工程科学学报，第40卷，第10期：1223-1230,2018年10月 Chinese Journal of Engineering,Vol.40,No.10:1223-1230,October 2018 DOI:10.13374/j.issn2095-9389.2018.10.009;http://journals.ustb.edu.cn 浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 李想2)，温建康，莫晓兰)武彪，尚鹤，武名麟)，王淀佐)，杨洪英) 1)北京有色金属研究总院生物治金国家工程实验室，北京1000882)东北大学治金学院，沈阳110819 区通信作者，E-mail:kang3412@126.com 摘要含氟矿石中生物浸出技术推广应用存在瓶颈，究其原因在于伴随含氟脉石矿物溶解，氟对浸矿微生物有较强的抑制 作用.本研究利用氟的水化学特性，通过添加可形成稳定络合物的物质来转换F离子存在形态，进而使浸矿微生物可以耐受 高氟环境.本文系统研究了氟对细菌的抑制机理，明确了氟的真实毒性形态HF,发现了氟对细菌存在跨膜抑制作用，氟胁迫 条件下，干细胞内氟离子质量分数明显高于无氟对照组达到18%以上.选择在生物冶金体系中常见F·做为研究对象，研究 了F3·对F的络合解毒作用，热力学分析结果可知，F·可以与HF发生一级竞争络合反应，破坏HF络合结构.在铁离子存 在条件下，细菌最高可以耐受F·质量浓度1.0gL的环境下生长.铁氟络合形态分析可知，只有当培养基中F·质量浓度5 倍过量于F~质量浓度，细菌才能正常生长，对应的FF2·在氟化物中质量分数达45%时，而游离氟离子浓度为2.87×10~5 ol·L1.络合机理实验结果表明，根据配位化学原理，随着Fˉ/Fe3*浓度比的减小，配体浓度相对较低，氟与铁的络合物向低 配位方向移动，可以通过调整培养基中的氟铁浓度比来调整氟铁络合产物，使细菌在高氟环境中生长成为可能. 关键词氟抑制机理；铁；竞争络合；热力学；络合物形态控制 分类号TF88 Mechanism of fluoride inhibition on bioleaching bacteria and competitive complexation of ferric ions LI Xiang'),WEN Jian-kang),MO Xiao-lan'),WU Biao),SHANG He),WU Ming-lin,WANG Dian-zuo,YANG Hong- ying?) 1)National Engineering Laboratory of Biohydrometallurgy,General Research Institute for Nonferrous Metals,Beijing 100088,China 2)School of Metallurgy,Northeastern University,Shenyang 110819,China Corresponding author,E-mail:kang3412@126.com ABSTRACT A bottleneck occurs in the application of bioleaching technology to fluoride-containing ore.The reason for this is that fluorine has a strong inhibitory effect on leaching bacteria with the dissolution of fluorine-containing gangue minerals.In this study,we use the chemical properties of fluorine to convert F ions by adding substances that can form stable complexes with F-,which enables the leaching bacteria to tolerate high fluoride environments.In this research,we studied the inhibition mechanism of fluorine on bacte- ria,and identified its true toxic form(HF).We found that fluoride exhibited a transmembrane inhibitory effect on bacteria.Under flu- oride stress conditions,the concentration of intracellular fluoride was significantly higher than that of a non-fluorinated control group, which was about 18%dry cell.We selected common Feions in the bioleaching system,and studied the competitive complex detoxi- fication of Feto F-.Our thermodynamic analysis results show that Fecan compete with HF in first-order competitive complexation reactions whereby the HF complex structure is converted to FeF In the presence of ferric ions,we found that the bacteria could tol- erate F"concentrations up to 1.0gL.Our analysis of the Fe and F complex species indicates that bacteria could grow normally when the concentration of Feions was five times greater than that of Fions.Correspondingly,the proportion of Fecomponents in the 收稿日期：2018-05-18 基金项目：国家自然科学基金资助项目(51404031)
工程科学学报,第 40 卷,第 10 期:1223鄄鄄1230,2018 年 10 月 Chinese Journal of Engineering, Vol. 40, No. 10: 1223鄄鄄1230, October 2018 DOI: 10. 13374 / j. issn2095鄄鄄9389. 2018. 10. 009; http: / / journals. ustb. edu. cn 浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 李 想1,2) , 温建康1) 苣 , 莫晓兰1) , 武 彪1) , 尚 鹤1) , 武名麟1) , 王淀佐1) , 杨洪英2) 1) 北京有色金属研究总院生物冶金国家工程实验室, 北京 100088 2) 东北大学冶金学院, 沈阳 110819 苣通信作者, E鄄mail: kang3412@ 126. com 摘 要 含氟矿石中生物浸出技术推广应用存在瓶颈,究其原因在于伴随含氟脉石矿物溶解,氟对浸矿微生物有较强的抑制 作用. 本研究利用氟的水化学特性,通过添加可形成稳定络合物的物质来转换 F 离子存在形态,进而使浸矿微生物可以耐受 高氟环境. 本文系统研究了氟对细菌的抑制机理,明确了氟的真实毒性形态 HF,发现了氟对细菌存在跨膜抑制作用,氟胁迫 条件下,干细胞内氟离子质量分数明显高于无氟对照组达到 18% 以上. 选择在生物冶金体系中常见 Fe 3 + 做为研究对象,研究 了 Fe 3 + 对 F - 的络合解毒作用,热力学分析结果可知,Fe 3 + 可以与 HF 发生一级竞争络合反应,破坏 HF 络合结构. 在铁离子存 在条件下,细菌最高可以耐受 F - 质量浓度 1郾 0 g·L - 1的环境下生长. 铁氟络合形态分析可知,只有当培养基中 Fe 3 + 质量浓度 5 倍过量于 F - 质量浓度,细菌才能正常生长,对应的 FeF 2 + 在氟化物中质量分数达 45% 时,而游离氟离子浓度为 2郾 87 伊 10 - 5 mol·L - 1 . 络合机理实验结果表明,根据配位化学原理,随着 F - / Fe 3 + 浓度比的减小,配体浓度相对较低,氟与铁的络合物向低 配位方向移动,可以通过调整培养基中的氟铁浓度比来调整氟铁络合产物,使细菌在高氟环境中生长成为可能. 