利用白腐菌與改性活性炭處置鈾富集黑麥草殘?jiān)?/h1>
2018-09-03 09:41陳曉明張祥輝肖詩琦敬路淮晏婷婷羅學(xué)剛
田 甲，王 莉，陳曉明，3*，張祥輝，戚 鑫，肖詩琦 ，敬路淮，晏婷婷，羅學(xué)剛
（1.西南科技大學(xué)生命科學(xué)與工程學(xué)院，四川 綿陽 621010；2.西南科技大學(xué)核廢物與環(huán)境安全國防重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，四川 綿陽621010；3.土壤環(huán)境污染治理與修復(fù)四川省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，成都 610045）
近年來，隨著鈾等重金屬向環(huán)境的不斷轉(zhuǎn)移，生態(tài)環(huán)境遭到了嚴(yán)重的破壞。在當(dāng)今生態(tài)環(huán)境修復(fù)技術(shù)當(dāng)中，植物修復(fù)技術(shù)以環(huán)境友好、價(jià)格低廉和操作簡(jiǎn)易等優(yōu)勢(shì)，成為環(huán)境生態(tài)修復(fù)中最重要的研究方向之一，引起了人們廣泛關(guān)注。在運(yùn)用植物修復(fù)技術(shù)處理環(huán)境污染后，會(huì)產(chǎn)生大量的重金屬富集生物質(zhì)，而現(xiàn)如今對(duì)重金屬富集生物質(zhì)的處置技術(shù)相對(duì)匱乏[1-2]。對(duì)重金屬富集生物質(zhì)的處置是回收重金屬的綠色循環(huán)的重要一環(huán)，但要避免對(duì)其處置不當(dāng)而再次造成生態(tài)環(huán)境污染。對(duì)重金屬富集生物質(zhì)的預(yù)處理一直是一個(gè)非常難以解決的問題，而對(duì)生物質(zhì)的預(yù)處理方法一般可以分為生物法、物理法和化學(xué)法，相對(duì)于物理化學(xué)方法，生物法具有環(huán)境友好、成本低廉和條件溫和等優(yōu)勢(shì)。
經(jīng)王莉等[3]研究，利用氧化亞鐵硫桿菌對(duì)鈾富集生物質(zhì)黑麥草進(jìn)行降解，發(fā)現(xiàn)氧化亞鐵硫桿菌對(duì)黑麥草有較強(qiáng)的腐蝕作用，在菌種接種量10%、投加14 g·L-1S0處理10 d后，其對(duì)黑麥草的降解效果較好，纖維素、半纖維素及木質(zhì)素的降解率分別達(dá)到81.31%、82.29%和26.02%，失重率達(dá)29.74%，鈾浸出率達(dá)80.10%。因?yàn)檠趸瘉嗚F硫桿菌對(duì)生物質(zhì)中的木質(zhì)素降解率僅有26.02%，因此需要利用另外一種微生物對(duì)其腐蝕殘?jiān)M(jìn)行進(jìn)一步處理。白腐菌是一種腐生在樹木或木材上的絲狀真菌，能讓木材腐爛；白腐菌能產(chǎn)生漆酶、木質(zhì)素過氧化物酶等特殊酶系降解生物質(zhì)，在了解其降解木質(zhì)素機(jī)理的基礎(chǔ)上，各國學(xué)者廣泛開展了在利用白腐菌降解農(nóng)作物秸稈中的木質(zhì)素、提高秸桿綜合利用率等方面的研究，并取得了一定成果。早在1996年，Xu[4]在將稻稈轉(zhuǎn)化為飼料的過程中，篩選出了幾十種能夠顯著改善稻草秸稈適口性的白腐菌。Albino等[5]曾探究不同白腐菌對(duì)麥稻秸稈的微生物預(yù)處理過程，結(jié)果表明白腐菌能降解秸稈中大量的木質(zhì)素。
試驗(yàn)過程中會(huì)產(chǎn)生含有一定濃度鈾的降解廢液，如果這些廢液不經(jīng)過處理直接排入自然環(huán)境，將會(huì)造成二次污染，對(duì)人體健康、人類的生存和發(fā)展產(chǎn)生嚴(yán)重威脅[6]。目前，針對(duì)水體中鈾的處置方法主要包括化學(xué)沉淀、溶劑萃取、離子交換、離子浮選、膜分離和生物吸附等。相比于其他方法，吸附法因具有操作簡(jiǎn)便、工藝成熟、運(yùn)行穩(wěn)定并且適用范圍廣等多種優(yōu)點(diǎn)[7]而成為了鈾處置方法中的重要研究方向之一。作為吸附材料的活性炭的研究在當(dāng)前最為廣泛，本試驗(yàn)中所使用的是經(jīng)改良的活性炭，其比普通活性炭更具有優(yōu)勢(shì)。因此形成一條成本更低、能耗更少的微生物預(yù)處理工藝。
1 材料與方法
1.1 材料
1.1.1 菌種
實(shí)驗(yàn)所使用微生物包括：白腐菌（Phanerodontia chrysosporium，CGMCC5.776），購于中國普通微生物菌種保藏管理中心；氧化亞鐵硫桿菌（Thiobacillus ferro?oxidans，ATCC53990），購于中國微生物菌種中心。
1.1.2 黑麥草殘?jiān)?/p>
選取在西南科技大學(xué)國防重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室生長(zhǎng)52 d的黑麥草（Lolium perenne），截取地上部分，以在氧化亞鐵硫桿菌接種量10%、投加14 g·L-1S0處理10 d后的剩余殘?jiān)鼮樵牧蟍3]。
1.1.3 降解廢液
試驗(yàn)所用降解廢液來自兩部分，一部分是利用氧化亞鐵硫桿菌在最優(yōu)腐蝕條件下（10%菌+14 g·L-1S0）所產(chǎn)生的廢液（之前研究），另一部分來自白腐菌最優(yōu)工藝條件下液體發(fā)酵過程產(chǎn)生的廢液總合。
1.1.4 培養(yǎng)基
9K 培養(yǎng)基配置方法：A 液為（NH4）2SO43.0 g，K2HPO40.5 g，KCl 0.1 g，MgSO4·7H2O 0.5 g，Ca（NO3）20.01 g，去離子水800 mL，pH 2.0，121℃高壓滅菌30 min。B液為FeSO4·7H2O 44.78 g，去離子水 200 mL，pH 2.0，再經(jīng)微孔濾膜（0.22 μL孔徑）進(jìn)行過濾除菌。在超凈工作臺(tái)上將A、B液混合。
LM2合成培養(yǎng)液：酒石酸1.0 mL，微量元素液15.0 mL，大量元素液 15.0 mL，VB113.0 mL，加水定容至50.0 mL。其中，酒石酸銨濃度為22.0 g·L-1；大量元素液成分為 20 g·L-1KH2PO4、13.8 g·L-1MgSO4·7H2O、1.0 g·L-1CaCl2和 0.6 g·L-1NaCl；微量元素液成分為0.35 g·L-1MnSO4·H2O、60 mg·L-1FeSO4·7H2O、110 mg·L-1CoCl2·6H2O、60 mg·L-1ZnSO4·7H2O、95 mg·L-1CuSO4·5H2O、6 mg·L-1AlK（SO4）2·12H2O、6 mg·L-1H3BO3、6 mg·L-1Na2MoO4·2H2O和100 mg·L-1VB1。
1.2 實(shí)驗(yàn)方案設(shè)計(jì)
1.2.1 LM2與黑麥草殘?jiān)桃罕葘?duì)白腐菌腐蝕作用的影響
稱取經(jīng)氧化亞鐵硫桿菌腐蝕后的黑麥草殘?jiān)? g于250 mL錐形瓶中，再分別按照固液比1∶7、1∶9、1∶11、1∶13加入已滅菌的合成培養(yǎng)液LM2，構(gòu)成液體培養(yǎng)基，每瓶再按10%（V/W）的接種量接入菌種白腐菌于25 ℃下分別靜置培養(yǎng)10、20、30、40、50 d。相同固液比未接種者在同樣條件下培養(yǎng)，記作CK1、CK2、CK3、CK4，作為對(duì)照組。每個(gè)處理組重復(fù)3次。
1.2.2 改性活性炭對(duì)降解廢液的吸附作用
初始活性炭（HG/T 3491—1999），購自重慶茂業(yè)化學(xué)試劑有限公司，顆粒平均直徑為1.50 mm。
活性炭改性：第一步活性炭的預(yù)處理，先用2%的硝酸清洗活性炭2次，去除其表面附著的無機(jī)雜質(zhì)。再用去離子水反復(fù)清洗幾次，濾去其上部溶液和浮渣，直至上清液澄清透明，且pH值與去離子水pH值相同。洗凈后的活性炭放入鼓風(fēng)干燥箱中，110℃烘24 h，取出后將其置于密閉的棕色瓶中干燥保存。第二步活性炭的改性，稱取經(jīng)預(yù)處理的活性炭50 g，加入100 mL體積濃度為30%的HNO3溶液，75℃水浴下回流2 h。待樣品冷卻至室溫后，過濾，棄去濾液，濾渣用去離子水反復(fù)清洗，直至pH值穩(wěn)定在7.0左右，110℃條件下干燥24 h，置于棕色瓶中干燥保存。
分別準(zhǔn)確稱取 0.48、0.96、1.44、1.92、2.40、2.88、3.36 g改性活性炭，再加入15 mL U（Ⅵ）廢液，探究其在不同pH值（1、2、3、4、5、6、7、8、9）、溫度（20、25、30、35 ℃）、時(shí)間（0.5、1、2、3、4、5、6、7、8、9、11、13、15、17 h）條件下鈾的吸附率和吸附量的變化，并建立改性活性炭吸附過程中的吸附動(dòng)力學(xué)模型。以未改性活性炭為對(duì)照組。
