.1.2细胞表面吸附细胞表面吸附是指金属离子通过与细胞表面，特别是细胞壁组分(蛋白质、多糖、脂类等)中的化学基团(如羧基、羟基、磷酰基、酰胺基、硫酸脂基、氨基、巯基等)的相互作用，吸附到细胞表面。
如将酵母细胞壁上氨基，羧基，羟基等化学基团进行封闭，则会减少其对Cu2的吸收量，表明这些基团在结合Cu2方面具有重要的作用，这也间接证明了细胞壁上蛋白质和糖类在生物吸附中的作用。
微生物在重金属污染土壤中的应用(环境1103硕2111269 刘钊钊)1.土壤重金属污染简介土壤是环境要素的重要组成部分，处于自然环境的中心位置，是沟通大气和水体的枢纽，承担着环境中大约90%的来自各方面的污染物，大气和水体的污染，最终反映并集中于土壤的污染。
土壤重金属污染指由于人类活动导致Zn、Cu、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg、As 等重金属元素在土壤环境中累积超过一定水平（土壤环境质量标准），对土壤的组成、结构、功能产生不利影响，进而通过食物链富集作用对人体健康构成危害的过程。
重金属污染土壤的主要方式有：①土壤中的重金属通过雨水淋溶作用向下渗透，导致地下水污染；②受污染的土壤直接暴露在环境中，通过土壤颗粒物等形式直接或间接地被人或动物所吸收；③外界环境条件的变化如酸雨、某些土壤添加剂等因素提高了土壤中重金属的生物可利用性，使得重金属较容易地为植物吸收利用而进入食物链，对食物链上的生物产生毒害。
2. 微生物在重金属污染土壤中的应用土壤是微生物的大本营，微生物是土壤形成中的作用者，也是土壤的重要组成部分，土壤中微生物种类繁多、数量巨大，对土壤的性质、特性有很大的影响。
2.1 微生物在土壤重金属污染的预警作用随着对国际社会对环境生态保护意识的日益增长，各国的土壤的污染指标都有了规定，但是这些指标或标准大多是以植物(作物)可以正常生长和作物可食部分的污染物含量或残留量不影响人类健康为前提来制定的，没有考虑到土壤中对这些污染物更为敏感的土壤微生物及其参与的生化过程所受到的影响和作用。
许多研究表明，由于重金属污染而产生的土壤微生物生态学变化比其它土壤化学、生化指标更为灵敏，是微生物方法检测、预警土壤重金属污染的基础。
土壤微生物对各种污染物的胁迫响应较植物(作物)更为灵敏，如在欧共体规定的农田土壤重金属负荷标准之下，土壤微生物和微生物代谢过程已经发生了明显变化。
土壤微生物参与了80%~90%的土壤过程，几乎参与土壤中的一切生物及生物化学反应，在土壤功能及土壤过程中直接或间接地起重要作用，包括对动植物残体的分解、养分的储存转化及污染物的降解等，是土壤重金属污染的理想指标。
微生物在重金属污染土壤修复中的作用分析重金属污染土壤是指土壤中重金属超标的情况，重金属对土壤和环境造成了严重的危害。
传统的土壤修复方法通常包括物理和化学手段，但这些方法往往昂贵且效果有限，因此需要寻找更为经济有效的修复方法。
微生物在重金属污染土壤修复中的作用备受关注，因为它们可以通过各种途径将重金属从土壤中去除或转化成为不具有毒性的形式，从而修复受污染的土壤。
本文将对微生物在重金属污染土壤修复中的作用进行详细的分析。
一、微生物对重金属的去除作用1. 菌根真菌菌根真菌是一种对重金属具有很强抗性的微生物，它们具有能力将土壤中的重金属离子吸附到菌丝体表面，从而有效减少重金属在土壤中的浓度。
菌根真菌还能够分泌一些有机物质，这些有机物质可以与土壤中的重金属发生络合反应，形成不溶性的沉淀物，从而将重金属转化成为不易被植物吸收的形式。
2. 硫酸还原菌硫酸还原菌是一类能够利用硫酸盐将重金属还原成为硫化物的微生物。
重金属在形成硫化物后，就会从土壤中沉积下来，从而减少其在土壤中的活性和毒性。
硫酸还原菌在重金属污染土壤修复中起着非常重要的作用。
3. 吸附剂菌二、微生物对土壤环境的改善作用除了直接去除土壤中的重金属外，微生物还可以通过改善土壤环境来减少重金属的毒性。
1. pH值调节许多微生物具有调节土壤pH值的能力，它们可以通过分泌有机酸或碱性物质来调节土壤的pH值，从而降低重金属的活性和毒性。
2. 有机物质代谢一些微生物具有分解和代谢土壤中的有机物质的能力，这些有机物质可能会与重金属发生化学反应，影响重金属的行为和毒性。
