一株氧化亚铁硫杆菌及其应用转让专利
申请号 : CN201310100105.X
文献号 : CN103232953B
文献日 : 2014-12-31
发明人 : 朱能武 , 张婷 , 许治国 , 吴平霄
申请人 : 华南理工大学
摘要 :
本发明公开了一株氧化亚铁硫杆菌及其应用，该菌是氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans）Z1，由中国典型培养物保藏中心保藏，简称CCTCC，保藏号为：CCTCC NO:M2013102，保藏日期为2013年3月25日。该菌可在好氧条件下浸出废旧PCBs中的有价金属。该菌株具有高效的生物浸出率和浸出速率，且具有很好的环境适应力。
权利要求 :
1.一株氧化亚铁硫杆菌，其特征在于，该菌是氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans)Z1，由中国典型培养物保藏中心保藏，简称CCTCC，保藏号为：CCTCC NO:M2013102，保藏日期为2013年3月25日。
说明书 :
一株氧化亚铁硫杆菌及其应用
技术领域
[0001] 本发明属于固体废弃物生物处理与资源化领域，具体涉及一株氧化亚铁硫杆菌及其在回收废旧线路板中有价金属中的应用。
背景技术
[0002] 废弃的印刷线路板主要为印刷线路板（Printed Circuit Boards，PCBs）制造过程中产生的次品、边角料和废弃电子产品拆除组装组件的PCBs基板。其成分复杂，大约含有30%的塑料、30%的惰性氧化物和40%的金属。其中不仅含有大量的基本金属，还含有一定量的贵重金属。随着废旧PCBs的产生量逐年增加，其带来的土壤、水体和大气污染越来越严重，所以对其进行资源化处理具有明显的环境意义，且具有一定的经济效益。
[0003] 目前，发展比较成熟的废弃印刷线路板中金属资源化处理技术有湿法冶金、火法冶金、机械分选的方法，另外还有生物浸出技术。由于生物浸出技术相对于前面三种技术，具有效率高、成本低、流程短、环境友好等优点，因此该技术在世界范围内得到了很大的推广。根据研究，生物浸出中常见的微生物有中温菌、中等嗜热菌、极端嗜热菌。其中中温菌最适宜的生长温度为20℃～35℃，主要有氧化亚铁硫杆菌、氧化亚铁钩端螺旋菌和氧化硫硫杆菌等；中等嗜热菌最适宜的生长温度40℃～50℃，主要有硫化芽孢杆菌属等；极端嗜热菌最适宜的生长温度是60℃～85℃，主要有硫化叶菌、金属球菌和硫化小球菌等。
[0004] 目前，在生物浸出特别是废旧PCBs金属回收领域内的报道，使用最多的两种菌种，分别是中温型的氧化亚铁硫杆菌和氧化硫硫杆菌。其中氧化亚铁硫杆菌一直以来被认为是酸性环境中浸矿的主导菌种。但是总体而言，适用于生物浸出的微生物种类仍然较少。另一方面，这些菌对废旧PCBs中的金属浸出效率及浸出率都有待提高，因此，寻找一种能真正适应环境的高效浸出PCBs菌是目前生物浸出领域的热点问题。
发明内容
[0005] 本发明克服了对废旧PCBs中的金属生物浸出技术所面临的缺陷，提供一种高效的氧化亚铁硫杆菌，及其在废旧PCBs金属回收中的应用。
[0006] 本发明所提供的一种生物浸出PCBs菌，它来源于广东云浮某硫铁矿山矿坑水，经人工富集培养、分离纯化得到，该菌株是氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans）Z1，由中国典型培养物保藏中心保藏，简称CCTCC，保藏号为：CCTCC NO:M2013102，保藏日期为2013年3月25日，保藏地址为武汉大学。该菌在TSM I固体培养基上呈现单菌落。菌落为圆形、中部突起、红棕色。光学显微镜下观察该菌的形态为杆状，宽度和长度约为0.53μm和2.2μm，具有运动性，生长对数期为18～30h。生物学特性为：革兰氏染色阴性，专性好氧，嗜酸性。该菌可在好氧条件下浸出废旧PCBs中的有价金属。菌株Z1的16S rDNA的登录号为JX185133。