1.3 分析方法
1.3.1 木質(zhì)素、纖維素和半纖維素含量分析
木質(zhì)素降解率=（樣品初始木質(zhì)素含量×樣品質(zhì)量-處理后樣品木質(zhì)素含量×處理后樣品質(zhì)量）/（樣品初始木質(zhì)素含量×樣品質(zhì)量）×100%
其中涉及的質(zhì)量均為干質(zhì)量下稱量，下同。纖維素、半纖維素降解率的計(jì)算公式與木質(zhì)素的降解率公式相同，替換上述木質(zhì)素即可以得到纖維素、半纖維素降解率。
1.3.2 鈾浸出率和失重率分析
鈾浸出率=（樣品初始質(zhì)量×樣品成分初始含量-處理后樣品質(zhì)量×樣品處理后含量）/（樣品初始質(zhì)量×樣品成分初始含量）×100%。
失重率=（樣品初始質(zhì)量-處理后樣品質(zhì)量）/樣品初始質(zhì)量×100%。
1.3.3 活性炭吸附指標(biāo)計(jì)算
吸附容量=（吸附前溶液中鈾的濃度-吸附后t時(shí)刻時(shí)溶液中鈾的濃度）×溶液體積/吸附劑質(zhì)量
吸附率=（吸附前溶液中鈾的濃度-吸附后t時(shí)刻時(shí)溶液中鈾的濃度）/吸附前溶液中鈾的濃度×100%
準(zhǔn)一級(jí)力學(xué)模型表達(dá)式：lg（平衡吸附量-t時(shí)刻的吸附量）=lg（平衡吸附量）-一級(jí)吸附速率常數(shù)×?xí)r間t/2.303
準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型表達(dá)式：時(shí)間t/t時(shí)刻吸附量=1/（二級(jí)吸附速率常數(shù)×平衡吸附量的平方）+時(shí)間t/平衡吸附量
1.3.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)方法
數(shù)據(jù)用Oringe 8.5和SPSS 22.0等軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析處理，文章所出現(xiàn)的圖表數(shù)據(jù)都是3次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（SE），采用單因素方差分析（One-way ANOVA）和最小顯著差異法（LSD）比較不同數(shù)據(jù)的差異。
2 結(jié)果與討論
2.1 白腐菌對(duì)黑麥草殘?jiān)母g
利用ICP-MS（電感耦合等離子體質(zhì)譜儀）檢測(cè)黑麥草殘?jiān)櫤?，其成分（干質(zhì)量）為：纖維素（9.99±0.37）%，半纖維素（7.19±0.31）%，木質(zhì)素（23.11±1.11）%，U（Ⅵ）（84.9±7.5）mg·kg-1。
2.1.1 白腐菌強(qiáng)化纖維素降解
圖1 白腐菌對(duì)纖維素的降解作用Figure 1 Phanerodontia chrysosporium on cellulose degradation of Lolium perenne
考察黑麥草殘?jiān)cLM2培養(yǎng)基的不同固液比下，接種10%白腐菌對(duì)黑麥草殘?jiān)w維素的降解作用，結(jié)果如圖1所示。反應(yīng)前20 d，4個(gè)處理組中纖維素降解較慢，之后開始快速降解，50 d后，4個(gè)處理組中纖維素降解率由大到小依次為1∶11＞1∶9＞1∶13＞1∶7，其中纖維素降解率最大達(dá)37.78%，白腐菌對(duì)纖維素的降解先慢后快。王宏勛等[8]在研究白腐菌選擇性降解秸稈木質(zhì)纖維素研究中，其纖維素的降解也表現(xiàn)出該變化趨勢(shì)。對(duì)照組中纖維素的降解可能是由于第一步降解殘?jiān)娜跛嵝远率拱赘芤簆H值變化所引起。經(jīng)王莉等[3]研究，氧化亞鐵硫桿菌經(jīng)最優(yōu)條件下處理黑麥草10 d，纖維素降解率達(dá)81.31%，第二步利用白腐菌固液比1∶11繼續(xù)處理黑麥草腐蝕殘?jiān)?0 d，纖維素降解率達(dá)37.78%，總纖維素降解率高達(dá)88.37%。Bari等[9]和Liers等[10]利用白腐菌（P.ostreatus，X.hypoxylon）單獨(dú)預(yù)處理技術(shù)分別處理海灘木120 d和72 d后，僅能降解其中19.94%和23%的纖維素，遠(yuǎn)低于本試驗(yàn)結(jié)果。氧化亞鐵硫桿菌聯(lián)合白腐菌兩步微生物預(yù)處理技術(shù)，相比于真菌單獨(dú)預(yù)處理技術(shù)可以有效提高纖維素的降解效率，縮短反應(yīng)周期。
2.1.2 白腐菌強(qiáng)化半纖維素降解
圖2 白腐菌對(duì)半纖維素的降解作用Figure 2 Phanerodontia chrysosporium on hemicellulose degradation of Lolium perenne
從圖2中可以看出，利用白腐菌進(jìn)一步處理黑麥草腐蝕殘?jiān)?個(gè)處理組中半纖維素都有明顯降解，而白腐菌能產(chǎn)生木聚糖酶降解半纖維素[11]。反應(yīng)前20 d，半纖維素降解速率較快，20 d后，降解速率趨于穩(wěn)定。1∶7、1∶9、1∶11、1∶13這4個(gè)處理組中半纖維素降解率由第10 d的27.30%、29.27%、31.24%、28.40%增大至第50 d的41.21%、39.92%、42.87%、41.94%。而CK1、CK2、CK3、CK4 4個(gè)對(duì)照組中半纖維素降解率由第10 d的24.56%、23.33%、24.12%、26.32%增大至第50 d的33.11%、32.42%、34.23%、33.68%。反應(yīng)第10 d，各處理組與對(duì)照組之間差異不顯著（p＜0.05），10 d后，白腐菌對(duì)半纖維素降解作用與對(duì)照組之間拉開較大差距。50 d后，固液比1∶11處理組中半纖維素降解率可達(dá)42.87%，經(jīng)過兩種微生物預(yù)處理后，黑麥草中總半纖維素降解率高達(dá)89.89%。然而，Song等[12]和Kaffenberger等[13]通過真菌單獨(dú)預(yù)處理技術(shù)，僅能降解木材中62.38%和20.27%的半纖維素，因此本實(shí)驗(yàn)結(jié)果能更有效提高半纖維的降解。2.1.3白腐菌強(qiáng)化木質(zhì)素降解
從圖3中可以看出，1∶7、1∶9、1∶11、1∶13這4個(gè)處理組中木質(zhì)素降解率由10 d的12.68%、13.14%、13.90%、12.21% 增大至 50 d的 47.72%、49.63%、54.05%、52.82%。4個(gè)處理樣品的降解率又呈1∶11＞1∶13＞1∶9＞1∶7的順序，說明在一定范圍內(nèi)，隨著固液比的增加，木質(zhì)素的降解率也增加。白腐菌對(duì)木質(zhì)素的降解呈現(xiàn)先快后慢的規(guī)律，反應(yīng)前20 d，木質(zhì)素降解率增加較快，1∶11處理組中木質(zhì)素降解率由第10 d的13.90%迅猛上升到41.59%，提高了1.99倍。20 d后，降解率增加緩慢，第50 d，木質(zhì)素降解率最高達(dá)54.05%，相比對(duì)照組提高了3.97倍。在4個(gè)不同固液比條件下，白腐菌對(duì)木質(zhì)素的降解均高于半纖維素和纖維素，而氧化亞鐵硫桿菌對(duì)纖維素、半纖維素的降解均明顯高于木質(zhì)素。說明真菌對(duì)木質(zhì)素的降解效果較好，而細(xì)菌能對(duì)纖維素、半纖維素快速降解，白腐菌不僅對(duì)普通生物質(zhì)中木質(zhì)素降解效果顯著[14-15]，對(duì)鈾富集黑麥草中木質(zhì)素降解也表現(xiàn)出較好效果。白腐菌降解木質(zhì)素可分為細(xì)胞內(nèi)和細(xì)胞外2個(gè)過程。在白腐菌細(xì)胞內(nèi)能自身合成降解木質(zhì)素等有機(jī)物的酶類[16]。在C、N、S等主要營養(yǎng)物質(zhì)的限制下，白腐菌將啟動(dòng)整個(gè)降解系統(tǒng)，產(chǎn)生細(xì)胞內(nèi)的葡萄糖氧化酶和細(xì)胞外的乙二醛氧化酶[17]。它們利用分子氧氧化相應(yīng)底物從而激活過氧化物酶，啟動(dòng)酶催化循環(huán)。白腐菌合成的細(xì)胞外酶主要包括木素過氧化物酶、錳過氧化物酶和漆酶等。白腐菌降解木質(zhì)素的過程，首先是利用木質(zhì)素降解酶自身形成的過氧化氫，啟動(dòng)一系列自由基鏈反應(yīng)。然后，通過高活性酶中間體，將木質(zhì)素等有機(jī)物氧化成羥基等氧化能力很強(qiáng)的多種自由基，實(shí)現(xiàn)對(duì)木質(zhì)素的生物降解[18]。經(jīng)過兩步微生物預(yù)處理黑麥草60 d后，其總木質(zhì)素降解率高達(dá)66.01%。Nazarpour等[19]采用白腐菌單獨(dú)一步預(yù)處理橡膠木63 d，其木質(zhì)素降解率僅為37%。兩步微生物預(yù)處理中木質(zhì)素降解率高于一般的白腐菌單獨(dú)預(yù)處理的結(jié)果。
