大腸桿菌與水體中U(Ⅵ)的作用行為和產物研究

黃 榮,覃貽琳,聶小琴*,董發勤,劉明學,楊 剛,馬佳林,龔俊源,黃文波,陳 博

?

大腸桿菌與水體中U(Ⅵ)的作用行為和產物研究

黃 榮1,1,聶小琴1*,2,劉明學3,楊 剛3,馬佳林1,龔俊源1,1,陳 博1

(1.西南科技大學,,四川 綿陽 621010；2.西南科技大學,固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室,四川 綿陽 621010；3.西南科技大學生命科學與工程學院,四川 綿陽 621010)

通過批次吸附實驗及介觀和譜學等表征方法,研究了大腸桿菌()粉末對水體中U(Ⅵ)的富集行為和吸附模型,并對其作用產物進行了詳細分析.結果表明:大腸桿菌對初始濃度為50mg/L U(Ⅵ)溶液(pH＝5)的吸附容量可達到mg/g.Langmuir等溫模型和準二級動力學方程能較好的描述其吸附過程. FTIR、SEM-EDS、XRD分析結果表明:在與水體中U(VI)作用后,大腸桿菌表面檢測出UO22+的紅外特征峰(876.16cm-1)和U的能譜吸收峰(結合能=).UO22+主要與菌體表面的烷基、氨基、羧基、分子間氫鍵發生作用,重點與PO2-、P(OH)2、PO43-以及PO3-等含P基團進行絡合配位,最終產物以CaU(PO4)2、Ca(UO2)2(PO4)2?H2O、NaUO2(PO3)3等鈾的磷酸鹽形式存在.

大腸桿菌；U(Ⅵ)；熱力學；動力學；FTIR；含P基團進行絡合配位；SEM-EDS；XRD

在核工業的發展過程中,鈾起到至關重要的作用,但在鈾礦開采和鈾礦加工階段產生了大量的[1].在含鈾廢水中,U(Ⅳ)容易形成穩定的絡合物而被沉淀,U(Ⅵ)通常以鈾酰離子(UO22+)的形式存在,易遷移擴散[2],進入食物鏈后,將對人類健康和環境造成危害[3-5].利用微生物處理低濃度含鈾廢水具有效率高、成本低、耗能少的優點.近年來,很多學者對此展開研究[6].目前研究發現微生物對U(Ⅵ)的富集機理主要包括生物表面吸附、體內富集、氧化還原及生成無機微沉淀等[7-8,11-14,16-21],但國內就微生物與水體中U(Ⅵ)作用產物的研究報道很少.譚文發等[8]指出關于微生物與U(Ⅵ)溶液作用后的產物及減重方式有待進一步深入研究.

本文以大腸桿菌粉末作為研究對象,開展了菌體與U(Ⅵ)的宏觀批次吸附實驗,并利用FTIR、SEM-EDS、XRD等分析方法,研究了大腸桿菌對U(Ⅵ)的吸附性能、吸附模型以及作用產物和減重效果.旨在為微生物處理低濃度含鈾廢水提供理論參考和數據支撐.

1 材料與方法

1.1 實驗設備和材料

1.1.1 測試儀器 各測試儀器名稱、型號、生產廠家如表1所示.

表1 實驗儀器Table 1 Laboratory apparatus

1.1.2 菌株和培養基 大腸桿菌()由西南科技大學生命科學與工程學院實驗中心提供.菌種解凍后,接種到液體培養基中,在30℃、150r/min的恒溫培養箱中振蕩培養12h,得到活化菌體,通過平板劃線法得到單個長勢好的菌落,挑選茁壯的菌落接種到新的液體培養基中培養,重復此步驟3次.將純化后的菌體接入到液體培養基中振蕩(150r/min、30℃)培養24h.離心(6000r/min,10min)取沉淀的菌體,用去離子水清洗3遍,烘干(60℃),研磨(過100目篩)待用.

培養基成分:牛肉膏3g,蛋白胨10g,NaCl 5g,蒸餾水1000mL,pH:7.0~7.2.

1.1.3 鈾溶液 稱取2.1092g UO2(NO3)2×6H2O,少量水溶解后,加入10mL硝酸,移入1000mL容量瓶中,用水稀釋至刻度,搖勻,得到1g/L的鈾溶液.通過稀釋得到實驗所需濃度的鈾溶液.0.1mol/L、1mol/L HCl,和0.1mol/L、1mol/L Na2CO3調節U(Ⅵ)溶液pH值.

