錳、砷對地衣芽孢桿菌鈾富集的影響

望子龍 羅學(xué)剛 司慧 王焯

（1. 西南科技大學(xué)生命科學(xué)與工程學(xué)院，綿陽 621000；2. 西南科技大學(xué)核廢物與環(huán)境安全國防重點學(xué)科實驗室，綿陽 621000）

鈾（U）礦開發(fā)、提煉及放射性廢棄物處理所造成的污染對人類生存的安全及整個生物圈存在嚴(yán)重的威脅。U因其衰變周期長、生物毒性高且難以代謝等特性，若處理不當(dāng)進入體內(nèi)，會引起腎肝的病變，甚至導(dǎo)致死亡［1-2］。因此，治理以U為代表的放射性污染與U礦的開發(fā)及利用具有同等重要的意義。與物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)等傳統(tǒng)修復(fù)方法相比，微生物修復(fù)以其技術(shù)簡單、費用低廉、高效、對環(huán)境影響小等優(yōu)點引起人們的重視［3-5］。微生物在被污染土壤環(huán)境去毒方面具有獨特的作用［6］，利用微生物的對重金屬的吸附及耐受能力，可最大程度壓縮放射性廢棄物體積［7-9］。國內(nèi)外研究中發(fā)現(xiàn)的可富集并耐受U的菌株已有數(shù)十種，如1991年，Lovely等［10］就已發(fā)現(xiàn)異化Fe（III）還原菌G.metallireducens及S. oneidensis可以通過自身還原作用富集U（VI），隨后的研究表明檸檬酸桿菌［11］、酵母菌［12-13］、耐輻射奇球菌［12］、假單胞菌［14］、藻類［15］等都具有富集U（VI）的能力。一般情況下，其對U的吸附能力為細菌（400-900 mg/g）＞放線菌（440 mg/g）＞真菌（170-215 mg/g）＞藻類（0-560 mg/g）［2，16-21］。

U污染常伴隨著其他的重金屬污染，這是因為多數(shù)金屬礦床和非金屬礦床都含有硫化物，并常與重金屬元素共生［22］。U礦中除含有大量U及U的衰變子體如226Ra、Th等帶有放射性核素外還含有很多非放射性的重金屬如銅、鋅、錳（Mn）、鎘、鉛、鉻、鎳及砷（As）等［23-27］。Mn、As作為U的伴生元素，廣泛存在于U污染區(qū)，且鮮有Mn、As在U尾礦區(qū)對微生物修復(fù)影響的報道；在國內(nèi)外的研究中，微生物處理放射性核素主要是培養(yǎng)后靜態(tài)吸附研究，對于培養(yǎng)過程中微生物與放射性核素的相互作用的研究甚少［15］。因此，本實驗嘗試?yán)肬尾礦區(qū)分離的地衣芽孢桿菌在生活狀態(tài)下耐受并富集U、Mn、As，研究其在培養(yǎng)條件下對U、Mn、As的富集特性，利用紅外光譜（FTIR）探討富集前后菌體的變化。并通過多因素實驗，探究Mn、As對地衣芽孢桿菌U富集的影響，旨在為U污染區(qū)微生物修復(fù)，超富集植物體減容提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 菌種及來源 地衣芽孢桿菌［Bacillus licheniformis BCRC12826（DQ309323）］來源于U尾礦腐爛植物體。由西南科技大學(xué)生命科學(xué)與工程學(xué)院分離鑒定并保存。

1.1.2 試劑 乙酸錳，亞砷酸鈉，乙酸雙氧鈾。U離子（六價）易與有機物質(zhì)產(chǎn)生沉淀，導(dǎo)致培養(yǎng)基有效U離子濃度降低，故選取較溶菌肉湯（LB）液體培養(yǎng)基有機物含量少且成分簡單清晰的葡萄糖尿素液體培養(yǎng)基［28］。取尿素1 g，葡萄糖50 g，酵母膏0.5 g，硫酸銨1.0 g，磷酸氫二鈉0.5 g，蒸餾水1.5L，121℃滅菌30 min，并將pH調(diào)整至4.5左右。