圖3 白腐菌對(duì)木質(zhì)素的降解作用Figure 3 Phanerodontia chrysosporium on lignin degradation of Lolium perenne
2.1.4 白腐菌降解過程中黑麥草殘?jiān)氖е芈屎外櫧雎?/p>
從表1中可以看出，經(jīng)過50 d的培養(yǎng)，4個(gè)處理組中黑麥草殘?jiān)е芈史謩e由第10 d的10.81%、11.59%、12.33%、11.39% 增至第 50 d的 25.76%、26.51%、28.41%、27.36%。4個(gè)處理組中黑麥草殘?jiān)е芈蚀笮?1∶11＞1∶9＞1∶13＞1∶7，降解過程的前30 d，黑麥草殘?jiān)亓孔兓黠@，1∶11處理組中黑麥草殘?jiān)е芈蕪牡?0 d的12.33%增至第20 d的20.33%，提高了0.65倍。第20 d到第30 d提高了0.14倍。降解30 d后，失重率變化開始減小，每10 d失重率僅提高0.10倍左右。而對(duì)照組中經(jīng)過50 d的反應(yīng)黑麥草殘?jiān)е芈蕛H有12%左右。白腐菌降解過程的前30 d是快速降解階段，這對(duì)將來利用白腐菌聯(lián)合其他微生物實(shí)現(xiàn)生物質(zhì)快速降解具有一定意義。通過白腐菌進(jìn)一步降解50 d后，黑麥草總的失重率高達(dá) 49.70%，該試驗(yàn)結(jié)果與 Richter等[20]、Konuma等[21]的研究結(jié)果相符。黑麥草質(zhì)量的減少對(duì)其后續(xù)處理和資源化利用具有重要意義。
白腐菌液體發(fā)酵過程中，適當(dāng)提高白腐菌固液比有利于鈾的浸出（p＜0.05），他各處理組中鈾浸出率大小依次為1∶13＞1∶11＞1∶9＞1∶7（表2），且除反應(yīng)第10 d外各處理組試驗(yàn)結(jié)果均低于相應(yīng)的對(duì)照組；如反應(yīng)第50 d，1∶11處理組中鈾的浸出效率為27.02%，而其對(duì)照組CK3中鈾的浸出效率為34.56%，同樣地，1∶7、1∶9和1∶13處理組也表現(xiàn)出相同規(guī)律。產(chǎn)生該試驗(yàn)結(jié)果的原因是，盡管白腐菌能夠通過分泌木質(zhì)素降解酶（過氧化物酶、錳過氧化物酶、漆酶等）對(duì)黑麥草中木質(zhì)纖維素成分進(jìn)行降解，從而使鈾游離浸出，但由于白腐菌細(xì)胞內(nèi)含有氮、磷、氧和硫等電負(fù)性大的羧基、磷?；?、羥基、酰胺基等基團(tuán)，它們能夠通過絡(luò)合作用或螯合作用與重金屬離子形成可溶性絡(luò)合物或螯合物，從而吸附浸出到溶液中的鈾[22-23]。因此，本試驗(yàn)中鈾的最終浸出效率受白腐菌降解和吸附作用的綜合影響。各處理組中鈾的浸出效率隨著時(shí)間的推移，先增大，后減小，再增大，呈動(dòng)態(tài)變化，其中1∶11處理組中鈾的最大浸出效率達(dá)27.02%，經(jīng)過兩步微生物預(yù)處理，黑麥草固體中總鈾浸出率達(dá)85.48%，而第一步氧化亞鐵硫桿菌在最優(yōu)腐蝕條件下對(duì)鈾的浸出效率達(dá)80.10%，經(jīng)過白腐菌進(jìn)一步處理后，其雖然能有效提高木質(zhì)素的降解效率，但其對(duì)鈾的游離浸出貢獻(xiàn)較小。同樣地，Hanif等[24]和Lebrun等[25]利用白腐菌在生物質(zhì)堆肥和重金屬廢水處理方面的應(yīng)用也取得較好成果。通過微生物預(yù)處理能有效減少黑麥草中鈾的含量，這對(duì)其進(jìn)一步的無害處理和重金屬回收工藝的研究具有重要意義。
表1 白腐菌處理后黑麥草殘?jiān)氖е芈剩ǜ少|(zhì)量,%）Table 1 Weight loss of Lolium perenne residue after degradation of Phanerodontia chrysosporium（dry weight,%）
表2 白腐菌處理后黑麥草殘?jiān)拟櫧雎剩ǜ少|(zhì)量，%）Table 2 Leaching effect of uranium in Lolium perenne residue after degradation of Phanerodontia chrysosporium（dry weight,%）
2.2 改性活性炭對(duì)降解廢液吸附作用的影響
2.2.1 改性活性炭投加量對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
隨著改性活性炭（30%N-GAC）和未改性活性炭（GAC）投加量的增加，溶液中U（Ⅵ）的去除率也逐漸增加，而吸附容量卻逐漸減小（圖4）。當(dāng)改性活性炭投加量為0.72 g時(shí)，U（Ⅵ）的吸附率達(dá)到了93.62%，吸附容量達(dá)到0.22 mg·g-1，而此時(shí)未改性活性炭吸附率和吸附容量?jī)H為77.69%和0.18 mg·g-1。繼續(xù)增加這兩種吸附劑的投加量，吸附率不再明顯提高，反而使吸附容量不斷下降，這是因?yàn)楫?dāng)溶液中U（Ⅵ）濃度一定時(shí)，隨著投加量的增加，改性活性炭上吸附位點(diǎn)的數(shù)量也會(huì)相應(yīng)增加，從而提高其吸附能力，增大U（Ⅵ）的去除效率。由于溶液中U（Ⅵ）的數(shù)量是固定的，隨著改性活性炭用量的增加，單位改性活性炭吸附U（Ⅵ）的量必然會(huì)減少，從而引起吸附容量的降低。因此，當(dāng)改性活性炭投加量為0.72 g時(shí)，其吸附效果較理想，此時(shí)其平衡吸附容量明顯高于未改性活性炭，此研究與于靜等[26]研究結(jié)果一致。
圖4 改性活性炭投加量對(duì)U（Ⅵ）的吸附Figure 4 Dosage of modified activated carbon on adsorption of U（Ⅵ）
2.2.2 溶液pH值對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
從圖5中可以看出，pH值會(huì)影響U（Ⅵ）的吸附。當(dāng)pH值為2～6時(shí)，改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附率和吸附容量隨著pH值的增大而逐漸增大，當(dāng)pH=6時(shí)，達(dá)到最大值。隨著pH值的繼續(xù)增大（7～9），U（Ⅵ）的吸附率和吸附量逐漸減少，其主要原因是溶液的pH值會(huì)對(duì)改性活性炭表面的活性位點(diǎn)以及溶液中鈾酰離子的存在狀態(tài)產(chǎn)生一定的影響。當(dāng)溶液pH值較小時(shí)，高濃度的氫離子會(huì)與鈾酰離子競(jìng)爭(zhēng)吸附位點(diǎn)，氫離子將占據(jù)活性炭表面大部分的活性位點(diǎn)，電荷之間將產(chǎn)生靜電斥力作用，受靜電斥力的影響，鈾酰離子很難接近活性位點(diǎn)，從而影響活性位點(diǎn)的結(jié)合，因此，降低了鈾離子的去除率。當(dāng)溶液pH值較大時(shí)，鈾會(huì)形成UO2（OH）+、（UO2）3（、（UO2）4（等形式的多核鈾酰羥基配合物以及鈾酰羥基配合物，這些絡(luò)合物的存在會(huì)使U（Ⅵ）的吸附受到抑制。
圖5 溶液pH值對(duì)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的影響Figure 5 Effect of pH value of solution on adsorption of U（Ⅵ）by modified activated carbon
此試驗(yàn)結(jié)果未改性活性炭的吸附率僅為77%左右，與劉大前等[27]的研究結(jié)果相似。同時(shí)，試驗(yàn)條件下改性活性炭吸附容量明顯大于未改性活性炭（p＜0.05），其主要原因一方面是經(jīng)硝酸氧化后的活性炭，增加了其表面的酸性基團(tuán)以及吸附活性位點(diǎn)，從而提高了其化學(xué)吸附能力；另一方面，活性炭經(jīng)過改性后，能通過增加表面亂層程度加強(qiáng)活性炭表面的范德華力，從而提高其物理吸附能力。
