耐辐射奇球菌对水中铀(Ⅵ)的吸附试验

邓钦文 丁德馨 刘 冬 王永东

(1.南华大学环境保护与安全工程学院，湖南 衡阳 421001；2.南华大学核资源工程学院，湖南 衡阳 421001)

耐辐射奇球菌对水中铀(Ⅵ)的吸附试验

邓钦文1丁德馨2刘 冬1王永东2

(1.南华大学环境保护与安全工程学院，湖南 衡阳 421001；2.南华大学核资源工程学院，湖南 衡阳 421001)

为探索治理铀污染的新工艺、新方法，对耐辐射奇球菌吸附铀(Ⅵ)的影响因素进行了研究。结果表明，溶液的pH值、吸附时间和吸附剂投加量对铀去除率影响显著。在含铀(Ⅵ)模拟废水pH=5、吸附时间为180 min、初始浓度为50 mg/L的情况下，投加0.2 g/L的耐辐射奇球菌体吸附剂，铀(Ⅵ)吸附率可达92.30%；随着铀(Ⅵ)初始浓度的提高，铀吸附率微幅下降，吸附量几乎与铀(Ⅵ)浓度成正比。对吸附机理的探讨表明，耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附行为符合Freundlich等温模型和准二级动力学模型。

耐辐射奇球菌 铀(Ⅵ) 吸附

铀矿开采、加工和核废料处理造成的环境污染是世界性难题[1-3]，是人类健康和自然生态环境安全的巨大威胁。世界各主要核国家对利用微生物还原、植物修复等技术来治理铀污染投入了大量的人力和财力[4-6]。近年，科研工作者在细菌吸附铀的机理研究方面取得了一些成果[7-10]。本文将介绍影响耐辐射奇球菌(Deinococcusradiodurans)吸附铀(Ⅵ)的因素，及其吸附热力学和动力学特性。

1 试验仪器及试剂

1．1 试验仪器

试验仪器有HVE-50型自动灭菌锅、721型分光光度计、EBC-4型生物安全柜、pHS-3型精密pH计、PYX-250Z-B型振荡培养箱、HZQ-C型空气浴振荡器、TG16型离心分离机、BS600H型电子天平、102-2A型电热鼓风干燥箱等。

1．2 试验试剂

琼脂粉、酵母提取物、胰蛋白胨为工业品；NaCl、HCl、NaOH等为化学纯试剂；铀(Ⅵ)标准溶液按文献方法配制[11]。

2 试验方法

2.1 培养基的制备

LB固体培养基的制备：取10 g胰蛋白胨、5 g酵母提取物、10 g氯化钠、20 g琼脂粉，加蒸馏水至1 000 mL，调pH至7.2～7.4，120 ℃、0.12 MP下灭菌30 min，4 ℃保存备用。

LB液体培养基除不加琼脂粉外，其他与LB固体培养基相同。

2.2 菌种的选定与制备

菌种均来自铀矿冶生物技术国防重点学科实验室，使用前需先对真空冷冻保存的菌种进行恢复培养：将预先配置好的固体培养基(3个)放入无菌操作台，打开紫外灯灭菌20～30 min。用浸过75%酒精的脱脂棉擦净安瓿管后旋开盖子，用接种环挑取菌种在固体培养基上划平板。把划好的平板移入30 ℃的恒温培养箱中培养2～3 d，选择最佳的接种下一代。

扩大培养：取5支1.5 mL的PVC管，用1 000 μL的针头向每管加入高温灭菌后的液体培养基1.0 mL，然后用接种环挑取恢复培养的耐辐射奇球菌至各PVC管中，把接种好的PVC管移至30 ℃恒温振荡培养箱中培养2～3 d。

干菌体制备(用于吸附铀(Ⅵ))：将菌体置于37 ℃的液体培养基中振荡培养48 h，离心(10 000 r/min，5 min)收集菌体，用去离子水洗涤2～3次，菌体于56 ℃(避免温度过高引起菌体有机物损失)下烘干[12]，冷却研磨，过150目筛，干菌体保存于干燥器中备用。

