不同胁迫条件下放射性核素铀对希瓦氏菌吸附的影响

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微生物吸附铀的研究机理与展望

微生物吸附铀的研究机理与展望摘要：水冶生产过程中产生一定的废物,其中的放射性核素能对地表水和地下水构成长期潜在危害。

微生物对铀的吸附作用可用于降低水中铀的浓度达到环境保护的目的。

本文探讨了微生物对铀的被动吸附机理,论述了其表面配合、氧化还原，无机微沉淀及离子交换等过程,并进行了展望。

前言铀矿冶生产过程中产生一定的废物，其中的放射性核素不可避免地进入环境水体。

这些核素进入环境后将对生态环境和人类健康构成潜在的危害。

因此,如何清除水体中的低浓度铀已成为众多学者所关注的重要问题[1]。

现就微生物吸附铀的机理进行讨论。

关键词：微生物吸附，铀，生物吸附剂，研究展望正文一铀在水体中的存在形式与去除方法由于排放源的不同,水体中铀的浓度也不尽相同,但铀存在形态基本类似,主要是以U(Ⅵ)和U(Ⅳ)2种价态与其它金属化合物或氧化物共存。

其中U(Ⅳ)容易与无机碳形成稳定的配合物,最终形成沉淀,而U(Ⅵ)则通常以UO22+铀酰离子形式存在,可溶性较好,不容易去除,水体除铀也主要指U(Ⅵ)及其化合物的去除。

核素铀污染处置的方法主要包括物理方法、化学方法和生物方法,如沸石吸附、离子交换、溶剂萃取等。

但物理化学方法成本较高,易造成二次污染,且难以用于治理环境中的面污染。

生物吸附(Biosorption)是指通过一系列生物化学作用使重金属离子被微生物细胞吸附的过程。

这一概念于1949年首先由Ruchhoft[2]等人提出他用活性污泥法从废水中回收了239Pu,描述了在清除污染的过程中增长的微生物有巨大表面积的“胶状基质能吸收放射性物质”。

大量研究表明,一些微生物,如细菌、真菌和藻类等对包括铀在内的金属离子都有很强的吸附能力[3]。

生物吸附法材料来源广泛,成本低;吸附速度快、吸附量大、处理效率高、pH值和温度范围宽;用一般的化学方法就可以解吸生物材料上吸附的金属离子,且解吸后的生物材料可再利用。

细菌Lelliottia sp.X-110对铀的吸附及减量化研究

将Ｘ１１０接种于已灭菌的２０ｍＬ牛肉膏蛋白
胨培养基中，３７ ℃ 恒温振荡培养１２ｈ后；转接于
已灭菌的５００ｍＬ牛肉膏蛋白胨培养基中，再置于
３７ ℃恒温振荡培养２４ｈ。将培养的菌体于５０００
ｒｐｍ离心１０ｍｉｎ进行收集，用灭菌去离子水洗涤２
次，置于２０ ℃冰箱中预冻１２ｈ，然后置于冷冻干
为此，本文从我国西南某铀污染土壤分离出的一株优势微生物Ｌｅｌｌｉｏｔｔｉａｓｐ．，将Ｘ１１０其冻干作为一种生物吸附剂，考察其在不同条件下对溶液中铀的生物吸附行为，并进一步利用ＳＥＭ和ＦＴＩＲ等手段研究其相关的生物吸附机理；在此基础上，通过灰化处理评价Ｘ１１０的减量化效果。
因分布广泛、获取方便、较大的比表面积和丰富的地区土壤，保存于本实验室。
表面官能团等特点被认为是一种理想的吸附材料，尤其适用于中低放射性废水的处理。目前［７８］关于微生物处理含铀废水的研究已具有较多报道，如陈婷等［９］研究了奇球菌对铀的吸附，发现其最大吸附量可达 · ；等研究１２６２７ｍｇｇ－１Ｏｍａｒ［１０］显示每克酵母干生物质可吸附高达５７１ｍｇ的铀。也有研究表明无生命的微生物比活细胞在吸附中更有潜力［１１１３］。此外，微生物主要由含碳、氮、氧、磷等元素的有机物组成，在高温下易被降解，具有较大的减量化潜力，有利于后续的固定化处理和回收。然而，现有研究报道多侧重在微生物对放射性元素的吸附性能和机理方面，关于微生物吸附放射性元素后的减量化处理研究较少。
燥机中进行冷冻干燥处理得到冻干粉，保存于干
燥器中备用。
１３铀储备液
铀储备液配制：取８５０ ℃ 焙烧过的八氧化三

铀尾矿中放射性核素的迁移研究

铀尾矿中放射性核素的迁移研究曾文淇【摘要】铀,一种天然存在的重金属,在环境中以各种化学形式存在.自从1789年被发现以来,它一直引起人们的兴趣,因为它可应用于生产核能.随着人口飞增和经济的不断发展,目前世界上已有多个国家和地区建有核电站.铀尾矿的露天堆放会使其中的放射性元素(U、Th等)与毒害金属元素会被淋洗出来.放射性核素的迁移是指放射性物质或放射性废物中的放射性核素从其本身及包装体向外的移动.本文旨在论述铀尾矿中放射性核素迁移的机理以及总结几种常见的研究方法,对国内外一些研究进展进行一个较全面的介绍总结.【期刊名称】《江西化工》【年(卷),期】2017(000)005【总页数】4页(P42-45)【关键词】铀尾矿;放射性核素;核素迁移【作者】曾文淇【作者单位】东华理工大学水资源与环境工程学院,江西南昌330013【正文语种】中文随着人口的快速增长和经济的飞速发展，人类对能源的需要也随之大量增加。

化石燃料不可再生而且带来了大量污染，急需要开发更多的新型清洁能源。

目前世界上已有多个国家和地区建有核电站[1-2]。

放射性核素的迁移是指放射性物质或放射性废物中的放射性核素从其本身及包装体向外的移动。

放射性核素迁移的研究是环境保护最关切的中心课题，它的主要任务是研究各种放射性核素在工程材料、地质层等屏障材料中的吸附、滞留、扩散，以及在地下水中的输运行为，为处理放射性事故和处置放射性废物的永久性场所的选址、设计和建造，提供重要依据和评估。

我国现有的铀尾矿放射性元素综合研究中，主要集中于放射性环境水平、辐射剂量的调查和评价及治理对策的研究，而对铀尾矿库以及放射性元素在环境中的迁移、扩散、溶剂热/吸附规律研究较少。

