希瓦氏菌協(xié)同鐵氧化物/蒙脫石復(fù)合體對鈾酰離子的去除研究

謝龍悅 鄭志勤 翟帆帆 胡璇 杜小波 馬瑛 邊亮

摘要：為了降低U（VI） 在水中的溶解性，縮小鈾污染的可遷移范圍，將蒙脫石改造為鐵氧化物/蒙脫石并與希瓦氏菌MR-1（Shewanella oneidensis MR-1）構(gòu)成聯(lián)合體系，以實(shí)現(xiàn)在厭氧條件下對U（VI）的生物還原。制備了鐵氧化物/蒙脫石復(fù)合體并對其形貌結(jié)構(gòu)進(jìn)行了表征；分析了礦物-微生物聯(lián)合還原體系中U（VI），F(xiàn)e（II）含量的變化和礦物-微生物-腐殖酸聯(lián)合體系中U（VI），F(xiàn)e（II）含量的變化；討論了礦物-微生物聯(lián)合體系對U（VI）的生物還原過程及還原途徑。結(jié)果表明：蒙脫石在合成為鐵氧化物/蒙脫石后，其層狀結(jié)構(gòu)變化不大，但引入了含量不等的Fe，其中纖鐵礦中引入的Fe原子含量最高（67.71%）；在礦物-微生物聯(lián)合體系中，纖鐵礦/蒙脫石聯(lián)合希瓦氏菌MR-1體系對 U（VI）的還原能力最高，在鈾濃度50 mg·L-1處理組中的還原率為85.8%，F(xiàn)e（II）的含量與U（VI）濃度呈反比關(guān)系，在反應(yīng)的0～3 h時(shí)迅速上升；在礦物-微生物-腐殖酸復(fù)合體系中，腐殖酸濃度對還原U（VI） 的影響表現(xiàn)為“完全促進(jìn)”“低促高抑”和“高促低抑” 3種現(xiàn)象，對聯(lián)合體系中的Fe（II）的影響主要分為抑制和促進(jìn)兩種類型。鐵氧化物/蒙脫石與希瓦氏菌MR-1構(gòu)成的聯(lián)合體系在厭氧條件下能夠?qū)崿F(xiàn)對U（VI）的生物還原。

關(guān)鍵詞：希瓦氏菌MR-1 鐵氧化物/蒙脫石U（VI） 生物還原 腐殖酸

中圖分類號：Q939.11;X591文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A文章編號：1671-8755（2023）03-0048-10

Removal of Uranyl Ions by Iron Oxide/Montmorillonite Complex

in Cooperation with Shewanella Oneidensis MR-1

XIE Longyue1， ZHENG Zhiqin2，3， ZHAI Fanfan1， HU Xuan1， DU Xiaobo2，

MA Ying2， BIAN Liang4，5

（1.School of Life Science and Engineering， Southwest University of Science and Technology， Mianyang

621010， Sichuan， China; 2. Key Laboratory of Medical Transformation of Nuclear Technology， NHC，

Mianyang Central Hospital， Mianyang 621000， Sichuan， China; 3. Fundamental Science on Nuclear Wastes

and Environmental Safety Laboratory， Mianyang 621010， Sichuan， China; 4. School of Environment and

Resource， Southwest University of Science and Technology， Mianyang 621010， Sichuan， China; 5. State

Key Laboratory of Environmentfriendly Energy Materials， Mianyang 621010， Sichuan， China）

Abstract：? In order to reduce the solubility of U（VI） in water and the migratory range of uranium pollution， montmorillonite was transformed into iron oxide/montmorillonite and formed a consortium with Shewanella oneidensis MR-1 to achieve bioreduction of U（VI） under anaerobic conditions. The iron oxide/montmorillonite composite was prepared and its morphology and structure were characterized. The changes in U（VI） and Fe（II） contents in the mineral-microbe consortium and mineral-microbe-humic acid consortium were analyzed. The bioreduction process and pathway of U（VI） in the mineral-microbe consortium were discussed. The results show that after synthesizing montmorillonite into iron oxide/montmorillonite composite， the layer structure of montmorillonite has little change， but different amounts of Fe are introduced. And the highest content of Fe atoms is introduced by lepidocrocite （67.71%）. In the mineral-microbe consortium， the lepidocrocite/montmorillonite consortium with Shewanella oneidensis MR-1 has the highest U（VI） reduction ability， and the reduction rate is 85.8% at a uranium concentration of 50 mg·L-1. The content of Fe（II） is inversely proportional to the concentration of U（VI）， and it rises rapidly from 0 to 3 hours of reaction. In the mineral-microbe-humic acid composite system， the effect of humic acid concentration on the reduction of U（VI） exhibits three phenomena： “complete promotion” “l(fā)ow promotion and high inhibition” and “high promotion and low inhibition”. The impact on Fe（II） in the composite system is mainly divided into two types： inhibition and promotion. The consortium of iron oxide/montmorillonite and Shewanella oneidensis MR-1 can achieve the bioreduction of U（VI） under anaerobic conditions.

