钾细菌-矿物接触模式对富钾页岩分解行为的影响.pdf

第 24 卷第 4 期 中国有色金属学报 2014 年 4 月 Volume 24 Number 4 The Chinese Journal of Nonferrous Metals April 2014 文章编号1004-0609201404-1099-11 钾细菌−矿物接触模式对富钾页岩分解行为的影响 满李阳 1, 2，曹晓燕1, 2，孙德四1 1. 九江学院 化学与环境工程学院，九江 332005； 2. 中南大学 化学化工学院，长沙 410083 摘 要在细菌−矿物接触模式和用微孔滤膜将细菌和矿物隔离的非接触模式下，研究钾细菌CGMCC1.2411对 富钾页岩浸出分解的影响，并对浸出过程中富钾页岩表面生物膜和钝化膜的形成原因及其对 K、Si 和 Al 的溶出 影响进行分析。结果表明与非接触模式相比，细菌−矿物接触模式下钾细菌的对数生长期延长了 2 d，且具有较 高的产酸、产蛋白质和多糖的能力。比较细菌−矿物接触模式和细菌−矿物非接触模式可知，细菌−矿物接触模式 更有利于促进富钾页岩的浸出，但对 K、Si 和 Al 的溶出贡献存在一定的差别。在浸出的 06 d 内，K、Al 的溶出 主要受间接作用的影响；在浸出的 615 d 内，主要受直接作用的影响；在整个浸出周期内，Si 的溶出主要受间 接作用的影响。在细菌−矿物接触模式下，矿物表面形成的生物膜对富钾页岩的溶蚀及 K、Si 和 Al 的溶出具有促 进作用；细菌代谢产物对 Al 的溶出具有抑制作用，溶出的 Al 易于在细菌代谢产生的胞外多糖絮凝作用下生成水 合铝石，有机酸铝沉淀是导致富钾页岩表面钝化和抑制富钾页岩进一步溶解的原因之一。 关键词富钾页岩；钾细菌；生物膜；表面钝化；生物浸出机制 中图分类号TD925.5 文献标志码A Effect of potassium-solubilizing bacteria-mineral contact mode on decomposition behavior of potassium-rich shale MAN Li-yang1, 2, CAO Xiao-yan1, 2, SUN De-si1 1. School of Chemistry and Environmental Engineering, Jiujiang University, Jiujiang 332005, China; 2. College of Chemistry and Chemical Engineering, Central South University, Changsha 410083, China Abstract The microbial decomposition of potassium-bearing silicate minerals includes the direct mechanism and the indirect mechanism, but the contribution of each mechanism to the mineral weathering is still in controversy. The effect of potassium-solubilizing bacteria on decomposition of potassium-rich shale in the bacteria-mineral contact/uncontact model was studied by employing microfiltration membrane to segregate mineral powders from bacteria, and the selective analysis of mineral surface biofilm and passivation and their effects on release of K, Si and Al were also investigated. The results show that the potassium-solubilizing bacterium