通过代谢土壤中的有机物质，微生物可以间接影响重金属的毒性程度。
3. 土壤结构改善一些微生物具有分解土壤有机质和改善土壤结构的能力，它们可以促进土壤通风和水分渗透，从而减少重金属在土壤中的积累。
考虑到微生物在重金属污染土壤修复中的作用，目前已有不少研究证实了微生物修复技术的有效性。
现阶段微生物修复技术仍然存在一些问题和挑战。
真菌分类及其在土壤修复中的应用土壤修复是当前环境保护领域的热点话题之一。
尤其是在工矿等建设铺设后，土壤遭受了重大破坏，速成化的修复方式往往更加难以避免对环境的二次侵害。
因此，有效的土壤修复方法需要有利于生态环境的长期稳定性，而真菌分类成为这一领域的研究重点之一，其应用前景也逐渐被人们所看好。
一、真菌分类简述1. 概述真菌是一类包括黴菌、霉菌、酵母菌等各种未分类真菌的生物，其生存方式和功能极为复杂多样，可以作为生物圈中重要的营养转化和分解者。
在酶促反应过程中，真菌可以分解各种复杂有机物和硬汉化物质，分解后能够释放出大量营养物质。
同时，其细菌和菌丝等结构可以帮助土壤形成良好的结构，促进水的渗透和空气流通，催化土壤保水保肥。
2. 真菌分类真菌分为两类：子囊菌和子嗣菌。
子囊菌包括黑曲霉菌、松树霉菌、耳腐菌等。
子嗣菌包括拟革菌、黑色金曲霉菌等。
二、真菌在土壤修复中的应用1. 难降解的有机污染物的分解真菌具有分解各种复杂有机物和硬汉化物质的能力，能够分解土壤中的污染物。
实验表明，营养较丰富的培养基上培养的真菌能够有效地降解大量难降解的有机污染物，如废弃油、污水处理厂中的毒性物质等。
2. 吸附重金属离子在环境中重金属离子的含量普遍较高，长期存在会形成土壤污染。
而真菌的菌丝和胞体具有一定的吸附能力，能够吸附土壤中的重金属离子，减少其在土壤中的存在。
3. 活化土壤微生物真菌能够将环境中分散的有机物集聚在一起，产生适合微生物生长的营养基，并很好地维系微生物之间的平衡，从而有助于提高土壤检疫力，促进土壤健康发展。
4. 促进植物生长真菌在和植物的共生关系中，能够促进植物根系的生长和吸收营养物质。
同时，真菌所分泌的酶能够对土壤中复杂的有机物分解，为植物生长提供了营养的保证。
三、真菌应用前景展望随着土壤修复行业的快速发展，真菌在其中的应用前景越来越受到关注。
基于真菌降解污染物和吸附重金属等特性，利用真菌净化污染程度严重的土壤，为基础设施建设提供可持续的土壤修复方案。
表面活性剂处理过的真菌吸附水溶液中重金属离子1. 实验背景和目标近年来,生物吸附重金属的方法以其材料来源广泛、成本低、吸附速度快、吸附量大、选择性高、易回收等特点,引起了国内外的广泛关注.很多研究表明：黄孢原毛平革菌和简青霉对水溶液中金属离子（Pb2+，Cr6+…）具有良好吸附作用。
由于细胞表面的衣鞘（分泌的胞外聚合物等组成），细胞壁，细胞膜上以及细胞内有很多能吸附重金属离子阳离子的阴性基团。
死菌也可以吸附重金属，甚至比活菌的吸附效率更高，同时还避免了由于重金属离子对活体细胞的毒性而使其应用受到限制的问题，因此，其操作更容易和应用更广泛。
死菌吸附主要是由于细胞壁表面一些化学基团的络合、配位作用与金属离子形成离子键、共价键。
一般认为，表面活性剂与细胞膜中的脂质和蛋白质相互作用，引起细胞膜通透性的增加,促进细胞内次生代谢物的释放，一方面能降低次生代谢物对其自身合成的反馈抑制，提高产量，另一方面有利于产物的分离纯化和连续生产，提高生产效率，降低成本。
研究表明：185～190 mg/L 的Triton X - 100 可使细胞膜和液泡膜渗透率均提高90 % ，但对细胞生长有一定影响。
Tween - 20 为非离子型表面活性剂，对悬浮培养的细胞作用比较温和，其分子上的聚氧乙烯基能够与极性分子(如紫草宁) 结合,起到增溶作用；同时，Tween 20 的亲水亲油平衡值高于吐温其它类型，其亲水性较强，增溶效果更明显，因而应用广泛。
此外，吐温还可能有利于提高某些酶的稳定性和催化能力，但高浓度的吐温对细胞活力有很大影响，因此要注意表面活性剂的添加浓度和添加时间。
还发现使用适当浓度的二甲基亚砜(dimethyl sulfoxide) 显著促进次生代谢物从细胞的释放，或者促进次生代谢物合成。
用Tween - 20 和Triton X- 100 处理野葛悬浮细胞能够显著提高细胞培养物的生物量，随着处理浓度加大,提高生物量的作用增强。
