酵母菌對錒系核素239Pu的富集行為及減量化研究

聶小琴，董發勤，劉 寧，劉明學，張 東，李曉安

1. 西南科技大學，核廢物與環境安全國防重點學科實驗室，四川 綿陽 621010

2. 綿陽市中心醫院，國家衛生健康委員會核技術醫學轉化重點實驗室，四川 綿陽 621000

3. 西南科技大學，固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室，四川 綿陽 621010

4. 四川大學原子核科學技術研究所，輻射物理及技術教育部重點實驗室，四川 成都 610064

5. 西南科技大學生命科學與工程學院，四川 綿陽 621010

6. 中國工程物理研究院核物理與化學研究所，四川 綿陽 621900

钚(Pu)作為錒系元素，在兩方面具有獨特的性質，一是5f電子復雜的成鍵行為，Pu存在6種同素異形體；二是Pu位于Th~Pu (5f電子具有巡回性質的輕錒系元素)和Am以后元素(5f電子具有局域性的重錒系元素)之間，同時具備局域和非局域的性質.自從1940年Pu被發現后，由于人為活動，目前全球庫存的Pu總量已超過2 500 t[1]. Pu以Pu(Ⅲ)、Pu(Ⅳ)、Pu(Ⅴ)、Pu(Ⅵ)幾種不同氧化態在溶液中共存，其在地下水和工程屏障中的主要化學形態為Pu(OH)5?，當pH小于5以及Eh值低于?0.5 V時，Pu主要為+3價[2]，隨著環境介質的改變，可能發生氧化反應、配位反應及水解和沉淀反應等，其水溶液化學行為十分復雜. 由于Pu是極毒的長壽命超鈾元素，在中放廢液中對放射性活度的貢獻最大從而引起廣大科技工作者的廣泛關注；另外，在核污染場地中，Pu在生物圈中的遷移行為也一直備受國內外學者的重視[3-5]. 研究[6-7]表明，超鈾廢物、高中放廢液、放射性核素污染場地(如超鈾核素污染土壤和廢物處置場)中賦存的土著微生物具有很強的環境適應性和耐輻射能力，是超鈾核素(如239Pu等)污染修復和錒系核素分離的潛在優勢菌種，在放射性廢液錒系核素分離處理中具有較高的應用前景. 國內外研究[8-10]發現，一些微生物由于其表面的活性基團對錒系元素具有很強的絡合能力.傳統的生物吸附是基于代謝非依賴的物理化學反應的被動吸附過程，而通過細胞的代謝活動使金屬離子通過細胞壁膜進入細胞內的吸收可稱為主動吸收，把被動、主動吸收統稱為生物積累或生物富集[11-13]. 無論是活體還是滅活(是否依賴于代謝活動)，菌體表面的活性基團在吸附反應初期都起著十分重要的作用[14-17]，通過化學預處理或表面修飾有助于進一步明確生物修復過程中微生物表面官能團的定性和定量化貢獻[18]，如Garden-Torresdey等[19]研究顯示，藻類細胞經酯化處理后對A13+和Cu2+的結合能力下降，說明羧基在Al3+和Cu2+的吸附過程中有重要作用；Ashkenazy等[20]的研究表明，乙酰化預處理后提高了菌體對金屬的吸附量. 近年來大量研究表明，部分活體微生物(如酵母菌)以在胞內外礦化結晶的形式將鈾等錒系元素富集固定[21-24]，且模擬核素Yb[25]和Ce[26]同樣在微生物界膜處出現礦物晶體. 微生物如何高效原位地修復放射性污染場地，一直是國內外學者長期關注的熱點課題[27-28]. 劉明學[29]利用有機酸解吸和濕法消解的方式有效定量區分了活體微生物對核素的表面吸附、沉積礦化或胞內富集比例，然而關于滅活和活體微生物對高中放廢液中主要錒系核素239Pu的富集行為、賦存形式、減量化程度的研究鮮見報道[7-9]. 微生物在自然界中大量存在且廣泛分布，研究[30-34]表明，絕大部分微生物對放射性核素及重金屬的固定具有潛在有效性. 該研究選用模式微生物酵母菌作為代表菌種，通過化學預處理和濕法消解的方式，系統研究微生物對放射性核素239Pu的富集及減量化行為，以期為高放廢物地質處置庫的核素遷移評價及微生物對錒系核素分離研究提供基礎數據和參考依據.

