功能化磁性載體固定耐輻射奇球菌及其對鈾的吸附行為與機(jī)理

肖方竹，何淑雅，彭國文，唐 艷，戴益民

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功能化磁性載體固定耐輻射奇球菌及其對鈾的吸附行為與機(jī)理

肖方竹1，何淑雅1，彭國文2, 3，唐 艷1，戴益民4

(1. 南華大學(xué) 生物化學(xué)與分子生物學(xué)國防支撐學(xué)科實(shí)驗(yàn)室，衡陽 421001；2. 南華大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院，衡陽 421001；3. 中南大學(xué) 資源與安全工程學(xué)院，長沙 410083；4. 長沙理工大學(xué) 化學(xué)與生物工程學(xué)字院，電力與交通材料保護(hù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長沙 410004)

為了解決耐輻射奇球菌()容易以懸浮態(tài)生長，菌體與水的密度差較小，吸附鈾后難以分離等問題，首先使用氯化亞砜對羧基化磁性納米Fe3O4粒子進(jìn)行酰氯功能化，以此作為菌固定載體，再與二乙烯三胺化學(xué)修飾的菌進(jìn)行固定化，得到一種新型功能化磁性耐輻射奇球菌吸附劑，并通過紅外光譜儀和掃描電鏡分別表征吸附劑的結(jié)構(gòu)?？疾烊芤簆H值、吸附時(shí)間、鈾初始濃度和吸附劑投加量等因素對吸附劑吸附鈾的影響，對吸附動(dòng)力學(xué)模型和吸附等溫模型進(jìn)行分析。結(jié)果表明：吸附劑表面具有大量吸附鈾的基團(tuán)，吸附鈾后表面形態(tài)發(fā)生變化；吸附鈾的最佳條件是pH值為5、吸附時(shí)間為80 min、鈾初始濃度為10 mg/L和吸附劑投加量為5 mg。吸附劑對鈾的吸附動(dòng)力學(xué)過程符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型， 吸附等溫線符合Langmuir等溫線模型，說明該吸附體系是一個(gè)單層吸附過程。同時(shí)，使用3種不同的解析劑對吸附劑解析再生6次后，其對鈾的吸附率均在80%以上，說明其具有良好的再生性能。

功能化；磁性載體；耐輻射奇球菌；鈾；吸附機(jī)理

根據(jù)核軍工的戰(zhàn)略需求和核電的發(fā)展規(guī)劃，為了滿足核軍工和核電對天然鈾的日益增長需求，我國仍將加大鈾礦開采和選冶的力度，與此同時(shí)，在鈾礦開采和選冶過程中產(chǎn)生的含鈾廢水也會(huì)日益增多[1]。這些排放的含鈾廢水如果沒有得到妥善處理，進(jìn)入生態(tài)環(huán)境后將改變其環(huán)境本底輻射而致使物種基因畸變，對人類生態(tài)環(huán)境造成一定的威脅[2?6]。因此，如何有效處理鈾礦冶含鈾廢水是當(dāng)前鈾礦冶領(lǐng)域亟待解決的核心科技問題[7?8]。

與傳統(tǒng)的物理?化學(xué)法相比，生物修復(fù)法具有效率高、成本低、耗能少、無二次污染物等優(yōu)點(diǎn)，吸引了眾多學(xué)者進(jìn)行了大量研究，并取得了很多可喜的研究成果[9?11]。但是，很多生物在修復(fù)鈾礦冶含鈾廢水時(shí)，由于其對輻射比較敏感，很難在長期核輻射環(huán)境下生存，因此它們修復(fù)含鈾廢水的能力受到較大限制。

耐輻射奇球菌(，菌)是迄今為止地球上發(fā)現(xiàn)的輻射抗性最強(qiáng)的生物，能夠在60 Gy/h的環(huán)境中正常生長并不出現(xiàn)致死或發(fā)生誘變，從而倍受核環(huán)境工程界的廣泛關(guān)注和重視[12?13]。然而，菌在含鈾廢水中容易以懸浮態(tài)生長，菌體與水的密度差較小，吸附鈾后難以分離，耐沖擊性差等因素，導(dǎo)致其修復(fù)鈾礦冶含鈾廢水的實(shí)際效果不太理想。如果使用功能化磁性納米Fe3O4粒子作為菌固定載體，采用物理或者化學(xué)方法將菌固定在特定介質(zhì)空間內(nèi)，并使其具有較好的力學(xué)強(qiáng)度和化學(xué)穩(wěn)定性能，且能多次循環(huán)使用，那么這一技術(shù)將有望解決上述問題。

