1 引言(Introduction)

　　隨著世界各國(guó)核電的快速發(fā)展，鈾礦的需求量越來越大，而鈾礦的開采和鈾水冶過程中會(huì)產(chǎn)生大量的含鈾廢水.含鈾廢水不僅會(huì)污染地表水，還會(huì)滲透進(jìn)入地下污染地下水，同時(shí)會(huì)進(jìn)入生物體內(nèi)，從而造成很大的危害，因此，鈾污染水體的修復(fù)問題亟待研究解決.目前，含鈾廢水的處理方法主要有化學(xué)沉淀法、離子交換法、吸附法等，但這些修復(fù)方法也存在各種問題，如吸附法成本高且不適合處理大量廢水，化學(xué)沉淀法操作強(qiáng)度較大且易造成二次污染.植物修復(fù)作為一種新興的修復(fù)技術(shù)，具有投資和維護(hù)成本低、環(huán)境友好、操作簡(jiǎn)便等優(yōu)點(diǎn).如Pratas等(2012)在葡萄牙中部的含鈾地區(qū)收集了28種水生植物，并測(cè)量了其對(duì)鈾的吸附量，最后基于鈾的濃度、富集量和生物生產(chǎn)量，發(fā)現(xiàn)水生植物馬水齒的生物富集量最高，達(dá)到1948.41 mg·kg-1.Srivastava等(2010)發(fā)現(xiàn)，沉水植物黑藻對(duì)鈾有良好的吸附能力，在100 mg·L-1鈾濃度下黑藻中鈾的生物富集量(干重)最高可達(dá)78 mg·kg-1.Silva等(2009)利用馬尾藻吸附廢水中的鈾，去除率最高可達(dá)到64%.Pratas等(2014)研究發(fā)現(xiàn)，在初始鈾濃度為500 μg·L-1的水培液中進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，2周后溶液中鈾濃度降到72.3 μg·L-1，其中，水生植物水馬齒和篦齒眼子菜對(duì)鈾的生物富集量分別可達(dá)到1567和1588 mg·kg-1.

　　鈾在水中的形態(tài)對(duì)植物富集水中的鈾具有很大的影響.低pH值條件下，水溶液中鈾的主要形態(tài)為鈾酰離子(UO22+)，這一形態(tài)穩(wěn)定且容易遷移.當(dāng)pH值升高，水溶液中的UO22+會(huì)趨向于水解成氫氧化復(fù)合物UO2(OH)x(Ebbs et al., 1998).Lee和Yang(2010)研究了向日葵和豌豆在不同pH值條件下對(duì)應(yīng)的不同形態(tài)鈾影響下對(duì)含鈾地下水的修復(fù)能力，發(fā)現(xiàn)這兩種植物的最大修復(fù)效率出現(xiàn)在pH為3~5的條件下，且修復(fù)效率超過了90%.如果溶液中存在無機(jī)陽離子，如碳酸鹽、磷酸鹽、天然有機(jī)酸等，鈾會(huì)與之形成配合物，進(jìn)而影響植物對(duì)鈾的吸收.Greene等(1986)和Nakajima等(1979)的研究表明，當(dāng)pH值和水的硬度保持不變時(shí)，隨著碳酸鹽濃度的增加，單細(xì)胞藻類(C. regularis和C.vulgaris)吸附鈾的量逐漸降低;當(dāng)溶液中存在磷酸鹽，其會(huì)與鈾形成沉淀并導(dǎo)致鈾的生物富集量降低.

　　滿江紅是一種蕨-藻共生的水生植物，由于其具有很強(qiáng)的固氮能力，長(zhǎng)期以來作為稻田的綠肥使用.Arora等(2006)和Rai等(2008)研究發(fā)現(xiàn)，滿江紅對(duì)水體中的重金屬具有很強(qiáng)的富集能力.還有研究表明，滿江紅對(duì)鈾同樣具有很強(qiáng)的富集能力，例如，胡南等(2012)研究發(fā)現(xiàn)，滿江紅和魚腥藻的共生體系對(duì)水體中的鈾具有較好的去除作用.但目前尚未開展?jié)M江紅對(duì)不同形態(tài)的鈾的吸附行為研究.因此，本文采用Visual MINTEQ 3.1軟件模擬不同條件下溶液中鈾的形態(tài)變化，同時(shí)，根據(jù)模擬計(jì)算的結(jié)果，配制UO22+、(UO2)3(OH)5+、UO2(OH)3-、UO2(CO3)34-和UO2PO4- 5種不同形態(tài)的含鈾溶液，再通過水培實(shí)驗(yàn)研究滿江紅對(duì)上述5種不同形態(tài)鈾的吸附行為，以期為進(jìn)一步提高滿江紅去除水中鈾的效率提供新的思路和理論依據(jù).

