β-甘油磷酸鈉修復含鈾地下水

黃 超,張 輝,胡 南,丁德馨*,李殿鑫,孫 靜

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β-甘油磷酸鈉修復含鈾地下水

黃 超1,2,張 輝1,2,胡 南1,2,丁德馨1,2*,李殿鑫1,2,孫 靜1,2

(1.南華大學,鈾礦冶生物技術國防重點學科實驗室,湖南 衡陽 421001；2.南華大學,極貧鈾資源綠色開發技術湖南省重點實驗室,湖南 衡陽 421001)

利用微模型實驗,研究β-甘油磷酸鈉修復含鈾地下水的效果,監測厭氧培養過程中硝酸鹽、硫酸鹽、磷酸鹽、pH值和鈾濃度的變化,分析沉積物中鈾的化學形態以及U(IV)的比例.結果表明:厭氧培養25d后,β-甘油磷酸鈉組和甘油組的鈾濃度分別從2.96, 2.99mg/L降低到0.030, 0.044mg/L,達到了我國《鈾礦冶輻射防護和環境保護規定(GB23727-2009)》規定的排放標準.β-甘油磷酸鈉作為碳源和磷源能夠降低沉積物中可交換態和碳酸鹽結合態鈾的比例,并能提高沉積物中鐵錳氧化物結合態,有機結合態和殘渣態鈾的比例;厭氧培養25d后,β-甘油磷酸鈉組沉積物中U(IV)的比例達到了91.79%,比甘油組提高了28.82%,厭氧培養45d后,β-甘油磷酸鈉組沉積物中U(IV)的比例基本保持不變,而甘油組則下降了7.98%.β-甘油磷酸鈉作為碳源和磷源,能夠促進U(VI)的生物還原和礦化從而將鈾原位固定.

β-甘油磷酸鈉；含鈾地下水；生物還原；生物礦化；原位固定

地下水鈾污染是鈾礦開采和加工領域亟待研究解決的重大問題[1-2].鈾在地下水中主要以UO22+、UO2(OH)+、(UO)2CO3、UO2(CO3)22-, UO2(CO3)34-、(UO)2(OH)22+、(UO2)3(OH)5+等形態存在[3].這些形態的鈾溶解度高,極易隨著地下水的流動而遷移,從而造成地下水中更大范圍的污染[4].由于鈾的重金屬毒性和放射性輻射,進入人體后主要積蓄于腎臟、肝臟和骨骼中,容易引起肝臟腎臟病變和誘發癌癥[5-7].

修復鈾污染地下水的技術中,原位生物修復是應用最為廣泛的一種修復方法[8].與傳統的物理化學方法相比,生物修復法具有效率高、成本低、不會產生二次污染物等優點[9-10].通常通過加入電子供體激活微生物發生酶促反應,將水溶性的U(VI)還原成不溶于水的U(IV),或者激活微生物發生代謝使其代謝過程中產生的SO42-、PO43-、CO32-、OH-等配位體與溶液中的鈾礦化生成難溶的沉淀[11-12].目前,大多數的研究主要集中在微生物還原U(VI)[13-14].

但是有研究發現,生物還原生成的U(IV)暴露于氧氣或硝酸鹽之后容易被氧化[15].Mehta等[16]發現磷酸鹽的存在能限制鈾在水體中的遷移,且鈾的磷酸鹽是一種不溶于水也不容易被氧化的沉淀[17],但是如果直接添加無機磷到地下水體中,容易導致生成金屬磷酸鹽沉淀,局部堵塞注液井[18].Newsome等[19]發現有機磷能為微生物修復提供碳源和磷源,且能生成穩定的不易被氧化的U(IV)-磷酸鹽礦物.

β-甘油磷酸鈉是一種碳源和磷源,本研究采用微模型實驗探索了β-甘油磷酸鈉作為碳源和磷源對原位修復含鈾地下水的效果,監測了微模型中硝酸鹽、硫酸鹽、磷酸鹽、pH值和鈾的濃度變化,采用連續提取法和碳酸氫鹽提取法分析微模型沉積物中鈾的化學形態和U(IV)的比例,并利用SEM- EDS和XPS等分析方法分析產物的成分及鈾價態.

1 材料和方法

1.1 樣品采集與處理

表1 初始沉積物和地下水中的主要理化成分

注:-為未檢測.