1 材料與方法

1.1 主要試劑與儀器

主要試劑：239Pu標準溶液(107Bq/L)以及真實中放廢液由中核集團某公司提供，1 mg239Pu的放射性活度為2.27×106Bq；Hisafe3閃爍液購自美國PE公司；試驗所用其他試劑均為分析純或優級純，配置溶液均采用Milli-Q制備；所有放射性試驗均在中核集團某公司放射性分析室開展.

主要儀器：Wallac 1414液閃儀(美國PE公司)；ORTEC α能譜儀〔50 mm2PIPS (passivated implanted Planar silicon, 離子注入型半導體硅)探頭，美國ORTEC公司〕；BH1324F低本底多道γ能譜儀(中核北京核儀器廠)；雷磁PHS-3C型精密pH計(上海精密科學儀器有限公司)；800型離心沉淀器(上海手術器械十廠)；BS210S電子天平(德國賽多利斯股份公司)；JJ-4A六聯磁力攪拌器(常州榮華儀器制造有限公司)；DZ-1A真空干燥箱(天津市泰斯特儀器有限公司)；KSL-1200X馬弗爐(合肥科晶材料技術有限公司)；UItra55場發射掃描電子顯微鏡(SEM-EDS，德國蔡司公司)；IE450型能譜儀(英國Oxford公司)；Nicolet-5700型傅里葉變換紅外光譜儀(美國熱電公司).

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗菌體制備方法

模式微生物?酵母菌初始菌株由西南科技大學生命科學與工程學院試驗中心提供. 液體培養基為葡萄糖50.0 g、尿素1.0 g、(NH4)2SO41.0 g、酵母膏0.5 g、Na2HPO40.5 g、水1 500 mL、pH=4.5. 用電爐加熱并用玻璃棒不斷攪拌配置成1 500 mL溶液. 將活化后的菌種接種到液體培養基中，37 ℃振蕩培養至對數生長期，離心收集活體菌體備用，將部分濕菌體置于高壓滅菌鍋121 ℃滅菌15 min，然后置于干燥箱中于100 ℃烘至恒干，收集滅活菌體備用.

1.2.2 菌體化學預處理方法

根據文獻[18]的試驗方法，準確稱取2.0 g酵母菌濕菌體，分別進行脫蛋白、脫脂和脫乙酰化3種化學預處理：①脫蛋白. 準確加入20 mL 2 mol/L NaOH溶液，室溫脫蛋白處理24 h后，離心固液分離，用超純水反復清洗，備用. ②脫脂. 準確加入20 mL摩爾比為1∶3的乙醇-氯仿混合溶液，室溫脫脂處理24 h后，離心固液分離，用超純水反復清洗，備用. ③脫乙酰化. 準確加入20 mL 40% NaOH溶液，在115 ℃油浴約4 h后，冷卻，離心固液分離，用超純水反復清洗，備用.

