异养微生物异化还原大洋多金属结核

D01:10.13374j.isml00103x2006.卫.25 第28卷第12期 北京科技大学学报 Vol.28 No.12 2006年12月 Journal of University of Science and Technology Beijing Dec.2006 异养微生物异化还原大洋多金属结核 冯雅丽)李浩然) 1)北京科技大学土木与环境工程学院，北京1000832)中国科学院过程工程研究所生化工程国家重点实验室.北京100080 摘要从太平洋海底沉积物中分离到的四株异养微生物，进行耐酸和耐金属的驯化.在好氧和 厌氧条件下进行异养微生物异化还原大洋多金属结核的实验，并分析了浸出机理.结果表明：厌氧 浸出优于好氧浸出.pH控制在2.5~3.浸出时间为3d.浸出率可达98%.利用异养微生物还原浸 出大洋多金属矿浸出速率高，矿体无需通气，投资低，易于操作，且环境友好，可在回收有价金属的 同时进行固体废弃物和有机废弃物综合治理. 关键词大洋多金属结核：异养微生物：异化还原：浸出 分类号TF111.311:TF80321:Q939.99 微生物异化还原金属氧化物是一种最新发现 12实验条件 的代谢方式：微生物利用有机底物异化还原金属 反应温度30℃，转速170r°min1,定期取上 氧化物进行生长代谢.异化金属还原菌(dissimi- 清液测定pH及Mn+浓度，取样前补充去离子水 latory meta-reducing microorganisms,DM RM) 以补偿水分蒸发.原子吸收光谱检测Mn+浓度. 金属氧化物作为其呼吸作用的最终电子受体，形 2 实验结果与讨论 成完整的电子传递链，为细胞提供各项生理活动 所需的能量).因其可以利用不可溶的固体作最 2.1铁锰异化还原微生物的筛选分离 终电子受体，为一些重要的生命科学问题提供了 铁锰氧化物还原细菌分布十分广泛，但许多 可能的解决线索，例如原始生命的存在形态、 菌的分离纯化却很困难.本研究主要从深海沉积 外星球可能存在的生命形态、生物生存的上限 物中分离培养，然后进行金属抗性的驯化.表1 温度4等.本研究工作在菌种筛选的基础上进行 为铁锰还原菌培养基， 了微生物异化还原试验，为进一步的浸矿试验提 筛选菌种用含有多种重金属离子的有机废水 供了基础 选择，经过多代培养和分离，共获得10种异养微 生物，通过初步筛选鉴定，并通过形状和生理生化 1 实验材料与方法 分析，选择图I所示的四种菌：K1(enterobacter 11实验材料 spp.)红色细菌，菌落表面光滑；K2(penicillium 大洋多金属结核由中国“大洋一号” simplicissimus)绿色真菌，菌落表面粗糙，粉末状； DY105一13航次在东太平洋采得，成分（质量分 K3(aspergillus niger)黑色真菌，白色菌丝，底部为 数，%)为：C0026,Ni084,Cu0.89, 黄色放射状褶皱；K4(achromobacter spp.)白色细 Mn21.24.Fe10.4. 菌，菌落表面光滑. 菌种为利用平板划线法由海底沉积物（由中 22异养型铁锰还原菌金属耐性和耐酸性的 国大洋一号”DY105一11航次在东太平洋采得) 驯化 中分离的混合异养菌株，分别命名为K1,K2,K3 金属耐性主要是通过提高浸出体系的矿浆浓 和K4 度，或采用含大量重金属的废旧电池粉末进行驯 化，使其金属耐性达到与自养嗜酸菌相当的水平. 收稿日期：2005-09-28修回日期.2005-10-31 待菌适应并能正常生长后，即可将其转移到含有 基金项目：国家自然科学基金资助项目(Na20476009.No. 更高矿浆浓度的培养基中培养.由于电池粉末中 20576137):国家长远发展专项(NaDY105-040-08):国家 “973"计划资助项目(No.2003CB716001) 既有氧化性二氧化锰，又有Zn,Hg,Cd等高毒性 作者简介：冯雅丽(1967一)，女，副教授 金属离子，通过提高矿浆浓度得到满足还原二氧

异养微生物异化还原大洋多金属结核 冯雅丽1) 李浩然2) 1) 北京科技大学土木与环境工程学院, 北京 100083 2) 中国科学院过程工程研究所生化工程国家重点实验室, 北京 100080 摘 要 从太平洋海底沉积物中分离到的四株异养微生物, 进行耐酸和耐金属的驯化, 在好氧和 厌氧条件下进行异养微生物异化还原大洋多金属结核的实验, 并分析了浸出机理.结果表明:厌氧 浸出优于好氧浸出, pH 控制在 2.5 ～ 3, 浸出时间为 3 d, 浸出率可达 98%.利用异养微生物还原浸 出大洋多金属矿浸出速率高, 矿体无需通气, 投资低, 易于操作, 且环境友好, 可在回收有价金属的 同时进行固体废弃物和有机废弃物综合治理. 关键词 大洋多金属结核;异养微生物;异化还原;浸出 分类号 TF111.311 ;TF 803.21 ;Q 939.99 收稿日期:2005 09 28 修回日期:2005 10 31 基金项目:国家自然科学基金资助项目( No.20476009, No . 