grows in the exponential phase for more than two days, and has higher ability of producing acids, proteins and polysaccharides in the bacteria-mineral contact model, comparing with the bacteria-mineral uncontact model. The bacteria-mineral contact model is more profitable for leaching of potassium-rich shale than the uncontact model, but its relative contribution to the release of different elements of K, Si and Al is different. The release of K and Al is controlled mainly by the indirect mechanism during bioleaching process in 0−6 d, and mainly by the direct mechanism in 6−15 d. However, the release of Si is determined mainly by the indirect mechanism in the whole bioleaching process. The biofilm ation on mineral surface can promote the corrosion of potassium-rich shale 基金项目国家自然科学基金资助项目51264014，31360064；2013 年地方高校国家级大学生创新创业训练计划项目201311843004 收稿日期2013-07-12；修订日期2013-11-06 通信作者孙德四，教授，博士；电话15170295286；E-mail lixianzhisds 中国有色金属学报 2014 年 4 月 1100 and the release of K, Si and Al in the bacteria-mineral contact model. The bacterial metabolites have an inhibiting effect on the release of Al, and have an effective flocculation effect on Al. The precipitates of diaspore and organic acid aluminum are one of the primer causes of surface passivation of potassium-rich shale, and the surface passivation has obviously inhibition effect on the dissolution of potassium-rich shale. Key words potassium-rich shale; potassium-solubilizing bacteria; biofilm; surface passivation; bioleaching mechanism 钾和硅是促进农作物生长及影响其产量和品质的 两个重要营养元素。耕层土壤蕴藏着丰富的钾资源， 但绝大部分90以上是水难溶性的或不溶性的， 不能 直接被农作物吸收利用[1−2]。 目前， 我国钾肥生产量只 占世界的 0.34，而消耗量占世界的 14.7，可见， 我国的活性钾非常短缺，主要依赖进口。而活性硅能 够通过强化植物细胞壁、激活防卫机制以适应各种非 生物因子的胁迫，从而提高植物的抗逆性。如施用硅 肥可以增强水稻抗倒伏能力及其对病虫害的抵抗能 力、改善株型、提高光能利用率，并有增产和改善品 质的作用。随着人们对硅在农作物生长中所起重要作 用的认识，在许多国家，硅肥生产量及使用量按每年 2030的幅度增加[3−4]。