1.2.3239Pu吸附試驗及活度分析

在必要條件下，利用0.1 mol/L HNO3和0.1 mol/L NaOH將一定放射性活度濃度的239Pu溶液pH調至所需值(該文僅在對圖1的研究中調pH，圖2~4的試驗pH條件均為標準試劑的原始pH，未經調料，在高pH條件下239Pu的形態和種態將發生較大變化，形成沉淀或膠體，因放射性分析條件有限，難以清晰鑒定和解析其沉淀物相及膠體結構信息)，通過Fe2+和NO2?調節239Pu至+3價和+4價，取一定體積的239Pu溶液于25 mL錐形瓶中，加入一定量的酵母菌，置于六聯磁力攪拌器上，在恒溫、150 r/min下攪拌吸附一定時間后，4 000 r/min離心20 min，取一定體積(0.1~3 mL)的待測溶液加入到20 mL聚乙烯閃爍瓶中，然后加入10 mL Hisafe 3閃爍液，搖勻后用液閃儀測放射性計數，計算239Pu的放射性活度濃度以及相應的吸附率和吸附量. 上述過程即為批次試驗. 菌液分離后，為考察菌體對239Pu溶液的梯次遞降效果，再次向液體中投加新菌體稱為梯次吸附(換菌不換液)；為考察菌體的吸附量，再次將吸附過的菌體投加至未經吸附的239Pu溶液中稱為累積吸附(換液不換菌).

放射性活度濃度的吸附率(R，%)和吸附量(Q，Bq/g)的計算公式分別如式(1)(2)所示.

式中：R為放射性活度濃度的吸附率，%；A0為溶液初始放射性活度濃度，Bq/L；A1為溶液殘余放射性活度濃度，Bq/L；Q為放射性活度濃度的吸附量，Bq/g；V0為反應溶液的初始體積，L；m為酵母菌的投加量，g.

1.2.4 中放廢液吸附試驗及活度分析

準確移取5 mL中放廢液于25 mL的錐形瓶，加入0.1 g滅活酵母菌，在六聯磁力攪拌器上攪拌30 min，測溶液pH(強堿性是因為前期處理工藝添加大量堿所致，中高放廢液的組分極其復雜，若調節料液將引入更多離子，該文旨在初步探索最簡化的方式下酵母菌對廢液中錒系核素的分離潛力，因此未與標準試劑的pH統一)，樣品在4 000 r/min下離心20 min實現固液分離，取0.1 mL清液稀釋1 000倍，用0.1 mol/L HNO3定容至100 mL后，移取1 mL用于放射性活度濃度〔總α(∑α)、總β(∑β)〕的分析，移取0.2 mL利用ORTEC 8-units system α-spc α能譜儀測α譜(50 mm2PIPS探頭)，移取1 mL用γ譜儀測總γ. 其中，γ探測效率為0.59%，本底計數為152，測量時間為1 800 s.

采用Wallac 1414液閃儀(具有α/β甄別功能)測定總α、總β. 放射性活度濃度(A，Bq/L)的計算如式(3)所示，總α和總β放射性活度濃度〔A(∑α)、A(∑β)，Bq/L〕的計算公式分別如(4)(5)所示.

式中：cpm為每分鐘計數值；cpmw1為總α的每分鐘計數值；cpmw2為總β的每分鐘計數值；Bc為本底值，其中Bcα=0.8，Bcβ=60；t為計數時間，s；e為探測效率，其中eα=100%，eβ=65%；V1為分析取樣體積，mL.

樣品中總α放射性活度的分析過程：準確移取0.1 mL上清液于5 mL萃取管中，用0.3 mol/L硝酸定容至1 mL，加入1 mL 30% TRPO-二甲苯，充分振蕩萃取5 min，離心分相. 分相后的有機相用0.4 mol/L硝酸洗滌5 min. 準確移取0.1 mL洗滌后的有機相，用液閃譜儀測量總α放射性活度.

1.2.5 濕法消解

每組設計3份平行對照，試驗方法根據文獻[21]進行部分改進.

絡合交換：酵母菌與239Pu溶液分離后，其中一份用10 mmol/L EDTA清洗交換5次直至乙二胺四乙酸(EDTA)洗脫液中檢測不到239Pu，每次清洗，用移液器取2 mL EDTA溶液于5 mL離心管中，輕搖幾次，平放靜置10 min，然后離心將洗脫液轉移到10 mL試管中，菌體則保留在原離心管中，如此反復，直至洗脫完畢；另一份在同樣條件下用超純水清洗作為對照. 清洗方法如上所述，同樣將交換液儲存在10 mL的試管中，菌體則保留在原離心管中.

