1 引言(Introduction)
隨著核電和軍工的快速發(fā)展，世界各國(guó)對(duì)天然鈾的需求也開(kāi)始大幅度上升，形成了新一輪的鈾礦開(kāi)發(fā)熱，然而隨之帶來(lái)的問(wèn)題是鈾礦開(kāi)采和鈾水冶過(guò)程中產(chǎn)生的放射性廢水的數(shù)量和種類(lèi)也越來(lái)越多.我國(guó)鈾礦冶放射性廢水具有濃度低、數(shù)量大、污染面積廣等特點(diǎn)，這些廢水含有鈾、釷和鐳等半衰期較長(zhǎng)的天然放射性元素，若未經(jīng)處理直接排放，不僅會(huì)污染地表水，而且還會(huì)慢慢滲入地下，造成地下水的污染，進(jìn)而擴(kuò)展到整個(gè)生物圈，最終對(duì)人和動(dòng)物造成化學(xué)毒性和輻射毒性?xún)蓚�(gè)方面的危害.因此，鈾污染水體的修復(fù)問(wèn)題亟待研究解決.
目前，處理鈾污染水體的主要方法有化學(xué)沉淀法、蒸發(fā)濃縮法、吸附法、離子交換法、離子浮選法、膜分離法等.這些傳統(tǒng)的物理化學(xué)處理方法在實(shí)際應(yīng)用中存在許多不足，主要表現(xiàn)為工序復(fù)雜，產(chǎn)生的泥漿量較大，還需對(duì)二次污染物再次處理，而且在處理低濃度、大面積鈾污染水體時(shí)需要較高的費(fèi)用.生物修復(fù)作為一項(xiàng)新興的高效修復(fù)技術(shù)，特別是植物修復(fù)和微生物修復(fù)逐漸成為近年來(lái)國(guó)內(nèi)外研究的熱點(diǎn).生物修復(fù)具有修復(fù)成本低、環(huán)境友好等優(yōu)點(diǎn)，但單獨(dú)采用植物修復(fù)時(shí)，存在生產(chǎn)周期長(zhǎng)、生物量小、受pH值、SO42-等化學(xué)因素影響較大，且超富集往往具有專(zhuān)一性等缺點(diǎn);單獨(dú)采用微生物修復(fù)時(shí)，雖然可以通過(guò)改變重金屬的化合價(jià)態(tài)來(lái)降低毒性并富集重金屬，但需要不斷添加碳源和氮源，且微生物死后被吸附的核素又會(huì)重新釋放到水中，造成修復(fù)效率降低.這就要求我們利用植物和微生物的共生或共存關(guān)系構(gòu)建植物-微生物共生富集凈化體系，充分發(fā)揮植物和微生物各自修復(fù)技術(shù)的優(yōu)勢(shì)，彌補(bǔ)單一植物或微生物修復(fù)的不足，實(shí)現(xiàn)含鈾廢水的高效修復(fù).
滿江紅是一種生長(zhǎng)在水田或池塘中的小型浮水植物，常與魚(yú)腥藻共生，魚(yú)腥藻能固定大氣中的氮?dú)鉃闈M江紅提供氮源，是一種天然的植物(滿江紅)-微生物(魚(yú)腥藻)共生體系.研究表明，滿江紅和魚(yú)腥藻形成的共生體系對(duì)水中的重金屬離子有較好的富集能力;特別是報(bào)道了滿江紅和魚(yú)腥藻的共生體系對(duì)水體中的鈾具有較好的去除作用.但魚(yú)腥藻在滿江紅-魚(yú)腥藻共生體系去除水中鈾時(shí)的作用尚未開(kāi)展相關(guān)研究.因此，本文擬分離滿江紅和魚(yú)腥藻，培育出無(wú)藻滿江紅和魚(yú)腥藻，研究無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻對(duì)水中鈾的去除效果，并通過(guò)紅外光譜技術(shù)分析無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻富集鈾前后化學(xué)基團(tuán)的變化，以揭示魚(yú)腥藻在滿江紅-魚(yú)腥藻共生體系去除水中鈾時(shí)的作用，為建立新的植物-微生物共生富集凈化體系提供理論依據(jù).