而浓度为1 %～5 %的Tween - 20 和Triton X - 100 分别处理野葛悬浮细胞3d后，细胞和培养液的颜色逐渐深于对照，培养物研磨后粉末粘连呈絮状，不易过筛，可能对细胞有伤害。
抑制作用。
本研究的目的是确定表面活性剂对真菌生长代谢的影响，并对其机理进行探讨。
重金属的吸附实验是为了使这种影响具体化。
2. 实验准备2.1 实验须知：三种ST的CMC：CMC-Triton X-100=0.31mM=（0.31×646.86）=200.5 mg/l＝0.02％；CMC-SDS＝8.0 mM＝（8.0×288.38）＝2307.4 mg/l＝0.023％；CMC-Tween-80＝0.011 mM＝（0.011×1310）＝14.41 mg/l＝0.0014％；2.2 Cd，Zn，Pb标准曲线Cd（0.05-1 mg/l，0.44-8.9 μM）在用原子吸收分光光度法测试样品中Cd2+浓度以前，先测定Cd2+的原子吸收标准曲线。
具体做法是：Cd2+标准储备液（1.0000mg/mL）：称取0.2000g(精确至0.0002g)金属铅粉（光谱纯）于50mL烧杯中，溶于10mL （20 mL）优级纯HNO3中，微热溶解，溶解的时间比较长，放置几个小时，会自然溶解。
冷却，移入200mL容量瓶中，用超纯水稀释并定容。
此溶液含1mg/mL的镉。
Cd 2+标准使用液（10 mg/L）：取1.0mL Pb标准储备液溶于100mL容量瓶中定容。
吸取镉标准使用液0、0.5、1.0、3.0、5.0、10.0mL分别于6个100mL容量瓶中，用0.2% HNO3溶液定容（取2.2mL优级纯硝酸，加纯水定容至1000mL）、摇匀。
此标准系列分别含镉0、0.05、0.1、0.3、0.5、1.0mg/L。
用原子吸收分光光度法测其吸光度，重金属离子浓度为x轴，平均值为y轴，方程为y＝__________________，相关系R2=__________Zn（0.05-1 mg/l，0.77-15.38 μM）在用原子吸收分光光度法测试样品中Zn2+浓度以前，先测定Zn2+的原子吸收标准曲线。
具体做法是：Zn2+标准储备液（1.0000mg/mL）：称取0.2000g(精确至0.0002g)金属锌粉（光谱纯）于50mL烧杯中，溶于20mL HNO3中（（1+5）的HNO3），微热溶解，溶解的时间比较长，放置几个小时，会自然溶解。
冷却，移入200mL容量瓶中，用超纯水稀释并定容。
此溶液含1mg/mL的铅。
Zn2+标准使用液（10 mg/L）：取1.0mL 锌标准储备液溶于100mL容量瓶中定容。
吸取锌标准使用液0、0.5、1.0、3.0、5.0、10.0mL分别于6个100mL容量瓶中，用0.2%HNO3溶液定容（取2.2mL优级纯硝酸，加纯水定容至1000mL）、摇匀。
此标准系列分别含锌0、0.05、0.1、0.3、0.5、1.0mg/L。
用原子吸收分光光度法测其吸光度，重金属离子浓度为x轴，平均值为y轴，方程为y＝__________________，相关系R2=__________Pb（0.2-10 mg/l，0.97-48.26 μM）Pb 2+标准储备液（1.0000mg/mL）：称取0.2000g(精确至0.0002g)金属锌粉（光谱纯）于50mL烧杯中，溶于20mL HNO3（优级纯）中（（1+5）的HNO3），微热溶解，溶解的时间比较长，放置几个小时，会自然溶解。
冷却，移入200mL 容量瓶中，用超纯水稀释并定容。
此溶液含1mg/mL的铅。
Pb 2+标准使用液（50 mg/L）：取5.0mL Pb标准储备液溶于100mL容量瓶中定容。
吸取锌标准使用液0、1.0、2.0，6.0、10.0、20.0mL分别于6个100mL容量瓶中，用0.2% HNO3溶液定容（取2.2mL优级纯硝酸，加纯水定容至1000mL）、摇匀。
此标准系列分别含铅0、0.5、1.0、3.0、5.0、10.0mg/L。
用原子吸收分光光度法测其吸光度，重金属离子浓度为x轴，平均值为y轴，方程为y＝__________________，相关系R2=__________3. 实验部分3.1菌种的培养（简青霉Penicillium simplicissimum和黄孢原毛平革菌phanerochaete chrysosporium）[1, 2]3.1.1 培养基固体培养基:采用马铃薯葡萄糖培养基。
