创新的多孔菌生物复合材料（MB），由桦木打磨粉尘和壳聚糖制成，具有增强型的重金属吸附性能 Oskars Bikovens, Anrijs Verovkins, Ilze Irbe

《Materials》：Innovative Mycelium Bio-Composites (MB) from Birch Sanding Dust and Chitosan with Enhanced Heavy Metals Sorption Properties Oskars Bikovens, Anrijs Verovkins and Ilze Irbe

　　**摘要**
壳聚糖是一种众所周知的重金属生物吸附剂，被掺入桦木砂纸菌丝体生物复合材料（MBs）中。不同壳聚糖含量的壳聚糖杂化MBs通过显微镜观察、孔结构分析（比表面积和总孔体积）、pHpzc值、官能团含量以及傅里叶变换红外光谱（FTIR）进行了表征。显微镜观察未发现壳聚糖对Trametes versicolor具有抗真菌作用。与壳聚糖杂化后，MBs的孔结构发生退化。FTIR光谱和官能团分析证实了MBs中存在壳聚糖的氨基团。这些壳聚糖杂化MBs被用于吸附重金属Cu(II)和Cd(II)，并评估了其去除百分比和吸附等温线。吸附等温线使用Freundlich模型和Langmuir模型进行了分析。结果表明，根据Langmuir方程计算，MBs对Cu(II)的最大単层吸附能力显著提高。

**1. 引言**
废水处理是全球面临的问题之一，与可持续发展目标6（清洁水和卫生设施）直接相关。废水处理对健康（SDG 3）、水下生命（SDG 14）、气候行动（SDG 13）以及不平等问题（SDG 10）都有影响。由于重金属的毒性、持久性和生物累积潜力，它们被视为高优先级污染物。处理不当的工业废水是水环境中重金属污染的主要来源之一[1,2]。有多种用于重金属污染废水处理的修复方法，如膜过滤、混凝、沉淀和吸附。生物吸附是一种符合“绿色化学”或“可持续化学”原则的修复方法，与化学吸附剂相比具有某些优势。细菌、真菌、藻类以及各种天然和农业生物质已被用于从废水中去除重金属[2,3]。

壳聚糖是一种由β-(1→4)连接的D-葡萄糖胺和N-乙酰-D-葡萄糖胺组成的线性生物聚合物，通过脱乙酰化从最丰富的天然生物聚合物几丁质中获得。壳聚糖在食品工业、农业、医学和废水净化等多个领域有广泛应用[4]。壳聚糖对重金属离子、磷酸盐、染料和农药等具有良好的吸附性能[4,5]。尽管壳聚糖是一种低成本的生物吸附剂，但其主要局限性包括机械强度低、在酸性溶液中溶解度差以及非多孔结构[6,7]。为克服这些问题，提出了多种壳聚糖改性的方法，包括制备多孔凝胶珠[8]；合成壳聚糖纳米颗粒；用戊二醛、柠檬酸或其他交联剂交联壳聚糖氨基团[4,6,9]；或用环氧氯丙烷交联壳聚糖羟基团[7]。将壳聚糖掺入复合材料中可以改善其性能。已开发出壳聚糖与活性炭及聚氨酯/壳聚糖复合材料用于去除染料[4]。Kaur将壳聚糖和羧甲基纤维素掺入氧化石墨烯纳米片层中[10]。

我们的方法是将生物吸附剂（壳聚糖）掺入生长的菌丝体中，以制备菌丝体生物复合材料。菌丝体生物复合材料是一种相对较新的材料，应用范围涉及建筑材料、包装材料、绝缘材料等领域[11,12]。将壳聚糖整合到基于菌丝体的生物复合材料中，为壳聚糖基吸附剂的化学改性提供了一种可持续且环保的替代方案。本研究的目的是制备一种新的壳聚糖/菌丝体生物复合材料，并将其用于从水溶液中吸附Cu(II)和Cd(II)。铜是最常见的重金属之一，虽然属于必需微量元素，但高剂量下对人体有毒；至于镉，目前仅发现其负面影响[13]。据我们所知，尚未有研究探讨菌丝体生物复合材料及壳聚糖/菌丝体生物复合材料的重金属吸附性能。本研究采用多种物理、物理化学和化学方法对壳聚糖/菌丝体生物复合材料进行了表征，并采用批量法研究了其对重金属的吸附作用。我们假设壳聚糖的掺入有助于提高菌丝体生物复合材料对金属的吸附能力。