1.2 實驗方法

1.2.1 吸附實驗 移取20mL一定濃度的U(Ⅵ)溶液,0.006g預備好的大腸桿菌于50mL錐形瓶中(每組設置3個平行樣),置于搖床內恒溫振蕩(150r/min)吸附一定時間,離心(6000r/min、10min),取10ml上清液,通過偶氮胂Ⅲ分光光度法測定上清液中殘余U(Ⅵ)濃度.利用式(1)、式(2)計算菌體對U(Ⅵ)的吸附率(%)和吸附量(mg/g).

式中:0為初始U(Ⅵ)濃度,mg/L;e為時刻剩余U(Ⅵ)濃度,mg/L;為溶液體積,L;為大腸桿菌干重,g.

1.2.2 機理分析 將吸附前和吸附作用1h后的大腸桿菌在60℃下烘至恒重,與KBr混合研磨壓片,在4000~400cm-1范圍內測定其紅外光譜.

大腸桿菌與150mg/L U(Ⅵ)溶液作用一定時間后,離心收集菌體于烘箱中烘干至恒重.將菌體研磨分散于導電膠上,噴金處理后,對菌體表面進行.

與U(Ⅵ)溶液中作用后的大腸桿菌炭化(加熱攪拌至無煙狀態),馬弗爐中灼燒(800℃,4h).經XRD(=1.5406?、=40kV、=40mA、2=0o~80o、步長為0.03342o)分析產物的物相,并通過式(3)計算灰化前后菌體的減重比(WDR).

式中:b為吸附后菌體質量,干重,g;a為灰化后灰分質量,g.

2 結果與分析

2.1 溶液pH值對吸附效果的影響

圖1為大腸桿菌在不同pH值條件下對U(Ⅵ)的吸附結果:溶液pH值在3~5時,菌體對U(Ⅵ)的吸附能力隨pH值的升高而增強.當溶液pH值大于5時,菌體對溶液中U(Ⅵ)的吸附能力降低.

圖1 溶液pH值對大腸桿菌吸附U(Ⅵ)的影響
Fig.1 Effect of pH on adsorption of U(Ⅵ) byE.coli0(U)＝50mg/L,＝1h,＝30℃,＝0.006g,＝20mL

利用Visual MINTEQ3.0模擬計算在不同pH值條件下,U(Ⅵ)初始濃度為50mg/L的溶液中的U(Ⅵ)離子的形態分布比例,結果如圖2所示:溶液pH值在3~4時,Ⅵ)的形態主要為UO22+(86.57%~99.26%).pH值在4~5時,U(Ⅵ)的形態主要為UO22+、(UO2)2(OH)22+、UO2OH+、(UO2)3(OH)5+.當pH值在5~6時,U(Ⅵ)主要以(UO2)4(OH)7+、(UO2)3(OH)5+(57.28%~72.13%) 存在.

當pH=3時,溶液中U(Ⅵ)主要以UO22+的形式存在,但大量H+與UO競爭菌體表面活性吸附位點,菌體對U(Ⅵ)的去除率僅為21.97%.隨著溶液pH值升高,溶液中游離H+減少.細胞壁官能團中會有較多H3O+解離下來進入溶液中,菌體表面出現更多能與UO22+發生絡合作用的負電荷基團[9],吸附率呈增大趨勢.在pH＝5時,菌體對U(Ⅵ)的富集能力最強,吸附率和吸附量分別為77.97%、130.44mg/g.隨著溶液pH值繼續增大,UO22+的水解加劇,生成離子半徑較大的(UO2)2(OH)22+、(UO2)3(OH)5+、(UO2)4(OH)7+.導致U(Ⅵ)與菌體表面吸附位點結合的空間位阻增大,當溶液pH=6時,菌體對U(Ⅵ)的去除率下降至61.78%.

2.2 時間對吸附效果的影響

圖3為大腸桿菌對U(Ⅵ)的吸附效果與時間的關系:在吸附10min時,吸附率和吸附量分別為74.10%,122.93mg/L.在1~2h時,吸附率變化不明顯,最終吸附率和吸附量分別為78.43%, 130.11mg/g.在前10min,菌體表面存在大量活性吸附位點,在靜電作用或細胞表面官能團的配位作用下[10,14],菌體對溶液中U(Ⅵ)有較高的吸附速率.隨吸附反應的進行,菌體上大量吸附位點被占用,溶液中U(Ⅵ)濃度降低,菌體對U(Ⅵ)的吸附速率下降.

