固定化耐輻射奇球菌對鈾的吸附性能及減量化研究*

覃貽琳，董發(fā)勤，聶小琴，張　偉，周　嫻，謝敬宜

(1. 西南科技大學 生命科學與工程學院，四川 綿陽 621010；

2. 固體廢物與資源化教育部重點實驗室，四川 綿陽 621010；

3. 核廢物與環(huán)境安全國防重點學科實驗室，四川 綿陽 621010； 4. 西南科技大學 分析測試中心，四川 綿陽 621010)

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固定化耐輻射奇球菌對鈾的吸附性能及減量化研究*

覃貽琳1,2，董發(fā)勤2，聶小琴3，張偉4，周嫻3，謝敬宜1

(1. 西南科技大學 生命科學與工程學院，四川 綿陽 621010；

2. 固體廢物與資源化教育部重點實驗室，四川 綿陽 621010；

3. 核廢物與環(huán)境安全國防重點學科實驗室，四川 綿陽 621010； 4. 西南科技大學 分析測試中心，四川 綿陽 621010)

摘要：研究采用海藻酸鈉(SA)為固定化載體包埋固定活體耐輻射奇球菌(Deinococcusradiodurans)，旨在探討固定化活體耐輻射奇球菌顆粒對鈾的吸附性能、減量化效果及減量后灰分中鈾的賦存形態(tài)。結果表明， 25 ℃、pH值=3.5、投加量25 g/L、初始鈾濃度為50 mg/L時，1 h左右可達吸附平衡，吸附率達95%以上，吸附過程符合準二級動力學方程。當初始鈾濃度為100 mg/L時，最大吸附量達103.82 mg/g(DW)。通過HCl解吸復吸3次仍可保持與原有的吸附量相當?shù)乃剑还潭ɑw粒經灰化處理后有較好的減量化效果，濕重和干重減重比分別為17.56和254.37。灰化前后經SEM-EDS、XRD分析，表明鈾主要與固定化耐輻射奇球菌細胞中的磷結合成團簇的絮狀物質，灰化后結晶成鈾的磷酸鹽，灰分主要成分為CaCO3、Ca(UO2)(PO4)·3H2O和(Ca,U)(PO4)·2H2O。

關鍵詞：固定化；耐輻射奇球菌；吸附；鈾；減量化

0引言

含鈾廢水暴露在環(huán)境中，嚴重影響人體健康。來源于不同排放源的鈾廢水中鈾的濃度不同，鈾常以四價和六價的形式存在[1]。其中，四價鈾容易與無機碳形成穩(wěn)定的絡合物，最終形成沉淀不溶于水，但六價鈾的可溶性很好，不容易去除，水體除鈾主要指的是去除六價鈾及其化合物[2]。

目前，已有的處理放射性廢水中的幾種主要方法如下：化學法、離子交換法、離子浮選法、固化法、蒸發(fā)濃縮法、吸附法、膜法和生物法等[3]。已有的研究表明，微生物的吸附富集核素可以通過不同的方式，具有不可替代的優(yōu)勢，同時可以實現(xiàn)放射性廢物的減量化需求，為核素的再生或地質處置創(chuàng)造了較為有利條件[4-7]。

與傳統(tǒng)的微生物吸附相比，固定化微生物吸附具有高效的吸附能力可承受一定強度并且可以再生循環(huán)，有利于大規(guī)模工業(yè)化連續(xù)廢液處理[8-10]。Bustard 等[11]研究了交聯(lián)固定啤酒廠廢菌絲體對鈾的吸附，發(fā)現(xiàn)當初始鈾濃度約為2 g/L時0.2 g干非固定菌絲體的飽和吸附量為165～170 mg U/g，用海藻酸鈣固定化后的凝膠顆粒對鈾的最大飽和吸附量增加到220 mg/g，吸附量雖大但初始濃度很高。D.Souza等[12]研究結果表明聚丙烯凝膠顆粒具有高度多孔特點，微生物菌體絕大部分被限定在孔壁上。鈾的積累對固定化微生物細胞沒有任何有形損傷。劉明學[13]等研究了固定化耐輻射奇球菌對鍶柱吸附與減量化效果，表明吸附率最高可達98%，洗脫率平均在90%以上，并且存在極大的減容比。鄧欽文[14]等采用培養(yǎng)后干燥研磨后的耐輻射奇球菌對低濃度含鈾(Ⅵ)廢水有較好的去除效果，最高吸附率可達92.30%，但菌體投加量較大。