2.3 吸附试验

将一定质量的干菌体吸附剂加人100 mL含铀(Ⅵ)的标准溶液中，调节初始pH值，在恒温振荡器中振荡(150 r/min)一定时间后静置、过滤，测定上清液中残留的铀(Ⅵ)浓度，计算铀(Ⅵ)去除率。

3 试验结果与讨论

3.1 耐辐射奇球菌吸附效果影响因素试验

3.1.1 pH值对铀(Ⅵ)吸附效果的影响

在铀(Ⅵ)初始浓度为50 mg/L的溶液中投加0.3 g/L的菌体吸附剂，在25 ℃下振荡吸附90 min，pH值对铀(Ⅵ)吸附效果影响试验结果见图1。

图1 pH值与铀(Ⅵ)吸附率的关系Fig.1 Effect of pH value on U(Ⅵ) removal rate

从图1可以看出，pH值对铀(Ⅵ)吸附效果影响显著。在 pH=3～4的范围内提高溶液的pH值，耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附率快速上升，到pH=5时达到最大值，吸附率高达92.50%，对应的吸附量为154.17 mg/g；继续提高溶液的pH值，耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附率呈先慢后快的下降趋势。因此，耐辐射奇球菌体吸附铀(Ⅵ)的适宜pH值在5左右。

3.1.2 吸附时间对铀(Ⅵ)吸附效果的影响

在铀(Ⅵ)初始浓度为50 mg/L的溶液中投加0.3 g/L的菌体吸附剂，在pH=5、吸附温度为25 ℃下振荡吸附，吸附时间对铀(Ⅵ)吸附效果影响试验结果见图2。

图2 吸附时间与铀(Ⅵ)吸附率的关系Fig.2 Effect of reaction time on U(Ⅵ) removal rate

从图2可以看出，吸附时间对铀(Ⅵ)吸附效果影响显著。在吸附初期，随着吸附时间的延长，耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附率快速上升，180 min基本达到吸附平衡，对应的吸附率为94.00%、吸附量为156.67 mg/g。因此，吸附时间确定为180 min。

3.1.3 铀(Ⅵ)初始浓度对铀(Ⅵ)吸附效果的影响

在铀(Ⅵ)溶液中投加0.3 g/L的菌体吸附剂，在pH=5、吸附温度为25 ℃下振荡吸附180 min，铀(Ⅵ)初始浓度对铀(Ⅵ)吸附效果影响试验结果见图3。

图3 铀(Ⅵ)初始浓度与铀(Ⅵ)吸附率的关系Fig.3 Effect of initial U(Ⅵ) concentration on U(Ⅵ) removal rate

从图3可以看出，铀(Ⅵ)初始浓度对铀(Ⅵ)吸附效果影响不显著。随着铀(Ⅵ)初始浓度的提高，耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附率小幅下降至94.00%以后下降幅度就十分缓慢。因此，耐辐射奇球菌对含铀(Ⅵ)废水的生物吸附潜力巨大。

3.1.4 菌体吸附剂投加量对铀(Ⅵ)吸附效果的影响

在铀(Ⅵ)初始浓度为50 mg/L的溶液中投加菌体吸附剂，在pH=5、吸附温度为25 ℃下振荡吸附180 min，菌体吸附剂投加量对铀(Ⅵ)吸附效果影响试验结果见图4。

图4 菌体吸附剂投加量与铀(Ⅵ)吸附率的关系Fig.4 Effect of Deinococcus dosage on U(Ⅵ) removal rate

从图4可以看出，菌体吸附剂投加量对铀(Ⅵ)吸附效果影响较显著。在菌体吸附剂投加量较少时，随着菌体吸附剂投加量的增加，耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附率呈较快上升趋势，当菌体吸附剂投加量为0.2 g/L时，吸附率达到92.30%，对应的吸附量达到230.75 mg/g；继续提高菌体吸附剂的投加量，吸附率上升的趋势较缓。因此，菌体吸附剂的投加量以0.2 g/L较经济合理。

