CN108486393A - 一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法及其应用 - Google Patents

一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法及其应用 Download PDF

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Abstract

本发明公开了一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法及其应用，目的在于解决目前缺乏相应的铀富集生物质预处理方法，难以满足铀富集生物质处理需要的问题。本申请中，利用氧化亚铁硫杆菌对铀富集生物质黑麦草进行降解，并利用白腐菌对残渣进行再次降解，最后以活性炭对降解产生的铀进行吸附处理，以实现对铀富集生物质中铀的富集处理。进一步，本发明通过正交实验优化，从而大幅度降低工艺中的物料投加，减少工艺中的成本和能耗，更有利于其工业的应用和发展。经验证，本发明对铀富集生物质中的木质素、半纤维素、纤维素具有较好的降解效果，并对铀具有较高的吸附效率，对于铀富集生物质的减量化和无害化处理，具有重要的意义。

Description

一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法及其 应用
技术领域
本发明涉及环境治理领域，尤其是重金属富集生物质处置领域，具体为一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法及其应用。本发明能够实现铀富集生物质的减量化、无害化处理，具有极高的应用价值和应用前景。
背景技术
近年来，随着铀等重金属向环境的不断转移，使生态环境遭到了严重的破坏。在当今生态环境修复技术当中，植物修复技术以环境友好、价格低廉和操作简易等优势，成为环境生态修复中最重要研究方向之一，引起了人们广泛关注(参考文献：(1)郝希超,陈晓明,罗学刚,等.不同牧草在铀胁迫下生长及铀富集的比较研究[J].核农学报,2016,30(3):548-555；(2)荣丽杉,梁宇,刘迎九,等.5种植物对铀的积累特征差异研究[J].环境科学与技术,2015,38(11):33-36；(3)Zhou X L.Phytoextraction of heavy metals fromcontaminated soil by co-cropping solanum nigrum with ryegrass associated withendophytic bacterium[J].Separation Science and Technology,2015,50(12):1806-1813)。
在运用植物修复技术处理环境污染后，会产生大量的重金属富集生物质，而现如今对重金属富集生物质的处置技术相对匮乏(参考文献：(4)Katayama H,Banba N,Sugimura Y,et al.Subcellular compartmentation of strontium and zinc inmulberry idioblasts in relation to phytoremediation potential[J].Environmental and Experimental Botany,2013,85:30-35；(5)Sas-Nowosielska A,Kucharski R,Malkowski E,et al.Phytoextraction crop disposal:An unsolvedproblem[J].Environmental Pollution,2004,128(3):373-379)。对重金属富集生物质的处置是回收重金属的绿色循环的重要一环，而且也要避免对其处置不当，再次造成生态环境污染。对重金属富集生物质的预处理在现在一直是一个非常难以解决的问题，而对生物质的预处理方法一般可以分为生物法、物理法和化学法，相对于物理化学化学方法，生物法具有环境友好、成本低廉和条件温和等优势。
为此，迫切需要一种新的生物质预处理方法，以满足铀富集生物质处理的需要。
发明内容
本发明的发明目的在于：针对目前缺乏相应的铀富集生物质预处理方法，难以满足铀富集生物质处理需要的问题，提供一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法及其应用。本申请中，利用氧化亚铁硫杆菌对铀富集生物质黑麦草进行降解，并利用白腐菌对残渣进行再次降解，最后以活性炭对降解产生的铀进行吸附处理，以实现对铀富集生物质中铀的富集处理。进一步，本发明通过正交实验，对相应的过程进行优化，从而大幅度降低工艺中的物料投加，减少工艺中的成本和能耗，更有利于其工业的应用和发展。