**2. 材料与方法**
2.1. 壳聚糖菌丝体生物复合材料的制备
用于制备壳聚糖菌丝体生物复合材料的桦木（Betula pendula）砂纸粉尘（BSD）来自拉脱维亚的胶合板生产商JSC “Latvijas Finieris”。通过改良方法，使用在BSD上生长的Trametes versicolor菌丝体制备了这些复合材料[14]。用于改性的壳聚糖来自中国连云港的江苏奥新生物科技股份有限公司（Jiangsu Aoxin Biotechnology Co., Ltd.），其脱乙酰度大于90%，分子量适中。

2.2. 组织样品的表征
使用配备10 MP集成相机的Leica S9i数字体视显微镜（Leica Microsystems, Wetzlar, Germany）以50倍放大倍数观察了样本（体积30 × 30 × 30 mm3）的横截面微观形态，并利用Leica LAS V 4.12.0软件进行图像采集与分析，所有图像保存在基于PC的数据库中。
对于扫描电子显微镜（SEM）分析，从样本横截面切割出2 × 2 × 2 mm3的立方体以评估内部结构的真菌分布。壳聚糖晶体和原始BSD纤维作为参考材料进行分析。成像前，所有样本均使用K550X溅射镀膜机（Emitech, Chelmsford, UK）进行金镀膜处理。SEM观察在 Czech Republic Brno的TESCAN VEGA TX显微镜（Tescan）下进行，放大倍数为1000倍，样本固定在石墨带上。
使用Nova 4200e设备（Quantachrome Instruments, Boynton Beach, FL, USA）在77 K（-196.15 °C）条件下通过低温氮气吸附-脱附法确定MBs的基本孔结构（包括微孔和中孔的比表面积及总体积）。比表面积（S）和体积（V）采用Brunaer–Emmet–Teller（BET）方法计算。
MBs的零电荷点（pHpZC值）通过pH漂移法测定[15]。使用稀HCl和NaOH将pH调节至3至9之间。初始pH和最终pH（平衡24小时后）使用FiveEasy pH计（Mettler Toledo, Schwerenbach, Switzerland）进行测量。通过电导滴定法检测壳聚糖杂化MB样本中的酚基、氨基和羧基。称取约40–50 mg完全干燥的样本，放入密封容器中，加入5.0 mL 0.1 M NaOH，用氮气净化容器并充分混合后静置24小时。随后使用0.1 M HCl进行滴定，该过程由CDM210电导率仪（Radiometer Analytical SAS, Villeurbanne, France）自动完成，配备自动滴定管ABU 901。
菌丝体生物复合材料的傅里叶变换红外光谱（FTIR）在KBr（IR级，Sigma Aldrich, Darmstadt, Germany）颗粒中进行测定，仪器型号为Nicolet iS50（Thermo Fisher Scientific, Waltham, MA, USA），测量范围为4000至450 cm?1，光谱分辨率为4 cm?1，共进行32次扫描。颗粒中含有约2 mg的MM200球磨机（Retsch, Haan, Germany）研磨的木样和200 mg KBr。所有光谱均归一化至最高吸收峰。

2.3. MBs对重金属的吸附
吸附实验中使用的硝酸铜(II)三水合物（p.a.）、硝酸镉四水合物（p.a.）和硫酸铬(III)十二水合物（p.a.）由Lach-Ner（Neratovice, Czech Republic）提供。ICP多元素标准溶液IV认证参考材料由Merck KGaA（Darmstadt, Germany）提供，用于原子吸收光谱法（AAS）测定溶液中的重金属浓度。使用配备相应空心阴极灯（Cathodeon, Cambridge, UK）的Shimadzu AA-6300原子吸收光谱仪（Shimadzu Corporation, Kyoto, Japan）测定Cu(II)和Cd(II)离子浓度。测定重金属的波长分别为：Cu—324.8 nm和Cd—228.8 nm。燃烧器类型为空气-乙炔，乙炔流量为1.8 L min?1，空气流量为15 L min?1。实验参数遵循制造商推荐设置。AAS结果使用WizAArd版本3.0软件（Shimadzu Corporation, Kyoto, Japan）处理。