此外相对于一些西方发达国家，我国对铀尾矿的研究相对落后[3-5]。

2.1 关键核素和污染物核素迁移研究中，需要考虑放射性核素的毒性、半衰期、含量大小、对固化体性能影响、物理化学性质及其化化反应等因素。

北京大学辐射防护科研组环境放射性核素研究进展

北京大学辐射防护科研组环境放射性核素研究进展北京大学辐射防护科研组环境放射性核素研究进展随着人类社会的进步和发展，能源的需求也不断增长。

然而，能源的开采和使用带来了一系列的环境问题，其中之一就是放射性核素的释放与排放。

放射性核素对人类和生态环境的影响日益引起人们的关注。

为了更好地认识和防范放射性核素的潜在危害，北京大学辐射防护科研组开展了环境放射性核素的研究。

首先，研究组通过对环境中放射性核素的长期监测，了解了北京市及周边地区放射性核素的污染状况。

据研究发现，大气中的放射性核素主要来自于核设施的运营和核武器试验等人类活动，地面和地下水体则主要受到了核燃料循环过程中的污染。

同时，也发现了一些特殊环境中的异常放射性核素含量，如垃圾填埋场和工业废水处理厂附近的土壤等。

这些研究结果为制定有效的防控策略和措施提供了重要依据。

其次，研究组还通过对放射性核素的迁移和转化过程的模拟与研究，解析了不同核素在环境中的行为和影响。

研究组采用数值模拟方法，模拟了大气、水体和土壤中放射性核素的迁移和转化过程。

通过模拟推测，研究组发现，在气候条件变化、土壤类型和水文地质条件等因素的综合作用下，放射性核素的浓度和分布情况将发生显著变化，进而影响生态系统的稳定性。

该研究结果为环境放射性核素的评估和风险管理提供了科学依据。

另外，研究组还开展了对环境中放射性核素来源和迁移途径的溯源研究。

通过对含有放射性核素的样品进行同位素比例测定和核素特征分析，研究组可以准确地判定出放射性核素的来源和迁移途径。

尤其是对于一些特殊环境污染的溯源，研究组的研究成果为环境监测和治理工作提供了有力支持。

最后，研究组还进行了环境放射性核素的环境影响评价研究。

通过对放射性核素的环境传输特征、在生态系统中的迁移转化及其对生物的毒害效应等方面的综合研究，研究组评估了放射性核素对环境和人体的潜在风险。

研究结果显示，存在一些区域和特定环境中放射性核素的浓度超过了安全标准，可能对生态环境和公众健康产生潜在威胁。

放射性废水处理中吸附铀的优势藻种筛选

放射性废水处理中吸附铀的优势藻种筛选铀是一种具有放射性和高毒性的重金属元素，对生态环境和人体健康存在极大威胁. 在核工业生产(如核电站)的各个环节及核事故中，均会产生一定量的含铀放射性废水[1]. 因此，需要对含铀放射性废水进行妥善处理与处置.传统的放射性废水处理技术大多采用物理法或物理化学法. 用于处理低、中放射性废水的技术主要包括化学沉淀、蒸发、离子交换和膜分离(低放废水)等[2]. 虽然传统的放射性废水处理技术在大部分情况下对放射性核素的去除效率较高，并且技术发展较为成熟，但仍存在处理低浓度废水时效率较低[3]、药剂消耗大(化学沉淀)、能耗高(蒸发)、易腐蚀与结垢(蒸发)、易产生二次污染[4]等局限性.除上述传统技术外，吸附技术因操作简单和处理效率高等优点，在放射性废水处理领域研究较多[5]，尤其生物吸附技术更是引起了广泛关注[6, 7, 8]. 许多微生物如细菌、放线菌、真菌和微藻等，均可作为生物吸附剂[9, 10, 11, 12, 13, 14]. 其中，利用微藻作为吸附剂具有独特的技术优势：易于培养，可利用太阳光将CO2直接转化为生物质，甚至可以在经过预处理的生活污水中生长[15, 16]; 藻细胞易于分离收获; 能耗低; 无二次污染，环境生态友好; 有可能对有价值的重金属进行回收[6, 17, 18, 19, 20]. 因此，利用微藻作为生物吸附剂处理含铀放射性废水，已成为近年来放射性废水处理领域的研究热点.获得吸附铀的优势藻种是研究和应用微藻生物吸附技术的前提和基础. 从实际工程应用的角度出发，优势藻种的筛选原则应综合考虑多种因素.(1)吸附容量大单位藻细胞生物质对铀元素的吸附量尽可能大，从而减少微藻吸附剂的投加量，同时提高含铀放射性废水的处理效率.(2)培养成本低微藻培养的成本较高，限制了其在污水处理和生物能源生产等领域的工程化应用. 微藻生长对水和氮磷无机盐的大量消耗是造成其高培养成本的首要因素[21]. 若藻种能在生活污水一级、二级处理出水中生长，则可充分利用其中的水和氮磷资源，从而降低培养成本.(3)生物质产量高藻种可在生活污水二级处理出水等低氮磷水体中生长，且生物质产量高.(4)沉降性能好藻种在培养进入稳定期后，藻细胞沉降速率快，以利于分离收获.本研究以上述筛选原则为基础，选择了11株备选藻种进行吸附铀的优势藻种筛选工作，以期为后续研究提供材料基础.1 材料与方法1.1 材料1.1.1 藻种备选藻种共计11株，包括8株实验室分离藻种和3株购买藻种.在8株实验室分离藻种中，栅藻LX1(Scenedesmus sp. LX1)由长期储存的自来水中分离获得; 小球藻ZTY1(Chlorella sp. ZTY1)、小球藻ZTY2(Chlorella sp. ZTY2)、斜生栅藻ZTY(Scenedesmus obliquus ZTY)和椭圆栅藻ZTY(Scenedesmus ovalternus ZTY)由城镇生活污水一级出水中分离获得; 栅藻ZSF1(Scenedesmus sp. ZSF1)、栅藻ZSF2(Scenedesmus sp. ZSF2)和羊角月牙藻ZSF(Selenastrum sp. ZSF)由以再生水为补充水源的景观水体(北京高碑店湖)中分离获得. 由上述8株藻种的分离环境可以看出，本研究旨在获得1株既对铀有良好的吸附性能、又可在低氮磷水体(以城镇生活污水处理出水为代表)中生长的优势藻种，以降低工程化应用时的藻细胞培养成本.其余3株藻种均购自中国科学院水生生物研究所淡水藻种库.11株备选藻种的具体情况如表 1所示.表 1 11株备选藻种1.1.2 藻细胞培养基采用低氮磷水平的mBG11培养基，模拟城镇污水处理厂污染物排放一级A标准的氮磷浓度限值(TN为15 mg ·L-1，TP为1.5 mg ·L-1). 成分组成为：NaNO3 91.1 mg ·L-1、K2HPO4 ·3H2O 11 mg ·L-1，其余组分同稀释50%的BG11培养基，包括MgSO4 ·7H2O 37.5 mg ·L-1、 CaCl2 ·2H2O 18 mg ·L-1、柠檬酸3 mg ·L-1、柠檬酸亚铁铵3 mg ·L-1、EDTA(乙二胺四乙酸)0.5 mg ·L-1、 Na2CO3 10 mg ·L-1、 A5+Co溶液1.0 mL ·L-1. A5+Co 溶液的组成为：H3BO3 2.86 g ·L-1、 MnCl2 ·4H2O 1.81 g ·L-1、 ZnSO4 ·7H2O 222 mg ·L-1、CuSO4 ·5H2O 79 mg ·L-1、 Na2MoO4 ·2H2O 390 mg ·L-1、 Co(NO3)2 ·6H2O 49 mg ·L-1.1.1.3 主要仪器设备人工光照培养箱(HPG-280H)、高温灭菌锅(SANYO MLS-3750)、离心机(HITACHI CF 16RX Ⅱ)、超净工作台(AIRTECH VS-1300L-U)、恒温水浴锅(ANPEL DC-12H)、精密电子分析天平(岛津AUY220)、冷冻干燥机(FDU-1100)、 pH计(Sartorius PB-10)、双功能水浴恒温振荡器(SHA-B)、紫外可见分光光度计(UV-2401PC).1.2 方法1.2.1 藻细胞培养向500 mL锥形瓶中加入200 mL mBG11培养基，高温高压灭菌(121℃，30 min,除特别指出，所有水样在微藻培养前均经过高温高压灭菌处理)，取5 mL藻种液接种至上述培养基中，放入光照培养箱中培养.培养条件：光照强度56 μmol ·(m2 ·s)-1，光暗比14 h ∶10 h，温度25℃.1.2.2 藻种分离藻种分离的方法为平板划线法.向50 mL mBG11液体培养基中接种藻种，培养3-4 d后，将藻种液分别稀释1、 2、 5、10和20倍，然后划线涂在mBG11固体培养基(琼脂含量2.5%)平板上，再置于光照培养箱中培养，培养条件同1.2.1节.待固体平板上长出单个藻落后，挑取单个藻落再次进行划线分离和培养. 反复3次后得到纯藻种.1.2.3 藻细胞干重测定将孔径为0.45 μm的滤膜浸泡在高纯水中并煮沸，重复3次以除去滤膜中的杂质. 将煮后的滤膜在105℃烘箱中烘干24 h，在干燥器中晾至室温后用千分之一天平称取其重量. 取适量藻液用上述滤膜过滤，将截留藻细胞的滤膜在105℃烘箱中烘干24 h，在干燥器中晾至室温后用千分之一天平称取其重量. 前后两次测得的滤膜质量差即为藻细胞干重.1.2.4 藻细胞沉降性测定待藻细胞生长进入稳定期后，测量藻细胞干重. 在室温下取200 mL摇匀藻液，置于Imhoff沉降管中静置沉降60 min，将上清液(180 mL)倒出，利用滤膜法测量底部20 mL浓藻液的藻细胞干重，再根据式(1)计算沉降率S.式中，S：表征藻液中可沉降部分占总生物质的比例，%; Xm：原藻液的藻干重，g ·L-1; m：Imhoff沉降管底部20 mL浓缩藻液的藻干重，g ·L-1.沉降率S的值越大，表明藻细胞的沉降性越好.1.2.5 溶液中 U(Ⅵ)含量的测定溶液中 U(Ⅵ)含量的测定采用5-Br-PADAP分光光度法，具体测定步骤如下.(1)配制试剂①混合掩蔽剂溶液：称取12 g环己二胺四乙酸(CyDTA)，溶于150 g ·L-1的氢氧化钠溶液，加入3 g氟化钠、 32 g磺基水杨酸和400 mL水. 待全部溶解后，调节溶液 pH 至8，然后加水稀释至500 mL. ②酚酞指示剂：0.1 g ·L-1乙醇溶液. ③三乙醇胺缓冲溶液：取100 mL三乙醇胺溶于300 mL水中，调节溶液pH至8，再加水稀释至500 mL，混匀.④丙酮：纯丙酮试剂. ⑤显色剂Br-PADAP乙醇溶液：称取0.25 g Br-PADAP溶于500 mL 无水乙醇溶液.(2)绘制标准曲线取6个50 mL容量瓶，分别加入含有0、 10、 20、 30、 40、 50 μg铀的标准溶液[硝酸双氧铀，UO2(NO3)2 ·6H2O]; 加入5 mL混合掩蔽剂溶液和1滴酚酞指示剂; 先用400 g ·L-1的氢氧化钠溶液调至粉红色，再用1 mol ·L-1的盐酸调至无色; 加入3 mL三乙醇胺缓冲溶液、 10 mL丙酮和3 mL显色剂Br-PADAP乙醇溶液; 用水稀释至刻度，摇匀. 放置30-60 min后，以空白溶液为参比，测定铀标准溶液在580 nm下的吸光度值D580，并建立D580与铀质量(μg)关系的标准曲线，如图 1所示.图 1 铀标准溶液在580 nm下的吸光度D580和U(Ⅵ)质量的关系曲线1.2.6 藻细胞对铀的吸附容量测定[22]待藻细胞在mBG11培养基中生长进入稳定期后，对藻细胞进行离心收获、冷冻干燥、研磨，制成藻干粉.用移液管量取50 mL已知质量浓度的铀溶液至100 mL带塞锥形瓶中，用 0.1 mol ·L-1的盐酸和NaOH溶液调节pH值至4，加入一定量的藻粉，置于30℃水浴恒温振荡器中振荡60 min. 吸附过程结束后，取一定量混合液离心(10 000 r ·min-1，10 min，4℃)，取上清液用5-Br-PADAP分光光度法测定其吸光度D580，并根据吸光度D580和U(Ⅵ)质量的关系曲线计算上清液中的铀离子含量. 藻细胞对铀离子的吸附容量qt (mg ·g-1)可通过式(2)计算：式中，qt：藻细胞对铀离子的吸附容量，mg ·g-1; c0：铀溶液的初始浓度，mg ·L-1; ct：上清液中的铀浓度，mg ·L-1; V：铀溶液的体积，L; m：加入藻粉的质量，g.1.2.7 试验数据处理每组试验均做3个平行样，并对试验数据进行误差分析.2 结果与分析2.1 不同藻种对铀的吸附容量比较藻细胞对铀的吸附容量是筛选优势藻种需要考虑的首要因素. 分别取11株备选藻种的25 mg藻干粉加入50 mL初始铀浓度为50 mg ·L-1的铀溶液中，在30℃水浴恒温下振荡60 min后，不同藻种对铀的吸附容量对比如图 2所示. 从中可见，在11株备选藻种中，栅藻LX1对铀的吸附容量最大，为40.7 mg ·g-1，其次是普通小球藻.图 2 不同藻种对铀的吸附容量对比2.2 不同藻种在mBG11培养基中的最大生物量比较11株备选藻种在mBG11培养基中生长16 d、进入稳定期后的最大生物量对比如图 3所示，可代表藻种在城镇生活污水二级处理出水中的最大生长潜力. 除月牙藻ZSF的最大生物量较低(仅0.16 g ·L-1)外，其余所有藻种的最大生物量均在0.27 g ·L-1以上，尤其是栅藻ZSF1、小球藻ZTY2、栅藻LX1等8株藻种的最大生物量达到了0.30-0.40 g ·L-1之间.图 3 不同藻种在mBG11培养基中生长16 d后的最大生物量对比在一般的微藻培养体系中，典型的藻细胞生物量水平[23]为0.30-0.40 g ·L-1. 可见，除月牙藻ZSF外，绝大部分藻种均在城镇生活污水二级处理出水中有较大的生长潜力. 其原因为，从污水处理厂或实际水体中分离得到的藻种，往往能够更好地适应实际水体环境，生长状况更好[24].2.3 不同藻种的沉降性能比较沉降率S表征了藻液静置60 min后，易于自然沉降的藻细胞生物质占总生物质的比例. 重力沉降是最简单、最常用的藻细胞收获方式之一，沉降率S越高，表明藻细胞越易于通过重力沉降收获. 11株备选藻种生长进入稳定期后的沉降率对比如图 4所示.图 4 不同藻种生长进入稳定期后的沉降率对比可见，雨生红球藻和所有栅藻的沉降率普遍较高，均在40.0%以上; 其中，栅藻ZSF1、雨生红球藻和栅藻LX1的沉降率较高，分别为48.7%、 47.9%和45.3%. 小球藻的沉降率相对较低，均在30.0%左右. 羊角月牙藻的沉降率最低，仅为24.6%.3 讨论3.1 藻细胞对铀的吸附容量Kalin等[25]总结了不同藻种对U(Ⅵ)的吸附能力，如表 2所示. 其中，Pseudomonas 对铀的吸附容量最大，为96 000 mg ·g-1; 吸附容量在100-600 mg ·g-1之间的藻种有13株，占总数的56.5%; 吸附容量在100 mg ·g-1以下的藻种有9株，占总数的39.1%. 栅藻LX1对铀的吸附容量在表 2中属于后40%，与表中栅藻的吸附容量(75 mg ·g-1)同属一个数量级.表 2 藻种对U(Ⅵ)的吸附容量对比 [25]虽然栅藻LX1对铀的吸附容量与已有报道的藻种相比并不具有优势，但如前文的筛选原则所述，面向实际应用，不能仅关注吸附容量，还应综合考虑藻细胞培养成本、藻细胞易培养性、藻细胞沉降性能等多种因素.3.2 吸附铀的优势藻种确定藻种对铀的吸附容量及其在低氮磷水体(城镇生活污水处理厂二级处理出水)中的生长潜力，是藻种筛选的两项主要指标. 以不同藻种在mBG11培养基中的最大生物量为横坐标、对铀的吸附容量为纵坐标，绘制优势藻种筛选图，如图 5所示.图 5 吸附铀的优势藻种筛选对比越靠近上方的点，表明藻种对铀的吸附容量越高; 越靠近右方的点，表明藻种在低氮磷水体中的生长潜力越大. 根据筛选原则，应选择右上方的点作为优势藻种.通过图 5可以看出，栅藻LX1处于图中的右上方位置：其对铀的吸附容量最高，并且在低氮磷水体中的生长潜力也较大. 同时，栅藻LX1在生长进入稳定期后的沉降性能也较好. 因此，在本研究范围内，可确定栅藻LX1为放射性废水处理中吸附铀的优势藻种.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。

放射性废液中钚的耐辐射真菌吸附分离研究

放射性废液中钚的耐辐射真菌吸附分离研究徐辉;李磊;袁超;王邦达;王毅;王耀芹;王卫宪;韩小元;梁威;翟秀芳;李伟平;王玮;孙应龙【期刊名称】《原子能科学技术》【年(卷),期】2017(051)005【摘要】快速、高效、经济地清除放射性污染是核应急处置、污染场址修复的重点研究内容.从放射性污染土壤中提取、遴选出3种耐辐射真菌F3、F7和F16,研究了其对钚的吸附分离性能.3种真菌在弱酸性(pH=0.0~4.2)溶液中对钚均有较强的吸附,吸附率随溶液pH值的增大而升高.25 ℃下,10 mL pH值1.0溶液中10 ng/mL的钚几乎可被3种真菌完全吸附(吸附率>95%),实测F3、F7和F16对钚的平衡吸附容量分别为(11 747±539)、(17 890±757)、(11 946±477) ng/g(干菌),平衡时间约为30 min.吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型,主要受体扩散、粒内扩散等过程控制.以0.5 mol/L的NaHCO3为解吸剂,可定量回收吸附于微生物上的钚;用3种真菌吸附回收放化实验室高盐度放射性废液中的钚,全程回收率大于99%.【总页数】8页(P775-782)【作者】徐辉;李磊;袁超;王邦达;王毅;王耀芹;王卫宪;韩小元;梁威;翟秀芳;李伟平;王玮;孙应龙【作者单位】清华大学环境学院,北京 100084;西北核技术研究所,陕西西安710024;清华大学环境学院,北京 100084;清华大学环境学院,北京 100084;清华大学环境学院,北京 100084;清华大学环境学院,北京 100084;西北核技术研究所,陕西西安 710024;西北核技术研究所,陕西西安 710024;西北核技术研究所,陕西西安 710024;西北核技术研究所,陕西西安 710024;西北核技术研究所,陕西西安710024;西北核技术研究所,陕西西安 710024;新疆农业科学院微生物应用研究所,新疆乌鲁木齐 830091;清华大学环境学院,北京 100084【正文语种】中文【中图分类】X591【相关文献】1.内陆核电厂放射性废液中硼酸的反渗透分离实验研究 [J], 王松平;陈小莉;李俊雄;王晓伟;邱乙亩2.高放废液中钚、镅含量及总α放射性活度的测定 [J], 乔盛忠3.耐辐射奇球菌对放射性核素铀的吸附行为研究 [J], 杨杰;董发勤;代群威;刘明学;聂小琴;张东;马佳林;周娴4.耐辐射丝状真菌F161的分离鉴定及其对锶的吸附特性 [J], 张丽娟;王玮;唐琦勇;谢玉清;顾美英;王博;朱静;宋素琴;黄伟;张志东5.中药中耐辐射微生物的分离及其耐辐射特性的研究 [J], 邹朝晖;邓钢桥;赵军旗;王芊;李文革;彭玲;罗志平因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