本文作者首先使用氯化亞砜對羧基化磁性納米Fe3O4粒子進(jìn)行酰氯功能化，以此作為菌固定載體，再與二乙烯三胺化學(xué)修飾的菌進(jìn)行固定化，得到一種新型功能化磁性耐輻射奇球菌吸附劑，以其作為鈾吸附材料，通過靜態(tài)吸附?解吸

實(shí)驗(yàn)研究了吸附劑對鈾的吸附?解吸行為與機(jī)理，系統(tǒng)考察了溶液的pH值、吸附時(shí)間、鈾初始濃度和吸附劑投加量等主要因素對吸附劑吸附鈾的影響，建立了相應(yīng)的動(dòng)力學(xué)和吸附熱力學(xué)模型。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 實(shí)驗(yàn)菌株、培養(yǎng)基、主要試劑與儀器

耐輻射奇球菌R1，購自中國普通微生物菌種保藏管理中心(CGMCC)，編號(hào)1.633，保存在本實(shí)驗(yàn)室。

TGY固體培養(yǎng)基：胰蛋白胨5 g/L，酵母提取物3 g/L，葡萄糖1 g/L，瓊脂15 g/L，pH= 7。TGY液體培養(yǎng)基除不加瓊脂外，其余成分與固體培養(yǎng)基相同。

主要試劑：戊二醛、無水乙醇、氨水、二乙烯三胺溶液、N,N-二甲基甲酰胺、油酸、氯化亞砜為化學(xué)純，其余均為分析純。鈾標(biāo)準(zhǔn)溶液采用文獻(xiàn)[4]方法配制，再根據(jù)實(shí)驗(yàn)需要稀釋成對應(yīng)濃度。

主要儀器：IR Prestige-21型傅里葉變換紅外光譜儀(日本島津公司生產(chǎn))，JSM?6360LV型掃描電子顯微鏡(日本電子公司生產(chǎn))。

1.2 吸附劑的制備

1.2.1 酰氯功能化磁性納米Fe3O4粒子

稱取50 g磁性納米Fe3O4粒子加入500 mL三口燒瓶中，分別加入100 mL去離子水和50 mL 0.001 mol/L稀HCl溶液，超聲分散0.5 h后，將三口燒瓶放在60 ℃ 恒溫水浴箱中磁力攪拌2.0 h(N2保護(hù))，并使用0.001 mol/L稀HCl溶液調(diào)節(jié)體系pH值為4.0，從而使磁性納米Fe3O4粒子充分活化。再將其裝入燒杯置于120 ℃烘箱中8.0 h，除去其表面的水分，并取出置于干燥器中備用。

稱取10 g活化后的磁性納米Fe3O4粒子，裝入500 mL三口燒瓶中，加入150 mL N,N-二甲基甲酰胺溶液進(jìn)行超聲分散1.0 h，并使用濃度為25%的氨水調(diào)節(jié)溶液的pH值為6.0。然后向三口燒瓶中逐滴加入4.5 g油酸，將三口燒瓶放在70 ℃油浴中加熱回流5.0 h，從而使納米Fe3O4粒子羧基化。再加入45 mL氯化亞砜，隨后在85 ℃油浴中繼續(xù)加熱回流2.0 h，得到酰氯功能化的磁性納米Fe3O4粒子。

1.2.2 化學(xué)修飾菌

首先將保存在本實(shí)驗(yàn)室的菌進(jìn)行活化培養(yǎng)，即使用接種環(huán)挑取菌在預(yù)先配制好的固體TGY培養(yǎng)基上進(jìn)行劃平板，將劃好的平板整體移入30 ℃的恒溫振蕩培養(yǎng)箱(220 r/min)中培養(yǎng)48 h。隨后使用接種環(huán)挑取活化培養(yǎng)的菌體至的裝有液體TGY培養(yǎng)基的EP管中，并將接種好的EP管移至30 ℃的恒溫振蕩培養(yǎng)箱(220 r/min)中擴(kuò)大培養(yǎng)72 h。待TGY培養(yǎng)基長滿菌絲后，將EP管取出，離心收集菌體(8000 r/min，10 min)，用去離子水洗凈(3次)，將菌體于55 ℃的烘箱中烘干24 h，冷卻后使用粉碎機(jī)研磨并過106 μm孔徑的標(biāo)準(zhǔn)篩，收集106 μm以下的菌體，并將干菌體保存在干燥器中備用。