3.2 耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附机理分析

3.2.1 耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附热力学

用3.1.3节试验结果对Langmuir与Freundlich吸附热力学方程进行拟合。Langmuir与Freundlich吸附热力学方程的表达式分别为

(1)

(2)

式中,q为吸附量，mg/g；ce为吸附平衡时的铀(Ⅵ)浓度，mg/L；b为Langmuir吸附平衡常数；qmax为相应的最大吸附量，mg/g；K、n为Freundlich吸附平衡常数。用上述2个方程对试验结果进行拟合回归，结果见表1、表2、图5、图6。

表1 吸附方程LangmuirTable 1 Langmuir adsorption equation

表2 吸附方程FreundlichTable 2 Freundlich adsorption equation

图5 Langmuir 吸附等温模型曲线Fig.5 Langmuir adsorption model curve at uniform temperature

图6 Freundlich吸附等温模型曲线Fig.6 Freundlich adsorption model curve at uniform temperature

附为多分子层吸附，随着铀(Ⅵ)浓度的上升，吸附质逐渐向内层扩散，吸附量增加。

3.2.2 耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附动力学

用3.1.2节试验结果分别对一、二级动力学方程进行拟合。一、二级动力学方程的表达式分别为

(3)

(4)

式中，t为吸附时间，min；qt、qe分别为t时刻和平衡时刻的吸附量，mg/g；k1、k2分别为一、二级吸附速率常数。用上述2个方程对试验结果进行拟合回归，结果见表3、表4、图7、图8。

表3 一级拟合方程Table 3 First-pseudo kinetic equation mode

表4 二级拟合方程Table 4 Second-pseudo kinetic equation mode

图7 一级拟合方程Fig.7 First-pseudo kinetic equation mode curve

图8 二级拟合方程Fig.8 Second-pseudo kinetic equation mode curve

衡。因此，二级动力学方程为最优动力学拟合方程。

4 结 论

(1)耐辐射奇球菌对低浓度含铀(Ⅵ)废水有较好的去除效果。在废水pH=5、吸附时间为180 min、初始浓度为50 mg/L的情况下，投加0.2 g/L的菌体吸附剂，可达92.30%的吸附率；随着铀(Ⅵ)初始浓度的提高，铀吸附率微幅下降，吸附量几乎与铀(Ⅵ)浓度成正比。

(2)耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附行为更符合Freundlich等温模型，具有多层吸附特性，吸附过程符合准二级动力学模型。

(3)耐辐射奇球菌对铀(Ⅵ)的吸附率可达90%以上，其吸附机理的研究还不够深入、全面，不能满足开发新型生物吸附剂的需求，后续应进一步探究其吸附原理和机制。

[1] Simphiwe C，Evans M N.et al.Removal of uranium (VI) under aerobic and anaerobic conditions using an indigenous mine consortium[J].Minerals Engineering，2010，23(6):526-531.

[2] 陈保东，陈梅梅，白 刃.丛枝菌根在治理铀(Ⅵ)污染环境中的潜在作用[J].环境科学,2011，32(3):809-816. Chen Baodong，Chen Meimei，Bai Ren.Potential role of arbuscular mycorrhiza in bioremediation of uranium contaminated environments[J].Environmental Science，2011，32(3):809-816.

[3] Lioyd N S，Chenery S R N，Parrish R R.The distribution of depleted uranium contamination in Colonie，NY，USA[J].Science of the Total Environment，2009，408(2):397-407.

[4] Francis A J，Dodge C J.Bioreduction of uranium (VI) complex with citric acid by clostridia affects its structure and solubility[J].Environmental Science Technology，2008，42(22)：8277-8282.