2.2.3 溫度對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
當(dāng)反應(yīng)溫度從20℃升高至25℃時(shí)，改性活性炭和未改性活性炭對(duì)溶液中U（Ⅵ）的吸附率和吸附量增加幅度均不大（圖6），改性活性炭中吸附率僅增加了0.60%。隨著溫度的繼續(xù)升高，改性活性炭和未改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附率和吸附容量均下降，因此，可以推測(cè)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的反應(yīng)是放熱反應(yīng)。同樣地，于靜等[26]的研究結(jié)果表明活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附是自發(fā)放熱熵增過程。
2.2.4 反應(yīng)時(shí)間對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
圖6 溫度對(duì)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的影響Figure 6 Effect of temperature on adsorption of U（Ⅵ）by modified activated carbon
圖7 反應(yīng)時(shí)間對(duì)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的影響Figure 7 Effect of reaction time on adsorption of U（Ⅵ）by modified activated carbon
由圖7可知，在反應(yīng)初始階段（0.5～6 h），改性活性炭和未改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）吸附速率均較快，為快速吸附階段，改性活性炭吸附率從30.53%快速增至85.84%，吸附量從0.07 mg·g-1快速增加到 0.20 mg·g-1，而此時(shí)未改性活性炭中吸附率從24.51%僅增至68.11%，吸附量從0.06 mg·g-1增加到0.16 mg·g-1，其結(jié)果小于改性活性炭。反應(yīng)9 h時(shí)，U（Ⅵ）的吸附率和吸附量均達(dá)到最大值，之后其吸附率和吸附量的變化趨于穩(wěn)定。吸附平衡時(shí)，改性活性炭吸附率為93.62%，吸附容量為0.22 mg·g-1，而此時(shí)未改性活性炭吸附率僅為77.69%，吸附容量?jī)H為0.18 mg·g-1，由此說明活性炭經(jīng)過改性后，能顯著提高U（Ⅵ）的吸附率，同時(shí)影響吸附容量。吸附反應(yīng)初期，溶液中U（Ⅵ）濃度相對(duì)較大，因此，改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）吸附速率較快。隨著反應(yīng)時(shí)間的推移，改性活性炭表面會(huì)吸附溶液中的大量雜質(zhì)，阻礙反應(yīng)的進(jìn)行，反應(yīng)速率逐漸變慢。該試驗(yàn)與喻清等[28]利用固定化黑曲霉活性炭吸附U（Ⅵ）的研究結(jié)果相似。
2.2.5 改性活性炭吸附U（Ⅵ）的動(dòng)力學(xué)分析
由圖8和表3可知，改性活性炭吸附準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型方程為：y=-0.146x-0.779，相關(guān)系數(shù)為0.969 7；準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型方程為：y=4.090x+5.796，相關(guān)系數(shù)為0.998 6，準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型對(duì)吸附鈾過程的擬合系數(shù)高于準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型。因此，在擬合改性活性炭吸附鈾的過程中準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型更具有優(yōu)越性，說明改性活性炭對(duì)鈾的吸附過程主要是化學(xué)吸附機(jī)理過程。
2.2.6 改性活性炭吸附后廢液成分分析
降解廢液成分分析：ICP-MS測(cè)量U（Ⅵ），葉綠素a、b的測(cè)定采用分光光度法[29]，還原性糖的測(cè)定采用DNS法[30]。其結(jié)果如下：U（Ⅵ）（11.10±0.63）mg·L-1，還原糖（289.7±15.0）mg·L-1，總?cè)~綠素（824.3±23.7）mg·L-1，葉綠素a（221.7±16.5）mg·L-1，葉綠素b（602.6±20.9）mg·L-1。
圖8 改性活性炭吸附U（Ⅵ）的準(zhǔn)一級(jí)和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型Figure 8 Pseudo-first-order and pseudo-second-order kinetic models for adsorption of uranium by activated carbon
表3 與準(zhǔn)動(dòng)力學(xué)方程擬合結(jié)果Table 3 Fitting results of quasi-dynamic model equation
經(jīng)過改性活性炭吸附后，廢液顏色有較大變化。吸附前降解廢液呈墨綠色，較為澄清透明（圖9a）。經(jīng)過改性活性炭吸附后，其溶液顏色明顯變淺，而未改性活性炭中溶液顏色與吸附前溶液顏色只有略微差異（圖9b），從圖中可以看出改性活性炭對(duì)溶液物理狀態(tài)的改變更加明顯。吸附前降解廢液中U（Ⅵ）的含量為11.10 mg·L-1，經(jīng)過改性活性炭吸附后，其含量減少為0.71 mg·L-1，而經(jīng)過未改性活性炭吸附后，溶液中U（Ⅵ）剩余含量為2.47 mg·L-1，比改性活性炭高出2.5倍，說明使用相同量的吸附劑改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附效率更高（表4）。其中還原糖含量由289.7 mg·L-1減少為 197.2 mg·L-1，吸附率達(dá)31.95%，而未改性活性炭對(duì)還原糖的吸附率僅為19.94%?？?cè)~綠素含量由起初的824.3 mg·L-1減少為499.6 mg·L-1，其中葉綠素b含量變化最大，由初始的602.6 mg·L-1減少為364.2 mg·L-1，吸附率達(dá)39.56%，而未改性活性炭對(duì)還原糖以及各色素的吸附效果均明顯小于改性活性炭（p＜0.05）。
圖9 活性炭吸附前后廢液情況Figure 9 The picture of wastewater before and after adsorption by activated carbon
表4 改性活性炭吸附后廢液成分（mg·L-1）Table 4 Composition analysis of waste liquid after adsorption by modified activated carbon（mg·L-1）
3 結(jié)論
（1）白腐菌對(duì)黑麥草殘?jiān)哂休^強(qiáng)的腐蝕作用，在接種量10%條件下反應(yīng)50 d，對(duì)纖維素、半纖維素和木質(zhì)素都具有腐蝕作用，其中木質(zhì)素的降解效果最好，其次是半纖維素，最后是纖維素。
（2）白腐菌進(jìn)一步降解鈾富集黑麥草50 d后，黑麥草失重率為28.41%，黑麥草總的失重率高達(dá)49.70%；鈾浸出率為27.02%，總鈾浸出率高達(dá)80.10%。這對(duì)其進(jìn)一步的無害化處理和重金屬回收工藝的研究具有重要意義。
（3）改性活性炭添加量為28.8 g·L-1時(shí)，單位改性活性炭吸附U（Ⅵ）的量最高，鈾吸附率高達(dá)93.62%，吸附容量達(dá)到0.22 mg·g-1，均高于未改性活性炭。
（4）當(dāng)溶液pH=6時(shí)，改性活性炭較未改性活性炭吸附U（Ⅵ）周期縮短，改性活性炭鈾吸附率最高。而溫度對(duì)活性炭的影響很小。
（5）本課題的試驗(yàn)方法相比一般的物理化學(xué)處理技術(shù)，能顯著提高木質(zhì)素的降解，而且經(jīng)濟(jì)效益更高，降解效率更好，條件要求更低，具有較高的應(yīng)用價(jià)值。