1.2 方法

1.2.1 單因素試驗設(shè)計 配制葡萄糖尿素培養(yǎng)基，調(diào)整pH為4.5。然后分別加入濃度5 000 mg/L的U、Mn、As元素母液，最終配制成U、Mn和As的初始濃度為0 mg/L、25 mg/L、50 mg/L、75 mg/L和100 mg/L，pH為4.5的澄清培養(yǎng)基。分裝培養(yǎng)基于250 mL錐形瓶中，每濃度設(shè)置5個平行對照，并加入吸光度（OD）為1.0的新制地衣芽孢桿菌活化菌液5 mL。置于150 r/min的恒溫震蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)120 h。定時取樣，并用Thermo Multiskan 酶標(biāo)儀于600 nm處測量，繪制生長曲線；然后10 000 r/min離心10 min，測定上清液中U、Mn和As的濃度，并將沉淀烘干，稱量菌體質(zhì)量，計算微生物對U、Mn和As的吸附率或吸附量。重金屬吸附率按如下公式計算［29］：

其中，q為吸附量（mg/g）；Co為U/Mn/As溶液的初始濃度（mg/L）；C為微生物吸附后的平衡濃度（mg/L）；V為溶液體積（L）；M為微生物質(zhì)量（g）。

1.2.2 多因素實驗設(shè)計 實驗采用為二次正交旋轉(zhuǎn)組合設(shè)計，設(shè)置U（X1）、Mn（X2）、As（X3）三個因素，各因素水平值如表1所示。

1.2.3 實驗方法 根據(jù)表2配制各組重金屬溶液，按表1設(shè)計的水平向各培養(yǎng)基中加入乙酸雙氧鈾溶液、乙酸錳溶液及亞砷酸鈉溶液，且每瓶均加入OD值為1.0的新制菌懸液5 mL，在30℃，150 r/min搖床中培養(yǎng)72 h。每組取20 mL培養(yǎng)液在10 000 r/min下離心10 min。取上清，過0.45 μm針頭過濾器，測定剩余U、Mn、As的濃度。

表1 因素水平編碼表

表2 實驗方案及編號

1.2.4 檢測方法 本實驗中U元素使用安捷倫7700x電感耦合等離子體串聯(lián)質(zhì)譜儀進行測定［30］，Mn元素使用日立Z-2000原子吸收光譜儀測定［31］，As元素使用普析PF6非色散原子熒光光度計測定［32］。不同元素檢出限如表3所示。

表3 各元素檢出限

1.2.5 數(shù)據(jù)分析 數(shù)據(jù)均采用DPS 7.5軟件進行分析，采用Tukey多重比較法。應(yīng)用Origin 8.5軟件作圖。

2 結(jié)果

2.1 單因素實驗及分析

2.1.1 地衣芽孢桿菌對U的富集 如圖1所示，地衣芽孢桿菌可在0-100 mg/L的U濃度下可生長，地衣芽孢桿菌在含U培養(yǎng)基中生長的前12 h，不同濃度下的細菌生長趨勢與對照組相當(dāng)，在細菌生長達到穩(wěn)定期后，75 mg/L、100 mg/L濃度下表現(xiàn)出對菌體生長的抑制作用，菌體數(shù)量分別低于對照組14.58%和31.25%，差異極顯著（P＜0.01）。

圖1 U對地衣芽孢桿菌生長的影響

由圖2可以看出，鈾酰離子（UO22+）初始濃度與地衣芽孢桿菌對UO22+的吸附率呈負相關(guān)，與吸附量呈正相關(guān)。當(dāng)UO22+初始濃度為25 mg/L時，吸附率到達87%，吸附量為25.1 mg/g；UO22+初始濃度100 mg/L時吸附率達到77.89%，吸附量為243 mg/g。吸附量的大幅上升證明菌體上有大量UO22+的吸附位點，U濃度較低時菌體對U的吸附不飽和。吸附率的下降則提示UO22+的升高會抑制地衣芽孢桿菌的生長，這與圖1相符，同時，UO22+吸附量的上升使吸附更接近飽和，減弱了菌體對U的吸附作用。