关键词 氟抑制机理; 铁; 竞争络合; 热力学; 络合物形态控制 分类号 TF88 收稿日期: 2018鄄鄄05鄄鄄18 基金项目: 国家自然科学基金资助项目(51404031) Mechanism of fluoride inhibition on bioleaching bacteria and competitive complexation of ferric ions LI Xiang 1,2) , WEN Jian鄄kang 1) 苣 , MO Xiao鄄lan 1) , WU Biao 1) , SHANG He 1) , WU Ming鄄lin 1) , WANG Dian鄄zuo 1) , YANG Hong鄄 ying 2) 1)National Engineering Laboratory of Biohydrometallurgy, General Research Institute for Nonferrous Metals, Beijing 100088, China 2)School of Metallurgy, Northeastern University, Shenyang 110819, China 苣Corresponding author, E鄄mail: kang3412@ 126. com ABSTRACT A bottleneck occurs in the application of bioleaching technology to fluoride鄄containing ore. The reason for this is that fluorine has a strong inhibitory effect on leaching bacteria with the dissolution of fluorine鄄containing gangue minerals. In this study, we use the chemical properties of fluorine to convert F ions by adding substances that can form stable complexes with F - , which enables the leaching bacteria to tolerate high fluoride environments. In this research, we studied the inhibition mechanism of fluorine on bacte鄄 ria, and identified its true toxic form (HF). We found that fluoride exhibited a transmembrane inhibitory effect on bacteria. Under flu鄄 oride stress conditions, the concentration of intracellular fluoride was significantly higher than that of a non鄄fluorinated control group, which was about 18% dry cell. We selected common Fe 3 + ions in the bioleaching system, and studied the competitive complex detoxi鄄 fication of Fe 3 + to F - . Our thermodynamic analysis results show that Fe 3 + can compete with HF in first鄄order competitive complexation reactions whereby the HF complex structure is converted to FeF 3 - n n . In the presence of ferric ions, we found that the bacteria could tol鄄 erate F - concentrations up to 1郾 0 g·L - 1 . Our analysis of the Fe and F complex species indicates that bacteria could grow normally when the concentration of Fe 3 + ions was five times greater than that of F - ions. Correspondingly, the proportion of FeF 2 + components in the
·1224· 工程科学学报，第40卷，第10期 solution was 245%,and the concentration of free fluoride was 2.87 x 10 mol-L.The complexation mechanism shows that as the ratio of F--Fedecreases,the concentration of the ligand is relatively lower.Based on the coordination chemistry,the complex of flu- oride and iron moves in a lower coordination direction,and the Fe and F complex species can be controlled by adjusting the concentra- tion ratio of F"and Fe'in the medium,therefore making it possible for bacteria to grow in a high-fluorine environment. KEY WORDS mechanism of fluoride inhibition:iron:competitive complexation;thermodynamic;complex species controlled 在生物浸出体系中，伴随脉石矿物溶解，离子种 物冶金体系中，Fe3+获得途径较多，主要来源于细菌 类复杂，有些对浸矿微生物有促进作用(Mg2+、K* 转接时菌液自有、氧化F2+产物以及脉石矿物赤铁 等)，有些则对浸矿微生物有抑制作用，例如F、 矿的溶解. Cl、As4+等12).据报道国外某高氟铜矿生物堆场 本文系统研究了氟对浸矿微生物的胁迫作用， 因无法达到设计回收率而被迫关停.事故分析是由 得到了氟的真实毒性形态，以及在胞内浓度分布，选 于矿石含氟过高，浸矿微生物无法正常生长，导致浸 择在生物冶金体系中常见F3+做为研究对象，研究 出液氧化还原电位偏低，无法使次生硫化铜矿溶 了Fe3+对F-的络合解毒作用，对铁氟络合进行热 出[3).氟离子抑制Acidithiobacillus ferrooxidans（A. 力学分析，量化研究了铁氟络合机理，使铁氟络合产 )的铁氧化活性是由Razzell与Trussell4!)]首先报 物形态可控，对细菌在高氟环境中生长具有积极 道.当氟离子质量浓度为7.6mgL1时，A.f的铁氧 意义 化活性部分受到抑制：当氟离子质量浓度增长为30 1材料与方法 mg·L-时，A.f的铁氧化活性完全受到抑制.Suzuki 等)研究表明，氟离子的毒性与pH值密切相关，随 1.1菌种 着pH值降低而增加，这可以归因于氟化氢的形成， 试验采用浸矿混合菌群CJ-6,来源于生物冶金 氟化氢不带电荷，更容易穿透细胞膜.进入胞内后， 国家工程试验保藏菌种，经高通量测序鉴定优势菌 氟离子对细菌的抑制机制主要包括抑制产酸、直接 为嗜酸氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxi-- 破坏细胞的结构和影响细菌胞内多种重要代谢酶的 dans,A.f)、嗜酸高铁微菌(Ferrimicrobium acidiphi- 活性等[6] lum,F.a)和钩端螺旋菌(Leptospirillum ferrooxidans, 鉴于氟的抑制机理，可以通过两种方式降低生 L.f). 物体系中氟的毒性)：一种是通过人工诱变方法， 采用9K培养基在空气浴振荡器中进行富集培 使浸矿菌耐氟能力提高.通过驯化，A红.thiooxidans 养，温度30℃，恒温振荡器转速160rpm.9K培养基 可适应氟离子质量浓度40.0mgL-1).刘亚洁等 成分如下：3gL-1(NH)2S04,0.5gL-1Mgs04· 针对含氟铀矿微生物耐受性的问题，筛选了一株可 7H20,0.5gL-1K2HP04,0.1gL-1KCl,0.01g· 以耐受总氟质量浓度为1.48gL-1的优势菌株[]. L-1Ca(NO3)2和44.2gL-1FeS0.·7H20,pH值= 另一种方式是利用氟的水化学特性，通过添加可形 2.0 成稳定络合物的物质来转换F离子存在形态，降低 1.2方法 HF含量[o).研究表明，添加A3+可使氟化物通过 (1)细菌收集和胞内氟离子测定 络合作用形成无毒络合物山.通过热力学计算进 收集在不同氟离子浓度的9K培养基中培养的 一步显示，水溶液化学性质如pH、氧化还原电位和 细菌，先将菌液透过定性滤纸，滤去杂质，使菌液澄 其他金属离子的存在对氟化物形态具有很大影 清.将已过滤的菌液以11000rpm冷冻离心10min, 响[1]，并且通过改变这些参数，即使在相对高的总 去掉上清，用pH值=2的稀硫酸溶液漂洗和离心两 氟浓度下也可以得到较低的HF含量[).在地氟病 次，利用0.22μm孔径滤膜收集沉淀菌种，60℃烘 高发区水土中氟的污染研究中发现，当酸性土壤溶 干.称重后将收集的细菌用去离子水冲入5mL离 液中存在大量的游离Fe3+离子时，水溶性的氟络合 心管中，置于超声波破碎仪中，每次破碎6s,冷却10 形态主要以铁氟络合物为主，由于其可溶性和易迁 s,功率85W,30次循环，直至澄清为止，用以测定细 移性，有利于土壤中某些含氟矿物溶解的进行，因此 胞内的氟离子浓度. 土壤中铁氟络合物以淋滤作用为主，会增加地下水 (2)铁氟竞争络合解毒实验 中氟的浓度).通过对地下水的研究发现，Fe3+同 将未驯化的CJ-6菌按体积分数10%接种量， 样可以络合F,形成稳定的络合物FF-“.而在生 接入含有不同含量氟(NaF)的9K培养基中，把培养