2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 無(wú)藻滿江紅的獲取
在湖南省衡陽(yáng)市郊外采集回野生滿江紅(Azolla anabaena)，即天然的滿江紅-魚(yú)腥藻共生體系，先用自來(lái)水沖洗3~5 min，放入改良的Hoagland培養(yǎng)液中進(jìn)行預(yù)培養(yǎng)，2周后取出預(yù)培養(yǎng)的滿江紅-魚(yú)腥藻共生體系，切取其分枝頂端約5 mm左右的片段，并確保每一片段帶有2~3個(gè)莖尖和15片左右的幼葉;然后將這些片段放置在小紗布袋中用自來(lái)水沖洗30~40 min，之后用0.1%的氯化汞溶液浸泡3~4 min進(jìn)行消毒，取出后迅速用無(wú)菌水沖洗十余次，徹底洗去殘留的氯化汞;將消毒后的萍體片段用滅菌的干燥濾紙吸去水分，然后在無(wú)菌操作臺(tái)中，體式顯微鏡下用解剖針取其莖尖(約0.5 mm，保留幾個(gè)葉原基和幼葉)，接種于裝有改良的Hoagland培養(yǎng)基的錐形瓶中，置于25 ℃光照下培養(yǎng)，經(jīng)過(guò)25 d左右可以長(zhǎng)成一叢叢萍體.
將分離后長(zhǎng)成的萍體分別放在無(wú)氮源和有氮源的培養(yǎng)基中培養(yǎng)，在有氮源的培養(yǎng)基中萍體長(zhǎng)勢(shì)良好，而在無(wú)氮源的培養(yǎng)基中不能存活的萍體便是分離成功的，即不含魚(yú)腥藻的無(wú)藻滿江紅，下文將滿江紅和魚(yú)腥藻的共生體系稱(chēng)為有藻滿江紅(Azollawith Anabaena).
應(yīng)用顯微操作技術(shù)從無(wú)菌有藻滿江紅植株葉片的葉腔中取出魚(yú)腥藻(Anabaena)，將它接種于無(wú)氮培養(yǎng)基，得以成活，即成功獲得了自生的無(wú)菌滿江紅魚(yú)腥藻，下文將從滿江紅中分離的無(wú)菌滿江紅魚(yú)腥藻稱(chēng)為魚(yú)腥藻.
改進(jìn)的Hoagland’s 營(yíng)養(yǎng)液配方如下：①大量元素：Ca(NO3)2·4H2O 945 mg·L-1，KNO3 506 mg·L-1，NH4NO3 80 mg·L-1，MgSO4·7H2O 493 mg·L-1;②鐵鹽溶液：2.5 mL·L-1(2.78 g FeSO4·7H2O，EDTA 3.73 g，H2O 500 mL，pH=5.5);③微量元素液：5 mL(KI 0.83 mg·L-1，H3BO3 6.2 mg·L-1，MnSO4 22.3 mg·L-1，ZnSO4 8.6 mg·L-1，Na2MoO4 0.25 mg·L-1，CuSO4 0.025 mg·L-1，CoCl2 0.025 mg·L-1，pH=6.0).
2.2 水培試驗(yàn)方法
水培實(shí)驗(yàn)在3 L的燒杯中進(jìn)行，分為A、B和C 3組：根據(jù)我國(guó)南方某鈾尾礦庫(kù)及周邊地區(qū)地表水中鈾的濃度，初始鈾濃度設(shè)定為2.5、5.0 mg·L-1的實(shí)驗(yàn)組和0 mg·L-1的對(duì)照組;同時(shí)，A、B和C每個(gè)濃度設(shè)定3個(gè)平行組，溶液體積為1 L.A組中投放7 g無(wú)藻滿江紅，B組中投放7 g有藻滿江紅，C組中投放0.2 g魚(yú)腥藻(從7 g有藻滿江紅可分離出0.2 g魚(yú)腥藻).整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程全部在人工氣候箱中進(jìn)行，白天溫度設(shè)定為25 ℃，夜晚設(shè)定為22 ℃，光暗周期為14 h/10 h，空氣濕度保持在80%左右.每3 d測(cè)定一次水中鈾的濃度并計(jì)算水中鈾的去除率，待富集達(dá)到平衡后，取出所有的萍體，用濾紙吸干水分稱(chēng)其鮮重，計(jì)算植株的平均生長(zhǎng)抑制率及對(duì)鈾的生物富集量.