實驗所用地下水和沉積物取自于中國南方某退役鈾尾礦庫附近.取樣點附近地下水中鈾濃度為0.5~2.0mg/L,超過了《鈾礦冶輻射防護和環境保護規定(GB23727-2009)》[20]規定的排放標準0.050mg/L.地下水樣品取自于尾礦庫附近一個深約17~18m的監測井,監測井中地下水DO的范圍為0.20~0.50mg/L,屬于缺氧地下水環境.沉積物取自監測井附近地下5~7m.地下水樣與沉積物取樣后立即裝入經消毒遮光密封的取樣瓶和取樣袋中,用冰袋包裹立刻送回實驗室.用于化學分析的地下水樣用0.22μm的濾膜過濾.沉積物和地下水樣品中的主要化學成分如表1所示.未經過濾的地下水和剩下的沉積物分別存放在4℃和-20℃的冰箱中備用.

1.2 微模型培養實驗

實驗分為A、B、C 3組,每組3個平行樣.采用1L厭氧水封的廣口瓶(并配有12#橡膠塞)作為微模型實驗裝置.廣口瓶消毒滅菌,然后分別加入1L 5mg/L的含鈾地下水和100g沉積物,建立沉積物—地下水微模型.A組不做處理作為空白對照,B組加入3g β-甘油磷酸鈉,C組加入1.2mL甘油.通過1mol/L HCl或1mol/L NaOH溶液調節微模型中溶液的pH值至6.5,靜置過夜.靜置過夜后,向微模型中通N2半小時保證微模型的厭氧環境,最后將裝置置于厭氧手套箱內25 ℃恒溫避光培養.

1.3 鈾的分步提取實驗

用改良的連續提取方法分析培養結束時沉積物中鈾的固相形態.準確稱取過100目篩的風干沉積物樣品1.0000g置于100mL離心管中,按照如下步驟提取各形態的鈾:(1)可交換態:加入15mL 0.4mol/L 的MgCl2,在室溫下震蕩1h;(2)碳酸鹽結合態:往經過(1)處理后的殘余物中加入15mL 1mol/L NH4Ac溶液(用HAc調pH值,pH=5),室溫攪拌2h;(3)鐵錳氧化物結合態:往(2)處理后的殘余物中加入15mL 0.1mol/L NH2OH-HCl的25%(/)HAc溶液浸提6h,溫度為70℃;(4)有機結合態:往(3)處理后的殘余物中加入3mL 0.05mol/L HNO3和5mL 30% H2O2(pH 2~3)在50℃攪拌2h,再加入3mL 30%H2O2(pH 2~3)溶液50℃攪拌2h,冷卻后加入5mL 3.2mol/L NH4Ac的20%(/)HNO3溶液,室溫下攪拌20min;(5)殘渣態:經過(4)處理后的殘余物用15mL王水在150℃消解15min.每個提取步驟后,將樣品以4000r/min離心20min,取上清液,用0.22μm的濾膜過濾后分析.

1.4 U(IV)提取實驗

為了分析沉積物中U(IV)的比例,參照Sharp等[21]提出的方法提取沉積物中的U(IV).具體方法如下:取第25d和第45d的沉積物60℃真空干燥12h,過200目篩,準確稱干燥好的沉積物0.1g于50mL離心管中,然后加入10mL除氧后的0.5mol/L NaHCO3(pH 8.2±0.2)溶液,在厭氧條件下125r/min搖動提取10h.離心取上清液,用0.22μm的濾膜過濾后分析.

1.5 檢測方法

從添加碳源開始每5d取一次樣,分析微模型中硝酸鹽、硫酸鹽、磷酸鹽、pH值和鈾濃度的變化.pH值采用pH計測量(HACH,HQ430D,USA);鈾濃度采用ICP-MS測量(7700Series,Agilent,USA);硝酸鹽、硫酸鹽和磷酸鹽濃度采用紫外可見分光光度計測量(T6,新世紀,北京);沉積物元素組成用掃描電鏡能譜儀分析(FEI,Quanta 250,USA);沉積物中鈾的價態用X射線光電子能譜儀分析(Thermo Fisher, ESCALAB 250Xi,USA).

2 結果與討論

2.1 微模型中硝酸鹽、硫酸鹽、磷酸鹽、pH值、鈾濃度的變化

由圖1a可以看出:厭氧培養15d左右,B組和C組地下水中硝酸鹽濃度由1426.98mg/L下降到7.6mg/L左右,而A組硝酸鹽濃度在第5d僅下降到860.68mg/L,之后基本保持不變.地下水中硝酸鹽濃度下降的主要原因可能是微生物的反硝化作用[22-23].

圖1b中,A組硫酸鹽濃度從始至終未發生明顯變化,B組硫酸鹽濃度在第5d左右開始下降,到第30d時從2.72g/L下降到1.71g/L,從第30~45d濃度基本穩定.C組的硫酸鹽濃度變化與B組基本一致.硫酸鹽濃度的下降是由于β-甘油磷酸鈉/甘油的加入,激活了微生物,特別是激活了硫酸鹽還原菌發生異化使硫酸鹽還原成硫化氫[24].