通过将固定量的生物吸附剂（0.5 g）与50 mL含金属溶液（金属浓度50 mg/L）在聚丙烯离心管中混合，于22 °C下连续搅拌24小时（Sky Line Shaker, ELMI Ltd., Riga, Latvia）进行批量吸附实验。初始pH用稀HNO3或NaOH调节至所需值。吸附后，样品离心并通过0.45 μm尼龙注射滤膜过滤，然后用AAS测定重金属浓度。重金属去除效率通过公式（1）计算：
$$ R_{eq} = \times 100\% $$
其中Co表示初始重金属浓度（mg/L），Ce表示平衡状态下的重金属浓度（mg/L）。

动力学研究中的吸附时间范围为10分钟至24小时。在pH研究中，金属溶液的初始pH值在5–7之间，通过稀HNO3或NaOH多次调节pH直至达到恒定值。吸附等温线模型用于评估生物吸附剂的性能。平衡等温实验在室温（22 ± 1 °C）下进行，初始重金属浓度范围为10 mg/L至160 mg/L，吸附时间为24小时，并在持续搅拌条件下进行。平衡吸附容量qe（mg g?1）通过公式（2）计算：
$$ q_e = \frac{V \cdot (C_o - C_e)}{m} $$
其中V为溶液体积（L），m为生物吸附剂质量（g）。
吸附等温线根据qe和Ce数据分别用Freundlich模型（3）和Langmuir模型（4）进行拟合。Freundlich模型和Langmuir模型是最常用的吸附模型之一[17]。Freundlich模型是一个无物理含义的经验公式，描述了液相中吸附物种浓度与吸附剂表面积之间的关系；而Langmuir模型能够很好地描述化学吸附（覆盖度不超过50%）和物理吸附现象。尽管存在一些假设，该模型仍能确定単层吸附容量[17]：
$$ q_e = K_F \cdot \frac{C_e^1}{n} $$
$$ q_e = \frac{q_m \cdot K_L \cdot C_e^1}{1 + K_L \cdot C_e} $$
其中KF和n分别为Freundlich常数和Langmuir常数；qm为Langmuir模型估算的単层吸附容量（mg g?1），KL为吸附速率与解吸速率的比值。
Freundlich方程（5）的对数形式和Langmuir方程（6）的线性形式分别用于计算相应常数：
$$ \ln q_e = \ln q_e^1 + n \cdot \ln C_e $$
$$ C_e = \frac{q_e}{1 + \ln q_e^1} $$
Freundlich模型通过绘制ln qe与ln Ce的关系图得到；Langmuir模型通过绘制Ce/qe与Ce的关系图得到[17]。所有实验均重复三次，取平均值作为最终结果。