濕法消解：用EDTA和超純水洗滌后原離心管中的菌體，以及未經清洗的菌體，3份均采用1∶4的高氯酸(HClO4)與硝酸(HNO3)混合溶液5 mL浸泡48 h，進行濕法消解，此過程中輕搖幾次以期與混酸充分接觸使消解更加完全. 消解后，離心將消解液轉移到10 mL的試管中，將上述10 mL的試管都用超純水定容到10 mL，測定239Pu放射性活度. 其中EDTA洗脫下來的239Pu是酵母菌胞外絡合的部分，經EDTA洗滌后濕法消解出來的239Pu為在酵母菌細胞表面礦化穩定結合或進入胞內的部分. 數據處理按式(6)(7)進行：

式中：Qcom為單位干質量酵母菌中胞外黏附及絡合的239Pu，Bq/g；CEDTA為EDTA洗脫液中239Pu的放射性活度濃度，Bq/L；Cdigest為混酸消解液中239Pu的放射性活度濃度，Bq/L；Qsta為單位干質量酵母菌穩定結合或在胞內積累的239Pu，Bq/g；V為EDTA洗脫或混酸消解后溶液體積，L.

1.2.6 零電荷點(pHPZC)滴定方法

將不同質量的固體加入到一定量的超純水中，得到一組不同固液比的懸浮液. 隨著固液比的增大，懸浮液體系的pH越來越接近pHPZC. 分別將0.01、0.05、0.15、0.25、0.50、1.00、1.10、1.25 g滅活酵母菌加入到20 mL超純水中，在常溫(25 ℃)、150 r/min下振蕩30 h，測量各溶液的pH.

1.2.7 反應前后SEM-EDS和FT-IR分析

酵母菌與239Pu及模擬溶液作用后，4 000 r/min下離心20 min，棄上清液，沉淀物45 ℃烘干備用，利用SEM-EDS和FTIR分別進行形貌和表面基團分析.SEM的放大倍數約為20 000倍. FTIR的波數范圍為4 00~4 000 cm?1.

2 結果與討論

2.1 酵母菌對239Pu的富集和減量化效果

采用EQ3/6地球化學模式和模擬計算發現，pH對239Pu的離子價態和種態有重要影響[2]. 由圖1可見，pH對滅活酵母菌吸附239Pu的行為有顯著影響，在最適pH=5的條件下，酵母菌對239Pu的吸附率和吸附量分別為97.32%和0.2×106Bq/g(以干質量計，下同).在pH小于5時，Pu以+3價為主，主要是Pu3+[2]，該研究通過質量滴定結果發現，酵母菌的pHPZC為4.54.當pHpHPZC時，酵母菌表面帶負電荷. pH=5時，開始有Pu(OH)4、Pu(OH)5?和Pu(OH)3+出現；pH=6時，70%以上為Pu(OH)5?，約20%為Pu(OH)4；pH大于7時，則基本都以Pu(OH)5?存在[2]. 在pH>5時，因靜電斥力導致吸附率下降，隨著初始pH繼續升高，239Pu可能進一步水解產生沉淀而降低溶液中239Pu的濃度. 活體及滅活酵母菌對水體中239Pu的吸附率均在99%以上，吸附239Pu后，580 ℃下灰化處理3 h，菌體可減重97%以上，具有明顯的減量化效果(見表1).