某尾矿库区水环境中放射性核素铀的变化特征及影响因素

某尾矿库区水环境中放射性核素铀的变化特征及影响因素
廉欢，高柏，郭亚丹，张春艳，丁小燕
（１．东华理工大学水资源与环境工程学院，南昌３３００１３；２．核资源与环境国家重点实验室培训基地，南昌３３００１３）
有色金属（冶炼部分）（ｈｔｔｐ：／／ｙｓｙ１．ｂｇｒｉｍｍ．ｃｎ）
ｄｏｉ：１０．３９６９／Ｊ．ｉｓｓｎ．１００７－７５４５．２０１７．０５．０１６
２０１７年第５期
（１．ＳｃｈｏｏｌｏｆＷａｔｅｒＲｅｓｏｕｒｃｅｓａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＥａｓｔＣｈｉｎａＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｎａｎｃｈａｎｇ３３００１３，Ｃｈｉｎａ２．ＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＲｅｓｅａｒｃｈＣｅｎｔｅｒｏｆＮｕｃｌｅａｒＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＡｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ，ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｄｕｃａｔｉｏｎ，Ｎａｎｃｈａｎｇ３３００１３，Ｃｈｉｎａ）
ＮｕｃｌｉｄｅＵｒａｎｉｕｍｉｎＴａｉｌｉｎｇｓＡｒｅａａｎｄＳｕｒｒｏｕｎｄｉｎｇＲｉｖｅｒＳｙｓｔｅｍ