工程科学学报,第 40 卷,第 10 期 solution was 逸45% , and the concentration of free fluoride was 2郾 87 伊 10 - 5 mol·L - 1 . The complexation mechanism shows that as the ratio of F - 鄄鄄Fe 3 + decreases, the concentration of the ligand is relatively lower. Based on the coordination chemistry, the complex of flu鄄 oride and iron moves in a lower coordination direction, and the Fe and F complex species can be controlled by adjusting the concentra鄄 tion ratio of F - and Fe 3 + in the medium, therefore making it possible for bacteria to grow in a high鄄fluorine environment. KEY WORDS mechanism of fluoride inhibition; iron; competitive complexation; thermodynamic; complex species controlled 在生物浸出体系中,伴随脉石矿物溶解,离子种 类复杂,有些对浸矿微生物有促进作用(Mg 2 + 、K + 等),有些则对浸矿微生物有抑制作用,例如 F - 、 Cl - 、As 4 + 等[1鄄鄄2] . 据报道国外某高氟铜矿生物堆场 因无法达到设计回收率而被迫关停. 事故分析是由 于矿石含氟过高,浸矿微生物无法正常生长,导致浸 出液氧化还原电位偏低,无法使次生硫化铜矿溶 出[3] . 氟离子抑制 Acidithiobacillus ferrooxidans (A. f)的铁氧化活性是由 Razzell 与 Trussell [4] 首先报 道. 当氟离子质量浓度为 7郾 6 mg·L - 1时,A. f 的铁氧 化活性部分受到抑制;当氟离子质量浓度增长为 30 mg·L - 1时,A. f 的铁氧化活性完全受到抑制. Suzuki 等[5]研究表明,氟离子的毒性与 pH 值密切相关,随 着 pH 值降低而增加,这可以归因于氟化氢的形成, 氟化氢不带电荷,更容易穿透细胞膜. 进入胞内后, 氟离子对细菌的抑制机制主要包括抑制产酸、直接 破坏细胞的结构和影响细菌胞内多种重要代谢酶的 活性等[6] . 鉴于氟的抑制机理,可以通过两种方式降低生 物体系中氟的毒性[7] :一种是通过人工诱变方法, 使浸矿菌耐氟能力提高. 通过驯化,At. thiooxidans 可适应氟离子质量浓度 40郾 0 mg·L - 1[8] . 刘亚洁等 针对含氟铀矿微生物耐受性的问题,筛选了一株可 以耐受总氟质量浓度为 1郾 48 g·L - 1的优势菌株[9] . 另一种方式是利用氟的水化学特性,通过添加可形 成稳定络合物的物质来转换 F 离子存在形态,降低 HF 含量[10] . 研究表明,添加 Al 3 + 可使氟化物通过 络合作用形成无毒络合物[11] . 通过热力学计算进 一步显示,水溶液化学性质如 pH、氧化还原电位和 其他金属离子的存在对氟化物形态具有很大影 响[12] ,并且通过改变这些参数,即使在相对高的总 氟浓度下也可以得到较低的 HF 含量[13] . 在地氟病 高发区水土中氟的污染研究中发现,当酸性土壤溶 液中存在大量的游离 Fe 3 + 离子时,水溶性的氟络合 形态主要以铁氟络合物为主,由于其可溶性和易迁 移性,有利于土壤中某些含氟矿物溶解的进行,因此 土壤中铁氟络合物以淋滤作用为主,会增加地下水 中氟的浓度[14] . 通过对地下水的研究发现,Fe 3 + 同 样可以络合 F - ,形成稳定的络合物 FeF 3 - n n . 而在生 物冶金体系中,Fe 3 + 获得途径较多,主要来源于细菌 转接时菌液自有、氧化 Fe 2 + 产物以及脉石矿物赤铁 矿的溶解. 本文系统研究了氟对浸矿微生物的胁迫作用, 得到了氟的真实毒性形态,以及在胞内浓度分布,选 择在生物冶金体系中常见 Fe 3 + 做为研究对象,研究 了 Fe 3 + 对 F - 的络合解毒作用,对铁氟络合进行热 力学分析,量化研究了铁氟络合机理,使铁氟络合产 物形态可控,对细菌在高氟环境中生长具有积极 意义. 1 材料与方法 1郾 1 菌种 试验采用浸矿混合菌群 CJ鄄鄄6,来源于生物冶金 国家工程试验保藏菌种,经高通量测序鉴定优势菌 为嗜酸氧化亚铁硫 杆 菌 ( Acidithiobacillus ferrooxi鄄 dans,A. f)、嗜酸高铁微菌(Ferrimicrobium acidiphi鄄 lum,F. a)和钩端螺旋菌(Leptospirillum ferrooxidans, L. f). 采用 9K 培养基在空气浴振荡器中进行富集培 养,温度 30 益 ,恒温振荡器转速 160 rpm. 9K 培养基 成分如下:3 g·L - 1 (NH4 )2 SO4 , 0郾 5 g·L - 1 MgSO4· 7H2O, 0郾 5 g·L - 1 K2 HPO4 , 0郾 1 g·L - 1 KCl, 0郾 01 g· L - 1 Ca(NO3 )2和 44郾 2 g·L - 1 FeSO4·7H2O, pH 值 = 2郾 0. 1郾 2 方法 (1)细菌收集和胞内氟离子测定. 收集在不同氟离子浓度的 9K 培养基中培养的 细菌,先将菌液透过定性滤纸,滤去杂质,使菌液澄 清. 将已过滤的菌液以 11000 rpm 冷冻离心 10 min, 去掉上清,用 pH 值 = 2 的稀硫酸溶液漂洗和离心两 次,利用 0郾 22 滋m 孔径滤膜收集沉淀菌种,60 益 烘 干. 称重后将收集的细菌用去离子水冲入 5 mL 离 心管中,置于超声波破碎仪中,每次破碎 6 s,冷却 10 s,功率 85 W,30 次循环,直至澄清为止,用以测定细 胞内的氟离子浓度. (2)铁氟竞争络合解毒实验. 将未驯化的 CJ鄄鄄6 菌按体积分数 10% 接种量, 接入含有不同含量氟(NaF)的 9K 培养基中,把培养 ·1224·
李想等：浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 ·1225· 基的氧化还原电位(E。)及溶液中亚铁离子浓度的 超导核磁共振图谱数据采用MestReNova软件进行 变化作为细菌的氧化能力指示.选用易溶的NaF作 分析. 为F来源，选用Fe2(SO,)3为Fe3+来源，配制F/ (3)溶液中离子浓度测定. Fe3+质量浓度(gL-1)比为0：0、0.5：2.0、0.5：2.5、 测定溶液中不同金属的离子浓度采用不同的方 0.5:3.0、1.0:4.0、1.0:5.0和1.5：5.0.考察不同浓 法.Fe2+测定采用重铬酸钾滴定法，Fe3+测定采用 度铁离子对氟离子的络合与解毒作用，研究不同离 乙二胺四乙酸二钠(EDTA)滴定法. 子浓度条件下，不同形态的氟化物对微生物生长及 溶液中F~离子浓度采用氟选择性电极法测定， 对铁氧化能力的影响. 游离F-离子直接测量，总氟测量前添加TISAB I (3)铁氟络合物形态分析. 掩蔽剂避免溶液pH值及Fe3+影响，离子电极型号： 铁氟络合物形态分析采用PHREEQC进行溶液 PXSJ-216F. 中氟不同形态的模拟计算，该软件计算结果能够较 (4)pH值和电位测定 好的与实际表征手段吻合，尤其适用于偏酸性溶液 试验过程中pH值用奥立龙-868型pH计测 中氟离子的计算[5] 定；氧化还原电位(ORP)采用UJ34D型高电阻直流 (4)铁氟络合物分配曲线绘制及络合机理. 电位差计测定 可以通过分配系数⑧，来表示物质FeF-"的占 比，分配系数可以用游离氟离子质量浓度c(F~)函 2结果与讨论 数来定义： a=c(Fe)_Be(F） 2.1氟对CJ-6菌的胁迫作用 (1) 从图1可知，在氟离子胁迫条件下，铁氧化细菌 c(F)T CFe(F) 生长速率明显低于无氟对照组细菌生长速率.无氟 副反应系数可以定义为： 对照组细菌经12h的适应期后就进入对数生长期， aB=1+βc(F)+Bc2(F）+…+Bc(F) 经48h的培养后每毫升细菌数量高达(4.67± (2) 0.14)×10’.当细菌在10mg·L-1氟离子质量浓度 固定F质量浓度为1g·L-1,调整F/Fe3+质 胁迫条件下，适应期时间增加到32h的适应期适应 量浓度比为5：1~1：7，添加稀硫酸(H,S0,与H,0 后才进入对数生长期，其生长速度也较无氟对照组 的体积比为1：1)配成pH值为2，体积100mL的溶 慢，最终菌体浓度也远小于无氟培养对照组.当氟 液.配得溶液并反应60min后，测定溶液中的F-质 离子质量浓度为20和30mg·L时，细菌的生长缓 量浓度，并通过卞隆函数(Bjerrum's function)计算溶 慢，无明显的对数期.试验结果表明，低浓度的氟离 液中络合物的平均配位数. 子同样对细菌产生抑制作用. 卞隆函数如式(3)所示： n=c(F)1-c(F-) 一对照组 c(Fe)T -cF-)=10mg·L 40 A-c(F-）=20mg·L4 gc(F)+2pc2(F)+…+6gc(F2(3） -cF=30mg·L- Fe(F) 30 其中，c(F)r为氟化物的质量浓度的总量，c(Fe),为 铁盐物质浓度的总量，a(D为氟离子与铁离子反应 的副反应系数，c(F-)为游离氟离子浓度，B为铁氟 10 络合常数，n为平均络合常数. 1.3检测方法 40 80 120 160 200 (1)细菌生长曲线的绘制， 时间M 用平板计数法来分析各个菌株的生长曲线变 图1不同F·质量浓度胁迫细菌生长曲线 化，电子显微镜型号为：Nikon ECL IPSE50i Fig.1 Bacteria growth curves under different F-concentrations (2)核磁共振谱(9FNMR)测定. 溶液中的氟络合物形态用型号为Varian--500 2.2氟的抑制机理 NMR超导核磁共振谱仪来测定，以重水、二甲亚砜 分析氟离子在不同pH值条件的9F超导核磁 和氘代氯仿为溶剂，以三氟乙酸钠和氟化钠为内标. 共振图谱可知，从图2(a)中可以看出氟在pH值