稱取5.0 mg干燥的菌體于250 mL的錐形瓶中，加入50 mL去離子水，再加10 mL 50% 戊二醛溶液，使菌體充分溶解，繼續(xù)加入35 mL二乙烯三胺，于30 ℃恒溫水浴搖床內(nèi)振蕩反應(yīng)60 h。收集產(chǎn)物后，依次使用去離子水和無水乙醇洗滌2次，離心收集(8000 r/min，15 min)，在45 ℃下真空干燥12 h，得到二乙烯三胺修飾菌(簡稱化學(xué)修飾菌)。

1.2.3 功能化磁性載體固定菌

將1.0 g酰氯功能化磁性納米Fe3O4粒子裝入500 mL的燒杯中，加入100 mL去離子水，室溫下超聲分散1.5 h后，使用0.1mol/L 的HCl溶液和NaOH溶液調(diào)節(jié)體系pH 值為6.0。再向燒杯中加入3.0 mg二乙烯三胺修飾菌，隨后加入50 mL無水乙醇和質(zhì)量濃度為35% 濃鹽酸進(jìn)行超聲分散，使其均勻分散在酰氯功能化磁性納米Fe3O4粒子的懸浮液中。然后將燒杯置于70 ℃的恒溫水浴箱中磁力攪拌3.0 h，隨后使之靜止沉降，取上清液，經(jīng)離心(8000 r/min，15 min)后，再分別用無水乙醇和去離子水洗滌3 次，75 ℃真空干燥2.5 h，即得到一種新型功能化磁性耐輻射奇球菌吸附劑。

1.3 吸附劑對鈾的吸附?解吸實(shí)驗(yàn)

使用容量瓶準(zhǔn)確移取100 mL一定濃度的鈾標(biāo)準(zhǔn)溶液于250 mL具塞錐形瓶中，使用0.1mol/L 的HCl溶液和NaOH溶液調(diào)節(jié)體系pH 值，根據(jù)實(shí)驗(yàn)需要，稱取一定質(zhì)量的吸附劑加入上述錐形瓶中(每組設(shè)置3個(gè)平行樣)，將其置于25 ℃恒溫水浴箱中進(jìn)行振蕩吸附一定時(shí)間后，離心分離，取上清液，使用三氯化鈦還原/釩酸銨氧化滴定法測定鈾的剩余濃度，并根據(jù)吸附前后溶液中鈾的濃度，從而計(jì)算出吸附劑的單位吸附量(mg/g)和鈾的吸附率(%)。

式中：0為吸附前鈾的質(zhì)量濃度，mg/L；e為時(shí)刻鈾的剩余質(zhì)量濃度，mg/L；為吸附劑的質(zhì)量，g；為溶液體積，mL。

上述吸附達(dá)到平衡后的吸附劑與溶液離心分離后，向其中分別加入一定量的HCl、NaHCO3和EDTA等解吸劑溶液，25 ℃恒溫振蕩2 h后過濾，測定濾液中鈾的濃度。然后使用去離子水將解吸后的吸附劑反復(fù)洗至中性、供干，再將再生后的吸附劑循環(huán)使用6次，分別計(jì)算解吸下來的鈾的容量d(mg/g)和解吸率d(%)：

式中：d為解析液中鈾的質(zhì)量濃度，mg/L；為解析液的體積，mL；為吸附劑的質(zhì)量，g。

2 結(jié)果與討論

2.1 吸附劑對鈾吸附效果的影響因素分析

2.1.1 溶液 pH 值對鈾的吸附效果影響

在100 mL鈾初始濃度為10 mg/L的溶液中投加5 mg的吸附劑，在25 ℃恒溫水浴箱中振蕩吸附80 min后，溶液pH值對鈾的吸附效果影響的實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖1。