20576137) ;国家长远发展专项( No.DY105-04-01-08 ) ;国家 “973”计划资助项目( No .2003CB716001) 作者简介:冯雅丽( 1967—) , 女, 副教授 微生物异化还原金属氧化物是一种最新发现 的代谢方式 :微生物利用有机底物异化还原金属 氧化物进行生长代谢.异化金属还原菌( dissimi￾latory metal-reducing microorganisms, DM RM ) 以 金属氧化物作为其呼吸作用的最终电子受体, 形 成完整的电子传递链, 为细胞提供各项生理活动 所需的能量[ 1] .因其可以利用不可溶的固体作最 终电子受体, 为一些重要的生命科学问题提供了 可能的解决线索, 例如原始生命的存在形态[ 2] 、 外星球可能存在的生命形态 [ 3] 、生物生存的上限 温度 [ 4] 等 .本研究工作在菌种筛选的基础上进行 了微生物异化还原试验, 为进一步的浸矿试验提 供了基础 . 1 实验材料与方法 1.1 实验材料 大洋 多 金 属 结 核 由 中 国 “ 大 洋 一 号” DY105-13航次在东太平洋采得, 成分( 质量分 数, %) 为:Co 0.26, Ni 0.84, Cu 0.89, M n 21.24, Fe 10.4 . 菌种为利用平板划线法由海底沉积物( 由中 国“大洋一号” DY105-11 航次在东太平洋采得) 中分离的混合异养菌株, 分别命名为 K1, K2, K3 和 K4 . 1.2 实验条件 反应温度 30 ℃, 转速 170 r·min -1 , 定期取上 清液测定 pH 及 Mn 2+浓度, 取样前补充去离子水 以补偿水分蒸发.原子吸收光谱检测 Mn 2+浓度. 2 实验结果与讨论 2.1 铁锰异化还原微生物的筛选分离 铁锰氧化物还原细菌分布十分广泛, 但许多 菌的分离纯化却很困难.本研究主要从深海沉积 物中分离培养, 然后进行金属抗性的驯化.表 1 为铁锰还原菌培养基 . 筛选菌种用含有多种重金属离子的有机废水 选择, 经过多代培养和分离, 共获得 10 种异养微 生物, 通过初步筛选鉴定, 并通过形状和生理生化 分析, 选择图 1 所示的四种菌 :K1 ( enterobacter spp .) 红色细菌, 菌落表面光滑 ;K2 ( penicillium simplicissimus) 绿色真菌, 菌落表面粗糙, 粉末状; K3( aspergillus niger) 黑色真菌, 白色菌丝, 底部为 黄色放射状褶皱;K4( achromobacter spp .) 白色细 菌, 菌落表面光滑. 2.2 异养型铁锰还原菌金属耐性和耐酸性的 驯化 金属耐性主要是通过提高浸出体系的矿浆浓 度, 或采用含大量重金属的废旧电池粉末进行驯 化, 使其金属耐性达到与自养嗜酸菌相当的水平. 待菌适应并能正常生长后, 即可将其转移到含有 更高矿浆浓度的培养基中培养.由于电池粉末中 既有氧化性二氧化锰, 又有 Zn, Hg, Cd 等高毒性 金属离子, 通过提高矿浆浓度得到满足还原二氧 第 28 卷 第 12 期 2006 年 12 月 北 京 科 技 大 学 学 报 Journal of University of Science and Technology Beijing Vol.28 No.12 Dec.2006 DOI :10.13374/j .issn1001 -053x.2006.12.025

。1112 北京科技大学学报 2006年第12期 表1铁锰还原菌培养基的组成 Table 1 Culture medium composition of ferrimanganic redution bacteria 培养基一 培养基二 培养基三 培养基四（固体） 质量浓度/ 质量浓度/ 质量浓度/ 成分 成分 质量浓度/ 成分 成分 (gL-) (gL-) (g'L) (gL-) 葡萄糖 10 葡萄糖 10 葡萄糖 10 简萄糖 10 MgSO4 1 Mg0 05 MgSO 05 MgSO4 02 NaHCO 25 CaN03),2H20 0.01 CaN03)2H20 001 KH2PO KH2PO 1 K2HPO 0.05 K2HPO 005 KCI 01 KCI 01 K2HPO4 0.05 KCI 005 (NH4)504 NHNO3 25 (NH4)2S04 (NH4)2S04 1 酵母浸膏 05 柠檬酸 4 H20 1000 H0 1000 H20 1000 H20 1000 琼脂 6 图1从深海沉积物中分离到异养微生物 Fig I Heterotrophic microbes separated from sediment in deep sea bed 化锰和降解有机废水条件的适用范围广的菌株. 4.0 表2为异养菌金属耐性驯化过程.