圖2 地衣芽孢桿菌對U的吸附率及吸附量

圖3是在0 mg/L和100 mg/L的UO22+條件下培養(yǎng)的地衣芽孢桿菌的紅外譜圖。由圖可知，加入U的菌體上羥基、羰基特征峰出現(xiàn)偏移，同時有新的特征峰出現(xiàn)。其中N-H的彎曲振動與C-N伸展振動的疊加在1 540 cm-1、1 654 cm-1處，此兩峰提示著酰胺鍵的存在；1455 cm-1、1 396 cm-1處吸收峰與C-H（-CH3）的彎曲振動有關(guān)，提示含-CH3的物質(zhì)和菌體U的結(jié)合存在聯(lián)系。吸收峰位于1 396 cm-1處與COO-基團有關(guān)。1 064 cm-1處為P-O-C以及C-N（胺基）伸縮振動的吸收峰，可能是含磷化合物的峰位；菌體積累U后，位于1 232 cm-1處的吸收峰消失，該特征峰可能是P = O和C-S 的伸縮振動或C-O與O-H的疊加吸收峰，提示U可能累積也與含磷化合物有關(guān)。在909.56 cm-1處出現(xiàn)的為UO22+的吸收特征峰。

2.1.2 地衣芽孢桿菌對Mn的富集 如圖4，在不同濃度Mn培養(yǎng)下的地衣芽孢桿菌在前36 h生長狀況相當(dāng)；36 h之后，25-100 mg/L Mn處理的細菌其數(shù)量均低于對照組（P＜0.01），表現(xiàn)出Mn對其生長的脅迫，在120 h時，25 mg/L組細菌數(shù)量低于對照18.18%，差異極顯著；0 mg/L組細菌數(shù)量低于對照27.27%，差異極顯著；75 mg/L組菌數(shù)低于對照25.97%，差異極顯著；100 mg/L組菌數(shù)低于對照29.87%，差異極顯著。

圖3 在0 mg/L和100 mg/L的UO22+條件下培養(yǎng)的地衣芽孢桿菌紅外譜圖

圖4 Mn對地衣芽孢桿菌生長的影響及地衣芽孢桿菌對Mn的吸附率

地衣芽孢桿菌在25 mg/L、50 mg/L、75 mg/L和100 mg/L下吸附率均隨菌體數(shù)量的上升而上升，在菌體數(shù)量穩(wěn)定后逐漸趨于穩(wěn)定，濃度于100 mg/L處理下出現(xiàn)了明顯的脫附現(xiàn)象；地衣芽孢桿菌對Mn的吸附率隨濃度變化呈遞減趨勢，在25 mg/L在96 h時達到最高為80.44%。

圖5是在0 mg/L和100 mg/L的Mn濃度條件下培養(yǎng)的地衣芽孢桿菌的紅外譜圖?？梢钥吹礁鞣逯底兓淮螅? 303 cm-1、1 654 cm-1處也向低波數(shù)移動，提示Mn可能會與U競爭胺基及蛋白質(zhì)的固定位點，同時，1 064 cm-1處峰值變化不大，即Mn不會影響U與菌體上的含磷化合物結(jié)合。同時，2 360 cm-1處的峰消失。

2.1.3 地衣芽孢桿菌對As的吸附 砷脅迫下地衣芽孢桿菌的生長曲線如圖6所示。前12 h內(nèi)各濃度的As對細菌數(shù)量增加的影響均較小，菌體數(shù)量均接近對照，在12 h之后As脅迫體現(xiàn)較明顯，菌體數(shù)量隨濃度的提高而減少，且As濃度大于50 mg/L對菌體數(shù)量增加的影響更大。120 h時50 mg/L組菌體數(shù)相較于對照減少24.29%，75 mg/L組菌體數(shù)較于對照減少30.71%，100 mg/L組較對照減少26.61%，差異均極顯著（P＜0.01）。

地衣芽孢桿菌對As的吸附率隨濃度變化呈先下降后升高的趨勢，如圖6所示，25 mg/L處理在108h時吸附率最高達到79.44%；在120 h時，50 mg/L處理為75.31%，75 mg/L處理為76.11%，100 mg/L時達到79.73%。