圖1 溶液pH值對鈾的吸附效果

從圖1可以看出，溶液 pH 對鈾的吸附效果影響較大。當(dāng)溶液 pH值為2時(shí)，吸附劑對鈾的吸附率只有67.82%；隨著溶液 pH值增大，吸附劑對鈾的吸附率也在增大，當(dāng)溶液pH值為5時(shí)達(dá)到最大值，吸附率高達(dá)90.32%，對應(yīng)的單位吸附量為149.96 mg/g。這是由于當(dāng)溶液pH值較小時(shí)，溶液中大量存在的H3O+和H+極易與水溶液中UO22+發(fā)生競爭吸附，而且大量存在的H+容易使吸附劑表面的活性基團(tuán)被質(zhì)子化，對UO22+產(chǎn)生靜電斥力，因而吸附率較低。隨著溶液pH 值的升高，吸附劑表面逐漸暴露出大量活性基團(tuán)(如—OH， —COOH和—NH2等基團(tuán))，這些基團(tuán)上的氫鍵容易丟失，表現(xiàn)出較強(qiáng)的電負(fù)性，增強(qiáng)了其與UO22+之間的結(jié)合能力和反應(yīng)幾率，吸附率就增大。但是，繼續(xù)提高溶液pH值，當(dāng)pH值大于7時(shí)，吸附率又逐漸下降。這是由于溶液中的UO22+發(fā)生水解，形成復(fù)雜的水解產(chǎn)物，不利于吸附劑對鈾的吸附作用[14]。因此吸附劑吸附鈾的最佳溶液pH值為5。

2.1.2 吸附時(shí)間對鈾的吸附效果影響

在100 mL鈾初始濃度為10 mg/L的溶液中投加5 mg的吸附劑，調(diào)節(jié)溶液pH為5，在25 ℃恒溫水浴箱中振蕩吸附，吸附時(shí)間對鈾的吸附效果的影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖2。

圖2 吸附時(shí)間對鈾的吸附效果影響

由圖2可以看出，吸附劑對鈾的吸附速率較快，在80 min后吸附幾乎達(dá)到吸附平衡，單位吸附量和吸附率分別為151.02 mg/g和90.69%。在吸附開始階段吸附劑對鈾的吸附速率和吸附容量隨時(shí)間的增加而增加，而后期吸附曲線趨于平穩(wěn)。這是由于在吸附初期吸附劑表面含有大量的吸附空位，且溶液中的UO22+較多，因此，吸附速率較快。而后期吸附劑表面的吸附位點(diǎn)逐漸被占據(jù)，對鈾的吸附逐漸達(dá)到飽和而趨于平衡。

2.1.3 鈾初始濃度對鈾的吸附效果影響

在100 mL一定濃度的鈾標(biāo)準(zhǔn)溶液中投加5 mg的吸附劑，調(diào)節(jié)溶液pH為5，在25 ℃恒溫水浴箱中振蕩吸附80 min后，鈾初始濃度對鈾的吸附效果的影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖3。

圖3 鈾初始濃度對鈾的吸附效果影響

由圖3可以看出，隨著鈾初始濃度的增加，吸附劑對鈾的吸附率反而減小。這是由于在溶液中添加相同質(zhì)量的吸附劑，其提供的可吸附的吸附位點(diǎn)就有限，當(dāng)吸附達(dá)到平衡時(shí)，吸附位點(diǎn)也達(dá)到飽和，此時(shí)鈾初始濃度再提高，吸附劑對鈾的吸附率則降低。另外，由于鈾濃度較高時(shí)，含鈾廢水可能會(huì)導(dǎo)致吸附劑細(xì)胞壁結(jié)構(gòu)破壞，從而導(dǎo)致有效吸附位點(diǎn)減少，這也是吸附率降低的原因之一。

然而，吸附劑對鈾的單位吸附量與對鈾的吸附率呈相反的變化趨勢，這是由于隨著UO22+濃度的增加，溶液提供的UO22+數(shù)量不斷增多，而且不斷聚集在吸附劑的表面和空隙中，形成一種吸附推動(dòng)力，從而吸附量不斷增加。當(dāng)溶液中鈾的濃度超過30 mg/L時(shí)，由于吸附劑表面基團(tuán)基本已達(dá)飽和吸附狀態(tài)，單位吸附量不會(huì)隨著鈾濃度的升高而顯著增大[15]。