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田 甲，王 莉，陳曉明，3*，張祥輝，戚 鑫，肖詩琦 ，敬路淮，晏婷婷，羅學(xué)剛
（1.西南科技大學(xué)生命科學(xué)與工程學(xué)院，四川 綿陽 621010；2.西南科技大學(xué)核廢物與環(huán)境安全國防重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，四川 綿陽621010；3.土壤環(huán)境污染治理與修復(fù)四川省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，成都 610045）
近年來，隨著鈾等重金屬向環(huán)境的不斷轉(zhuǎn)移，生態(tài)環(huán)境遭到了嚴(yán)重的破壞。在當(dāng)今生態(tài)環(huán)境修復(fù)技術(shù)當(dāng)中，植物修復(fù)技術(shù)以環(huán)境友好、價(jià)格低廉和操作簡(jiǎn)易等優(yōu)勢(shì)，成為環(huán)境生態(tài)修復(fù)中最重要的研究方向之一，引起了人們廣泛關(guān)注。在運(yùn)用植物修復(fù)技術(shù)處理環(huán)境污染后，會(huì)產(chǎn)生大量的重金屬富集生物質(zhì)，而現(xiàn)如今對(duì)重金屬富集生物質(zhì)的處置技術(shù)相對(duì)匱乏[1-2]。對(duì)重金屬富集生物質(zhì)的處置是回收重金屬的綠色循環(huán)的重要一環(huán)，但要避免對(duì)其處置不當(dāng)而再次造成生態(tài)環(huán)境污染。對(duì)重金屬富集生物質(zhì)的預(yù)處理一直是一個(gè)非常難以解決的問題，而對(duì)生物質(zhì)的預(yù)處理方法一般可以分為生物法、物理法和化學(xué)法，相對(duì)于物理化學(xué)方法，生物法具有環(huán)境友好、成本低廉和條件溫和等優(yōu)勢(shì)。
經(jīng)王莉等[3]研究，利用氧化亞鐵硫桿菌對(duì)鈾富集生物質(zhì)黑麥草進(jìn)行降解，發(fā)現(xiàn)氧化亞鐵硫桿菌對(duì)黑麥草有較強(qiáng)的腐蝕作用，在菌種接種量10%、投加14 g·L-1S0處理10 d后，其對(duì)黑麥草的降解效果較好，纖維素、半纖維素及木質(zhì)素的降解率分別達(dá)到81.31%、82.29%和26.02%，失重率達(dá)29.74%，鈾浸出率達(dá)80.10%。因?yàn)檠趸瘉嗚F硫桿菌對(duì)生物質(zhì)中的木質(zhì)素降解率僅有26.02%，因此需要利用另外一種微生物對(duì)其腐蝕殘?jiān)M(jìn)行進(jìn)一步處理。白腐菌是一種腐生在樹木或木材上的絲狀真菌，能讓木材腐爛；白腐菌能產(chǎn)生漆酶、木質(zhì)素過氧化物酶等特殊酶系降解生物質(zhì)，在了解其降解木質(zhì)素機(jī)理的基礎(chǔ)上，各國學(xué)者廣泛開展了在利用白腐菌降解農(nóng)作物秸稈中的木質(zhì)素、提高秸桿綜合利用率等方面的研究，并取得了一定成果。早在1996年，Xu[4]在將稻稈轉(zhuǎn)化為飼料的過程中，篩選出了幾十種能夠顯著改善稻草秸稈適口性的白腐菌。Albino等[5]曾探究不同白腐菌對(duì)麥稻秸稈的微生物預(yù)處理過程，結(jié)果表明白腐菌能降解秸稈中大量的木質(zhì)素。
試驗(yàn)過程中會(huì)產(chǎn)生含有一定濃度鈾的降解廢液，如果這些廢液不經(jīng)過處理直接排入自然環(huán)境，將會(huì)造成二次污染，對(duì)人體健康、人類的生存和發(fā)展產(chǎn)生嚴(yán)重威脅[6]。目前，針對(duì)水體中鈾的處置方法主要包括化學(xué)沉淀、溶劑萃取、離子交換、離子浮選、膜分離和生物吸附等。相比于其他方法，吸附法因具有操作簡(jiǎn)便、工藝成熟、運(yùn)行穩(wěn)定并且適用范圍廣等多種優(yōu)點(diǎn)[7]而成為了鈾處置方法中的重要研究方向之一。作為吸附材料的活性炭的研究在當(dāng)前最為廣泛，本試驗(yàn)中所使用的是經(jīng)改良的活性炭，其比普通活性炭更具有優(yōu)勢(shì)。因此形成一條成本更低、能耗更少的微生物預(yù)處理工藝。
1 材料與方法
1.1 材料
1.1.1 菌種
實(shí)驗(yàn)所使用微生物包括：白腐菌（Phanerodontia chrysosporium，CGMCC5.776），購于中國普通微生物菌種保藏管理中心；氧化亞鐵硫桿菌（Thiobacillus ferro?oxidans，ATCC53990），購于中國微生物菌種中心。
1.1.2 黑麥草殘?jiān)?/p>
選取在西南科技大學(xué)國防重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室生長(zhǎng)52 d的黑麥草（Lolium perenne），截取地上部分，以在氧化亞鐵硫桿菌接種量10%、投加14 g·L-1S0處理10 d后的剩余殘?jiān)鼮樵牧蟍3]。
1.1.3 降解廢液
試驗(yàn)所用降解廢液來自兩部分，一部分是利用氧化亞鐵硫桿菌在最優(yōu)腐蝕條件下（10%菌+14 g·L-1S0）所產(chǎn)生的廢液（之前研究），另一部分來自白腐菌最優(yōu)工藝條件下液體發(fā)酵過程產(chǎn)生的廢液總合。
1.1.4 培養(yǎng)基
9K 培養(yǎng)基配置方法：A 液為（NH4）2SO43.0 g，K2HPO40.5 g，KCl 0.1 g，MgSO4·7H2O 0.5 g，Ca（NO3）20.01 g，去離子水800 mL，pH 2.0，121℃高壓滅菌30 min。B液為FeSO4·7H2O 44.78 g，去離子水 200 mL，pH 2.0，再經(jīng)微孔濾膜（0.22 μL孔徑）進(jìn)行過濾除菌。在超凈工作臺(tái)上將A、B液混合。
LM2合成培養(yǎng)液：酒石酸1.0 mL，微量元素液15.0 mL，大量元素液 15.0 mL，VB113.0 mL，加水定容至50.0 mL。其中，酒石酸銨濃度為22.0 g·L-1；大量元素液成分為 20 g·L-1KH2PO4、13.8 g·L-1MgSO4·7H2O、1.0 g·L-1CaCl2和 0.6 g·L-1NaCl；微量元素液成分為0.35 g·L-1MnSO4·H2O、60 mg·L-1FeSO4·7H2O、110 mg·L-1CoCl2·6H2O、60 mg·L-1ZnSO4·7H2O、95 mg·L-1CuSO4·5H2O、6 mg·L-1AlK（SO4）2·12H2O、6 mg·L-1H3BO3、6 mg·L-1Na2MoO4·2H2O和100 mg·L-1VB1。
1.2 實(shí)驗(yàn)方案設(shè)計(jì)
1.2.1 LM2與黑麥草殘?jiān)桃罕葘?duì)白腐菌腐蝕作用的影響
稱取經(jīng)氧化亞鐵硫桿菌腐蝕后的黑麥草殘?jiān)? g于250 mL錐形瓶中，再分別按照固液比1∶7、1∶9、1∶11、1∶13加入已滅菌的合成培養(yǎng)液LM2，構(gòu)成液體培養(yǎng)基，每瓶再按10%（V/W）的接種量接入菌種白腐菌于25 ℃下分別靜置培養(yǎng)10、20、30、40、50 d。相同固液比未接種者在同樣條件下培養(yǎng)，記作CK1、CK2、CK3、CK4，作為對(duì)照組。每個(gè)處理組重復(fù)3次。
1.2.2 改性活性炭對(duì)降解廢液的吸附作用
初始活性炭（HG/T 3491—1999），購自重慶茂業(yè)化學(xué)試劑有限公司，顆粒平均直徑為1.50 mm。
活性炭改性：第一步活性炭的預(yù)處理，先用2%的硝酸清洗活性炭2次，去除其表面附著的無機(jī)雜質(zhì)。再用去離子水反復(fù)清洗幾次，濾去其上部溶液和浮渣，直至上清液澄清透明，且pH值與去離子水pH值相同。洗凈后的活性炭放入鼓風(fēng)干燥箱中，110℃烘24 h，取出后將其置于密閉的棕色瓶中干燥保存。第二步活性炭的改性，稱取經(jīng)預(yù)處理的活性炭50 g，加入100 mL體積濃度為30%的HNO3溶液，75℃水浴下回流2 h。待樣品冷卻至室溫后，過濾，棄去濾液，濾渣用去離子水反復(fù)清洗，直至pH值穩(wěn)定在7.0左右，110℃條件下干燥24 h，置于棕色瓶中干燥保存。