[0007] 上述菌株Z1用于回收废旧线路板中的有价金属，具体操作步骤如下：
[0008] 将菌株Z1接菌量10～30%（体积分数）接种至9K液体培养基，培养基的初始pH2+
为1.75～2.5，初始Fe 的浓度为6～15g/L；震荡培养0～36h时，向上述培养基中加入金属富集体粉末，投加量为4～12g/L；继续震荡培养至金属浸出率达到最大。
为1.75～2.5，初始Fe 的浓度为6～15g/L；震荡培养0～36h时，向上述培养基中加入金属富集体粉末，投加量为4～12g/L；继续震荡培养至金属浸出率达到最大。
[0009] 优选地，所述初始Fe2+浓度为9g/L。
[0010] 优选地，所述的震荡培养的条件为150～180r/min、30±5℃。
[0011] 优选地，所述粉末投加时间为震荡培养24h时。
[0012] 优选地，所述金属富集体粉末粒度在40～80目以内。
[0013] 优选地，所述的粉末粒度为60～80目。
[0014] 优选地，所述的9K液体培养基的初始pH为2.25。
[0015] 优选地，定期将培养基的pH校正为初始值。
[0016] 所述的9K液体培养基是(NH4)2SO4，3.0g；KCl，0.1g；K2HPO4，0.5g；MgSO4·7H2O，0.5g；Ca(NO3)2，0.01g；FeSO4·7H2O，44.3g；去离子水1000mL。
[0017] 所述菌株Z1在废旧PCBs金属回收中的应用。该菌能以9K培养基中Fe2+作为能源，在优选条件下，浸出处理78h后，有92.57%的金属Cu从金属富集体（MC）中溶浸出来。除了对金属Cu有浸出作用外，Z1对于粉末中所含有的其他金属也有很好的浸出作用。经过183h的摇瓶浸出实例，可以分别溶出85.24%的Al和95.18%的Zn。该菌在30℃下对MC的浸出效果有很好的表现，很适合实际中的金属生物浸出。此外，在MC粉末投加量为4～
12g/L的范围内均表现出较好的浸出效果。这说明该菌在废旧PCBs金属回收中起到很重要的作用。
12g/L的范围内均表现出较好的浸出效果。这说明该菌在废旧PCBs金属回收中起到很重要的作用。
[0018] 本发明的优点是该菌株Z1在废旧线路板的金属富集体生物浸出中表现出较强的活性，可以产生高效的浸出率和浸出效率，处理78h后浸出92.57%的金属Cu。同时，该菌株对其他重金属也有着一定的浸出效果，处理183h后溶出85.24%的Al和95.18%的Zn。
附图说明
[0019] 图1为实施例2不同处理铜浸出效率的变化图。
[0020] 图2为实施例2的不同样品的SEM-EDAX图。
[0021] 图3为实施例2的浸出过程中（a）总铁和（b）Fe2+浓度变化图。
[0022] 图4为实施例3的初始pH对Cu浸出率的影响图。
[0023] 图5为实施例4中初始Fe2+对Cu浸出率的影响图。
[0024] 图6为实施例5中金属富集体粉末投加量对Cu浸出率的影响图。
[0025] 图7为实施例6中菌种接种量对Cu浸出率的影响图。
[0026] 图8为实施例7中粉末粒度对Cu浸出率的影响图。
[0027] 图9为实施例8中MC粉末投加时间对Cu浸出率的影响图。
[0028] 图10为实施例8中Cu浸出率、Fe2+和总铁变化图。
具体实施方式