为了实现上述目的，本发明采用如下技术方案：
一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法，包括如下步骤：
(1)以氧化亚铁硫杆菌腐蚀处理铀富集生物质所得残渣为原料，按固液比1:5～15加入已灭菌的合成培养液，构成液体培养基；再向液体培养基中接入菌种Phanerodontiachrysosporium，接种量为5％(V/W)～20％(V/W)，于20～28℃下培养8～80天，得到U(VI)废液；
(2)向步骤1所得U(VI)废液中加入活性炭，并调节pH值至2～8，再在20～35℃下反应0.5～30h，即可。
所述步骤1中，氧化亚铁硫杆菌(Thiobacillus ferrooxidans，ATCC53990)采用9K培养基进行培养后，向其中加入铀富集生物质，进行腐蚀处理，得到铀富集生物质残渣。
所述9K培养基的制备方法如下：
(a)配置A液：(NH4)2SO4 3.0g，K2HPO4 0.5g，KCl 0.1g，MgSO4·7H2O 0.5g，Ca(NO3)20.01g，去离子水800mL，pH 2.0，121℃高压灭菌30min；
(b)配置B液：FeSO4·7H2O 44.78g，去离子水200mL，pH 2.0，再经微孔滤膜(0.22μL孔径)进行过滤除菌；
(c)在超净环境下，将A液、B液混合，即得9K培养基。
所述步骤1中，铀富集生物质为黑麦草。
所述步骤1中，合成培养液为LM2合成培养液。
所述LM2合成培养液的制备方法如下：分别取酒石酸1.0mL，微量元素液15.0mL，大量元素液15.0mL，再加水定容至50.0mL，即得；
其中，酒石酸铵浓度为：22.0g/L；
大量元素液成分为：20g/L KH2PO4、13.8g/L MgSO4.7H2O、1.0g/L CaCl2和0.6g/LNaCl；
微量元素液成分为：0.35g/L MnSO4.H2O、60mg/L FeSO4.7H2O、110mg/LCoCl2.6H2O、60mg/L ZnSO4.7H2O、95mg/L CuSO4.5H2O、6mg/L AlK(SO4)2.12H2O、6mg/L H3BO3、6mg/L Na2MoO4.2H2O和100mg/L VB1。
所述步骤1中，固液比为1:9～11，接种量为10％，培养50d。
所述步骤2中，以U(VI)废液的体积计，活性炭的添加量为20～35g/L。
所述步骤2中，活性炭的添加量为28～30g/L，pH值为6～7，于20～25℃下反应7～10h。
所述活性炭为改性活性炭，改性活性炭的制备过程如下：
(d)将活性炭进行除杂处理后，烘干；
(e)向步骤d烘干后的活性炭中加入硝酸溶液，进行升温回流；待回流完成后，冷却至室温，并洗涤至中性后，烘干，即得改性活性炭。
所述步骤d中，先将活性炭用2％的硝酸清洗1～5次，去除其表面附着的杂质，再用去离子水反复清洗，至上清液澄清透明且pH值呈中性；再将洗净后的活性炭在110℃下烘干，并置于棕色瓶中干燥保存。
所述步骤e中，向步骤d烘干后的活性炭中加入硝酸溶液加入体积浓度30％的HNO3溶液，再在75℃下水浴回流2h；待回流完成后，冷却至室温，并洗涤至中性后，在110℃下烘干，即得改性活性炭。
前述方法在铀富集生物质预处理中的应用。
该铀富集生物质为铀富集黑麦草。
近年来，植物修复技术成为了重金属污染土壤修复领域的研究热点，而有关植物修复后产生的重金属富集生物质处置技术的研究相对缺乏。为此，本发明提供一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法及其应用，即提供利用白腐菌与改性活性炭处置铀富集(尤其是铀富集黑麦草)的技术方案。
以铀富集黑麦草为例，发明人研究发现，利用氧化亚铁硫杆菌对铀富集生物质黑麦草进行降解，发现氧化亚铁硫杆菌对黑麦草有较强的腐蚀作用，在菌种接种量10％、投加14g/L S0处理10d后，其对黑麦草的降解效果较好，纤维素、半纤维素及木质素的降解率分别达到81.31％，82.29％，26.02％，失重率达29.74％，铀浸出率达80.10％。因为氧化亚铁硫杆菌对生物质中的木质素降解率仅有26.02％，因此需要利用另外一种微生物对其腐蚀残渣进行进一步处理。
发明人通过多种菌种对比实验后，采用白腐菌进行铀富集生物质的减量化和无害化处理。白腐菌作为一种腐生在树木或木材上的丝状真菌，能让木材腐烂；白腐菌能产生漆酶、木质素过氧化物酶等特殊酶系降解生物质。而经实际测定，将本发明用于铀富集生物质处理，能够显著降低木质素含量，结果对纤维素和半纤维素的降解有利。为此，发明人以氧化亚铁硫杆菌腐蚀黑麦草，得到的剩余残渣为原材料。利用白腐菌对残渣进行再次降解，通过接种10％白腐菌，考察LM2培养基与黑麦草残渣的固液比对降解效率的影响，发现在LM2培养基与黑麦草残渣固液比为1:11条件下处理残渣50d降解效果最好，能进一步降解残渣中37.78％的纤维素，42.87％的半纤维素和54.05％的木质素，其黑麦草纤维素总降解率高达88.37％，半纤维素总降解率高达89.89％，总木质素降解率高66.01％；其黑麦草的总失重率和总铀浸出率分别为49.70％、85.48％。