分別準(zhǔn)確稱取 0.48、0.96、1.44、1.92、2.40、2.88、3.36 g改性活性炭，再加入15 mL U（Ⅵ）廢液，探究其在不同pH值（1、2、3、4、5、6、7、8、9）、溫度（20、25、30、35 ℃）、時(shí)間（0.5、1、2、3、4、5、6、7、8、9、11、13、15、17 h）條件下鈾的吸附率和吸附量的變化，并建立改性活性炭吸附過程中的吸附動(dòng)力學(xué)模型。以未改性活性炭為對(duì)照組。
1.3 分析方法
1.3.1 木質(zhì)素、纖維素和半纖維素含量分析
木質(zhì)素降解率=（樣品初始木質(zhì)素含量×樣品質(zhì)量-處理后樣品木質(zhì)素含量×處理后樣品質(zhì)量）/（樣品初始木質(zhì)素含量×樣品質(zhì)量）×100%
其中涉及的質(zhì)量均為干質(zhì)量下稱量，下同。纖維素、半纖維素降解率的計(jì)算公式與木質(zhì)素的降解率公式相同，替換上述木質(zhì)素即可以得到纖維素、半纖維素降解率。
1.3.2 鈾浸出率和失重率分析
鈾浸出率=（樣品初始質(zhì)量×樣品成分初始含量-處理后樣品質(zhì)量×樣品處理后含量）/（樣品初始質(zhì)量×樣品成分初始含量）×100%。
失重率=（樣品初始質(zhì)量-處理后樣品質(zhì)量）/樣品初始質(zhì)量×100%。
1.3.3 活性炭吸附指標(biāo)計(jì)算
吸附容量=（吸附前溶液中鈾的濃度-吸附后t時(shí)刻時(shí)溶液中鈾的濃度）×溶液體積/吸附劑質(zhì)量
吸附率=（吸附前溶液中鈾的濃度-吸附后t時(shí)刻時(shí)溶液中鈾的濃度）/吸附前溶液中鈾的濃度×100%
準(zhǔn)一級(jí)力學(xué)模型表達(dá)式：lg（平衡吸附量-t時(shí)刻的吸附量）=lg（平衡吸附量）-一級(jí)吸附速率常數(shù)×?xí)r間t/2.303
準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型表達(dá)式：時(shí)間t/t時(shí)刻吸附量=1/（二級(jí)吸附速率常數(shù)×平衡吸附量的平方）+時(shí)間t/平衡吸附量
1.3.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)方法
數(shù)據(jù)用Oringe 8.5和SPSS 22.0等軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析處理，文章所出現(xiàn)的圖表數(shù)據(jù)都是3次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（SE），采用單因素方差分析（One-way ANOVA）和最小顯著差異法（LSD）比較不同數(shù)據(jù)的差異。
2 結(jié)果與討論
2.1 白腐菌對(duì)黑麥草殘?jiān)母g
利用ICP-MS（電感耦合等離子體質(zhì)譜儀）檢測(cè)黑麥草殘?jiān)櫤?，其成分（干質(zhì)量）為：纖維素（9.99±0.37）%，半纖維素（7.19±0.31）%，木質(zhì)素（23.11±1.11）%，U（Ⅵ）（84.9±7.5）mg·kg-1。
2.1.1 白腐菌強(qiáng)化纖維素降解
圖1 白腐菌對(duì)纖維素的降解作用Figure 1 Phanerodontia chrysosporium on cellulose degradation of Lolium perenne
考察黑麥草殘?jiān)cLM2培養(yǎng)基的不同固液比下，接種10%白腐菌對(duì)黑麥草殘?jiān)w維素的降解作用，結(jié)果如圖1所示。反應(yīng)前20 d，4個(gè)處理組中纖維素降解較慢，之后開始快速降解，50 d后，4個(gè)處理組中纖維素降解率由大到小依次為1∶11＞1∶9＞1∶13＞1∶7，其中纖維素降解率最大達(dá)37.78%，白腐菌對(duì)纖維素的降解先慢后快。王宏勛等[8]在研究白腐菌選擇性降解秸稈木質(zhì)纖維素研究中，其纖維素的降解也表現(xiàn)出該變化趨勢(shì)。對(duì)照組中纖維素的降解可能是由于第一步降解殘?jiān)娜跛嵝远率拱赘芤簆H值變化所引起。經(jīng)王莉等[3]研究，氧化亞鐵硫桿菌經(jīng)最優(yōu)條件下處理黑麥草10 d，纖維素降解率達(dá)81.31%，第二步利用白腐菌固液比1∶11繼續(xù)處理黑麥草腐蝕殘?jiān)?0 d，纖維素降解率達(dá)37.78%，總纖維素降解率高達(dá)88.37%。Bari等[9]和Liers等[10]利用白腐菌（P.ostreatus，X.hypoxylon）單獨(dú)預(yù)處理技術(shù)分別處理海灘木120 d和72 d后，僅能降解其中19.94%和23%的纖維素，遠(yuǎn)低于本試驗(yàn)結(jié)果。氧化亞鐵硫桿菌聯(lián)合白腐菌兩步微生物預(yù)處理技術(shù)，相比于真菌單獨(dú)預(yù)處理技術(shù)可以有效提高纖維素的降解效率，縮短反應(yīng)周期。
2.1.2 白腐菌強(qiáng)化半纖維素降解
圖2 白腐菌對(duì)半纖維素的降解作用Figure 2 Phanerodontia chrysosporium on hemicellulose degradation of Lolium perenne
從圖2中可以看出，利用白腐菌進(jìn)一步處理黑麥草腐蝕殘?jiān)?個(gè)處理組中半纖維素都有明顯降解，而白腐菌能產(chǎn)生木聚糖酶降解半纖維素[11]。反應(yīng)前20 d，半纖維素降解速率較快，20 d后，降解速率趨于穩(wěn)定。1∶7、1∶9、1∶11、1∶13這4個(gè)處理組中半纖維素降解率由第10 d的27.30%、29.27%、31.24%、28.40%增大至第50 d的41.21%、39.92%、42.87%、41.94%。而CK1、CK2、CK3、CK4 4個(gè)對(duì)照組中半纖維素降解率由第10 d的24.56%、23.33%、24.12%、26.32%增大至第50 d的33.11%、32.42%、34.23%、33.68%。反應(yīng)第10 d，各處理組與對(duì)照組之間差異不顯著（p＜0.05），10 d后，白腐菌對(duì)半纖維素降解作用與對(duì)照組之間拉開較大差距。50 d后，固液比1∶11處理組中半纖維素降解率可達(dá)42.87%，經(jīng)過兩種微生物預(yù)處理后，黑麥草中總半纖維素降解率高達(dá)89.89%。然而，Song等[12]和Kaffenberger等[13]通過真菌單獨(dú)預(yù)處理技術(shù)，僅能降解木材中62.38%和20.27%的半纖維素，因此本實(shí)驗(yàn)結(jié)果能更有效提高半纖維的降解。2.1.3白腐菌強(qiáng)化木質(zhì)素降解
從圖3中可以看出，1∶7、1∶9、1∶11、1∶13這4個(gè)處理組中木質(zhì)素降解率由10 d的12.68%、13.14%、13.90%、12.21% 增大至 50 d的 47.72%、49.63%、54.05%、52.82%。4個(gè)處理樣品的降解率又呈1∶11＞1∶13＞1∶9＞1∶7的順序，說明在一定范圍內(nèi)，隨著固液比的增加，木質(zhì)素的降解率也增加。白腐菌對(duì)木質(zhì)素的降解呈現(xiàn)先快后慢的規(guī)律，反應(yīng)前20 d，木質(zhì)素降解率增加較快，1∶11處理組中木質(zhì)素降解率由第10 d的13.90%迅猛上升到41.59%，提高了1.99倍。20 d后，降解率增加緩慢，第50 d，木質(zhì)素降解率最高達(dá)54.05%，相比對(duì)照組提高了3.97倍。在4個(gè)不同固液比條件下，白腐菌對(duì)木質(zhì)素的降解均高于半纖維素和纖維素，而氧化亞鐵硫桿菌對(duì)纖維素、半纖維素的降解均明顯高于木質(zhì)素。說明真菌對(duì)木質(zhì)素的降解效果較好，而細(xì)菌能對(duì)纖維素、半纖維素快速降解，白腐菌不僅對(duì)普通生物質(zhì)中木質(zhì)素降解效果顯著[14-15]，對(duì)鈾富集黑麥草中木質(zhì)素降解也表現(xiàn)出較好效果。白腐菌降解木質(zhì)素可分為細(xì)胞內(nèi)和細(xì)胞外2個(gè)過程。在白腐菌細(xì)胞內(nèi)能自身合成降解木質(zhì)素等有機(jī)物的酶類[16]。在C、N、S等主要營養(yǎng)物質(zhì)的限制下，白腐菌將啟動(dòng)整個(gè)降解系統(tǒng)，產(chǎn)生細(xì)胞內(nèi)的葡萄糖氧化酶和細(xì)胞外的乙二醛氧化酶[17]。它們利用分子氧氧化相應(yīng)底物從而激活過氧化物酶，啟動(dòng)酶催化循環(huán)。白腐菌合成的細(xì)胞外酶主要包括木素過氧化物酶、錳過氧化物酶和漆酶等。白腐菌降解木質(zhì)素的過程，首先是利用木質(zhì)素降解酶自身形成的過氧化氫，啟動(dòng)一系列自由基鏈反應(yīng)。然后，通過高活性酶中間體，將木質(zhì)素等有機(jī)物氧化成羥基等氧化能力很強(qiáng)的多種自由基，實(shí)現(xiàn)對(duì)木質(zhì)素的生物降解[18]。經(jīng)過兩步微生物預(yù)處理黑麥草60 d后，其總木質(zhì)素降解率高達(dá)66.01%。Nazarpour等[19]采用白腐菌單獨(dú)一步預(yù)處理橡膠木63 d，其木質(zhì)素降解率僅為37%。兩步微生物預(yù)處理中木質(zhì)素降解率高于一般的白腐菌單獨(dú)預(yù)處理的結(jié)果。