**3. 结果与讨论**
通过对基本MB和壳聚糖杂化MB进行显微镜观察、氮气吸附-脱附等温线分析、FTIR光谱、pHpzc值以及官能团分析，评估了壳聚糖杂化对MB表面结构和化学性质的影响，这些性质对重金属吸附至关重要。

3.1. MB的表征
3.1.1. MB的显微镜观察
使用体视显微镜和SEM观察壳聚糖的沉积及其与真菌菌丝的相互作用。结果表明，棕色壳聚糖晶体存在于MB结构中，且真菌在其周围生长不受限制（图1）。图1显示了不同浓度壳聚糖添加情况下的MBs微观结构，棕色壳聚糖晶体分布在MB内部。图2A、B展示了壳聚糖杂化前后BSD纤维（MB）的微观结构，图2C、D展示了壳聚糖生物聚合物杂化后的情况。图像显示了壳聚糖晶体附近及上方的菌丝分布。尽管有许多关于壳聚糖对（植物致病）真菌具有显著且经过充分证明的抗菌活性的报道[18]，但实验结果并未显示壳聚糖对Trametes versicolor有任何显著的抗菌效果。3.1.2. MB的多孔结构 我们之前的研究[19]中通过氮吸附-解吸等温线数据计算出了多孔结构参数（表1）。所有研究的基本MB样品的比表面积都很低，范围在2到3.3 m2·g?1之间，这高于原始BSD的1.4 m2·g?1。获得的结果与已发表的木材数据相近，例如金合欢木的比表面积为2.77 m2·g?1[20]。然而，水蒸气吸附实验显示桤木的比表面积高达333 m2·g?1[21]。氮吸附和水蒸气吸附之间的差异可以用生物质在水中膨胀来解释。表1. 桦木打磨粉尘（BSD）和菌丝生物复合材料（MB）的比表面积（SBET）和孔体积[19]。与壳聚糖杂交后，基本MB（MB-0%）的比表面积和孔体积有所下降。3.1.3. FTIR光谱 分析所用的FTIR光谱的吸收带根据参考文献[22,23]进行了分配。基本MB和壳聚糖杂交MB的FTIR光谱显示出典型的硬木光谱特征，包括在3420 cm?1处的OH基团宽峰、3000–2800 cm?1范围内的烷基伸缩（-CH2–和-CH3基团的对称和非对称伸缩）、1734 cm?1处的非 conjugated C=O 芳基（主要是乙酰基）峰、1596、1507和1424 cm?1处的木质素骨架振动峰、1463 cm?1处的-CH变形峰（典型的木质素甲氧基），以及832 cm?1处的木质素环上C–H平面外的振动峰。两个光谱的指纹区域中最高的吸收峰分别对应于1050 cm?1处的C–O、C–O–C和C–O–H振动，这些是糖的特征。图3. 基本菌丝生物复合材料（MB）和壳聚糖杂交MB的FTIR光谱（1—基本MB，2—壳聚糖含量2%，3—壳聚糖含量4%，4—壳聚糖含量10%，5—壳聚糖含量15%，6—商业壳聚糖）。与木材光谱不同，壳聚糖FTIR光谱在1645 cm?1处显示出强烈的吸收（剩余N-乙酰基的酰胺I的C=O伸缩）和1550 cm?1处的N–H弯曲（酰胺II的N–H弯曲），以及在1325 cm?1处的较弱吸收带（酰胺III的C–N伸缩）[24]。随着菌丝复合材料中壳聚糖含量的增加，1700到1500 cm?1范围内的吸收也增加了，这证实了菌丝复合材料中含有更多的含氮化合物（壳聚糖和/或蛋白质）。观察到壳聚糖杂交MB中的壳聚糖含量与1642 cm处的吸收强度之间存在正相关（皮尔逊相关系数ρ = 0.97）。3.1.4. 零电荷点和官能团分析 MB的零电荷点（pHpzc）的pH值在4.37到4.57之间，低于原始BSD的pH值，如表2所示。零电荷点表明在pH值超过pHpzc（>4.6）时MB带有负电荷。将壳聚糖加入到菌丝生物复合材料后，pHpzc值有所增加。表2. 不同壳聚糖含量的MB的pHpzc和官能团的质量分数。MB的零电荷点（pHpzc）的pH值在4.37到4.57之间，低于原始BSD的pH值，如表2所示。零电荷点表明在pH值超过pHpzc（>4.6）时MB带有负电荷。将壳聚糖加入到菌丝生物复合材料后，pHpzc值有所增加。通过电导滴定确定了MB的官能团的质量分数（表2）。MB中的官能团总量高于原始BSD。MB中的酚羟基（-OH）数量减少，而羧基（-COOH）数量显著增加。