某铀矿石微生物浸出性能及影响因素研究

第37卷第5期2023年10月南华大学学报(自然科学版)Journal of University of South China(Science and Technology)Vol.37No.5Oct.2023收稿日期:2023-04-29基金项目:湖南省自然科学基金项目(2022JJ30491);湖南省教育厅重点项目(22A0308)作者简介:李梦婷(1996 ),女,硕士研究生,主要从事辐射防护与环境保护方面的研究㊂E-mail:1109899377@qq.com㊂∗通信作者:王永东(1980 ),男,副教授,博士,主要从事微生物浸矿及相关环境问题方面的研究㊂E-mail:10137961@DOI :10.19431/ki.1673-0062.2023.05.005某铀矿石微生物浸出性能及影响因素研究李梦婷,王永东∗,王津华,张成霞,袁㊀野(南华大学铀矿冶生物技术国防重点学科实验室,湖南衡阳421001)摘㊀要:为评估微生物浸出某铀矿石的应用前景,设计正交实验,在不同初始pH 值㊁接种量㊁浸出时间和固液比条件下,分别开展了嗜铁钩端螺旋菌㊁嗜酸氧化亚铁硫杆菌和嗜酸喜温硫杆菌浸出某铀矿石的研究㊂三株微生物对某铀矿石的最高浸出率均高于97%㊂浸出过程中,微生物浸出体系的pH 值均呈下降趋势,Eh 值均呈上升趋势㊂初始pH 值㊁接种量㊁浸出时间和固液比四个因素对三株微生物的浸出均有影响,但对不同微生物浸铀的影响存在区别㊂影响嗜铁钩端螺旋菌浸出的主要因素是接种量,而嗜酸氧化亚铁硫杆菌和嗜酸喜温硫杆菌的浸出主要受初始pH 值的影响㊂关键词:微生物浸矿;嗜铁钩端螺旋菌;嗜酸氧化亚铁硫杆菌;嗜酸喜温硫杆菌;铀浸出中图分类号:TL212文献标志码:A 文章编号:1673-0062(2023)05-0028-10Study on Microbial Leaching Performance and InfluencingFactors of Uranium OreLI Mengting ,WANG Yongdong ∗,WANG Jinhua ,ZHANG Chengxia ,YUAN Ye(Key Discipline Laboratory for National Defense for Biotechnology in Uranium Mining and Hydrometallurgy,University of South China,Hengyang,Hunan 421001,China)Abstract :To evaluate the application prospects of microbial recovery of a uranium ore,uranium recovery with Leptospirillum ferriphilum ,Acidithiobacillus ferrooxidans and Acidi-thiobacillus caldus under different initial pH,inoculum size,leaching time and solid-liquid ratio were carried out according to the orthogonal design.The results showed the highest recovery of the three strains of microorganisms were higher than 97%.During the recovery process,the pH values of the bioleaching systems all showed a decreasing trend,whereasthe Eh values all showed an increasing trend.All of the initial pH,inoculum size,leac-82第37卷第5期李梦婷等:某铀矿石微生物浸出性能及影响因素研究2023年10月hing time and solid-liquid ratio influenced uranium recovery of the three strains of microor-ganisms.However,as for each microorganism,the effects on uranium recovery were dif-ferent.The main factor affecting the recovery of Leptospirillum ferriphilum was theinoculum size,while bioleaching of Acidithiobacillus ferrooxidans and Acidithiobacilluscaldus was mainly influenced by the initial pH value.key words:microbial leaching;Leptospirillum ferriphilum;Acidithiobacillus ferrooxidans;Acidithiobacillus caldus;uranium leaching0㊀引㊀言铀是重要的战略资源,是支撑我国核威慑能力和核电发展的基础[1-2]㊂随着我国社会经济的不断发展,对能源的需求量激增,发展清洁㊁高效㊁环保的核电是大势所趋,因此,对铀资源的需求也不断增加㊂但多年的开采已导致高品位铀资源逐渐枯竭[3],对低品位铀资源进行经济有效的开发是提高我国天然铀保障的重要途径㊂由于传统的高品位铀矿浸出工艺不适用于低品位铀矿,研发低品位和复杂难浸铀矿高效开采技术迫在眉睫[4]㊂研究表明,微生物浸出技术在低品位矿石的开发中具有成本低㊁环境友好等显著优势,近年来受到广泛关注,并已在铜矿和金矿等资源开采中得到了大规模应用[5-7],也开展了低品位或复杂难浸铀矿资源的微生物浸出研究工作[8-11]㊂据报道,G.Z.Qiu等[12]采用菌群柱浸的方法浸出花岗斑岩铀矿,在97d内回收了96.82%的铀㊂X.G. Wang等[13]在我国南方某铀矿开展了4500t规模的铀尾渣生物堆浸试验,废石中的铀品位为0.02%,采用的微生物为氧化亚铁硫杆菌㊁嗜铁钩端螺旋菌㊁喜温硫杆菌和嗜酸杆菌混合菌群,在146d内回收了56%的铀㊂A.B.Umanskii等[14]采用氧化亚铁硫杆菌和氧化硫硫杆菌在3.1%黄铁矿的低品位铀矿中浸出90d可回收85%的铀,而较高的黄铁矿溶解程度(高达98%)会提高铀的浸出率㊂Y.D.Wang等[15]开展了黑曲霉代谢产物浸铀的柱浸实验,喷淋强度为10.62L/(m2㊃h),铀浸出率达到81.76%㊂A.Mishra等[16]利用尖孢枝孢霉菌㊁黄曲霉和棒状弯孢等菌株开展了铀矿石浸出实验,分别获得了71%㊁59%和50%的铀浸出率㊂Q.Li等[17]研究了硫的添加对氧化亚铁硫杆菌㊁氧化硫硫杆菌和嗜铁钩端螺旋菌混合菌群浸铀的影响,经过77d的浸出,加硫后,铀浸出率高达到86.2%,比不加硫的对照组提高了12.6%㊂为评估微生物浸出技术在我国南方某铀矿床的应用前景,本研究采用正交实验,分别研究初始pH值㊁接种量㊁浸出时间和固液比等因素对嗜铁钩端螺旋菌㊁嗜酸氧化亚铁硫杆菌和嗜酸喜温硫杆菌三种微生物浸出该矿床铀矿石的性能的影响,为该铀矿床采用微生物浸出技术开采打下基础㊂1㊀材料和方法1.1㊀菌种与培养基实验所用的嗜铁钩端螺旋菌㊁嗜酸氧化亚铁硫杆菌和嗜酸喜温硫杆菌均为本实验室保藏的菌种㊂微生物的培养采用9k培养基,其组分为(NH4)2SO43.0g/L,KCl0.1g/L,K2HPO40.5g/L, MgSO4㊃7H2O0.5g/L,Ca(NO3)20.01g/L, FeSO4㊃7H2O44.2g/L,Na2S2O310g/L㊂培养基的初始pH值根据正交实验设计进行调整㊂嗜铁钩端螺旋菌㊁嗜酸氧化亚铁硫杆菌和嗜酸喜温硫杆菌浸出温度分别为40ħ㊁30ħ和40ħ㊂1.2㊀铀矿石实验所用的铀矿石样品取自南方某铀矿床,破磨至-74μm,并运用电感耦合等离子体质谱仪(inductively coupled plasma-mass spectrometry,ICP-MS)和化学测定法对矿石的组成进行了分析,结果如表1所示,该矿石的SiO2和Al2O3质量分数较高,铀品位为0.117%,属于中低品位矿石,其中U(VI)的比例高于U(IV)的比例㊂表1㊀铀矿石样品的组成Table1㊀Composition of uranium ore samples单位:%参数U6+U4+Al2O3SiO2Fe2O3CO2-3S F-P质量分数0.0910.0268.83077.210.149 3.120.5940.7270.01392第37卷第5期南华大学学报(自然科学版)2023年10月1.3㊀微生物浸铀选择初始pH值㊁接种量㊁浸出时间㊁固液比作为因素,分别设置四个水平,设计正交实验(见表2~表4)㊂表2㊀嗜铁钩端螺旋菌正交实验因素与水平设计Table2㊀Orthogonal experimental factors andhorizontal design of Leptospirillum ferriphilum水平因素A-初始pH值B-接种量C-浸出时间/dD-固液比/%115%35 2 1.510%510 3215%715 4 2.520%1020表3㊀嗜酸氧化亚铁硫杆菌正交实验因素与水平设计Table3㊀Orthogonal experiment factors andhorizontal design of Acidithiobacillus ferrooxidans水平因素A-初始pH值B-接种量C-浸出时间/dD-固液比/%1 1.55%35 2210%510 3 2.515%715 4320%1020其中接种量设置5%㊁10%㊁15%和20%四个水平,浸出时间设置3d㊁5d㊁7d和10d四个水平,固液比分别设置5%㊁10%㊁15%和20%四个水平㊂由于嗜铁钩端螺旋菌㊁嗜酸氧化亚铁硫杆菌㊁嗜酸喜温硫杆菌生长的pH值条件存在差异,3株微生物的初始pH值梯度设置有所区别㊂三株菌浸出铀矿石的正交实验设计如表2~表4所示㊂浸出结束后,采用三氯化钛还原/钒酸氨氧化滴定法测定渣品位,并计算浸出率㊂表4㊀嗜酸喜温硫杆菌正交实验因素与水平设计Table4㊀Orthogonal experimental factors andhorizontal design of Acidithiobacillus caldus水平因素A-初始pH值B-接种量C-浸出时间/dD-固液比/% 1 1.55%35 2210%510 3 2.515%715 4320%10201.4㊀统计分析采用IBM SPSS statistics26和Excel进行数据处理和极差分析㊂2㊀结果与讨论2.1㊀嗜铁钩端螺旋菌浸铀嗜铁钩端螺旋菌浸出铀矿石的正交实验结果如表5所示㊂由表5可知,除Lf6组的浸出率为86.0%,其余各组的浸出率均高于91%,最高达97%㊂极差分析结果表明,对嗜铁钩端螺旋菌铀浸出率的影响因素优劣排序依次为:接种量>固液比>浸出时间>初始pH值㊂结合各因素的最佳水平可知,嗜铁钩端螺旋菌浸出的最佳条件为A3B4C3D2,即初始pH值为2,接种量为20%,浸出时间为7d,固液比为10%㊂表5㊀嗜铁钩端螺旋菌正交实验方案及结果Table5㊀Orthogonal experiment scheme and results of Leptospirillum ferriphilum试验号A-初始pH值B-接种量C-浸出时间D-固液比空列浸出率/% Lf11(pH=1)1(5%)1(3d)1(5%)194.10 Lf21(pH=1)2(10%)2(5d)2(10%)295.10 Lf31(pH=1)3(15%)3(7d)3(15%)396.00 Lf41(pH=1)4(20%)4(10d)4(20%)496.30 Lf52(pH=1.5)1(5%)2(5d)3(15%)497.00 Lf62(pH=1.5)2(10%)1(3d)4(20%)386.00 Lf72(pH=1.5)3(15%)4(10d)1(5%)296.60 Lf82(pH=1.5)4(20%)3(7d)2(10%)197.0003第37卷第5期李梦婷等:某铀矿石微生物浸出性能及影响因素研究2023年10月续表试验号A -初始pH 值B -接种量C -浸出时间D -固液比空列浸出率/%Lf93(pH =2)1(5%)3(7d)4(20%)296.30Lf103(pH =2)2(10%)4(10d)3(15%)191.70Lf113(pH =2)3(15%)1(3d)2(10%)497.00Lf123(pH =2)4(20%)2(5d)1(5%)397.00Lf134(pH =2.5)1(5%)4(10d)2(10%)396.30Lf144(pH =2.5)2(10%)3(7d)1(5%)497.00Lf154(pH =2.5)3(15%)2(5d)4(20%)192.20Lf164(pH =2.5)4(20%)1(3d)3(15%)296.40k 195.37595.92593.37596.17593.750k 294.15092.45095.32596.35096.100k 395.50095.45096.57595.27593.825k 495.47596.67595.22592.70096.825r1.350 4.225 3.200 3.650 3.075㊀㊀嗜铁钩端螺旋菌浸出阶段的pH 值和Eh 值随时间的变化趋势如图1和图2所示㊂由图1和图2可知,随着浸出时间的延长,嗜铁钩端螺旋菌浸出体系的pH 值总体呈下降趋势,最低可降至0.66,这说明,在初始pH 值为1~2.5的范围内,嗜铁钩端螺旋菌的生长状况良好,产酸能力较强㊂Eh 值总体呈上升趋势,最高为350mV,有利于四价铀的氧化,提高铀浸出率㊂图1㊀嗜铁钩端螺旋菌浸出铀矿石pH 值随时间的变化趋势Fig.1㊀pH change of uranium ore bioleaching by Leptospirillum ferriphilum with time13第37卷第5期南华大学学报(自然科学版)2023年10月图2㊀嗜铁钩端螺旋菌浸出铀矿石Eh 值随时间的变化趋势Fig.2㊀Eh change of uranium ore bioleaching by Leptospirillum ferriphilum with time2.2㊀嗜酸氧化亚铁硫杆菌浸铀嗜酸氧化亚铁硫杆菌浸出铀矿石的正交实验结果如表6所示㊂由表6可知,除Af4组的浸出率为75.69%,其余各组的浸出率均高于89%,Af5组的浸出率最高,达98.17%㊂极差分析结果表明,对嗜酸氧化亚铁硫杆菌铀浸出率的影响因素优劣排序依次为:初始pH 值>固液比>接种量>浸出时间㊂结合各因素的最佳水平可知,嗜酸氧化亚铁硫杆菌浸出的最佳条件为A 2B 1C 2D 3,即初始pH 值为2,接种量为5%,浸出时间为5d,固液比为15%,与Af5组的条件一致㊂表6㊀嗜酸氧化亚铁硫杆菌正交实验方案及结果Table 6㊀Orthogonal experiment scheme and results of Acidithiobacillus ferrooxidans试验号A -初始pH 值B -接种量C -浸出时间D -固液比空列浸出率/%Af11(pH =1.5)1(5%)1(3d)1(5%)192.36Af21(pH =1.5)2(10%)2(5d)2(10%)291.23Af31(pH =1.5)3(15%)3(7d)3(15%)390.13Af41(pH =1.5)4(20%)4(10d)4(20%)475.69Af52(pH =2)1(5%)2(5d)3(15%)498.17Af62(pH =2)2(10%)1(3d)4(20%)393.77Af72(pH =2)3(15%)4(10d)1(5%)295.55Af82(pH =2)4(20%)3(7d)2(10%)197.41Af93(pH =2.5)1(5%)3(7d)4(20%)293.86Af103(pH =2.5)2(10%)4(10d)3(15%)195.6423第37卷第5期李梦婷等:某铀矿石微生物浸出性能及影响因素研究2023年10月续表试验号A -初始pH 值B -接种量C -浸出时间D -固液比空列浸出率/%Af113(pH =2.5)3(15%)1(3d)2(10%)490.54Af123(pH =2.5)4(20%)2(5d)1(5%)391.6Af134(pH =3)1(5%)4(10d)2(10%)394.96Af144(pH =3)2(10%)3(7d)1(5%)489.56Af154(pH =3)3(15%)2(5d)4(20%)191.13Af164(pH =3)4(20%)1(3d)3(15%)293.19k 187.3594.8492.4792.2794.13k 296.2292.5593.0393.5393.46k 392.9191.8492.7494.2892.61k 492.2189.4790.4688.6188.49r8.875.36 2.57 5.67 5.64㊀㊀嗜酸氧化亚铁硫杆菌浸出阶段的pH 值和Eh值随时间的变化趋势如图3和图4所示㊂其变化趋势与嗜铁钩端螺旋菌类似,在初始pH 值为1.5~3的范围内,随着浸出时间的延长,浸出体系的pH 值总体呈下降趋势,最低为1.06,Eh 值总体呈上升趋势,最高为324mV㊂嗜酸氧化亚铁硫杆菌浸出时,其pH 值降低幅度小于嗜铁钩端螺旋菌浸出组,且其电位值普遍低于嗜铁钩端螺旋菌浸出组㊂这说明,嗜酸氧化亚铁硫杆菌的产酸能力和氧化能力低于嗜铁钩端螺旋菌㊂部分实验组的pH 值在浸出后期有所上升,Eh 值有所下降,可能是所设置的条件不利于嗜酸氧化亚铁硫杆菌的生长,其产酸性能受到抑制㊂图3㊀嗜酸氧化亚铁硫杆菌浸出铀矿石pH 值随时间的变化趋势Fig.3㊀pH change of uranium ore bioleaching by Acidithiobacillus ferrooxidans with time33第37卷第5期南华大学学报(自然科学版)2023年10月图4㊀嗜酸氧化亚铁硫杆菌浸出铀矿石Eh 值随时间的变化趋势Fig.4㊀Eh change of uranium ore bioleaching by Acidithiobacillus ferrooxidans with time2.3㊀嗜酸喜温硫杆菌浸铀嗜酸喜温硫杆菌浸出铀矿石的正交实验结果如表7所示㊂由表7可知,除Ac6组和Ac8组以外,其余各组的铀浸出率均高于90%,Ac4组的浸出率最高,达97.17%㊂极差分析结果表明,对嗜酸喜温硫杆菌铀浸出率的影响因素优劣排序依次为:初始pH 值>浸出时间>接种量>固液比㊂结合各因素的最佳水平可知,嗜酸喜温硫杆菌浸出的最佳条件为A 1B 1C 4D 1,即初始pH 值为1.5,接种量为5%,浸出时间为10d,固液比为5%㊂表7㊀嗜酸喜温硫杆菌正交实验方案及结果Table 7㊀Orthogonal experiment scheme and results of Acidithiobacillus caldus试验号A -初始pH 值B -接种量C -浸出时间D -固液比空列浸出率/%Ac11(pH =1.5)1(5%)1(3d)1(5%)195.00Ac21(pH =1.5)2(10%)2(5d)2(10%)295.07Ac31(pH =1.5)3(15%)3(7d)3(15%)395.89Ac41(pH =1.5)4(20%)4(10d)4(20%)497.17Ac52(pH =2)1(5%)2(5d)3(15%)491.39Ac62(pH =2)2(10%)1(3d)4(20%)383.37Ac72(pH =2)3(15%)4(10d)1(5%)294Ac82(pH =2)4(20%)3(7d)2(10%)188.18Ac93(pH =2.5)1(5%)3(7d)4(20%)295.8Ac103(pH =2.5)2(10%)4(10d)3(15%)195.6943第37卷第5期李梦婷等:某铀矿石微生物浸出性能及影响因素研究2023年10月续表试验号A -初始pH 值B -接种量C -浸出时间D -固液比空列浸出率/%Ac113(pH =2.5)3(15%)1(3d)2(10%)493.28Ac123(pH =2.5)4(20%)2(5d)1(5%)396.78Ac134(pH =3)1(5%)4(10d)2(10%)393.07Ac144(pH =3)2(10%)3(7d)1(5%)491.24Ac154(pH =3)3(15%)2(5d)4(20%)191.33Ac164(pH =3)4(20%)1(3d)3(15%)293.06k 195.7893.8191.1894.2592.55k 289.2391.3493.6492.494.48k 395.3993.6292.7894.0192.28k 492.1793.894.9891.9293.27r6.552.473.81 2.34 2.21㊀㊀嗜酸喜温硫杆菌浸出阶段的pH 值和Eh 值随时间的变化趋势如图5和图6所示㊂在初始pH 值为1.5~3的范围内,随着浸出时间的延长,浸出体系的pH 值总体呈下降趋势,最低为0.96,Eh 值总体呈上升趋势,最高为318mV㊂结果表明,嗜酸喜温硫杆菌对于体系的Eh 值的提升作用要低于嗜铁钩端螺旋菌和嗜酸氧化亚铁硫杆菌㊂部分实验组的pH 值有所上升,可能是浸出条件不利所致㊂图5㊀嗜酸喜温硫杆菌浸出铀矿石pH 值随时间的变化趋势Fig.5㊀pH change of uranium ore bioleaching by Acidithiobacillus caldus with time53第37卷第5期南华大学学报(自然科学版)2023年10月图6㊀嗜酸喜温硫杆菌浸出铀矿石Eh 值随时间的变化趋势Fig.6㊀Eh change of uranium ore bioleaching by Acidithiobacillus caldus with time㊀㊀研究表明,铀的微生物浸出是菌群共同作用的结果,包括变形菌门㊁厚壁菌门和放线菌等㊂本研究中使用的三株菌均为浸出过程中的常见菌,通过氧化Fe(Ⅱ)或还原态的硫获取生长代谢所需的能量,同时产生Fe (Ⅲ)和硫酸,进而将U(IV)氧化为U(VI),使铀以铀酰离子的形式与硫酸根络合,从而将其提取到溶液中㊂在大多数矿石中,铀以U(IV)或U(VI)的混合物的形式存在,其中,U(VI)的溶解度大,因此,浸出时需要将U(IV)氧化为U(VI)㊂在采用硫酸浸出时,为提高铀的浸出率,往往需要添加Fe(Ⅲ)等氧化剂㊂采用微生物浸出的意义在于,微生物不仅可以产生氧化剂和浸出剂,降低试剂消耗,更在于有微生物存在时,U(IV)的氧化速度更快㊂这是因为微生物本身可以通过范德华力㊁疏水力和化学键作用黏附到铀矿物表面,利用其菌体内的强氧化性呼吸酶以及在呼吸过程中产生的过氧化氢等直接氧化U(IV)㊂同时,微生物黏附到矿物表面时,优先附着于矿物的晶格缺陷㊁破裂面等结晶度低的位置,并沿着平面对晶格进行优先攻击,并可以形成亚纳米通道,含有机酸等代谢产物的液体可以经亚纳米通道流动,从而使反应前锋向前移动,使其更容易受到定植微生物的拉伸/拖动效应的影响,造成进一步的物理损伤,从而使浸出加速向矿石内部进行㊂因此,相较于硫酸浸出,采用微生物浸出可以提高浸出率和浸出速率㊂本研究同样表明,这三株菌对浸出条件的适应性存在差别,这会使其在生产中出现浸出性能下降的情况㊂比如堆浸时,受溶浸剂在渗流过程中的消耗和氧气含量逐渐降低的影响,矿堆中下部的pH 值较高,Eh 值降低,使用更适应这一环境的嗜酸氧化亚铁硫杆菌的浸出效果可能会更好㊂马晋芳等[18]的研究结果与此类似,他们在铀矿石的微生物柱浸实验中发现,不同区域的优势菌存在较大的差别㊂这提示在浸出过程中需要根据条件变化选用不同的浸矿微生物㊂3㊀结㊀论1)嗜铁钩端螺旋菌㊁嗜酸氧化亚铁硫杆菌和嗜酸喜温硫杆菌对某铀矿石的最高浸出率均高于63第37卷第5期李梦婷等:某铀矿石微生物浸出性能及影响因素研究2023年10月97%,在我国南方某铀矿床具有较好的应用前景㊂2)初始pH值㊁接种量㊁浸出时间和固液比四个因素对三株微生物的浸出均有影响,但对不同微生物浸铀的影响存在区别㊂对嗜铁钩端螺旋菌铀浸出率的影响因素优劣排序依次为:接种量>固液比>浸出时间>初始pH值㊂对嗜酸氧化亚铁硫杆菌铀浸出率的影响因素优劣排序依次为:初始pH值>固液比>接种量>浸出时间㊂对嗜酸喜温硫杆菌铀浸出率的影响因素优劣排序依次为:初始pH值>浸出时间>接种量>固液比㊂参考文献:[1]SUN J,LI G Y,LI Q,et al.Impacts of operational param-eters on the morphological structure and uranium bi-oleaching performance of bio-ore pellets in one-step bi-oleaching by Aspergillus niger[J].Hydrometallurgy,2020, 195:105378.[2]WANG X G,LIAO B Y,NIE S Y,et al.Improvement of uranium bioleaching from uranium embedded in granite using microwave pretreatment[J].Journal of radioanalyt-ical and nuclear chemistry,2021,329(2):913-922.[3]PAL S,PRADHAN D,DAS T,et al.Bioleaching of low-grade uranium ore using Acidithiobacillus ferrooxidans [J].Indian journal of 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某铀矿山铀尾矿属性与核素铀的迁移规律及工程阻滞研究