本文采用海藻酸鈉作為包埋劑固定活體耐輻射奇球菌，按1 g濕菌體成10 mL菌懸液加30 mL包埋液的比例，制得濕菌含量僅2.5%固定化菌體顆粒。研究了固定化耐輻射奇球菌吸附鈾的特征，同時考察了固定化顆粒填充柱對鈾的動態(tài)吸附穩(wěn)定性和灰化減容效果，重點探討了鈾在固定化顆粒及其灰分中的賦存形態(tài)，為今后固定化微生物技術處理放射性廢水的應用提供數(shù)據(jù)參考。

1實驗

1．1實驗試劑

微生物菌株：耐輻射奇球菌(Deinococcusradiodurans)，購自中科院微生物所中國普通微生物保藏管理中心(CGMCC)，編號1.663。

鈾溶液的配置：準確稱取2.1092 g的硝酸鈾酰[UO2(NO3)2·6H2O]，少量水溶解后，加入10 mL硝酸，配制1 000 mg/L的鈾標準溶液。采用0.1 mol/L HCl、10 g/L Na2CO3和5 g/L NaHCO3的緩沖液調節(jié)溶液pH值。

1.2固定化顆粒制備

將適量的海藻酸鈉加入一定量的純水中，加熱溶解，室溫下密封靜置4 h，配制成2%的包埋劑溶液；接著，將培養(yǎng)、離心得到的耐輻射奇球菌濕菌體稀釋成10%菌懸液；然后，將冷卻后的包埋劑溶液與菌懸液以體積比3∶1混合，滴入固定劑溶液(4%氯化鈣溶液)中，制得直徑為3 mm的顆粒，外觀形狀為半透明或粉紅色圓球，在固定劑中保存30 min后，取出用純水清洗3～4次，轉入4 ℃冰箱中備用。

1.3靜態(tài)吸附動力學與解吸

1.3.1靜態(tài)吸附實驗

將X mg/L 的鈾溶液20 mL分別加入錐形瓶中，編號并放入SA固定化耐輻射奇球菌顆粒。置于搖床(25 ℃，150 r/min)上振蕩一定時間后分別取清液用電離耦合等離子體發(fā)射光譜-質譜儀(ICP-MS，Agilent 7700x)測定鈾的濃度。考察時間對其鈾吸附率的影響。

1.3.2解吸與復吸實驗

重復實驗,將固定化顆粒濾出，采用不同的解析劑對其進行解吸實驗，選取最佳的解吸劑后，進行吸附-解吸-復吸實驗。

1.4柱吸附穩(wěn)定性實驗

采用靜態(tài)實驗條件和最佳解吸劑進行SA固定化菌顆粒動態(tài)柱吸附實驗。

1.4.1耐輻射奇球菌固定化顆粒填充柱的制備

本研究采用柱長25 cm，柱內徑2.3 cm，柱外徑2.7 cm的玻璃層析柱。

固定化耐輻射奇球菌顆粒懸浮液準備：取適量上述SA固定化菌顆粒，加入蒸餾水100 mL 左右，輕微攪拌，得懸浮液。

(1) 裝柱：將柱底用棉花塞緊，加入固定化顆粒懸浮液；(2) 壓實：常壓走柱，直至流速恒定(1 mL/min)；(3) 平衡：用去離子水走柱3個柱體積。

1.4.2吸附與洗脫

按照裝柱流速，每10 mL洗脫液間歇取樣并混合均勻，取其中的4 mL用電離耦合等離子體發(fā)射光譜-質譜儀(ICP-MS，Agilent 7700x)測定鈾的濃度。

1.5減量化處理

(1) 碳化：將干燥的固定化顆粒樣品置于坩堝內，將坩堝放置于電爐上，加熱至無煙冒出即可；(2) 灰化：調節(jié)馬弗爐溫度在750～800 ℃。用坩堝鉗夾起坩堝和其蓋子放在門口預熱5 min 后移到馬弗爐中心。1 h后，放入干燥器內冷卻30 min，稱重；重復上述步驟直到質量不再變化。