圖3 白腐菌對(duì)木質(zhì)素的降解作用Figure 3 Phanerodontia chrysosporium on lignin degradation of Lolium perenne
2.1.4 白腐菌降解過程中黑麥草殘?jiān)氖е芈屎外櫧雎?/p>
從表1中可以看出，經(jīng)過50 d的培養(yǎng)，4個(gè)處理組中黑麥草殘?jiān)е芈史謩e由第10 d的10.81%、11.59%、12.33%、11.39% 增至第 50 d的 25.76%、26.51%、28.41%、27.36%。4個(gè)處理組中黑麥草殘?jiān)е芈蚀笮?1∶11＞1∶9＞1∶13＞1∶7，降解過程的前30 d，黑麥草殘?jiān)亓孔兓黠@，1∶11處理組中黑麥草殘?jiān)е芈蕪牡?0 d的12.33%增至第20 d的20.33%，提高了0.65倍。第20 d到第30 d提高了0.14倍。降解30 d后，失重率變化開始減小，每10 d失重率僅提高0.10倍左右。而對(duì)照組中經(jīng)過50 d的反應(yīng)黑麥草殘?jiān)е芈蕛H有12%左右。白腐菌降解過程的前30 d是快速降解階段，這對(duì)將來利用白腐菌聯(lián)合其他微生物實(shí)現(xiàn)生物質(zhì)快速降解具有一定意義。通過白腐菌進(jìn)一步降解50 d后，黑麥草總的失重率高達(dá) 49.70%，該試驗(yàn)結(jié)果與 Richter等[20]、Konuma等[21]的研究結(jié)果相符。黑麥草質(zhì)量的減少對(duì)其后續(xù)處理和資源化利用具有重要意義。
白腐菌液體發(fā)酵過程中，適當(dāng)提高白腐菌固液比有利于鈾的浸出（p＜0.05），他各處理組中鈾浸出率大小依次為1∶13＞1∶11＞1∶9＞1∶7（表2），且除反應(yīng)第10 d外各處理組試驗(yàn)結(jié)果均低于相應(yīng)的對(duì)照組；如反應(yīng)第50 d，1∶11處理組中鈾的浸出效率為27.02%，而其對(duì)照組CK3中鈾的浸出效率為34.56%，同樣地，1∶7、1∶9和1∶13處理組也表現(xiàn)出相同規(guī)律。產(chǎn)生該試驗(yàn)結(jié)果的原因是，盡管白腐菌能夠通過分泌木質(zhì)素降解酶（過氧化物酶、錳過氧化物酶、漆酶等）對(duì)黑麥草中木質(zhì)纖維素成分進(jìn)行降解，從而使鈾游離浸出，但由于白腐菌細(xì)胞內(nèi)含有氮、磷、氧和硫等電負(fù)性大的羧基、磷?；?、羥基、酰胺基等基團(tuán)，它們能夠通過絡(luò)合作用或螯合作用與重金屬離子形成可溶性絡(luò)合物或螯合物，從而吸附浸出到溶液中的鈾[22-23]。因此，本試驗(yàn)中鈾的最終浸出效率受白腐菌降解和吸附作用的綜合影響。各處理組中鈾的浸出效率隨著時(shí)間的推移，先增大，后減小，再增大，呈動(dòng)態(tài)變化，其中1∶11處理組中鈾的最大浸出效率達(dá)27.02%，經(jīng)過兩步微生物預(yù)處理，黑麥草固體中總鈾浸出率達(dá)85.48%，而第一步氧化亞鐵硫桿菌在最優(yōu)腐蝕條件下對(duì)鈾的浸出效率達(dá)80.10%，經(jīng)過白腐菌進(jìn)一步處理后，其雖然能有效提高木質(zhì)素的降解效率，但其對(duì)鈾的游離浸出貢獻(xiàn)較小。同樣地，Hanif等[24]和Lebrun等[25]利用白腐菌在生物質(zhì)堆肥和重金屬廢水處理方面的應(yīng)用也取得較好成果。通過微生物預(yù)處理能有效減少黑麥草中鈾的含量，這對(duì)其進(jìn)一步的無害處理和重金屬回收工藝的研究具有重要意義。
表1 白腐菌處理后黑麥草殘?jiān)氖е芈剩ǜ少|(zhì)量,%）Table 1 Weight loss of Lolium perenne residue after degradation of Phanerodontia chrysosporium（dry weight,%）
表2 白腐菌處理后黑麥草殘?jiān)拟櫧雎剩ǜ少|(zhì)量，%）Table 2 Leaching effect of uranium in Lolium perenne residue after degradation of Phanerodontia chrysosporium（dry weight,%）
2.2 改性活性炭對(duì)降解廢液吸附作用的影響
2.2.1 改性活性炭投加量對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
隨著改性活性炭（30%N-GAC）和未改性活性炭（GAC）投加量的增加，溶液中U（Ⅵ）的去除率也逐漸增加，而吸附容量卻逐漸減小（圖4）。當(dāng)改性活性炭投加量為0.72 g時(shí)，U（Ⅵ）的吸附率達(dá)到了93.62%，吸附容量達(dá)到0.22 mg·g-1，而此時(shí)未改性活性炭吸附率和吸附容量?jī)H為77.69%和0.18 mg·g-1。繼續(xù)增加這兩種吸附劑的投加量，吸附率不再明顯提高，反而使吸附容量不斷下降，這是因?yàn)楫?dāng)溶液中U（Ⅵ）濃度一定時(shí)，隨著投加量的增加，改性活性炭上吸附位點(diǎn)的數(shù)量也會(huì)相應(yīng)增加，從而提高其吸附能力，增大U（Ⅵ）的去除效率。由于溶液中U（Ⅵ）的數(shù)量是固定的，隨著改性活性炭用量的增加，單位改性活性炭吸附U（Ⅵ）的量必然會(huì)減少，從而引起吸附容量的降低。因此，當(dāng)改性活性炭投加量為0.72 g時(shí)，其吸附效果較理想，此時(shí)其平衡吸附容量明顯高于未改性活性炭，此研究與于靜等[26]研究結(jié)果一致。
圖4 改性活性炭投加量對(duì)U（Ⅵ）的吸附Figure 4 Dosage of modified activated carbon on adsorption of U（Ⅵ）
2.2.2 溶液pH值對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
從圖5中可以看出，pH值會(huì)影響U（Ⅵ）的吸附。當(dāng)pH值為2～6時(shí)，改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附率和吸附容量隨著pH值的增大而逐漸增大，當(dāng)pH=6時(shí)，達(dá)到最大值。隨著pH值的繼續(xù)增大（7～9），U（Ⅵ）的吸附率和吸附量逐漸減少，其主要原因是溶液的pH值會(huì)對(duì)改性活性炭表面的活性位點(diǎn)以及溶液中鈾酰離子的存在狀態(tài)產(chǎn)生一定的影響。當(dāng)溶液pH值較小時(shí)，高濃度的氫離子會(huì)與鈾酰離子競(jìng)爭(zhēng)吸附位點(diǎn)，氫離子將占據(jù)活性炭表面大部分的活性位點(diǎn)，電荷之間將產(chǎn)生靜電斥力作用，受靜電斥力的影響，鈾酰離子很難接近活性位點(diǎn)，從而影響活性位點(diǎn)的結(jié)合，因此，降低了鈾離子的去除率。當(dāng)溶液pH值較大時(shí)，鈾會(huì)形成UO2（OH）+、（UO2）3（、（UO2）4（等形式的多核鈾酰羥基配合物以及鈾酰羥基配合物，這些絡(luò)合物的存在會(huì)使U（Ⅵ）的吸附受到抑制。
圖5 溶液pH值對(duì)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的影響Figure 5 Effect of pH value of solution on adsorption of U（Ⅵ）by modified activated carbon
此試驗(yàn)結(jié)果未改性活性炭的吸附率僅為77%左右，與劉大前等[27]的研究結(jié)果相似。同時(shí)，試驗(yàn)條件下改性活性炭吸附容量明顯大于未改性活性炭（p＜0.05），其主要原因一方面是經(jīng)硝酸氧化后的活性炭，增加了其表面的酸性基團(tuán)以及吸附活性位點(diǎn)，從而提高了其化學(xué)吸附能力；另一方面，活性炭經(jīng)過改性后，能通過增加表面亂層程度加強(qiáng)活性炭表面的范德華力，從而提高其物理吸附能力。
