電子垃圾中金的生物浸取技術研究進展

梁昌金

（韓山師范學院陶瓷學院，廣東潮州 515633）

隨著經濟的增長和電子、電器設備領域科技的進步，電子產品在促進工業(yè)和商業(yè)發(fā)展的同時，大量的電子垃圾也隨之產生．據估計，全球每年所產生的電子垃圾多達2000 萬～5 億噸，而且以每年3%-5%的速度增長，被認為是當前增長最快的垃圾[1]．電子垃圾中含有各種各樣的有毒有害物質，如Hg、Ni、Sn、Pb、Cr等重金屬以及氯氟碳化物、鹵素阻燃劑等[2]．這些金屬與液體廢物或污水接觸，會產生有毒溶液，滲入到土壤中會污染土壤、水，危害動植物及人類，使人體器官產生內分泌或遺傳方面的病變[3]．然而從循環(huán)經濟的角度來看，電子垃圾又是一種有用物質含量極為豐富的資源．據分析[4]，個人電腦的印刷線路板中含有20.13%銅，3.59%鋁，2.78%鋅，2.10%鉛，3.27%錫，7.19%鐵及0.66%鎳，很多重要的有機元素也可以在廢棄印刷線路板中找到[5]．1噸電子垃圾中含金量是普通金礦的17倍，含銅量是普通銅礦的40倍，因此，有人也把電子垃圾稱為“城市礦山”[6]．

隨著全球高品位金礦資源的日益枯竭，以及工業(yè)化推動下人們對黃金需求的逐漸增大，從大量增長的電子垃圾中尋求金資源顯得尤為火熱．用環(huán)境友好的方式對電子垃圾中的金進行回收，既獲得了寶貴的稀貴金屬，又有效地防止了電子垃圾對環(huán)境的污染，達到雙贏的目的．

1 生物處理技術

目前，從電子垃圾中回收金屬的技術主要有機械處理技術、熱處理技術、濕法冶金技術及生物處理技術等[7]．機械處理技術只能是將金屬濃縮、分選高分子聚合物以及陶瓷等，無法將各種金屬徹底分離，且在分選過程中容易造成金屬損失[8,9]；熱處理技術消耗大量的能源，且電子垃圾中的阻燃劑燃燒會釋放二噁英、呋喃及粉塵，造成大氣污染，同時溫度過高會造成金屬資源揮發(fā)，因此使用時尾氣處理是先決條件[10]；濕法冶金技術選擇性差，往往是多種金屬一起浸出，分離困難，且工藝復雜，使用大量的有毒、易燃或高酸堿性化學試劑，易腐蝕設備[11]．

生物處理技術基于微生物（細菌、真菌等）能將固體物質轉化為可溶化合物的特性，在處理過程中的產物都溶解于水溶液中，易于儲存、處理和回收，不需要添加任何有毒化學物質，且在溫和的條件下就能進行[12,13]．一種回收技術，只有回收成本比金屬的原有價值低才在情理之中．像熱處理及機械處理這種傳統(tǒng)的處理方法不但成本高，經濟性低，而且高污染．隨著能源成本的不斷攀升，加工成本的大幅增長以及環(huán)境準入政策的收緊，其它回收技術越來越受到限制．生物技術表現(xiàn)出的低成本，對難處理礦物適應性好，最大限度利用現(xiàn)有投資資本以及其在環(huán)境保護等方面的優(yōu)勢，越來越受到人們的青睞[14]．

生物處理技術在電子垃圾處理過程中主要應用在兩個方面：生物浸出和生物吸附．

1.1 生物浸出

酸解、絡合、還原、生物富集等都是生物浸出中常用的機制[15]．異養(yǎng)菌在代謝過程中會產生有機酸、氨基酸及其它代謝物質，這些代謝產物能夠用氫離子取代線路板中的金屬或與金屬形成可溶性絡合物或螯合物[16]．

