EPS在生物瀝浸廢催化劑過程中作用研究進展

邵馨萱,崔延超,褚會超,田炳陽,王佳,辛寶平

(1.北京建筑大學 環(huán)境與能源工程學院,北京 100044;2.鞍鋼集團北京研究院,北京 102299;3.北京有色金屬研究總院,北京 100088;4.北京理工大學 材料學院,北京 100081)

隨著環(huán)境問題的日益突出,廢催化劑的處理得到了廣泛的關注。據統(tǒng)計,全世界每年產生的廢催化劑有50～70萬t,其中煉油廢催化劑約占52%[1]。

石油精煉工業(yè)需要大量的催化劑來凈化和精煉油,包括催化裂化、催化重整、加氫精制、加氫裂化、異構化、烷基化、疊合等過程中所用的催化劑[2]。催化裂化、催化重整、加氫精制催化劑為三種主要煉油催化劑。由于石油精煉過程產生的廢催化劑中存在Ni、Cd、Cr、As、Pb等有毒重金屬和可燃性有機污染物,其在2021年版《國家危險廢物名錄》[3]中被列為HW50型危險廢物,不恰當的處置會給生態(tài)環(huán)境帶來很大的危害[4]。除有毒重金屬外,石油精煉廢催化劑中還存在大量的Cu、Co、Mo、Zn等多種金屬[5],含量遠高于礦石中相應組分的含量,是名副其實的“人造礦石”,具有極高的回收價值[6],在“碳達峰”“碳中和”的發(fā)展趨勢下,廢催化劑進行資源循環(huán)利用是必然之選。

1 廢催化劑的研究現狀

填埋是廢催化劑處理的常用方法,雖然這種方法簡單、處理成本低,但是隨著環(huán)境問題的日益突出,各國的環(huán)保標準越來越高,再加上土地資源稀缺,使得廢催化劑越來越難以填埋處理。并且為了獲得填埋許可,還需要對廢催化劑進行預處理、封裝、固化等,這增加了填埋成本,然而對失活催化劑進行再生和再利用,可以減少廢催化劑的產生和催化劑的更換成本。例如,用于加氫處理的失活催化劑通常是通過控制相應條件使焦炭燃燒達到再生目的并重復使用[7],經過幾次重復后,催化劑表面燒結使其不能再活化和重復使用。一般來說,由于熱降解、相分離、相轉換或金屬沉積物堵塞活性位點而導致失活的催化劑不易被再活化,只能更換新的催化劑。

無論從環(huán)保角度還是經濟角度進行分析,將廢催化劑作為原材料用來生產其他有價值的產品是非常有吸引力的選擇。近年來,研究者研究了利用FCC廢催化劑生產混凝土水泥砂漿的可行性,研究結果表明,FCC廢催化劑可作為砂的替代品[8],也可作為超細材料的來源,部分可替代水泥。FCC廢催化劑還可用作瀝青填料、生產磚石、生產陶瓷等。雖然可以將廢催化劑用于制備新材料,但是廢催化劑中含有多種高含量的有色金屬和稀貴金屬,若將其直接用于新材料的制備,無疑會造成部分資源浪費。

目前,從廢催化劑中回收金屬的研究已成為一個全球關注的研究熱點[9]。迄今為止,從廢催化劑中回收有價金屬的方法主要有三種:火法冶金、濕法冶金和生物冶金。火法冶金(熱處理)是在一定溫度下去除碳和有機成分的常用方法,然而,這種方法不僅耗能高,還需要設置專門的設備用于凈化產生的有毒氣體。此外,在所有的金屬回收方法中,火法冶金的回收率是最低的。相比之下,濕法冶金和生物冶金是回收廢催化劑中金屬最常用的途徑,這兩種方法均具有能耗低、金屬回收率高等優(yōu)點,目前已被廣泛應用。

2 廢催化劑的生物瀝浸

生物瀝浸是指微生物通過直接作用或其代謝物的間接作用,使固相材料中的目標金屬溶釋的過程[10],這個過程也稱為生物浸出或生物濕法冶金。生物瀝浸是在常溫常壓條件下浸提目標金屬,具有經濟、綠色、節(jié)能、安全的特點[11]。目前,生物冶金已被成功用于硫化礦中金屬的浸提和回收。在20世紀90年代初,生物瀝浸工藝初步應用于煉油廠廢催化劑的回收,近年來,越來越多的研究者嘗試將生物瀝浸技術用于廢催化劑中金屬的浸提回收[10]。