2.1.4 吸附劑投加量對鈾的吸附效果影響

在鈾初始濃度為10 mg/L的溶液中投加一定質(zhì)量的吸附劑，調(diào)節(jié)溶液pH為5，在25 ℃恒溫水浴箱中振蕩吸附80 min后，吸附劑投加量對鈾的吸附效果的影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖4。

圖4 吸附劑用量對鈾吸附效果的影響

由圖4可見，吸附劑投加量對鈾的吸附效果的影響與鈾初始濃度的影響趨勢恰好相反。隨著吸附劑投加量的增大，其對鈾的吸附率增大，但對鈾的單位吸附量卻不斷減少。這是因?yàn)槲絼┩都恿康脑黾邮蛊渑c溶液中鈾酰離子的接觸面積也增大，吸附位點(diǎn)和參與吸附的官能團(tuán)的數(shù)量也增多，從而促使鈾的吸附率上升。但是，當(dāng)吸附劑達(dá)到吸附平衡后，再增加其投加量，其對鈾的單位吸附量反而減少。當(dāng)吸附劑投加量為5 mg時(shí)，其對鈾的吸附率和單位吸附量分別為90.93%和146.37 mg/g。

2.2 吸附劑對鈾的吸附?解吸行為分析

2.2.1 吸附劑對鈾的吸附動(dòng)力學(xué)

為了進(jìn)一步研究吸附劑對鈾的吸附動(dòng)力學(xué)行為，采用準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型和準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型對2.1.2節(jié)實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行擬合分析，擬合結(jié)果見表1。

表1 吸附劑NFGDR吸附鈾的動(dòng)力學(xué)參數(shù)

從表1的擬合結(jié)果來看，準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)和準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型的相關(guān)系數(shù)12和22分別為0.9126和0.9903，準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型得到的平衡吸附量為155.89 mg/g，與2.1.2節(jié)實(shí)驗(yàn)所得的飽和吸附量151.02 mg/g比較接近，說明使用準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型可以更好地描述吸附劑對鈾的吸附行為。根據(jù)準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型建立機(jī)理，可以推測吸附劑在吸附鈾的過程中主要受化學(xué)作用控制，質(zhì)量擴(kuò)散對其吸附速率的影響基本可以忽 略[16]。

2.2.2 吸附劑對鈾的吸附等溫線

吸附等溫線描述的是在一定溫度下吸附劑對重金屬離子的平衡吸附量與平衡濃度之間的變化關(guān)系。采用常用的Langmuir和Freundlich吸附等溫線對2.1.3節(jié)實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行擬合分析，擬合結(jié)果見表2。

表2 NFGRD吸附鈾的等溫線參數(shù)

從表2的擬合結(jié)果來看，Langmuir和Freundlich吸附等溫模型均能較好地描 述吸附劑對鈾的吸附行為，Langmuir和Freundlich吸附等溫模型的相關(guān)系數(shù)12和22分別為0.9938和0.9902，說明Langmuir吸附等溫模型的擬合程度高于Freundlich吸附等溫模型，這主要是由于吸附劑對鈾的吸附發(fā)生在吸附劑表面的活性區(qū)位，屬于均一的單分子層吸附單層吸附且離子間無相互作用[17]。在Langmuir吸附等溫模型中，一般認(rèn)為L在 0～1 范圍內(nèi)，吸附反應(yīng)容易進(jìn)行。在Freundlich 等溫線模型中，1/值小于0.5，說明吸附劑對鈾的吸附是自發(fā)的。

2.2.3 吸附劑對鈾的解吸行為

分別采用0.1mol/L的HCl、NaHCO3和EDTA溶液對達(dá)到吸附平衡的吸附劑進(jìn)行解吸，然后使用去離子水將解吸后的吸附劑反復(fù)洗至中性、供干。再將再生后的吸附劑循環(huán)使用6次，分別計(jì)算解吸率d(%)，實(shí)驗(yàn)結(jié)果見表3。