生物浸出又分為直接浸出和間接浸出兩種過程[17]．

直接浸出時，微生物吸附在顆粒表面，進行生長代謝，利用自身的氧化或還原性發(fā)生電化學反應，將顆粒中的金屬氧化成可溶性離子，這個過程中微生物生長與金屬浸出同時發(fā)生，易于執(zhí)行，但是溶解的金屬離子會對微生物的生長及代謝產生抑制，限制生物浸出效率．

間接浸出分兩步來完成：第一步，微生物在適當?shù)沫h(huán)境中生長，產生對浸出過程有活性的代謝產物；第二步，微生物的這些代謝產物作為浸出劑與金屬反應，將金屬絡合或螯合后溶于溶液中．

1.2 生物吸附

生物吸附過程是在帶電的生物表面及溶液離子之間的被動的物化交換過程．溶液中的可溶性金屬離子被生物富集后，再通過解吸、焚燒、熔融等技術從生物體內獲取金屬．

在之前的研究中主要是嗜酸性細菌在金屬的浸出中發(fā)揮著重要的作用，如，嗜酸性氧化硫硫桿菌、嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌、氧化鐵鉤端螺菌、硫化葉假單胞菌等[18]．利用微生物的氧化作用從礦石中提煉金屬已經得到很好的商業(yè)化應用，但是利用微生物從電子垃圾中提煉金屬的報道還很少，主要集中在利用微生物從電子垃圾中浸取銅的研究上．

2 生物浸金

氰化法以其實用、經濟、有效的浸出特征仍被全球90%的金礦企業(yè)所采用[19]．但是，迫于氰化法對環(huán)境的影響，近年來，人們又開始關注硫脲法、硫代硫酸鹽法、鹵化法等非氰化法，但是都受到各種各樣的限制[20]．生物法在金屬回收中的優(yōu)點已經顯現(xiàn)出來，其在金的提煉中也有著同樣的優(yōu)勢，細菌冶金這種綠色工藝將成為頗具希望的新型提金工藝[21]．

2.1 生物預處理

利用微生物從難冶礦石中浸金從20世紀70年代開發(fā)至今已被大量報道過，且逐漸走向成熟，效果顯著[22]．微生物的作用主要體現(xiàn)在從含金礦石將包裹在金表面的其它金屬氧化物或金屬硫化物破壞掉，是浸金前的預處理過程．這樣的微生物一般是化能自養(yǎng)菌，這些細菌能從氧化二價鐵離子或還原態(tài)硫化物的過程中獲取能量，以三價鐵離子或硫酸為最終代謝產物，包裹在金外面的其它金屬氧化物及硫化物被氧化成能容易水的無機鹽，在此過程中溶液的pH值會不斷降低，更有利于金屬硫化物的溶解[23]，如利用氧化亞鐵硫桿菌氧化礦石中的賤金屬礦物，將其剝離掉，使被礦物包裹的金顆粒裸露，這樣就能充分與浸出劑接觸反應，增加浸出速率，提高金的浸出率．由于微生物直接吸附在顆粒的表面，產生電化學反應，因此是“直接浸金”過程．微生物的預處理率受到pH值、礦漿濃度、接觸時間[24]、粉末粒度、細菌接種量、反應溫度、通氣量及礦物成分的比例[25]等眾多因素的影響，因此，微生物處理是一個十分復雜的過程．伍贈玲先對含砷微細浸染型難處理金礦采用細菌預氧化與化學預氧化，然后再采用氰化法對金的浸出率比較：化學預氧化可使金的浸出率提高60%，達到65.4%；而細菌預氧化可使金的浸出率提高到89.2%．[26]

2.2 產氰生物浸金

近年來，利用產氰微生物浸金開始受到人們的關注．微生物在生長代謝過程中利用營養(yǎng)物質中的C、N元素生成次生代謝產物CN-．據推測，微生物的產氰作用是為了抑制與其共同生長的同一環(huán)境中的其他生物的生長[27]．