培养基pH值为自然pH值，在生化培养箱于30 ℃的条件下划线培养5d，然后冰箱4 ℃保藏。
具体做法：200 g马铃薯放入1000 mL蒸馏水中煮，煮沸开始计时，30 min后，用8层纱布过滤。
再加20 g葡萄糖和20 g琼脂。
然后转移到锥形瓶中，灭菌。
100 mL 溶液可放6个一般大小的培养皿。
按需要制备。
液体培养基[3]无机盐溶液（MSM）3.1.2 菌种培养取500 mL锥形瓶中装液体培养基200 mL，于115 ℃条件下灭菌30 min。
灭菌后并冷却，每100 mL 液体培养基分别接种1.0 mL浓度为1. 0 ×106个·mL– 1的真菌悬浮菌液，（将平板上的真菌孢子刮入无菌水中, 形成孢子悬液，用浊度仪确定孢子液的浓度），于30 ℃、150 rpm的条件下振荡培养2d。
[3]液体培养中，向培养基中分别加入一定量的表面活性剂（Tween-80、SDS、Triton X-100，saponin和RL），与不添加表面活性剂的空白培养作对照。
取500 mL的锥形瓶，按上述培养要求加入相应的试剂进行培养。
培养2d后，离心发酵液来收集菌体（10733×g，10 min）。
收集的菌体再用MSM清洗2遍。
[3]由于对培养时间没有经验，所以如果第2 d的菌体量不是很大，可以延长至第3或4 d。
3.2 探测实验具体做法：按3.1.2的方法培养菌体，其中表面活性剂的浓度为0.05％。
经过MSM清洗后的菌体分成2部分，一部分在60℃下烘大于24 h（至恒重），另一部分冷冻干燥（至恒重），然后分别将其研磨成粉末状，过筛180目筛，标记，得到制成颗粒状的生物吸附剂，放置干燥器中保存备用。
[4]用0.001M NaCl 配置1.0 g/L的生物吸附剂，测定该溶液的zeta potential。
在50 mL锥形瓶的20 mL溶液反应体系中，测定1.0 g/L的生物吸附剂对Cd，Zn 和Cu的吸附效果。
各金属溶液的初始浓度均为20.0 mg/L，pH4（用0.1M NaOH or HNO3调节pH值），转速120 rpm，温度28℃，吸附时间t＝4 h。
吸附结束后离心反应液（10733×g，10 min），取上清液稀释到标准曲线的范围内用原子吸收分光光度计测剩余金属离子的质量浓度。
做3个平行样。
[3]后续实验可改用发酵罐大批量发酵制取菌体。
3.3 表面活性剂浓度的影响经过3.2的吸附实验后，选出有显著性差异效果的表面活性剂，在培养基中加入不同浓度的该表面活性剂进行培养。
浓度设计为0，0.005, 0.01，0.05，0.1，0.2 %。
结论在试验3.2和3.3探测试验（关于简青霉）的基础上（具体数据见文件夹《20100514预试验和结论-简青霉》），分别选择以下活性剂对应的浓度对菌体生长进行影响：Saponin (%): 0.005，0.025，0.1 （设计梯度为：1/5/20）；RL (%): 0.005，0.025，0.05（设计梯度为：1/5/10）；SDS (%): 0.001，0.005，0.01（设计梯度为：1/5/10）；Triton X-100 (%): 0.05，0.2，0.5（设计梯度为：1/4/10）；对Triton X-100 在0.5的浓度先发酵少量的，对一种重金属做三个平行样吸附试验的试探，如果效果好再大批量发酵.在探测试验中，Saponin和RL影响下简青霉对Cu的吸附率为98％左右，其余的吸附情况为70％左右。
说明：以上四种surfactant在系列浓度影响下的黄孢菌体生长量不理想，没有进行探测试验3.4 吸附实验3.4.1 处理过的吸附剂用量对吸附的影响（简青霉）在50 mL锥形瓶的20 mL溶液反应体系中，测定各种不同浓度的的生物吸附剂对Cd，Zn和Cu的吸附效果。
各金属溶液的初始浓度均为20.0 mg/L，pH4（用0.1M NaOH or HNO3调节pH值），转速120 rpm，温度28 ℃，吸附时间t＝4 h。
吸附结束后离心反应液（10733×g，10 min），取上清液稀释到标准曲线的范围内用原子吸收分光光度计测剩余金属离子的质量浓度。