李 想等: 浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 基的氧化还原电位(Eh )及溶液中亚铁离子浓度的 变化作为细菌的氧化能力指示. 选用易溶的 NaF 作 为 F - 来源,选用 Fe2 ( SO4 )3为 Fe 3 + 来源,配制 F - / Fe 3 + 质量浓度(g·L - 1 )比为 0颐 0、0郾 5颐 2郾 0、0郾 5颐 2郾 5、 0郾 5颐 3郾 0、1郾 0颐 4郾 0、1郾 0颐 5郾 0 和1郾 5颐 5郾 0. 考察不同浓 度铁离子对氟离子的络合与解毒作用,研究不同离 子浓度条件下,不同形态的氟化物对微生物生长及 对铁氧化能力的影响. (3)铁氟络合物形态分析. 铁氟络合物形态分析采用 PHREEQC 进行溶液 中氟不同形态的模拟计算,该软件计算结果能够较 好的与实际表征手段吻合,尤其适用于偏酸性溶液 中氟离子的计算[15] . (4)铁氟络合物分配曲线绘制及络合机理. 可以通过分配系数 啄n来表示物质 FeF 3 - n n 的占 比,分配系数可以用游离氟离子质量浓度 c(F - )函 数来定义: 啄n = c(FeF 3 - n n ) c (F) T = 茁 Fe(F) n ·c n (F - ) 琢Fe(F) (1) 副反应系数可以定义为: 琢Fe(F) =1 + 茁 F 1·c(F - ) + 茁 F 2·c 2 (F - ) +… + 茁 F n·c n (F - ) (2) 固定 F - 质量浓度为 1 g·L - 1 ,调整 F - / Fe 3 + 质 量浓度比为 5颐 1 ~ 1颐 7,添加稀硫酸(H2 SO4 与 H2 O 的体积比为 1颐 1)配成 pH 值为 2,体积 100 mL 的溶 液. 配得溶液并反应 60 min 后,测定溶液中的 F - 质 量浓度,并通过卞隆函数(Bjerrum蒺s function)计算溶 液中络合物的平均配位数. 卞隆函数如式(3)所示: n = c (F) T - c(F - ) c (Fe) T = 茁 F 1·c(F - ) + 2茁 F 2·c 2 (F - ) + … + 6茁 F 6·c 6 (F - ) 琢Fe(F) (3) 其中,c(F) T为氟化物的质量浓度的总量,c(Fe) T为 铁盐物质浓度的总量,琢Fe(F)为氟离子与铁离子反应 的副反应系数,c(F - )为游离氟离子浓度,茁 F n为铁氟 络合常数,n 为平均络合常数. 1郾 3 检测方法 (1)细菌生长曲线的绘制. 用平板计数法来分析各个菌株的生长曲线变 化,电子显微镜型号为:Nikon ECL IPSE 50i. (2)核磁共振谱( 19 F NMR)测定. 溶液中的氟络合物形态用型号为 Varian鄄鄄 500 NMR 超导核磁共振谱仪来测定,以重水、二甲亚砜 和氘代氯仿为溶剂,以三氟乙酸钠和氟化钠为内标. 超导核磁共振图谱数据采用 MestReNova 软件进行 分析. (3)溶液中离子浓度测定. 测定溶液中不同金属的离子浓度采用不同的方 法. Fe 2 + 测定采用重铬酸钾滴定法,Fe 3 + 测定采用 乙二胺四乙酸二钠(EDTA)滴定法. 溶液中 F - 离子浓度采用氟选择性电极法测定, 游离 F - 离子直接测量,总氟测量前添加 TISAB 郁 掩蔽剂避免溶液 pH 值及 Fe 3 + 影响,离子电极型号: PXSJ鄄鄄216F. (4)pH 值和电位测定. 试验过程中 pH 值用奥立龙鄄鄄 868 型 pH 计测 定;氧化还原电位(ORP)采用 UJ34D 型高电阻直流 电位差计测定. 2 结果与讨论 2郾 1 氟对 CJ鄄鄄6 菌的胁迫作用 从图 1 可知,在氟离子胁迫条件下,铁氧化细菌 生长速率明显低于无氟对照组细菌生长速率. 无氟 对照组细菌经 12 h 的适应期后就进入对数生长期, 经 48 h 的培养后每毫升细菌数量高达 ( 4郾 67 依 0郾 14) 伊 10 7 . 当细菌在 10 mg·L - 1氟离子质量浓度 胁迫条件下,适应期时间增加到 32 h 的适应期适应 后才进入对数生长期,其生长速度也较无氟对照组 慢,最终菌体浓度也远小于无氟培养对照组. 当氟 离子质量浓度为 20 和 30 mg·L - 1时,细菌的生长缓 慢,无明显的对数期. 试验结果表明,低浓度的氟离 子同样对细菌产生抑制作用. 图 1 不同 F - 质量浓度胁迫细菌生长曲线 Fig. 1 Bacteria growth curves under different F - concentrations 2郾 2 氟的抑制机理 分析氟离子在不同 pH 值条件的19 F 超导核磁 共振图谱可知,从图 2 ( a) 中可以看出氟在 pH 值 ·1225·
.1226. 工程科学学报，第40卷，第10期 化学位移 化学位移 -154.9-155.3-155.7-156.1-156.5-156.9-157.3 -118.55-119.10-119.25-119.40-119.55-119.70 (a) (b) 1008] 723[8 100[8] 图2不同pH条件下9F超导核磁共振图谱.(a)pH值=7.0：(b)pH值=2.0 Fig.2 F NMR chart under different pH conditions:(a)pH value of 7.0;(b)pH value of 2.0 7.0只有一个峰(-1.1940×104)，由于溶液中无 2.3铁离子对氟离子的竞争络合解毒作用 其他影响离子，说明只有F一种形态.从图2(b) (1)铁离子对氟离子竞争络合热力学分析. 中发现在-1.5565×10-4和-1.5617×10-4处有 引入铁离子在溶液中，铁与氢离子主要竞争络 两个连在一起的信号，右边的信号较强，左边的信号 合反应如下 相对偏弱，结合氟水化学性质可以判断，F在pH值 Fe3++HF→FeF2++Ht (4) 2.0,主要以HF形式存在，伴有少量HF2形式.所 FeF2++H→FeF+Ht (5) 以本实验体系中，氟离子大多数以HF形式存在，可 FeF,+HF→FeF3+H+ (6) 以判断氟的真实毒性形态为HF.以离子梯度差为 H++F→HF (7) 动力，HF跨膜进入细胞内，在相对碱性条件下，电离 HF+F→HF2 (8) 生成H+和F+,虽然浸矿细菌适应低pH值环境，但 将所有离子及矿物的活度均定义为1.将标准 其细胞液还是保持中性，电离出的H+可以大幅降 吉布斯自由能G与温度T的函数进行拟合，得到 低细菌细胞液的pH,导致细胞内酶活性降低，生长 各离子的G(T)函数，如表1所示.各离子函数的 受限.HF的跨膜作用可以用Guneriusson等I6研究 拟合曲线与真实值的相关系数均超过0.99，所以这 来解释，HF的细胞渗透系数为10-4~10-3cms1, 些拟合函数在热力学讨论中真实可靠 比离子态的H*和F-高出5~7数量级.通过图3 表1离子热力学常数(273.15~373.15K) 可以看出，在不同氟离子质量浓度胁迫条件下，确实 Table 1 Ge(T)function of the ions (273.15-373.15 K) 存在氟的跨膜现象，干细胞内氟离子质量分数明显 离子及矿物 ce/(mal1） R2 高于无氟对照组达到18%以上. Fe3+ -39.269+0.20873T+1.14×10-472 1 250 FeF2+ -410.184+0.13277T-4.26×10-57P 三200 FeF -726.603+0.26627T-3.41×10-472 1 FeF3 -1004.307-0.01879T-1.56×10-4r 1 150 F- -320.976-0.08269T+1.60×10-472 0.9997 HF -323.15-0.088T-1.04×10-77 1 HF -639.009-0.20241T+1.83×10-4720.99995 50- 由图4可知，在酸性体系标准状况下反应(5) 和(6)无法自发进行，反应(4)可以自发进行.在含 对照组 10 20 30 氟溶液中引入铁离子后，铁离子会与HF反应生成 氟离子质量浓度mgL-) FF-",从而破坏HF络合结构，降低HF含量，保护 图3不同氟离子质量浓度胁迫下胞内氟离子含量 Fig.3 F-intracellular distributions under different F-concentra- 细菌生长，反应主要以(4)为主，反应吉布斯自由能 tions 大小顺序为(5)>(6)>(7)>(4).因此，各反应发 生难易顺序为：(5)、(6)、(7)及(4).通过△G计
工程科学学报,第 40 卷,第 10 期 图 2 不同 pH 条件下19 F 超导核磁共振图谱. (a)pH 值 = 7郾 0;(b)pH 值 = 2郾 0 Fig. 2 19 F NMR chart under different pH conditions: (a)pH value of 7郾 0;(b)pH value of 2郾 0 7郾 0 只有一个峰( - 1郾 1940 伊 10 - 4 ),由于溶液中无 其他影响离子,说明只有 F - 一种形态. 从图 2( b) 中发现在 - 1郾 5565 伊 10 - 4 和 - 1郾 5617 伊 10 - 4 处有 两个连在一起的信号,右边的信号较强,左边的信号 相对偏弱,结合氟水化学性质可以判断,F 在 pH 值 2郾 0,主要以 HF 形式存在,伴有少量 HF - 2 形式. 所 以本实验体系中,氟离子大多数以 HF 形式存在,可 以判断氟的真实毒性形态为 HF. 以离子梯度差为 动力,HF 跨膜进入细胞内,在相对碱性条件下,电离 生成 H + 和 F + ,虽然浸矿细菌适应低 pH 值环境,但 其细胞液还是保持中性,电离出的 H + 可以大幅降 低细菌细胞液的 pH,导致细胞内酶活性降低,生长 受限. HF 的跨膜作用可以用 Guneriusson 等[16]研究 来解释,HF 的细胞渗透系数为 10 - 4 ~ 10 - 3 cm·s - 1 , 比离子态的 H + 和 F - 高出 5 ~ 7 数量级. 通过图 3 可以看出,在不同氟离子质量浓度胁迫条件下,确实 存在氟的跨膜现象,干细胞内氟离子质量分数明显 高于无氟对照组达到 18% 以上. 图 3 不同氟离子质量浓度胁迫下胞内氟离子含量 Fig. 3 F - intracellular distributions under different F - concentra鄄 tions 2郾 3 铁离子对氟离子的竞争络合解毒作用 (1)铁离子对氟离子竞争络合热力学分析. 