·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·