另外，发明人发现，试验过程中会产生含有一定浓度铀的降解废液，如果这些废液不经过处理直接排入自然环境，将会造成二次污染，对人体健康、人类的生存和发展产生严重威胁。为此，本发明采用活性炭对降解废液中的铀进行处置。进一步，发明人利用硝酸改性活性炭，探究其投加量、溶液pH值、温度、时间等因素对降解废液中铀吸附的影响，结果表明改性活性炭在最佳吸附条件为下铀的吸附率达93.62％，吸附容量达0.22mg/g。通过对活性炭进行改良，比普通活性炭更具有优势；通过实验对比能够发现，本发明能形成一条成本更低、能耗更少的微生物预处理工艺。
采用本发明，经微生物预处理后，能够降解铀富集黑麦草中大量的木质纤维素成分，并使铀有效地从固体中浸出，在一定程度上实现铀富集黑麦草的减量化和无害化处理，这对其进一步的资源化利用具有重要意义，并为重金属富集生物质的微生物预处理研究提供了一定的理论依据。可见，基于上述方案，本发明能大幅度的降低工艺中的物料投加，减少工艺中的成本和能耗，更有利于其工业的应用和发展，具有广阔的市场应用前景。
附图说明
本发明将通过例子并参照附图的方式说明，其中：
图1为白腐菌对纤维素降解作用的影响图。
图2为白腐菌对半纤维素降解作用图。
图3为白腐菌对木质素降解作用图。
图4为改性活性炭投加量对U(Ⅵ)的吸附图。
图5为溶液pH值对改性活性炭吸附U(Ⅵ)的影响图。
图6为温度对改性活性炭吸附U(Ⅵ)的影响图。
图7为反应时间对改性活性炭吸附U(Ⅵ)的影响图。
图8为改性活性炭吸附U(Ⅵ)的准一级动力学模型图。
图9为改性活性炭吸附U(Ⅵ)的准二级动力学模型图。
图10为活性炭吸附后废液情况图。
具体实施方式
本说明书中公开的所有特征，或公开的所有方法或过程中的步骤，除了互相排斥的特征和/或步骤以外，均可以以任何方式组合。
本说明书中公开的任一特征，除非特别叙述，均可被其他等效或具有类似目的的替代特征加以替换。即，除非特别叙述，每个特征只是一系列等效或类似特征中的一个例子而已。
1.本申请实施例所采用的材料如下。
1.1菌种
本发明实施例所使用微生物包括：白腐菌(Phanerodontia chrysosporium，CGMCC5.776)购于中国普通微生物菌种保藏管理中心；氧化亚铁硫杆菌(Thiobacillusferrooxidans，ATCC53990)购于中国微生物菌种中心。
1.2黑麦草残渣
选取在西南科技大学国防重点实验室生长52d黑麦草(Lolium perenne)，截取地上部分，在最优工艺条件下(14g.L-1S0+10％T.f)经氧化亚铁硫杆菌腐蚀10d后剩余残渣为原材料。
其中，黑麦草残渣成分(干重)：纤维素9.99±0.37％，半纤维素7.19±0.31％，木质素23.11±1.11％，U(Ⅵ)84.9±7.5mg·kg-1。
1.3降解废液
试验所用降解废液来自两部分，第一部分是利用氧化亚铁硫杆菌在最优腐蚀条件下(10％T.f+14g/L S0)所产生的废液，和另一部分来自白腐菌最优工艺条件下液体发酵过程产生的废液总合。
本实施例采用活性炭对降解废液进行吸附。其中，降解废液成分:U(Ⅵ)11.10±0.63mg/L，还原糖289.7±15.0mg/L，总叶绿素824.3±23.7mg/L，叶绿素a221.7±16.5mg/L，叶绿素b602.6±20.9mg/L。
1.4培养基
9K培养基配置方法，A液：(NH4)2SO4 3.0g，K2HPO4 0.5g，KCl 0.1g，MgSO4·7H2O0.5g，Ca(NO3)2 0.01g，去离子水800mL，pH 2.0，121℃高压灭菌30min。B液：FeSO4·7H2O44.78g，去离子水200mL，pH 2.0，再经微孔滤膜(0.22μL孔径)进行过滤除菌。在超净工作台上将A、B液混合。本申请实施例中，9K培养基用于培养硫酸亚铁杆菌。
LM2合成培养液：酒石酸1.0mL，微量元素液15.0mL，大量元素液15.0mL，最后加水定容至50.0mL。其中，酒石酸铵浓度为：22.0g/L；大量元素液成分为：20g/L KH2PO4、13.8g/LMgSO4.7H2O、1.0g/L CaCl2和0.6g/L NaCl；微量元素液成分为：0.35g/L MnSO4.H2O、60mg/LFeSO4.7H2O、110mg/L CoCl2.6H2O、60mg/L ZnSO4.7H2O、95mg/L CuSO4.5H2O、6mg/L AlK(SO4)2.12H2O、6mg/L H3BO3、6mg/L Na2MoO4.2H2O和100mg/L VB1。