2.3 樣品處理方法
水樣用離心機(jī)，以3000 r·min-1的轉(zhuǎn)速沉淀水中的懸浮物，取其上清液直接進(jìn)行鈾濃度的測(cè)量.
植物樣品中鈾的檢測(cè)步驟參照文獻(xiàn)(胡南等，2012)：①先用自來(lái)水沖洗附著在植株體上的水培液，然后用去離子水洗凈，在室溫下風(fēng)干;②風(fēng)干后的樣品放入80 ℃的烘烤箱中烘烤72 h后，轉(zhuǎn)移至馬弗爐中，在600 ℃下灰化8 h;③準(zhǔn)確稱(chēng)取0.2 g灰分，放入聚四氟乙烯管中進(jìn)行消解，最后將消解溶液定容至50 mL，待測(cè).植物體內(nèi)鈾含量(mg·kg-1)以灰分計(jì)算.
紅外分析樣品制備參照文獻(xiàn)(He et al.，2015)：采用溴化鉀壓片法，首先將富集后的無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻烘干，磨成粉末狀樣品，然后每次取試樣2~3 mg與0.2~0.3 g干燥的KBr粉末在瑪瑙研缽中混勻，充分研細(xì)至顆粒直徑小于2 μm，用不銹鋼鏟取70~90 mg放入壓片模具內(nèi)，在壓片機(jī)上用5×107~10×107 Pa壓力壓成透明薄片，即可用于測(cè)定.
2.4 樣品檢測(cè)方法
水樣和植物樣品中鈾含量的檢測(cè)按照標(biāo)準(zhǔn)方法(EJ 267.4-1984)進(jìn)行，采用三正辛基氧膦萃取分離、2-(5-溴-2-吡啶偶氮)-5-乙氨基苯酚分光光度法測(cè)定樣品的鈾含量，檢出限為0.02mg·L-1.
2.5 生物富集量與富集系數(shù)
生物富集量(BW)是單位質(zhì)量的植株在一定的鈾濃度溶液中，所富集鈾的質(zhì)量，它反映的是單位質(zhì)量的植物所能富集的最大鈾的質(zhì)量.生物富集系數(shù)(BCF)反映的是植物對(duì)一定鈾濃度的溶液中鈾的富集能力，其計(jì)算公式如下：
式中，BCF為生物富集系數(shù)，BW為生物富集量(mg·kg-1)，C為水中鈾的濃度(mg·L-1).
2.6 生長(zhǎng)抑制率
生長(zhǎng)抑制率(G)是指與對(duì)照組相比，鈾脅迫組中植株生長(zhǎng)所受到的抑制程度，其計(jì)算公式如下：
式中，m0為對(duì)照組植株的質(zhì)量(g)，m1為鈾脅迫組植株的質(zhì)量(g).
2.7 統(tǒng)計(jì)學(xué)分析
采用SPSS 17.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析，p<0.05表示差異顯著，試驗(yàn)結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差表示.