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 滿江紅的獲取

　　從湖南省衡陽市郊外采集回野生滿江紅(Azolla anabaena)，先用自來水沖洗干凈，再用去離子水沖洗3遍，然后放入改良的Hoagland培養(yǎng)液(胡南等, 2012)中進(jìn)行預(yù)培養(yǎng)，2周后取出預(yù)培養(yǎng)的滿江紅進(jìn)行實(shí)驗(yàn).

　　2.2 水培實(shí)驗(yàn)方法

　　水培實(shí)驗(yàn)在2 L的燒杯中進(jìn)行，分為A、B、C、D、E、F共6組，其中，F(xiàn)組為對(duì)照組，其他組為實(shí)驗(yàn)組.實(shí)驗(yàn)組中加的鈾是硝酸雙氧鈾(UO2(NO3)2·6H2O)，初始鈾濃度為2 mg·L-1，對(duì)照組不加鈾.實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組都加入3 g滿江紅，同時(shí)每個(gè)組均設(shè)定3個(gè)平行組，加入溶液體積共1 L.實(shí)驗(yàn)使用鹽酸和氫氧化鈉調(diào)節(jié)pH，A、B、C 3組的pH分別調(diào)整為4.0、6.5和10.5，D、E組中分別加入10 mmol·L-1碳酸鈉(Na2CO3)和1 mmol·L-1磷酸氫二鉀(K2HPO4).整個(gè)培養(yǎng)過程全部在溫室中進(jìn)行，白天溫度設(shè)定為25 ℃，夜晚設(shè)定為22 ℃，光暗周期為12 h:12 h，空氣濕度保持在80%左右.實(shí)驗(yàn)過程中每隔3 d取一次水樣測(cè)量水中鈾的濃度并計(jì)算水中鈾的去除率，15 d后取出所有萍體，使用濾紙吸干植物表面水分稱其鮮重，計(jì)算植株的平均生長(zhǎng)抑制率及對(duì)鈾的生物富集量.

　　2.3 樣品處理方法

　　取得的水樣用離心機(jī)以3000 r·min-1的轉(zhuǎn)速沉淀水中的懸浮物5 min，取其上清液直接進(jìn)行鈾濃度的測(cè)定.

　　植物樣品中鈾的檢測(cè)步驟參照文獻(xiàn)(Pan et al., 2016)：① 先用自來水沖洗植株體上的水培液，再浸泡在10 mmol·L-1的Na2CO3溶液中12 h，之后用去離子水沖洗5遍，放在室溫下風(fēng)干;② 風(fēng)干后的樣品放入80 ℃的烘烤箱中烘烤72 h后，用研缽磨碎;③ 準(zhǔn)確稱取0.05 g干重植物樣，放入聚四氟乙烯管中進(jìn)行消解，最后將消解溶液定容至100 mL，待測(cè).植物體內(nèi)的鈾含量以干重(mg·kg-1)計(jì)算.

　　2.4 樣品測(cè)量方法及試劑

　　水中和植物樣品中鈾含量的檢測(cè)按照標(biāo)準(zhǔn)方法(EJ 267. 4-1984) 進(jìn)行，采用三正辛基氧膦萃取分離、2-(5-溴-2-吡啶偶氮)-5-乙氨基苯酚分光光度法測(cè)定樣品的鈾含量.低濃度含鈾樣品使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS)測(cè)量.實(shí)驗(yàn)所用試劑均為優(yōu)級(jí)純.