從圖1c可以看出,A組和C組磷酸鹽濃度基本保持不變,而B組微模型中磷酸鹽的濃度由初始的3.75mg/L上升到41.16mg/L,并在第10d時達到峰值78.41mg/L,這是由于地下水和β-甘油磷酸鈉的化學作用以及環境中微生物的作用,使β-甘油磷酸鈉逐漸分解釋放磷酸鹽,從而使溶液中磷酸鹽的濃度升高[6,25].而在第10d后,地下水中的磷酸鹽濃度逐漸降低,最終降到25.68mg/L.這可能是由于磷酸鹽與溶液中的鈾發生礦化作用[19],形成不溶于水的礦化產物,最終使溶液中磷酸鹽的濃度下降.

圖1d中,在厭氧培養的前5d A、B、C 3組中pH值逐漸上升,這可能是由調節溶液pH值過程中添加的NaOH和HCl與沉積物反應釋放了沉積物中的堿性物質,然而B組的pH值高于A、C兩組,這可能還與β-甘油磷酸鈉水解有關.在第5~45d,B、C兩組微模型中pH繼續上升并在后期趨于穩定,而A組pH基本保持不變.B、C兩組微模型中pH后續的上升可能是由于加入的β-甘油磷酸鈉/甘油激活了硫酸鹽還原菌群,硫酸鹽還原過程會消耗氫離子從而引起微模型中pH值的升高[26].在培養的后期,碳源消耗完全,缺乏碳源的硫酸鹽還原菌群停止了硫酸鹽還原代謝,pH值也停止上升.

由圖1e可知,靜置過夜后,地下水中的鈾濃度由調節的5.0mg/L下降到3.0mg/L左右,這可能與沉積物對地下水中鈾的吸附有關[27-28].厭氧培養5d后,A、B、C 3組微模型中鈾濃度均明顯下降,之后B、C兩組鈾濃度繼續下降,而A組鈾濃度維持在1.70mg/L左右.在厭氧培養后的第5~25d,B組微模型中鈾濃度下降速度明顯快于C組.在第15d和25d,B組和C組微模型中鈾濃度分別下降到最低值0.030mg/L, 0.044mg/L,低于《鈾礦冶輻射防護和環境保護規定(GB23727-2009)》的排放標準(＜0.050mg/L).但是在第25d后,C組微模型中的鈾濃度又開始上升,在第45d時達到0.182mg/L,這可能是因為C組微模型中甘油消耗完畢后微生物耗氧代謝減少導致溶解氧上升,使得還原生成的U(IV)又被氧化成U(VI).而B組微模型中的鈾濃度一直保持不變,可能是鈾與磷酸鹽礦化形成比較穩定的礦化產物[19].

2.2 沉積物中鈾的化學形態

表2 培養至25d時沉積物中各形態鈾所占比例(%)

從表2中可以看出:與A組相比B組的可交換態和碳酸鹽結合態的比例分別下降了4.35%和6.89%,而鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態所占的比例分別上升了2.85%、2.83%和5.52%.與C組相比,B組的可交換態和碳酸鹽結合態的比例分別下降了0.88%和4.83%,而鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態所占的比例分別上升了0.58%、1.98%和3.25%.可交換態和碳酸鹽結合態的鈾在環境中容易受到外界因素的影響而向環境中釋放,對環境的潛在威脅很大[29-31].鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態的鈾在自然條件下不易釋放能夠長期穩定地存在于沉積物中,對環境基本無影響[31-33].β-甘油磷酸鈉作為碳源和磷源能夠降低沉積物中非穩態的可交換態和碳酸鹽結合態鈾的比例,并且能提高沉積物中穩定存在的鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態鈾的比例.

2.3 沉積物中U(IV)的比例

圖2 培養至25d和45d時沉積物中U(IV)的比例

由圖1e可以看出,在第25d左右,微模型中鈾的還原和礦化基本結束,所以選取了第25d和第45d的沉積物,分析沉積物中U(IV)的比例變化.由圖2可知,A組第25d和第45d的沉積物中U(IV)的比例基本保持不變,僅占17.36%.這可能是沉積物中本身含有少量的U(IV).C組第25d的沉積物中U(IV)的比例為62.97%,但是在第45d時U(IV)的比例降低到54.99%.這表明甘油作為碳源能促進U(VI)轉換成U(IV),但是其還原產物不穩定易被氧化[1].B組第25d的沉積物中U(IV)的比例高達91.79%,且在第45d的沉積物中U(IV)的比例沒有明顯下降.這說明β-甘油磷酸鈉作為碳源和磷源促進了U(VI)轉換成U(IV),形成的產物相對C組比較穩定不易被氧化[25].