2实验方案
2.1LM2与黑麦草残渣固液比对白腐菌腐蚀作用的影响
称取经氧化亚铁硫杆菌腐蚀后的黑麦草残渣5g于250mL锥形瓶中，再分别按照固液比1:7，1:9，1:11，1:13加入已灭菌的合成培养液LM2，构成液体培养基，每瓶再按10％(V/W)的接种量分别接入菌种Phanerodontia chrysosporium于25℃下静置培养10、20、30、40、50d。相同固液比未接种者在同样条件下培养，作为对照组。每个处理组重复三次。
2.2改性活性炭对降解废液的吸附作用
初始活性炭(HG/T3491-1999)，购自重庆茂业化学试剂有限公司。
活性炭改性的操作如下：
(1)预处理
先用2％的硝酸清洗活性炭2次，去除其表面附着的无机杂质；再用去离子水反复清洗几次，滤去其上部溶液和浮渣，直至上清液澄清透明，且pH值与去离子水pH值相同；洗净后的活性炭放入鼓风干燥箱中，110℃烘24h，取出后将其置于密闭的棕色瓶中干燥保存，得到预处理后的活性炭；
(2)改性
称取经预处理后的活性炭50g，加入100mL体积浓度为30％的HNO3溶液，75℃水浴条件下回流2h；待样品冷却至室温后，过滤，弃去滤液，滤渣用去离子水反复清洗，直至pH值稳定在7.0左右，110℃条件下干燥24h，置于棕色瓶中干燥保存，得到改性活性炭。
分别准确称取0.48、0.96、1.44、1.92、2.40、2.88、3.36g改性活性炭，再加入15mLU(Ⅵ)废液(即降解废液)，探究其在不同pH值(1、2、3、4、5、6、7、8、9)、温度(20、25、30、35℃)、时间(0.5、1、2、3、4、5、6、7、8、9、11、13、15、17h)条件下铀的吸附率和吸附量的变化并建立改性活性炭吸附过程中的吸附动力学模型。以未改性活性炭为对照组,其余操作步骤同上。
3分析方法
3.1木质素、纤维素和半纤维素含量分析
实验后的第二天起每隔一天取样分析其纤维素、半纤维素和木质素的含量的变化，具体操作如下：在超净工作台上取样后进行8000rad/min离心15min，将分离的上清液用玻璃电极法测定其pH，分离的沉淀物用去离子水清洗三次后放于75℃烘箱中烘干一天，至重量不变后称其重量，随后将其进行木质素、纤维素素和半纤维的测定，具体方法如下，经50天后测量其失重率和铀浸出率。木质素含量采用乙酰溴比色法测定，纤维素采用蒽酮比色法测定，半纤维素采用DNS比色法测定。
木质素降解率的计算公式如下：
木质素降解率＝(样品初始木质素含量*样品质量－处理后样品木质素含量*处理后样品质量)/(样品初始木质素含量*样品质量)*100％。
纤维素、半纤维素含量的计算公与木质素的降解率公式一样，替换上述木质素既可以得到纤维素、半纤维素降解率。
3.2铀浸出率和失重率分析
铀浸出率＝(样品初始重量*样品成分初始含量-处理后样品重量*样品处理后含量)/(样品初始重量*样品成分初始含量)*100％。
失重率＝(样品初始重量-处理后样品重量)/样品初始重量*100％。
3.3活性炭吸附指标计算
吸附容量＝(吸附前溶液中铀的浓度-吸附后t时刻时溶液中铀的浓度)*溶液体积/吸附剂质量。
吸附率＝(吸附前溶液中铀的浓度-吸附后t时刻时溶液中铀的浓度)/吸附前溶液中铀的浓度*100％。
准一级力学模型表达式：lg(平衡吸附量-t时刻的吸附量)＝lg(平衡吸附量)-一级吸附速率常数*时间t/2.303。
准二级动力学模型表达式：时间t/t时刻吸附量＝1/(二级吸附速率常数*平衡吸附量2)+时间t/平衡吸附量。
3.4数据统计方法
将数据用Oringe 8.5、SPSS 22.0等软件进行统计分析处理，文章所出现的图表数据都是3次重复的平均值±标准差(SE)，并采用单因素方差分析(One-way ANOVA)和最小显著差异法(LSD)比较不同数据的差异。
4.白腐菌对黑麦草残渣的腐蚀
4.1白腐菌强化纤维素降解
如图1显示，利用白腐菌进一步处理黑麦草腐蚀残渣，反应前20d，4个处理组中纤维素降解较慢(从12％左右增至16％左右)，之后开始快速降解，50d后，4个处理组中纤维素降解率由大到小依次为1:11>1:9>1:13>1:7，其中纤维素降解率最大达37.78％，白腐菌对纤维素的降解先慢后快。同时，从图1中可以看出，反应前20d，固液比对纤维素降解效果的影响较小，20d后，不同固液比各处理组之间结果差距增大。对照组中纤维素的降解可能是由于第一步降解残渣的弱酸性而致使白腐菌溶液pH值变化所引起。
图1中，CK1、CK2、CK3、CK4分别为对照组中固液比1：7、1：9、1：11、1：13。