图2和图3为 3.5 K 两次驯化过程中菌液的pH值变化与时间的关系 3.0 曲线 2.5 20 表2异养微生物金属耐性驯化过程 1.5 Table 2 Acclimatization process of heterotrophic microbes for 1.0 metallic tolerance 0.5 重金属矿 34567 细菌进入对数生长期的天数/d 时间d 浆浓度/ 驯化前 第一次 第二次 第三次 图2异养微生物耐酸性第一次驯化实验 (gL-) 细菌 转移 转移 转移 Fig.2 The first acclimatization experiment on acid tolerance 100 6 4 4 for heterotrophic microbes 200 10 8 5 4 4.0r 300 11 9 8 7 35 400 10 9 8 0 o 2.5 K 500 9 20 600 10 15 1.0 以上驯化过程既有人为调节因素，也有细菌 产有机酸导致pH下降的因素.由驯化过程的曲 34 567 时间d 线可以看出：驯化时间约为6~9d.获得的异养 图3异养微生物耐酸性第二次驯化实验 菌可在pH=2~3的范围生长，具备了与自养型 Fig.3 The second acclimatization experiment on acid tolerance 嗜酸硫杆菌共同培养的嗜酸性能和金属抗性. for heterotrop hic microbes

表 1 铁锰还原菌培养基的组成 Table 1 Culture medium composition of ferrimanganic reduction bacteria 培养基一 成分 质量浓度/ ( g·L -1 ) 葡萄糖 10 MgSO4 1 NaHCO3 2.5 KH2PO4 1 KC l 0.1 NH4NO3 2.5 柠檬酸 4 H2O 1 000 培养基二 成分 质量浓度/ ( g·L -1 ) 葡萄糖 10 MgSO4 0.5 Ca( NO3 ) 2 2H2O 0.01 K2HPO4 0.05 K2HPO4 0.05 (NH4) 2SO4 1 H2O 1 000 培养基三 成分 质量浓度/ ( g·L -1 ) 葡萄糖 10 MgSO4 0.5 Ca( NO3 ) 2 2H2O 0.01 K2HPO4 0.05 KCl 0.05 ( NH4) 2SO4 1 H 2O 1 000 培养基四( 固体) 成分 质量浓度/ ( g·L -1 ) 葡萄糖 10 MgSO4 0.2 KH2PO4 1 KC l 0.1 ( NH4) 2SO4 1 酵母浸膏 0.5 H2O 1 000 琼脂 6 图 1 从深海沉积物中分离到异养微生物 Fig.1 Heterotrophi c microbes separated from sediment in deep sea bed 化锰和降解有机废水条件的适用范围广的菌株. 表 2为异养菌金属耐性驯化过程 .图 2 和图 3 为 两次驯化过程中菌液的 pH 值变化与时间的关系 曲线 . 表 2 异养微生物金属耐性驯化过程 Table 2 Acclimatization process of heterotrophic microbes for metallic tolerance 重金属矿 浆浓度/ ( g·L -1 ) 细菌进入对数生长期的天数/ d 驯化前 细菌 第一次 转移 第二次 转移 第三次 转移 100 7 6 4 4 200 10 8 5 4 300 11 9 8 7 400 13 10 9 8 500 — — 10 9 600 — — — 10 以上驯化过程既有人为调节因素, 也有细菌 产有机酸导致 pH 下降的因素 .由驯化过程的曲 线可以看出:驯化时间约为 6 ～ 9 d .获得的异养 菌可在 pH =2 ～ 3 的范围生长, 具备了与自养型 嗜酸硫杆菌共同培养的嗜酸性能和金属抗性 . 图 2 异养微生物耐酸性第一次驯化实验 Fig.2 The first acclimatization experiment on acid tolerance for heterotrophic microbes 图 3 异养微生物耐酸性第二次驯化实验 Fig.3 The second acclimatization experiment on acid tolerance for heterotrophic microbes · 1112 · 北 京 科 技 大 学 学 报 2006 年第 12 期