[0029] 下面结合具体实施例对本发明作进一步具体详细描述，但本发明的实施方式不限于此，对于未特别注明的工艺参数，可参照常规技术进行。本发明实施例中所用的原水来自广东省云浮市某硫铁矿矿山。
[0030] 实施例1
[0031] 菌株Z1的筛选及分离
[0032] 取40mL原水接种至200mL的9K液体培养基于500ml的三角瓶中，在30℃的恒温振荡器中120rpm振荡培养5～8d后，用0.45μm有机微孔滤膜去除溶液中的红棕色沉淀，然后将所得滤液在高速离心机中10000rpm离心20min，收集底部乳白色沉淀即为细菌集合体，最后用去离子水将其稀释制得菌悬液，即为嗜酸性细菌混培物（MCAB），将得到的MCAB继续富集3～4代，然后将培养至对数期的新鲜菌液在无菌操作台上用pH为2.5的-5 -6 -7无菌水分别稀释到10 ，10 ，10 倍的浓度，每个直径12cm的TSM I固体培养基平板上加入0.1mL稀释后的菌液，涂布均匀，记录对应的稀释度和培养时间，在30℃生化培养箱中倒置培养，直到长出圆形凸起的菌落为止。用灭菌后的接种环挑取单个菌落至新鲜的9K液体培养基中，于30℃，120rpm的条件下振荡培养，待菌液变为棕红色后，再重复前面的步骤用TSM I固体培养基分离培养，直到菌落形态完全一致，且镜检菌体形态一致，即认为获得了纯培养的菌种。再将纯菌进行浸出性能分析验证其浸出性能，最后得到一株针对废旧PCBs中金属富集体的高效浸出菌Z1。经形态、生理和16S rDNA分子鉴定，该菌鉴定为氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans）。所述TSM I固体培养基为：A液：
(NH4)2SO43.0g，KCl0.1g，K2HPO40.5g，MgSO4·7H2O0.5g，Ca(NO3)20.01g，蒸馏水600ml，pH2.5；
B液：FeSO4·7H2O22g，蒸馏水150ml；C液：琼脂糖6g，蒸馏水250ml。
(NH4)2SO43.0g，KCl0.1g，K2HPO40.5g，MgSO4·7H2O0.5g，Ca(NO3)20.01g，蒸馏水600ml，pH2.5；
B液：FeSO4·7H2O22g，蒸馏水150ml；C液：琼脂糖6g，蒸馏水250ml。
[0033] 实施例2
[0034] 菌株Z1在回收废旧线路板中有价金属中的应用及效果
[0035] 为了使菌株Z1高效的生物浸出MC粉末，首先要使分离得到的菌株适应MC粉末中金属的毒性，故用MC粉末对其进行驯化。驯化方法为：取20mL菌悬液接种至200mL无菌9K培养基，于30℃、160rpm振荡培养，在其处于对数生长期时投加5.00g/L的MC粉末，测定浸出液中的pH值，待pH开始下降并趋向稳定后取1mL培养物接种至新的9K培养基并投加7.00g/L金属富集体。依此逐步提高MC粉末投加量到9.00g/L、11.00g/L、13.00g/L和
15.00g/L。收获最终驯化产物并制备成菌悬液。所述的9K液体培养基是(NH4)2SO4，3.0g；
KCl，0.1g；K2HPO4，0.5g；MgSO4·7H2O，0.5g；Ca(NO3)2，0.01g；FeSO4·7H2O，44.3g；去离子水
1000mL。
15.00g/L。收获最终驯化产物并制备成菌悬液。所述的9K液体培养基是(NH4)2SO4，3.0g；
KCl，0.1g；K2HPO4，0.5g；MgSO4·7H2O，0.5g；Ca(NO3)2，0.01g；FeSO4·7H2O，44.3g；去离子水
1000mL。
[0036] 接着是对其生物浸出的试验及效果分析。设置三个对照实例：生物浸出、过滤除菌2+