Keywords：? Shewanella oneidensis MR-1; Iron oxide/montmorillonite; U（VI）; Bioreduction; Humic acid

在環(huán)境問題中土壤污染問題尤為突出［1-2］。隨著核能源的開發(fā)與使用、核武器的研發(fā)與試驗(yàn)，生成了大量的放射性核廢物（鈾）［3］，少部分未有效凈化的污染物排放到環(huán)境中，使得土壤污染問題更加復(fù)雜。鈾污染土壤的特征有高毒性、累積性、隱蔽性、滯后性和難降解等特點(diǎn)［4］，鈾經(jīng)食物鏈在生物（植物、動(dòng)物）體內(nèi)積累，最后到達(dá)人體，威脅人類生命安全［5］。鈾存在多種價(jià)態(tài)（III，IV，V和VI），其中U（III）和 U（V）非?；顫?，不能穩(wěn)定存在于環(huán)境中，在地質(zhì)環(huán)境中僅有U（IV）和U（VI）穩(wěn)定存在。U（VI）主要以鈾酰離子（UO22+）形式存在，因?yàn)槠潆x子半徑大（3.20×10-8 cm）易溶于水而易遷移，離子半徑相對較小的 U（IV） （1.05×10-8 cm）則難溶于水［6］。因此，在鈾污染地區(qū)需要一種綠色、高效的方法將U（VI）還原為U（IV），用于防止鈾污染范圍進(jìn)一步擴(kuò)大［7］。

用于鈾污染環(huán)境的修復(fù)方法主要包括物化法和生物法［8］。其中生物法環(huán)境干擾小，不產(chǎn)生二次污染，被認(rèn)為是最環(huán)保有效的修復(fù)技術(shù)。研究發(fā)現(xiàn)各種異化金屬還原菌能利用氧化金屬（Fe（Ⅲ），Mn（Ⅵ） 和U（Ⅵ）等）作為電子受體，以有機(jī)酸等作為電子供體獲得能量，最終實(shí)現(xiàn)金屬價(jià)態(tài)和狀態(tài)的改變［9-11］。細(xì)菌還可以通過細(xì)胞外電子轉(zhuǎn)移［12］、細(xì)胞膜結(jié)合蛋白［13］、還原酶［14］等對高價(jià)態(tài)重金屬進(jìn)行固定還原。

微生物在土壤中常常附著在含鐵黏土礦物上，微生物和鐵礦物相互作用共同促進(jìn)環(huán)境中的鐵循環(huán)并減少環(huán)境污染物。一方面黏土礦物（蒙脫石）含有可交換的陽離子和表面上可吸附的陰離子，可作為有害離子處理的吸附劑，含鐵黏土礦物（鐵氧化物）表面含有豐富的鐵羥基基團(tuán)，對土壤中的污染離子具有較強(qiáng)的固定能力［15］；另一方面含鐵黏土礦物中的結(jié)構(gòu)鐵Fe（III）可被異化金屬還原菌還原，而結(jié)構(gòu)亞鐵Fe（II）可減少環(huán)境中的污染物（如重金屬、有機(jī)物、核素），改變其毒性和遷移率。

腐殖質(zhì)由含有多種官能團(tuán)（羥基、氨基、羧基等）的芳香環(huán)構(gòu)成，具有較大的比表面積和可變電荷［16-17］，能與土壤中的重金屬離子通過離子鍵、共價(jià)鍵及螯合鍵的方式結(jié)合，進(jìn)而吸附、絡(luò)合和還原重金屬離子，達(dá)到去除污染離子的作用。研究表明腐殖酸在金屬還原微生物的代謝過程中有助于提升金屬還原微生物對高價(jià)金屬離子的還原效率［18］。