某铀矿山铀尾矿属性与核素铀的迁移规律及工程阻滞研究铀尾矿中的有害元素的迁移扩散,特别是放射性核素的迁移扩散严重污染周边环境并对人体造成危害。

本论文以我国某典型铀尾矿为研究对象,通过XRD、SEM-EDS和BCR分步提取法系统的调查了铀尾矿中U、Sr、Mn和Fe的赋存状态,并研究了其在模拟降雨条件下的迁移扩散规律,以及模拟铀尾矿中加入蒙脱石前后,放射性核素铀的迁移扩散规律,所获实验分析与计算机模拟结果为该铀尾矿中放射性核素铀污染的预防和治理提供了理论依据。

铀尾矿矿物学特征研究表明,其主要矿物为石英、钠长石、微斜长石和二水石膏等,其中U、Sr、Mn和Fe赋存总量分别为30.4μg·g-1、122.0μg·g-1、523.0μg·g-1和9700.0μg·g-1,虽然U、Mn的赋存总量低但其迁移活性最强。

在铀尾矿矿物学特征研究的基础上,针对研究区的实际情况和研究目的,选用半动态淋滤实验来研究U、Sr、Mn和Fe 在不同p H值的淋滤液、铀尾矿粒径和环境温度条件下的迁移释放规律。

结果表明,U、Sr、Mn和Fe的累计释放量均受到淋滤液的p H值、铀尾矿粒径和环境温度的影响,随着淋滤液的p H值的增加,U和Mn的累计释放量减少,Sr 的增加,而Fe的相关性不强;随着铀尾矿粒径的减小,U、Sr、Mn和Fe的累计释放量均显著增加;随着环境温度的增加,除了25℃淋滤液p H=5的条件下,U的累计释放量异常外,U、Sr、Mn和Fe在不同温度条件下的累计释放规律趋势一致。

淋滤液的p H值、铀尾矿粒径对于U、Sr、Mn和Fe的累计释放规律的影响要明显强于环境温度的影响。

在不同淋滤因素影响下,铀尾矿中U、Sr、Mn和Fe的释放规律均可描述为:其累计释放量最初随淋滤时间增加而迅速增加,然后随淋滤时间增加而缓慢增加,最终趋于稳定。

其中U在累计释放量缓慢增加阶段出现了快速释放、慢速释放的反复的过程。

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毕业论⽂⽬录摘要 (1)Abstract (2)第⼀章绪论 (3)1.1研究背景 (3)1.2国内外研究现状及研究意义 (3)1.3 研究内容 (5)第⼆章Shewanella puterfaciens CN32及测试指标标线 (5) 2.1 CN32菌准备 (5)2.1.1 收菌⽅法 (5)2.1.2测收菌后OD值 (6)2.1.3接菌 (6)2.2铁标线 (6)2.3菌体⽣长标准曲线 (7)2.4 SMP蛋⽩标准曲线 (8)第三章不同铁源及电材料对Fe(III)的还原效果的影响 (9) 3.1引⾔ (9)3.2材料与⽅法 (10)3.2.1 培养基准备 (10)3.2.2 实验材料 (11)3.2.3仪器 (12)3.3 实验设计 (12)3.3.1 数据处理 (13)3.3.2 测定周期 (13)3.4实验分析⽅法 (13)3.4.1分析指标 (13)3.4.2 Fe(II)浓度 (13)3.4.3黄素 (14)3.5 结果与讨论 (14)3.5.1 针铁矿及电材料对Fe(III)的还原效果的影响 (14)3.5.1.1 溶解态Fe(II) (14)3.5.2 NTA-Fe及电材料对Fe(III)的还原效果的影响 (19) 3.5.2.1 溶解态Fe(II) (19)3.6 本章⼩结 (24)第四章不同条件下细菌分泌蛋⽩的差异 (26)4.1引⾔ (26)4.2材料与⽅法 (26)4.2.1 培养基准备 (26)4.2.2 实验材料 (27)4.2.3仪器 (27)4.3 实验设计 (28)4.3.1 数据处理 (29)4.3.2 测定周期 (29)4.4 实验分析 (29)4.4.1分析指标 (29)4.4.2菌体⽣长情况 (29)4.4.3分泌蛋⽩浓度 (30)4.5结果与讨论 (30)4.5.1 菌体⽣长 (30)4.5.2 细菌分泌蛋⽩ (32)第五章结论与展望 (34)5.1结论 (34)5.2展望 (34)第六章致谢 (35)不同铁源及导电材料的添加对Shewanllaputerfaciens CN32铁还原过程的影响摘要：异化铁还原菌还原Fe(III)是铁循环及能量流动的重要环节，在微⽣物的氧化还原反应中，铁氧化物充当电⼦载体，能够有效的加快微⽣物对有机物的降解。

奥奈达希瓦氏菌mr-1地fe（ⅲ）还原特性和其影响因素研究

分解影响着土壤的Eh和pH，从而影响铁的还原。

根据Schwertmann[35]和Cornell[36]的研究发现，有机质妨碍Fe(OH)3老化，使之不易转化为针铁矿，也使针铁矿和磁赤铁矿不易转化为赤铁矿，分析其原因可能是无定形氧化铁强烈吸附有机质而阻碍了氧化铁晶核的成长，或者是因为铁与富里酸形成络合物，影响结晶速率和结晶产物的性质。

其它电子受体：当土壤中存在比铁更易于被还原的其它电子受体时，如O2、NO3-、Cr(VI)等，铁的还原则受抑制[29]。

由于铝和铁的同晶置换，同样也影响氧化铁的结晶速率和结晶产物的性质。

Fe(II)的浓度：影响氧化铁老化的速率和方向。

比如：亚铁离子的存在，使Fe(OH)3体系老化时只能形成针铁矿，没有亚铁离子时同时可以形成赤铁矿。

铁还原菌：土壤中的铁还原菌具有在铁不能自发还原的情况下能还原铁的能力。

铁还原细菌多种多样，在土壤中广泛分布，其中以芽胞杆菌属最丰富最活跃，此外，还有大肠杆菌、假单胞杆菌属、无色细菌属、变形杆菌属、葡萄杆菌属等[30]。

铁的还原在很大程度上受土壤微生物的影响。

1.3氧化铁还原对水稻土的环境意义1.3.1 氧化铁还原对水稻土氧化还原电位的影响氧化铁还原体系对水稻土Eh有着极其重要的作用。

因为它在电极表面是相对可逆的，而且在很多情况下浓度很大，这时它就成为决定电极电位的体系，但不是决定土壤本身的Eh体系，因其形态的转化还会要受氧体系和有机体系的影响，可以看作是一类“缓冲性的体系”[37]。

由于水稻土淹水时间较长，又含高量的Fe2+，有时可达到每百克土10.7毫克当量，因此，氧化铁体系还原在决定其Eh方面起着重要作用[38]。

1.3.2 氧化铁还原对水稻土酸度的影响[39,40]酸性土壤淹水后的pH值明显高于母土，这是用为水稻土形成过程中的还原作用，使游离氧化铁减少，根据反应式计算，每还原一个铁离子要消耗三个质子，对水稻土的酸度产生影响。

1.3.3 氧化铁还原对水稻土养分的影响N素：水稻土淹水后，N 素以NH4+的形态累积，并可能吸附在土壤胶体上，当Fe3+被还原Fe2+时，与NH4+发生交换，使NH4+进入土壤溶液，从而扩散到水稻土表面的氧化层或上层灌溉水中，迅速被氧化成NO3-，或因pH值较高以NH4+形式直接被挥发，当形成的NO3-向下移动至氧化层的下界面，也会因反硝化作用而造成损失[41]。

硒盐胁迫对拟南芥耐硒突变体和野生型抗氧化酶类活性的影响

硒盐胁迫对拟南芥耐硒突变体和野生型抗氧化酶类活性的影响许晖;李亚男【摘要】The effects of selenium salt stress on the activities of antioxidant enzymes in selenium -tolerant mutant 58(5) and wild type WT of Arabidopsis thaliana were researched .It was found that:under the stress of high concentration of selenium salt , the activities of GSH-Px, SOD and POD in the plants of Arabidopsis thaliana all increased , and the activities of these antioxidant en-zymes in 58(5) were obviously higher than those in WT .The above results indicated that selenium -tolerant mutant 58(5) of Ara-bidopsis thaliana had stronger tolerance to selenium .%研究了硒盐胁迫对拟南芥耐硒突变体和野生型抗氧化酶类活性的影响，发现在高浓度硒胁迫下，植物体内的谷胱甘肽过氧化物酶（GSH－Px）、超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）的活性均升高，而且拟南芥耐硒突变体58（5）中这几种酶的活性均明显高于野生型拟南芥WT中的。

说明突变体58（5）具有较强的耐硒特性。

【期刊名称】《江西农业学报》【年(卷),期】2014(000)012【总页数】3页(P63-65)【关键词】硒盐胁迫;拟南芥;耐硒突变体;抗氧化酶;活性【作者】许晖;李亚男【作者单位】湖北省荆州农业科学院，湖北荆州 434010;长江大学农学院，湖北荆州434023【正文语种】中文【中图分类】Q945.78当植物受辐射、干旱、低温、病虫害等逆境伤害时,植物体内会产生大量的自由基,这些自由基可被谷胱甘肽过氧化物酶(GSH-Px)、过氧化物酶(POD)、多酚氧化酶(PPO)、超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)等抗氧化酶系统所清除,因而,增强植物的抗氧化能力能够提高植物对环境胁迫的抗性[1]。

铀吸附研究现状

１３．５ｍｇ／ｇ。
关于铀吸附的实验研究已成为当今最具前景的研究课题之一，但是目前的研究还很少，主要集中在矿物，胶体以及微生物等方面，还需要我们不断努力。文章就前人所做的铀吸附的相关实验进行总结。
１０５ａ，７．１３ｘ１０ａ和４．５０７ｘ１０９ａ。
矿对Ｔｈ（ＩＶ）的吸附。Ｒｅｉｌｌｅｒ等人研究腐殖质加入的不同次序对磁铁矿对钍吸附的影响。２国内的铀吸附实验研究我国早在上个世纪八十年代末就对放射性元素的吸附和迁移进行了研究。放射性核素Ｕ（Ｖ１）、Ｔｈ（ＩＶ）的研究也有一定的成果。兰州大学的学者们已经系统的研究了ｕ（ｖｉ）在针铁矿、水铝矿、氧化铁等氧化物以及粘土矿物上的吸附，得出了一系列数据，对我国的核废物的处理做出了卓越的贡献。宋金如等人利用凹凸棒石粘土对铀进行吸附，改变酸碱度温度，吸附速率以及吸附容量，得到了关于铀吸附的最佳条件。闵茂中等人研究了我国甘肃地区的花岗岩中的填隙粘土对铀的吸附。郭择德等人对尾矿库中的亚粘土的Ｕ、Ｔｈ的比活度、分配系数、浸出因子等进行分析，进而得出其迁移规律。以上分析均对我国核素的利用的污染治理提供了有利的数据支撑。樊耀亭等利用水合氧化铁对痕量铀进行吸附研究，得出二氧化锰对铀ｆ Ⅵ）的平衡吸附量随吸附温度的升高而增加。这一结论与Ｆｒｅｕｎｄｌｉｃｈ吸附等温式相符。我国的学者开始研究铀的生物富集，冯易君等用ＦＴ菌装柱富集铀其富集率可达９９％。中科院成都生物研究所的谭红等发现ｕＹ一１酵母细胞能够快速吸附溶液中的铀，对铀的最大吸附量可达