表1 酵母菌對水體中239Pu的去除效果及灰化減重比Table 1 Removal effect of 239Pu in water and weight loss ratio of ash treatment of S. cerevisiae

圖1 pH對滅活酵母菌吸附239Pu的影響Fig.1 Effect of pH on 239Pu biosorption by inactivated S. cerevisiae

2.2 化學預處理方式對酵母菌吸附239Pu的影響

為了進一步考察酵母菌表面活性吸附位點在吸附239Pu過程中的作用，對酵母菌分別進行了3種化學預處理，經過預處理后菌體活性有一定下降. 由圖2可以看出，經過脫蛋白質、脫脂和脫乙酰化處理后，酵母菌對239Pu的吸附率有所影響，脫脂處理后，吸附率略有降低，而脫蛋白質和脫乙酰化處理后，經過0.5~24 h的吸附，酵母菌對239Pu吸附率均低于對照的1/2，尤其是脫乙酰化處理后，吸附率僅為對照的1/4. 這與文獻[18]的結果一致，脫乙酰化處理后，啤酒酵母菌及少根霉菌吸附241Am的性能也顯著降低. Ashkenazy等[20]研究表明，乙酰化修飾胺基后使NH3+轉變成中性基團CH3CO?NHR，從而與帶正電的金屬離子進行配位結合，提高了其對金屬的吸附量. 這表明乙酰基團在重金屬和239Pu等錒系核素的吸附過程中均起到了重要作用，其次是多官能團的蛋白質.

圖2 化學預處理方式對活體酵母菌吸附239Pu的影響Fig.2 Effect of chemical pretreatment on 239Pu biosorption by living S. cerevisiae

2.3 239Pu在酵母菌體內的賦存方式

經過EDTA和混酸消解后，不同時間下活體酵母菌對胞外絡合與胞內外穩定結合的239Pu的積累量如圖3所示. 由圖3可見，隨著時間的延長，239Pu酵母菌體內的積累量逐步增加，96 h時，酵母菌對239Pu的吸附量達1.56×106Bq/g. 0.5~24 h內，隨著時間的增加，以胞外絡合和胞內外穩定結合兩種方式的吸附量均在增加，單位質量酵母菌細胞壁絡合239Pu的量在24 h達到最大，為1.21×106Bq/g，占總吸附量的80.13%. 96 h時，單位質量酵母菌細胞壁絡合的239Pu降至1.18×106Bq/g，占總吸附量的75.64%；酵母菌細胞壁吸附絡合239Pu的量隨時間呈先增后減的趨勢，這與細胞壁吸附機理及菌體生長代謝規律有關. 利用混酸消解后的239Pu總量一直在增加，表明部分以細胞壁絡合的239Pu在該階段進入到胞內或者礦化為更穩定的形式存在. 基于強酸性、化學毒性和強放射性的條件，推測24 h后活體酵母菌細胞壁膜逐漸破損直至活性消亡，因此在該階段進入胞內的比例進一步增加. 由于239Pu與酵母菌細胞作用時首先接觸的是細胞壁，在物理-化學吸附機理作用下，細胞壁在短時間(0.5 h)即可吸附大量的239Pu (約0.8 Bq/g). 酵母菌細胞在小劑量輻照及毒害脅迫下具有較高的代謝活性，可能會利用Ca、Mg或Fe轉運蛋白等離子轉運通道使吸附在細胞壁上的239Pu向胞內轉運一部分，轉運量的多少與細胞種類、生長代謝和膜受損狀態等有關；同時，酵母菌細胞會產生一定的抗性，使細胞壁解吸部分239Pu或通過表面沉積晶化的方式將239Pu轉化為更為穩定的礦物形式，表現為穩定吸附的239Pu隨著時間的延長逐步增加. 隨著時間延長，細胞逐步可能產生適應，以及后期細胞衰退時細胞表面暴露出更多的吸附活性基團，導致酵母菌細胞壁表面吸附的239Pu總量緩慢增加直至趨于平衡，這與劉明學[29]報道的鍶離子生物吸附規律相似. 從積累的時間來看，與細胞壁上的絡合吸附相比，沉積或進入胞內是一個相對緩慢的過程，這符合酵母菌細胞的代謝動力學和吸附積累推測過程，即239Pu與酵母菌細胞接觸后，首先通過物理化學吸附在細胞表面，然后再通過代謝依賴或非依賴機制向細胞內轉運或在胞內外成核結晶生長.

