第33卷第2期矿物学报V ol. 33, No.2
2013年6月ACTA MIERALOGICA SINICA Jun.,
2013 文章编号：1000-4734(2013)02-0170-05
防治中的作用
刘明学1,2，董发勤1*，张伟1，张东3，亢武3
本草纲目拾遗
（1. 固体废物处理与资源化教育部重点实验室，四川绵阳 621010；2. 西南科技大学生命科学与工程学院，四川绵阳 621010；
阿尔福斯
3. 中国工程物理研究院核物理与化学研究所，四川绵阳 621900） 摘要：核工业可持续发展必须解决两大问题：铀资源利用的最优化和核废物的最少化。本文在分析传统铀
资源循环的基础上，结合生物技术的优势，总结了微生物浸铀、微生物对铀的吸附富集和回收、微生物对含
铀废物减量化方面的进展，提出微生物在铀资源利用、循环及铀污染环境防治中的作用。
关键词：铀；微生物；资源；循环利用；环境污染
中图分类号：Q939.99; X591 文献标识码：A
作者简介：刘明学, 男，1975年生，副教授，博士，从事微生物-矿物/核素相互作用研究. E-mail：dragonlmx@
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新修订的《核电中长期发展规划（2005-2020年）》指出，中国核电运行装机容量到2020年达到7000万千瓦。如此大规模的核电发展，势必需要充足的核燃料作保障。中国现在已探明的铀矿储量只能满足2020年预测使用量的三分之一左右。各国不断推出的核电建设计划也在抬高铀矿的价格。2003年八氧化三铀价格大约每磅10美元，到2008年每磅上涨到138美元[1]。我国的铀矿资源总体仍属贫铀国家[2]。铀矿是一种不可再生的自然资源。为了提高铀矿资源的利用率，延长使用年限，人们越来越重视铀矿及各种同类矿产资源的循环利用。
近10年，产自矿山的铀（铀的原生供应源）满足了全球累计需求量的63%左右，其缺口由铀的次生供应源来弥补，主要来自稀释的军用高浓铀、天然的及低浓铀的库存、乏燃料再处理后的混合氧化物燃料及贫铀的再富集物[3]。回收的铀也可用作重水反应堆或快堆核燃料[4]。
核工业可持续发展必须解决两大问题, 即铀资源利用的最优化和核废物的最少化。据中国国家原子能机构多年前预测，随着核电的发展，2010年中国积累的乏燃料将达到1000 t。2020年以后，预计每年都将卸下近千吨乏燃料[5]。对高放废物的安全处置，是确保我国核能工业可持续发展和环境保护的重大问题[6]。尽管目前在放射性废物处理方面已经建立了较为系统的处理、处置方法，但这些方法均需花费大量的能耗和产生次生废物[7]，且在核素回收利用方面考虑较少。生物方法具有低能耗、无次生污染、可连续工业化自动处理等绿、可持续特点[7]。生物吸附富集是近年来发展起来的具有较好应用前景的废物处理技术[7]。
1 传统铀循环与高中放废液处理
有人预计在未来的10～20年铀资源供应格局不会有大的改变[3]。目前，国际上有2种核燃料循环方式，即“一次通过”和“后处理燃料循环”[8]。前者将乏燃料作为废物直接进行地质处置。由于乏燃料中包含了所有的放射性核素，在处置过程中衰减到低于天然铀矿的放射性水平需要10 万年以上，对环境安全的长期威胁极大。后者通过后处理将乏燃料中的铀和钚提取出来进行再循环。后处理所产生的高放
废液（HLLW）经固化后进行地质处置[8]。后处理回收的铀用于制备混合氧化物燃料（MOX），可提高铀利用率20%以上。目前世界上已经分离出的钚和铀大约