3 結(jié)果與討論(Results and discussion) 3.1 水中鈾的去除效率
在無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻作用下，水中鈾濃度的變化如圖 1所示.由圖 1可知，初始濃度為2.5和5.0 mg·L-1的鈾溶液分別經(jīng)過(guò)27和36 d的生物富集后，水中鈾濃度達(dá)到平衡，其中，在無(wú)藻滿江紅的作用下，鈾溶液最終分別降至為0.38和0.84 mg·L-1，鈾的去除率分別為84.8%和83.2%;而在有藻滿江紅的作用下，鈾溶液最終分別降至為0.044和0.046 mg·L-1，鈾的去除率分別為98.2%和99.1%;在魚(yú)腥藻作用下，鈾溶液最終分別降至為1.685和3.988 mg·L-1，鈾的去除率分別為32.6%和20.24%.在整個(gè)富集試驗(yàn)過(guò)程中，有藻滿江紅對(duì)水中鈾的富集及鈾的去除率始終大于無(wú)藻滿江紅和魚(yú)腥藻，而且在有藻滿江紅的富集作用下，水中鈾濃度降低到了GB 23727-2009規(guī)定的0.05 mg·L-1排放標(biāo)準(zhǔn)以下，單獨(dú)采用無(wú)藻滿江紅和魚(yú)腥藻無(wú)法將水中的鈾濃度降至排放標(biāo)準(zhǔn)以下.由此可知，魚(yú)腥藻和滿江紅形成的共生體系對(duì)水中鈾的去除效果高于單一的魚(yú)腥藻和單一的滿江紅對(duì)水中鈾的去除效果，滿江紅和魚(yú)腥藻在水中鈾的去除過(guò)程中發(fā)揮了協(xié)同的作用.Entry等(1999)在利用木薯粉草修復(fù)Sr和Cs 污染土壤時(shí)，發(fā)現(xiàn)在土壤中投加灌木真菌可以提高植物的生物量和植物體內(nèi)Sr、Cs 的含量.Chen等(2006)通過(guò)盆栽試驗(yàn)研究了不同種類(lèi)的菌根真菌對(duì)砷超積累植物蜈蚣草吸收復(fù)合污染土壤中鈾和砷的影響，發(fā)現(xiàn)接種菌根真菌處理顯著提高了蜈蚣草根系鈾含量.由此可見(jiàn)，無(wú)論是在水介質(zhì)中，還是在土介質(zhì)中，構(gòu)建植物-微生物共生體系對(duì)污染環(huán)境進(jìn)行修復(fù)，其效率要高于采用單一的微生物或植物進(jìn)行修復(fù).
圖 1 在無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻作用下水中鈾濃度的變化(a.2.5 mg·L-1，b.5.0 mg·L-1)
3.2 生物富集量與富集系數(shù)
在初始濃度為2.5和5.0 mg·L-1的鈾溶液中，無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻對(duì)鈾的生物富集量和生物富集系數(shù)如表 1所示.由表 1可知，無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻對(duì)鈾的生物富集量隨著水體中鈾濃度的增大而增大，富集系數(shù)隨著水體中鈾濃度的增大而減小，且在同樣的初始鈾濃度下，生物富集量和生物富集系數(shù)均為魚(yú)腥藻>有藻滿江紅>無(wú)藻滿江紅.當(dāng)水體中的鈾濃度分別為2.5和5.0 mg·L-1時(shí)，魚(yú)腥藻對(duì)鈾的生物富集量和富集系數(shù)都是最大的，生物富集量分別是2686和4250 mg·kg-1，生物富集系數(shù)分別是1074和850.由此可知，魚(yú)腥藻提高了有藻滿江紅對(duì)鈾的生物富集量和生物富集系數(shù)，從而促進(jìn)了有藻滿江紅對(duì)鈾的富集，提高了有藻滿江紅對(duì)水中鈾的去除效率.徐俊等(2009)研究了小白菜和菠菜對(duì)鈾的富集量，發(fā)現(xiàn)在100 mg·kg-1的鈾土壤溶液中，菠菜根部的鈾含量達(dá)到了433 mg·kg-1(以干重計(jì))，生物富集系數(shù)為2.32.Srivastava等(2010)研究了水生雜草黑藻在鈾濃度分別為20和100 mg·L-1的溶液中的生長(zhǎng)狀況及對(duì)溶液中鈾的富集情況，發(fā)現(xiàn)當(dāng)溶液中鈾濃度為100 mg·L-1時(shí)，該藻類(lèi)對(duì)鈾的富集量最大，為78 mg·kg-1(以干重計(jì))，富集系數(shù)為0.78.Soudek等(2011)研究了20種植物對(duì)鈾濃度為0.1~1 mmol·L-1的培養(yǎng)液中鈾的富集情況，發(fā)現(xiàn)玉米對(duì)鈾的富集能力最高，其富集量達(dá)到160 mg·kg-1(以干重計(jì)).本試驗(yàn)報(bào)道的滿江紅和魚(yú)腥藻組成的共生體系—有藻滿江紅對(duì)鈾的富集量和富集系數(shù)均遠(yuǎn)高于上述報(bào)道，由此可見(jiàn)，與單一的植物相比，無(wú)藻滿江紅和魚(yú)腥藻形成的共生體系能更加高效地富集水體中的鈾.