2.1 生物瀝浸菌株

生物瀝浸過程中常用的微生物包括自養(yǎng)菌、異養(yǎng)菌和真菌[12]。因自養(yǎng)菌的生長不需要有機碳源,在生物瀝浸中被廣泛應用,而異養(yǎng)菌和真菌可以在較高的pH值(如堿性和耗酸材料)下使用。因嗜酸硫桿菌屬細菌對高濃度金屬的耐受性強,是廢催化劑生物瀝浸研究中應用最多且最重要的自養(yǎng)菌。這種菌株從還原性硫(硫化物、單質硫、硫代硫酸鹽)的有氧氧化中獲得代謝所需的能量。

在廢催化劑的生物瀝浸中,應用最廣泛的是氧化硫硫桿菌(Acidthiobacillus thiooxidans,A.t.)和氧化亞鐵硫桿菌(Acidithiobacillus ferrooxidans,A.f.)[12],A.f.的代謝物可以在生物瀝浸過程中作為間接反應的瀝浸劑,溶解金屬硫化物和氧化物。Mishra等[13]利用A.t.浸提加氫廢催化劑中的有價金屬,研究表明,經過7 d的瀝浸,Mo、Ni和V的浸出率分別為46.3%,88.3%,94.8%。Kim等[14]利用A.f.浸提加氫廢催化劑,經過14 d的瀝浸,Ni、Al、Mo和V的浸出率分別為97%,59%,11%和27%。還有一些研究將A.f.和A.t.混合培養(yǎng),用于回收廢催化劑中的金屬,結果表明,混合菌浸出的效果更佳。

此外,芽孢桿菌、黑曲霉屬、單青霉屬等真菌也可用于生物浸出過程。

2.2 生物瀝浸機理

目前,自養(yǎng)菌介導的金屬生物瀝浸涉及三種機理:①直接接觸機理;②間接非接觸機理;③混合機理。在以往的研究中認為,在接觸機理中,金屬的溶釋是直接通過微生物酶解礦石導致的,但目前發(fā)現,這種溶釋是通過微生物產生的Fe3+導致的,類似于非接觸機制[15]。

在接觸機制中,瀝浸菌株在EPS的作用下附著在固體(能源底物/礦石/固廢),EPS填充了細菌外膜與固體表面之間的空間,瀝浸菌株附著在固體的邊緣、缺陷處和裂縫上,EPS中包含Fe3+葡萄糖醛酸絡合物,該絡合物中的Fe3+通過接受電子被還原為Fe2+,然后,Fe2+向細胞外膜擴散,在細胞色素(Cyc2)的催化下,通過銅藍蛋白(Rus)和細胞色素(Cyc1)以及細胞色素氧化酶(Cox)將電子轉移到氧氣中,Fe2+再氧化為Fe3+,葡萄糖醛酸則從溶液中絡合新的Fe3+,Fe3+葡萄糖醛酸絡合物從黃鐵礦中得到電子后,黃鐵礦中的硫和金屬分別以硫代硫酸鹽和金屬陽離子的形式溶釋出來[16]。

與直接接觸機理不同的是,間接非接觸機理不存在瀝浸菌株與固體的接觸,生物瀝浸過程由瀝浸菌株的代謝產物通過酸溶、氧化還原、絡合等作用將金屬溶釋[17]。

混合機理指的是在生物瀝浸過程中,金屬在直接接觸機制和間接機制的共同作用下被浸提[18]。目前,在廢催化劑的生物瀝浸研究中,與廢催化劑中金屬生物瀝浸機理相關的研究還是十分有限的。近幾年,Qian等[19]利用混合瀝浸菌株浸提HDS廢催化劑中的Mo和Co,并初步探究了Mo和Co的溶釋機理,同年,Niu等[20]研究了A.t.間接浸提SCR廢催化劑中金屬As的機理。

2.3 廢催化劑生物瀝浸面臨的問題

目前,研究者主要集中廢催化劑生物瀝浸過程中的浸出率、浸出條件、動力學等方面的研究[21]。但是,在目前的研究中,無論是使用單一菌株還是混合菌株,浸出過程的固液比都很低[11-21],而且金屬的浸出率不高,生物瀝浸技術在廢催化劑中的應用面臨處理能力低、處理成本高的問題,這不利于生物瀝浸技術的實際應用。廢催化劑中堿性物質含量高,在生物瀝浸過程中會消耗大量的H+,使生物瀝浸體系的pH處于較高水平[15],不利于瀝浸菌株的生長和活性,更為嚴重的是,廢催化劑中含有對瀝浸菌株高毒的有機、無機物質,隨著金屬的溶釋,這些毒性物質也進入生物瀝浸系統(tǒng),不利于瀝浸菌株的生長和瀝浸過程的進行。