利用微生物的產氰作用從廢棄印刷線路板中提取金，實際上是利用氰化法浸金的原理將印刷線路板中的金資源提取出來，是“間接浸金”．在處理過程中，金不像有機物那樣被微生物礦化，而是被微生物氧化或還原，轉化為其它氧化還原態(tài)，或與微生物的有機代謝產物形成絡合物[14]．這種細菌多為異養(yǎng)型細菌，它們利用其它有機物作為生長需要的碳源，在代謝過程中產生的代謝產物CN-可以與金絡合，從而將金等金屬浸出[12]．微生物的浸金機理包括兩步：（1）微生物在適當?shù)臈l件下生長，甘氨酸等有機物營養(yǎng)物質在相關的酶的作用下轉化成中間代謝產物HCN；（2）金單質與氰根離子的反應生成可溶性絡合物．[28]

盡管很久以前人們就已經發(fā)現(xiàn)了微生物的產氰作用，但是關于微生物的產氰能力的數(shù)據資料還不多，用產氰微生物來浸取金的研究就更少了．已被報道用于浸金的的細菌主要有：紫色色桿菌（Chromobacterium violaceum）、熒光假單胞菌（Pseudomonas fluorescens）、銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）、變形假單胞菌（Pseudomonas plecoglossicida），綠針假單胞菌（Pseudomonas Chlorora?phis）等．[29,30]

紫色色桿菌利用甘氨酸生成氫氰酸的途徑如下[31]：

一些假單胞菌通過甘氨酸的氧化脫羧作用可以產生多達300 μM的氰化物[32]．假單胞菌屬的生氰作用主要發(fā)生在其對數(shù)生長期，是其次生代謝的主要特征．這種作用受到氧氣、鐵和磷等濃度的影響．假單胞菌的生氰作用對與其生長在同一生境（如根系環(huán)境），與對其生存環(huán)境有競爭作用的植物致病菌以及真菌有抑制作用[33]．據報道，熒光假單胞菌的產氰能力雖然沒有紫色色桿菌強，但是在浸取電子垃圾中的金時，它的能力要比紫色色桿菌高，這是因為熒光假單胞菌有較高的生長率以及高的金屬耐受性，比紫色色桿菌擁有更好的浸出動力學過程．[34]

這些產氰細菌除了能在代謝過程中產生中間代謝產物氫氰酸外，還可以在營養(yǎng)物質缺乏時，將CN-分解供給自身生長所需的碳源和氮源[35]．因此，利用產氰菌浸出含金材料中的金是一種相對環(huán)保的方法．

3 生物浸金的影響因素

生物浸金過程是一個復雜的過程，受菌種、O2、pH值、溫度、生長環(huán)境的等多種因素的影響[36]．例如，紫色色桿菌的產氰能力比熒光綠假單胞菌強，但是在浸取電子垃圾中的金時，由于熒光假單胞菌對金屬的耐受能力強，使得這種細菌的生長率及浸金率都比較高．因此，研究浸金微生物的生理特性及生長條件對浸金效率有很大的影響．

（1）微生物性質：氰化物的產生跟細菌自身的性質有關，實驗發(fā)現(xiàn)，紫色色桿菌在培養(yǎng)到第二天時進入對數(shù)生長期，到第五天達到最大值，氰化物的產量也達到最大值，五天之后細菌數(shù)量開始下降，氰化物的濃度也開始下降，這主要是因為隨著時間的增長，新陳代謝的能力開始降低．[37]細菌也有可能將產生的CN-重新作為碳源或氮源而利用掉[38]．