1.6數(shù)據(jù)處理

式中，R為吸附率，%；C0為初始鈾濃度，mg/L；Ct為t時刻的鈾濃度，mg/L；q為吸附量，mg/g(DW)；V為溶液初始體積，L；M為吸附劑的干重，g。

2結果與討論

2.1靜態(tài)吸附動力學與解吸-復吸實驗結果

稱取約0.5086 g 固定化顆粒于培養(yǎng)皿中，于65 ℃烘箱中干燥至恒重。經24 h后重量為0.0351 g。得其干濕比約為14.5。后采用干重計算固定化顆粒對鈾的吸附量。

2.1.1動力學實驗結果

結合預實驗結果，pH值=3～3.5吸附效果較好。故選擇pH值=3.5時進行動力學實驗。如圖1，其中，C[U0]=50 mg/L, 25 ℃,m=0.5 g,V=20 mL, pH值=3.5。固定化耐輻射奇球菌顆粒對U(Ⅵ)的吸附過程較快，60 min內可以達到吸附總量90%左右。由此推測前60 min的吸附過程主要為物理吸附。準一級和準二級速率方程擬合參數(shù)分別為K1=0.01411 L/min，R2=0.8916，Qe=14.51 mg/g(DW)和K2=0.001945 g/mL·min，R2=0.9979，Qe=29.04 mg/g(DW)。因R2表明動力學模型的適用性[15]，準一級和準二級方程的擬合相關系數(shù)R2分別為0.8916和0.9979，說明準二級動力學方程可描述該吸附過程的動力學特征，吸附是固定化顆粒去除鈾的控速步驟[16]。

圖1　時間對吸附的影響

通過準二級擬合方程計算得出的平衡時吸附量Qe=29.04 mg/g(DW)，實際吸附得出Qt=27.55 mg/g(DW)，兩者基本相等，說明固定化顆粒吸附基本達到了平衡狀態(tài)。實驗過程中，固定化顆粒未見破裂，具有較好的機械強度。

2.1.2初始濃度影響實驗結果

當初始鈾濃度為2～100mg/L之間時，固定化耐輻射奇球菌對鈾的吸附率隨濃度的提高先增大后降低，但其吸附量卻呈上升趨勢，吸附量達103.82 mg/g(DW)。將U(Ⅵ)離子吸附平衡等溫式模擬，F(xiàn)reundlich方程R2=0.56948，Langmuir方程R2=0.62855。其中Freundlich方程中1/n=0.59212，略大于0.5，說明固定化耐輻射奇球菌顆粒對鈾較易于吸附。圖2為鈾初始濃度對吸附的影響，其中pH值=3, 25 ℃,m=0.5 g,V=20 mL,T=2 h,C[U0]=2～100 mg/L。

圖2　鈾初始濃度對吸附的影響

Fig 2 The initial impact of uranium concentration on the adsorption

2.1.3解吸與復吸

結合文獻方法[13,17]，分別將幾組pH值=3, 25 ℃,m=0.5 g,V=20 mL,T=2 h,C[U0]=50 mg/L條件下完成吸附的固定化顆粒加入10 mL 0.1 mol/L的EDTA、NaOH、HNO3、HCl，1 h后測試上清液中鈾濃度。單從解吸效果上看EDTA(90.41%)>HNO3(88.61%)≈HCl(86.36%)>NaOH(5.4%)。

HNO3和HCl的解吸效果相當。解吸過程中顆粒并未溶解，可見顆粒骨架海藻酸鈣的結構未遭到破壞。由此推測，解吸液的主要成分是硝酸鈾酰或者氯化鈾酰的水溶液。同時對HNO3和HCl的解吸后的顆粒進行復吸實驗3次，作用1 h后吸附率均分別穩(wěn)定在79.3%左右和80.2%左右。故本研究選取后者0.1 mol/L HCl作為后續(xù)柱吸附的洗脫劑。

2.2柱吸附穩(wěn)定性實驗結果

為了解固定化顆粒柱吸附的穩(wěn)定性，看著柱吸附穩(wěn)定性實驗。由于顆粒吸附最佳溫度為25 ℃，柱吸附實驗環(huán)境溫度較低，僅10 ℃。且填充顆粒量偏少，柱程較短，導致鈾總吸附率偏低，分別為66.79%和60.12%；解吸率分別為82.47%和99.82%。第一次解吸后，顆粒體積減小為原來的2/3，復吸時，顆粒吸水體積增長到原來的近2倍，此時，表面由海藻酸鈣形成的膜孔隙變大，使吸附的鈾更易于被HCl解吸下來，與此同時顆粒中還剩余有第一次未解吸下的約1.2 mg [U]，在第二次解吸時被解吸了出來；另外，第二次解吸時有個別顆粒裂口從而釋放了部分的鈾酰離子；兩者同時導致了第二次解吸率的提高。