表3 NFGRD吸附鈾的解吸實(shí)驗(yàn)結(jié)果

由表3結(jié)果顯示，達(dá)到吸附平衡后的吸附劑分別采用0.1 mol/L的HCl、NaHCO3和EDTA溶液解析再生6次后，鈾的吸附率減少不多，吸附能力降低不大，均保持在80%以上，說明吸附劑具有良好的再生性能，在實(shí)際含鈾廢水處理應(yīng)用中可以多次重復(fù)利用，也可大大節(jié)省吸附劑的使用量，做到節(jié)能環(huán)保。

2.3 吸附劑對鈾的吸附機(jī)理分析

2.3.1 紅外光譜(FTIR)分析

圖5所示為吸附劑與初始濃度為10 mg/L的鈾溶液，pH值為5，在25 ℃條件下作用前后FTIR譜。其中，3589.59 cm?1左右存在一個(gè)強(qiáng)而寬的譜帶，該處為 O—H 對應(yīng)的伸縮振動(dòng)吸收峰，2938.53 cm?1是C—H伸縮振動(dòng)吸收峰，1756.35 cm?1和1436.48 cm?1分別可以歸屬為酰胺I帶特征吸收峰和耐輻射奇球菌中肽鍵中的C—N鍵的伸縮振動(dòng)峰，1056.53 cm?1附近的吸收峰主要來自于耐輻射奇球菌中C—C、C—O和C—O—C鍵的吸收峰。605.13 cm?1和529.25cm?1為 PO43?的面外彎曲振動(dòng)峰[18]。由此可以推斷，吸附劑表面含有較多的氨基、羥基、羧基、磷酸基等活性基團(tuán)。從吸附劑吸附鈾后的 FTIR 光譜圖可以看出，O—H和C—H伸縮振動(dòng)峰基本未變，酰胺Ⅰ帶特征吸收峰和C—N鍵的伸縮振動(dòng)峰在與鈾作用后分別向左和右移動(dòng)了4 cm?1和 2 cm?1，說明吸附劑對鈾產(chǎn)生了吸附作用。另外，在2249.52 cm?1處曲線(b)比曲線(a)多出較明顯的吸收峰，可能是酰氯功能化的磁性納米Fe3O4粒子固定化學(xué)修飾后的菌體后所表達(dá)出來的特征吸收峰。

圖5 吸附劑NFGDR吸附鈾前后的FTIR像

2.3.2 掃面電鏡(SEM)分析

圖6所示為吸附劑吸附鈾前后 SEM像。圖6中是放大50 000倍后的表面形態(tài)。從圖6(a)可以看出，吸附劑在吸附鈾前的表面非常粗糙不平，形狀不規(guī)則，這種狀態(tài)比較有利于吸附過程的進(jìn)行，為吸附鈾提供了較大的表面積和更多的吸附位點(diǎn)。由圖6(b)可看出，吸附劑吸附鈾后，表面變得更加的致密，使得其形態(tài)變得比吸附前平整些，空隙明顯減少，且仍存在一定的團(tuán)聚現(xiàn)象，這表明吸附劑吸附了一定量的鈾，且吸附劑表面的功能基團(tuán)參與對鈾的吸附作用，說明存在化學(xué)吸附。

圖6 吸附劑NFGDR吸附鈾前后的SEM像

3 結(jié)論

1) 吸附劑對鈾具有較好的吸附效果。吸附鈾的最佳條件是：pH 值為 5，吸附時(shí)間為80 min，鈾初始濃度為10 mg/ L以及吸附劑投加量為5 mg。

2) 吸附劑吸附鈾的動(dòng)力學(xué)研究表明，吸附鈾過程可以采用準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行描述，這將可推測吸附鈾的過程主要是化學(xué)吸附過程。

3) 吸附劑吸附鈾的行為符合 Langmuir 吸附等溫模型，這就體現(xiàn)了吸附劑表面的吸附位點(diǎn)均勻分布且對鈾酰離子具有相同的親和力，屬于單層吸附過程。

4) 吸附劑具有較好的再生性能，對達(dá)到吸附平衡后的吸附劑使用3種不同的解析劑解析再生6次后，對鈾的吸附率均在80%以上。

5) 通過對吸附劑吸附鈾前后的紅外光譜和掃描電鏡分析，發(fā)現(xiàn)吸附劑為吸附鈾提供了較大的表面積和更多的吸附位點(diǎn)，而且吸附一定量的鈾而發(fā)生表面形態(tài)的變化，表明吸附劑對鈾的吸附效果明顯。

REFERENCES

[1] 彭國文. 新型功能化吸附劑的制備及其吸附鈾的試驗(yàn)研究[D]. 長沙: 中南大學(xué), 2014: 3?4.
PENG Guo-wen. Preparation of novel functional adsorbents and studies on uranium adsorption experiment[D]. Changsha: Central South University, 2014: 3?4.

