南海紅樹林內(nèi)源真菌Fusarium sp.#ZZF51生物吸附鈾(Ⅵ)

陽海斌，譚 倪,*，張紅萍，鄧昌愛,孫 曼,林永成,佘志剛

1.南華大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院，湖南 衡陽 421401；2.邵陽學(xué)院 生物與化學(xué)工程系，湖南 邵陽 422000；3.中山大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院，廣東 廣州 510275

紅樹林內(nèi)源真菌Fusariumsp.#ZZF51，采自湛江海域。前述工作初步表明，它對重金屬具有較強的吸附能力，其吸附不是依靠簡單滲透的被動吸收，而是依靠“泵”式的主動生物吸收[11]。為了系統(tǒng)全面研究該受試菌吸附鈾(Ⅵ)的生物吸附特性，本工作擬從鈾(Ⅵ)的初始濃度、pH 值、吸附時間等方面討論受試菌對鈾(Ⅵ)吸附效果的影響，并確定其吸附模型。

1 實驗部分

1.1 實驗材料和儀器

硝酸雙氧鈾，蘭州四零四廠；偶氮胂Ⅲ，天津市光復(fù)精細化工研究所；2，4-二硝基苯酚，上海山浦化工有限公司；氯乙酸、葡萄糖CR，天津市福晨化學(xué)試劑廠；乙酸鈉，淄博天智化工有限公司；氨水、HCl及NaOH均為分析純；蛋白胨BR，北京奧博星生物技術(shù)有限責任公司；酵母膏BR，上海展云化工有限公司；粗海鹽(微生物養(yǎng)殖用)，湖南省輕工鹽業(yè)集團有限責任公司。

受試菌Fusariumsp.#ZZF51，由中山大學(xué)林永成教授研究組提供。

721型分光光度計，天津市普瑞斯儀器有限公司；PHS-3C pH計，上海鵬順科學(xué)儀器有限公司；電子天平，上海民橋精密科學(xué)儀器有限公司，感量為0.001 g；振蕩器，長沙索拓科學(xué)儀器設(shè)備有限公司；Spectrum GX傅里葉-紅外光譜儀，美國Perkin Elmer設(shè)備有限公司。

1.2 菌種培養(yǎng)

以PDA為培養(yǎng)基，4 ℃保存。發(fā)酵培養(yǎng)基為GYP:葡萄糖10 g/L，蛋白胨2 g/L，酵母膏1 g/L，粗海鹽2 g/L，pH=7.0。500 mL三角瓶內(nèi)裝培養(yǎng)液300 mL，經(jīng)121 ℃(0.1 MPa)高溫滅菌15 min后，接菌100瓶，共計30 L，25 ℃靜置培養(yǎng)22 d， 過濾、收集菌體，菌體經(jīng)烘干、研磨后，過100目篩并置于干燥器中保存?zhèn)溆谩?/p>

1.3 靜態(tài)吸附實驗方法

移取一定濃度的硝酸雙氧鈾溶液50 mL于錐形瓶中，用0.1 mol/L的HCl或NaOH 調(diào)節(jié)pH 值，投加0.1 g受試菌粉，室溫下置于振蕩器中反應(yīng)一定時間，離心分離10 min，取上清液測定鈾(Ⅵ)的濃度，計算鈾(Ⅵ)的吸附率和吸附容量。實驗研究吸附時間、pH、鈾(Ⅵ)的初始濃度對受試菌吸附鈾(Ⅵ)的影響。每個樣品重復(fù)2次并做空白對照，取平均值。

1.4 分析方法

在上清液中加入2滴1 g/L的2，4-二硝基苯酚溶液，用1∶1的氨水調(diào)至淺黃色，再用3 mol/L HCl溶液調(diào)至無色，并過量3 滴，加入1.0 mL pH =2.5 的氯乙酸-乙酸鈉緩沖溶液，再用1.0 mL 0.5 g/L的偶氮胂Ⅲ溶液進行顯色。用可見分光光度計測定鈾(Ⅵ)的濃度。

1.5 計算方法

其中：ρ0和ρe分別為鈾(Ⅵ)的初始和平衡質(zhì)量濃度；V為溶液的體積；m為吸附劑的質(zhì)量。

2 結(jié)果與討論

2.1 吸附時間對吸附效果的影響

準確移取50 mg/L的硝酸雙氧鈾溶液于一系列錐形瓶中，調(diào)節(jié)其pH=4.0，改變吸附時間，測定溶液中鈾(Ⅵ)的吸附率和受試菌吸附量的變化，實驗結(jié)果示于圖1。由圖1可知，隨著時間的增加(0～60 min)，吸附量和吸附率迅速增大。60 min時吸附達到飽和，其吸附率和吸附量分別為61.89% 和 15.46 mg/g。此后隨著時間的增加，溶液中鈾(Ⅵ)的吸附率不再增加。原因可能是在吸附過程的最初階段，受試菌表面具有大量的吸附活性點，吸附可能是單分子層的快速吸附，反應(yīng)速度快，吸附效率很高[3,9]。隨著時間的不斷增加，受試菌表面的吸附活性點逐漸飽和，同時吸附的過程中也伴有解吸現(xiàn)象，從而導(dǎo)致溶液中鈾(Ⅵ)的吸附率有所降低[2]。