[5] Shtangeeva.Uptake of uranium and thorium by native and cultivated plants[J].Environmental Radioactivity，2010，101(6): 458-463.

[6] Madrugaa M J，Brogueiraa A，Alberto G.226Ra bioavailability to plants at the urgeirica uranium mill tailings site[J].Environmental Radioactivity，2001，54(1):175-188.

[7] Saqib M，Claire S J，David L P.Fungi outcompete bacteria under increased uranium concentration in culture media[J].Journal of Environmental Radioactivity，2013，120(2)：39- 44.

[8] Liu M X ，Dong F Q，Yan X Y.Biosorption of uranium by saccharomyces cerevisiae and surface interactions under culture conditions[J].Bioresource Technology，2010，101(22)：8573-8580.

[9] 吕俊文，张 宇，邓钦文，等.微生物对铀铁锰离子在土壤中迁移的影响[J].金属矿山，2012(10):140-144. Lu Junwen，Zhang Yu，Deng Qinwen，et al.Study on influence of indigenous microorganisms on migration of U (Ⅵ) ，Fe and Mn ions in soil[J].Metal Mine，2012(10):140-144.

[10] 吴唯民，Jack C，David W，等.地下水铀污染的原位微生物还原与固定:在美国能源部田纳西橡树岭放射物污染现场的试验[J].环境科学学报，2011，31(3):449-459. Wu Weimin，Jack C，David W，et al.Bioreduction and immobilization of uranium in situ: a case study at a USA Department of energy radioactive waste site，Oak Ridge，Tennessee[J].Acta Scientiae Circumstantiae，2011，31(3):449-459.

[11] 王 晓，夏良树，郑伟娜，等.改性麦秸对U(VI)的吸附性能及机理[J].过程工程学报，2010，10(6):1084-1090． Wang Xiao，Xia Liangshu，Zheng Weina，et al.Adsorption behavior and mechanism of uranium (VI) on modified wheat straw[J].The Chinese Journal of Process Engineering，2010，10(6):1084-1090.

[12] 王宝娥，徐伟昌，谢水波，等.啤酒酵母菌固定化凝胶颗粒吸附铀的研究[J].铀矿冶， 2005，24(1): 34-37. Wang Baoe，Xu Weichang，Xie Shuibo，et al.Study on biosorption of uranium by alginate immobilized saccharomyces cerevisiae[J].Uranium Mining and Metallurgy,2005，24(1): 34-37.

(责任编辑 罗主平)

Adsorption of U (Ⅵ) by Deinococcus Radiodurans in Water

Deng Qinwen1Ding Dexin2Liu Dong1Wang Yongdong2

(1.SchoolofEnvironmentProtectionandSafetyEngineering，UniversityofSouthChina，Hengyang421001，China;2.SchoolofNuclearResourcesEngineering，UniversityofSouthChina，Hengyang421001，China)

The factors influencing adsorption of U(Ⅵ) byDeinococcusradioduranswas studied in order to find out new methods of reducing uranium pollution.The Results showed that pH and adsorption time have significant effect on removal rate of uranium in solution.The removal rate of U(Ⅵ) reached 92.30% with wastewater pH value of 5，adsorption time for 180 minutes，initial concentration of 50 mg/L，andDeinococcusradioduransdosage of 0.2 g/L.With the increase of U(Ⅵ),initial concentration of uranium adsorption rate decreased slightly, the adsorption capucity almost proportional to U(Ⅵ) concentration.Research of adsorption mechanism revealed that the adsorption of U(Ⅵ) byDeinococcusradioduransfixes the Freundlich model and pseudo-second dynamics model.

Deinococcusradiodurans，Uranium(Ⅵ)，Adsorption

2013-11-22

湖南省教育厅项目(编号：10C1142 2011-2013)，国家自然科学基金项目(编号：51274124)。

邓钦文(1981—)，男，讲师。

X753

A

1001-1250(2014)-01-150-04