引入铁离子在溶液中,铁与氢离子主要竞争络 合反应如下 Fe 3 + + HF 寅FeF 2 + + H + (4) FeF 2 + + HF 寅FeF + 2 + H + (5) FeF + 2 + HF 寅FeF3 + H + (6) H + + F - 寅HF (7) HF + F - 寅HF - 2 (8) 将所有离子及矿物的活度均定义为 1. 将标准 吉布斯自由能 G 苓 与温度 T 的函数进行拟合,得到 各离子的 G 苓 (T)函数,如表 1 所示. 各离子函数的 拟合曲线与真实值的相关系数均超过 0郾 99,所以这 些拟合函数在热力学讨论中真实可靠. 表 1 离子热力学常数 (273郾 15 ~ 373郾 15 K) Table 1 G 苓 (T) function of the ions (273郾 15鄄鄄373郾 15 K) 离子及矿物 G 苓 / (kJ·mol - 1 ) R 2 Fe 3 + - 39郾 269 + 0郾 20873T + 1郾 14 伊 10 - 4 T 2 1 FeF 2 + - 410郾 184 + 0郾 13277T - 4郾 26 伊 10 - 5 T 2 1 FeF + 2 - 726郾 603 + 0郾 26627T - 3郾 41 伊 10 - 4 T 2 1 FeF3 - 1004郾 307 - 0郾 01879T - 1郾 56 伊 10 - 4 T 2 1 F - - 320郾 976 - 0郾 08269T + 1郾 60 伊 10 - 4 T 2 0郾 9997 HF - 323郾 15 - 0郾 088T - 1郾 04 伊 10 - 17 T 2 1 HF - 2 - 639郾 009 - 0郾 20241T + 1郾 83 伊 10 - 4 T 2 0郾 99995 由图 4 可知,在酸性体系标准状况下反应(5) 和(6)无法自发进行,反应(4)可以自发进行. 在含 氟溶液中引入铁离子后,铁离子会与 HF 反应生成 FeF 3 - n n ,从而破坏 HF 络合结构,降低 HF 含量,保护 细菌生长,反应主要以(4)为主,反应吉布斯自由能 大小顺序为(5) > (6) > (7) > (4). 因此,各反应发 生难易顺序为:(5)、(6)、(7) 及(4). 通过 驻G 计 ·1226·
李想等：浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 ·1227· 算，溶液中铁离子只能与HF发生一级竞争络合 从图5中可以看出，溶液中不同Fe3+离子含量 反应. 对细菌生长影响较小，随着溶液中初始的Fe3+离子 60 含量的增加，铁氧化细菌的生长受到轻微抑制，当 00-0000000-00 40 F3+离子质量浓度为5gL,与对照组相比，培养 基中铁氧化细菌浓度有所降低，培养时间延长5h 20 左右.但F3+的引入不会对铁氧化细菌的生长产生 ta ■一反应(4) 0 明显影响 0一反应(5) ●一反应(6) 50 -20 0-0-0-0-0-0-0-0-0-0-0 -0-反应(7) 一对照组 ▲一反应(8) 40 40 -cFe)=2.0gL-l 4-cFe+=2.5gL1 -cFe=3.0gL -60H 量一1 ◆一cFe)=4.0gL1 30 ★-cFe+=5.0gL.-l 280300320340360380400420 T/K 20 图4铁离子对氟离子竞争络合反应G9(T)与温度关系 Fig.4 Correlation between G(T)and temperature of ferric compl- 10 exation reaction with fluoride ion (2)铁离子解毒作用 10 20 30 50 为了排除铁离子可能引起的干扰，将浸矿菌种 时间h 按相同接种量接入含有不同浓度Fe2(S0,)3的9K 图5不同铁离子质量浓度对细菌生长影响 培养基中，相同条件培养，使不同阳离子与络合实验 Fig.5 Effects on bacteria under different Feconcentrations 中阳离子浓度相对应.选择硫酸盐作对比实验，是 不同氟铁比例对细菌生长的影响试验结果如图 因为常见的几种酸根离子中S0?对浸矿菌的负作 6所示.其中，图6(a)为溶液pH值变化曲线，图6 用最小 2.4 600 (a) -dF-cFe)=0:0 (b) ·-cF-c(Fe)=0.5:2.0 2.2 -cf)cfe3=0.5:2.5 -cFFe)=0.5:3.0 500 一cF)cFe4)=00 400 -ccFe=0.52.0 4-c-）cFe=0.5:2.5 -cFFe4=0.53.0 FcFe+=1.0:4.0 ◆cF）cFe=1.0:4.0 ★-cFFe9=1.0:5.0 ★cFcFe=1.05.0 4-cF-c4fe+=1.55.0 eF)cFe)=1.5:5.0 20 40 60 80 100 120 20 40 60 80 100 120 时间h 时间h 12 -cF-cFe3=0.5:25 60 -c(F-Ec(Fe)=0:0 40 -c(F-Ye(Fe)-0.5:2.0--c(F)c(Fe*)=0.5:3.0 -F)cFe=0:0 ◆-cce34=1.0:4.0 0 --c(FYc(Fe)=0.5:2.0 ★-dF-cFe3=1.0:5.0 ▲-c)cFe4=0.5:2.5 F c(Fe3)=1.5:5.0 40 --c(F-c(Fe)=0.5:3.0 ◆-F）cFe3)-1.0:4.0 30 -★-cF)cFe）=1.05.0 -6 4 c(F-c(Fe)=1.5:5.0 -4 10 0 20 0 60 100 120 20 0 60 80100120 时间h 时间h 图6不同氟铁离子浓度对细菌生长影响.(a)pH值变化：(b)电位变化：(c)F©2·浓度变化：(d)细菌生长变化 Fig.6 Effects on bacteria under different F--Fe3 concentration ratios:((a)curve of pH;(b)curve of ORP:(e)curve of concentration of Fe2'; (d)growth of bacteria
李 想等: 浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 算,溶液中铁离子只能与 HF 发生一级竞争络合 反应. 图 4 铁离子对氟离子竞争络合反应 G 苓 (T)与温度关系 Fig. 4 Correlation between G 苓 (T) and temperature of ferric compl鄄 exation reaction with fluoride ion 图 6 不同氟铁离子浓度对细菌生长影响. (a)pH 值变化;(b)电位变化;(c)Fe 2 + 浓度变化;(d)细菌生长变化 Fig. 6 Effects on bacteria under different F - 鄄鄄Fe 3 concentration ratios:( (a) curve of pH; (b) curve of ORP; (c)curve of concentration of Fe 2 + ; (d)growth of bacteria (2)铁离子解毒作用. 为了排除铁离子可能引起的干扰,将浸矿菌种 按相同接种量接入含有不同浓度 Fe2 ( SO4 )3 的 9K 培养基中,相同条件培养,使不同阳离子与络合实验 中阳离子浓度相对应. 选择硫酸盐作对比实验,是 因为常见的几种酸根离子中 SO 2 - 4 对浸矿菌的负作 用最小. 从图 5 中可以看出,溶液中不同 Fe 3 + 离子含量 对细菌生长影响较小,随着溶液中初始的 Fe 3 + 离子 含量的增加,铁氧化细菌的生长受到轻微抑制,当 Fe 3 + 离子质量浓度为 5 g·L - 1 ,与对照组相比,培养 基中铁氧化细菌浓度有所降低,培养时间延长 5 h 左右. 但 Fe 3 + 的引入不会对铁氧化细菌的生长产生 明显影响. 图 5 不同铁离子质量浓度对细菌生长影响 Fig. 5 Effects on bacteria under different Fe 3 + concentrations 不同氟铁比例对细菌生长的影响试验结果如图 6 所示. 其中,图 6(a)为溶液 pH 值变化曲线,图 6 ·1227·
·1228· 工程科学学报，第40卷，第10期 (b)为溶液电位E,变化：图6(c)为溶液中Fe2+质量 0.08 0.2 浓度变化曲线：图6(d)为细菌生长变化曲线.从图 ☑Fe2+氧化速率 0.06 ·一细菌比生长速率 6(b)中可以看出，随着加入Fe3+质量浓度的增加， 0.16 人2 0.04 溶液中初始电位不断升高，但当溶液中F~质量浓度 0.02 为0.5gL时，少量的三价铁离子无法有效的抑制 0.08 氟离子对细菌的毒害作用，F3+离子质量浓度为 0.04 2.0g·L-1时，菌液电位几乎不变，结合图6(c)和 -0.02 (d)可以看出，溶液中亚铁离子含量几乎不变，细菌 00 520 1.040 1.55.0 5 生长停滞：当溶液中Fe3+增加到2.5gL-1时，可以 FFe质量浓度比 重新观察到细菌生长，但细菌生长过程有明显的停 图7不同氟铁离子含量对细菌铁氧化速率及比生长速率的 滞期，且菌液生长周期有大幅增长.与空白培养相 影响 比，延滞期时间延长40h以上，至95h才达到稳定 Fig.7 Effects on Fe2oxidation rate and specific growth rate under 期；溶液中Fe3+浓度继续增加到3.0gL-1时，细菌 different fluoride-ferric concentrations 铁氧化速度及细菌生长速度均有不同程度提高，经 物形态分布图.由图8可知，溶液中氟离子的存在 过77h的培养细菌就能达到稳定期，细菌活性随铁 形式受溶液中铁离子含量影响较大，不同含量的铁 离子浓度增加而增强.当F-质量浓度为1.0gL-1 离子会影响铁氟络合物的存在形式.在酸性条件， 以上时，三价铁离子无法有效的抑制氟离子对细菌 氟化物主要存在形式为FeF,、FeF2+、FeF,、HF和 的毒害，当F/Fe3+质量浓度比为1.0：4.0和1.5： F~.