為了解決廢催化劑生物瀝浸研究中存在的這一問題,急需研究一種普適而有效的方法,以實現廢催化劑中的金屬在高固液比條件下的高效浸提。通過文獻調研發(fā)現,要獲得高效生物瀝浸,目前主要有兩種方法:一種是加入化學酸調控,通過外源化學酸加入控制生物瀝浸系統(tǒng) pH值穩(wěn)定于2.0以保證嗜酸菌群活性,可以實現較高固液比下廢電池、廢電路板的高效生物浸提,但大量化學酸的使用增加了生物瀝浸技術的安全風險和浸提成本,而且不能消除有毒物質的毒性效應[22-23];另一種是金屬催化,金屬催化生物瀝浸也可改善固廢的浸提效能,但高濃度 Ag+、Hg2+、Bi3+、Cu2+、Co2+的加入無疑大幅增加了浸提成本[24]。眾所周知,在硫化礦的生物瀝浸過程中,EPS介導瀝浸菌株與礦石的直接接觸是實現金屬高效浸提的條件[25]。近期,Wang等[26]的研究發(fā)現,在生物瀝浸體系中添加EPS可以提高廢鋰電池中Co的浸出,Wu等[27]也發(fā)現EPS是提高Li和Co回收率的一個因素。EPS除了能提高廢鋰電池的生物瀝浸,還在廢電路板的對生物浸出過程中發(fā)揮著深遠的作用[28]。但是,有關EPS在廢催化劑生物瀝浸中的作用和功能鮮有報道。

3 生物瀝浸過程EPS的研究

廢催化劑的生物瀝浸涉及固相、液相和微生物相的相互作用。EPS是微生物分泌的高分子聚合物,以保護細胞免受惡劣環(huán)境條件的影響[17],在幾乎所有微生物界面活動中都發(fā)揮著重要作用。EPS不僅有利于嗜酸菌在礦物表面的吸附,還能通過絡合作用富集礦物中的Fe3+[14],使礦物不斷氧化溶解。

3.1 EPS 的提取和分析方法

3.1.1 EPS的提取 EPS的提取方法是研究EPS的先決條件,本著高效、對細胞危害性小、對EPS無影響的原則,研究者們探究出了兩種提取EPS的方法,分別是物理提取和化學提取。

常用的物理提取方法有高速離心法、超聲法、超聲離心法、加熱法等[29-31],物理法提取的EPS更純凈,對細胞傷害性小,但是效率較低。在生物瀝浸研究中,研究者們利用不同物理方法提取微生物的EPS,Li和Wang以及Gehrke等[29]在研究中均采用了高速離心法分別提取Sulfobacillus thermosulfidooxidans和A.f.的EPS;Yu等[30]則選用了超聲離心法提取A.f.的EPS;在浮選尾礦的生物瀝浸研究中;Ye等[31]選用加熱法提取A.f.的EPS。

化學提取法則是利用化學試劑使EPS的大分子變?yōu)樗苄?從而被提取出來。常用的化學提取法有乙醇提取、EDTA提取、NaOH提取、Tris/HCl提取等?；瘜W法雖然可以使EPS的提取效率增大,但是化學試劑會污染提取的EPS,并對細胞有很大危害。在生物瀝浸研究中,很少有研究者選用化學法提取EPS。Yang和Zhang等[32]用EDTA 法分別提取了Geobacter和嗜熱嗜酸菌的EP;Govender和Gericke[33]選擇用乙醇提取EPS,并將其用于浮選研究;顧衛(wèi)華等[34]對比研究了NaOH法、EDTA法、離心法和超聲法提取A.f.的EPS的效果,發(fā)現超聲法不僅提取的EPS最多,而且對細菌的破壞最小。

綜上所述,物理提取法更適合生物瀝浸過程EPS的研究。

3.1.2 EPS的分析方法 EPS的分析方法主要分為兩大部分,一部分是化學定量分析,主要是對EPS中的蛋白質、多糖、糖醛酸進行定量,測定蛋白質含量的常用方法有考馬斯亮藍比色法、Bradford 法和Modified Lowry 法;測定多糖含量的常用方法有蒽酮比色法和苯酚-硫酸法;測定糖醛酸的方法有間羥基聯(lián)苯比色法、高效液相色譜法和咔唑-硫酸比色法。