從圖3可以看出，m=4 g, pH值=3, 10 ℃,Vm=200 mL×2,C[U0]=50 mg/L。固定化耐輻射奇球菌吸附鈾的連續(xù)操作穩(wěn)定性較好，是一種較好的吸附材料。相較于非固定化的耐輻射奇球菌，固定化顆粒的柱吸附操作上極具優(yōu)勢。其主要原因是耐輻射奇球菌本身體積小，容易造成堵塞，通水困難。而固定化之后，顆粒有一定的機械強度，可以同時保證通水和吸附效果，不易堵塞，操作方便。

圖3　吸附洗脫曲線

2.3減量效果分析

將干重2.68 g的固定化耐輻射奇球菌放入坩堝中在電爐上碳化至無煙冒出后，將其放入馬弗爐中升溫至800 ℃灰化至恒重。灰化后體積大量減小，灰分僅0.15 g，減重比為17.56。因固定化耐輻射奇球菌干濕比為14.50，計算得其吸附灰化后對鈾溶液的減容比為254.37。

2.4灰化處理特征分析

圖4(a)是固定化耐輻射奇球菌顆粒吸附U(Ⅵ)后表面的掃描電鏡圖，可看出，固定化耐輻射奇球菌顆粒中出現(xiàn)層狀、褶皺、多孔結構，其中的細胞光滑飽滿，可見固定劑在一定程度上對細胞起了保護作用。顆粒包埋細胞附近出現(xiàn)片狀類似晶體物質，對其進行EDS分析結果顯示，區(qū)域主要含有Ca、P、C、O、U元素，其中Ca、C、O主要來自于海藻酸鈣是骨架，P主要來自細胞膜骨架的磷脂雙分子層，U是顆粒吸附而來。據(jù)此推測，顆粒表面出現(xiàn)的片狀物是鈾的磷酸鹽。

圖4(b)是固定化耐輻射奇球菌顆粒吸附U(Ⅵ)后灰化的灰分SEM和EDS圖譜，可看出，其主要成分是CaCO3，包埋顆粒中菌體的呼吸作用微弱，因此其中碳元素的主要來源為海藻酸鈣的骨架。由于試樣包埋菌量和吸附U(Ⅵ)量都較少，掃描區(qū)域有限，所以EDS并未檢出P和[U]的存在。進而進行了減量化前后XRD圖譜掃描，見圖5。

圖4減量化前后的固定化顆粒SEM及EDS結果

Fig 4 Immobilized particles SEM and EDS results before and after reduction

圖5　減量化前后的固定化顆粒XRD圖譜

Fig 5 Immobilized particles XRD patterns before and after reduction

圖5為減量化前后固定化顆粒XRD圖譜，采用X'Pert HighScore Plus對減量化前后圖譜進行分析。灰化前圖譜無晶體特征峰出現(xiàn)，因灰化減量化前固定化顆粒表面附著的晶體量小于總量的5%，未達到XRD檢出限。灰化處理后，灰分主要由CaCO3、Ca(UO2)(PO4)·3H2O和(Ca,U)(PO4)·2H2O組成，結果與SEM和EDS相符，鈾主要以鈾的磷酸鹽形式賦存。因固定化基體無外源磷的引入，由此推斷，鈾主要與耐輻射奇球菌體內的含磷化合物結合，如膜磷脂/核酸等物質。另外，本研究采用固定劑為海藻酸鈣，因而灰分中存在大量CaCO3，且鈾的晶體也為磷酸鈣鹽。表明該固定劑對廢物減量化和核素的回收分離存在一定的干擾。

3結論

(1)菌含量2.5%的SA固定化活體耐輻射奇球菌顆粒對鈾的靜態(tài)吸附性能較好，pH值=3.5時，鈾初始濃度50 mg/L，吸附率最高可達95%以上，該吸附過程符合準二級動力學方程；當初始鈾濃度為100 mg/L時，吸附率為83.36%，吸附量達103.82 mg/g(DW)。

(2)動態(tài)柱吸附實驗表明，固定化顆粒吸附鈾的穩(wěn)定性較好，吸附后鈾易通過0.1 mol/L HCl再生，解吸率達90%以上。

(3)鈾在固定化耐輻射奇球菌顆粒表面以片狀鈾的磷酸鹽形式存在，經過灰化處理后，減重比高達254；灰分中鈾以Ca(UO2)(PO4)·3H2O和(Ca,U)(PO4)·2H2O的形式賦存。

參考文獻：

[1]Tang Zhijun, Zhang Ping, Zuo Sheqiang. Development of study on treatment technology for westwater with low-level uranium content[J]. Industrial Water & Wastewater, 2003,34(4):9-12.