圖3 不同時間下活體酵母菌對239Pu的積累量Fig.3 Accumulation of 239Pu by living S. cerevisiae at different time

2.4 酵母菌對239Pu(Ⅲ)和239Pu(Ⅳ)溶液放射性活度的批次及累積吸附

酵母菌在換菌不換液的情況下，對239Pu(Ⅲ)和239Pu(Ⅳ)溶液的梯次吸附試驗結果如圖4所示. 由圖4可見，在經過連續6次吸附后，239Pu(Ⅲ)和239Pu(Ⅳ)溶液的放射性活度濃度從106Bq/L逐漸降至103~104Bq/L，239Pu的吸附率均在99%以上. 滅活酵母菌對239Pu溶液的吸附性能在前期(前2次累積吸附總量)略優于活體，在前面3次吸附中，酵母菌對239Pu(Ⅲ)的吸附率遠高于239Pu(Ⅳ)，考慮到溶液初始pH的差異導致Pu在溶液中的種態不同.239Pu(Ⅳ)溶液的初始pH較低，游離H+較多，這對239Pu的吸附將造成較大的影響. 在換液不換菌的條件下，經過3次累積吸附，滅活酵母菌對239Pu(Ⅲ)和239Pu(Ⅳ)的累積吸附量分別可達0.76×106和0.43×106Bq/g.

圖4 酵母菌對239Pu(Ⅲ)和239Pu(Ⅳ)溶液放射性活度的梯次遞降結果Fig.4 The radioactivity result of 239Pu(Ⅲ) and 239Pu(Ⅳ) batch adsorption by S. cerevisiae

2.5 酵母菌與真實Pu及模擬Ce溶液作用前后的FTIR及SEM-EDS分析

酵母菌與Pu溶液作用24 h的紅外光譜如圖5所示. 酵母菌細胞壁主要組分是葡萄糖和甘露聚糖，并含有幾丁質和蛋白質. 由圖5可見，3 411 cm?1附近強寬譜峰為O?H伸展振動和N?H伸展振動的混合峰，來自多糖、幾丁質和蛋白質等組分的貢獻.2 959和2 926 cm?1附近的譜峰分別來自蛋白質和脂類的νas(CH2)和νas(CH3)，是典型的脂碳鏈的C?H伸展振動吸收帶，它反映脂肪酸、各種膜和細胞壁組分的親水脂分子的信息. 1 634 cm?1處為蛋白質酰胺Ⅰ帶，來自C=O伸展振動. 1 546 cm?1處為酰胺Ⅱ帶，來自N?H彎曲振動和C?N伸展振動，這兩處峰是蛋白質的特征譜帶.

圖5 酵母菌與239Pu溶液作用前后的FTIR譜圖Fig.5 FTIR spectra of S. cerevisiae before and after interaction with 239Pu solution

1 453和1 405 cm?1附近的吸收帶分別屬于蛋白質分子中甲基的反對稱彎曲振動峰〔δas(CH3)〕和對稱彎曲振動峰〔δs(CH3)〕. 1 385 cm?1處中等強度的吸收歸屬于羧基的對稱伸縮振動，1 238 cm?1處的譜峰為酰胺Ⅲ帶C?N伸展振動和N?H彎曲振動的混合振動峰，可能還有P=O伸縮振動. 1 047 cm?1處為多糖骨架振動吸收帶，主要是糖類的C?OH伸縮振動，可能也含P?O?C伸縮振動[13]. 酵母菌與Pu作用后，3 419 cm?1附近的O?H和N?H伸縮振動峰譜帶變寬，酰胺帶和多糖羥基譜峰變化較大，尤其明顯的是，1 384 cm?1處羧基的C?O和C=O特征吸收峰顯著加強. 這表明酵母菌與Pu作用時，羧基、羥基和氨基等活性基團的氫鍵被破壞，由C、N、O提供配位電子，與有空軌道的Pu(Ⅳ)或Pu(Ⅲ)以?CO?Pu?、?O?Pu?、?N?Pu?等螯合、絡合或配位的方式結合. 由此推斷，酵母菌在吸附Pu的過程中的確存在化學吸附過程，相對而言，細胞上的多糖、蛋白質酰胺成分更多地參與了對Pu的吸附過程.