本研究以蒙脫石為材料，合成了3種鐵氧化物/蒙脫石（纖鐵礦/蒙脫石、赤鐵礦/蒙脫石、針鐵礦/蒙脫石），并分別與希瓦氏菌MR-1（Shewanella oneidensis MR-1）構(gòu)建了礦物-微生物聯(lián)合體系，使其對U（VI）進(jìn)行生物還原。為了增強(qiáng)礦物-微生物聯(lián)合體系對U（VI）的還原能力，設(shè)計(jì)了礦物-微生物-腐殖酸聯(lián)合還原體系。最后，根據(jù)研究結(jié)果討論了礦物-微生物聯(lián)合體系對U（VI）的生物還原途徑。

1材料與方法

1.1鐵氧化物/蒙脫石的制備

合成了針鐵礦/蒙脫石、纖鐵礦/蒙脫石、赤鐵礦/蒙脫石。

蒙脫石的處理：稱取50 g蒙脫石（上海阿拉丁生化科技股份有限公司），分別用95%乙醇、去離子水清洗數(shù)次。根據(jù)顆粒的沉降速度，用虹吸法吸取小于2 μm的顆粒，使用真空冷凍干燥。最后用瑪瑙研缽研磨，保存于帶干燥硅膠的干燥器中，待用。

針鐵礦/蒙脫石的制備：稱取0.05 mol洗脫干燥后的蒙脫石和FeCl3·6H2O，分別溶于50 mL去離子水中，隨后將二者混勻，使用0.45 mol·L-1的NaOH溶液定容至1 L，于70 ℃ 孵育60 h。自然冷卻至室溫，并用去離子水反復(fù)洗滌數(shù)次，離心（8 000 r/min，5 min），真空冷凍干燥24 h［19］。

纖鐵礦/蒙脫石的制備：稱取0.05 mol洗脫干燥后的蒙脫石和FeCl3·6H2O，分別溶于50 mL去離子水中，隨后將二者混勻，將其稀釋到500 mL，轉(zhuǎn)移到密閉容器中，在70 ℃ 環(huán)境中保持48 h，期間pH值從1.7降至1.2，產(chǎn)生黃色沉淀，用去離子水洗滌數(shù)次，離心（8 000 r/min，5 min），真空冷凍干燥24 h［19］。

赤鐵礦/蒙脫石的制備：稱取0.05 mol洗脫干燥后的蒙脫石和FeCl3·6H2O，分別溶于50 mL去離子水，隨后將二者混勻，滴加150 mL已加熱到90 ℃ 的1 mol·L-1 NaOH，再加入25 mL 1 mol·L-1已加熱到90 ℃ 的NaHCO3，用90 ℃ 去離子水將其稀釋到500 mL，并放入加蓋的聚丙烯容器中密封，在90 ℃ 下老化48 h。用去離子水洗滌數(shù)次紅色沉積物并離心（8 000 r/min ，5 min），真空冷凍干燥24 h［19］。最后將干燥得到的固體用瑪瑙研缽磨細(xì)，保存于干燥器中。

1.2鐵氧化物/蒙脫石的結(jié)構(gòu)表征

采用場發(fā)射掃描電子顯微鏡（Scanning electron microscope，SEM）進(jìn)行樣品形貌分析：取少量樣品粉末于導(dǎo)電膠表面，在真空下進(jìn)行鍍金，通過SEM（Uitra55，德國蔡司）進(jìn)行觀察，其中加速電壓為10～20 kV，激發(fā)電子束為30～40 μA。

利用能量色散-X射線光譜儀（Pure，荷蘭Phenom）對鐵氧化物/蒙脫石中的主要元素進(jìn)行分析。

采用X 射線衍射儀（XRD，XPert PRO，荷蘭帕納科）進(jìn)行物相分析：粉末壓片法（將烘干保存的樣品用瑪瑙研缽磨細(xì)至200 目以下，樣品量約1 g），功率1 400 W（管壓40 kV，管流40 mA），掃描范圍10°～80°（2θ），步長0.02°，掃描速度0.02°/s。

利用傅里葉紅外光譜分析儀（FT-IR，IRSpirit-T，日本）對礦物結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析：取適量樣品粉末與無水KBr（質(zhì)量比1∶100）于瑪瑙研缽中研磨混合均勻，取約0.003 g混合后樣品壓片進(jìn)行測試。掃描范圍400～4 000 cm-1，最高分辨率 0.4 cm-1，波速精度0.01 cm-1，掃描速度：0.158 1～3.164 7 cm·s-1，掃描次數(shù)50次。