圖5 在0 mg/L和100 mg/L Mn2+條件下培養(yǎng)的地衣芽孢桿菌紅外光譜圖

圖6 As對地衣芽孢桿菌生長的影響及地衣芽孢桿菌對As的吸附率

圖7 在0 mg/L和100 mg/LAs條件下培養(yǎng)的地衣芽孢桿菌紅外光譜圖

圖7是在0 mg/L和100 mg/L的As條件下培養(yǎng)地衣芽孢桿菌的紅外譜圖?？芍渥兓饕彩? 303 cm-1、1 604 cm-1處也向低波數(shù)移動，以及2 360 cm-1峰的消失，推測其影響大致與Mn相同。

2.2 多因素實驗及分析

2.2.1 回歸模型的建立 采用DPS軟件中三元二次正交旋轉(zhuǎn)組合設(shè)計方法，得到復(fù)合污染下地衣芽孢桿菌對U的吸附率與各因子之間的回歸方程為：

α=0.10顯著性檢驗，簡化回歸方程：

結(jié)果表明，對地衣芽孢桿菌U吸附率有顯著影響的一次項因子是X1（U），有顯著影響的二次項因子是 X3（As）。

2.2.2 偏相關(guān)系數(shù)檢驗 對地衣芽孢桿菌U吸附率的偏相關(guān)系數(shù)進行顯著性檢驗，結(jié)果（表4）表明，各因子與地衣芽孢桿菌U吸附率的相關(guān)性表現(xiàn)為：一次項中，X1（U）、X2（Mn）呈現(xiàn)為負相關(guān)，X3（As）呈現(xiàn)為正相關(guān)；二次項中，X1（U）、X2（Mn）呈現(xiàn)為負相關(guān)，X3（As）呈現(xiàn)為極顯著負相關(guān)；交互項中，X1X2（U與Mn）呈現(xiàn)負相關(guān)，X1X3（U與Mn）、X2X3（Mn與As）呈現(xiàn)為正相關(guān)?？梢奤與Mn濃度對地衣芽孢桿菌U吸附率呈抑制作用，As濃度呈促進作用。

表4 地衣芽孢桿菌U吸附率的偏相關(guān)系數(shù)顯著性檢驗結(jié)果

2.2.3 單因素效應(yīng)分析 對原始回歸方程采用“降維法”，得到各因子對地衣芽孢桿菌U富集的偏回歸方程為：

根據(jù)子方程繪制地衣芽孢桿菌U吸附率隨各因子的變化趨勢圖。由圖8可知，地衣芽孢桿菌U吸附率與U濃度呈負相關(guān)，隨U濃度的升高而降低；在Mn濃度低于40 mg/L時對U的富集呈促進作用，而在Mn濃度大于60 mg/L時呈現(xiàn)抑制作用，As濃度在60 mg/L以下時可以促進地衣芽孢桿菌對U的富集，而高于60 mg/L時則體現(xiàn)出對U吸附的抑制。

圖8 復(fù)合污染下各因子對地衣芽孢桿菌U吸附率的影響

3 討論

地衣芽孢桿菌對U與鎘有著相似的吸附趨勢，紅外分析顯示，U與菌體的結(jié)合與含磷化合物及蛋白等含羧基甲基等的有機物有關(guān)，反映出地衣芽孢桿菌對鈾的吸附主要與細胞膜及細胞壁有關(guān)。生物膜外有許多能吸附金屬離子和有機物的位點，如芳香烴、脂肪族氨基酸形成的蛋白質(zhì)中的疏水區(qū)，與重金屬之間有較高的結(jié)合量和結(jié)合強度［33-34］。同時，存在于細胞外的胞外多聚物（EPS），特別是溶解性EPS，對重金屬的結(jié)合能力更強［35］，這與EPS上的羥基、磷酸基、巰基、酚羥基等官能團有關(guān)［36］。有研究表明地衣芽孢桿菌對Cd2+的富集是通過胞外各功能團及表面分泌物實現(xiàn)的［37］。司慧等［28］認(rèn)為芽孢桿菌對U的吸附首先發(fā)生于細胞壁上，而后隨著菌體代謝活動等向胞內(nèi)部轉(zhuǎn)移，并在胞內(nèi)積累。