经研究，氧化亚铁硫杆菌经最优条件下处理黑麦草10d，纤维素降解率达81.31％，第二步利用白腐菌固液比1:11继续处理黑麦草腐蚀残渣50d，纤维素降解率达37.78％，总纤维素降解率高达88.37％。氧化亚铁硫杆菌联合白腐菌两步微生物预处理技术，相比于真菌单独预处理技术可以有效提高纤维素的降解效率，缩短反应周期。
4.2白腐菌强化半纤维素降解
从图2中可以看出，利用白腐菌进一步处理黑麦草腐蚀残渣，4个处理组中半纤维素都有明显降解，反应前20d，半纤维素降解速率较快，20d后，降解速率趋于稳定。1:7、1:9、1:11、1:13 4个处理组中半纤维素降解率由第10d的27.30％，29.27％，31.24％，28.40％增大至第50d的41.21％，39.92％，42.87％，41.94％。而CK1、CK2、CK3、CK4 4个对照组中半纤维素降解率由第10d的24.56％，23.33％，24.12％，26.32％增大至第50d的33.11％，32.42％，34.23％，33.68％。反应第10d，各处理组与对照组之间差异不显著(P<0.05)，10d后，白腐菌能通过酶作用使半纤维素降解作用增强而与对照组之间的结果拉开较大差距。50d后，固液比1:11处理组中半纤维素降解率可达42.87％，结合前述试验结果，经过两种微生物预处理后，黑麦草中总半纤维素降解率高达89.89％。然而，Song等(参考文献：Song ZL,Gai H Y,Liu X F,et al.Comparison of seven chemical pretreatments of cornstraw for improving methane yield by anaerobic digestion[J].The PloS One,2014,9(4):1-8)和Kaffenberger等(Kaffenberger J T,Schilling J S.Comparinglignocellulose physiochemistry after decomposition by brown rot fungi withdistinct evolutionary origins[J].Environmental Microbiology,2015,17(12),4885–4897)通过真菌单独预处理技术，仅能降解木材中62.38％和20.27％的半纤维素。与前人研究结果相比，该试验能更高效的对半纤维素进行降解。
4.3白腐菌强化木质素降解
经实验，氧化亚铁硫杆菌在最优腐蚀条件下对木质素的降解效果不太理想，由于氧化亚铁硫杆菌对木质素作用机理的不同(其是通过产酸作用而非产酶作用破坏木质素)以及木质素自身的芳香性高聚物特性决定了其在一般的酸性条件较难降解。为此，申请人对白腐菌降解腐蚀残渣中木质素进行了测试。
不同固液比白腐菌处理组对木质素降解情况如图3所示。从图3中可以看出，1:7、1:9、1:11、1:13 4个处理组中木质素降解率由10d的12.68％，13.14％，13.90％，12.21％增大至50d的47.72％，49.63％，54.05％，52.82％。4个处理样品的降解率又呈1:11>1:13>1:9>1:7的顺序，说明在一定范围内，随着固液比的增加，木质素的降解率也随之增加。白腐菌对木质素的降解呈现先快后慢的规律，反应前20d，木质素降解率增加较快，1:11处理组中木质素降解率由第10d的13.90％迅猛上升到41.59％，提高了1.99倍。20d后，降解率增加缓慢，第50d，木质素降解率最高达54.05％，相比对照组提高了3.97倍。在4个不同固液比条件下，白腐菌对木质素的降解均高于半纤维素和纤维素，而氧化亚铁硫杆菌对纤维素、半纤维素的降解均明显高于木质素。说明真菌对木质素的降解效果较好，而细菌能对纤维素、半纤维素快速降解白腐菌不仅对普通生物质中木质素降解效果显著，对铀富集黑麦草中木质素降解也表现出较好效果，这为其在重金属富集植物方面的应用提供了一定思路。
白腐菌降解木质素可分为细胞内和细胞外2个过程。在白腐菌细胞内能自身合成降解木质素等有机物的酶类。在C、N、S等主要营养物质的限制下，白腐菌将启动整个降解系统，产生细胞内的葡萄糖氧化酶和细胞外的乙二醛氧化酶。它们利用分子氧氧化相应底物从而激活过氧化物酶，启动酶催化循环。白腐菌合成的细胞外酶主要包括木素过氧化物酶、锰过氧化物酶和漆酶等。白腐菌降解木质素的过程，首先是通过木质素降解酶利用自身形成的过氧化氢，启动一系列自由基链的反应。然后，通过高活性的酶中间体，将木质素等有机物氧化成羟基等氧化能力很强的多种自由基，实现对木质素的生物降解。
采用白腐菌液体发酵，主要是考虑到其应用于铀富集植物中的特殊性(利用液体发酵欲将铀从黑麦草固体中浸出，进而对其无害化的处理)，而目前关于在液体发酵的条件下白腐菌对木质素降解机理及应用相关研究较少，因此，对最适条件进行进一步研究。