硅是地壳表面的第二大元 素，但与天然钾资源一样，绝大部分是赋存于水溶性 极低的硅酸盐矿物中，为非活性硅，不能直接被农作 物所吸收利用。目前，国内外主要采用高能耗、高污 染的的物理化学方法从含钾矿物中提取钾。有关使用 微生物技术提取钾的实验研究或工业应用和有关利用 微生物从硅酸盐矿物中提取活性硅鲜见报道。与传统 物理与化学工艺相比，生物浸出具有工艺简单、成本 低、环境友好及除杂选择性好等优点[5−6]。因此，开发 环境友好的含钾矿物的生物提钾、溶硅技术对发展生 态与经济农业具有十分重要的意义。硅酸盐矿物的微 生物风化分解过程是一个复杂生物物理与化学过程， 矿物的微生物转化、次生矿物的形成与其中离子的释 放是多种因素协同作用的结果。因此，对微生物转化 矿物钾与硅的作用机理研究是改进生物转化工艺和提 高转化效率的重要依据。 通过对比已报道的含钾硅酸盐矿物微生物风化的 实验结果可知，有较好的矿物风化分解能力且对 K、 Si、 Al 具有一定溶出效果的微生物均为异养菌主要是 细菌及真菌。细菌中的胶质芽孢杆菌 Bacillus mucilaginosus 和环状芽孢杆菌 Bacillus circulans 又 称钾细菌或硅酸盐细菌对硅酸盐矿物的分解能力最 强；真菌中的菌根真菌 Piloderma sp.、岩生真菌 Rock-eating fungi 和黑曲霉 Aspergillus niger 等对矿物 中的不溶性钾、硅、铝具有较好的活化作用，其中， 黑曲霉对钾矿物的溶蚀能力较其他菌种要强，且具有 较高的 K 释放效率[7−11]。 LIAN 等[9]曾综述报道前苏联 与保加利亚学者 ULBERG，YAKHONTOVA 和 GENCHEV 等利用不同来源的 Bacillus circulans 和 fungi 浸出高岭石与伊利石的研究结果， 发现摇瓶浸出 30 d 后， 不同来源的菌种的浸矿效果存在显著的差异， Bacillus circulans 最高可浸出矿物中＞50的 SiO2， 而 fungi 对 SiO2的浸出率最高也可达 30左右；而 ALEKSANDROV 等研究发现，利用硅酸盐细菌摇瓶 浸出黑云母等含钾硅酸盐矿物，连续浸出 40 d，K、 Si、 Al的浸出率最高分别只有10.22、 9.24和9.24， 且矿物的溶蚀和金属的浸出主要发生在浸出的前 5 d， 但如果定期每隔 5 d更换或补充新鲜培养液 68 次， 则 SiO2、Al2O3、K2O 的浸出率分别可达到 50.28、 57.83和 51.74。 近年来， 肖国光等[11]、 钟婵娟等[12]、 莫彬彬等[13]、胡捷等[14]和 ZHOU 等 [15−16]分别采用不 同来源的野生和诱变的硅酸盐细菌和真菌摇瓶浸出铝 硅酸盐矿物，K、Si、Al 各金属元素的浸出率与上述 结果基本一致，硅酸盐细菌的释钾硅效果要好于真 菌。以上微生物主要用于制备微生物菌肥，较少有关 利用它们从硅酸盐矿物中提取活性钾和硅的研究报 道。目前，已有大量有关硅酸盐矿物微生物风化机理 研究报道，如不同来源异养菌之所以对矿物的分解能 力不同，是由于它们的生长代谢差异所致[11−14]；微生 物主要通过有机酸的酸解、胞外聚合物的络解和氧化 还原等多种因素的协同作用方式风化分解硅酸盐矿 物[15−16]；微生物代谢产酸、产胞外聚合物和氧化还原 酶蛋白质的能力大小是影响其对矿物分解效果的关 键因素，其中蛋白质是菌体主动运输 K 离子所必需 的，对微生物吸收利用矿物中的 K 具有至关重要的影 响[17−21]。此外，硅酸盐矿物的风化分解过程包含微生 物的直接粘附作用和微生物代谢物溶蚀的间接作用两 部分，矿物中 Fe、Si 的溶出主要受间接作用机制的影 响，K、Al 的溶出主要受直接作用机制的影响。直接 作用机制指微生物与硅酸盐矿物直接接触时，在细 胞−矿物界面形成特殊的微环境如特殊的 pH 值、代 谢物浓度等，通过质子交换、配体络合和菌体生长的 机械破坏作用影响矿物的风化；间接作用机制是指微 生物不与矿物接触时对矿物风化的影响，主要指小分 第 24 卷第 4 期 满李阳，等钾细菌−矿物接触模式对富钾页岩分解行为的影响 1101 子有机酸通过质子交换作用溶蚀矿物[22−23]。 