地衣芽孢桿菌對Mn的吸附趨勢變化與黃榮［29］的研究相同。Mn、As對地衣芽孢桿菌富集U的影響可能是多方面的，首先，AsO2-形式存在的As元素不會競爭細胞表面的負電性基團，胡戀等［38］認(rèn)為陽離子與UO22+競爭細胞表面有限的負電性基團導(dǎo)致菌體對U的富集量降低，這與多因素實驗中低濃度AsO2-促進U的富集，而中等濃度以上的Mn離子抑制U的富集相符。低濃度Mn促進U的吸收可能是因為Mn作為生命所需的微量元素對細菌生長影響較小，這與Mn對地衣芽孢桿菌影響的生長曲線相符。因此在U礦的微生物修復(fù)或微生物減容中應(yīng)考慮聯(lián)合Mn還原菌劑及As富集菌劑［39］共同使用。其次，生長曲線顯示U、Mn、As對細菌生長有抑制作用。最后，結(jié)合紅外進行分析，在加入U后，3 303 cm-1、1 064 cm-1等向低波數(shù)偏移，表明菌體對UO2

2+的吸附位點有胺基及菌體蛋白質(zhì)等位點［40］。1 064 cm-1向低波數(shù)移動，且峰值變高，證明U與菌體上磷脂等含磷化合物結(jié)合，并累積起來［38，41-43］。值得注意的是，2 926 cm-1處的 -CH2-峰值變小，而2 360 cm-1的碳碳三鍵或連續(xù)雙鍵處峰明顯升高，可能是U與三鍵或連續(xù)雙鍵化合物結(jié)合，使其含量升高。與此對應(yīng)的是，Mn與As處理的菌體在2 360 cm-1的峰均消失不見，提示Mn與As使菌體內(nèi)三鍵或連續(xù)雙鍵化合物含量較降低，而此過程可能會降低菌體對U的吸附，菌體內(nèi)三鍵或連續(xù)雙鍵化合物結(jié)果與反應(yīng)機理有待進一步研究。

4 結(jié)論

高于 75 mg/L U、25 mg/L Mn或25 mg/L As對地衣芽孢桿菌的生長存在著抑制作用；其中U與As對生長的影響表現(xiàn)在延長了遲滯期，可能是其毒性影響了細胞代謝；而Mn對生長的影響體現(xiàn)在對數(shù)期，可能是影響了菌體的分裂。

地衣芽孢桿菌對在U、Mn和As有較好的富集作用。單因素時，最高可以吸附培養(yǎng)基中87%的U、80.44%的Mn，或79.73%的As。

Mn、As均在低濃度時促進地衣芽孢桿菌對U的吸附，高濃度時則表現(xiàn)出抑制。Mn濃度低于40mg/L或As濃度低于60 mg/L可以促進菌體對U的吸附；反之當(dāng)Mn或As濃度高于60 mg/L則抑制菌體對U的吸附。

［1］Sud D, Mahajan G, Kaur MP. Agricultural waste material as potential adsorbent for sequestering heavy metal ions from aqueous solutions-A review［J］. Bioresour Technol, 2008, 14：6017-6027.

［2］Alessi, Daniel S., Lezama-Pacheco, et al. The product of microbial uranium reduction includes multiple species with U（IV）-phosphate coordination［J］. Geochim Cosmochim Acta, 2014,131：115-127.

［3］王澤煌, 王蒙, 蔡昆爭, 等. 細菌對重金屬吸附和解毒機制的研究進展［J］. 生物技術(shù)通報, 2016（12）：13-18.

［4］劉明學(xué). 微生物與鍶鈾相互作用及其機理研究［D］. 成都：電子科技大學(xué), 2011：6-8.