经过两步微生物预处理黑麦草60d后，其总木质素降解率高达66.01％。Nazarpour等(参考文献：Nazarpour F,Abdullah D K,Abdullah N,et al.Evalution of biologicalpretreatment of rubberwood with white rot fungi for enzymatic hydrolysis[J].Materials,2013,6(5):2059-2073)采用白腐菌单独一步预处理橡胶木63天，其木质素降解率仅为37％。两步微生物预处理中木质素降解率高于一般的白腐菌单独预处理的结果。
4.4白腐菌降解过程中的黑麦草失重率和铀浸出率
从表1中可以看出，白腐菌预处理黑麦草腐蚀残渣过程中，随着培养时间的延长，黑麦草残渣重量逐渐减小，经过50d的培养，4个处理组中黑麦草残渣失重率分别由第10d的10.81％、11.59％、12.33％、11.39％增至25.76％、26.51％、28.41％、27.36％。4个处理组中黑麦草残渣失重率大小为1:11>1:9>1:13>1:7，降解过程的前30d，黑麦草残渣重量变化明显，1:11处理组中黑麦草残渣失重率从第10d的12.33％增至第20d的20.33％，提高了0.65倍。第20d到30d提高了0.14倍。降解30d后，失重率变化开始减小，每10d失重率仅提高0.10倍左右。而对照组中经过50d的反应黑麦草残渣失重率仅有12％左右。白腐菌降解过程中前30d是快速降解阶段，这对将来利用白腐菌联合其它微生物实现生物质快速降解具有一定意义。通过白腐菌进一步降解50d后，黑麦草总的失重率高达49.70％。黑麦草重量的减少对其后续处理和资源化利用具有重要意义。
表1白腐菌处理后黑麦草失重率(％/干重)
注：同一行中不同小写字母表示不同处理组在相同时间失重率之间差异显著(P<0.05)。同一列中不同大写字母表示不同时间的同一处理组失重率之间差异显著(P<0.05)。CK1为1:7处理组的对照组。CK2为1:9处理组的对照组。CK3为1:11处理组的对照组。CK4为1:13处理组的对照组。
白腐菌液体发酵过程中，适当提高白腐菌固液比有利于铀的浸出(P<0.05)，除反应第10d外，其它各处理组中铀浸出率大小依次为1:13>1:11>1:9>1:7，且各处理组试验结果均低于相应的对照组；如反应第50d，1:11处理组中铀的浸出效率为27.02％，而其对照组CK3中铀的浸出效率为34.56％，同样地，1:7、1:9和1:13处理组也表现出相同规律(表2)。产生该试验结果的原因是，尽管白腐菌能够通过分泌木质降解酶(过氧化物酶、锰过氧化物酶、漆酶等)对黑麦草中木质纤维素成分进行降解，从而使铀游离浸出，但由于白腐菌细胞内含有氮、磷、氧和硫等电负性大的羧基、磷酰基、羟基、酰胺基等基团，它们能够通过络合作用或螯合作用与重金属离子形成可溶性络合物或螯合物，从而吸附浸出到溶液中的铀。因此，本试验中铀的最终浸出效率受白腐菌降解和吸附作用的综合影响。各处理组中铀的浸出效率随着时间的推移，先增大，后减小，再增大，呈动态变化，其中1:11处理组中铀的最大浸出效率达27.02％，经过两步微生物预处理，黑麦草固体中总铀浸出率达85.48％，而第一步氧化亚铁硫杆菌在最优腐蚀条件下对铀的浸出效率达80.10％，经过白腐菌进一步处理后，其虽然能有效提高木质素的降解效率但其对铀的游离浸出贡献较小。
通过微生物预处理后能够有效减少黑麦草中铀的含量，这对其进一步的无害处理和重金属回收工艺的研究具有重要意义。
表2白腐菌处理后黑麦草铀浸出情况(％/干重)
注：同一行中不同小写字母表示不同处理组相同时间铀浸出率之间差异显著(P<0.05)。同一列中不同大写字母表示不同时间同一处理组铀浸出率之间差异显著(P<0.05)。CK1为1:7处理组的对照组。CK2为1:9处理组的对照组。CK3为1:11处理组的对照组。CK4为1:13处理组的对照组。
5.改性活性炭对降解废液吸附作用的影响
5.1改性活性炭投加量对U(Ⅵ)的吸附
随着改性活性炭(30％N-GAC)和未改性活性炭(GAC)投加量的增加，溶液中U(Ⅵ)的去除率也逐渐增加，而吸附容量却逐渐减小。当改性活性炭投加量为0.72g时，U(Ⅵ)的吸附率达到了93.62％，吸附容量达到0.22mg/g，而此时未改性活性炭吸附率和吸附容量仅为77.69％和0.18mg/g。继续增加这两种吸附剂的投加量，吸附率不在明显提高，反而使吸附容量不断下降，这是因为当溶液中U(Ⅵ)浓度一定时，随着投加量的增加，改性活性炭上吸附位点的数量也会相应增加，从而提高其吸附能力，增大U(Ⅵ)的去除效率。由于溶液中U(Ⅵ)的数量是固定的，随着改性活性炭用量的增加，单位改性活性炭吸附U(Ⅵ)的量必然会随之减少，从而引起吸附容量的降低。因此，当改性活性炭投加量为0.72g时，其吸附效果较理想，此时其平衡吸附容量明显高于未改性活性炭。