稀土元素Ce的離子半徑、價態及化學性質與Pu等超鈾元素相似，且酵母菌對Ce的吸附礦化試驗研究[26]發現，酵母菌對Ce的吸附行為與239Pu非常相似，因此用Ce4+替代239Pu進行有關掃描電鏡和能譜分析是可行的. 酵母菌在25 mg/L的Ce溶液中作用72 h后的SEM-EDS結果如圖6所示. 在pH=1和pH=3的條件下未發現明顯的沉積物，在pH=5的條件下，在酵母菌表面發現有粒徑約100 nm的針狀沉積物，EDS證實這些沉積物含有Ce，同時含有較明顯的P和Fe的峰. 推測在pH=5時，Ce在酵母細胞表面與從胞內釋放出P結合，生成Ce的磷酸鹽納米結晶.

圖6 酵母菌與Ce溶液作用后的SEM-EDS結果Fig.6 SEM and EDS results of S. cerevisiae after interaction with Ce solution

2.6 酵母菌對真實中放廢液錒系核素的梯次遞降

取100 mL真實中放廢液(由中核集團某公司提供，pH=13.4，總α放射性活度濃度為2.64×106Bq/L)于手套箱中，在未進行酸度、濃度、活度等任何調料的前提下，通過靜態批次吸附試驗，考察酵母菌對真實放射性廢液中錒系核素的吸附提取性能，結果如表2所示. 在中放廢液中，總α放射性活度主要由放射性核素239Pu和241Am提供，從α譜儀分析計數得知，吸附前后廢液中239Pu和241Am的計數比例均約為10∶1.從表2可以看出，吸附后，溶液從強堿性(pH=13.4)水平逐漸降至弱堿性水平，酵母菌對真實中放廢液中的總α放射性活度有較好的去除效果，兩次吸附率分別可達72.50%和92.74%，吸附量分別達18 684.11和6 571.35 Bq/g，經過酵母菌2次吸附，總α放射性活度降低了2個數量級，累積吸附率可達98%，而總β和總γ放射性活度仍保持原有數量級，累積吸附率僅分別為11.45%和6.35%. 這表明利用微生物對放射性廢液中錒系核素的提取和分離是可能的.

表2 酵母菌對真實中放廢液的吸附試驗結果Table 2 Biosorption results of the real middle level radioactive liquid by S. cerevisiae

3 結論

a) pH=5時，0.1 g滅活酵母菌對20 mL放射性活度濃度為1.24×106Bq/L的239Pu的去除可達97.32%，蛋白質和乙酰基團對酵母菌吸附239Pu起到重要作用.

b) 活體酵母菌對239Pu的吸附是一個生物、物理、化學作用相結合的過程. 隨著吸附時間從0.5 h延至96 h，酵母菌積累的239Pu總量逐漸增加，24～96 h期間，絡合在細胞表面的239Pu略有降低，而以穩定形式賦存在酵母菌細胞內外的239Pu在增加.

c) 通過Fe2+和NO2?調節239Pu至+3價和+4價，經過6批次酵母菌吸附(換菌不換液)，239Pu(Ⅲ)放射性活度濃度可從7.35×106Bq/L梯次遞降至2.30×103Bq/L，吸附后的酵母菌經灰化處理后，可減量98.21%.

d) 經過酵母菌2次吸附，總α放射性活度濃度降低了2個數量級，累積吸附率可達98%，而總β和總γ放射性活度濃度仍保持原有數量級，累積吸附率僅分別為11.45%和6.35%. 因此，利用微生物對放射性廢液中錒系核素的提取和分離是可能的.