［5］Wang JS, Hu XJ, Liu YG, et al. Biosorption of uranium（VI）by immobilized Aspergillus fumigatus beads［J］. Journal of Environmental Radioactivity, 2010, 101：504-508.

［6］夏立江, 華珞, 李向東. 重金屬污染生物修復(fù)機制及研究進展［J］. 核農(nóng)學(xué)報 , 1998（1）：60-65.

［7］柏云, 張靜, 馮易君. 生物吸附法處理含鈾廢水研究進展［J］.四川環(huán)境, 2003, 22（2）：9-13, 16.

［8］劉文娟, 徐偉昌, 王寶娥. 兩種酵母菌吸附鈾的對比研究［J］.南華大學(xué)學(xué)報：自然科學(xué)版, 2003, 17（4）：68-71.

［9］周小嬌. 啤酒酵母對放射性元素鈾的吸附機理研究［D］. 蘭州：蘭州大學(xué), 2014：12-18.

［10］Lovely DR, Phillips EJP, Gorby YA, et al. Microbial reduction of Uranium［J］. Nature, 1991, 350：413-416.

［11］Xie S, Yang J, Chen C, et al. Study on biosorption kinetics and thermodynamics of uranium by Citrobacter freudii［J］. Journal of Environmental Radioactivity, 2008, 99（1）：126-133.

［12］Tawfik Z, Abu-Shady M, Haytham M. Uranium uptake by some locally isolated and some reference bacterial species［J］. Acta Pharm, 2005, 55（1）：93-105.

［13］楊杰, 董發(fā)勤, 代群威, 等. 耐輻射奇球菌對放射性核素鈾的吸附行為研究［J］. 光譜學(xué)與光譜分析, 2015, （4）：1010-1014.

［14］Vogel M, Gunther A, Rossberg A, et al. Biosorption of U（VI）by the green algae Chlorella vulgaris in dependence of pH value and cell activit［J］. Sci Total Environ, 2010, 409 ：384-395.

［15］劉明學(xué), 董發(fā)勤, 李瓊芳, 等. 培養(yǎng)條件下酵母菌吸附鈾的研究［J］. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2009, 32（5）：31-34.

［16］Liu MX, Dong FQ, Yan X, et al. Biosorption of uranium by Saccharmyces cerevisiae and surface interactions under culture conditions［J］. Bioresource Technolgy, 2010, 101 ：8573-8580.

［17］Toshihiko O, Takahiro Y, et al. Interactions of uranium with bacteria and kaolinite clay［J］. Chemical Geology, 2005, 220（3/4）：237-243.

［18］Jiang MY, Ohnuki T, Tanaka K, et al, Utsunomiya S. Postadsorption process of Yb phosphate nano-particle formation by Saccharomyces cerevisiae［J］. Geochimica et Cosmochimica Acta,2012, 93：30-46.

［19］Acharya C, andwadkar P, Apte SK. Interaction of uranium with a filamentous, heterocystous, nitrogen-fixing cyanobacterium Anabaena torulosa［J］. Bioresour Technol, 2012, 116：290-294.

［20］Rashmi V, Shylajanaciyar M, Rajalakshmi R, et al. Siderophore mediated uranium sequestration by marine cyanobacterium Synechococcus elongatus BDU 130911［J］. Bioresource Technolgy, 2013, 130：204-210.

［21］Khani MH, Keshtkar AR, Ghannadi M, et al. study of the biosorption of uranium onto Cystoseria indica algae［J］. Journal of Hazardous Materials, 2008, 150（3）：612-618.

［22］馬堯, 胡寶群, 孫占學(xué). 淺論鈾礦山的三廢污染及治理方法［J］. 鈾礦冶 , 2007, 26（1）：35-39.

［23］胡戀, 謝水波, 張曉健, 等. 微生物吸附處理低濃度含鈾廢水的效能［J］. 安全與環(huán)境學(xué)報, 2007（2）：57-60.

［24］劉雨芳, 許中堅, 劉文海, 等. 鈾尾礦庫中重金屬元素的生態(tài)遷移風(fēng)險研究［J］. 水土保持學(xué)報, 2009, 23（2）：153-156.