图4中，注：30％N-GAC-R：改性活性炭吸附率；GAC-R：未改性活性炭吸附率；30％N-GAC-qt：改性活性炭吸附率吸附容量；GAC-qt：未改性活性炭吸附率吸附容量。
5.2溶液pH值对U(Ⅵ)吸附的影响
从图5中可以看出，pH值会影响U(Ⅵ)的吸附。当pH值为2～6时，改性活性炭对U(Ⅵ)的吸附率和吸附容量随着pH值的增大而逐渐增大，当pH＝6时，达到最大值。随着pH值的继续增大(7～9)，U(Ⅵ)的吸附率和吸附量逐渐减少，其主要原因是溶液的pH值会对改性活性炭表面的活性位点以及溶液中铀酰离子的存在状态产生一定的影响。当溶液pH值较小时，高浓度的氢离子会与铀酰离子竞争吸附位点，氢离子将占据活性炭表面大部分的活性位点，电荷之间将产生静电斥力作用，受静电斥力的影响，铀酰离子很难接近活性位点，从而影响活性位点的结合，因此，降低了铀离子的去除率。当溶液pH值较大时，铀会形式UO2(OH)+、(UO2)3(OH)5 +、(UO2)4(OH)7 +等形式的多核铀酰羟基配合物以及铀酰羟基配合物，这些络合物的存在会使U(Ⅵ)的吸附受到抑制。
实验结果显示，未改性活性炭的吸附率仅为77％左右。同时，在该条件下改性活性炭吸附容量明显大于未改性活性炭(P<0.05)，其主要原因是经硝酸氧化后的活性炭，增加了其表面的酸性基团以及吸附活性位点，从而提高了其化学吸附能力；另一方面，活性炭经过改性后，能通过增加表面乱层程度从而加强活性炭表面的范德华力，从而提高其物理吸附能力。
图5中，注：30％N-GAC-R：改性活性炭吸附率；GAC-R：未改性活性炭吸附率；30％N-GAC-qt：改性活性炭吸附率吸附容量；GAC-qt：未改性活性炭吸附率吸附容量。
5.3温度对U(Ⅵ)吸附的影响
当反应温度从20℃升高至25℃时，改性活性炭和未改性活性炭对溶液中U(Ⅵ)的吸附率和吸附量增加幅度均不大，改性活性炭中吸附率仅增加了0.60％。随着温度的继续升高，改性活性炭和未改性活性炭对U(Ⅵ)的吸附率和吸附容量均下降，因此，可以推测改性活性炭吸附U(Ⅵ)的反应是放热反应。
图6中，注：30％N-GAC-R：改性活性炭吸附率；GAC-R：未改性活性炭吸附率；30％N-GAC-qt：改性活性炭吸附率吸附容量；GAC-qt：未改性活性炭吸附率吸附容量。
5.4反应时间对改性活性炭吸附U(Ⅵ)的影响
在反应初始阶段(0.5～6h)，改性活性炭和未改性活性炭对U(Ⅵ)吸附速率均较快，为快速吸附阶段，改性活性炭吸附率从30.53％快速增至85.84％，吸附量从0.07mg/g快速增加到0.20mg/g，而此时未改性活性炭中吸附率从24.51％仅增至68.11％，吸附量从0.06mg/g增加到0.16mg/g，其结果小于改性活性炭。反应9h时，U(Ⅵ)的吸附率和吸附量均达到最大值，之后其吸附率和吸附量的变化趋于稳定，逐渐达到吸附平衡。吸附平衡时，改性活性炭吸附率为93.62％，吸附容量为0.22mg/g，而此时未改性活性炭吸附率仅为77.69％，吸附容量仅为0.18mg/g，由此说明活性炭经过改性后，能显著提高U(Ⅵ)的吸附率，同时影响吸附容量。吸附反应初期，溶液中U(Ⅵ)浓度相对较大，因此，改性活性炭对U(Ⅵ)吸附速率较快。随着反应时间的推移，改性活性炭表面会吸附溶液中的大量杂质，阻碍反应的进行，反应速率逐渐变慢。
图7中，注：30％N-GAC-R：改性活性炭吸附率；GAC-R：未改性活性炭吸附率；30％N-GAC-qt：改性活性炭吸附率吸附容量；GAC-qt：未改性活性炭吸附率吸附容量。
5.5改性活性炭吸附U(Ⅵ)的动力学分析
由表3和图8、图9可知，改性活性炭吸附准一级动力学模型方程为：y＝-0.146x-0.779，相关系数为0.9697；准二级动力学模型方程为：y＝4.090x+5.796，相关系数为0.9986，准二级动力学模型对吸附铀过程的拟合系数高于准一级动力学模型。因此，在拟合改性活性炭吸附铀的过程中准二级动力学模型更具有优越性，说明改性活性炭对铀的吸附过程主要是化学吸附机理过程。
表3与准动力学方程拟合结果
注：K1：为准一级吸附速率常数。K2：为准二级吸附速率常数。
5.6改性活性炭吸附后废液成分分析
经过改性活性炭吸附后，废液颜色有较大变化。吸附前降解废液呈墨绿色，较为澄清透明(图10左)。经过改性活性炭吸附后，其溶液颜色明显变浅，而未改性活性炭中溶液颜色与吸附前溶液颜色只有略微差异(图10右)，从图片中可以看出改性活性炭对溶液物理状态的改变更加明显。