Vol.28 No.12 冯雅丽等：异养微生物异化还原大洋多金属结核 。1113。 2.3异养微生物异化还原大洋多金属结核实验 两方面影响浸矿效果，反应初期体系中高价态的 微生物浸出大洋多金属结核的实验条件：糖 锰与溶解氧并存时，二者竞争有机物分解所产生 蜜150gL-1大洋多金属矿10gL-1.厌氧、好 的还原力，即图5中1和2两个生物反应同时存 氧条件下进行摇瓶实验，反应温度30℃摇床转 在；反应后期四价Mn大部分被还原，以Mn+状 速170rmin,定期取上清液测定pH和Mn汁 态存在，易于被氧化，体系中高电位溶解氧氧化 浓度，取样前补充去离子水以补偿水分蒸发.原 Mn2+,生成三价或四价锰，如图5中化学反应3. 子吸收光谱检测Mn2+浓度. 因此溶解氧一方面与Mn02竞争电子受体，另一 Mn2+只有在酸性条件下才能溶解，在中性或 方面使反应体系中的锰由低价态再次转变为高价 碱性条件下，被还原的锰可能会以MnCO3沉淀 态，降低有机物的利用效率.提高混合异养菌还 的形式存在于矿渣中，微生物还原作用在厌氧条 原浸出大洋多金属矿中锰的效率即要抑制副反应 件下进行，还原过程中溶液pH值始终保持在3 2和3，强化反应1.驯化微生物可以加强微生物 左右，异养菌微生物对MnO2的还原作用如 对矿物的耐受性并提高其与二氧化锰的作用速 图4所示. 度，使生化反应1在与反应2的竞争中处于优势： LOO 控制反应体系中的溶解氧含量，则可以同时抑制 90 浸出体系中的副反应2和3，提高还原浸出的 80 效率. C.(H,O) CO; ■厌氧 ·好氧 ADP+Pi- ATP 00 Mno,1 M” 10 93 O(I) 3 4 567 时间/d 图4好氧和厌氧条件下混合异养微生物还原大洋多金属结 Mn(Ⅱ)或Mn(W) 核 Fig.4 Marine nodues reduced by mixed heterotrophic microbes 图5异养微生物浸出大洋多金属结核过程中的生物化学反 under aerobic and anaerobic conditions 应 Fig.5 Bio-chemical reaction in the process of bio-leaching ma 无氧条件下，Mn02是异氧微生物代谢呼吸 rine nodules by heterotrophic microbes 链的最终电子受体，还原后的金属离子溶于培养 液中.大洋多金属矿中的锰主要以不溶的MnO2 在异养微生物还原大洋多金属结核的过程 形式存在，在微生物呼吸过程中，还原生成可溶性 中，系统H控制在2.5~3为宜（图6）.使用单 二价锰离子，伴随MnO2晶格的破坏过程，矿物中 100r 的其他元素如Co,Ni等有价金属也溶浸于溶液 90 ●pHI.5 4pH2.0 中.接入异养微生物后，有机物的聚集促使锰较 ■pH2.5 快速的还原，四价锰还原过程中以有机碳作为电 70 ◆pH3,0 pH3.5 子供体，MnO2为电子受体，细菌把氧化有机碳产 生的还原能力传递给MnO2,生成Mn(OH)2 谢田 或MnCO3,由于酸性条件及细菌还原酶的作用形 里 成可溶性Mn+ MnO2的生物还原是混合菌在厌氧条件下呼 吸作用的一个形式一9.这一机理可由厌氧条件 0。 下还原锰的速度快、还原率高证实（图4）.厌氧、 时间d 好氧对比实验结果表明在好氧条件下，微生物对 图6pH值对混合异养微生物还原大洋多金属结核的影响 锰的还原效果差，证实了四价Mn作为电子受体 Fig.6 Effect of pH on marine nodules reduced by heterotrophic 参与微生物的氧化还原反应.体系中的溶解氧从 microbes

2.3 异养微生物异化还原大洋多金属结核实验 微生物浸出大洋多金属结核的实验条件:糖 蜜150 g·L -1 , 大洋多金属矿 10 g·L -1 .厌氧、好 氧条件下进行摇瓶实验, 反应温度 30 ℃, 摇床转 速170 r·min -1 , 定期取上清液测定 pH 和 Mn 2+ 浓度, 取样前补充去离子水以补偿水分蒸发 .原 子吸收光谱检测 M n 2 +浓度. M n 2 +只有在酸性条件下才能溶解, 在中性或 碱性条件下, 被还原的锰可能会以 MnCO3 沉淀 的形式存在于矿渣中 .微生物还原作用在厌氧条 件下进行, 还原过程中溶液 pH 值始终保持在 3 左右, 异 养菌微生物 对 M nO2 的还原 作用如 图 4 所示 . 图4 好氧和厌氧条件下混合异养微生物还原大洋多金属结 核 Fig.4 Marine nodul es reduced by mixed heterotrophi c microbes under aerobi c and anaerobic conditions 无氧条件下, M nO2 是异氧微生物代谢呼吸 链的最终电子受体, 还原后的金属离子溶于培养 液中.大洋多金属矿中的锰主要以不溶的 M nO2 形式存在, 在微生物呼吸过程中, 还原生成可溶性 二价锰离子, 伴随 MnO2 晶格的破坏过程, 矿物中 的其他元素如 Co, Ni 等有价金属也溶浸于溶液 中.接入异养微生物后, 有机物的聚集促使锰较 快速的还原, 四价锰还原过程中以有机碳作为电 子供体, M nO2 为电子受体, 细菌把氧化有机碳产 生的还原能力传递给 M nO2, 生成 Mn ( OH ) 2 或 MnCO3, 由于酸性条件及细菌还原酶的作用形 成可溶性 M n 2+ . M nO2 的生物还原是混合菌在厌氧条件下呼 吸作用的一个形式[ 5-6] .