圖1 吸附時間的影響

2.2 鈾初始質(zhì)量濃度對吸附效果的影響

取不同濃度的硝酸雙氧鈾溶液于一系列錐形瓶中，調(diào)節(jié)其pH=4.0，各投加0.1 g受試菌粉，室溫下振蕩吸附60 min，檢測鈾(Ⅵ)的濃度，計算吸附量和吸附率，結(jié)果示于圖2。由圖2可知，鈾(Ⅵ)初始質(zhì)量濃度在20～70 mg/L、吸附量從5.51 mg/g增至21.25 mg/g、而鈾(Ⅵ)的初始質(zhì)量濃度為50 mg/L時，吸附率達最大，為61.89%。其原因可能如下：(1) 細胞壁表面已達到飽和；(2) 隨著鈾(Ⅵ)濃度的增加，大量的鈾會聚集在溶液中，從而抑制鈾(Ⅵ)的吸附[2]。

圖2 鈾初始質(zhì)量濃度的影響

2.3 pH值對吸附的影響

圖3 溶液pH值影響

移取初始質(zhì)量濃度為50 mg/L的硝酸雙氧鈾溶液于一系列錐形瓶中，在室溫下開展鈾(Ⅵ)的吸附實驗，考察溶液pH值對鈾(Ⅵ)吸附的影響，結(jié)果示于圖3。由圖3可知，pH=4.0時吸附量最大。在pH<4.0的酸性環(huán)境下，由于氫離子占據(jù)了大量的吸附活性位點，從而阻礙了鈾(Ⅵ)與細胞壁上官能團的結(jié)合，導(dǎo)致吸附率很低。隨著pH值的增大，官能團上的質(zhì)子不斷解離，吸附量逐漸增大。但當pH>4.0時，溶液中的金屬離子主要以UO2(OH)+和 UO2(OH)2的形式存在，游離金屬離子減少，所以吸附率反而下降[2,11]。

2.4 吸附模型

用Langmuir和Freundlich方程來擬合受試菌對鈾(Ⅵ)的等溫吸附過程，其模型參數(shù)列入表1、2。具體擬合方法如下：對 Langmuir 方程，以1/ρe為橫坐標、1/Q為縱坐標得到一條直線，求出常數(shù)Ka和最大理論吸附量Qm；在 Freundlich方程中，Kb和n分別是方程的常數(shù)，他們分別表征吸附容量和吸附強度的大小，ρe是溶液的質(zhì)量平衡濃度，將方程兩邊取對數(shù)后，以lnρe為橫坐標、lnQ為縱坐標得到一條直線，求出常數(shù)Kb和n[12]。由表1、2可知，兩種吸附等溫線均可用來擬合該受試菌對鈾的吸附，其吸附容量Qm與質(zhì)量平衡濃度ρe的雙對數(shù)、雙倒數(shù)均有良好的線性關(guān)系，其吸附行為同時符合Langmuir 和Freundlich等溫吸附方程。

表1 最佳條件下Langmuir吸附方程參數(shù)

表2 最佳條件下Freundlich 吸附方程參數(shù)

2.5 紅外光譜分析

真菌Fusariumsp.#ZZF51吸附鈾(Ⅵ)前后的紅外光譜圖示于圖4。據(jù)文獻[2,13]報道，細胞壁是重金屬離子的主要積累場所，金屬離子可與細胞壁上的活性基團相結(jié)合。由圖4(a)可知，在3 408 cm-1處觀察到一個較寬的峰，可能是N—H或O—H鍵的伸縮振動峰；蛋白質(zhì)是細胞壁的主要成分之一，1 649 cm-1處的吸附峰可能為酰胺Ⅰ帶(由C=O的伸縮振動所產(chǎn)生)，1 550 cm-1處的吸收峰可能為酰胺Ⅱ帶(由N—H鍵的彎曲振動所產(chǎn)生)，1 313 cm-1處的峰可能為酰胺Ⅲ帶(由C—N鍵的伸縮振動所產(chǎn)生)，1 313 cm-1處的吸收峰還可能由P=O與C=S的伸縮振動或C—O的伸縮振動所引起。2 920 cm-1和1 409 cm-1處的吸收峰分別為飽和烷烴C—H鍵的伸縮振動峰和彎曲振動峰。通過比較圖4(a)和4(b)可以發(fā)現(xiàn)，氨基或羥基的伸縮振動峰從3 408 cm-1移至3 452 cm-1，可能是由于氨基或羥基參與了吸附，使得形成的氫鍵斷開，引起氨基或羥基的伸縮振動最大峰發(fā)生了位移，同時羰基的對稱伸縮振動峰由1 649 cm-1移至1 631 cm-1，上述現(xiàn)象說明受試菌生物吸附鈾(Ⅵ)時，羥基和羰基都有十分重要的貢獻[13-15]。