随着壳聚糖的添加，氨基（-NH2）的质量含量呈现上升趋势。壳聚糖杂交MB中的酚羟基含量低于基本MB。MB中的羧基含量在不同壳聚糖百分比下没有显示出显著的变化趋势。3.2. 重金属吸附 3.2.1. 吸附时间 吸附实验中接触时间是一个非常重要的参数。为了确定达到吸附平衡所需的时间，进行了24小时内的吸附动力学实验。图4显示了壳聚糖/MBs与Cu(II)和Cd(II)溶液接触时间的影响。吸附过程在最初的10分钟内迅速发生。对于Cd(II)，大约87%在10分钟内被吸附；而对于Cu(II)，仅约74%被吸附。1小时后，Cd(II)的吸附达到最大值并不再变化，而Cu(II)的吸附在5小时后达到最大值。这与Liu描述的两阶段吸附模型一致[25]：首先，重金属快速吸附在表面，然后重金属离子缓慢扩散到内部层。进一步的实验在22–24小时内进行。图4. 吸附时间对MB-10%菌丝生物复合材料（m = 0.5 g；V = 50 mL 50 mg/L Cu(II)或Cd(II)；初始pH值Cu(II)为5.5，Cd(II)为6.0；T = 20 °C）吸附Cu(II)（蓝线）和Cd(II)（橙线）的影响。3.2.2. pH值 pH值显著影响重金属离子的吸附。在中性和弱酸性介质中测定了pH值对Cu(II)和Cd(II)吸附的影响，因为在碱性介质中会形成不溶性氢氧化物。Cu(II)氢氧化物在pH 7时就已经形成[26]，而Cd(II)氢氧化物在pH > 8时形成[27]。当溶液的pH值从4.8增加到6.5时，Cu(II)的吸附增加了9%，而当pH值从5.3增加到6.4时，Cd(II)的吸附增加了28%（图5）。吸附实验在pH值大于pHpzc的条件下进行，此时吸附剂表面带有负电荷。这些结果表明Cd(II)的吸附对溶液pH值的变化更敏感。图5. pH值对MB-10%菌丝生物复合材料（m = 0.5 g；V = 50 mL 50 mg/L Cu(II)或Cd(II）吸附Cu(II)（蓝线）和Cd(II)（橙线）的影响（t = 24 h；T = 22 °C）。3.2.3. 去除实验 进行了重金属去除实验，以评估壳聚糖掺入MBs对其吸附性能的影响。吸附前的pH值分别为Cu(II)的5.5和Cd(II)的6.0。吸附后，Cu(II)溶液的pH值降至4.4–4.6，Cd(II)溶液的pH值降至4.7–4.9，这清楚地表明发生了吸附剂和吸附物之间的离子交换。与MBs相比，壳聚糖对重金属的去除能力非常高，分别达到了99.8%和98.6%。原始桦木打磨粉尘的Cu(II)和Cd(II)去除能力最低（图6）。壳聚糖与菌丝生物复合材料的杂交显著提高了Cu(II)的去除效果，而对于Cd(II)离子，只有在高壳聚糖含量下才观察到效果。在实验条件下，含15%壳聚糖的MB的Cu(II)最高平衡吸附容量为4.7 mg g?1，Cd(II)为1.3 mg g?1。图6. 原始桦木打磨粉尘（BSD）、基本菌丝生物复合材料（MB）和壳聚糖杂交MB（壳聚糖含量百分比）对Cu(II)（蓝色柱）和Cd(II）（黄色柱）的去除效果（m = 0.5 g；V = 50 mL 50 mg/L Cu(II)或Cd(II）；初始pH值Cu(II)为5.5，Cd(II)为6.0；t = 24 h，T = 22 °C）。3.2.4. 吸附等温线 随着初始金属浓度的增加，生物复合材料上的金属吸附显著增加，直至达到吸附平台期。吸附等温线可以用Freundlich模型或Langmuir模型来描述。然而，在较高金属浓度（超过100–140 mg/L）时，观察到偏离I型等温线的情况。对于Cu(II)和Cd(II)，金属吸附容量显著增加。Langmuir模型适用于描述单层吸附，而Freundlich模型适用于描述物理吸附和化学吸附，其平衡覆盖分数约为50%[17]。在高金属浓度下，这些吸附模型无法准确描述实验数据。Cu(II)在MB-15%上的最大吸附容量为15.9 mg/g，Cd(II)为5 mg/g。图7和图8以及表3显示，MB上Cu(II)的吸附容量直接依赖于MB中的壳聚糖含量。另一方面，未观察到菌丝生物复合材料中壳聚糖含量与Cd(II)吸附之间的关系。