唐志堅, 張平, 左社強.低濃度含鈾廢水處理技術的研究進展[J].工業(yè)用水與廢水, 2003, 34(4):9-12.

[2]Lin Ying, Gao Bai, Li Yuanfeng. Development of study on treatment technology for wastewater with low-level uranium content of nuclear industry[J]. Shandong Chemical Industry, 2009, 38(3):35-38.

林瑩, 高柏, 李元鋒.核工業(yè)低濃度含鈾廢水處理技術進展[J].山東化工, 2009, 38(3):35-38.

[3]Wei Guangzhi, Xu Lechang. Treatment technology of low concentration uranium-bearing wastewater and its research progress[J]. Uranium Mining and Metallurgy, 2007, 26(2):90-95.

魏廣芝, 徐樂昌.低濃度含鈾廢水的處理技術及其研究進展[J].鈾礦冶, 2007, 26(2):90-95.

[4]He Ying, Shen Xianrong, Liu Qiong, et al．Interaction of microorganism with uranium and its potential application[J]. Environmental Science & Technology, 2014,10(37):62-68.

何穎, 沈先榮, 劉瓊, 等. 微生物與鈾的相互作用及其應用前景[J]. 環(huán)境科學與技術, 2014,10(37):62-68.

[5]Hu M Z，Norman J M，F(xiàn)aison B D，et al．Biosorption of uranium by pseudomonas aeruginosa strain CSU ： characterization and comparison studies[J]．Biotechnol Bioeng，1996，51(2)：237-247.

[6]Pipíska M，Horník M，Koèiová M，et al．Radiostrontium uptake by lichen hypogymnia physodes[J]．Nukleonica，2005，50(1)：39-44.

[7]Ngwenya N，Chirwa E M N．Biosorption of strontium from aqueous solutions by sulphate reducing bacteria[C]//WISA: 2008 Biennial Conference & Exhibition，2008.

[8]Xu Xueqin, Li Xiaoming,Yang Qi, et al. Immobilized microorganism technology and its application in heavy metal wastewater treatment[J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2006, 7(7):99-105.

徐雪芹, 李小明, 楊麒, 等.固定化微生物技術及其在重金屬廢水處理中的應用[J].環(huán)境污染治理技術與設備, 2006, 7(7):99-105.

[9]Xin Yuntian, Zhao Xiaoxiang. Immobilization and degradation kinetics of bacillus H-1 strain[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 36(11):67-73.

辛蘊甜, 趙曉祥.芽孢桿菌-菌株的固定化及降解動力學研究[J].環(huán)境科學與技術, 2013, 36(11):67-73.

[10]Qin Shengdong, Guo Jiahu, Liu Yucun, et al. Research progress in immobilized microorganism technology and its application in water treatment [J]. Technology of Water Treatment, 2014,(40), 10:6-11.

秦勝東, 郭嘉昒, 劉玉存, 等. 固定化微生物技術研究進展及其在水處理中的應用[J]. 水處理技術, 2014(40), 10:6-11.

[11]Bustard M, Mchale A P. Biosorption of uranium by cross-linked and alginate immobilized residual biomass from distillery spent wash[J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 1997, 17(3):127-130.

[12]D’Souza S F, Sar P, Kazy S K, et al. Uranium sorption by Pseudomonas biomass immobilized in radiation polymerized polyacrylamide bio-beads[J]. Journal of Environmental Science and Health(Part A), 2006, 41(3):487-500.

[13]Liu Mingxue, Dong Faqin, Li Shu, et al. Study on adsorption of strontium by immobilizedDeinococcusradioduranscell bead packed column and volume reduction[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 37(6):32-37.

劉明學, 董發(fā)勤, 李姝, 等.固定化耐輻射奇球菌對鍶柱吸附與減量化研究[J].環(huán)境科學與技術, 2014, 37(6):32-37.