無論是對難處理礦石的預處理還是廢棄印刷線路板的直接浸金，微生物與顆粒間的細微的的反應過程，目前了解的很少，但是微生物的吸附作用是其與顆粒進行反應的第一步，只有微生物吸附于顆粒表面，才能更好的利用自身代謝過程中產生的代謝產物將難溶物質氧化溶解，吸附作用決定了溶解率的好壞．Tan和Chen研究了氧化亞鐵硫桿菌在多種礦石表面的吸附作用，細菌對親水礦物有較高的吸附能力，而且細菌的吸附作用具有點位選擇性，在適于細菌生成的點位有較高的吸附能力．[35]孫理鑫等分別對無菌、嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌游離于培養(yǎng)基、吸附于礦石表面等三種情況下礦石氧化過程的基本工學特征做了研究，發(fā)現(xiàn)細菌吸附時氧化礦石的能力要高于細菌游離于培養(yǎng)基時和無菌時．[39]

（2）營養(yǎng)物質：細菌的產氰量主要依賴于其生長的介質．細菌要想在代謝過程中產生氰化物，C、N 是必需的，甘氨酸通常被用來為細菌提供這些元素，甘氨酸在酶的作用下脫羧生成CN-[40]，其次，蛋白胨、谷氨酸、蛋氨酸等有機物都可以拿來作為細菌的營養(yǎng)物質．除了有機物外，一些低濃度的金屬離子（如Mg2+、Na+等）對細菌的產氰能力也有催化和加強作用，但濃度過高會對微生物的數(shù)量產生影響．Chi 等向培養(yǎng)紫色色桿菌的培養(yǎng)基中分別加入NaCl、MgSO4、FeSO4及三種物質的混合物，發(fā)現(xiàn)細菌的數(shù)量都有所減少，而加入NaCl及三種物質的混合物的培養(yǎng)基中，減少更明顯，這主要歸因于Cl-和高濃度的金屬離子對細菌產生毒性，抑制其生長，而且在pH＞7.4 時，F(xiàn)e2+會產生沉淀，吸收一部分細菌；相比較細菌數(shù)量的下降，這些物質的加入強化了產氰酶的催化作用，促進了氰的產生，其中Fe2+和Mg2+的強化作用更加明顯，經過5天的培養(yǎng)，加入這兩種物質的培養(yǎng)基中氰的濃度分別達到61 mg/L和59 mg/L．[38]他們還研究了Pb(NO3)2和Na2HPO4的加入對紫色色桿菌產氰量的影響，在培養(yǎng)基中分別加入低濃度的兩種物質都能促進氰化物的產生，而高濃度的兩種物質都會抑制氰化物的產生．

（3）氧：氧在生物浸金中有兩種作用，一種是供給微生物呼吸用；另一種是作為金與氰化物反應時的電子受體．提高溶液的含氧量，可以加速氰化反應的過程，能提高金的浸出率10%-15%[11]．產氰細菌對金屬的浸出受到培養(yǎng)液中DO 的限制，因為好養(yǎng)細菌在生長相中呼吸需要消耗大量的溶解氧，經過一天的培養(yǎng)，幾乎全部的溶解氧都被細菌呼吸消耗掉[41]．Kita等采用曝氣的方式，為培養(yǎng)基補充氧氣，廢棄印刷線路板粉末經過細菌重復批處理后，金的浸出率可達60%．[42]

（4）金/銅的比例：廢棄印刷線路板中銅的含量可達70%，銅及其氧化物能與氰化物發(fā)生反應而生成銅氰絡鹽而消耗氰化物．高溶解氧的條件下，Cu 比Au 優(yōu)先溶解，因為Cu 還原電勢比金的低（E0Au3+/Au=1.52 V，E0Cu2+/Cu=0.34 V），要想提高金的浸出量，必須在細菌浸金之前減少銅的含量．Pham和Ting利用氧化亞鐵硫桿菌對電子垃圾進行了預處理，去除掉其中80%的Cu，增加了Au/Cu的比例，然后再用紫色色桿菌和熒光假單胞菌分別進行浸金試驗發(fā)現(xiàn)金的浸出率都有所提高，尤其是使用紫色色桿菌時，浸出率提高更加明顯．[43]Dangton 和Leepowpanth 使用硝酸對電子垃圾中的銅進行預處理后采用紫色色桿菌浸出金，含銅率從33%降到了3.67%，而金的浸出率從1.63%上升到了13.62%．[44]