1.3U（VI）還原體系的搭建

將希瓦氏菌MR-1于LB培養(yǎng)基中培養(yǎng)后離心分離（6 000 r/min ，10 min），用無菌碳酸氫鈉緩沖液（濃度為30 mmol·L-1 NaHCO3，pH=7.3）將菌體洗滌兩次，并懸浮細(xì)胞至1×109 個(gè)·mL-1（OD600=0.8）。并加入到無機(jī)鹽培養(yǎng)基（10 mmol/mL乳酸鈉，2 g·L-1 NaHCO3，0.1 g·L-1 KCl，pH 7.0，含5.0 g·L-1鐵氧化物/蒙脫石）中。于30 ℃ 厭氧培養(yǎng)12 h后向反應(yīng)體系中加入適量的U（VI）（UO2（NO3）2·6H2O， AR， 北京華威瑞科），使U（VI） 的終濃度分別為50，100，150，200 mg·L-1，且反應(yīng)體系的體積為40 mL，并放置于厭氧培養(yǎng)箱中，以此作為礦物-微生物對U（VI）的聯(lián)合還原體系。于第3，6，9，12，24 h時(shí)采集樣本，作為待測液。

在礦物-微生物-腐殖酸聯(lián)合體系中，U（VI）濃度為100 mg·L-1，且腐殖酸（C14H12O8，羅恩試劑）的濃度分別0，50，100，150，200 mg·L-1，其他條件與礦物-微生物聯(lián)合體系一致。

1.4反應(yīng)體系中U（VI）和Fe（II）濃度的測定

由于NaHCO3可萃取U（VI）［20］，故取1 mL待測液，使用等體積的30 mmol·L-1 NaHCO3與之混勻，取1 mL混合液于比色管中，并加入質(zhì)量分?jǐn)?shù) 0.1%的偶氮胂III溶液、3% HNO3溶液和0.05 mol·L-1 EDTA-2Na 各1 mL，用去離子水補(bǔ)充至10 mL，用漩渦震蕩儀搖勻，于652 nm波長處測吸光度。經(jīng)測定U（VI）濃度（mg·L-1）與652 nm處吸光度的標(biāo)準(zhǔn)曲線方程為：y=0.0169x-0.0939（R2=0.9992）。

Fe（II）濃度測試采用鄰菲羅啉-HF/H2SO4提取法，具體步驟如下：測定樣品中總Fe（II）濃度時(shí)，將0.5 mL樣品與1.2 mL質(zhì)量分?jǐn)?shù)10% H2SO4，0.1 mL質(zhì)量分?jǐn)?shù)4% HF和0.16 mL質(zhì)量分?jǐn)?shù)10% 鄰菲羅啉顯色劑（用95% 乙醇溶液配制，避光保存）混合搖勻，于沸水浴中加熱30 min。冷卻后，向待測樣品中加入0.8 mL 0.1 mol/L H3BO3，搖勻，用于中和多余的HF。移取0.5 mL加入1 mL質(zhì)量分?jǐn)?shù)10% 檸檬酸三鈉，待顯色充分后于510 nm處測吸光度。經(jīng)測定Fe（II）濃度（mmol·L-1）與510 nm處吸光度的標(biāo)準(zhǔn)曲線方程為：y=0.691x-0.0905（R2=0.9991）。

1.5數(shù)據(jù)處理

本研究中的ANOVA方差分析均由R語言完成，數(shù)據(jù)可視化由Origin2020和Graph Pad8共同完成。

2結(jié)果與分析

2.1鐵氧化物/蒙脫石復(fù)合物的結(jié)構(gòu)表征

通過掃描電子顯微鏡并結(jié)合能量色散-X射線光譜儀對鐵氧化物/蒙脫石復(fù)合物進(jìn)行了分析，結(jié)果如圖1、表1所示。經(jīng)過處理后的鐵氧化物/蒙脫石呈現(xiàn)出不規(guī)則的晶體和非晶體結(jié)構(gòu)，有異于蒙脫石的光滑層狀結(jié)構(gòu)，使得處理后的鐵氧化物/蒙脫石可能吸附到更多的U（VI）。蒙脫石中O，Si，C原子為其中的主要元素，其中O原子和Si原子的相對原子含量較高，質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為44.82% 和27.32%。相比于礦物結(jié)構(gòu)的變化，合成后的鐵氧化物/蒙脫石在原子組成上同樣發(fā)生了較大的變化，主要體現(xiàn)在O，Si原子相對含量大幅降低，同時(shí)還引入了含量不等的Fe原子，但C原子在合成之后相對含量的變化不大。具體表現(xiàn)為：赤鐵礦、針鐵礦的O原子質(zhì)量分?jǐn)?shù)較蒙脫石的O原子質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低了7.30%～18.53%，而纖鐵礦O原子的質(zhì)量分?jǐn)?shù)則降低了32.56%。合成的纖鐵礦中引入的Fe原子也遠(yuǎn)高于其他礦，纖鐵礦的Fe原子相對含量為67.71%。