圖4 真菌Fusarium sp.#ZZF51吸附鈾(Ⅵ)前(a)與吸附鈾(Ⅵ)后(b)的紅外光譜圖

3 結(jié) 論

真菌Fusariumsp.#ZZF51對鈾(Ⅵ)有一定的吸附能力，其吸附鈾(Ⅵ)的最佳實驗條件為：吸附時間為60 min，鈾(Ⅵ)初始質(zhì)量濃度為50 mg/L，pH=4.0，此時受試菌對鈾(Ⅵ)的吸附容量為15.46 mg/g。根據(jù)實驗數(shù)據(jù)與Langmuir和Freundlich方程擬合可知，受試菌生物吸附鈾(Ⅵ)的熱力學(xué)模型與Langmuir和Freundlich方程均符合較好。比較受試菌吸附鈾(Ⅵ)前后的紅外光譜圖可得，在吸附過程中，羥基和羰基都起著重要的作用。

[1] 劉 梅，朱桂茹，蘇 燕，等.偕胺肟基纖維的合成及對鈾的吸附性能研究[J].水處理技術(shù)，2009，35(7)：13-16.

[2] Wang G H,Liu J S,Wang X G.Adsorption of Uranium(Ⅵ) From Aqueous Solution Onto Cross-Linked Chitosan[J]. J Hazardous Mater,2009,168: 1 053-1 058.

[3] Wang J S,Hu X J,Liu Y G,et al. Biosorption of Uranium(Ⅵ) by Immobilized Aspergillus Fumigatus Beads[J]. J Environmental Radio,2010,101: 504-508.

[4] Anirudhan T S,Bringle C D,Rijith S.Removal of Uranium(Ⅵ) From Aqueous Solutions and Nuclear Industry Effluents Using Humic Acid-Immobilized Zirconium-Pillared Clay[J]. J Environmental Radio,2010,101: 267-276.

[5] Donia A M,Atia A A,Moussa M M,et al. Removal of Uranium(Ⅵ) From Aqueous Solutions Using Glycidyl Methacrylate Chelating Resins[J]. Hydrometallurgy,2009,95: 183-189.

[6] 王水云，謝水波，李仕友，等.啤酒酵母菌吸附廢水中鈾的研究進展[J].鈾礦治，2008，27(2)：96-100.

[7] Wang J L,Chen C. Biosorbents for Heavy Metals Removal and Their Future[J]. Biotechnol Adv,2009,33(27): 195-226.

[8] 張小枝，羅上庚，楊 群，等.滿江紅魚腥藻吸附低濃度鈾的研究[J].核化學(xué)與放射化學(xué)，1998，20(2)：114-118.

[9] Mohammad R S,Ali S,Javad Z,et al. Removal and Recovery of Heavy Metals From Aqueous Solution Using Ulmus Carpinifolia and Fraxinus Excelsior Tree Leaves[J]. J Hazardous Mate,2008,155: 513-522.

[10] Sag Y S,Kutsal T L. Recent Trends in the Biosorption of Heavy Metals: A Review[J]. Biotechnol Bioprocess Eng,2001,6: 376-385.

[11] 譚 倪，邵長倫，佘志剛，等.海洋微生物次級代謝產(chǎn)物中醌類化合物的研究進展[J].中國天然藥物，2009，7(1)：71-80.

[12] Bai J,Yao H J,Fan F L,et al. Biosorption of Uranium by Chemically Modified Rhodotorula Glutinis[J]. J Environ Radio,2010,101: 969-973.

[13] Tsekova K,Christova B,Ianis A. Heavy Metal Biosorption Sites in Penicillium Cyclopium[J]. J Appl Sci Environ Mgt,2006,10(3): 117-121.

[14] 白 靜，秦 芝，王菊芳，等.粘紅酵母對鈾的吸附研究[J].光譜學(xué)與光譜分析，2009，29(5)：1 218-1 221.

[15] Gupta V K,Rastogi A. Biosorption of Lead From Aqueous Solutions by Green Algae Spirogyra Species: Kinetics and Equilibrium Studies[J]. J Hazard Mater,2008,152(1): 407-414.