本文作者在含钾矿物细菌浸出的探索性试验中发 现，在浸矿中期，细菌−矿物直接接触模式的浸出体 系中有明显的细菌−矿物聚集体形成，矿物颗粒表面 覆盖了一层很厚的菌胶团生物膜， 此时浸出液中 K、 Si 和 Al 离子的质量浓度明显增加；在间接接触模式 下，在浸矿后期，微孔滤膜表面有白色絮状沉淀物产 生，K、Si 和 Al 等元素的溶出受到明显的抑制，说明 矿物颗粒表面有可能产生钝化现象。但至今尚无有关 生物膜和钝化膜对含钾矿物细菌浸出效率的影响研究 报道。为此，本文作者通过微孔滤膜阻止细菌和矿物 的直接接触， 选用一株钾细菌购买于中国普通微生物 菌种保藏中心 CGMCC为浸矿菌种，研究不同浸出阶 段细菌−矿物接触/隔离模式对细菌生长代谢活性和 K、Si 和 Al 等元素的溶出动力学的影响，并通过对浸 渣和沉淀物的 SEM、EDS 和 XRD 检测，探讨富钾页 岩矿物颗粒表面生物膜和钝化膜的形成对 K、 Si 和 Al 溶出效果的影响及不同浸出阶段富钾页岩浸出的可能 机制。 1 实验 1.1 实验矿样 实验所用钾矿物为富钾页岩，购自浙江大学地质 标本厂，矿样产地为安徽寿县，呈浅褐色，斑状结构。 根据 X 射线衍射分析，其主要矿物组成为钾长石 66.12，伊利石 12.25，石英 8.26，白云母 5.28； 通过原子吸收和分光光度法分析其化学组成，结果见 表 1。 表 1 富钾页岩的主要化学成分 Table 1 Main chemical components in rich potassium igneous rock mass fraction, SiO2 Al2O3 K2O TiO2 Fe2O3 59.14 16.58 8.17 1.59 2.59 CaO MgO Na2O MnO P2O5 Total 4.55 2.13 4.87 0.11 0.36 99.20 1.2 实验菌种及培养基 实验所用钾细菌CGMCC 1.2411购买于中国普 通微生物菌种保藏管理中心。在起始 pH 值为 7.0，温 度 30 ℃ 条件下， 钾细菌经含浓度 5质量分数富钾 页岩的 Asby’s 基础培养基[11−12]转移驯化 3 次每次周 期为 7 d，以适应富钾页岩为其能源物质。浸矿培养 基为去除含钾成分的 Asby’s 基础培养基， 其组成成分 为蔗糖 5.0 g/L，Na2HPO4 2.0 g/L，MgSO47H2O 0.5 g/L，NaCl 0.1 g/L，Na2CO3 0.1 g/L，pH 7.0。 1.3 浸出试验 设计以下 3 组试验1 细菌−矿物直接接触试验 组M1；2 细菌−矿物间接接触试验M2，试验过程 中不更换微孔滤膜； 3 细菌−矿物间接接触试验M3， 在试验过程中每隔 2 d 更换 1 次微孔滤膜。对于试验 M2 和 M3， 微孔滤膜材质为聚偏氟乙烯， 孔径为 0.22 μm，使用前先用酒精浸泡 8 h,再经 1 mmol/L 盐酸浸 泡 3 h 后，用去离子水反复清洗后待用。浸出试验时， 将 5.0 g 富钾页岩用滤膜包裹并密封后放入锥型瓶 中，微孔滤膜可阻隔细菌及大分子代谢产物与矿粉颗 粒的直接接触。3 组浸矿试验条件如下在 250 mL 锥型瓶中加入 100 mL 浸矿培养基， 矿浆浓度为 5质 量分数，接菌量为 1104 /mL 左右，温度 30 ℃，摇 床转速 200 r/min。驯化培养后的钾细菌用富钾页岩矿 浆质量浓度为 5的 Asby’s 浸矿培养基培养至对数生 长期，后经滤纸d5 μm过滤和离心收集细菌转速为 10000 r/min。收集到的细菌用经盐酸调 pH7.0 的蒸 馏水清洗 2 次后保存在 Asby’s 浸矿培养基中， 作为接 种用细菌。浸出试验过程中挥发的水分用去离子水补 加。以上每组试验均设 3 个平行样。 1.4 物理化学分析方法 浸出液中的 K、Si 和 Al 离子采用 ICP-AES仪器 型号为 JY38S测定，并分别以 K2O、SiO2与 Al2O3进 行计量[22]；浸出液的多糖浓度通过 UV−2102 紫外可 见分光光度计，苯酚−硫酸法测定[14]；浸出液的蛋白 质浓度用 UV−2102 紫外可见分光光度计， 考马斯亮蓝 G250 染色法测定[14]；浸出液的 pH 值用 PHS−3C 型 pH 计上海雷磁仪器厂测定；浸出液中的细菌数量在 XS−212 生物显微镜南京江南永新光学仪器下用平 板计数法测定；用 SEMTESCAN 公司，型号为 VEGIILSU与 XRD日本 Rigaku 生产的 D/Max−2500 型 X 射线衍射仪观察细菌菌浸出前后矿样的表面微 观形态变化。