（5）氰化物濃度：有文獻顯示，當溶液中氰化鈉不超過0.03%～0.05%的低濃度時，金溶解的較完全、速度也較快，當濃度提高到0.05%～0.15%時，金的溶解速度增加，當溶液氰化鈉濃度增高到0.20%～0.25%時，金的溶解度緩慢增加，當濃度超過此范圍時，金的溶解度有所降低．[11]當溶液中的氰化物為低濃度時金的溶解度比較大，而礦石中其他的銅、鐵、鋅的溶解度比較小，而利用產氰微生物的產氰作用浸取含金資源中金時，微生物產生的氰正好是低濃度的，這樣就增加了金的浸出，減少了賤金屬的浸出，降低了氰化物的消耗．而氰化物的產生濃度跟細菌種類和數(shù)量[37]以及營養(yǎng)物質的種類和數(shù)量有關．

（6）pH值：研究發(fā)現(xiàn)，紫色色桿菌菌經過8天的培養(yǎng)，pH值從8增加到11時，數(shù)量降低，但金的浸出率由7.78%增加到10.80%．[45]這是因為當pH值＜9時，Cu(CN)2-穩(wěn)定，不易分解，消耗了CN-，減少了金的浸出量；當pH值＞9時，會使Au(CN)2-生成，促進金的溶解．但是pH值＞9會抑制細菌的生長，Natarajan和Ting通過基因突變選擇，培養(yǎng)出對堿性環(huán)境有耐受性的紫色色桿菌，可在pH值＞10的環(huán)境下生長，且金的浸出率是pH值為7時的兩倍．[46]

（7）粒度：細菌與含金顆粒進行反應時有直接浸金與間接浸金兩種方式．研究表明，細菌與顆粒接觸的直接浸金方式效果更好．[43]因此顆粒的粒徑越小，表面積越大，越容易與細菌接觸．但是粒徑過小同樣會影響浸出效率，因為粒徑過小會影響吸附到顆粒上的細菌數(shù)量[26]．

（8）礦漿濃度：由于電子垃圾含有有毒物質，礦漿濃度的增加會抑制細菌生長，降低細菌的產氰量；但是過低的礦漿濃度也會增加成本．Pham 和Ting研究發(fā)現(xiàn)，廢棄印刷線路板粉末的加入明顯降低了細菌的產氰率，并且隨著礦漿濃度的增長（從0.5%到8%），細菌對金的浸出率在下降．[43]Ar?shadi和Mousavi采用巨大芽孢桿菌（Bacillus megaterium）浸金時，所采用的最佳礦漿濃度為2 g/L，此時金的最高浸出率可達63.8%．[47]

Li等分別考慮了上述幾種因素，先用氧化亞鐵硫桿菌對廢棄印刷線路板中的賤金屬進行預處理，然后再用紫色色桿菌浸出金：在曝氣條件下，當pH值為9，粉末粒徑為200目，添加營養(yǎng)鹽時，最高浸金率可達70.6%．[48]是所有采用紫色色桿菌浸出廢棄印刷線路板中金的報道中浸出率最高的．

4 生物浸金的限制

生物法浸金技術被看成是最為綠色、最有廣闊前景的技術．目前生物法浸金能被利用到工業(yè)上的還僅存在于難冶金礦的預處理技術上，而從廢棄印刷線路板中直接生物浸金還局限于實驗室里，沒有應用到大規(guī)模的工業(yè)化運行中．這主要是因為生物浸金受到以下幾個方面的限制：