收稿日期：2012-11-07
基金项目：国家自然科学基金委-中国工程物理研究院联合基金（批准号：11176028）；西南科技大学博士基金（11zx7139）*通讯作者，E-mail：fqdong@swust.edu
第2期刘明学，等. 微生物在铀资源利用、循环与环境污染防治中的作用 171
相当于世界从铀矿开采3 年的天然铀量[9]。尽管在一些发达的核工业国家，由乏燃料加工成混合氧化物燃料和再处理铀2种产品对环境的污染问题一直遭受“围攻”。但是其明显的经济利益是驱动有关部门进行该项工作的动力[3]。
为了满足分离/嬗变和先进核燃料循环的需要，对乏燃料的处理处置不仅要回收其中的铀、钚，还要对次量锕系核素（MA）和长寿命裂变产物（LLFP）进行分离。国内外因此提出了多个后处理和高放废液分离一体化流程，如日本PARC概念流程和Purex（普勒克斯）-TRUEX一体化流程、俄罗斯SuperPurex（超级普勒克斯）流程、中国Purex-TRPO (混合三烷基氧膦)一体化流程[10]。
对于乏燃料，中国走后处理的技术路线，通过回收乏燃料中的铀和钚，实现核燃料的闭合循环，以充
分利用现有的铀资源，建立“后处理—高放废液分离一体化流程”是努力的方向之一[10]。2010年12月，我国第一座乏燃料后处理中间试验工厂——中核四〇四中试工程热调试取得成功，实现了核燃料闭式循环的目标。
以上可以看出高中放废液中铀的回收利用具有重要意义，但目前主要采用化学工程手段进行，而未考虑生物体系处理；即使在已有的化学处理中也有许多需要完善的地方，这为生物体系参与铀资源利用、循环与污染环境防治提供了研究与应用的空间。
2 微生物浸铀
生物浸矿技术是将生物技术与传统矿物提取技术相结合的新型技术，是矿冶工程领域发展最快、研究最为活跃的面向21世纪的前沿技术之一。由于生物浸矿技术对原材料组分没有严格要求、资源利用充分、消耗低、投资小和环境友好等优点[11]，近年来生物浸矿技术在环境保护领域获得了较好的应用。
生物浸铀是从1953年葡萄牙进行铀矿自然浸出研究开始的。加拿大伊利奥特湖地区的斯坦洛克矿从1964年起在采空区利用细菌浸出铀，平均每月回收U3O8 6804 kg，已达当时全矿总产量的7%。法国的埃卡尔勃耶尔铀矿原以化学浸出为主，后改用细菌浸出[12]。生物浸铀研究在美国、印度、南非等国[13]也有很多报道。在中国湖南某矿也曾进行过半工业试验，浸出率达50%～60%[14]。铀矿在开采
过程中会产生大量的铀尾矿，对生态环境产生巨大的破环。利用微生物可对低品位和铀尾矿中铀进行浸提。法国启动微生物浸铀后，贫铀矿年铀产量有明显增加。生物浸铀技术从根本上解决了传统的堆浸、地浸采铀工艺中大量使用浓硫酸、硫酸高铁、过氧化氢、气态氯等化学物质对生态环境尤其是地下水的污染问题。
影响微生物浸铀的一个重要因素是铀矿石的类型。氧化物的沥青铀矿、磷酸盐的磷铵铀矿、硫酸盐的水铀矾和碳酸盐的板菱铀矿等矿石比较适合生物渗出[15]。氧化物的钛铀矿一般难以用微生物方法浸提，但在加拿大伊利奥特湖附近的钛铀矿石采用微生物浸铀却效率较高[15]。
目前已分离的浸矿菌种有20多种，大致可分为以下3类：①嗜中温细菌（25～42 ℃），为主要浸矿细菌，包括氧化亚铁硫杆菌、氧化硫硫杆菌等。最佳生长pH范围为2.0～3.0。②中等嗜热细菌（45～55 ℃），最佳生长pH范围为1.0～2.5。③高温嗜热菌（59～90 ℃），最佳生长pH 范围为1.0～3.0[16]。