其中，细菌−矿物聚集体和矿物颗粒表 面生物膜的 SEM 样品制备如下 从试验 M1 浸矿培养 液下部取细菌和矿物残渣的混合物，用去离子水洗去 表面的可溶性离子后，置于直径 1 mm 载玻片上，自 然晾干后供电镜观察用。细菌对矿物表面溶蚀程度的 SEM 和 XRD 样品的制备如下对细菌作用后的富钾 页岩浸渣用含质量分数为 40的烧碱溶液清洗 3 次， 中国有色金属学报 2014 年 4 月 1102 然后用去离子水进行再次清洗，目的是去除吸附在矿 物颗粒表面的细菌及大分子代谢产物生物膜，然后 用真空冷冻干燥机进行冷冻干燥。 2 结果与讨论 2.1 浸矿过程中细菌生长与代谢活性的变化 在浸出试验过程中，体系细菌浓度和代谢活性变 化如图 1 和 2 所示，其中细菌代谢活性是指产酸与产 胞外聚合物能力分别用浸出液的 pH、 蛋白质和多糖浓 度表示。 由图 1 可看出，试验 M1、M2 和 M3 中细菌浓度 的变化规律基本一致，在浸出前期，细菌浓度一直上 升，对于试验 M2 和 M3，从第 7 d 后开始下降；而试 验 M1 从 9 d 后才开始下降。这一结果说明细菌−矿物 直接接触有利于延长细菌的对数生长期。同时，试验 M1中浸出液的细菌浓度明显要比试验M2和M3中的 小， 其原因是 M1 中的细菌有一部分吸附在矿物表面， 从而导致浸出上清液中游离细菌数目的减少。按照文 献[23]的方法，实际测定试验 M1 中细菌总浓度浸出 液中细菌浓度矿物颗粒吸附的细菌数量，发现试验 M1 中细菌最高总浓度1010 /mL大约要比试验 M3 中 细菌的最高浓度109 /mL高 1 个数量级。在浸出试验 中发现，在浸出初期，M1 体系中的富钾页岩矿粉颗 粒表面吸附了大量的细菌和细菌聚集体，随着浸出时 间的延长，矿粉颗粒表面覆盖了一层由细菌代谢产生 的厚凝胶层即生物膜，见图 5。而在试验 M2 和 M3 中，由于微孔滤膜阻隔了细菌和大分子代谢产物与矿 粉颗粒的直接接触，矿粉颗粒表面没有形成生物膜， 图 1 不同试验体系浸出液中的细菌浓度 Fig. 1 Bacterial concentrations in supernatants of different experiments 这也可能是导致其细菌生长活性较低的原因之一。 图 2 结果表明，试验菌株在 3 组不同的浸出体系 中均有一定的产酸和产胞外聚合物主要是多糖和蛋 白质的能力，且变化规律基本一致。试验 M1、M2 和 M3 中细菌代谢产酸、产蛋白质和多糖的量都随浸 出时间的延长而先升高后下降，在 9 d 左右达到最大 值，浸出液的 pH 值分别为 3.9、4.8 和 4.3；蛋白质浓 度分别为 6.48、3.96 和 5.40 mg/L；多糖浓度分别为 7.57、3.26 和 6.15 g/L。试验 M1 中细菌的代谢能力明 显比试验 M2 和 M3 的强，表明细菌与富钾页岩直接 图 2 不同试验体系浸出液的 pH 值以及蛋白质与多糖浓度 Fig. 2 pH values a and concentrations of proteins b and polysaccharides c in supernatants of different experiments 第 24 卷第 4 期 满李阳，等钾细菌−矿物接触模式对富钾页岩分解行为的影响 1103 接触可以获得更高的代谢活性。这与钟婵娟等[12]和胡 捷等[14]的前期报道结果一致，认为不同来源的钾细菌 在发酵培养和浸矿过程中可以代谢产生草酸、 苹果酸、 酒石酸和柠檬酸及大分子胞外多糖物质，在细菌−矿 物直接接触模式下，含钾硅酸盐矿物可以显著促进细 菌产代谢产物的能力。浸出后期12 d 后，浸出液的 pH 值明显升高， 而多糖和蛋白质浓度明显下降。 