液浸出和9K培养基无菌浸出。生物浸出的实例条件为：初始Fe 浓度为9.00g/L，初始pH值为2.25，驯化后的Z1接种量为10%。当菌株处于对数生长期时，投加15.00g/L的40～60目MC粉末。过滤除菌液制备方法为：将菌株Z1接种9K培养基，待其处于对数生长期时，将培养基经0.22μm的微孔滤膜过滤去除细菌，滤液即为过滤除菌液，滤菌液中因生物氧化
3+
作用含有较高浓度Fe 。9K培养基无菌浸出对照即不接种细菌，主要利用9K培养基中的酸
2+ 2+
进行浸出实例。浸出过程中定期取样测定浸出液中pH、Cu ，Fe 和总Fe，同时用0.50mol/L的H2SO4将浸出体系中pH值校正为2.25。
液浸出和9K培养基无菌浸出。生物浸出的实例条件为：初始Fe 浓度为9.00g/L，初始pH值为2.25，驯化后的Z1接种量为10%。当菌株处于对数生长期时，投加15.00g/L的40～60目MC粉末。过滤除菌液制备方法为：将菌株Z1接种9K培养基，待其处于对数生长期时，将培养基经0.22μm的微孔滤膜过滤去除细菌，滤液即为过滤除菌液，滤菌液中因生物氧化
3+
作用含有较高浓度Fe 。9K培养基无菌浸出对照即不接种细菌，主要利用9K培养基中的酸
2+ 2+
进行浸出实例。浸出过程中定期取样测定浸出液中pH、Cu ，Fe 和总Fe，同时用0.50mol/L的H2SO4将浸出体系中pH值校正为2.25。
[0037] 生物浸出和两个对照组的Cu浸出效率如图1所示。由图1可知，生物浸出组62h后的Cu浸出率达到99.3%，其浸出效率明显高于对照组。对照组1为过滤除菌液，86h后的Cu浸出率为96.0%。对照组2为未接种菌株Z1的9K培养基，134h后的Cu浸出率仅为61.3%。为了验证三个对照实例中Cu的浸出结果，采用SEM-EDAX对各处理的浸出渣和MC进行了分析（图2）。由图可知，生物浸出渣的Cu剩余量最低，其次为对照1和对照2，这与直接测定Cu含量的结果一致。
[0038] 浸出过程中生物浸出组和过滤除菌液组的pH值先明显上升至3.7左右，然后缓慢降至2.3左右。而无菌浸出组的pH值则随着浸出时间一直呈现上升。
[0039] 总Fe和Fe2+浓度变化如图3所示。从图3可以看出，与无菌浸出处理相比，生物2+ 3+
浸出处理和过滤除菌液处理的总Fe和Fe 浓度下降得更快。这主要是因为较高浓度Fe
2+
在较高pH值条件下发生水解反应所致。而生物浸出处理和过滤除菌液处理中的Fe 浓度在最初14小时内有所上升而后逐渐下降。
浸出处理和过滤除菌液处理的总Fe和Fe 浓度下降得更快。这主要是因为较高浓度Fe
2+
在较高pH值条件下发生水解反应所致。而生物浸出处理和过滤除菌液处理中的Fe 浓度在最初14小时内有所上升而后逐渐下降。
[0040] 本实施例说明分离所得到的菌株Z1可以明显提高MC中Cu的浸出效率，浸出周期也明显缩短；pH值是影响浸出过程的关键参数之一，培养基的pH值会随着浸出过程发生变化，同时又会反过来影响细菌的生长和活性；铁在浸出过程中也起着非常重要的作用。
[0041] 由实施例2中的结果分析得知从广东某硫铁矿山酸性废水中富集、分离到的菌株2+
Z1的Fe 平均氧化速率达到0.2307g/(L·h)。在初始pH值为2.25、接种量为10%、初始
2+
Fe 浓度为9.00g/L、40～60目MC粉末投加量为15g/L、160rpm、30℃以及体系中pH定期校正的条件下，该菌株可以浸出MC中99.30%的Cu。
Z1的Fe 平均氧化速率达到0.2307g/(L·h)。在初始pH值为2.25、接种量为10%、初始
2+