（1）時間：生物技術本身就是一個耗時很長的過程，從研究、發(fā)展、試驗直至到商業(yè)化應用少則需要幾年，有時會長達10年，甚至是20年，而且這個過程中需要大量人力、物力和財力的支持．

（2）條件控制上：細菌生長受多種因素的限制，如溫度、pH值、營養(yǎng)物質等，而且用于浸金的細菌競爭力不強，易于受雜菌的干擾而降低浸取效率甚至死亡，大規(guī)模的工業(yè)化應用，條件難以控制．

（3）競爭：生物技術需要與其它傳統(tǒng)技術進行技術以及成本上的競爭．鑒于生物技術還不成熟，在浸取率、浸取時間以及條件控制方面沒有其它傳統(tǒng)技術在利潤上表現(xiàn)的那么直接，因此，很多企業(yè)寧可選擇操作條件易于控制、提取率高的高污染高成本的傳統(tǒng)工藝．

（4）原料供應：礙于時間及技術上的短板，許多企業(yè)（尤其是小作坊）依舊走高耗能、高污染的傳統(tǒng)道路．為提高自己的產能，不惜花高價收購電子垃圾，致使大量電子垃圾流入到這些企業(yè)中，造成真正有環(huán)保技術的大企業(yè)沒有垃圾可以處理，形成“大企業(yè)吃不飽，小作坊吃不了”的局面．

（5）資本：一項新技術研發(fā)通常需要大量的資金支持，沒有幾家企業(yè)愿意為此承擔過多的資金．

（6）知識產權：新技術的誕生往往是在前人研究的基礎上或者幾家單位聯(lián)合研究而成功，在專利申請上容易產生糾紛．而且各自為使自己的知識產權產生經濟利益，會阻礙新技術的傳播與推廣．

5 結 論

生物浸金是一個跨學科的技術，利用化學知識（金屬跟氰的相互作用）與微生物特性（代謝過程中產生氰）相結合，使固體中的金屬變成可溶的金屬氰化絡合物將是一個行之有效的新方法．盡管這種方法受到多種因素的限制，目前的研究還不成熟，金的浸出也沒有直接添加氰化物的方法那么快，浸出率不高，但微生物浸金被看做是一種環(huán)境友好型的方法．物理方法無法獲取純的金屬，化學方法實驗條件容易控制但容易產生有毒有害廢水等二次污染，將物理、化學等方法與生物法相結合，可以取長補短，將是未來廢棄線路板利用的發(fā)展趨勢．

[1]BRETT H ROBINSON.E-waste:An assessment of global production and environmental impacts[J].Science of the Total Envi?ronment,2009,408:183-191.

[2]宋闖，袁野．電子廢棄物的環(huán)境污染及回收利用概述[J]．環(huán)境保護與循環(huán)經濟，2015（3）：26-28.

[3]居穎．電子垃圾污染對當?shù)鼐用駜确置诟蓴_效應研究[D]．武漢：華中科技大學，2008：5．

[4]SADIA ILYAS,MUNIR A,ANWAR,SHAHIDA B N.Bioleaching of metals from electronic scrap by moderately thermophilic acidophilic bacteria[J].Hydrometallurgy,2007（88）：180-188.

[5]DAVIS C,HEART S.Electronic waste:the local government perspective in Queensland,Australia[J].Resources Conservation and Recycling,2008，52（8/9）：1031-1039.

[6]錢伯章．國內外電子垃圾回收處理利用進展概述[J]．中國環(huán)保產業(yè)，2010（8）：18-23.

[7]YANG J,WU Y,LI J.Recovery of ultrafine copper particles from metal components of waste printed circuit boards[J].Hydro?metallurgy,2012，121-124：1-6.

[8]TUNCUK A, STAZI V, AKCIL A, et al.Aqueous metal recovery techniques from e-scrap: Hydrometallurgy in recycling [J].Minerals Engineering,2012（35）：28-37.