这一机理可由厌氧条件 下还原锰的速度快、还原率高证实( 图 4) .厌氧、 好氧对比实验结果表明在好氧条件下, 微生物对 锰的还原效果差, 证实了四价 M n 作为电子受体 参与微生物的氧化还原反应.体系中的溶解氧从 两方面影响浸矿效果, 反应初期体系中高价态的 锰与溶解氧并存时, 二者竞争有机物分解所产生 的还原力, 即图 5 中 1 和 2 两个生物反应同时存 在;反应后期四价 M n 大部分被还原, 以 M n 2+状 态存在, 易于被氧化, 体系中高电位溶解氧氧化 Mn 2 +, 生成三价或四价锰, 如图 5 中化学反应 3 . 因此溶解氧一方面与 M nO2 竞争电子受体, 另一 方面使反应体系中的锰由低价态再次转变为高价 态, 降低有机物的利用效率 .提高混合异养菌还 原浸出大洋多金属矿中锰的效率即要抑制副反应 2 和 3, 强化反应 1 .驯化微生物可以加强微生物 对矿物的耐受性并提高其与二氧化锰的作用速 度, 使生化反应 1 在与反应 2 的竞争中处于优势; 控制反应体系中的溶解氧含量, 则可以同时抑制 浸出体系中的副反应 2 和 3, 提高还原浸出的 效率 . 图 5 异养微生物浸出大洋多金属结核过程中的生物-化学反 应 Fig.5 Bio-chemical reaction in the process of bio-leaching ma￾rine nodules by heterotrophic mi crobes 图 6 pH值对混合异养微生物还原大洋多金属结核的影响 Fig.6 Effect of pH on marine nodules reduced by heterotrophic microbes 在异养微生物还原大洋多金属结核的过程 中, 系统 pH 控制在 2.5 ～ 3 为宜( 图 6) .使用单 Vol.28 No.12 冯雅丽等:异养微生物异化还原大洋多金属结核 · 1113 ·

。1114 北京科技大学学报 2006年第12期 一菌种时，生物浸出的反应时间为5d,而使用混 合微生物可以提高浸出率，浸出时间缩短到3d, 3结论 最终还原率可达98%以上（图7）.自养型嗜酸硫 (1)从深海沉积物中分离的异养微生物，经 杆菌在无铁硫体系中不能发育，而上述四种微生 耐酸和耐金属驯化后，具备了与自养型嗜酸硫杆 物的混合菌种在此体系中相当稳定，经过多次的 菌共同培养的嗜酸性能和金属抗性； 菌种转接培养后，在生物浸出过程中菌种的性状 (2)异养微生物还原大洋多金属结核的过程 仍能保持一致. 中，厌氧浸出优于好氧浸出，pH控制在2.5~3为 100 宜.浸出时间为3d,浸出率达98%： P (3)异养微生物还原浸出大洋多金属矿，浸 70 出速率高，矿体无需通气，投资低，易于操作，环境 0 ◆K 友好.可在回收有价金属的同时进行固体废弃物 和有机废弃物综合治理. 30 K 。一混合 参考文献 10 6 I]Nealson K H.Little B.Microbial metal-ion reduction and 时间d mars extraterrestrial expectation.Curr Opinion Microbid. 2002(5):296 图7异养菌K,K,K及混合菌还原大洋多金属结核 [2 Lovky D R.Bioremediat ion of organic and metal contaminants Fig.7 Marine nodules reduced by heterotrophic microbes K, w ith dissimilatory metal reduction.J Ind Microbiol,1995. K,K;and their mixture 114:85 [3 Boon M.Heijen J J.Chemical oxidation kinetics of pyrite in 由于大洋多金属矿在此过程中作为电子受 bioleaching processes.Hydrometall urgy.1998.48:27 [4 Schrenk M O,Edhw anls K J.Distribution of Thiobacillus fer 体，所以过量通入空气反而使高价锰还原速度降 rooxidans:implication for generation of acid mine drainage 低，导致浸出率下降.异养微生物还原浸出大洋 Science,.1998.278:1519 多金属矿，浸出速度较快，浸出率高，浸矿体系无 [5]Schippirs A.Bo Barker.Biogeochemistry of pyrite and iron sulfice oxidation in marine sediments.Geochim Cosmichim 需通气.投资低.易于操作，环境友好.