2.3 菌體投加量對吸附效果的影響

圖4為大腸桿菌濃度對吸附效果的影響:菌體對U(Ⅵ)的吸附量隨菌體濃度的增大而降低,0()=0.05g/L時,吸附量等于276.89mg/g. U(Ⅵ)的去除率隨菌體濃度的增大.0()=1g/L時,吸附率為89.37%.在菌體濃度大于0.3g/L時,吸附率增大趨勢變得平緩.吸附位點的利用率明顯降低,但其吸附量維持在132.34mg/g.故本實驗研究選擇菌體濃度為0.3g/L開展后續實驗.

2.4 初始鈾U(Ⅵ)濃度對吸附效果的影響

2.5 吸附熱力學分析

2.5.1 吸附等溫模型 Langmuir等溫吸附模型表示吸附劑上的吸附位點是均勻分布的且與溶質進行單層表面覆蓋吸附;Freundlich等溫吸附方程表示多層吸附.Langmuir和Freundlich線性表達式(4)和式(5):

式中:m表示理論最大吸附量,mg/g;e表示平衡時吸附量,mg/g;e表示溶液中剩余U(Ⅵ)濃度, mg/L;a表示吸附位點與溶質結合穩定度.f是Freundlich擬合常數,表示吸附劑的吸附能力.為經驗常數,表示U(Ⅵ)濃度對吸附效果的影響.

從圖6和表2可以看出,在298K、303K、308K和313K時,Langmuir和Freundlich吸附模型均具有良好的線性關系,但擬合參數2(Langmuir) >2(Freundlich).U(Ⅵ)主要與大腸桿菌表面均勻分布的特定活性位點發生單層吸附[15].a值在0~0.1內、25.02

2.5.2 吸附熱力學參數 由公式(6)、(7)計算反應的焓變(Δo)、反應物和產物之間熵的變化(Δo)、Gibb’s自由能變化(D).若Do>0,則為吸熱反應,反之為放熱反應.若Δo>0說明系統混亂度增加.o<0,表明該吸附反應能自發進行,若Do>0,則該吸附反應不能自發進行[11].(=/e,=8.314J/(mol·K).

Do=Do-Do(7)

如表3所示:Δo>0、Δo>0、D<0.表明大腸桿菌對U(Ⅵ)的吸附反應具有自發性和吸熱的特點,隨著吸附反應的進行系統混亂度增加.

表2 大腸桿菌對U(Ⅵ)的吸附等溫常數Table 2 Adsorption isotherm constants of uranium biosorption byE.col

2.6 吸附動力學分析

根據公式(8)和公式(9)分別對大腸桿菌吸附U(VI)的過程進行了動力學擬合[12-13],公式(8)為準一級動力學方程,公式(9)為準二級動力學方程,和圖7.

ln(e-q)=lne-1(8)

式中:e和q分別表示吸附平衡時的吸附量和時刻的吸附量,mg/g;1(min-1)和2[g/(mg·min)]分別表示準一級和準二級動力學方程的速率常數.

表4 大腸桿菌對U(Ⅵ)的吸附動力學參數Table 4 Kinetic constants of uranium adsorption byE.col

從表4和圖7可以看出,準二級動力學吸附模型可以更好地描述大腸桿菌對U(Ⅵ)的吸附過程,其線性相關系數2=0.9998.準二級動力學擬合得到的理論最大吸附量131.41mg/g與實驗2.2所得的平衡吸附量129.74mg/g相當.準二級動力學模型是假設在吸附過程中,吸附速率由吸附劑表面未被占有的吸附空位數目的平方值決定的,且受化學吸附機理的控制,推測在吸附過程中存在化學吸附作用.

2.7 紅外光譜分析(FTIR)