在生物瀝浸的研究中,研究者通過先進的儀器設備觀察EPS 的結構、形態(tài)、分布等。掃描電鏡(SEM)、透射電鏡(TEM)、激光共聚焦顯微鏡(CLSM)常用于觀察EPS的分布以及其介導的菌株分布情況[35];傅里葉變換紅外光譜法(FTIR)常用于分析EPS的官能團,從而了解EPS 中有機物的種類及主要結構;還有研究者利用原子力顯微鏡(AFM)分析EPS介導菌株附著在礦物表面的粘附力;在近期的生物瀝浸研究中,三維熒光光譜(3DEEMs)深受研究者的青睞,3DEEMs 用于分析EPS中的有機組分(蛋白類物質和腐殖質類物質)的變化,這種方法簡便易操作、所需樣品量少、對樣品沒有破壞、靈敏度高,可以對EPS及組分進行定性和定量分析,能夠全面了解EPS特性。高景峰等[36]利用3DEEMs評價了EPS的不同提取方法,發(fā)現化學法提取不僅會破壞細胞,還會嚴重干擾EPS的3DEEMs分析。Fang等[37]、Li等[38]和Ye等[31]均利用3DEEMs分析了生物瀝浸過程中菌株EPS的變化特性。

3.2 EPS的組成及特性

EPS的主要成分為糖類、蛋白質、腐殖質和核酸。由于EPS的特殊組分,EPS基體具有吸附性、表面負電荷性、可生物降解性和親疏水性等。在生物瀝浸研究中,EPS的化學性質是多樣的,糖類、蛋白質、核酸、脂類和腐殖質在含量和性質上都有不同。Harneit等[39]研究A.f.、A.t.和嗜鐵鉤段螺旋菌(Leptospirillum ferriphilum,L.f.)的EPS的化學成分,研究發(fā)現,三種菌的EPS中含有中性糖、脂肪酸和糖醛酸,而且其成分隨菌種和培養(yǎng)基的改變而改變,只有生長在含有鐵離子的培養(yǎng)基或黃鐵礦的細胞的EPS中檢測到Fe3+,He等[40]的研究也證實這一結論,而且發(fā)現在黃鐵礦基質生長的菌株比以單質硫或七水硫酸亞鐵為生長基質的菌株產生更多的EPS。由此可見,EPS的組成、特性和產量受多種因素的影響,如培養(yǎng)基的組成、培養(yǎng)條件等。

以往對EPS的研究大多集中在礦物表面EPS的形成和化學表征,而EPS可認為是一個動態(tài)系統(tǒng),具有隨時間、環(huán)境變化的特性,在生物瀝浸過程中,隨著浸出時間、浸出條件的變化,瀝浸菌株的EPS也會發(fā)生變化。EPS的組成對浸出過程有影響,不同的組分在浸出過程中起著不同的作用。近期,Liao等[41]用單一菌株和混合菌株浸提金屬硫化尾礦,并研究了瀝浸過程EPS的變化,但并沒有分析EPS與金屬浸提的相關性。Fang等[37]的研究發(fā)現,溫度變化不會改變EPS的組成,但會影響EPS的產生,抑制瀝浸過程早期和中期的EPS產生,還發(fā)現EPS分泌量的增加會減弱溫度變化對礦物溶解的不利影響。Ye等[31]用A.f.浸提廢棄浮選尾礦,并分析了浸出過程EPS的變化,結果表明,EPS與金屬浸出行為高度相關。

目前,已有多個關于生物浸礦過程EPS的研究,但是廢催化劑與礦物有很大的區(qū)別,其對EPS的影響尚不清楚,而且還沒關于廢催化劑生物瀝浸過程中EPS的變化及金屬浸出相關性的研究。

3.3 EPS在生物瀝浸中的作用

EPS的基本功能是介導并聚集細胞粘附在固體表面形成絮凝體、生物膜,是生物膜的結構元素,不僅可以進行細胞識別,還為細胞提供保護屏障,保留水分以減少細胞脫水,為處于營養(yǎng)貧乏環(huán)境中生長的細胞提供二次代謝能源,另外,還可以吸附外源性有機化合物、無機離子,提高酶活性以及多糖與酶的相互作用[42]。EPS能增強細胞對由毒性或環(huán)境改變引起的應激,有助于保護細胞免受高濃度金屬、有機物等帶來的的毒性。通常,細胞暴露在有毒環(huán)境或存在其他脅迫時,會因應激反應產生EPS,例如,Teschke[43]報道了A.f.在干燥脅迫下產生大量EPS,分離的細菌沉積在硅襯底上產生了(250±150) nm厚的EPS層。