2.2.3 溫度對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
當(dāng)反應(yīng)溫度從20℃升高至25℃時(shí)，改性活性炭和未改性活性炭對(duì)溶液中U（Ⅵ）的吸附率和吸附量增加幅度均不大（圖6），改性活性炭中吸附率僅增加了0.60%。隨著溫度的繼續(xù)升高，改性活性炭和未改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附率和吸附容量均下降，因此，可以推測(cè)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的反應(yīng)是放熱反應(yīng)。同樣地，于靜等[26]的研究結(jié)果表明活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附是自發(fā)放熱熵增過程。
2.2.4 反應(yīng)時(shí)間對(duì)U（Ⅵ）吸附的影響
圖6 溫度對(duì)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的影響Figure 6 Effect of temperature on adsorption of U（Ⅵ）by modified activated carbon
圖7 反應(yīng)時(shí)間對(duì)改性活性炭吸附U（Ⅵ）的影響Figure 7 Effect of reaction time on adsorption of U（Ⅵ）by modified activated carbon
由圖7可知，在反應(yīng)初始階段（0.5～6 h），改性活性炭和未改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）吸附速率均較快，為快速吸附階段，改性活性炭吸附率從30.53%快速增至85.84%，吸附量從0.07 mg·g-1快速增加到 0.20 mg·g-1，而此時(shí)未改性活性炭中吸附率從24.51%僅增至68.11%，吸附量從0.06 mg·g-1增加到0.16 mg·g-1，其結(jié)果小于改性活性炭。反應(yīng)9 h時(shí)，U（Ⅵ）的吸附率和吸附量均達(dá)到最大值，之后其吸附率和吸附量的變化趨于穩(wěn)定。吸附平衡時(shí)，改性活性炭吸附率為93.62%，吸附容量為0.22 mg·g-1，而此時(shí)未改性活性炭吸附率僅為77.69%，吸附容量?jī)H為0.18 mg·g-1，由此說明活性炭經(jīng)過改性后，能顯著提高U（Ⅵ）的吸附率，同時(shí)影響吸附容量。吸附反應(yīng)初期，溶液中U（Ⅵ）濃度相對(duì)較大，因此，改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）吸附速率較快。隨著反應(yīng)時(shí)間的推移，改性活性炭表面會(huì)吸附溶液中的大量雜質(zhì)，阻礙反應(yīng)的進(jìn)行，反應(yīng)速率逐漸變慢。該試驗(yàn)與喻清等[28]利用固定化黑曲霉活性炭吸附U（Ⅵ）的研究結(jié)果相似。
2.2.5 改性活性炭吸附U（Ⅵ）的動(dòng)力學(xué)分析
由圖8和表3可知，改性活性炭吸附準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型方程為：y=-0.146x-0.779，相關(guān)系數(shù)為0.969 7；準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型方程為：y=4.090x+5.796，相關(guān)系數(shù)為0.998 6，準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型對(duì)吸附鈾過程的擬合系數(shù)高于準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型。因此，在擬合改性活性炭吸附鈾的過程中準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型更具有優(yōu)越性，說明改性活性炭對(duì)鈾的吸附過程主要是化學(xué)吸附機(jī)理過程。
2.2.6 改性活性炭吸附后廢液成分分析
降解廢液成分分析：ICP-MS測(cè)量U（Ⅵ），葉綠素a、b的測(cè)定采用分光光度法[29]，還原性糖的測(cè)定采用DNS法[30]。其結(jié)果如下：U（Ⅵ）（11.10±0.63）mg·L-1，還原糖（289.7±15.0）mg·L-1，總?cè)~綠素（824.3±23.7）mg·L-1，葉綠素a（221.7±16.5）mg·L-1，葉綠素b（602.6±20.9）mg·L-1。
圖8 改性活性炭吸附U（Ⅵ）的準(zhǔn)一級(jí)和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型Figure 8 Pseudo-first-order and pseudo-second-order kinetic models for adsorption of uranium by activated carbon
表3 與準(zhǔn)動(dòng)力學(xué)方程擬合結(jié)果Table 3 Fitting results of quasi-dynamic model equation
經(jīng)過改性活性炭吸附后，廢液顏色有較大變化。吸附前降解廢液呈墨綠色，較為澄清透明（圖9a）。經(jīng)過改性活性炭吸附后，其溶液顏色明顯變淺，而未改性活性炭中溶液顏色與吸附前溶液顏色只有略微差異（圖9b），從圖中可以看出改性活性炭對(duì)溶液物理狀態(tài)的改變更加明顯。吸附前降解廢液中U（Ⅵ）的含量為11.10 mg·L-1，經(jīng)過改性活性炭吸附后，其含量減少為0.71 mg·L-1，而經(jīng)過未改性活性炭吸附后，溶液中U（Ⅵ）剩余含量為2.47 mg·L-1，比改性活性炭高出2.5倍，說明使用相同量的吸附劑改性活性炭對(duì)U（Ⅵ）的吸附效率更高（表4）。其中還原糖含量由289.7 mg·L-1減少為 197.2 mg·L-1，吸附率達(dá)31.95%，而未改性活性炭對(duì)還原糖的吸附率僅為19.94%?？?cè)~綠素含量由起初的824.3 mg·L-1減少為499.6 mg·L-1，其中葉綠素b含量變化最大，由初始的602.6 mg·L-1減少為364.2 mg·L-1，吸附率達(dá)39.56%，而未改性活性炭對(duì)還原糖以及各色素的吸附效果均明顯小于改性活性炭（p＜0.05）。
圖9 活性炭吸附前后廢液情況Figure 9 The picture of wastewater before and after adsorption by activated carbon
表4 改性活性炭吸附后廢液成分（mg·L-1）Table 4 Composition analysis of waste liquid after adsorption by modified activated carbon（mg·L-1）
3 結(jié)論
（1）白腐菌對(duì)黑麥草殘?jiān)哂休^強(qiáng)的腐蝕作用，在接種量10%條件下反應(yīng)50 d，對(duì)纖維素、半纖維素和木質(zhì)素都具有腐蝕作用，其中木質(zhì)素的降解效果最好，其次是半纖維素，最后是纖維素。
（2）白腐菌進(jìn)一步降解鈾富集黑麥草50 d后，黑麥草失重率為28.41%，黑麥草總的失重率高達(dá)49.70%；鈾浸出率為27.02%，總鈾浸出率高達(dá)80.10%。這對(duì)其進(jìn)一步的無害化處理和重金屬回收工藝的研究具有重要意義。
（3）改性活性炭添加量為28.8 g·L-1時(shí)，單位改性活性炭吸附U（Ⅵ）的量最高，鈾吸附率高達(dá)93.62%，吸附容量達(dá)到0.22 mg·g-1，均高于未改性活性炭。
（4）當(dāng)溶液pH=6時(shí)，改性活性炭較未改性活性炭吸附U（Ⅵ）周期縮短，改性活性炭鈾吸附率最高。而溫度對(duì)活性炭的影響很小。
（5）本課題的試驗(yàn)方法相比一般的物理化學(xué)處理技術(shù)，能顯著提高木質(zhì)素的降解，而且經(jīng)濟(jì)效益更高，降解效率更好，條件要求更低，具有較高的應(yīng)用價(jià)值。
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