其原 因是此时细菌生长环境处于贫营养状态，导致微生 物不得不利用自身代谢产生的有机酸和大分子胞外聚 合物；同时，贫营养状态会迫使硅酸盐细菌去利用硅 酸盐矿物中的营养元素K、P、Fe 和 Ca 等来维持其 自身的生命活动，而细菌−矿物接触模式与隔离模式 相比更有利于细菌直接从硅酸盐矿物获取这些营养 元素，这也可能是导致细菌在试验 M1 中的代谢活性 要比试验 M2 和 M3 要高的原因之一[11, 21]。在浸出试 验过程中，发现试验 M2 和 M3 微孔滤膜表面有絮状 沉淀物生成，且沉淀物随浸出时间的延长而增加，特 别是在浸出后期，增加明显。该沉淀物经 XRD 分析 主要为 Al2O3或水合铝石和有机酸铝见图 6。由于 试验 M2 中没有更换微孔滤膜，故随着浸出时间的延 长，其微孔滤膜表面形成的 Al2O3和有机铝沉淀物明 显要比试验 M3 的多，微孔滤膜内外的离子交换受到 的抑制程度明显增强，从而导致 M2 中的细菌生长和 代谢活性要比试验 M3 的低。从第 12 d 开始，由于三 氧化二铝等沉淀开始大量生成，同时，浸出液中营养 物质消耗怠尽， 细菌生存环境处于贫营养状态， 因此， 试验 M1、M2 和 M3 中的细菌生长速度和代谢活性都 开始明显下降。 2.2 浸出上清液中 K、Al 和 Si 的浓度变化 在浸出试验过程中，测定浸出液中 K、Al 和 Si 各元素的离子含量，同时换算成氧化物的质量浓度， 结果见图 3。由图 3 可以看出 在第 1 阶段06 d，在试验 M1、M2 和 M3 中， 浸出液中 K2OSiO2或 Al2O3质量浓度基本相同，K2O 的质量浓度分别为 11.25、10.26 和 10.96 mg/L；SiO2 的质量浓度 19.65、 16.27 和 18.79 mg/L； Al2O3的质量 浓度分别为 10.25、9.09 和 9.75 mg/L。这一结果说明， 在浸出前期，细菌−矿物的接触模式对富钾页岩风化 破坏作用的影响不大，在此阶段，富钾页岩中 K、Al、 Si 元素的溶出主要受间接作用的影响。 在第 2 阶段612 d，在 3 组试验体系中，SiO2 的质量浓度表现出相同的变化规律，均呈快速上升的 趋势，试验 M1 中的 SiO2浓度上升速率略高于试验 M2 和 M3 中的的 SiO2浓度上升速率；浸出 12 d 后， 试验 M1、 M2 和 M3 中 SiO2的质量浓度分别为 39.25、 32.62 和 35.21 mg/L。而 K、Al 的溶出表现出与 Si 的 溶出完全不相同的变化规律，接触试验 M1 对 K、Al 的溶出明显具有增强作用，浸出液中的 K2O 和 Al2O3 质量浓度明显较试验 M2 和 M3 的高。 对于 K 的溶出， 在试验 M1 浸出的 611 d 及试验 M2 和 M3 浸出的 6 9 d 内，浸出液中 K2O 的质量浓度均持续上升，但试 验 M1 浸出液中 K2O 的质量浓度上升速率明显较试验 图 3 不同试验体系浸出液中 K2O、SiO2和 Al2O3浓度随时 间的变化 Fig. 3 Concentration variations of K2Oa, SiO2b and Al2O3c with time in supernatants of different experiments 中国有色金属学报 2014 年 4 月 1104 M2 和 M3 的快，试验 M1、M2 和 M3 浸出液中，K2O 的最高质量浓度分别为 18.21、14.26 和 15.10 mg/L； 而后随浸出时间的延长，K2O 的质量浓度开始明显下 降。对于 Al 的溶出，在试验 M1 中，Al2O3质量浓度 在此浸出时间内持续升高，12 d 后，浸出上清液中 Al2O3质量浓度为 27.60 mg/L； 而在试验 M2 和 M3 中， 在 610 d 内，Al2O3质量浓度上升，最高分别为 12.50 和 16.67 mg/L，但 10 d 后开始明显下降。 在第 3 阶段1215 d，3 组试验体系中 SiO2的质 量浓度仍缓慢上升，浸出 15 d 后，试验 M1、M2 和 M3 浸出液中 SiO2的质量浓度分别为 40.15、33.25 和 36.24 mg/L。