[2] PENG Guo-wen, DING De-xin, XIAO Fang-zhu, WANG Xiao-liang, HU Nan, WANG Yong-dong, DAI Yi-min, CAO Zhong. Adsorption of uranium ions from aqueous solution by aminegroup functionalized magnetic Fe3O4nanoparticle[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2014, 301: 781?788.

[3] WANG Xiao-liang, PENG Guo-wen, YANG Yan, WANG Yang-fei, HE Ting-ting. Uranium adsorption by dry and wet immobilized[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2012, 291: 825?830.

[4] 彭國文, 丁德馨, 胡 南, 楊雨山, 王曉亮. 納米Fe3O4負(fù)載啤酒酵母菌對鈾的吸附性能與機(jī)理[J]. 中國有色金屬學(xué)報(bào), 2012, 22(2): 604?610.
PENG Guo-wen, DING De-xin, HU Nan, YANG Yu-shan, WANG Xiao-liang. Adsorption properties and mechanism ofloaded by Nano-Fe3O4on uranium[J]. The Chinese Journal of Nonferrous Metals, 2012, 22(2): 604?610.

[5] 彭國文, 丁德馨, 胡 南, 楊雨山, 王曉亮. 化學(xué)修飾啤酒酵母菌對鈾的吸附特性[J]. 化工學(xué)報(bào), 2011, 62(11): 3201?3206.
PENG Guo-wen, DING De-xin, HU Nan, YANG Yu-shan, WANG Xiao-liang. Kinetics model of Uranium adsorption bywith chemical modification[J]. CIESC J, 2011, 62(11): 3201?3206.

[6] KHANI M H, KESHTKAR A R, GHANNADI M, PAHLAVANZADEH H. Equilibrium, kinetic and thermodynamic study of the biosorption of ur anium onto Cystoseria indica algae[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 150(3): 612?618.

[7] GHASEMI M, KESHTKAR A R, DABBAGH R, SAFDARI S J. Bioadsorption of uranium (Ⅵ) from aqueous solutions by Ca-pretreated Cystoseira indica alga: Breakthrough curves studies and modeling[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 189: 141?149.

[8] ZHANG Hong-sheng, WANG Jun, ZHANG Bin, LIU Qi, LI Song-nan, YAN Hui-jun, LIU Lian-he. Synthesis of a hydrotalcite like compound from oil shale ash and its application in uranium removal[J]. Colloids and Surfaces A, 2014 , 444: 129?137.

[9] KHANI M H, KESHTKAR A R, GHANNADI M, PAHLAVANZADEH H. Equilibrium, kinetic and thermodynamic study of the biosorption of ur anium onto Cystoseria indica algae[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 150(3): 612?618.

[10] WANG Jin-song, HU Xin-jiang, WANG Jie, BAO Zheng-lei, XIE Shui-bo, YANG Jin-hui. The tolerance of Rhizopus arrihizus to U(Ⅵ) and biosorption behavior of U(VI) onto[J]. Biochemical Engineering Journal, 2010, 51: 19?23.

[11] XIE Shui-bo, ZHANG Chun, ZHOU Xing-huo, YANG Jing, ZHANG Xiao-jian, WANG Jing-song. Removal of uranium (Ⅵ) from aqueous solution by adsorption of hematite[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2009, 100: 162?166.

[12] BRIM H, MCFARLAN S C, FREDRICKSON J K, MINTON K W, ZHAI M, WACKETT L P, DALY M J. Engineeringfor metal remediation in radioactive mixed waste environments[J]. Nature Biotechnology, 2000, 18(1): 85?90.

[13] RAINEY F A, RAY K, FERREIRA M, GATZ B Z, NOBRE M F, BAGALEY D, RASH B A, PARK M J, EARL A M. Extensive diversity of ionizing-radiation-resistant bacteria recovered from Sonoran Desert soil and description of nine new species of the genus Deinococcus obtained from a single soil sample[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2005, 71(9): 5225?5235.