[9]CUI J, ZHANG L.Metallurgical recovery of metals from electronic waste: a review [J].Journal of Hazardous Materials,2008,158：228-256.

[10]王玉林，齊森，胡海娟，等．廢棄印刷電路板回收拆解過程中的氣體排放物分析[J]．環(huán)境化學，2015，34（1）：83-88．

[11]KOYAMA K, TANAKA M, LEE J.Copper leaching behavior from waste printed circuit board in ammoniacal alkaline solu?tion[J].Mater.Trans,2006，47：1788-1792.

[12]ANJUM F,SHAHID M,AKCIL A.Biohydrometallurgy techniques of low grade ores:A review on black shale[J].Hydrometal?lurgy，2012，117-118：1-12.

[13]BRIERLEY C L.Biohydrometallurgical prospects[J].Hydrometallurgy,2010，104：324-328.

[14]REN W,LI P,GENG Y,et al.Biological leaching of heavy metals from a contaminated soil by Aspergillus niger[J].Journal of Hazardous Materials,2009，167（1-3）：164-169.

[15]ANJUM F,BHATTI H N,GHAURI M A,et al.Bioleaching of copper,cobalt and zinc from black shale by Penicillium nota?tum[J].Afr.J.Biotechnol,2009，19（8）：5038-5045.

[16]馬榮駿．濕法冶金新發(fā)展[J]．濕法冶金，2007，26（1）：1-12.

[17]MISHRA D, RHEE Y H.Current research trends of microbiological leaching for metal recovery from industrial wastes [J].Current Research, Technology and Education Topics in Applied Microbiology and Microbial Biotechnology, 2010，2：1289-1292.

[18]WATLING H R.The bioleaching of sulphide minerals with emphasis on copper sulphides- A review [J].Hydrometallurgy,2006，84：81-108.

[19]黃海輝，王云，袁朝新，等．從提金渣中回收金銀[J]．有色金屬：冶煉部分，2011，10：37-39．

[20]魯順利．非氰化法提金工藝研究現(xiàn)狀[J]．云南冶金，2011，40（3）：32-36．

[21]楊洪英，范金，崔日成，等．難處理高砷金礦的細菌氧化-提金研究[J]．貴金屬，2009，30（3）：1-3．

[22]ANJUM F, BHATTI H N, AMBREEN A.Bioleaching of black shale by Acidithiobacillus ferrooxidans[J].Asian J.Chem,2009，7（21）：5251-5266.

[23]崔日成，楊洪英，張谷平，等．pH值對浸礦細菌的活化以及金精礦脫砷的影響[J]．東北大學學報：自然科學版，2008，29（11）：l597-1600．

[24]佟琳琳，姜茂發(fā)，楊洪英，等．湖南某高砷難處理金精礦的細菌氧化-氰化提金實驗研究[J]．貴金屬，2008，29（1）：15-18．

[25]楊瑋，覃文慶，劉瑞強，等．高砷難處理金精礦細菌氧化-氰化提金[J]．中國有色金屬學報，2011，21（5）：1151-1158．

[26]伍贈玲．高砷微細浸染型難處理金礦細菌預氧化-氰化提金試驗研究[J]．礦冶工程，2010，30（1）：54-61．

[27]CRECZYNSKI-PASA T B,ANT?NIO R V.Energetic metabolism of Chromobacterium violaceum[J].Genetics and Molecular Research.2004，26（3）：162-166.

[28]BRANDL H,LEHMANN S,MOHAMMAD A F,et al.Biomobilization of silver,gold,and platinum from solid waste materials by HCN-forming microorganisms[J].Hydrometallurgy,2008（94）：14-17.

[29]LIANG C, LI J, MA C.Review on cyanide-generating bacteria for gold recovery from E-waste [J].Advanced Materials Re?search,2014，878：355-367.