　　2.5 不同形態(tài)鈾溶液的配置

　　為了找到不同形態(tài)鈾所需要的實(shí)驗(yàn)條件，采用Visual MINTEQ 3.1軟件模擬計(jì)算溶液中不同鈾形態(tài)所占的比例.首先使用軟件模擬計(jì)算了初始鈾濃度為2 mg·L-1，不同pH條件下溶液中鈾的不同形態(tài)所占的比例，其變化如圖 1所示：在pH<5.0時(shí)，溶液中鈾的主要形態(tài)為UO22+;在pH=5.0~8.5時(shí)，溶液中鈾的主要形態(tài)為(UO2)3(OH)5+;在pH=8.5~12.0時(shí)，溶液中鈾的主要形態(tài)為UO2(OH)3-.由圖 1可知，在pH為1.0、6.5、10.5條件下對(duì)應(yīng)的鈾形態(tài)在溶液中所占比例達(dá)到最大，分別為占99.99%(UO22+)、74.73%((UO2)3(OH)5+)和97.2%(UO2(OH)3-).但從pH=2.5、鈾濃度為2 mg·L-1條件下進(jìn)行的水培預(yù)實(shí)驗(yàn)可知，滿江紅不能在這一條件下存活超過10 d，而在pH=4.0時(shí)，滿江紅的存活時(shí)間大大延長(zhǎng)，同時(shí)這一條件下溶液中的主要鈾形態(tài)仍為UO22+，其所占比例也達(dá)到94%，與pH=1.0條件下相差不大.因此，選擇了3種不同的鈾形態(tài)作為實(shí)驗(yàn)條件，即UO22+、(UO2)3(OH)5+和UO2(OH)3-，其對(duì)應(yīng)的實(shí)驗(yàn)條件為pH=4.0、pH=6.5和pH=10.5.

　　圖 1去離子水中不同形態(tài)鈾所占比例隨pH值變化的模擬結(jié)果(鈾濃度2 mg·L-1)

　　然后，使用軟件模擬計(jì)算了初始鈾濃度2 mg·L-1、pH=7，不同濃度碳酸鹽或磷酸鹽條件下溶液中鈾的不同形態(tài)所占的比例.由圖 2可知，溶液中各形態(tài)鈾所占比例隨碳酸鹽濃度的逐漸升高而不斷變化，在10 mmol·L-1碳酸鈉條件下，主要鈾形態(tài)為UO2(CO3)34-，其所占比例達(dá)到最高(70.33%);磷酸酸鹽濃度在大于0.2 mmol·L-1后，溶液中鈾的主要形態(tài)為UO2PO4-，其所占比例基本保持不變，最高可達(dá)80%以上.因此，選擇了2種不同的鈾形態(tài)作為實(shí)驗(yàn)條件，即UO2(CO3)34-和UO2PO4-，其對(duì)應(yīng)的實(shí)驗(yàn)條件為pH=7，分別加入10 mmol·L-1的碳酸鈉和1 mmol·L-1的磷酸氫二鉀.

　　圖 2模擬加入不同濃度磷酸鹽或碳酸鹽條件下不同鈾形態(tài)所占比例的變化(pH=7，鈾濃度2 mg·L-1)

　　2.6 生物富集量與富集系數(shù)

　　生物富集量(BW)是單位質(zhì)量的植物組織(干重)在一定的鈾濃度溶液中所富集的鈾的質(zhì)量，它反映的是單位質(zhì)量的植物所能富集的最大鈾的質(zhì)量.

　　生物富集系數(shù)(BCF)是組織植物(干重)中鈾的含量和溶解在水中的軸濃度之比，用來表示植物對(duì)一定鈾濃度的溶液中鈾的富集能力，其計(jì)算公式為：

　　式中，BW為生物富集量(mg·kg-1)，C為水中鈾的濃度(mg·L-1).

　　2.7 生長(zhǎng)抑制率

　　生長(zhǎng)抑制率(G)是指與對(duì)照組相比，鈾脅迫組中植株生長(zhǎng)所受到的抑制程度，其計(jì)算公式如下：

　　式中，m0為對(duì)照組植株的質(zhì)量(g)，m1為鈾脅迫組植株的質(zhì)量(g).

　　2.8 統(tǒng)計(jì)學(xué)分析

　　采用SPSS 18.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析，p<0.05表示差異顯著，試驗(yàn)結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差表示.

　　3 結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 不同形態(tài)鈾條件下滿江紅的生長(zhǎng)抑制率

　　實(shí)驗(yàn)設(shè)置初始鈾濃度為2 mg·L-1，在5種不同形態(tài)鈾的脅迫下，滿江紅的生長(zhǎng)抑制率如圖 3所示.從圖 3可以看出，在水培條件為pH=4.0、6.5、10.5和碳酸鹽時(shí)，即在主要鈾形態(tài)分別為UO22+、(UO2)3(OH)5+、UO2(OH)3-和UO2(CO3)34-時(shí)，滿江紅在鈾脅迫下的生長(zhǎng)均受到不同程度的抑制.在主要鈾形態(tài)為UO22+時(shí)，滿江紅生長(zhǎng)受到的抑制最大，達(dá)到56.87%;其次是主要鈾形態(tài)為UO2(OH)3-時(shí)，達(dá)到40.54%;在主要鈾形態(tài)為(UO2)3(OH)5+時(shí)，滿江紅生長(zhǎng)受到的抑制最小，只有11.96%;而主要鈾形態(tài)為UO2PO4-時(shí)，滿江紅的生長(zhǎng)反而受到了促進(jìn)，達(dá)到了28.71%.這是由于溶液中加入磷元素能顯著促進(jìn)滿江紅的生長(zhǎng)(陳堅(jiān), 2003).由此可知，滿江紅在5種不同形態(tài)鈾條件下的生長(zhǎng)抑制率差異顯著，UO22+、(UO2)3(OH)5+、UO2(OH)3-、UO2(CO3)34- 4種形態(tài)均能抑制滿江紅的生長(zhǎng)，其中，UO22+對(duì)滿江紅的生長(zhǎng)抑制率最高，而UO2PO4-可以促進(jìn)滿江紅的生長(zhǎng).