Fe 浓度为9.00g/L、40～60目MC粉末投加量为15g/L、160rpm、30℃以及体系中pH定期校正的条件下，该菌株可以浸出MC中99.30%的Cu。
[0042] 由实施例2中的三组对照实例结果分析，对比生物浸出处理和9K培养基无菌浸出处理的效果可知，对于Cu的浸出，酸浸作用途径贡献约为61.3%，微生物作用和酸浸作用联合后贡献达到99.30%。这表明，接种菌株Z1能明显强化浸出过程，使得Cu的浸出率提高、浸出速度加快。同时，单一的酸浸作用十分有限。而生物浸出处理和过滤除菌液处理的浸3+
出结果相差不大，说明在投加MC粉末前由菌株Z1氧化作用生成的Fe 在金属Cu浸出过程中发挥了十分重要的作用。
出结果相差不大，说明在投加MC粉末前由菌株Z1氧化作用生成的Fe 在金属Cu浸出过程中发挥了十分重要的作用。
[0043] 由本实例的分析可以说明分离得到的菌株Z1可用于浸出废旧PCBs中有价金属。
[0044] 实施例3
[0045] 初始pH值在菌株Z1浸出MC中的应用
[0046] 本实例的初始pH水平分别为：1.75、2.00、2.25、2.50。将菌株Z1菌液按10%的2+
接种量接种至90mL9K液体培养液于250mL三角瓶中，初始Fe 浓度9.00g/L，投加粒度在
40～60目以下的MC粉末0.80g（8.00g/L），置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
接种量接种至90mL9K液体培养液于250mL三角瓶中，初始Fe 浓度9.00g/L，投加粒度在
40～60目以下的MC粉末0.80g（8.00g/L），置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
[0047] 实例结果如图4所示，图4反映了不同初始pH的条件下Z1浸出MC粉末的效果。由图中可以明显看出，在初始pH2.25时，浸出效果最好，这与菌的生长最佳pH是一致的。初始pH1.75的条件下，经过60h左右的滞后期后Cu的浸出速率才显著提高。由此可知pH过低或过高都不利于浸出。分析其原因，一方面，嗜酸性细菌对酸性环境的适应是在一定的范围2+
内，在酸性较低的环境中细菌的生长活性会受到抑制，其氧化Fe 的代谢能力亦受到影响，从而导致较长的浸出时间和较低的浸出效率；另一方面，在较高的pH环境中，如pH2.50，浸
3+
出效果也不理想。可能的原因是在过高的pH下，溶液中不断累积的Fe 会以不同的化学形式水解沉淀下来，产生钝化效应，影响金属Cu的浸出率。
内，在酸性较低的环境中细菌的生长活性会受到抑制，其氧化Fe 的代谢能力亦受到影响，从而导致较长的浸出时间和较低的浸出效率；另一方面，在较高的pH环境中，如pH2.50，浸
3+
出效果也不理想。可能的原因是在过高的pH下，溶液中不断累积的Fe 会以不同的化学形式水解沉淀下来，产生钝化效应，影响金属Cu的浸出率。
[0048] 本实施例说明菌株Z1在初始pH为1.75～2.5的范围内都能表现出良好的浸出效率。
[0049] 实施例4
[0050] 初始Fe2+浓度在菌株Z1浸出MC中的应用
[0051] 本实例的初始Fe2+浓度（g/L）分别调为：0.00、3.00、6.00、9.00、12.00、15.00。将Z1菌液按10%的接种量接种至90mL9K液体培养液于250mL三角瓶中，初始pH调为2.00，投加粒度在40～60目的MC粉末0.80g（8.00g/L），置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