除可以利 Acta2002,66(1):85 用废糖蜜等食品工业有机废弃物还原MnO2外， [6 Mort S L,Deam Ross D.Biodegradation of phenolic com- 还可以在有机碳源中混入一定量的难降解染料废 pounds by sulfate reducing bacteria from contaminated sed- ments.Microb Ecol,1994(1):67 水，加强共代谢作用，在回收有价金属的同时进行 【刀郑红，汤鸿霄.锰矿砂对取代酚的光氧化作用研究。环境 固体废弃物和有机废弃物综合治理). 科学学报.1999.19(5)：550 Dissimilatory reduction of marine nodules with heterotrophic microbes FENG Yali,LI Haoran2) 1)Civil and Envimonmental Engineering School.University of Science and Techmlogy Beijng.Beijing 100083.Chim 2)State Key Laboratory of Biochemical Engineering.Institute of Pmces Engineering.Chinese Academy of Sciences,Beijing 100080 China ABSTRACT Four heterotrophic microbes were separated from deep sea floor sediment of the Pacific O- cean.The dissimilatory reduction principles of these heterotrophic microbes were explored after their ac- climatization to acid and metals.The results indicate that anaerobic leaching is better than aerobic condi- tion,the optimum pH range is 2.5 to 3,the leaching time is 3d,and the leaching rate is up to 98%.It shows that dissimilatory reduction of marine nodules with heterotrophic microbes has such advantages as higher leaching rate,no ventilation,lower investment,easier operation and better environment.The solid and organic waste can be treated at the same time coupling valuable metal recovery. KEY WORDS marine nodules;heterotrophic microbe;dissimilatory reduction;leaching

一菌种时, 生物浸出的反应时间为 5 d, 而使用混 合微生物可以提高浸出率, 浸出时间缩短到 3 d, 最终还原率可达 98 %以上( 图 7) .自养型嗜酸硫 杆菌在无铁硫体系中不能发育, 而上述四种微生 物的混合菌种在此体系中相当稳定, 经过多次的 菌种转接培养后, 在生物浸出过程中菌种的性状 仍能保持一致. 图 7 异养菌 K1 , K2 , K3 及混合菌还原大洋多金属结核 Fig.7 Marine nodules reduced by heterotrophic microbes K1 , K2 , K3 and their mixture 由于大洋多金属矿在此过程中作为电子受 体, 所以过量通入空气反而使高价锰还原速度降 低, 导致浸出率下降.异养微生物还原浸出大洋 多金属矿, 浸出速度较快, 浸出率高, 浸矿体系无 需通气, 投资低, 易于操作, 环境友好 .除可以利 用废糖蜜等食品工业有机废弃物还原 MnO2 外, 还可以在有机碳源中混入一定量的难降解染料废 水, 加强共代谢作用, 在回收有价金属的同时进行 固体废弃物和有机废弃物综合治理[ 7] . 3 结论 (1) 从深海沉积物中分离的异养微生物, 经 耐酸和耐金属驯化后, 具备了与自养型嗜酸硫杆 菌共同培养的嗜酸性能和金属抗性 ; ( 2) 异养微生物还原大洋多金属结核的过程 中, 厌氧浸出优于好氧浸出, pH 控制在 2.5 ～ 3 为 宜, 浸出时间为 3 d, 浸出率达 98 %; (3) 异养微生物还原浸出大洋多金属矿, 浸 出速率高, 矿体无需通气, 投资低, 易于操作, 环境 友好 .可在回收有价金属的同时进行固体废弃物 和有机废弃物综合治理. 