　　圖 3滿江紅在濃度為2 mg·L-1的鈾溶液脅迫下的生長(zhǎng)抑制率(*p<0.05)

　　3.2 不同形態(tài)鈾條件下水中鈾濃度的變化

　　在實(shí)驗(yàn)初始鈾濃度為2 mg·L-1時(shí)，投加滿江紅后，水培條件下5種不同形態(tài)鈾的濃度變化如圖 4所示.由圖 4可知，在水培條件為pH=4.0和pH=7.0條件下，即主要鈾形態(tài)為UO22+和(UO2)3(OH)5+條件下，水培液中鈾的濃度在前3 d就降低了大約75%，之后鈾濃度的下降趨于平緩.經(jīng)過15 d的水培實(shí)驗(yàn)，水培液中鈾濃度降得最低的是在主要鈾形態(tài)為UO22+條件下，只有143 μg·L-1，滿江紅對(duì)水中鈾的去除率達(dá)到92.9%.主要鈾形態(tài)為(UO2)3(OH)5+條件下，水培液中鈾的濃度同樣降得很低，達(dá)到了220 μg·L-1，滿江紅對(duì)水中鈾的去除率達(dá)到89%.說明主要鈾形態(tài)為UO22+和(UO2)3(OH)5+條件下，滿江紅去除水中鈾的效果非常好.這可能是由于UO22+和(UO2)3(OH)5+形態(tài)均為金屬陽離子，容易被植物細(xì)胞吸收，而滿江紅吸附鈾的量越大，水中剩余鈾的量就越少.

　　圖 4投放滿江紅后不同水培液中鈾濃度的變化

　　從圖 4可以看出，水培液中pH=10.5和碳酸鹽條件下，即主要鈾形態(tài)為UO2(OH)3-和UO2(CO3)34-條件下鈾濃度的下降趨勢(shì)平緩且最終溶液中的鈾濃度都非常高，分別為1892 μg·L-1和1631 μg·L-1，而滿江紅對(duì)水中鈾的去除率分別只有5.4%和18.5%.說明主要鈾形態(tài)為UO2(OH)3-和UO2(CO3)34-條件下，滿江紅去除水中鈾的效率非常低.這是可能是由于UO2(OH)3-和UO2(CO3)34-形態(tài)均為含鈾金屬陰離子，植物細(xì)胞不容易吸收，而滿江紅吸附鈾的量越少，水中剩余鈾的量就越多.從圖 4還可以看出，水培液中加入磷酸鹽條件下，即主要鈾形態(tài)為UO2PO4-時(shí)，鈾濃度在第3 d就下降到了最低(156 μg·L-1)，之后水培液中的鈾濃度逐漸增加，15 d后達(dá)到1194 μg·L-1.鈾濃度之所以在第3 d降到最低是由于磷酸鹽與鈾形成了沉淀，而在之后鈾濃度升高可能是因?yàn)闈M江紅在生長(zhǎng)過程中根部分泌了有機(jī)酸(Huang et al., 2016;Bertin et al., 2003)，磷酸鹽和鈾形成的配合物又重新溶解在溶液中.因此，要提高滿江紅對(duì)水中鈾的去除率，應(yīng)該調(diào)控溶液中鈾的主要形態(tài)為UO22+或(UO2)3(OH)5+，同時(shí)降低溶液中碳酸鹽和磷酸鹽的含量.