XRD分析結(jié)果如圖2（a）所示。蒙脫石內(nèi)部的幾何空間是層間結(jié)構(gòu)，其中有可用于離子交換的陽離子。與蒙脫石的衍射數(shù)據(jù)比較，鐵氧化物/蒙脫石復(fù)合物中蒙脫石的衍射峰減弱，這可能是由于蒙脫石表面覆蓋了鐵氧化物顆粒。另外，蒙脫石的晶層間距發(fā)生改變，鐵氧化物/蒙脫石復(fù)合物在形成過程中羥基鐵離子進(jìn)入蒙脫石晶層間取代了部分鈉離子。由布拉格公式計(jì)算得出蒙脫石層間距為2.81 nm。通過比對PDF標(biāo)準(zhǔn)卡片（Powder diffraction file，PDF）發(fā)現(xiàn)，3種鐵氧化物/蒙脫石均具有較強(qiáng)的SiO2特征峰（SiO2 JCPDS? No：46-1405，101晶面），未發(fā)現(xiàn)Fe2O3或FeO的特征峰，表明合成的鐵氧化物-硅酸鹽礦物復(fù)合物在形成過程中導(dǎo)致Fe2O3或FeO的非晶化。

FT-IR結(jié)果如圖2（b）所示。蒙脫石及鐵氧化物/蒙脫石的FT-IR圖譜的差異不大，均在3 608，3 455，1 640，1 033，465 cm-1處具有較強(qiáng)的吸收峰，表明它們的內(nèi)部基團(tuán)的種類與排布基本一致。其中在4 000～1 300 cm-1范圍內(nèi)為紅外光譜的官能區(qū)，3 600 cm-1左右為HO鍵的特征峰，這很可能是在蒙脫石中存在一定的結(jié)合水。而1 630 cm-1附近則為層間水伸縮振動(dòng)和彎曲振動(dòng)譜帶［21］，對比蒙脫石的數(shù)據(jù)曲線，鐵氧化物/蒙脫石復(fù)合物中≡AlOH伸縮振動(dòng)帶、OSiO伸縮振動(dòng)帶、AlOSi彎曲振動(dòng)帶發(fā)生了移動(dòng)和變化，且出現(xiàn)了≡FeOH面內(nèi)彎曲振動(dòng)帶、≡FeOH面外彎曲振動(dòng)帶和FeO伸縮振動(dòng)帶。

2.2礦物-微生物聯(lián)合還原體系中U（VI），F(xiàn)e（II）濃度的變化

鐵氧化物/蒙脫石與希瓦氏菌MR-1聯(lián)合作用時(shí)，均可在一定程度上降低體系中U（VI）? 的含量（圖3），同時(shí)反應(yīng)十分迅速，即在0～3 h內(nèi)反應(yīng)速率最高，并且在3～12 h內(nèi)反應(yīng)速率逐步變緩，直至12 h時(shí)反應(yīng)達(dá)到平衡。ANOVA分析結(jié)果表明，纖鐵礦/蒙脫石聯(lián)合希瓦氏菌MR-1體系對U（VI）? 的還原能力顯著高于其他2個(gè)復(fù)合物（P<0.05），例如在50 mg·L-1的鈾處理組中，纖鐵礦/蒙脫石在平衡時(shí)使U（VI） 的濃度降低至7.082 mg·L-1（還原率85.8%）。另外，針鐵礦/蒙脫石在4個(gè)處理組中還原U（VI）的能力均為最低，顯著低于其他礦物的U（VI）還原能力（P<0.05）。綜上所述，礦物-微生物體系在還原U（VI） 時(shí)反應(yīng)速率較快，同時(shí)鐵氧化物/蒙脫石中Fe（III） 的含量與U（VI） 的還原率成正相關(guān)。