枯草芽孢桿菌对低浓度含铀废水中铀的吸附试验研究

摘要微生物吸附技术处理低浓度含铀废水，既控制铀的污染，达到环保要求，又可回收铀，产生经济效益，具有重要的科学意义和现实意义。

本文利用培养的枯草芽孢杆菌，先对培养出的枯草芽孢杆菌进行生长曲线测定和耐受性分析，后用以去除低浓度含铀废水，讨论了在不同影响因素下枯草芽孢杆菌对铀的吸附效能，并探讨了其预处理和固定化后的吸附与解吸情况。

为优化吸附过程和探讨生物吸附法在工业上的应用，也进行了热、动力学和机理分析。

吸附试验结果表明，培养时间为2.5h时，细菌量最大。

初步认为，0-1h为停滞期，1-2.5h为对数期，静止期较短，很快过渡到衰亡期。

枯草芽孢杆菌对铀的耐受浓度高达500mg/L。

实验中发现pH值、铀离子的初始浓度、吸附时间、废水中共存离子等都会影响其吸附量和吸附效率，其中最优pH值为6.0，吸附率与铀离子初始浓度呈负相关，与吸附时间、温度和菌体浓度大体上呈正相关。

当铀溶液初始浓度为150mg/L时，吸附率为79.6%，吸附量达到358.18mg/g；在其他吸附条件相同时，30min和20℃条件下吸附效能最好；菌体浓度为0.5g/L 时，吸附率高达99.2%。

Al3+、Fe2+、Fe3+、Cu2+等阳离子和CO32-对吸附影响很大。

经30%乙醇处理后，枯草芽孢杆菌对铀的吸附率增加了21.0%，但固定化处理菌体效果不明显。

在解吸实验中，1mol/L的NaHCO3和1mol/L,0.01 mol/LNa2CO3解吸率高到99%，是良好的解吸剂。

结果证明，枯草芽孢杆菌对铀的生物吸附，其热力学方程更适合Freundlich 模型，证明此吸附过程并不完全是单层分子的表面吸附。

在不同初始浓度下，该吸附体系是吸热反应，反应能自发进行。

所拟合的二级动力学方程相关系数远高于一级动力学方程，R2在0.97以上，为最优动力学拟合方程。

TEM和SEM分析结果表明了铀的胞内吸附，也可能吸附在细胞表面上。

IR分析结果证明了羧基、氨基和酰胺基在铀吸附过程中起重要作用。

微生物对环境放射性物质的吸附与转化研究

微生物对环境放射性物质的吸附与转化研究放射性物质的存在对环境与人体健康构成了严重威胁。

然而，微生物在对环境放射性物质的吸附与转化过程中发挥着重要作用。

本文将探讨微生物吸附和转化放射性物质的研究进展，并展望其在环境修复与核废料处理中的应用前景。

一、微生物对放射性物质的吸附作用微生物在土壤、水体和岩石等环境介质中普遍存在，并且具有吸附放射性核素的能力。

微生物通过细胞表面的蛋白质、多糖和其他功能基团与放射性物质表面发生作用，实现放射性核素的吸附和富集。

研究发现，放射性物质与微生物细胞表面的亲和力较强，主要是因为微生物表面的负电荷与放射性物质的正电荷之间存在相互作用。

二、微生物对放射性物质的转化作用除了吸附作用，微生物还具有将放射性物质进行转化的能力。

微生物可以通过酶的作用、细胞内代谢和其他生化途径将放射性核素的化学形态改变，从而影响其迁移和毒性。

例如，某些微生物能够将放射性铀还原为难溶性的二价态，从而减少其在水体中的溶解度和生物毒性。

三、微生物在环境修复中的应用微生物对放射性物质的吸附和转化能力为环境修复提供了新的思路和方法。

利用微生物修复技术可以将放射性物质从环境介质中去除或转化为难溶性的形态，从而减少其对环境和生态系统的危害。

目前，研究人员已经利用微生物修复技术成功地处理了一些受放射性污染的土壤和水体，取得了良好的修复效果。

四、微生物在核废料处理中的应用前景除了环境修复，微生物对放射性物质的吸附和转化作用还可以在核废料处理中发挥重要作用。

核废料的处理和处置是一个严峻的问题，而微生物修复技术提供了一种可行的解决方案。

通过利用微生物对放射性物质的高效吸附和转化能力，可以将核废料中的放射性物质转化为可稳定长期保存的形态，从而降低对人类和环境的潜在风险。

综上所述，微生物对环境放射性物质的吸附与转化研究具有重要的科学意义和应用前景。

进一步的研究可以深化对微生物与放射性物质相互作用机制的认识，优化微生物修复技术，并推动其在环境修复和核废料处理中的广泛应用。

钍在伊利石上的吸附与解吸实验

钍在伊利石上的吸附与解吸实验1.1 研究背景吸附是指流体与多孔固体接触时，流体中某一组分或多个组分在固体表面处产生积蓄，吸附的结果通常是吸附质在吸附剂上聚集，而吸附剂的表面能减小[1]。

根据吸附发生的原因，可将吸附分为物理吸附、化学吸附、离子交换吸附。

物理吸附就是吸附质与吸附剂之间通过分子作用力所产生的吸附过程，因吸附质可在一定的界面范围内移动，故稳定性较差。

化学吸附是溶质与溶剂之间发生化学反应形成非常牢固的表面络合物和吸附化学键，致使吸附质在表面无法移动，较稳定。

而离子交换是溶质的带电离子在静电吸引的作用下积聚在带电点上，离子的电荷一定程度上决定着电子交换程度的大小，且离子交换吸附作用是可逆的，吸附剂的可再生能力比较强[2] 。

伊利石是一种富钾的2:1型层间缺失的二八面体硅酸盐云母类粘土矿物，属于两个硅氧四面体夹一个铝氧八面体（即T-O-T）结构，伊利石的化学结构式为K y Al4(Si8-y,Al y)O20(OH)4，通常1<y<1.5，在可能电荷不平衡的情况下，Ca和Mg可以取代K，层间的阳离子Mg2+、K+、Ca2+可以阻止水分子进入层间，因此伊利石无膨胀性，且伊利石层间有一价阳离子K+，核裂变中产生的具有长期辐射危害的放射性废弃物中的阳离子可以与伊利石发生离子交换作用而被吸附[3]。

动态法可以很好模拟野外环境中的放射性核素的存在情况，从而可以更好的用于放射性核素的处理。

1.2前人研究状况在放射性核素的吸附研究中，西方发达国家在上世纪80年代初就开展了相应的基础理论研究工作。

西方的一些作品如：《Uranium Sorption on Clay Minerals: Laboratory Experiments and Surface Complexation Modeling》一书中就对放射性核素铀在不同材料上的吸附机理进行了较为系统的研究[4]。

法国国家科研中心(CNRS)核物理研究所(IPN)放射化学研究室Eric Simoni 等集中研究了放射性核素与吸附材料的水溶液一表面化学行为,并用表面配合理论解释了吸附规律[5]。

《2024年北京大学辐射防护科研组环境放射性核素研究进展》范文

《北京大学辐射防护科研组环境放射性核素研究进展》篇一一、引言随着科技的发展和人类活动的增加，环境中的放射性核素问题日益受到关注。

北京大学辐射防护科研组致力于环境放射性核素的研究，旨在为环境保护和人类健康提供科学依据。

本文将介绍该科研组在环境放射性核素研究方面的进展，以期为相关领域的研究提供参考。

二、研究背景与意义环境中的放射性核素主要来源于核设施排放、天然放射性核素的分布以及核事故等。

这些放射性核素对环境和人类健康构成潜在威胁，因此对其进行研究和监测具有重要意义。

北京大学辐射防护科研组在环境放射性核素研究方面具有丰富的经验和实力，其研究成果对于环境保护、政策制定以及人类健康具有重要意义。

三、研究方法与技术手段1. 样品采集与处理：科研组采用先进的采样技术，对不同地区、不同环境介质中的放射性核素进行采样，并采用适当的化学方法对样品进行处理，以便进行后续的测量和分析。

2. 放射性核素测量：科研组采用高精度的放射性核素测量设备，对样品中的放射性核素进行测量，包括α、β、γ等辐射类型的测量。

3. 数据处理与分析：科研组采用先进的数据处理和分析软件，对测量数据进行处理和分析，以便更好地了解放射性核素的分布、迁移和转化规律。

四、研究成果与进展1. 环境中的放射性核素分布：科研组通过对不同地区、不同环境介质中的放射性核素进行采样和测量，发现环境中放射性核素的分布具有一定的规律性，且受到人类活动和自然因素的影响。

2. 放射性核素的迁移与转化：科研组通过实验和模拟研究，发现放射性核素在环境中的迁移和转化受到多种因素的影响，包括气象条件、地形地貌、土壤性质等。

3. 放射性核素对环境和人类健康的影响：科研组通过实验和调查，发现环境中某些放射性核素的浓度超过安全限值时，可能对环境和人类健康构成潜在威胁。

因此，需要加强对环境中放射性核素的监测和防控。

五、未来研究方向与展望1. 加强基础研究：科研组将继续加强环境放射性核素的基础研究，包括其分布、迁移、转化等方面的研究，以更好地了解其环境行为和生态效应。

三种非活性微生物对铀的吸附行为及其受γ辐照的动力学影响

三种非活性微生物对铀的吸附行为及其受γ辐照的动力学影响张伟;董发勤;杨杰;聂小琴;王岩;霍婷婷;周琳【摘要】以非活性酿酒酵母菌、耐辐射奇球菌、大肠杆菌为研究对象,利用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)、红外光谱(FTIR)等测试手段,研究溶液初始pH值、U(Ⅵ)初始浓度等因素对三种非活性微生物吸附U(Ⅵ)的影响,并探讨了不同强度γ辐照下三种非活性微生物对U(Ⅵ)的吸附动力学过程.结果显示:三种非活性微生物均能有效去除水体中的U(Ⅵ),并且是一个快速反应过程.溶液pH=5.0时吸附效果最佳.同等实验条件下,三种非活性微生物吸附U(Ⅵ)达到吸附平衡的顺序为酿酒酵母菌>耐辐射奇球菌>大肠杆菌.三种非活性微生物细胞通过细胞表面的羟基、氨基、羧基、羰基及磷酸基团的配位作用来吸附铀.γ射线辐照后,三种非活性微生物对U(Ⅵ)的吸附率明显低于未受辐照时的吸附率,原因可能是辐照因素改变了菌体表面的活性位点.实验用非活性微生物与U(Ⅵ)作用的激烈程度是细菌>真菌.【期刊名称】《核化学与放射化学》【年(卷),期】2018(040)004【总页数】9页(P258-266)【关键词】酿酒酵母菌;耐辐射奇球菌;大肠杆菌;U(Ⅵ);γ辐照;吸附【作者】张伟;董发勤;杨杰;聂小琴;王岩;霍婷婷;周琳【作者单位】中国工程物理研究院激光聚变研究中心,四川绵阳 621900;西南科技大学分析测试中心,四川绵阳 621010;固体废物处理与资源化教育部重点实验室,四川绵阳 621010;固体废物处理与资源化教育部重点实验室,四川绵阳 621010;西南科技大学国防科技学院,四川绵阳 621010;西南科技大学环境与资源学院,四川绵阳 621010;西南科技大学环境与资源学院,四川绵阳 621010;固体废物处理与资源化教育部重点实验室,四川绵阳 621010【正文语种】中文【中图分类】TL941.1铀作为核电产业和核技术应用领域的重要战略性资源使用，会在铀矿开采、核工业生产的各个环节及核事故中产生大量含铀废水[1]。

海洋环境体系中放射性核素吸附-解吸迟滞机制研究

收稿日期 :２０１８Ｇ０６Ｇ０６;修回日期 :２０１８Ｇ０７Ｇ１３作者简介 :陈超 (１９９１— ),男 ,甘肃嘉峪关人 ,实习研究员 ,从事核素迁移及数值模拟研究 ∗ 通信作者 :张艾明 ,EＧmail:１３８３４５０８６９８＠１６３．com 网络出版时间 :２０１８Ｇ１１Ｇ０１;网络出版地址 :http:∥kns．cnki．net/kcms/detail/１１．２０４４．TL．２０１８１０３０．１７０５．０３０．html
第５３卷第５期２０１９年５月
原子能科学技术 AtomicEnergyScienceandTechnology
Hale Waihona Puke Vol．５３,No．５ May２０１９
海洋环境体系中放射性核素吸附Ｇ解吸迟滞机制研究
陈超,朱君,石云峰,邓安嫦,刘团团,谢添,张艾明∗
(中国辐射防护研究院,山西太原０３０００６)
７９８
原子能科学技术第５３卷
０Ｇ２４h,withahighadsorptionrateimmediately,andthengraduallytendstobegentle．
Thereisparticleconcentrationeffectphenomenon．Becausewiththeincreaseofparticle concentration,theisothermstendtodecrease．Desorption hysteresisisdescribed by hysteresisangle(θ)andthermodynamicindex (TII)．Withtheparticleconcentrations increasingfrom ０��１g/Lto３��０g/L,thevaluesofTIIandθfirstincreaseandthen decrease．Theadsorptionexpresseslessreversiblebecauseastheadsorptionof１１０Agm to adsorptionＧsitesofdifferentcombinationsandparticlescouldintegrateaftercollision, thiswoulddecreasethespecificadsorptionsurfaceareaandsites．Withtheinitial１１０Agm concentrationincreasing,thevalueofTIIfirstdecreasesandthenincreases,andthe desorptionhysteresisof１１０Agm firstdecreasesandthenincreases．Therearetwo main reasons． Firstly,these phenomena are possibly caused by different microscopic structuresof１１０Agm onthemarinesediment．Secondly,itisduetothediffusionrestricＧ tionofnarrow porethroatinduced bytheimbedded １１０Agm molecules during high