主要组分是FeF,和FeF2+,两种组分占氟化物 5.0时，细菌无法正常生长.当F/Fe3+质量浓度比 比例达到80%以上，FF,、HF和F-组分含量极少. 为1.0：50时，细菌虽然可以生长，但细菌铁氧化活 随着溶液中氟铁比的降低，F3+离子含量升高，氟主 性也很低，且要120h才能达到稳定期. 要形态为氟铁络合态，溶液中HF和F~含量明显减 不同氟铁离子含量对细菌生长影响差异性较 少.比较氟离子与铁离子和氢离子络合的平衡常数 大.从图7中可以看出，空白培养的细菌比生长速 大小可知，络合常数越大代表络合物越稳定，所以当 率为0.058h-1,铁氧化速率为0.19gL-1h-1,溶液 铁离子存在时，氟离子优先与铁离子络合.在不同 中氟离子的存在大幅降低细菌的生长速度：当Fˉ/ 氟铁离子含量的溶液中，氟铁络合规律呈现一定规 Fe3+质量浓度大于1：5时，细菌比生长速率为负，细 律性，根据配位化学原理，配位体含量增大有利于形 菌不能适应培养基环境呈现负增长.当F~/Fe3+质 成高配位数的配合物，相反的，当溶液中Fe3+含量 量浓度比小于1：5时，可以观察到细菌的铁氧化速 过量时，配体F-相对来说含量更低，更容易与F3+ 率和比生长速度均有不同程度增加，铁离子可以很 形成FeF2+络合物，相对应的FeF和FeF,组分所占 大程度上降低氟离子对细菌的影响.由图1所示， 比例也减小，氟铁络合物配位数减小.观察细菌可 当F-质量浓度低至20mg·L-细菌无法生长，而在 以生长的氟铁比例可以发现，细菌只有在溶液中 铁离子存在条件下，细菌可以在F质量浓度为1.0 FF2+占氟化物质量分数≥45%时正常生长，说明只 gL的环境下生长 有在铁过量的情况下，才能有效络合氟离子 (3)铁氟离子在溶液体系中的存在形式 (4)铁氟离子在酸性溶液体系中络合机理. 氟铁离子在溶液中下可能存在如下平衡反应， 为了使这种络合反应可控，便于控制铁氟化合 见表2. 物形态，达到有效解毒作用，有必要对铁氟络合机理 表2平衡反应及其稳定常数 进行研究. Table 2 Equilibrium reaction and its stability constant 酸性溶液中，Fe3+与F-易生成稳定的络合离子 平衡反应 logB FeF,但其存在形式比较复杂，可能会存在FeF、 fe3++F-=feF2· 6.2 FeF2+、FeF,等一系列络合形式.将铁氟络合物的种 Fe3++2F-=FeF? 10.8 类定义为FeF-",其中n的范围为0~3.曲线Fe3+ Fe3++3F-=FeF3 14 表示游离三价铁离子的相对比例，可由等式(9) H·+F·=HF 3.18 表示： 图8为不同氟铁离子质量浓度比例溶液中氟化 c(Fe3+)1 6 (9) c(Fe)T aFe(F)
工程科学学报,第 40 卷,第 10 期 (b)为溶液电位 Eh变化;图 6(c)为溶液中 Fe 2 + 质量 浓度变化曲线;图 6(d)为细菌生长变化曲线. 从图 6(b)中可以看出,随着加入 Fe 3 + 质量浓度的增加, 溶液中初始电位不断升高,但当溶液中 F - 质量浓度 为 0郾 5 g·L - 1时,少量的三价铁离子无法有效的抑制 氟离子对细菌的毒害作用,Fe 3 + 离子质量浓度为 2郾 0 g·L - 1 时,菌液电位几乎不变,结合图 6 ( c) 和 (d)可以看出,溶液中亚铁离子含量几乎不变,细菌 生长停滞;当溶液中 Fe 3 + 增加到 2郾 5 g·L - 1时,可以 重新观察到细菌生长,但细菌生长过程有明显的停 滞期,且菌液生长周期有大幅增长. 与空白培养相 比,延滞期时间延长 40 h 以上,至 95 h 才达到稳定 期;溶液中 Fe 3 + 浓度继续增加到 3郾 0 g·L - 1时,细菌 铁氧化速度及细菌生长速度均有不同程度提高,经 过 77 h 的培养细菌就能达到稳定期,细菌活性随铁 离子浓度增加而增强. 当 F - 质量浓度为 1郾 0 g·L - 1 以上时,三价铁离子无法有效的抑制氟离子对细菌 的毒害,当 F - / Fe 3 + 质量浓度比为 1郾 0颐 4郾 0 和 1郾 5颐 5郾 0 时,细菌无法正常生长. 当 F - / Fe 3 + 质量浓度比 为 1郾 0颐 5郾 0 时,细菌虽然可以生长,但细菌铁氧化活 性也很低,且要 120 h 才能达到稳定期. 不同氟铁离子含量对细菌生长影响差异性较 大. 从图 7 中可以看出,空白培养的细菌比生长速 率为 0郾 058 h - 1 ,铁氧化速率为 0郾 19 g·L - 1·h - 1 ,溶液 中氟离子的存在大幅降低细菌的生长速度;当 F - / Fe 3 + 质量浓度大于 1颐 5时,细菌比生长速率为负,细 菌不能适应培养基环境呈现负增长. 当 F - / Fe 3 + 质 量浓度比小于 1颐 5时,可以观察到细菌的铁氧化速 率和比生长速度均有不同程度增加,铁离子可以很 大程度上降低氟离子对细菌的影响. 由图 1 所示, 当 F - 质量浓度低至 20 mg·L - 1细菌无法生长,而在 铁离子存在条件下,细菌可以在 F - 质量浓度为 1郾 0 g·L - 1的环境下生长. (3)铁氟离子在溶液体系中的存在形式. 氟铁离子在溶液中下可能存在如下平衡反应, 见表 2. 表 2 平衡反应及其稳定常数 Table 2 Equilibrium reaction and its stability constant 平衡反应 log茁 F n Fe 3 + + F - = FeF 2 + 6郾 2 Fe 3 + + 2F - = FeF + 2 10郾 8 Fe 3 + + 3F - = FeF3 14 H + + F - = HF 0 3郾 18 图 8 为不同氟铁离子质量浓度比例溶液中氟化 图 7 不同氟铁离子含量对细菌铁氧化速率及比生长速率的 影响 Fig. 7 Effects on Fe 2 + oxidation rate and specific growth rate under different fluoride鄄ferric concentrations 物形态分布图. 由图 8 可知,溶液中氟离子的存在 形式受溶液中铁离子含量影响较大,不同含量的铁 离子会影响铁氟络合物的存在形式. 在酸性条件, 氟化物主要存在形式为 FeF + 2 、FeF 2 + 、FeF3 、HF 和 F - . 主要组分是 FeF + 2 和 FeF 2 + ,两种组分占氟化物 比例达到 80% 以上,FeF3 、HF 和 F - 组分含量极少. 随着溶液中氟铁比的降低,Fe 3 + 离子含量升高,氟主 要形态为氟铁络合态,溶液中 HF 和 F - 含量明显减 少. 比较氟离子与铁离子和氢离子络合的平衡常数 大小可知,络合常数越大代表络合物越稳定,所以当 铁离子存在时,氟离子优先与铁离子络合. 在不同 氟铁离子含量的溶液中,氟铁络合规律呈现一定规 律性,根据配位化学原理,配位体含量增大有利于形 成高配位数的配合物,相反的,当溶液中 Fe 3 + 含量 过量时,配体 F - 相对来说含量更低,更容易与 Fe 3 + 形成 FeF 2 + 络合物,相对应的 FeF + 2 和 FeF3组分所占 比例也减小,氟铁络合物配位数减小. 观察细菌可 以生长的氟铁比例可以发现,细菌只有在溶液中 FeF 2 + 占氟化物质量分数逸45% 时正常生长,说明只 有在铁过量的情况下,才能有效络合氟离子. (4)铁氟离子在酸性溶液体系中络合机理. 为了使这种络合反应可控,便于控制铁氟化合 物形态,达到有效解毒作用,有必要对铁氟络合机理 进行研究. 酸性溶液中,Fe 3 + 与 F - 易生成稳定的络合离子 FeFx,但其存在形式比较复杂,可能会存在 FeF + 2 、 FeF 2 + 、FeF3等一系列络合形式. 将铁氟络合物的种 类定义为 FeF 3 - n n ,其中 n 的范围为 0 ~ 3. 曲线 Fe 3 + 表示游离三价铁离子的相对比例,可由等式(9) 表示: 啄0 = c(Fe 3 + ) c(Fe) T = 1 琢Fe(F) (9) ·1228·
李想等：浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 ·1229· 100 10-4数量级，说明F-与Fe3+发生了完全络合 一FeF件 HF -FeF ◆一F 700 80 600- 60 500 40 20 0.52.0052.50.53.014151.55 100 FFe“质量浓度比 0 图8氟铁离子在溶液中的组分图 5:141312:11:11:21:314151:617 FFe”质量浓度比 Fig.8 Constitutional diagram of fluoride-ferric ions in solution 图10游离氟离子浓度与氟离子与铁离子浓度比的关系 图9给出了FF-“离子基团分布曲线，每条曲 Fig.10 Relationship between concentration ratio of F-to Fe3and 线显示了由游离氟离子含量计算出的特定络合物所 free fluoride 占比例，虚线代表FF2+组分占比为45%时对应的 不同F~/Fe3+质量浓度比计算所得配位数如图 游离氟离子浓度.分布曲线表明，氟铁络合物配位 11所示.F-与Fe3+能形成配位数为1~3的复杂络 数越小，溶液中游离氟离子浓度越低.通过2.3中 合物，且随着F/Fe3+质量浓度比的减小，氟与铁的 (3)小节分析可知，细菌只有在溶液中FF2+占氟化 络合物向低配位方向移动，可以通过调整培养基中 物质量分数≥45%时正常生长，其对应的游离氟离 的F~/Fe3+质量浓度比来调整氟铁络合产物，使细 子浓度为2.87×10-5mol·L-1.在铁过量的情况 菌耐受高氟环境生长 下，对应的游离氟离子浓度越低，细菌生长所受影响 越小. 1.0 2.5 AIF 0.8 AIF AIF, AIF2- AIF 0.6 1.5 0.4 AB. 0.2 1.0 543211121314151617 F-Fe+质量浓度比 0 图11配位数与氟离子与铁离子质量浓度比的关系 -6 -5 -4 -3 -2 loge(F) Fig.11 Relationship between concentration ratio of F-to Feand coordination number 图9铁氟络合物分配曲线 Fig.9 Fe3+-F-complex distribution curve 3结论 在铁离子存在的条件下，测量不同氟铁浓度比 (1)在生物浸出体系中F~主要以HF形式存 例溶液中游离氟离子浓度，从图10中可以看出，当 在，所以HF是F的真实毒性形态.通过对胞内氟离 F/Fe3+质量浓度比从1：1增加到5：1时，此时溶液 子分布的研究表明，在氟离子胁迫作用下，确实存在 中F-相对Fe3+过量，溶液中游离态的F-含量呈上 氟的跨膜现象，干细胞内氟离子质量分数明显高于 升趋势：但即使当F~/Fe3+质量浓度比为5：1时，溶 无氟对照组达到18%以上. 液中游离态的F-质量浓度为6.04×10-2gL-1,远 (2)热力学分析结果可知，在含氟溶液中引入 远低于与未反应时F-质量浓度1.0g·L1,可以认 铁离子后，Fe3+可以与H+发生竞争络合作用，破坏 为络合反应后溶液中游离态F~含量很低，这说明 HF络合结构，竞争络合反应级数为一级.通过验证 Fe3+对F-有良好的络合作用，随着F~/Fe3+质量浓 实验，铁离子可以很大程度上降低氟离子对细菌的 度比降低至1：2，溶液中F-含量降低明显，低至 影响，在铁离子存在条件下，细菌可以在Fˉ质量浓