大量研究表明，依靠微生物浸矿技术，不但可以从其他方法所不能利用或无法取得经济效益的低品位铀矿石中回收铀资源，而且其所耗成本仅是其他方法的一半或更低，同时还可以解决铀尾矿等这样的环境污染问题。
3 微生物对铀的吸附富集与回收
生物吸附是利用生物材料吸附金属离子、有机污染物等的一种方法，在环境修复、稀有金属回收等方面表现出巨大的优势。目前利用微生物吸附核素的研究很多，但还少有从中高放废物中富集与回收铀的报道。
在铀的微生物吸附研究中，Tsuruta[17]研究了69种76株微生物对铀的清除和再生作用，发现烟草节杆菌（Arthrobacter nicotianae）对铀的吸附率可以达到698 mg U/g干菌体。从铀矿中分离的一些乳酸菌（Lactobacillus sp.），1 g干菌体在1 h内可以清除2200 μmol 的U [18]。Popa等[19]的研究表明酵母菌在铀酰离子浓度为0.1 mol/L，作用时间1 h，干重 1 g的酵母U吸附量可达3000 mg（8.75 mmol）。
Ruggiero等[20]研究了锕系元素对耐辐射奇球菌的影响，研究发现Pu(Ⅳ)，U(Ⅵ) 和 Np(Ⅴ) 对耐辐射奇球菌生长抑制的浓度分别为 5.2、2.5 和2.1 mmol/L。任柏林[21]利用单亲灭活原生质体
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技术构建的耐辐射融合菌株，在铀浓度为80 mg/L时，融合体表现出良好的耐受性。刘明学等研究也表明铀浓度达到600 mg/L时才显著抑制酵母菌的生长[22]。耐辐射奇球菌可以在超过15 kGy 的急性γ辐照下不出现致死或发生诱变，而且可以在慢性γ辐照（60 Gy/h）下连续生长 [23]。这表明微生物具有较强的耐受性。
与游离微生物相比，固定化微生物除了吸附率高，吸附容量大外，在机械强度、化学稳定性、传质通透性、再生循环等方面都较好，因此在连续处理方面更具优势。
Maxaskie等[24]将柠檬酸杆菌包埋在凝胶之中和吸附于玻璃螺旋体上，用于去除放射性铀，去除率可达99%。Bustard等[25]研究了交联固定啤酒厂废菌丝体对铀的吸附，最大吸附量可达220 mg/g。D'Souza等[26]发现假单胞菌采用辐射诱导聚合形成固定化的聚丙烯凝胶颗粒表现出高的铀吸附能力，用碳酸氢钠可以使90%的铀解析下来，使废水体积减少4～5倍。王宝娥等[27]研究结果表明，啤酒酵母菌经海藻酸钙包埋固定后，最大理论铀吸附量达769.2 mg/g。
对于高中放废物传统处理方法中是排除了生物处理工艺的，主要是认为生物不能够耐受强辐射。以上分析表明，有些微生物具有较强的耐辐射与耐重金属离子能力，可以在中高放废液中发挥有选择性的吸附富集作用，为今后微生物在放射性废物处理中的应用奠定了理论与实践基础。
4 微生物对核废物的减量化研究
放射性废物最小化的概念首先见于国际原子能机构（IAEA）1992年技术文件《放射性废物最小化和分离》[28]，1995年的安全系列报告《放射性废物管理原则：安全基础》[29] 中进一步提出将废物最小化作为放射性废物管理9条原则之一。放射性废物最小化即放射性废物数量和活度减至合理并达到尽量低的水平。1999年，IAEA 技术文件《铀纯化、富集和燃料元件制造中的废物最小化》[30]提出了废
物最小化的方法，包括源项减少、再循环和再利用，以及废物管理优化。