圖8為大腸桿菌與U(Ⅵ)作用前后的傅利葉紅外光譜圖(4000~400cm-1),對吸附作用前后菌體的紅外特征峰進行分屬[9,14,16]. 3200~ 3800cm-1為締合的—OH振動峰、分子間氫鍵及蛋白質中—NH2鍵伸縮振動. 2900~3000cm-1主要來自于細胞壁中蛋白質、脂類的—CH3、—CH2和—CH的對稱、反對稱伸縮振動峰.1470~1700cm-1為酰胺基酰胺Ⅰ帶的C=O振動和醛酮COO-的反對稱伸縮振動,酰胺Ⅱ帶的N—H彎曲振動和C—N伸縮振動.1300~ 1470cm-1為—COOH的伸縮振動、—CH3的彎曲振動和—CH2的剪切運動. 1000~1300cm-1為碳水化合物或醇類C—O、C—H的伸縮振動,磷酸基團PO2-、P(OH)2對稱和非對稱.吸附鈾后菌體3289.68cm-1的吸收峰位移到3429.91cm-1,推測—OH、蛋白質中-NH2可能參與吸附過程,在吸附過程中分子間作用力發生了改變.2927.10cm-1吸收峰為細胞蛋白質、脂類中烷基伸縮振動,在吸附前后位移不明顯.酰胺基的1652.36cm-1和1541.44cm-1吸收峰位移到1633.67cm-1和1514.19cm-1,表明酰胺基可能與U(Ⅵ)作用.1075.92cm-1的吸收峰位移到1033.72cm-1,暗示細胞表面C—O、C—H可能與U(Ⅵ)作用.菌體1256.83cm-1處吸收峰消失,說明磷酸基團與U(VI)發生配位作用.在與U(Ⅵ)作用后,菌體表面出現UO22+的特征吸收峰(-1、876.16cm-1).劉明學[17]等的研究表明,920cm-1和922cm-1分別為水碳鈉鈣鈾礦(Na2Ca(UO2) CO3×6H2O)、鈣鈾云母(Ca[(UO2)(PO4)]×6H2O)的反對稱伸縮振動峰.結合本實驗XRD分析結果,推測菌體919.80cm-1處的吸收峰為鈣鈾云母晶體.

2.8 掃描能譜分析(SEM-EDS)

2.9 作用產物(XRD)及減重分析

圖10為大腸桿菌與U(Ⅵ)作用后的X射線衍射結果,經與無機晶體結構數據庫(ICSD)的PDF2標準卡片對比,大腸桿菌與U(Ⅵ)作用的主要產物為鈾的磷酸鹽,包括CaU(PO4)2、Ca(UO2)2(PO4)2×H2O、NaUO2(PO3)3.菌體上部分U(Ⅵ)被還原為U(Ⅳ),這與Kazy等[20]報道的綠膿桿菌與U(Ⅵ)作用后生成含鈾磷酸鹽的結果比較相似.菌體吸附U(Ⅵ)之后,經800℃灰化4h,其減重比為7.19.對富集U(Ⅵ)之后的菌體灰化處理,提高了鈾的磷酸鹽[CaU(PO4)2、Ca(UO2)2(PO4)2×H2O、NaUO2(PO3)3]在作用產物中的比例,使富集在菌體上的Ⅵ)轉化為更加穩定的化合物,有利于對廢液中U(Ⅵ)的富集和回收.

表5 大腸桿菌吸附U(Ⅵ)灰化減重Table 5 The weight reduction about adsorption of U(Ⅵ) byE.coli

3 結論

3.1 在pH＝5、0(U)=50mg/L的溶液中,大腸桿菌粉末可在前10min內完成74.10%的吸附率.最大吸附容量為276.89mg/g.

3.2 Langmuir等溫模型和準二級動力學方程能較好的描述大腸桿菌對U(Ⅵ)的吸附過程,其過程具有吸熱、系統混亂度增加、自發進行的特點.

3.3 溶液中U(Ⅵ)與大腸桿菌作用過程中,主要與菌體表面的烷基、氨基、羧基等基團作用,重點與含磷的基團(如PO2-、P(OH)2)絡合配位.

3.4 U(Ⅵ)與大腸桿菌作用,最終生成鈾的磷酸鹽[CaU(PO4)2、Ca(UO2)2(PO4)2×H2O],菌體在灰化后出現新的物相[NaUO2(PO3)3].

Bai J, Yao H, Fan F, et al. Biosorption of uranium by chemically modified Rhodotorula glutinis [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2010,101(11):969-973.

Yang Y, Wang S, Albrecht-Schmitt T E. Microbial dissolution and reduction of uranyl crystals by Shewanella oneidensis MR-1 [J]. Chemical Geology, 2014,387:59-65.

Rahman R O A, Ibrahium H A, Hung Y. Liquid Radioactive Wastes Treatment: A Review [J]. Water, 2011,3(4):551-565.

Anke M, Seeber O, Müller R, et al. Uranium transfer in the food chain from soil to plants, animals and man [J]. Chemie der Erde- Geochemistry, 2009,69:75-90.

Xie S, Yang J, Chen C, et al. Study on biosorption kinetics and thermodynamics of uranium by Citrobacter freudii [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2008,99(1):126-133.

Wang J, Hu X, Liu Y, et al. Biosorption of uranium (VI) by immobilized Aspergillus fumigatus beads [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2010,101(6):504-508.

王永華,謝水波,劉金香,等.奧奈達希瓦氏菌MR-1還原U(VI)的特性及影響因素 [J]. 中國環境科學, 2014,34(11):2942- 2949.