[0052] 图5表示不同的初始Fe2+浓度下Z1浸出MC粉末的效果，其中初始Fe2+浓度为2+
0.00g/L的实验组为对照组。由图可知，随着初始Fe 浓度的增加（3.00g/L，6.00g/L，
2+
9.00g/L，12.00g/L），Cu的浸出效率也逐渐增加，但是继续增加Fe （15.00g/L），Cu的浸
2+
出率反而比12.00g/L的时候低。当初始Fe 添加量分别为3.00g/L，6.00g/L，9.00g/L和
15.00g/L时，经过135h摇瓶浸出后，分别有54.47%、84.06%、92.79%和92.80%的Cu从MC
2+
粉末中溶出。而当Fe 浓度为12.00g/L的时候，仅仅只需要111h浸出率就能达到94.40%。
2+ 2+
这些浸出率的差异表明了初始Fe 浓度对Z1浸出MC粉末的影响是很大的。这是由于Fe
2+
是菌种Z1生长的能源物质，培养基中初始的Fe 添加量直接影响了菌种Z1的生长繁殖速
2+ 2+
度，进而影响浸出效果。而当Fe 浓度为15g/L的浸出率比Fe 浓度为12g/L的条件下小。
3+
这是因为溶液中一部分Fe 离子由于黄钾铁矾沉淀的产生而消耗，而Cu的溶出正好需要
3+
Fe 这个氧化剂，另外反应生成的黄钾铁矾沉淀会逐渐覆盖MC粉末的表面，形成一层钝化膜，阻止传质过程的顺利进行，进而影响了金属Cu的浸出率。综合浸出效率与实际应用中成本等因素的考虑，本实例确定MC粉末浸出的合适底物浓度为9g/L。
0.00g/L的实验组为对照组。由图可知，随着初始Fe 浓度的增加（3.00g/L，6.00g/L，
2+
9.00g/L，12.00g/L），Cu的浸出效率也逐渐增加，但是继续增加Fe （15.00g/L），Cu的浸
2+
出率反而比12.00g/L的时候低。当初始Fe 添加量分别为3.00g/L，6.00g/L，9.00g/L和
15.00g/L时，经过135h摇瓶浸出后，分别有54.47%、84.06%、92.79%和92.80%的Cu从MC
2+
粉末中溶出。而当Fe 浓度为12.00g/L的时候，仅仅只需要111h浸出率就能达到94.40%。
2+ 2+
这些浸出率的差异表明了初始Fe 浓度对Z1浸出MC粉末的影响是很大的。这是由于Fe
2+
是菌种Z1生长的能源物质，培养基中初始的Fe 添加量直接影响了菌种Z1的生长繁殖速
2+ 2+
度，进而影响浸出效果。而当Fe 浓度为15g/L的浸出率比Fe 浓度为12g/L的条件下小。
3+
这是因为溶液中一部分Fe 离子由于黄钾铁矾沉淀的产生而消耗，而Cu的溶出正好需要
3+
Fe 这个氧化剂，另外反应生成的黄钾铁矾沉淀会逐渐覆盖MC粉末的表面，形成一层钝化膜，阻止传质过程的顺利进行，进而影响了金属Cu的浸出率。综合浸出效率与实际应用中成本等因素的考虑，本实例确定MC粉末浸出的合适底物浓度为9g/L。
[0053] 本实施例说明菌株Z1在初始Fe2+的浓度为6～12g/L的范围内都能表现出良好的浸出效率。
[0054] 实施例5
[0055] 粉末投加量在菌株Z1浸出MC中的应用
[0056] 本实例的MC粉末投加量（g）分别为0.40g（4.00g/L）、0.80g（8.00g/L）、1.20g（12.00g/L）和1.60g（16.00g/L），将Z1菌液按10%的接种量接种至90mL9K液体培养液于250mL三角瓶中，初始pH调为2.00，初始Fe2+浓度为9.00g/L，置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