核废物处理的两个原则是减量化和固定化。减量化是固定化的前提。使固体废物减容或减重的方法很多，主要有压缩处理、焚烧和熔炼处理。焚烧和熔炼处理有减容、整备、包容放射性核素、降低比活度、便于放射性检测等优点，但会产生二次污染，必须有效控制二次污染[31]。机械粉碎处理退役核电站的混凝土，体积可以减少70%[32]。减容比或减重比常用来度量减容或减重处理的效果，是衡量处理方法及其处理效果好坏的重要指标。一般来说其大小取决于处理方式，但与原始废物的性质也有关[33]。
目前国际上在核废物减容方面的研究主要侧重于废物产生过程的管理，如过程管理、废物分类管理、提高可再生材料使用比例等[34]。日本建立的先进废物减容装置（A VRF）在1999—2005年间已处理放射性废物750 m3，减容比达到1.7～3.7[35]。目前还有人提出选择性结晶来进行Sr、Cs等减量化处理[36]。另有人设想把流化床与蒸发器连接，浓缩后的可燃废物通过焚烧达到减容目的[37]。
国内外含铀废水的传统处理方法，如化学沉淀法、萃取、蒸发浓缩等，其共同缺点是操作费用和原材料成本相对较高，产生的泥浆量较大，有的需对二次废物进行再处理[38]。高放废液还可以采用固化处置。在玻璃固化技术中，法国最先应用到高放废液处理中，美国和德国已开发出焦耳加热陶瓷熔炉新技术[39]。玻璃固化的缺点是：工序复杂、会排放有毒气体而需尾气处理工艺、玻璃相会发生熔融、析晶等。
微生物吸附不同于传统放射性废物处理方式[40]，大量研究表明其具有广阔的应用前景。微生物处理核废物的优势除了具有较强的吸附富集铀能力之外，还有巨大的减容比。我们的生物吸附模拟废液研究表明，微生物吸附加灰化富集可以达到几千倍的减容比[41]。而传统方式的压缩处理等减容比只有10～100[33]。因此微生物有巨大的应用前景。
5 微生物在铀资源利用、循环与环境污染防治中的作用展望
从上面的论述可以看出，微生物可经过优化设计以立体的方式解决铀资源利用（微生物浸铀）、循环（含铀废液中对铀的吸附富集与回收）和环境污染防治（微生物吸附富集与减量化）等各方面的问题，而且其运行和维护成本将会显著降低。但现在大范围开展微生物在铀资源利用、循环及环境污染防治的实践还存在一定的难度，还有许多基础研究工作要做。今后在如下方面研究工作的开展可有助于微生物在铀资源利用、循环与环境污染防治中应用的认识：
广州市中小客车总量调控管理办法第2期刘明学，等. 微生物在铀资源利用、循环与环境污染防治中的作用 173
（1）微生物与铀相互作用的细胞与分子机理，特别是微生物对铀化学与辐射耐受性的机理与损伤修复机理研究；
（2）高效微生物工程菌株的筛选、驯化与基因工程菌构建；
（3）微生物在真实废液中的行为研究，如微生物的活性、共存离子、pH、温度等对吸附富集、回收、浸提等的影响；
（4）基于工程化的关键技术研究，如我们提出的基于封闭循环的微生物处理思路；
tlb（5）微生物处理真实核废液的工程化实践研究，特别是对中高放废液的处理。
参考文献：
[1] 王跃利. 中国发展核电需要注意资源瓶颈[J]. 硅谷, 2010, 9: 25.
[2] 朱国根. 浅谈循环经济对铀矿开采的启示[J]. 中国矿业, 2003, 12(11): 12-15.
[3] 张海青. 世界铀资源概况[J]. 世界核地质科学, 2007, 24(4): 212-215.
[4] 张振华, 陈明军. 重水堆技术优势及发展设想[J]. 中国核电, 2010, 3(2): 124-129.