这可能是因为壳聚糖的氨基与Cu(II)离子之间的反应。纯壳聚糖对Cu(II)的吸附能力非常高，超过20 mg g?1，且Cu(II)的去除率达到99%。相比之下，Cd(II)复合物的稳定性要低得多。图7. 在壳聚糖杂交菌丝生物复合材料MB-15%（m = 0.5 g；V = 50 mL；初始pH值5.5；t = 24 h；T = 22 °C）上Cu(II)的吸附等温线（A）实验吸附等温线，Freundlich（B）和Langmuir（C）等温线的线性形式。图8. 在壳聚糖杂交菌丝生物复合材料MB-15%（m = 0.5 g；V = 50 mL；初始pH值6.0；t = 24 h；T = 22 °C）上Cd(II)的吸附等温线（A）实验吸附等温线，Freundlich（B）和Langmuir（C）等温线的线性形式。表3. Cu(II)和Cd(II)在桦木打磨粉尘（BSD）和不同壳聚糖含量（%）的壳聚糖菌丝生物复合材料（MB）上的吸附等温线参数（Cu(II)的pH值为4.4–4.6，Cd(II)为4.7–4.9，T = 22 °C）。Freundlich模型提出了具有异质能量和表面分布的多层吸附。Freundlich等温线参数在表3中给出。1/n参数与吸附强度有关。1/n值的范围是0 < 1/n < 1，表明表面结构是异质的，活性位点呈指数分布[28]。Cu(II)和Cd(II)的最高相对吸附容量分别出现在MB 15%时。Freundlich吸附模型并不能用相同的准确性描述所有获得的吸附等温线，因为线性方程（5）的确定系数变化很大（从0.99到0.66）。Langmuir模型更适合描述菌丝生物复合材料的金属吸附数据。Langmuir模型可以计算吸附剂的最大单层吸附容量（qm）。计算出的最大qm值约为Cu(II)在MB-15%上的19.5 mg g?1。对于Cd(II)，未观察到最大单层吸附容量的显著增加。Cu(II)和Cd(II)具有不同的硬软酸碱性质，这对它们的螯合特性和吸附非常重要。MB中壳聚糖氨基的存在增强了Cu(II)的吸附，但在实验条件（pH约5）下对Cd(II)的吸附没有显著影响。这可能是由于Cu(II)和Cd(II)离子的化学性质不同，特别是它们的硬软路易斯酸碱（HSAB）性质以及它们与MB和壳聚糖官能团的相互作用。Cu(II)被归类为 borderline 路易斯酸，能与 borderline 和强碱（如壳聚糖的氨基）强烈结合，而Cd(II)是软路易斯酸，对软碱有很强的亲和力[29]。这一假设通过暴露于Cu(II)或Cd(II)前后壳聚糖/菌丝生物复合材料的FTIR光谱得到了证实。比较吸附前后傅里叶变换红外光谱（FTIR）（图9左侧），可以看出在两种情况下羧基区域（大约1734 cm?1）的吸收都有所降低。在铜(II)离子吸附到壳聚糖/菌丝生物复合材料上后，FTIR光谱还显示在1650至1590 cm?1范围内吸收显著减少，这对应于伯胺的变形振动[22]。差分FTIR光谱（图9右侧）清楚地展示了铜(II)和镉(II)在壳聚糖/菌丝生物复合材料上的吸附机制差异，以及铜(II)离子与壳聚糖氨基团的相互作用，而这种相互作用在实验条件下（pH约5）并未出现在镉(II)离子上。图9显示了壳聚糖/菌丝生物复合材料（MB-10%）在吸附铜(II)（Cu(II)-MB-10%）或镉(II)（Cd(II)-MB-10%）前的FTIR光谱及其差分光谱（右侧），以及相应的铜(II)差分-对照和镉(II)差分-对照光谱。

4. 结论
本研究提出了一种利用与壳聚糖杂化的菌丝生物复合材料开发生物吸附剂的新方法。所获得的含有壳聚糖的菌丝生物复合材料具有氨基团，这些氨基团对重金属吸附非常重要。将壳聚糖掺入菌丝生物复合材料后，铜(II)的吸附能力提高了十倍以上，最大生物吸附容量达到19.5 mg g?1。壳聚糖对镉(II)吸附的影响则不那么明显。这可以通过铜(II)和镉(II)的不同哈德-软路易斯酸-碱（HSAB）性质来解释，根据HSAB理论，它们倾向于与不同的螯合剂结合，这一点通过FTIR光谱得到了证实。