表 1 無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻對(duì)水中鈾的富集量及富集系數(shù)
3.3 生長(zhǎng)抑制率
在初始濃度為2.5和5.0 mg·L-1的鈾脅迫下，無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻的生長(zhǎng)抑制率如圖 2所示.從圖 2中可以看出，在鈾的脅迫下，無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻的生長(zhǎng)都受到了不同程度的抑制，且鈾的濃度越高植株生長(zhǎng)受到的抑制越明顯，但在相同濃度的鈾脅迫下，生長(zhǎng)抑制率表現(xiàn)為無(wú)藻滿江紅>有藻滿江紅>魚(yú)腥藻.由此可知，魚(yú)腥藻提高了有藻滿江紅對(duì)鈾的耐受性，從而增加了有藻滿江紅的生物量，促進(jìn)了有藻滿江紅對(duì)鈾的富集，提高了有藻滿江紅對(duì)水中鈾的去除效率.分析其原因可能是因?yàn)橛性鍧M江紅體內(nèi)的微生物魚(yú)腥藻，在富集鈾的過(guò)程中產(chǎn)生了特異性的酶或植物激素，增強(qiáng)了共生體系—有藻滿江紅抗脅迫能力( Glicke et al，2003;韋革宏等，2010;Pan et al.，2015);另一方面的原因是魚(yú)腥藻本身具有固氮能力，能為滿江紅提供氮源，促進(jìn)無(wú)藻滿江紅的生長(zhǎng).
圖 2 無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻在鈾脅迫下的生長(zhǎng)抑制率(*p<0.05，**p<0.01)
3.4 紅外光譜分析
無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻富集鈾前后的紅外光譜分析如圖 3所示.由圖 3a可知，與富集鈾前相比，在富集鈾后，無(wú)藻滿江紅在3420 cm-1處吸收峰移動(dòng)到3325 cm-1處，峰型發(fā)生明顯變化，說(shuō)明—OH或—NH2發(fā)生了變化;1641 cm-1處吸收峰移動(dòng)到1612 cm-1處，說(shuō)明—CHO基團(tuán)發(fā)生了變化，1161 cm-1處吸收峰消失，說(shuō)明多糖分子的C—O鍵發(fā)生了變化.由圖 3b可知，與富集鈾前相比，在富集鈾后，有藻滿江紅在3306 cm-1處吸收峰移動(dòng)到3428 cm-1處，峰型發(fā)生明顯變化，說(shuō)明—OH或—NH2發(fā)生了變化;1632處吸收峰型發(fā)生變化，說(shuō)明多糖分子的主要官能團(tuán)—CHO發(fā)生了變化;1516 cm-1處出現(xiàn)新的吸收峰，分析為芳環(huán)CC骨架振動(dòng)產(chǎn)生的吸收峰，說(shuō)明出現(xiàn)了芳環(huán)類(lèi)的物質(zhì);1447 cm-1處出現(xiàn)新的吸收峰，分析為醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物中C—H彎曲振動(dòng)產(chǎn)生的吸收峰，說(shuō)明出現(xiàn)了醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物;1117 cm-1處出現(xiàn)新的吸收峰，1030 cm-1處吸收峰消失，說(shuō)明多糖分子的C—O鍵發(fā)生了變化.由圖 3c可知，與富集鈾前相比，在富集鈾后，魚(yú)腥藻在3445 cm-1處吸收峰移動(dòng)到3426 cm-1處，峰型發(fā)生明顯變化，說(shuō)明—OH或—NH2發(fā)生了變化;1738 cm-1處出現(xiàn)新的吸收峰，分析為羧酸CO鍵伸縮振動(dòng)產(chǎn)生的吸收峰，說(shuō)明產(chǎn)生了羧酸CO鍵;1632 cm-1處吸收峰型移動(dòng)到1641 cm-1處，說(shuō)明多糖分子的主要官能團(tuán)—CHO發(fā)生了變化;1447 cm-1處新出現(xiàn)的吸收峰，分析為醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物中C—H彎曲振動(dòng)產(chǎn)生的吸收峰，說(shuō)明產(chǎn)生了芳環(huán)和醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物;1244 cm-1處吸收峰移動(dòng)到1256 cm-1處，說(shuō)明醇類(lèi)、羧酸類(lèi)化合物中C—O發(fā)生了變化;1146 cm-1處吸收峰移動(dòng)到1157 cm-1處，說(shuō)明C—N發(fā)生了變化;1026 cm-1處吸收峰移動(dòng)到1015 cm-1處，說(shuō)明多糖分子的C—O鍵發(fā)生了變化.