而 K2O 和 Al2O3的质量浓度有更明显的 下降趋势，浸出 15 d 后，试验 M1、M2 和 M3 浸出液 中 K2O 的质量浓度较对应的最高浓度分别下降了 17.33、13.54和 14.10，Al2O3的质量浓度分别下 降了约 30.00、11.70和 19.40。 接触实验中包括细菌与矿粉颗粒的直接接触和间 接作用，而隔离实验则只有间接作用过程。直接作用 不但有小分子有机酸与无机酸的质子交换作用，还有 细菌生长所带来的物理破坏作用和胞外分泌的大分子 物质的络合作用；而间接作用主要以质子交换作用的 形式溶解矿物。孙德四等[21]的研究表明，细菌粘附于 矿物上时，会在其表面形成特殊的微环境，这种微环 境由于在 pH 值、蛋白质和多糖等代谢产物的浓度、 水活度等方面均与溶液中不同，因此，对矿物的溶解 能力也会有显著的差异。通过对比二者的差别，可以 了解细菌对富钾页岩的直接和间接作用的影响。由图 3 分析结果可以看出，整体上，直接接触作用对 K， Si 和 Al 的溶出贡献较间接作用要大，但溶出规律或 贡献大小存在一定的差别。 对K的溶出见图3a， 在浸出的第一阶段06 d， 试验 M1、 M2 和 M3 浸出液中的 K2O 的质量浓度变化 规律基本一致，表明此时直接接触作用相对于间接作 用对 K 的溶出贡献较小， 表明 K 的溶出主要受细菌代 谢产物的影响尤以酸的作用为明显。在第二阶段 612 d，接触试验对 K 的溶出贡献明显较隔离试验 要大，导致这一结果的原因有几种可能1 在细菌− 矿物接触模式下，富钾页岩可以显著刺激和促进细菌 生长与产代谢产物的能力。已有研究表明细菌生长 所产生的机械破坏作用、有机酸或无机酸的质子交换 作用、有机酸与胞外大分子的络合作用是影响硅酸矿 物风化分解的重要因素，而蛋白质可能与钾矿粉诱导 菌体表达载体蛋白有关，是菌体主动运输钾离子时所 必需的[14]。而在隔离试验条件下，由于微孔滤膜阻隔 了细菌及胞外大分子物质与矿物颗粒的直接接触，矿 物的溶解主要受小分子有机酸和无机酸的酸解作用的 影响， 这可能是导致隔离试验中溶出的 K2O 的质量浓 度明显较接触试验要低的主要原因； 2 直接接触模式 有利于促进细菌−矿物聚集体和生物膜的形成，这为 细菌获取矿物中的营养元素提供了有利的生长微环 境。对此，已有研究表明，细菌−矿物聚集体微环境 中的酸度、蛋白质和多糖浓度明显较发酵液中的高， K 的溶出主要发生在微环境中。在浸出的第二阶段后 期和第三阶段1215d，接触和隔离试验浸出液中的 K2O 质量浓度均出现了一定程度的降低，导致这一结 果的可能原因是K 是细菌生长的必需生命元素，在 此阶段，细菌及代谢产物溶出的 K 量低于细菌吸收利 用的 K 量。同时，在接触试验中，水合铝石和有机酸 铝大量覆盖于富钾页岩表面，而隔离试验中的滤膜表 面也有水合铝石和有机酸铝沉淀产生，细菌的生存环 境受到恶化的同时，阻隔了细菌和代谢产物与矿物颗 粒的直接接触面积， 从而抑制富钾页岩的进一步溶解。 对 Al 的溶出见图 3c，在第一阶段06 d，直 接接触作用相对于间接作用对 Al 的溶出贡献基本相 当，Al 的溶出主要受小分子代谢产物作用的影响。在 第二阶段612 d，接触实验表现出对 Al 溶出的明显 增强作用， 而隔离试验则反应出代谢产物对 Al 的抑制 作用。在此阶段，试验 M1 浸出液中的 Al2O3质量浓 度持续快速升高，而试验 M2 和 M3 浸出液中，Al2O3 质量浓度上升速率明显较试验 M1 的慢，且在第 10 d 后出现明显下降。同时发现，在此阶段，试验 M2 滤 膜表面开始有絮状沉淀物产生，不可避免地阻碍了小 分子有机酸与矿物颗粒的充分接触；而对于试验 M3， 由于每隔 2 d 更换一次滤膜，避免了絮状沉淀在滤膜 表面覆盖，这可能是导致其 Al2O3的质量浓度要高于 试验 M2 的原因， 说明絮状沉淀物对 Al 的溶出有明显 的抑制作用。分析认为，在此阶段，接触试验较隔离 试验对 Al 溶出的贡献较大的可能原因是在接触模式 下，由于细菌和代谢产物表面基团的一部分选择与矿 物表面结合， 因此， 减少了与 Al 离子的络合作用及随 后的絮凝作用而使得 Al 离子浓度的减少； 其次， 细菌 的直接作用也促进了配体络合反应的进行，从而促进 了 Al 的溶出。 