参 考 文 献 [ 1] Nealson K H, Little B .Microbial met al-ion reduction and mars:extraterrestrial expectation.Curr Opinion Mi crobiol, 2002( 5) :296 [ 2] Lovley D R.Bioremediation of organic and met al contaminants w ith dissimilatory metal reduction.J Ind Microbiol, 1995, 114:85 [ 3] Boon M, Heijnen J J.Chemical oxidation kineti cs of pyrite in bioleaching processes.Hydrometallurgy, 1998, 48:27 [ 4] S chrenk M O, Edw ards K J.Distribution of Thiobacillus fer￾rooxidans:implication for generation of acid mine drainage . Science, 1998, 278:1519 [ 5] S chippirs A, Bo Barker .Biogeochemistry of pyrite and iron sulfide oxidation in marine sediments.Geochim Cosmichim Acta, 2002, 66( 1) :85 [ 6] Mort S L, Dean-Ross D .Biodegradation of phenolic com￾pounds by sulf at e-reducing bact eria from cont aminated sedi￾ments.Microb Ecol, 1994( 1) :67 [ 7] 郑红, 汤鸿霄.锰矿砂对取代酚的光氧化作用研究.环境 科学学报, 1999, 19( 5) :550 Dissimilatory reduction of marine nodules with heterotrophic microbes FENG Y ali 1) , LI Haoran 2) 1) Civil and Environment al Engineering S chool, Uni versit y of Science and Tech nology Beijing, Beijing 100083, C hina 2) St at e Key Laborat ory of Biochemical Engineering, Institute of Process Engineering, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100080, China ABSTRACT Four heterotrophic microbes w ere separated from deep sea floor sediment of the Pacific O￾cean .The dissimilatory reduction principles of these heterotrophic microbes were explored after their ac￾climatization to acid and metals .The results indicate that anaerobic leaching is better than aerobic condi￾tion, the optimum pH range is 2.5 to 3, the leaching time is 3 d, and the leaching rate is up to 98 %.It shows that dissimilatory reduction of marine nodules with hetero trophic microbes has such advantages as higher leaching rate, no ventilatio n, lower investment, easier operatio n and better environment .The solid and organic w aste can be treated at the same time coupling valuable metal recovery . KEY WORDS marine nodules;heterotrophic microbe ;dissimilatory reduction ;leaching · 1114 · 北 京 科 技 大 学 学 报 2006 年第 12 期