圖 3 無(wú)藻滿江紅(a)、有藻滿江紅(b)和魚(yú)腥藻(c)富集鈾前后的紅外光譜圖
無(wú)藻滿江紅、有藻滿江紅和魚(yú)腥藻富集鈾后的紅外光譜對(duì)比分析如圖 4所示.由圖 4可知，相對(duì)于無(wú)藻滿江紅，有藻滿江紅中和魚(yú)腥藻中，151 cm-1處出現(xiàn)新的吸收峰，分析為芳環(huán)CC骨架振動(dòng)產(chǎn)生的吸收峰，說(shuō)明有藻滿江紅和魚(yú)腥藻富集鈾后，產(chǎn)生了芳環(huán)類(lèi)的物質(zhì);1447 cm-1處新出現(xiàn)的吸收峰，分析為醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物中C—H彎曲振動(dòng)產(chǎn)生的吸收峰，說(shuō)明有藻滿江紅和魚(yú)腥藻富集鈾后，產(chǎn)生了醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物.因此，有藻滿江紅體內(nèi)出現(xiàn)了新的芳環(huán)和醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物可能是由魚(yú)腥藻產(chǎn)生的.而這些新的化合物可能是微生物魚(yú)腥藻在富集鈾的過(guò)程中分泌的一些胞外物質(zhì)(Homer et al.，1991)，它們可選擇性地與鈾結(jié)合(Kajiawara et al.，2004)，并降低鈾對(duì)植物的危害，增加生物量，從而促進(jìn)有藻滿江紅對(duì)鈾的富集.本文的結(jié)果表明，有藻滿江紅富集鈾的過(guò)程中，魚(yú)腥藻也參與其中，并協(xié)同無(wú)藻滿江紅一起富集水中的鈾.但有關(guān)滿江紅和魚(yú)腥藻組成的共生體系高效除去鈾的深層機(jī)制仍有待進(jìn)一步的研究.
圖 4 無(wú)藻滿江紅(a)、有藻滿江紅(b)和魚(yú)腥藻(c)富集鈾后的紅外光譜圖
4 結(jié)論(Conclusions)
1) 有藻滿江紅對(duì)水中鈾的去除效率高于單一植物無(wú)藻滿江紅和單一微生物魚(yú)腥藻，初始濃度分別為2.5和5.0 mg·L-1的鈾溶液，在共生體系有藻滿江紅的作用下，分別經(jīng)過(guò)27和36 d生物富集后濃度能降低至GB 23727-2009規(guī)定的0.05 mg·L-1排放標(biāo)準(zhǔn)以下. 具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
2) 魚(yú)腥藻提高了有藻滿江紅對(duì)鈾的富集量、富集系數(shù)及抗鈾脅迫的能力，從而促進(jìn)了有藻滿江紅對(duì)鈾的富集.
3) 與無(wú)藻滿江紅相比，有藻滿江紅體內(nèi)產(chǎn)生了芳環(huán)和醇類(lèi)或苷類(lèi)化合物，而這些物質(zhì)是魚(yú)腥藻在富集鈾的過(guò)程中產(chǎn)生的，它們可能促進(jìn)了有藻滿江紅對(duì)鈾的富集.