礦物-微生物聯(lián)合還原體系中Fe（II）濃度的變化如圖4所示。所有處理組的Fe（II） 濃度在整個(gè)反應(yīng)過程中均介于0～0.7 mmol·L-1，由于在礦物合成過程中使用FeCl3作為原料，故而在反應(yīng)初始階段（0 h）體系中的Fe（II）濃度幾乎為0，在反應(yīng)的 0～3 h內(nèi)Fe（II） 濃度迅速上升，該階段也對應(yīng)于U（VI） 含量迅速降低的時(shí)間范圍，表明該時(shí)期內(nèi)MR-1? 在Fe（III）和U（VI）的還原過程中可能扮演著重要角色。體系反應(yīng)至3～12 h時(shí)，F(xiàn)e（II）濃度上升速率逐漸降低，直至12 h時(shí)達(dá)到平衡，但纖鐵礦/蒙脫石反應(yīng)體系中的Fe（II）? 濃度仍在持續(xù)上升。在50 mg·L-1的鈾處理組中，不同反應(yīng)體系中平衡后Fe（II） 的濃度存在很大差異（P<0.05），其中針鐵礦/蒙脫石體系中Fe（II） 的濃度最低（0.371 mmol·L-1），這可能是因?yàn)榈蜐舛肉櫶幚泶龠M(jìn)了Fe（II） 的還原過程，但對不同類型的鐵氧化物/蒙脫石的促進(jìn)效果存在差異。

2.3礦物-微生物-腐殖酸聯(lián)合體系中U（VI），F(xiàn)e（II）濃度的變化

礦物-微生物-腐殖酸聯(lián)合還原體系中U（VI） 的含量變化結(jié)果如圖5所示。結(jié)果表明，腐殖酸對聯(lián)合體系還原U（VI） 影響顯著（P< 0.05），但不同的鐵氧化物/蒙脫石對腐殖酸的響應(yīng)存在差異，表現(xiàn)為“完全促進(jìn)”“低促高抑”和“高促低抑” 3種情況。腐殖酸對赤鐵礦/蒙脫石體系的U（VI） 還原能力均表現(xiàn)為“完全促進(jìn)”作用，且與腐殖酸的處理濃度呈顯著正相關(guān)（P<0.05），在200 mg·L-1的腐殖酸處理組中，U（VI） 在反應(yīng)平衡后的濃度為28.8 mg·L-1，去除率達(dá)到了71.2%，相較于未添加腐殖酸（26.4%）得到了顯著提升（P<0.01）。腐殖酸對針鐵礦/蒙脫石的U（VI） 還原能力整體表現(xiàn)為“低促高抑”，50～100 mg·L-1的腐殖酸添加顯著促進(jìn)了體系中的U（VI） 還原過程（P<0.05），而150，200 mg·L-1的腐殖酸添加組中U（VI） 的濃度則顯著低于對照組（P<0.05）。纖鐵礦/蒙脫石則表現(xiàn)為“高促低抑”的現(xiàn)象，即150，200 mg·L-1的腐殖酸處理組中U（VI） 的濃度分別為28.4，27.7 mg·L-1，顯著低于對照組的33.0 mg·L-1（P<0.05），而50～100 mg·L-1處理組中的U（VI） 則分別為42.6，38.4 mg·L-1。因此，腐殖質(zhì)提升了鐵氧化物/蒙脫石-希瓦氏菌MR-1對U（VI） 的還原能力，但腐殖酸的具體添加量針對不同礦物有所差異，導(dǎo)致這種差異的原因尚不明確，需進(jìn)一步研究。

圖6為礦物-微生物-腐殖酸聯(lián)合體系中Fe（II）濃度的變化情況。Fe（II）濃度在聯(lián)合體系中的變化與U（VI）濃度的變化具有十分緊密的聯(lián)系，但Fe（II）濃度的變化幅度沒有U（VI）濃度變化劇烈。腐殖酸對聯(lián)合體系中的Fe（II） 的影響主要分為抑制和促進(jìn)兩種類型，腐殖酸對纖鐵礦/蒙脫石、赤鐵礦/蒙脫石表現(xiàn)出顯著的促進(jìn)作用（P<0.05），但這二者之間又存在細(xì)微差別。腐殖酸顯著促進(jìn)了纖鐵礦/蒙脫石聯(lián)合體系中Fe（II） 濃度的增加，不同劑量的腐殖酸處理組之間并未出現(xiàn)顯著性差異（P>0.05）。而赤鐵礦/蒙脫石聯(lián)合體系中Fe（II） 濃度不僅因腐殖酸的處理而增加，并且出現(xiàn)了隨腐殖酸處理濃度的上升促進(jìn)效果不斷增強(qiáng)的現(xiàn)象。在200 mg·L-1的腐殖酸處理中，赤鐵礦/蒙脫石聯(lián)合體系中的Fe（II） 濃度為0.773 mmol·L-1，顯著高于對照組的0.562 mmol·L-1（P<0.05）。腐殖酸對針鐵礦/蒙脫石則表現(xiàn)為抑制其對應(yīng)聯(lián)合體系中的Fe（II） 生成，但并未表現(xiàn)出明顯的濃度效應(yīng)。這有可能是因?yàn)獒樿F礦/蒙脫石中Fe含量較高，促進(jìn)了U（VI） 的還原反應(yīng)，并抑制了Fe（II） 的生成。