譚文發,呂俊文,唐東山.生物技術處理含鈾廢水的研究進展 [J]. 生物技術通報, 2015,(3):82-87.

劉小玲,陳曉明,宋 收,等.檸檬酸桿菌對U(Ⅵ)的去除效應及機理研究 [J]. 核農學報, 2015,(9):1774-1781.

馬佳林,聶小琴,董發勤,等.三種微生物對鈾的吸附行為研究 [J]. 中國環境科學, 2015,35(3):825-832.

Xie S, Yang J, Chen C, et al. Study on biosorption kinetics and thermodynamics of uranium by Citrobacter freudii [J] Journal of Environmental Radioactivity, 2008,99(1):126-133.

Benguella B. Benaissa Cadmium removal from aqueous solutions by chitin: kinetic and equilibrium studies [J]. Water Research, 2002,36:2463-2474.

Bai J, Wu X, Fan F, et al.[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2012,51(6/7):382-387.

Li X, Ding C, Liao J, et al. Biosorption of uranium on Bacillus sp. dwc-2: preliminary investigation on mechanism [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2014,135:6-12.

張曉峰,陳迪云,彭 燕,等.沸石負載對叔丁基杯[4]芳烴乙酸對鈾的吸附行為 [J]. 中國環境科學, 2015,35(6):1686-1692.

Martins M, Faleiro M L, Da Costa A M R, et al. Mechanism of uranium (VI) removal by two anaerobic bacterial communities [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,184(1-3):89-96.

劉明學,張 東,康厚軍,等.鈾與酵母菌細胞表面相互作用研究 [J]. 高校地質學報, 2011,(1):53-58.

Crist R H, Oberholser K. Nature of bonding between metallic ions and algal cell walls [J]. Environmental Science and Technology, 1981,15(10):1212-1217.

Paterson-Beedle M, Readman J E, Hriljac J A, et al. Biorecovery of uranium from aqueous solutions at the expense of phytic acid [J]. Hydrometallurgy, 2010,104(3/4):524-528.

Kazy S K, D'Souza S F, Sar P. Uranium and thorium sequestration by asp.: Mechanism and chemical characterization [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 163(1):65-72.

黃 榮,聶小琴,董發勤,等.枯草芽孢桿菌與水體中U(Ⅵ)的作用機制 [J]. 化工學報, 2015,(2):764-772.

* 責任作者, 助理研究員, xiaoqin_nie@163.com

The adsorption mechanism and adsorptive products ofand uranium(VI) in water

HUANG Rong1, QIN YI-lin1, NIE XIAO-qin1*, DONG Fa-qin2, LIU MING-xue3, YANG Gang3, MA Jia-lin1, GONG JUN-yuan1, HUANG WEN-bo1, CHEN Bo1

(1.Fundamental Science on Nuclear Wastes and Environmental Safety Laboratory, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China；2.Key Laboratory of Solid Waste Treatment and Resource Recycle, Ministry of Education, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China；3.School of Life Science and Engineering, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China)., 2016,36(6)：1780~1787

The accumulation behavior, adsorption model and adsorptive product for dryEscherichia colipowder adsorbing U(Ⅵ) were investigated by the batch absorption experiment, mesoscopic and spectroscopy characterization methods. The maximum biosorption capacity was 276.89mg/g when pH was 5and the initial U(Ⅵ) concentration was 50mg/L. The adsorption process could be well described by Langmuir isothermal model and the pseudo-second order model. FTIR (876.16cm-1, UO22+), SEM-EDS (2.4~4.4keV, U) and XRD results certified that U(Ⅵ) were successfully adsorbed on the cell surface of. UO22+mainly reacted with alkyl, amino, carboxyl and intermolecular hydrogen bond on the surface ofespecially complexing with P containing groups (PO2-, P(OH)2, PO43-and PO3-). After adsorption, U(Ⅵ) were transformed to uranium containing phosphate, such as CaU(PO4)2、Ca(UO2)2(PO4)2×H2O and NaUO2(PO3)3.

；U(Ⅵ)；thermodynamics；kinetics；FTIR；the containing P functional groups；SEM-EDS；XRD

X522

A

1000-6923(2016)06-1780-08

黃 榮(1994-),男,四川內江人,西南科技大學本科生,主要從事放射性污染生物修復方面的研究.發表論文2篇.

2015-12-10

國家重點基礎研究發展計劃(973)項目(2014CB846003);國家自然科學基金(41502316,41272371,41472310);核廢物與環境安全國防重點學科實驗室預先研究基金項目(15yyhk11);西南科技大學博士基金(15zx7109)