［25］徐磊, 錢建平, 唐專武. 我國鈾礦廢渣石污染特點及治理方法［J］. 中國礦業(yè) , 2013, 22（1）：61-64.

［26］潘英杰. 我國鈾礦冶設(shè)施退役環(huán)境治理現(xiàn)狀及應(yīng)采取的對策［J］. 鈾礦冶 , 1997, 16（4）：227-236.

［27］Georgiev P, Groudev S, Spasova I, et al. Ecotoxicological characteristic of a soil polluted by radioactive elements and heavy metals before and after its bioremediation［J］. Journal of Geochemical Exploration, 2014, 142：122-129.

［28］司慧, 羅學(xué)剛, 望子龍, 等. 枯草芽孢桿菌對鈾的富集及機理研究［J］. 中國農(nóng)學(xué)通報, 2017, 33（8）：31-38.

［29］黃榮, 聶小琴, 董發(fā)勤, 等. 枯草芽孢桿菌與水體中U（VI）的作用機制［J］. 化工學(xué)報, 2015, 66（2）：764-772.

［30］唐永金, 曾峰, 羅學(xué)剛. 施用微量元素對菊苣修復(fù)鈾污染土壤的影響［J］. 核農(nóng)學(xué)報, 2016, 30（10）：2012-2019.

［31］邱佩麗, 彭名軍, 丁怡, 等. 質(zhì)量控制圖在原子吸收光譜錳測定中的應(yīng)用［J］. 釀酒科技, 2011（12）：76-78.

［32］鄒強, 劉芳, 龔世龍, 等. 土壤總砷測定前處理方法探討［J］.土壤通報, 2011, （6）：1341-1344.

［33］Zhang D, Wang J, Pan X. Cadmium sorption by EPSs produced by anaerobic sludge under sulfate-reducing conditions［J］. Journal of Hazardous Materials, 2006, 138（3）：589-593.

［34］Moon SH, Park CS, Kim YJ, et al. Biosorption isotherms of Pb（II）and Zn（II）on Pestan, an extracellular polysaccharide, of Pestalotiopsis sp. KCTC 8637P［J］. Process Biochemistry, 2006,41（2）：312-316.

［35］Pan X, Liu J, Zhang D, et al. Binding of dicamba to soluble and bound extracellular polymeric substances（EPS）from aerobic activated sludge：A fluorescence quenching study［J］. Journal of Colloid and Interface Science, 2010, 345（2）：442-447.

［36］Bhaskar PV, Bhosle NB. Bacterial extracellular polymeric substance（EPS）：a carrier ofheavy metals in the marine foodchain［J］. Environment International, 2006, 32（2）：191-198.

［37］孫靜, 李曄, 劉聯(lián)國, 等. 地衣芽孢桿菌富集鎘的特性及機理研究［J］. 核農(nóng)學(xué)報 , 2013, 27（11）：1644-1651.

［38］胡戀. 枯草芽孢桿菌對低濃度含鈾廢水中鈾的吸附試驗研究［D］. 衡陽：南華大學(xué), 2008.

［39］鄧博環(huán), 許麗英, 王玉龍, 等. 一株芽孢桿菌對含砷礦物中砷的還原作用［J］. 生態(tài)學(xué)雜志, 2016, 35（12）：3374-3381.

［40］鄧芹英, 劉嵐, 鄧慧敏. 波譜分析教程［M］. 第 2版. 北京：科學(xué)出版社, 2008.

［41］Salome KR, Green SJ, Beazley MJ, et al. The role of anaerobic respiration in the immobilization of uranium through biomineralization of phosphate minerals［J］. Geochim Cosmochim, Acta, 2013, 106：344-363.

［42］Bargar JR, Williams KH, Campbell KM, et al. Uranium redox transition pathways in acetate-amended sediments［J］. Proc Natl Acad Sci USA, 2013, 110：4506-4511.

［43］張東升, 王震, 毛東東, 等. 芽孢桿菌L15菌株發(fā)酵培養(yǎng)條件的優(yōu)化［J］. 大連海洋大學(xué)學(xué)報, 2016, 31（3）：261-265.