3討論

3.1Fe對礦物-微生物聯(lián)合體系生物還原過程的影響

在鐵氧化物/硅酸鹽礦物復(fù)合體合成過程中人為地添加了一定的Fe（III）并且以結(jié)構(gòu) Fe（III） 的形式存在于其中，結(jié)構(gòu)Fe（III） 在礦物-微生物聯(lián)合體系發(fā)生生物還原作用時(shí)具有重要作用。本研究結(jié)果表明，礦物-微生物聯(lián)合體系的U（VI） 還原能力與礦物中Fe（III） 含量具有緊密關(guān)系，F(xiàn)e含量最高的纖鐵礦/蒙脫石，其對應(yīng)的礦物-微生物聯(lián)合體系的U（VI） 還原能力也最強(qiáng)。某些具有金屬還原性的異養(yǎng)微生物在厭氧環(huán)境且生長體系缺乏電子受體的情況下，雖然能夠完成有機(jī)物的氧化分解，但需要將代謝過程中產(chǎn)生的電子轉(zhuǎn)移至礦物中Fe（III） 等電子受體上才能完成整個(gè)代謝過程［22］。在該過程中，F(xiàn)e（III） 得到電子后被還原為Fe（II），生成的Fe（II） 又具有較高的還原性，可對體系中存在的高價(jià)態(tài)金屬離子（如Cr6+）進(jìn)行還原［23］。Zhang等［24］通過構(gòu)建含F(xiàn)e（III） 礦物與腐敗希瓦氏菌CN32（Shewanella putrefaciens CN32）聯(lián)合體系，考察了U（VI） 的還原情況，結(jié)果表明該體系能有效進(jìn)行U（VI）? 的生物還原過程，同時(shí)當(dāng)體系中存在檸檬酸或EDTA等有機(jī)配體時(shí)，U（VI） 的生物還原速率顯著提升。這是因?yàn)橛袡C(jī)配體可以通過影響鈾的形態(tài)、吸附、生物利用度、U（VI）/U（IV）氧化還原電位，進(jìn)而影響U（VI） 的還原動(dòng)力學(xué)［25］。Zhao等［26］發(fā)現(xiàn)黏土礦物中的結(jié)構(gòu)Fe（III）是控制Fe（III） 還原菌、As（V） 還原菌和 Fe（III）-As（V） 還原菌還原As（V） 并釋放As（III） 的關(guān)鍵因素。因此，F(xiàn)e（III） 可有效提升微生物-礦物聯(lián)合體系的還原能力，降低U（VI） 的生物毒性。

3.2有機(jī)質(zhì)增強(qiáng)礦物-微生物聯(lián)合體系生物還原過程

有機(jī)物是異養(yǎng)微生物生長代謝的物質(zhì)基礎(chǔ)，為細(xì)胞的基礎(chǔ)生命活動(dòng)提供了能量來源。在微生物實(shí)現(xiàn)其功能時(shí)，有機(jī)物的添加是必不可少的。另外，腐殖酸中存在醌和芳香族等具有氧化還原功能的官能團(tuán)，腐殖酸在礦物-微生物聯(lián)合體系中，尤其針對于金屬還原微生物的代謝過程中，可充當(dāng)電子穿梭體的作用，并且在厭氧環(huán)境中該電子穿梭體是可再生的，顯著增加了微生物的生長代謝速率。本研究為了增強(qiáng)鐵氧化物/蒙脫石與希瓦氏菌MR-1聯(lián)合體系的U（VI） 生物還原能力，向該體系添加了不同濃度的水溶性腐殖酸。促進(jìn)了鐵氧化物/蒙脫石-希瓦氏菌MR-1聯(lián)合體系對U（VI） 的還原，但腐殖酸的具體添加量針對不同礦物有所差異。對Fe元素相對含量較高的體系，僅需少量腐殖酸便可促進(jìn)對U（VI） 的還原。然而高濃度的腐殖酸處理可能會使體系中大量的Fe（II） 或Fe（III） 與腐殖酸發(fā)生絡(luò)合，進(jìn)而抑制體系的還原能力［27］；礦物可能覆蓋細(xì)胞表面并中斷電子轉(zhuǎn)移［28］，故需要更多的腐殖酸充當(dāng)電子穿梭體的作用。Dong等［29］將天然黏土礦物和腐殖酸加入到受污染土壤中，并通過土壤中的微生物群落共同作用，實(shí)現(xiàn)了釩污染土壤的有效修復(fù)，經(jīng)修復(fù)后的土壤對營養(yǎng)物質(zhì)的固定能力以及微生物群落多樣性顯著提升。Zuo等［30］通過向礦物-腐敗希瓦氏菌CN32聯(lián)合體系中添加適當(dāng)?shù)母乘幔晒Φ卦鰪?qiáng)了黏土-Fe（III） 的生物還原過程，同時(shí)證實(shí)了腐殖酸在聯(lián)合體系下還能轉(zhuǎn)化為氨基酸和其他化合物，進(jìn)而為微生物的生長代謝提供一定的物質(zhì)基礎(chǔ)。Wang等［31］直接將由腐殖酸改性的蒙脫石應(yīng)用于Cd和Hg污染土壤中，僅添加5% 的改性蒙脫石便使Cd，Hg質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別降低94.1%，93.0%。這些研究均證明了腐殖酸可促進(jìn)礦物-微生物聯(lián)合體系的生物還原過程。