同时我们对改性活性炭吸附平衡时，其降解废液中各成分的变化进行了分析。吸附前降解废液中U(Ⅵ)的含量为11.10mg/L，经过改性活性炭吸附后，其含量减少为0.71mg/L，而经过未活性炭吸附后，溶液中铀剩余含量为2.47mg/L，比改性活性炭高出2.5倍，说明使用相同量的吸附剂改性活性炭的对U(Ⅵ)的吸附效率更高(表5)。同时，废液中总糖和各色素的含量经改性活性炭吸附后也发生显著变化(P<0.05)。其中还原糖含量由289.7mg/L减少为197.2mg/L，吸附率达31.95％，而未改性活性炭对还原糖的吸附率仅为19.94％。总叶绿素含量由起初的824.3mg/L减少为499.6mg/L，其中叶绿素b含量变化最大，由初始的602.6mg/L减少为364.2mg/L，吸附率达39.56％，而未活性炭对还原糖以及各色素的吸附效果均明显小于改性活性炭(P<0.05)。
表5改性活性炭吸附后废液成分
注：同一列中不同小写字母表示废液中同一成分的不同处理组之间差异显著(P<0.05)。
6.基于上述测试实例，能够看出：
(1)采用白腐菌对黑麦草残渣进行腐蚀处理，在接种量10％条件下反应50d，对纤维素，半纤维素和木质素都具有腐蚀作用，其中木质素的降解效果最好，其次是半纤维素，最后是纤维素；
(2)改性活性炭的加量为28.8g/L时，单位改性活性炭吸附U(Ⅵ)的量最高，吸附容量明显高于未改性活性炭；
(3)改性活性炭较未改性活性炭吸附U(Ⅵ)周期缩短，当溶液pH＝6时，改性活性炭铀吸附率最高；
(4)通过正交试验的结果可以分析出通过对氧化亚铁硫杆菌腐蚀过程的优化，采用固液比1:15，单质硫浓度2g/L时更有利于减少该预处理工艺的能源消耗和成本。
本发明并不局限于前述的具体实施方式。本发明扩展到任何在本说明书中披露的新特征或任何新的组合，以及披露的任一新的方法或过程的步骤或任何新的组合。

Claims (10)

1.一种白腐菌与改性活性炭联用处理铀富集生物质的方法，其特征在于，包括如下步骤：
（1）以氧化亚铁硫杆菌腐蚀处理铀富集生物质所得残渣为原料，按固液比1:5~15加入已灭菌的合成培养液，构成液体培养基；再向液体培养基中接入菌种Phanerodontia chrysosporium，接种量为5%（V/W）~20%（V/W），于20~28℃下培养8~80天，得到U(VI)废液；
（2）向步骤1所得U(VI)废液中加入活性炭，并调节pH值至2~8，再在20~35℃下反应0.5~30h，即可。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述步骤1中，铀富集生物质为黑麦草。
3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述步骤1中，合成培养液为LM2合成培养液。
4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述LM2合成培养液的制备方法如下：分别取酒石酸 1.0 mL，微量元素液15.0 mL，大量元素液15.0 mL，再加水定容至 50.0 mL，即得；
其中，酒石酸铵浓度为：22.0 g/L；
大量元素液成分为：20 g/L KH2PO4、13.8 g/L MgSO4.7H2O、1.0 g/L CaCl2和0.6 g /LNaCl；
微量元素液成分为：0.35 g/L MnSO4.H2O、60 mg/L FeSO4.7H2O、110 mg/L CoCl2.6H2O、60 mg/L ZnSO4.7H2O、95 mg/L CuSO4.5H2O、6 mg/L AlK(SO4)2.12H2O、6 mg/L H3BO3、6 mg/LNa2MoO4.2H2O和100 mg/L VB1。
5.根据权利要求1~4任一项所述的方法，其特征在于，所述步骤1中，固液比为1:9~11，接种量为10%，培养50d。
6.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述步骤2中，以U(VI)废液的体积计，活性炭的添加量为20~35g/L。
7.根据权利要求1~6任一项所述的方法，其特征在于，所述活性炭为改性活性炭，改性活性炭的制备过程如下：
（d）将活性炭进行除杂处理后，烘干；
（e）向步骤d烘干后的活性炭中加入硝酸溶液，进行升温回流；待回流完成后，冷却至室温，并洗涤至中性后，烘干，即得改性活性炭。
8.根据权利要求7所述的方法，其特征在于，所述步骤d中，先将活性炭用2%的硝酸清洗1~5次，去除其表面附着的杂质，再用去离子水反复清洗，至上清液澄清透明且pH值呈中性；再将洗净后的活性炭在110℃下烘干，并置于棕色瓶中干燥保存。
9.根据权利要求7或8所述的方法，其特征在于，所述步骤e中，向步骤d烘干后的活性炭中加入硝酸溶液加入体积浓度30%的HNO3溶液，再在75℃下水浴回流2h；待回流完成后，冷却至室温，并洗涤至中性后，在110℃下烘干，即得改性活性炭。
10.根据权利要求1~9任一项所述方法在铀富集生物质预处理中的应用。
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