[5] 谈成龙. 固体废物、放射性废物处置及环境评估[J]. 铀矿地质, 2002, 16(4): 47-250.
[6] 王驹. 高放废物地质处置: 进展与挑战[J]. 中国工程科学, 2008, 10(3): 58-65.
[7] 丁德馨, 李广悦, 胡南, 等. 铀尾砂中植物采铀方法研究[J]. 矿冶工程, 2010, 30(4): 58-60.
[8] 顾忠茂, 叶国安. 先进核燃料循环体系研究进展[J]. 原子能科学技术, 2002, 36(2): 160-167.
[9] 李冠兴. 我国核燃料循环产业面临的挑战和机遇[J]. 铀矿地质, 2008, 24(5): 257-268.
[10] 刘学刚, 徐景明, 梁俊福, 等. 乏燃料后处理和高放废液分离一体化流程研究进展[J]. 科技导报, 2006, 24(7): 77-81.
[11] Swamy K M, Narayana K L, Misra V N. Bioleaching with ultrasound [J]. Ultrason Sonochem, 2005, 12: 301–306.
[12] 裘荣庆. 微生物冶金的应用和研究现状[J]. 国外金属矿选矿, 1994, 8: 45-49.
[13] Catherine N M, Mahtab K, Bernard F G. Bioleaching of heavy metals from a low-grade mining ore using Aspergillus niger [J]. J Hazard Mater,
2004, 110: 77-84.
[14] 刘汉钊, 张永奎. 微生物在矿物工程上应用的新进展[J]. 国外金属矿选矿, 1999, 12: 9-12.
[15] 胡凯光, 谭凯旋, 杨仕教, 等. 微生物浸矿机理和影响因素探讨[J]. 湿法冶金, 2004, 23(3): 113-121.
[16] 石亚飞. 浸铀微生物活性影响因素研究[J]. 科技资讯, 2012, 4: 111-113.
[17] Tsuruta T. Removal and recovery of uranyl ion using various microorganisms [J]. J Biosci Bioeng, 2002, 94(1): 23-28.
[18] Tsuruta T. Removal and recovery of uranium using microorganisms isolated from Japanese uranium deposits [J]. J Nuc Sci Tech, 2006, 43(8):
896-902.
[19] Popa K, Cecal A, Drochioiu G, et al. Saccharomyces cerevisiae as uranium bioaccumulating material: the influence of contact time, pH and anion
nature [J]. Nukleonika, 2003, 48: 121-125.
巴黎童声合唱团
[20] Ruggiero C E, Boukhalfa H, Forsythe J H,et al. Actinide and metal toxicity to prospective bioremediation bacteria [J]. Environ Microbiol, 2005,
7(1): 88-97.
[21] 任柏林. 耐辐射融合菌株的构建及其对铀的吸附试验研究[D]. 衡阳: 南华大学(硕士学位论文), 2010.
[22] Liu M X, Dong F Q, Yan X Y, et al. Biosorption of uranium by Saccharomyces cerevisiae and surface interactions under culture conditions [J].
Bioresour Technol, 2010, 101(22): 8573-8580.
[23] Rainey F A, Ray K, Ferreira M, et al. Extensive diversity of ionizing-radiation-resistant bacteria recovered from Sonoran Desert soil and description
of nine new species of the genus Deinococcus obtained from a single soil sample [J]. Appl Environ Microbiol,2005, 71(9): 5225-5235.
[24] Macaskie L E, Dean A C. Microbial metabolism, desolubilization, and deposition of heavy metals: Metal uptake by immobilized cells and
application to the detoxification of liquid wastes [J]. Adv Biotechnol Processes, 1989, 12: 159-201.
[25] Bustard M, McHale A P. Biosorption of uranium by cross-linked and alginate immobilized residual biomass from distillery spent wash [J]. Bioproc
Biosyst Eng, 1997, (17): 127-130.