3.3礦物-微生物聯(lián)合體系對U（VI） 的生物還原途徑

微生物、土壤礦物和有機(jī)物是土壤活躍成分，它們相互作用，共同影響土壤性質(zhì)和土壤物質(zhì)循環(huán)，同時(shí)對其中的污染離子進(jìn)行固定和轉(zhuǎn)化。在土壤多組分對鈾進(jìn)行污染治理時(shí)存在著鐵元素循環(huán)和鈾元素循環(huán)，且在U（VI） 的去除過程中存在著多種作用途徑。在厭氧條件下，希瓦氏菌MR-1通過厭氧呼吸產(chǎn)生電子，這些電子可以直接被U（VI）、礦物中Fe（III）、腐殖酸利用。得到電子的腐殖酸可將電子傳遞給U（VI） 和礦物中Fe（III），腐殖酸在其中充當(dāng)電子穿梭體。得到電子的礦物中的Fe（III） 變?yōu)镕e（II），后將電子傳遞給U（VI），結(jié)構(gòu)中的Fe（II） 又變回Fe（III）。通過以上3條途徑（微生物直接還原U（VI），腐殖酸介導(dǎo)，F(xiàn)e（III） 的電子傳遞）將U（VI） 轉(zhuǎn)化為U（IV），降低了六價(jià)鈾的生物毒性，從而達(dá)到污染治理的目的。

4結(jié)論

本研究通過將蒙脫石合成鐵氧化物/蒙脫石，并與希瓦氏菌MR-1（Shewanella oneidensis MR-1）構(gòu)成聯(lián)合體系，在厭氧條件下對U（VI） 進(jìn)行生物還原。結(jié)果發(fā)現(xiàn)：（1）蒙脫石在合成為鐵氧化物/蒙脫石后，其層狀結(jié)構(gòu)出現(xiàn)了較大變化，同時(shí)引入了含量不等的Fe，其中纖鐵礦中引入的Fe原子含量最高（67.71%）；（2）在礦物-微生物聯(lián)合體系中，纖鐵礦/蒙脫石聯(lián)合希瓦氏菌MR-1體系對U（VI ） 的還原能力最強(qiáng)，在鈾處理濃度為50 mg·L-1時(shí)的還原率為85.8%，F(xiàn)e（II） 的含量與U（VI） 呈反比關(guān)系，在反應(yīng)的0～3 h時(shí)迅速上升；（3）腐殖酸對聯(lián)合體系還原U（VI） 的影響表現(xiàn)為“完全促進(jìn)”“低促高抑”和“高促低抑”3種現(xiàn)象，對聯(lián)合體系中的Fe（II） 的影響主要分為抑制和促進(jìn)兩種類型。因此，鐵氧化物/蒙脫石與希瓦氏菌MR-1構(gòu)成的聯(lián)合體系在厭氧條件下能夠?qū)崿F(xiàn)對U（VI） 的生物還原。在后續(xù)研究中，可借助代謝組學(xué)等技術(shù)考察聯(lián)合體系中小分子物質(zhì)的變化情況，進(jìn)一步了解礦物-微生物聯(lián)合體系還原U（VI） 過程中微生物的作用以及參與方式。

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