全基因组重测序研究长期铬胁迫对希瓦氏菌MR1的影响机制

中国环境科学 2019,39(3)：1261~1267 China Environmental Science 全基因组重测序研究长期铬胁迫对希瓦氏菌MR-1的影响机制肖长烨1,2,肖勇1*,赵峰1(1.中国科学院城市环境研究所,城市污染物转化重点实验室,福建厦门 361021；2.中国科学院大学,北京 100049)摘要：在实验室纯培养条件下,设计了希瓦氏菌MR-1在恒定浓度Cr(VI)和Cr(III)环境中长期胁迫120d实验,探讨了胁迫后的菌株对Cr(VI)的还原能力和生长情况,采用电化学分析仪表征其电化学性质的变化,并且利用全基因组重测序技术分析了不同条件胁迫后不同阶段的菌株基因变异信息.结果表明,Cr(VI)长期胁迫下明显提高了菌株对Cr(VI)的耐受性和还原能力,在38h左右能完全还原初始Cr(VI)浓度55mg/L;在电位-0.2V还原峰附近,细胞色素c与核黄素的结合作用有明显差异;通过重测序结果发现, Cr(VI)长期胁迫下的菌株发生突变的基因点位明显高于Cr(III)环境.Cr(III)环境胁迫下的非同义突变基因主要集中在葡萄糖转化及合成相关功能的基因、编码呼吸链酶和合成ATP酶的相关基因、编码信号转导和跨膜转运蛋白相关基因,Cr(VI)环境胁迫120d后,主要涉及细胞膜组分基因,转运蛋白、信号转导相关基因,DNA合成、修复相关基因和氧化还原活性相关.关键词：长期胁迫；还原能力；电化学性质；全基因组重测序中图分类号：X172 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2019)03-1261-07Mechanism of long-term chromium stress on Shewanella oneidensis MR-1using whole genome resequencing technique. XIAO Chang-ye1,2, XIAO Yong1*, ZHAO Feng1 (1.Key Laboratory of Urban P ollutant Conversion, Institute of Urban Environment, Chinese Acaderny of Sciences, Xiamen 361021, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China). China Environmental Science, 2019,39(3)：1261~1267Abstract：The 120-day long-term stress of constant concentration of Cr(VI) and Cr(III) on Shewanella oneidensis MR-1 was investigated in the present study. The reduction ability of Cr(VI) and growth were explored after the 120-day cultivation. The electrochemical properties were characterized, and the genetic variation of strains at different stages was analysed using whole genome resequencing technology. The results showed that the long-term stress of Cr(VI) significantly improved the tolerance and reducing ability of Cr(VI). The initial Cr(VI) concentration of 55mg/L was completely reduced within 38h after the 120-day cultivation. There was a significant difference in the binding of cytochrome c to riboflavin near the -0.2V reduction peak between the strains cultured in media with Cr(VI) and Cr(III). The mutation gene numbers of strains under long-term Cr(VI) stress were significantly higher than that in Cr(III) environment. Non-synonymous mutated genes in strains under Cr(III) stress mainly involved in glucose transformation and synthesis, genes encoding respiratory chain enzymes and synthetic ATP ase, genes encoding signal transduction and transmembrane transporters. After the 120-day of Cr (VI) stress, mutated genes in strains mainly involved with cell membrane component genes, transporters, signal transduction genes, DNA synthesis repair genes and redox activity.Key words：long-term stress；reducing ability；electrochemical properties；whole genome resequencing工业化进程的加快导致重金属污染问题日益严重,铬(Cr)是一种重金属过渡元素,通常以铬酸盐和重铬酸盐的形式存在废水中,广泛应用于电镀、皮革鞣制、水泥、印染以及钢铁制造业[1].铬主要以六价和三价的形态存在,六价铬Cr(VI)能通过细胞膜的硫酸盐转运通道进入细胞,破坏DNA结构,改变生物的遗传性状,对人体具有极高的毒性和致突变作用[2].与Cr(VI) 相比,三价铬Cr(III)无法被有效运输到大多数细胞内,而是形成氢氧化物或磷酸盐沉淀物,许多水处理系统中Cr(III)通常以中性的pH沉淀固定[3].对人体而言,Cr(III)是相对毒性较低的污染物,但是对于鱼类,其毒性远远大于Cr(VI)[4].近年来测序技术的不断提升更新,二代测序已经非常成熟,全基因组重测序基于二代测序平台对进化物种的基因组序列进行全面检测[5],通过比较参考基因组序列差异,找到大量的单核苷酸多态性位点(SNP,),插入或缺失位点(InDel),结构变异位点(SV)和拷贝数变异位点(CNV),从而总结生物体在长期污染物胁迫下的适应性机制.目前关于微生物在污染环境中的长期适应性机理研究比较缺乏.微收稿日期：2018-08-14基金项目：国家自然科学基金项目(51878640,51478451);中国科学院青年创新促进会(2018344)* 责任作者, 副研究员, yxiao@1262 中国环境科学 39卷生物修复技术[6]就是利用人工驯化好的具有特定功能的微生物降低环境中的污染物毒害作用,特定功能的微生物驯化过程就是一个长期胁迫下的适应结果,而目前的研究很少结合全基因组重测序手段研究Cr的长期胁迫对微生物的影响,深入挖掘微生物在Cr长期胁迫下的适应机制对理解微生物修复技术的过程具有重要意义.因此,本研究选取具有电化学活性的希瓦氏菌MR-1为对象,利用含重金属K2CrO4和CrCl3溶液的培养基模拟铬污染环境,通过胁迫微生物120d,分析比较在重金属Cr(VI)和Cr(III)环境下长期胁迫后的表型和基因型差异,总结其适应性进化过程的特性和关键功能基因,通过对非同义突变基因进行GO 富集分析,阐述变异基因涉及的功能类目差异,以期为微生物长期处于不同形态铬的毒性机理和抗性机制提供理论基础.1材料与方法1.1实验菌株及其培养条件本实验使用的微生物为中国科学院城市污染物转化重点实验室存放-80℃冰箱中的希瓦氏菌MR-1.该菌株通过在LB琼脂培养基上活化,而后接种至液体培养基中过夜培养作为原代菌株,恒温培养箱培养条件控制在30,150r/min.℃1.2长期胁迫实验从原始菌株分别繁殖6个群体,其中3个群体在恒定浓度Cr(VI)下长期胁迫(样品标记为DXCr6,其中X为培养d数),另外3个群体为恒定浓度Cr(III)下长期胁迫(样品标记为DXCr3,其中X为培养d数).所有群体都在恒温摇床中孵化培养,条件严格控制30℃,150r/min.每个平行样品每隔48h进行转接1次,分别吸取菌株0.5mL接种至含49.5mL的LB液体培养基进行胁迫生长(即接种比例1:100),波长600nm的初始吸光度控制在(0.06±0.005).每瓶培养基添加适量的K2CrO4或CrCl3溶液配制成含55mg/L Cr的重金属培养基.所有操作均在超净工作台中进行,每瓶样品确保无交叉污染,并且每隔10d左右将胁迫后的菌种用20%的甘油进行1:1混合保存于-80℃冰箱中.1.3生长曲线和Cr(VI)还原能力测定采用紫外分光光度计,菌株在含Cr(VI)的LB培养基培养至不同时间点进行采样,在吸光度600nm 处测得生长曲线.样品经离心后的上清液Cr(VI)含量采用二苯碳酰二肼分光光度法[7],波长为540nm,,其中设置未接入菌种原的重金属LB培养基作为阴性对照.1.4循环伏安曲线和差分脉冲伏安曲线扫描分别选取经Cr(VI)和Cr(III)长期胁迫120d后的菌株作为电化学扫描研究对象.将胁迫菌株D120Cr3、D120Cr6和原始菌株MR-1培养至指数生长期中期,6500r/min,4℃条件下离心10min,搜集沉淀的菌体,用100mM PBS缓冲液进行洗涤,去除残余的LB培养基干扰组分.实验采用三电极体系,工作电极为直径3mm的玻碳电极,参比电极为Ag/AgCl电极,对电极为碳棒,电化学测试平台为上海辰华CHI660D.1.5 全基因组测序及生物信息分析重测序样品分别选取Cr(III)长期胁迫60d(D60Cr3)、80d(D80Cr3)和120d(D120Cr3)的样品,Cr(VI)长期胁迫80d(D80Cr6)和120d(D120Cr6)的样品进行DNA提取及测序,每个样品有3个平行样,一共15个胁迫菌株.DNA提取试剂盒为Wizard® Genomic DNA Purifcation Kit,提取详细步骤按官方说明书,双端测序平台为Illumina Hiseq 4000.全基因组测序返回的原始数据进行生物信息分析,步骤如下:首先利用FastQC软件对数据进行质量控制分析,统计每条测序数据的reads大小、GC 的含量、Q20和Q30的百分比,确保数据可用;利用比对软件BWA-mem(mem采用最新的比对算法)将过滤后的数据与参考基因组进行比对,将比对后的文件利用samtools软件进行计算平均测序深度和覆盖度;利用GATK和Samtools软件结合进行变异位点的检测过滤得到可信的变异位点;最后用Snpeff 软件对变异位进行信息注释统计.2结果与分析2.1长期胁迫后对Cr(VI)的还原能力分析经过恒定Cr(III)长期胁迫下的菌株,无论是80d(趋势与图1类似)还是120d(图1)对Cr(VI)的还原效率提升效果并不明显,并且对Cr(VI)的耐受性也没有很明显的提高,这说明长期暴露在Cr(III)环境下并不能完全激发菌体MR-1对Cr(VI)抗性,同时3期肖长烨等：全基因组重测序研究长期铬胁迫对希瓦氏菌MR -1的影响机制 1263也无法激活分泌较多的功能酶参与Cr(VI)的还原过程.从图2可以明显观察到在Cr(VI)的长期胁迫下,菌株已经完全具备对当前55mg/L Cr(VI)浓度的耐受性,能很好生长,并且在38h 左右将其完全还原.随着胁迫时间的增加,我们发现菌株在80~120d Cr(VI)持续胁迫中对Cr(VI)的还原效率并没有提升,这也说明细菌对重金属Cr(VI)的还原能力早已达到最大值,后期的持续胁迫并没有带来还原效率的提升,因此,想要获得具有高还原能力的进化菌株必须逐步增加重金属的浓度,使其不断提升抗性从而获得更好的还原效果.0 12 24 36 48 60时间(h)O D600n m0204060C r (V I )浓度(m g /L )图1 希瓦氏菌MR -1经Cr(III)胁迫120d 后的生长和Cr(VI)还原情况Fig.1 Growth and Cr(VI) reduction of Shewanella oneidensisMR -1after 120-day cultivation in Cr(III)0 12 24 36 48 60时间(h)O D600n m 0204060C r (V I )浓度(m g /L )图2 希瓦氏菌MR -1经Cr(VI)胁迫120d 后的生长和Cr(VI)还原情况Fig.2 Growth and Cr(VI) reduction of Shewanella oneidensisMR -1after 120-day cultivation in Cr(VI)2.2 电化学活性分析希瓦氏菌MR -1是一株电化学活性菌,菌体的电子传递能力在细胞代谢和污染物降解过程中具有重要作用,因此很有必要了解其在铬胁迫后的电化学性质变化情况.如图3所示经过Cr(III)和Cr(VI)长期胁迫120d 的希瓦氏菌MR -1菌体仍然存在特有的氧化还原活性物质[8].在+0.1V 附近有明显的氧化峰,已有研究通过基因和蛋白组学证明其是由菌体表面细胞色素c 引起的氧化响应[9],作为直接电子传递途径.核黄素能够被大多数的生物合成,具有非常重要的生理代谢功能,MR -1能够分泌核黄素作为电子中介体与电极进行间接电子传递[10],在-0.4V 附近有一对氧化还原峰则为核黄素物质的峰位置.在经过长期暴露后的MR -1在细胞色素c 和核黄素相应的氧化还原位置仍然具有显著的电化学活性.-0.6-0.4-0.2 0.0 0.2 0.4-0.30.00.30.60.9A电流(µA )电位(V)(vs.Ag/AgCl)空白组Cr(III)胁迫120d Cr(IV)胁迫120d-0.6-0.4-0.2 0.0 0.2 0.40.10.20.30.40.5B电流(µA )电位(V)(vs.Ag/AgCl)空白组Cr(III)胁迫120d Cr(IV)胁迫120d-0.6-0.4-0.2 0.0 0.2 0.4-0.4-0.3-0.2-0.10.0C电流(µA )电位(V)(vs.Ag/AgCl)空白组Cr(III)胁迫120d Cr(IV)胁迫120d图3 胁迫120d 后希瓦氏菌MR -1的电化学特征 Fig.3 Electrochemical characterization of Shewanellaoneidensis MR -1after 120-day cultivationA.循环伏安曲线;B.差分脉冲伏安法-正扫曲线;C.差分脉冲伏安法-负扫曲线1264 中国环境科学 39卷如图3(C)所示在-0.2V 位置相应的还原峰有明显偏差,经过Cr(III)长期胁迫的菌株在此处位置的峰面积要明显小于Cr(VI)胁迫后的菌体, Okamoto 等[11]发现在-0.2V 位置的峰主要是由于细胞色素c 能和核黄素类物质进行结合增强其电子传递能力.因此,推测MR -1在Cr(III)长期胁迫下,Cr(III)在一定程度上会影响细胞色素c 与核黄素的结合作用,减弱二者的结合从而减弱其电子传递能力.2.3 长期铬胁迫的单核苷酸多态性(SNP)位点数量D60Cr3 D80Cr3 D120Cr3 D80Cr6 D120Cr65 10 15 20 25 单核苷酸变异数量胁迫菌株图4 不同胁迫阶段的单核苷酸变异数量Fig.4 Numbers of single nucleotide mutations at differentstress stages对恒定浓度Cr(III)胁迫60d(D60Cr3_1\ D60Cr3_2\D60Cr3_3),80d(D80Cr3_1\D80Cr3_2\D80Cr3_3),120d(D120Cr3_1\D120Cr3_2\D120Cr3_3)的9个样品以及Cr(VI)胁迫80d 和120d 的6个样品进行全基因组重测序,参考基因组是在NCBI 网站数据库获得.所有的胁迫菌株通过与原始菌株比较后,能够得到可信度较高的突变位点.图4可以看到恒定浓度Cr(III)胁迫后的菌株突变个数随着时间并没有明显的增加,维持在相对恒定的SNP 数量,与Cr(VI)的胁迫菌株相比明显要少.这可能与两者胁迫环境的毒性有关,Cr(III)的环境相对比较稳定,并不会引发菌体发生较大的突变;而Cr(VI)的毒性相对较高,容易破坏菌体的稳定性,细胞需要发生特定的适应性突变提高自身的耐受性,因此,单核苷酸变异的位点相对较多. 2.4 在Cr(III)胁迫后非同义突变位点分析在外界环境胁迫下,微生物感知环境条件的变化并正确作出反应的能力对其生存至关重要,而长期处于环境胁迫下的微生物会使相关的功能基因发生正向改变,从而更好适应环境压力.非同义突变能够改变氨基酸的种类,在一定程度上成为适应性增强的主要因素.由表1可知,在适应Cr(III)环境整个过程中,微生物涉及许多与葡萄糖转化及合成相关功能的基因变异,从而增强自身对营养物质的转化能力使其稳定生长,包括基因opgH 、SO_3185、glgA 和wcvB 调控葡萄糖合成和葡糖基转移酶以控制细胞的生长速率和生长活性[12-14],rpsG 、rpsA 和rpsA 控制细胞分裂的速率,在一定程度上与其生长速率密切相关[15],以上涉及的功能成为微生物适应外界Cr(III)胁迫环境的主要途径.表1 Cr(III)胁迫120d 后的非同义突变点位Table 1 Nonsynonymous mutant sites after 120-day cultivation in Cr(III) environment菌株基因碱基替换基因功能nuoCD C > T NADH -ubiquinone oxidoreductase subunit D60Cr3_1opgH A > T glucan biosynthesis glucosyltransferase family pomBA > G stator -force generator of Na+ coupled flagellar motorSO_3185 C > T enzyme for biosynthesis of dTDP -Qui4NSO_4149 A > G secreted VCBS domain protein D60Cr3_2pgpB T > A Phosphatidylglycerophosphatase SO_0680A > G Mu phage tape measure proteindnaK G > A chaperone protein SO_3722 G > A protein of unknown function D60Cr3_3dcuB G > A anaerobic C4-dicarboxylate transporterrpsKA > G 30S ribosomal proteinatmA G > C ABC -type Ni2+/Co2+ export system bifunctional ATPase and permease componentsphoP C > A two component signal transduction system response regulatorD80Cr3_1rpsAC > T30S ribosomal protein3期肖长烨等：全基因组重测序研究长期铬胁迫对希瓦氏菌MR-1的影响机制 1265续表1 菌株基因碱基替换基因功能rpsG A > G 30S ribosomal proteinD80Cr3_2crp C > T cAMP-responsive regulator of catabolite repressionglgA C > T glycogen synthase ADP-glucose transglucosylaseSO_3185 C > T enzyme for biosynthesis of dTDP-Qui4NyceI G > A UPF0312family alkali-inducible periplasmic proteinmexE T > C HAE1family efflux pump MFP componentndh A > G respiratory NADH dehydrogenase IID80Cr3_3wcvB T > A UDP-glucose dehydrogenaseD120Cr3_1 secY G > A preprotein translocase subunitaceE C > T pyruvate dehydrogenase E1componentSO_0456 G > T alpha-ketoglutarate uptake system substrate-binding componentSO_1967 C > T predicted membrane proteinSO_3185 C > T enzyme for biosynthesis of dTDP-Qui4NsufS G > A cysteine desulfurasettrS C > T thiosulfate/tetrathionate-responsive two component signal transduction system histidinekinaseppaC C > T inorganic pyrophosphatase manganese-dependentmurC T > A UDP-N-acetylmuramate--alanine ligaserpsG A > G 30S ribosomal proteincrp C > T cAMP-responsive regulator of catabolite repressionazu C > T periplasmic azurinD120Cr3_2SO_0881 T > C predicted TAT leader-containing periplasmic proteinrpsG A > G 30S ribosomal proteincrp C > T cAMP-responsive regulator of catabolite repressionazu C > T periplasmic azurinD120Cr3_3SO_0881 T > C predicted TAT leader-containing periplasmic protein与编码呼吸链酶和合成ATP酶的相关基因.nuoCD基因编码泛醌氧化还原酶,促进从NADH 到泛素的电子转移,并将质子转移到细胞膜上,产生膜电位和质子梯度,用于ATP的合成[16].dnaK是一种重要的热休克必要基因,影响着ATP酶合成速率,是某些条件下细菌存活所必需的[17].同时,Ndh和aceE 基因同样调节着ATP酶的活性,控制着MR-1的新陈代谢活性,使其快速适应环境压力的变化.编码信号转导和跨膜转运蛋白相关基因.有研究发现pomA和pomB蛋白复合体构成了Na离子通道,并且驱动极性鞭毛的运动,远离周边环境有害物质[18].大部分细菌都具有Sec通道,其中内膜蛋白SecY和SecE是此通道的核心,secY基因调控膜内外营养物质的稳定,对维持细胞内代谢稳定具有十分重要的作用[19].跨膜转运蛋白涉及的基因变异还包括dcuB、atmA、SO_1967和SO_0881,说明细胞需要增强跨膜运输的能力,提高新陈代谢能力的同时减少胞内污染物的累积.微生物在受到外界刺激的同时需要信号分子传递信息,持续检测环境的变化,引发细胞内一系列生物化学反应和蛋白相互作用,信号转导控制着整个生命过程的分化,增殖和代谢等方面的表达和调控,实验分析结果涉及非同义突变点位包括phoP、ttr S和ppaC基因的变异,进一步证实MR-1在适应过程中的调控机制过程.综上,MR-1在胁迫60d的时间主要涉及调控微生物对营养底物的利用和ATP酶活性相关的基因,随着胁迫时间延长,MR-1的变异更多集中在其信号转导功能和跨膜运输功能的基因,并且有个别基因涉及到耐受性的提高和细胞膜上外排功能的通道基因等.已有研究证明yceI对细胞提高环境压力的耐受性具有很重要的作用,mexeE编码与外排系统相关的功能蛋白对细胞耐受性提高也是具有促进作用,azu能够调控电子转移到细胞色素上的氧化酶,对污染物的还原具有促进作用.2.5恒定Cr(VI)环境胁迫下的变异基因富集分析从图5可以看出Cr(VI)环境胁迫下变异基因涉及多种生物学过程,其中80d胁迫下的基因功能主要涉及蛋白酶解过程(参与蛋白质代谢过程)、DNA 转录调节过程(调节细胞DNA模板化的转录频率、速率)、蛋白分泌过程(受控蛋白的释放)、嗜同性细1266 中国环境科学 39卷胞粘附过程、发病机制相关过程(一组特定的过程,产生一种有机体引起另一有机体异常的、通常是有害的状态的能力)和跨膜转运过程;120d 胁迫后在生物学过程主要涉及运输过程(某些物质或细胞成分在细胞内或细胞间的定向运动)、跨膜运输过程(膜内外的物质运输)、翻译过程、蛋白酶解过程、代谢过程、蛋白分泌过程、DNA 的复制、重组和修复过程、依赖纤毛或鞭毛的细胞运动过程.在细胞组分层面中,80d 胁迫下基因功能主要涉及在细胞膜和质膜的有机组分、外膜组分、细胞质组分和细胞质基质组分;而在120d 胁迫下细胞组分层面受影响较大的同样集中在细胞膜和质膜的有机组分、细胞质组分、细胞内组分、细胞外膜组分和运动纤毛.在分子功能层面上,80d 的胁迫过程主要涉及ATP 的结合功能(机体活性的能量来源)、代谢功能(包括合成代谢和分解代谢)、金属离子的合成功能(有选择地与任何金属离子进行非共价的相互作用)、DNA 结合功能(基因产物与DNA 相互作用的分子功能)、转运蛋白活性(使蛋白质在细胞内外定向移动)和水解酶活性;而120d 下的变异基因更多涉及到了ATP 的结合功能、转运体活性(使大分子、小分子、离子物质定向运动进入细胞内或细胞之间)、氧化还原酶活性、催化活性、转运蛋白活性、镁离子结合功能(涉及焦磷酸酶的合成,是重要的产能过程)和DNA 结合相关功能等.综合以上结果分析,在恒定Cr(VI)浓度下持续胁迫过程中,变异基因主要富集的功能在不同时间段有所异同,其中120d 的胁迫过程所涉及的基因功能基本都涵盖了80d 胁迫下的基因功能,不同的是在胁迫时间的增加下,120d 所涉及的变异基因数量更多,并且其富集的功能目录更多.图5 Cr(VI)持续胁迫120d 后变异基因GO 富集分析Fig.5 GO enrichment analysis of mutant genes after 120-day cultivation in media containing Cr(VI)图中GO term 省略内容:cilium or flagellum -dependent cell motility;integral component of plasma membrane3期肖长烨等：全基因组重测序研究长期铬胁迫对希瓦氏菌MR-1的影响机制 12673结论3.1希瓦氏菌MR-1在Cr(VI)环境持续胁迫120d 后,明显提升了对Cr(VI)的耐受性,并提高其对Cr(VI)的还原能力,而Cr(III) 环境持续胁迫120d后并不能显著提高对Cr(VI)的耐受性.3.2 电化学活性的差异体现在峰电位-0.2V处细胞色素c与核黄素类物质结合体,与菌株胞外电子传递能力相关,Cr(VI)长期胁迫相比Cr(III)胁迫后的进化菌株在此位置有明显增强,说明希瓦氏菌MR-1对Cr(VI)抗性及还原能力的提升与细胞色素c结合核黄素类物质有一定相关性.3.3 通过基因功能分析发现Cr(III)环境胁迫下的突变菌株主要发生在葡萄糖转化及合成相关功能的基因、编码呼吸链酶和合成ATP酶的相关基因、编码信号转导和跨膜转运蛋白相关基因.Cr(VI)环境胁迫120d后,非同义突变基因的功能主要涉及细胞膜组分基因,转运蛋白、信号转导相关基因,DNA 合成、修复相关基因和氧化还原活性相关.参考文献：[1] Ayangbenro A, Babalola O. 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