[30]RUAN J, ZHU X, QIAN Y, et al.A new strain for recovering precious metals from waste printed circuit boards [J].Waste Management,2014，34（5）：901-907.

[31]KNOWLES C J,BUNCH A W.Microbial cyanide metabolism[J].Adv.Microb.Physiol.1986，27：73-111.

[32]CIPOLLONE R,ASCENZI P,TOMAO P,et al.Enzymatic detoxification of cyanide:clues from Pseudomonas aeruginosa rho?danese[J].J Mol Microbiol Biotechnol.2008，15：199-211.

[33]FARAMARZI M A, BRANDL H.Formation of water-soluble metal cyanide complexes from solid minerals by Pseudomonas plecoglossicida[J].FEMS Microbiol.Lett.2006，259：47-52.

[34]KUNZ O, NAGAPPAN J, SILVA-AVALOS G T.Utilization of cyanide as a nitrogenous substrate by Pseudomonas fluore?scens NCIMB 11764: Evidence for multiple pathways of metabolic conversion [J].Appl.Environ.Microbiol., 1992，58：2022-2029.

[35]TAN S N, CHEN M.Early stage adsorption behaviour of Acidithiobacillus ferrooxidans on minerals I: An experimental ap?proach[J].Hydrometallurgy,2012，119-120：87-94.

[36]SHIN D, JEONG J, LEE S, et al.Evaluation of bioleaching factors on gold recovery from ore by cyanide-producing bacteria[J].Minerals Engineering,2013，48：20-24.

[37]SUNIL H.Sustainable management of electronic waste(e-waste)[J].Clean,2007，35：305-310.

[38]TRAN C D,LEE J,PANDEY B D,et al.Bacterial cyanide generation in the presence of metal ions(Na+,Mg2+,Fe2+,Pb2+)and gold bioleaching from waste PCBs[J].Journal of Chemical Engineering of Japan,2011，44（10）：692-700.

[39]孫理鑫，張旭，譚文松，等．金精礦生物氧化過程中菌體吸附的重要性研究[J]．金屬礦山，2012（1）：92-96．

[40]URáN M D,ALJONI-ALARIO A F,URáN N D.Chromobacterium violaceum and its important metabolites-review[J].Folia Microbiol.2010，55（6）：535-547.

[41]TRAN C D,LEE J,PANDEY B D,et al.Bioleaching of gold and copper from waste mobile phone PCBs by using a cyanogen?ic bacterium[J].Minerals Engineering，2011，24：1219-1222.

[42]KITA Y, NISHIKAWA H, IKE M, et al.Low environmentally impact recovery of gold using cyanide producing bacteria[J].Environmentally Conscious Design and Inverse Manufacturing，2005：935-938.

[43]PHAM V A,TING Y P.Gold bioleaching of electronic waste by cyanogenic bacteria and its enhancement with bio-oxidation[J].Biohydrometallurgy，2009，71-73：661-664.

[44]DANGTON J, LEEPOWPANTH Q.A study of gold recovery from e-waste by bioleaching using Chromobacterium violaceum[J].Applied Mechanics&Materials，2014，548-549：280-283.

[45]LIU Y, SU G, ZHANG B, et al.Nanoparticle-based strategies for detection and remediation of environmental pollutants [J].Analyst，2011，136：872-877.

[46]NATARAJAN G, TING Y.Pretreatment of e-waste and mutation of alkali-tolerant cyanogenic bacteria promote gold biore?covery[J].Bioresource Technology，2014，152：80-85.

[47]ARSHADI M, MOUSAVI S M.Enhancement of simultaneous gold and copper extraction from computer printed circuit boards using Bacillus megaterium[J].Bioresource Technology，2015，175：320-324.

[48]LI J, LIANG C, MA C.Bioleaching of gold from waste printed circuit boards by Chromobacterium violaceum [J].Journal of Material Cycles and Waste Management,2014，DOI：10.1007/s10163-014-0276-4.