[0057] 图6是MC粉末投加量对Z1浸出Cu的效果的影响。浸出结果表明，当粉末的投加量为4.00g/L时浸出率最高。在浸出159h后，粉末投加量是8.00g/L和12.00g/L的浸出率接近，而当粉末投加量增加到16.00g/L时，浸出率明显下降。数据直接反映粉末投加越3+
多，浸出周期越长，浸出效果越差。考虑到浸出体系的浸出能力和Fe 有效的利用率，最终选定12.00g/L为优选条件下的粉末投加量。上述现象原因是：随着粉末量的增加，一方面，粉末颗粒之间摩擦会更加频繁，细菌所需承受的剪切力就越大，这样对其生长繁殖很不利；
另一方面，粉末投加越多，微生物需要耐受的金属毒性越大，这必然就会出现一个上限值。
多，浸出周期越长，浸出效果越差。考虑到浸出体系的浸出能力和Fe 有效的利用率，最终选定12.00g/L为优选条件下的粉末投加量。上述现象原因是：随着粉末量的增加，一方面，粉末颗粒之间摩擦会更加频繁，细菌所需承受的剪切力就越大，这样对其生长繁殖很不利；
另一方面，粉末投加越多，微生物需要耐受的金属毒性越大，这必然就会出现一个上限值。
[0058] 本实施例说明菌株Z1在粉末投加量为4～12g/L的范围内都能表现出良好的浸出效率。
[0059] 实施例6
[0060] 菌种接种量在菌株Z1浸出MC中的应用
[0061] 本实例设计接种量为0mL（0%）、10mL（10%）、20mL（20%）、30mL（30%）分别接种至2+
100mL、90mL、80mL、70mL等量培养基成分的培养液中，初始pH调为2.00，初始Fe 浓度为
9.00g/L，投加40～60目MC粉末8.00g/L，置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
100mL、90mL、80mL、70mL等量培养基成分的培养液中，初始pH调为2.00，初始Fe 浓度为
9.00g/L，投加40～60目MC粉末8.00g/L，置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
[0062] 如图7所示，接种量越大，金属Cu浸出越快，浸出率越高。在不同接种量的条件下，分别浸出135h，111h和111h后，Cu的浸出率分别达到了92.79%，90.91%和94.31%。另外实验还设置了对照实验，即不接种细菌，在浸出183h后，仅仅有40.27%的Cu溶出。Cu的溶3+
出主要得益于酸浸作用和一部分自然氧化生成的Fe 的间接作用，该对照实验说明了细菌在浸出过程中起了重要的作用。由以上数据可以看出，当接种量呈倍数增加时，浸出效率却没有成倍数关系增长，有逐渐减小的趋势。分析其原因可能是，在培养液的量一定时，菌液接种量越大，细菌的生长延迟期将越短，生长越快。而当菌液接种量过大，细菌在单位体积内可以利用的营养物质将减少，导致生长速度减慢。所以从经济适用的角度考虑，确定优选条件下细菌的接种量为10%。
出主要得益于酸浸作用和一部分自然氧化生成的Fe 的间接作用，该对照实验说明了细菌在浸出过程中起了重要的作用。由以上数据可以看出，当接种量呈倍数增加时，浸出效率却没有成倍数关系增长，有逐渐减小的趋势。分析其原因可能是，在培养液的量一定时，菌液接种量越大，细菌的生长延迟期将越短，生长越快。而当菌液接种量过大，细菌在单位体积内可以利用的营养物质将减少，导致生长速度减慢。所以从经济适用的角度考虑，确定优选条件下细菌的接种量为10%。
[0063] 本实施例说明菌株Z1在接菌量为10～30%的范围内都能表现出良好的浸出效率，证明了菌种Z1具有很好的生物浸出效果。
[0064] 实施例7
[0065] 粉末粒度在菌株Z1浸出MC中的应用