[14] BARNETT M O, JARDINE P M, BROOKS S C. Adsorption and transport of uranium (Ⅳ) subsurface media[J]. Soil Sci Soc Am J, 2000, 64(3): 908?917.

[15] WANG Jing-song, HU Xin-jiang, LIU Yun-guo, XIE Shui-bo, BAO Zheng-lei. Biosorption of uranium (Ⅵ) by immobilized Aspergillus fumigatus beads[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2010, 101: 504?508.

[16] KUMAR Y P, KING P, PRASAD V S R K. Equilibrium and kinetic studies for the biosorption system of copper(Ⅱ) ion from aqueous solution usingL. f. leaves powder[J]. Journal of Hazardous Materials, 2006, 137(2): 1211?1217.

[17] DEEPTHI R R, SASIDHAR P. Sorption of cesium on clay colloids: kenetic and thermodynamic studies[J]. Aqut Geochem, 2012, 18(4): 281?296.

[18] KUSHWAHA S, SREEDHAR B, PADMAJA P. XPS, EXAFS, and FTIR as tools to probe the unexpected adsorption coupled reduction of U(Ⅵ) to U(Ⅴ)and U(Ⅳ)on Borassus flabellifer based adsorbents[J]. Langmuir, 2012, 28: 16038?16048.

(編輯 王 超)

Adsorption behavior and mechanism of uranium (Ⅵ) onimmobilized functionalization magnetic carrier

XIAO Fang-zhu1, HE Shu-ya1, PENG Guo-wen2, 3, TAN Yan1, DAI Yi-min4

(1. Support Discipline Laboratory of National Defence for Biochemistry and Molecular biology,University of South China, Hengyang 421001, China; 2. School of Chemistry and Chemical Engineering, University of South China, Hengyang 421001, China; 3. School of Resources and Safety Engineering, Central South University, Changsha 410083, China; 4. The Key Laboratory of Powder and Transport Materials Protection in Hunan Province, College of Chemistry and Chemical Engineering, Changsha University of Science & Technology, Changsha 410004, China)

In order to solve the problems such as()growing in a suspended state, the small difference between the bacteria density and the water density, and the hard separation after uranium adsorption, the novel functional magneticadsorbentwas prepared. At first, the carboxylation magnetic Fe3O4nanoparticle was chloride functionalization using sulfoxide chloride, and it was immobilized with the chemical modificationusingas the magnetic carrier. FT-IR and SEM were used to characterize, and the effects of pH value, adsorption time, initial concentration of uranium and the adsorbent dosage on the adsorption ofon uranium were investigated. The adsorption kinetic models and the adsorption isotherm models ofon uranium were studied. The results show that a lot of functional groups are found on the cell wall offor adsorbing uranium , and its surface form changes because of adsorbing uranium. The optimal uranium adsorption conditions are as follows: the pH of the solution is 5; the adsorption time is 80 min; the initial concentration of uranium is 10 mg/L and the adsorbent dosage is 5mg. The kinetic model ofcan be described by the pseudo-second-order model well, and the isotherm model is fitted to Langmuir adsorption model, indicating that the adsorption process is a monolayer cover adsorption process. At the same time, the uranium adsorption percents are over 80% afterwas regenerated 6 times using 3 different analytical agents. It shows thathas good regeneration performance.

functionalization; magnetic carrier;; uranium; adsorption mechanism

Projects(51574152, 11205084, 81272993) supported by the National Natural Science Foundation of China; Project(2014GK3079) supported by the Foundation of Hunan Province Science and Technology Department, China; Project(2016CL03) supported by the Hunan Provincial Key Laboratory of Materials Protection for Electric Power and Transportation, China

2015-08-25; Accepted date: 2016-01-07

PENG Guo-wen; Tel: +86-15874720055; E-mail: pgwnh@sohu.com

1004-0609(2016)-07-1568-08

X172

A

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51574152，11205084，81272993)；湖南省科技廳項(xiàng)目(2014GK3079)；長沙理工大學(xué)電力與交通材料保護(hù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金資助項(xiàng)目(2016CL03)

2015-08-25；

2016-01-07

彭國文, 副教授，博士；電話：15874720055；E-mail: pgwnh@sohu.com