李 想等: 浸矿微生物氟抑制机理及铁的竞争络合作用 图 8 氟铁离子在溶液中的组分图 Fig. 8 Constitutional diagram of fluoride鄄ferric ions in solution 图 9 给出了 FeF 3 - n n 离子基团分布曲线,每条曲 线显示了由游离氟离子含量计算出的特定络合物所 占比例,虚线代表 FeF 2 + 组分占比为 45% 时对应的 游离氟离子浓度. 分布曲线表明,氟铁络合物配位 数越小,溶液中游离氟离子浓度越低. 通过 2郾 3 中 (3)小节分析可知,细菌只有在溶液中 FeF 2 + 占氟化 物质量分数逸45% 时正常生长,其对应的游离氟离 子浓度为 2郾 87 伊 10 - 5 mol·L - 1 . 在铁过量的情况 下,对应的游离氟离子浓度越低,细菌生长所受影响 越小. 图 9 铁氟络合物分配曲线 Fig. 9 Fe 3 + 鄄鄄F - complex distribution curve 在铁离子存在的条件下,测量不同氟铁浓度比 例溶液中游离氟离子浓度,从图 10 中可以看出,当 F - / Fe 3 + 质量浓度比从 1颐 1增加到 5颐 1时,此时溶液 中 F - 相对 Fe 3 + 过量,溶液中游离态的 F - 含量呈上 升趋势;但即使当 F - / Fe 3 + 质量浓度比为 5颐 1时,溶 液中游离态的 F - 质量浓度为 6郾 04 伊 10 - 2 g·L - 1 ,远 远低于与未反应时 F - 质量浓度 1郾 0 g·L - 1 ,可以认 为络合反应后溶液中游离态 F - 含量很低,这说明 Fe 3 + 对 F - 有良好的络合作用,随着 F - / Fe 3 + 质量浓 度比降低至 1 颐 2,溶液中 F - 含量降低明显,低至 10 - 4数量级,说明 F - 与 Fe 3 + 发生了完全络合. 图 10 游离氟离子浓度与氟离子与铁离子浓度比的关系 Fig. 10 Relationship between concentration ratio of F - to Fe 3 + and free fluoride 不同 F - / Fe 3 + 质量浓度比计算所得配位数如图 11 所示. F - 与 Fe 3 + 能形成配位数为 1 ~ 3 的复杂络 合物,且随着 F - / Fe 3 + 质量浓度比的减小,氟与铁的 络合物向低配位方向移动,可以通过调整培养基中 的 F - / Fe 3 + 质量浓度比来调整氟铁络合产物,使细 菌耐受高氟环境生长. 图 11 配位数与氟离子与铁离子质量浓度比的关系 Fig. 11 Relationship between concentration ratio of F - to Fe 3 + and coordination number 3 结论 (1)在生物浸出体系中 F - 主要以 HF 形式存 在,所以 HF 是 F 的真实毒性形态. 通过对胞内氟离 子分布的研究表明,在氟离子胁迫作用下,确实存在 氟的跨膜现象,干细胞内氟离子质量分数明显高于 无氟对照组达到 18% 以上. (2)热力学分析结果可知,在含氟溶液中引入 铁离子后,Fe 3 + 可以与 H + 发生竞争络合作用,破坏 HF 络合结构,竞争络合反应级数为一级. 通过验证 实验,铁离子可以很大程度上降低氟离子对细菌的 影响,在铁离子存在条件下,细菌可以在 F - 质量浓 ·1229·
·1230· 工程科学学报，第40卷，第10期 度为1.0gL的环境下生长 mineral bioleaching mechanism and process.Coal Ash,2011,23 (3)铁氟络合形态分析可知，细菌只有在溶液 (6):21 (陈向，廖德华.国内外铀矿石生物浸出机理及工艺应用研究 中FF2+占氟化物质量分数≥45%时正常生长，对 现状.粉煤灰，2011,23(6)：21) 应游离氟离子浓度为2.87×10-5mol.L-1,Fe3+浓 [9]Liu Y J,Liu JS,Li J,et al.Comparison of microbial diversity in 度越高，对应的游离氟离子浓度越低.络合机理实 acid heap leaching and bio-heap-leaching with fluoride-bearing 验结果表明，F-与Fe3+能形成配位数是1~3的复 uranium ores.Nonferrous Met Extract Metall),2016(3):26 杂稳定络合物，且随着氟铁比的减小，氟与铁的络合 (刘亚洁，柳建设，李江，等。含氟轴矿石酸法堆浸与生物堆 物向低配位方向移动，可以通过调整培养基中的 浸体系微生物群落多样性比较.有色金属（冶炼部分），2016 (3):26) F/Re3+质量浓度比来调整氟铁络合产物. [10]Bibi S,Kamran M A,Sultana J,et al.Occurrence and methods to remove arsenic and fluoride contamination in water.Environ 参考文献 Chem Lett,2017,15(1):125 [1]Peng Z J.Yu R L,Qiu G Z.et al.Really active form of fluorine [11]Magesh N S,Chandrasekar N,Elango L.Occurrence and distri- toxicity affecting Acidithiobacillus ferrooxidans activity in bioleach- bution of fluoride in the groundwater of the Tamiraparani River ing uranium.Trans Nonferrous Met Soc China,2013,23(3):812 basin,South India:a geostatistical modeling approach.Enriron [2]Wen JK,Yao CC.Wu M L,et al.Industrial heap bioleaching of Earth Sci,2016,75(23):1483 arsenic-bearing low-grade copper sulfide ore.J Unie Sci Technol [12]Shen J J,Schafer A.Removal of fluoride and uranium by nanofil- Beijing,2010,32(4):420 tration and reverse osmosis:a review.Chemosphere,2014,117: (温建康，姚国成，武名麟，等含砷低品位硫化铜矿生物堆 679 浸工业试验.北京科技大学学报，2010,32(4)：420) [13]Ma L Y,Wang X J,Tao J M,et al.Differential fluoride toler- [3]Brierley J A,Kuhn M C.Fluoride toxicity in a chalcocite bioleach ance between sulfur-and ferrous iron-grown Acidithiobacillus fer- heap process.Hydrometallurgy,2010,104(34):410 rooxidans and its mechanism analysis.Biochem Eng 2017, [4]Razzell W E,Trussell P C.Isolation and properties of an iron-oxi- 119:59 dizing Thiobacillus.J Bacteriol,1963,85(3):595 [14]Yin J L.Distribution of Fluoride and Aluminum Fractions in Soil [5] Suzuki I,Lee D,Mackay B,et al.Effect of various ions,pH and Aggregates and the Relationship with Soil Chemical Properties un- osmotic pressure on oxidation of elemental sulfur by Thiobacillus der Tea Plantation Dissertation].Ya'an:Sichuan Agricultural thiooxidans.Appl Enriron Microbiol,1999.65(11):5163 University,2016 [6]Owusu-Agyeman I.Jeihanipour A,Luxbacher T,ct al.Implica- (殷佳丽.