[14]Deng Qinwen, Ding Dexin, Liu Dong, et al. Adsorption of U(Ⅵ) byDeinococcusradioduransin water[J]. Metal Mine, 2014, (1):150-153.

鄧欽文, 丁德馨, 劉冬, 等.耐輻射奇球菌對水中鈾 (Ⅵ) 的吸附試驗[J].金屬礦山, 2014, (1):150-153.

[15]Li Jianping, Lin Qingyu, Yan Yan. Character of Cr(Ⅵ) biosorption by the leaf cell biomass of hyperaccumulative plant leersia hexandra swartz[J]. Acta Chimica Sinica, 2008, 66(23):2646-2652.

李建平, 林慶宇, 閆研. 超積累植物李氏禾葉細胞干粉對Cr(Ⅵ)的吸附特性研究[J].化學學報, 2008, 66(23):2646-2652.

[16]Li Kebin, Wang Qinqin, Dang Yan, et al. Characteristic and mechanism of Cr(Ⅵ) biosorption by buckwheat hull from aqueous solutions[J]. Acta Chimica Sinica, 2012, 70(7):929-937.

李克斌, 王勤勤, 黨艷, 等.蕎麥皮生物吸附去除水中Cr(Ⅵ)的吸附特性和機理[J].化學學報, 2012, 70(7):929-937.

[17]He S, Ruan B, Zheng Y, et al. Immobilization of chlorine dioxide modified cells for uranium absorption[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2014, 137:46-51.

Study on adsorption of uranium by immobilizedDeinococcus

radioduransand volume reduction

QIN Yilin1,2, DONG Faqin2, NIE Xiaoqin3, ZHANG Wei4, ZHOU Xian3, XIE Jingyi1

(1. School of Life Science and Engineering, Southwest University of Science and Technology,Mianyang 621010, China;2. Key Laboratory of Solid Waste Treatment and Resource Recycle, Ministry of Education,Mianyang 621010, China;3. Fundamental Science on Nuclear Wastes and Environmental Safety Laboratory, Mianyang 621010, China;4.Analytical and Testing Center of Southwest University of Science and Technology,Mianyang 621010,China)

Abstract:Sodium alginate(SA) immobilized liveDeinococcusradioduransbeads were used to investigate the adsorption and elution for uranium as well as the volume reduction by ashing and the chemical speciation of uranium in ashing. Results showed that the rate of adsorption would reach above 95% when the addition of SA immobilizedD.radioduranswas 25 g/L, temperature was 25 ℃, pH was 3.5, and the initial uranium concentration of 50 mg/L. The maximum adsorption capacity of 103.82 mg/g (dry weight) when the initial uranium concentration of 100 mg/L. It could also be repeatedly used in multiple adsorption-desorption cycles that treatment by HCl adsorption capacity maintained after three cycles. The volume reduction results showed the SA immobilizedD.radioduransbeads had a great weight reduction ratio by ashing process, which could reach about 254.4 times. The ashes were testing by SEM, EDS and XRD, It’s crystalline material, including CaCO3, Ca(UO2)(PO4)·3H2O and (Ca,U)(PO4)·2H2O. Showed that uranium mainly combined with the phosphorus which in immobilizedD.radioduranscells and form clusters flocculent substance, after ashing it formation of crystalline phosphate of uranium.

Key words:immobilization;Deinococcusradiodurans; adsorption; uranium; reduction

文章編號：1001-9731(2016)06-06125-05

* 基金項目：國家重點基礎研究發(fā)展計劃-光電子調控礦物與微生物協(xié)同作用機制及其環(huán)境效應研究-973資助項目(2014CB846003)，國家自然科學基金-露天鈾礦區(qū)紫背浮萍根系表面誘導磷-鈾礦化機制研究資助項目(41502316)；西南科技大學研究生創(chuàng)新基金資助項目(15ycx080)

作者簡介：覃貽琳(1990-)，女，四川成都人，在讀碩士，師承董發(fā)勤教授，從事鈾廢水處理相關研究。

中圖分類號：X172

文獻標識碼：A

DOI:10.3969/j.issn.1001-9731.2016.06.022

收到初稿日期：2016-02-29 收到修改稿日期：2016-05-20 通訊作者：董發(fā)勤，E-mail: fqdong2004@163.com