　　3.3 不同形態(tài)鈾條件下的生物富集量和生物富集系數(shù)

　　表 1為滿江紅對(duì)5種不同形態(tài)鈾(初始鈾濃度2 mg·L-1)的生物富集量和生物富集系數(shù).在水培條件為pH=4.0，即鈾的主要形態(tài)為UO22+的條件下，滿江紅的生物富集量和生物富集系數(shù)最大，分別為3831 mg·kg-1和1916，說明當(dāng)鈾的主要形態(tài)為UO22+時(shí)滿江紅富集鈾的能力最強(qiáng).其次是在水培條件為pH=6.5，即鈾的主要形態(tài)為(UO2)3(OH)5+的條件下，滿江紅的生物富集量和生物富集系數(shù)分別達(dá)到了3057 mg·kg-1和1529，這與鈾的主要形態(tài)為UO22+時(shí)的生物富集量和生物富集系數(shù)相差不大，說明滿江紅對(duì)這一形態(tài)的鈾同樣具有很強(qiáng)的富集能力.這可能是由于UO22+和(UO2)3(OH)5+均為含鈾金屬陽離子，易于被植物細(xì)胞吸收，從而增加了滿江紅吸附鈾的量.Laurette等(2012)研究了不同形態(tài)鈾對(duì)油菜、向日葵、小麥的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)鈾的主要形態(tài)為UO22+時(shí)，油菜、向日葵、小麥根部的生物富集量都很大.Du等(2016)研究了當(dāng)鈾的主要形態(tài)分別為UO22+、(UO2)3(OH)5+和UO2(OH)3-時(shí)兩種東南景天植物富集鈾的行為，發(fā)現(xiàn)植物對(duì)這3種不同形態(tài)鈾的富集有顯著差異.其中，變種東南景天在pH=6.5的水培條件下，即鈾的主要形態(tài)為(UO2)3(OH)5+的條件下，根部生物富集量最高，達(dá)到3.7×104 mg·kg-1;而在pH=10.5的水培條件下，即鈾的主要形態(tài)為UO2(OH)3-的條件下富集鈾的能力最差，其生物富集量和生物富集系數(shù)最低分別只有122 mg·kg-1和61.在加入10 mmol·L-1碳酸鈉，調(diào)節(jié)pH=7.0的條件下，即鈾的主要形態(tài)為UO2(CO3)34-條件下，滿江紅的生物富集量和生物富集系數(shù)很低，分別為622 mg·kg-1和311，說明滿江紅富集鈾的能力受到了很大抑制.這可能是由于UO2(OH)3-和UO2(CO3)34-均為含鈾金屬陰離子，植物細(xì)胞不容易吸收，從而減少了滿江紅吸附鈾的量.Du等(2016)的研究表明，UO2(OH)3-和UO2(CO3)34-會(huì)抑制兩種東南景天富集鈾的能力.在加入1 mmol·L-1磷酸氫二鉀，調(diào)節(jié)pH=7.0的條件下，即鈾的主要形態(tài)為UO2PO4-的條件下，滿江紅的生物富集量和生物富集系數(shù)極低，分別只有132 mg·kg-1和66，說明滿江紅富集鈾的能力受到了極大的抑制.這應(yīng)該是由于磷酸鹽與鈾形成了難溶的配合物且UO2PO4-為含鈾金屬陰離子.Misson等(2009)和Mkandawire等(2007)的研究也表明，磷酸鹽會(huì)抑制植物富集鈾的能力.因此，如果要提高滿江紅富集鈾的量，應(yīng)該將溶液中鈾的主要形態(tài)調(diào)控為UO22+或(UO2)3(OH)5+，同時(shí)要降低溶液中碳酸鹽和磷酸鹽的含量.

　　表 1 滿江紅對(duì)不同水培液中鈾的生物富集量及生物富集系數(shù)

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　1) 5種不同形態(tài)鈾對(duì)滿江紅的生長(zhǎng)抑制率有顯著差異，UO22+、(UO2)3(OH)5+、UO2(OH)3-及UO2(CO3)34-均能抑制滿江紅的生長(zhǎng)，其中，UO22+對(duì)滿江紅的生長(zhǎng)抑制率最高，而UO2PO4-則可以促進(jìn)滿江紅的生長(zhǎng).具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　2) 滿江紅對(duì)UO22+和(UO2)3(OH)5+的吸附效率相對(duì)較高，對(duì)UO22+的富集量和富集系數(shù)分別達(dá)到了3831 mg·kg-1和1916，對(duì)(UO2)3(OH)5+的富集量和富集系數(shù)分別達(dá)到了3057 mg·kg-1和1529.

　　3) 要提高滿江紅對(duì)水中鈾的去除率和滿江紅富集鈾的量，應(yīng)將溶液中鈾的形態(tài)調(diào)控為以UO22+或(UO2)3(OH)5+為主，同時(shí)要降低溶液中碳酸鹽和磷酸鹽的濃度.