茶园土壤团聚体氟、铝形态分布及其与土壤化学 tions of humic acid,inorganic carbon and speciation on fluoride re- 性质的关系[学位论文].雅安：四川农业大学，2016) tention mechanisms in nanofiltration and reverse osmosis.Membr [15]Yasuda E Y,Koroishi E T,Vargas JA V,et al.Dissolution e- Si,2017,528:82 valuation of coquina,Part I:carbonated-brine continuous injec- [7]Rodrigues M L M,Lopes K CS,Leoncio HC,et al.Bioleaching tion using computed tomography and PHREEQC.Energy Fuels. of fuoride-bearing secondary copper sulphides:column experi- 2018,32(4):5289 ments with Acidithiobacillus ferrooxidans.Chem Eng /2016, [16]Guneriusson L,Sandstrom A,Holmgren A,et al.Jarosite inclu- 284:1279 sion of fluoride and its potential significance to bioleaching of sul- [8]Chen X,Liao D H.The-state-of-the-arts of domestic and foreign phide minerals.Hydrometallurgy,2009,96(1-2):108
工程科学学报,第 40 卷,第 10 期 度为 1郾 0 g·L - 1的环境下生长. (3)铁氟络合形态分析可知,细菌只有在溶液 中 FeF 2 + 占氟化物质量分数逸45% 时正常生长,对 应游离氟离子浓度为 2郾 87 伊 10 - 5 mol·L - 1 ,Fe 3 + 浓 度越高,对应的游离氟离子浓度越低. 络合机理实 验结果表明,F - 与 Fe 3 + 能形成配位数是 1 ~ 3 的复 杂稳定络合物,且随着氟铁比的减小,氟与铁的络合 物向低配位方向移动,可以通过调整培养基中的 F - / Fe 3 + 质量浓度比来调整氟铁络合产物. 参 考 文 献 [1] Peng Z J,Yu R L, Qiu G Z, et al. Really active form of fluorine toxicity affecting Acidithiobacillus ferrooxidans activity in bioleach鄄 ing uranium. Trans Nonferrous Met Soc China, 2013, 23(3): 812 [2] Wen J K, Yao G C, Wu M L, et al. Industrial heap bioleaching of arsenic鄄bearing low鄄grade copper sulfide ore. J Univ Sci Technol Beijing, 2010, 32(4): 420 (温建康, 姚国成, 武名麟, 等. 含砷低品位硫化铜矿生物堆 浸工业试验. 北京科技大学学报, 2010, 32(4): 420) [3] Brierley J A, Kuhn M C. Fluoride toxicity in a chalcocite bioleach heap process. Hydrometallurgy, 2010, 104(3鄄4): 410 [4] Razzell W E, Trussell P C. Isolation and properties of an iron鄄oxi鄄 dizing Thiobacillus. J Bacteriol, 1963, 85(3): 595 [5] Suzuki I, Lee D, Mackay B, et al. Effect of various ions, pH and osmotic pressure on oxidation of elemental sulfur by Thiobacillus thiooxidans. Appl Environ Microbiol, 1999, 65(11): 5163 [6] Owusu鄄Agyeman I, Jeihanipour A, Luxbacher T, et al. Implica鄄 tions of humic acid, inorganic carbon and speciation on fluoride re鄄 tention mechanisms in nanofiltration and reverse osmosis. J Membr Sci, 2017, 528: 82 [7] Rodrigues M L M, Lopes K C S, Le觝ncio H C, et al. Bioleaching of fluoride鄄bearing secondary copper sulphides: column experi鄄 ments with Acidithiobacillus ferrooxidans. Chem Eng J, 2016, 284: 1279 [8] Chen X, Liao D H. The鄄state鄄of鄄the鄄arts of domestic and foreign mineral bioleaching mechanism and process. Coal Ash, 2011, 23 (6): 21 (陈向, 廖德华. 国内外铀矿石生物浸出机理及工艺应用研究 现状. 粉煤灰, 2011, 23(6): 21) [9] Liu Y J,Liu J S,Li J, et al. Comparison of microbial diversity in acid heap leaching and bio鄄heap鄄leaching with fluoride鄄bearing uranium ores. Nonferrous Met (Extract Metall), 2016(3): 26 (刘亚洁, 柳建设, 李江, 等. 含氟铀矿石酸法堆浸与生物堆 浸体系微生物群落多样性比较. 有色金属(冶炼部分), 2016 (3): 26) [10] Bibi S, Kamran M A, Sultana J, et al. Occurrence and methods to remove arsenic and fluoride contamination in water. Environ Chem Lett, 2017, 15(1): 125 [11] Magesh N S, Chandrasekar N, Elango L. Occurrence and distri鄄 bution of fluoride in the groundwater of the Tamiraparani River basin, South India: a geostatistical modeling approach. Environ Earth Sci, 2016, 75(23): 1483 [12] Shen J J, Sch覿fer A. Removal of fluoride and uranium by nanofil鄄 tration and reverse osmosis: a review. Chemosphere, 2014, 117: 679 [13] Ma L Y, Wang X J, Tao J M, et al. Differential fluoride toler鄄 ance between sulfur鄄 and ferrous iron鄄grown Acidithiobacillus fer鄄 rooxidans and its mechanism analysis. Biochem Eng J, 2017, 119: 59 [14] Yin J L. Distribution of Fluoride and Aluminum Fractions in Soil Aggregates and the Relationship with Soil Chemical Properties un鄄 der Tea Plantation [Dissertation]. Ya蒺an: Sichuan Agricultural University, 2016 (殷佳丽. 茶园土壤团聚体氟、铝形态分布及其与土壤化学 性质的关系[学位论文]. 雅安: 四川农业大学, 2016) [15] Yasuda E Y, Koroishi E T, Vargas J A V, et al. Dissolution e鄄 valuation of coquina, Part 1: carbonated鄄brine continuous injec鄄 tion using computed tomography and PHREEQC. Energy Fuels, 2018, 32(4): 5289 [16] Guneriusson L, Sandstr觟m 魡, Holmgren A, et al. Jarosite inclu鄄 sion of fluoride and its potential significance to bioleaching of sul鄄 phide minerals. Hydrometallurgy, 2009, 96(1鄄2): 108 ·1230·