[0066] 在制备MC粉末时，用40目、60目和80目国家标准筛对粉末进行筛分，分别收获筛下物得到40～60目、60～80目和80目以下三组不同粒径大小的金属富集体粉末。将Z1菌液按10%的接种量接种至90mL9K液体培养液于250mL三角瓶中，初始pH调整为2.00，初2+
始Fe 浓度为9.00g/L，投加不同粒径范围的MC粉末0.80g（8.00g/L），置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
始Fe 浓度为9.00g/L，投加不同粒径范围的MC粉末0.80g（8.00g/L），置于30℃、160rpm恒温振荡器振荡培养。
[0067] 图8反映了不同粒径范围内Z1浸出MC粉末的效果。当粉末粒度为60～80目时，浸出效果最好，经过63h Cu浸出率可以达到91.93%；40～60目次之，在135h后浸出率达到92.79%；浸出率最差的是80目以下的粒度，需要在浸出159h后才能达到91.38%的浸出率。该结果显示，最佳的金属富集体粒度为60～80目。由以上实例数据可知，在MC的浸出体系中，并非粒径越小，表面积越大，浸出率越高，粉末的粒度并不是影响浸出率的关键因素。
[0068] 本实施例说明菌株Z1在粉末粒度80目以内都能表现出良好的浸出效率。
[0069] 实施例8
[0070] 两段浸出法在菌株Z1浸出MC中的应用
[0071] 本实例在前几个实例优选的工艺条件下（pH2.25，Fe2+9.00g/L，粉末投加量12.00g/L，接种量10%，粒度60～80目），采用两段浸出的方法，即第一阶段选择合适的条件将细菌预培养一段时间，第二阶段投加MC粉末。由生长曲线可知，细菌的对数生长期为18h到30h，所以将预培养时间分别确定为0h、18h、24h、30h和36h。
[0072] 图9显示了不同粉末投加时间条件下Cu的浸出效果。由图可知，当在预培养24h后投加粉末，浸出效果最好，投加时间过早或者过晚都会影响其浸出速率。其原因是：当投加过早时，这个阶段细菌还处于适应期，菌的活性还不强，不足以快速利用培养基中的底3+
物，浸出液中的Fe 浓度也不高。而当投加粉末的时间偏晚时，细菌逐渐处于稳定期和衰亡期，菌株的活性逐渐下降，此时投加粉末的铜浸出效果难以达到最佳；另一方面，浸出液中
3+
由于细菌的氧化作用，存在高浓度的Fe 。细菌生长会受到抑制；最后，正如之前讨论的，随
3+
着溶液中pH上升且Fe 的积累，容易产生黄钾铁矾沉淀，从而阻碍的反应过程的发生。
物，浸出液中的Fe 浓度也不高。而当投加粉末的时间偏晚时，细菌逐渐处于稳定期和衰亡期，菌株的活性逐渐下降，此时投加粉末的铜浸出效果难以达到最佳；另一方面，浸出液中
3+
由于细菌的氧化作用，存在高浓度的Fe 。细菌生长会受到抑制；最后，正如之前讨论的，随
3+
着溶液中pH上升且Fe 的积累，容易产生黄钾铁矾沉淀，从而阻碍的反应过程的发生。
[0073] 结果显示，在优选条件下，浸出处理78h后，有92.57%的金属Cu从MC中溶浸出来（图10）。除了对金属Cu有浸出作用外，细菌Z1对于粉末中所含有的其他金属也有很好的浸出作用。经过183h，可以分别溶出85.24%的Al和95.18%的Zn。
[0074] 本实施例说明菌株Z1在粉末投加时间0～36h的范围内都能表现出良好的Cu浸出效率，尤其是投加时间在24h时其浸出效果最佳。
[0075] 上述实施例为本发明较佳的实施方式，但本发明的实施方式并不受上述实施例的限制，其他的任何未背离本发明的精神实质与原理下所作的改变、修饰、替代、组合、简化，均应为等效的置换方式，都包含在本发明的保护范围之内。