[26] D'Souza S F, Pinaki S, Kazy S K, et al. Uranium sorption by Pseudomonas biomass immobilized in radiation polymerized polyacrylamide bio-Beads
[J]. J Environ Sci Health (Part A), 2006, 41(3): 487-500.
[27] 王宝娥, 徐伟昌, 谢水波, 等. 啤酒酵母菌固定化凝胶颗粒吸附铀的研究[J]. 铀矿冶, 2005, 24(1): 34-37.
[28] IAEA. Minimization and segregation of radioactive wastes [R]. IAEA-TECDOC-652, 1992.
[29] IAEA. The principles of radioactive waste management: A safety fundamenta1 [R]. Safety Series No.111-F, 1995.
[30] IAEA. Minimization of waste from uranium purification. Enrichment and fuel fabrication [R]. IAEA-TECDOC-1115, 1999.
[31] 邓浚献, 李昕. 反应堆退役放射性废金属的熔炼处理[J]. 核安全, 2008, (1): 56-59.
[32] Choi W K, Min B Y, Lee K W. V olume reduction of radioactive concrete wastes by thermal and mechanical treatments [J].J Nucl Sci Technol, 2006,
22(3): 120-125.
[33] Kim J G, Yang H C, Park G I, et al. Test Operation of Oxygen-enriched Incinerator for Wastes from Nuclear Fuel Fabrication Facility [C]. Tucson,
AZ: WM’02 Conference, 2002: 24-28.耵聍腺瘤
[34] Duncan S, Neil B. WASAN: The development of a facilitated methodology for structuring a waste minimization problem [J]. Eur J Oper Res, 2010,
174 矿物学报 2013年
207(1): 350-362.
[35] Nakashino N, Higuchi H, Momma T. Trial operation of the advanced volume reduction facilities for LLW at JAEA [J]. J Nucl Sci Technol,2007,
44(3): 441-447.
[36] Bykhovskii D N, Kol’tsova T I, Roshchinskaya E M. Reduction of radioactive waste volume using selective crystallization processes [J].
Radiochemistry, 2010, 52(5): 530-536.
[37] Robert K. An integrated volume reduction system for radioactive waste nuclear and chemical waste management [J]. Nucl Chem Waste Manag,
1980, 1(1): 89-95.
[38] 王水云, 谢水波, 李仕友, 等. 啤酒酵母吸附废水中铀的研究进展[J]. 铀矿冶, 2008, 27(2): 96-101.
[39] 张威. 美国应用玻璃固化技术处理高放废液的进展概述[J]. 核工程研究与设计, 2005, 52: 38-44.
[40] Muzzarelli R. Potential of chitin/chitosan-bearing materials for uranium recovery: An interdisciplinary review [J]. Carbohydr Polym, 2011, 84(1):
54-63.
[41] 刘明学. 微生物与锶铀相互作用及其机理研究[D]. 成都: 电子科技大学（博士学位论文）, 2011.
The Application of Microorganisms in Uranium Resource Utility,
Recycle and Bioremediation of Environmental Pollution: A Review
LIU Ming-xue1,2, DONG Fa-qin1, Zhang Wei1, ZHANG Dong3, KANG Wu3
(1. Key Laboratory of Waste Solid Treatment and Resource Recycle of Ministry of Education, Mianyang 621010, China; 2. Life Science and Engineering College, Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China; 3. Institute of Nuclear Physics and Chemistry,
China Academy of Engineering Physics, Mianyang 621900, China)
Abstract: Two problems must be solved for the nuclear industry sustainable development: the optimization utilization of uranium resource and the nuclear waste minimization. This paper reviews the traditional methods of uranium resource utility and recycles, focus on uranium bioleaching, the biosorption and recovery of uranium, volume reduction by microorganisms, and propose the application of microorganisms in uranium resource utility, recycle and bioremediation of environmental pollution.
Key words: uranium; microorganism; resource utility; recycle; environmental pollution