圖3 β-甘油磷酸鈉組培養至25d時沉積物的SEM-EDS

2.4 掃描電鏡/能譜分析

從圖3中可以看出,沉積物中含有磷、鈾、鈣、氧、硅、鋁、鐵等元素.磷、鈾和鈣3種元素的賦存位置基本保持一致,且出現了較為明顯的磷、鈾和鈣的信號峰,說明β-甘油磷酸鈉作為碳源和磷源修復含鈾地下水過程中可能生成了一種含Ca、U、P的難溶產物[6].

2.5 X射線光電發射光譜分析

由圖4a XPS全元素掃描譜中可以看出,沉積物中含有磷、鈾、鈣、氧、硅、鋁和鐵等元素.從圖4b可以看到,在結合能390.54,379.73eV處分別出現2組峰U4f7/2和U4f5/2,且兩峰之間的電位差約為10.81eV.分峰處理后,U4f7/2軌道處的峰由U(IV)在379.73eV處的峰和U(VI)在381.82eV處的峰疊加而成,其含量比約為9:1;U4f5/2軌道處的峰由U(IV)在390.54eV處的峰和U(VI)在391.97eV處的峰疊加而成,其含量比約為9:1[34].由此可知,β-甘油磷酸鈉處理后第25d沉積物中含有約90%的U(IV),而這與之前U(IV)提取實驗得出的結果基本一致.

a. XPS全元素掃描圖譜; b. U4f 譜圖

3 結論

3.1 β-甘油磷酸鈉作為碳源和磷源能夠激活土著微生物發生酶促反應,將U(VI)轉換成U(IV)從而將鈾原位固定,使地下水中鈾的濃度在第25d時降到0.030mg/L,達到了《鈾礦冶輻射防護和環境保護規定(GB23727-2009)》的排放標準(<0.050mg/L).

3.2 厭氧培養結束后,連續提取法對沉積物中鈾的固相形態分析結果表明:與甘油組相比,可交換態和碳酸鹽結合態的鈾的比例分別降低了0.88%和4.83%,穩定存在的鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態的鈾的比例分別提高了0.58%、1.89%和3.25%,且生成的產物相對較穩定不易被氧化.

3.3 沉積物中U(IV)提取實驗和光譜分析結果表明沉積物中大約有91.72%的U(VI)被轉化成U(IV).

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Remediation of uranium contaminated groundwater by β-glycerophosphate.

HUANG Chao1,2, ZHANG Hui1,2, HU Nan1,2, DING De-xin1,2*, LI Dian-xin1,2, SUN Jing1,2

(1.Key Discipline Laboratory for National Defense for Biotechnology in Uranium Mining and Hydrometallurgy, University of South China, Hengyang 421001, China；2.Hunan Province Key Laboratory of Green Development Technology for Extremely Low Grade Uranium Resources, University of South China, Hengyang 421001, China)., 2018,38(9)：3391~3397

The microcosm experiment were conducted to investigate the remediation effect of uranium contaminated groundwater by β-glycerophosphate. The variations of pH and nitrate, sulfate, phosphate, and uranium concentrations were monitored during the incubation, and the uranium species and the proportion of U(IV) in sediments were analysed. It was found that, after 25d incubation, the concentrations of uranium in liquids in the β-glycerophosphate and glycerol amended groups decreased from 2.96 and 2.99mg/L to 0.030 and 0.044mg/L, respectively, which were lower than the limits of contaminants stipulated in the regulations on radiation and environment protection in uranium mining and milling in China. β-glycerophosphate worked as the carbon and phosphate sources and reduced the proportion of the uranium species in exchangeable and carbonate fractions in sediments and increased the proportion of the uranium species in Fe(Mn) oxides, organic matter and residual fractions in sediments. The proportion of U(IV) in the sediment of β-glycerophosphate amended group amounted to 91.79%, which was 28.82% higher than that of the glycerol amended group. After 45d anaerobic incubation, the proportion of U(IV) in the sediment of β-glycerophosphate amended group almost remained unchanged, while that in glycerol amended group decreased by 7.98%. Therefore, β-glycerophosphate could work as carbon and phosphate sources and could immobilize uranium in-situ through bioreduction and biomineralization.

β-glycerophosphate；uranium contaminated groundwater；bioreduction；biomineralization；in-situ immobilization

X52

A

1000-6923(2018)09-3391-07

黃 超(1993-),男,湖南益陽人,南華大學碩士研究生,主要從事鈾污染地下水生物修復研究.

2018-02-08

國家自然科學基金重點項目(U1401231);國家自然科學基金面上項目(11775106);湖南省教育廳一般項目(15C1179)

* 責任作者, 教授, dingdxzzz@163.com