在生物浸礦研究中,EPS的存在被認為增強了生物浸出作用。多個研究確定了EPS在A.f.和L.f.從黃鐵礦中浸出Fe3+的兩個主要作用[14]:首先,EPS有利于瀝浸菌株附著在礦物表面;其次,EPS通過吸附作用使Fe3+在其中富集并形成絡合物,以此促進了礦物的氧化溶解。Yu等[30]的研究指出,雖然EPS介導的細菌粘附加速了黃銅礦的浸出,但是EPS也會導致生物浸出過程中黃銅礦表面的鈍化。由此可見,EPS促進細胞粘附并形成生物膜是增強生物瀝浸的一個重要因素,生物膜與固體表面的局部區(qū)域可能會產生氧化還原途徑,促進金屬基材之間的電子轉移。楊崇等[44]系統(tǒng)研究了嗜酸菌EPS促進廢電路板浸出的作用和機制,研究發(fā)現,模擬的EPS和實際提取的EPS都可以促進廢電路板中Cu的浸出。牛志睿等[45]將模擬的EPS和實際提取的EPS加入廢舊鋅錳電池的生物瀝浸體系中,發(fā)現了類似的促進效果。Xu等[28]發(fā)現模擬的EPS可以將Cu的浸出率提高11.7%,含精氨酸的模擬EPS得到的銅回收率最高,同時,在細胞生長對數期的早期添加模擬的EPS,Cu的浸出效率顯著提高。目前,還沒有關于EPS及其組分對廢催化劑中金屬的生物浸出影響的研究。

3.4 EPS的分子生物學研究

EPS作為生物瀝浸過程的重要物質,對EPS合成進行調控可能是影響生物浸出過程效率的重要途徑。因此,探索和利用EPS合成調控途徑以提高瀝浸菌株的浸出能力,對生物瀝浸的研究和應用提出了挑戰(zhàn)。Gao等[46]通過對A.f.進行基因調控,成功構建AfeI/R缺失和過表達的菌株,檢測AfeI/R對EPS合成和生物膜形成的調控作用,研究發(fā)現AfeI/R 群體感應(QS)系統(tǒng)對氧化亞鐵硫桿菌EPS的合成和生物膜形成具有調控作用,AfeI/R介導的EPS合成可影響細菌與底物的相互作用和生物浸出效率。這一研究為開發(fā)高效瀝浸菌株和調控浸出過程提供了新的思路。

組學研究已被用于生物瀝浸的研究中[47-48],其中,基因組學在研究瀝浸過程的生物多樣性和和功能代謝模型的發(fā)展方面是必不可少的;蛋白質組學主要用于研究分析微生物-礦物相互作用,包括抗銅性和生物膜的形成研究;代謝組學的應用則顯示了將代謝物用作工業(yè)生物標記物的巨大潛力。Vera等[49]首次對A.f.生物膜形成過程進行了高通量蛋白質組學研究;Martínez等[50]采用靶向和非靶向兩種分析方法對A.f.和A.t.的代謝物進行分析和檢測,在胞外代謝中檢測到某些氨基酸(如天門冬氨酸和谷氨酸),這些氨基酸會產生與生物膜合成有關的聚谷氨酸和聚天門冬氨酸,另外,他們在以硫磺為生長基質的A.t.胞內代謝物中檢測到大量的Sedopheptulose-7-phosphate和Dihydroxyacetone phosphate,這些物質與大型結構的形成有關,如參與生物膜合成的EPS。目前,在生物瀝浸研究中,與EPS相關的組學研究還是十分有限的。

4 結論與展望

我國廢催化劑總回收利用率低,很多回收價值高但污染嚴重的廢催化劑未得到處理,隨著工業(yè)的發(fā)展,我國廢催化劑的數量也逐年增加,生物浸出是一種可持續(xù)的從廢物中回收金屬的方法,有助于節(jié)約消耗的不可再生能源,減少溫室氣體排放,本文根據廢催化劑的研究現狀,綜述了以往發(fā)表的廢催化劑生物浸出領域的研究結果,研究發(fā)現EPS可以優(yōu)化生物浸出過程,但是目前的研究有限,未來關于EPS在生物浸出的相關研究還需要更多的關注。