另外， 接触试验中细菌产生的代谢产物 主要吸附和包裹于细菌−矿物聚集体的微环境中，浸 出液中具有絮凝作用的胞外聚合物浓度相对较低，而 隔离试验中具有絮凝作用的代谢产物主要处于滤膜外 的浸出液中，这可能是导致试验 M1 和 M2 中转化分 解出的Al2O3和Al离子因絮凝沉淀作用而使其质量浓 度在第 10 d 后开始下降的原因之一。已有研究表明 白云母、伊利石、钾长石和石英的微细颗粒≤45 μm 第 24 卷第 4 期 满李阳，等钾细菌−矿物接触模式对富钾页岩分解行为的影响 1105 及 K、Si 离子等在细菌所产生的多糖溶液中具有良好 的分散性能， 而同样直径的水铝石和 Al 离子在该溶液 中很快会絮凝沉淀。在第三阶段1215 d，试验 M1 溶液中开始有大量絮状沉淀物产生，尽管试验 M3 每 隔 2 d 更换一次滤膜， 但其表面仍有白色沉淀物堆积。 在此阶段，接触试验 M1 中 Al2O3质量浓度出现明显 下降，隔离试验 M2 和 M3 中的 Al2O3质量浓度也仍 有一定的下降幅度，其可能原因是代谢产物絮凝沉 淀的 Al 量大于溶出的 Al 量由于细菌生长对 Al 的需 求极小，因此这一变化过程可能和细菌生长的吸收与 利用无关； 水合铝石和有机酸铝的大量沉淀使富钾页 岩表面产生一定程度的钝化，从而抑制富钾页岩的进 一步风化分解。 与 K、Al 的溶出相比，细菌对 Si 的溶出在接触 与隔离试验中差别最小。这表明试验时间内，细菌直 接作用对 Si 溶出的影响相对于间接作用小得多， 试验 体系中 SiO2浓度的增加主要受代谢产物的间接作用 的影响。 2.3 浸矿过程中矿物表面生物膜的形成分析 生物膜是细菌代谢产生的胞外聚合物主要指蛋 白质和多糖相互堆积混合而成的厚凝胶层， 可将大量 细胞结合在一起形成一种聚合结构，粘附在矿物颗粒 表面。这些聚合物可在细菌周围形成合适其生长的微 环境，从而尽量减少外界环境因素的影响，为细菌溶 蚀硅酸盐矿物和获取矿物中的营养元素提供更为有利 的生物化学条件，这是影响硅酸盐矿物溶蚀程度的重 要因素之一。胡捷等[14]研究发现，黑曲霉−钾长石矿 物聚集体微环境中蛋白质和多糖浓度是发酵液的 11 倍和 2.5 倍，黑曲霉作用于钾矿粉释放 K量的 80处 于微环境中。 对细菌−矿物直接接触试验 M1 浸出处理 3 d、9 d 和 15 d 后的细菌和矿粉颗粒复合体进行 SEM 分析， 结果分别见图 4。细菌在矿物颗粒表面形成生物膜的 过程一般可以分成 4 个阶段 1 在微生物自身的鞭毛 运动或者对界面附近存在的营养物或其他化学物的浓 度梯度变化的自主趋化性的作用下，细菌主动向矿物 固相界面迁移靠拢；2 两者相互接触，细菌粘附于矿 物表面，为初始吸附阶段；3 细菌更加紧密地结合在 矿物颗粒表面上； 4 在细菌代谢产生的胞外聚合物的 粘附和络合作用下，细胞在矿物颗粒表面定殖，形成 粘附的微菌落或生物膜。吸附反应的后两步可持续几 天，合成更多的胞外多聚物，这些物质可以使细菌的 吸附更加紧密。图 4a表明，浸出 3 d 后，大量细菌 紧密地粘附在矿物颗粒表面，细菌−矿物相互作用处 于第 3 阶段；浸出 9 d 后，细菌−矿物相互作用处于第 4 阶段，细菌代谢产生了大量的大分子胞外聚合物， 并将大量细菌和细菌微菌落粘附在一起形成明显的生 物膜图 4b；浸出 15 d 后，细菌分泌物明显增多， 微菌落逐渐溶失，矿物颗粒表面形成了一层更厚的生 图 4 细菌和富钾页岩颗粒浸出 3 d、9 d 和 15 d 后的 SEM 像 Fig. 4 SEM images of bacteria and potassium-rich shale powder after 3 da, 9 db and 15 dc leaching 中国有色金属学报 2014 年 4 月 1106 物膜，矿物颗粒大部分被生物膜包裹，形成了细菌− 矿物复合体图 4c。直接接触试验 M1 体系中，当浸 出时间在 915 d 时，K2O、Al2O3和 SiO2的质量浓度 明显比间接接触试验 M2 和 M3 的高图 3，说明生物 膜和细菌−矿物复合体的形成可以显著促进细菌对矿 物的机械破坏和化学风化作用。 2.4 浸渣表面溶蚀与钝化分析 2.4.1 浸渣表面的