邵馨萱,崔延超,褚会超,田炳阳,王佳,辛宝平

(1.北京建筑大学 环境与能源工程学院,北京 100044;2.鞍钢集团北京研究院,北京 102299;3.北京有色金属研究总院,北京 100088;4.北京理工大学 材料学院,北京 100081)

随着环境问题的日益突出,废催化剂的处理得到了广泛的关注。据统计,全世界每年产生的废催化剂有50～70万t,其中炼油废催化剂约占52%[1]。

石油精炼工业需要大量的催化剂来净化和精炼油,包括催化裂化、催化重整、加氢精制、加氢裂化、异构化、烷基化、叠合等过程中所用的催化剂[2]。催化裂化、催化重整、加氢精制催化剂为三种主要炼油催化剂。由于石油精炼过程产生的废催化剂中存在Ni、Cd、Cr、As、Pb等有毒重金属和可燃性有机污染物,其在2021年版《国家危险废物名录》[3]中被列为HW50型危险废物,不恰当的处置会给生态环境带来很大的危害[4]。除有毒重金属外,石油精炼废催化剂中还存在大量的Cu、Co、Mo、Zn等多种金属[5],含量远高于矿石中相应组分的含量,是名副其实的“人造矿石”,具有极高的回收价值[6],在“碳达峰”“碳中和”的发展趋势下,废催化剂进行资源循环利用是必然之选。

1 废催化剂的研究现状

填埋是废催化剂处理的常用方法,虽然这种方法简单、处理成本低,但是随着环境问题的日益突出,各国的环保标准越来越高,再加上土地资源稀缺,使得废催化剂越来越难以填埋处理。并且为了获得填埋许可,还需要对废催化剂进行预处理、封装、固化等,这增加了填埋成本,然而对失活催化剂进行再生和再利用,可以减少废催化剂的产生和催化剂的更换成本。例如,用于加氢处理的失活催化剂通常是通过控制相应条件使焦炭燃烧达到再生目的并重复使用[7],经过几次重复后,催化剂表面烧结使其不能再活化和重复使用。一般来说,由于热降解、相分离、相转换或金属沉积物堵塞活性位点而导致失活的催化剂不易被再活化,只能更换新的催化剂。

无论从环保角度还是经济角度进行分析,将废催化剂作为原材料用来生产其他有价值的产品是非常有吸引力的选择。近年来,研究者研究了利用FCC废催化剂生产混凝土水泥砂浆的可行性,研究结果表明,FCC废催化剂可作为砂的替代品[8],也可作为超细材料的来源,部分可替代水泥。FCC废催化剂还可用作沥青填料、生产砖石、生产陶瓷等。虽然可以将废催化剂用于制备新材料,但是废催化剂中含有多种高含量的有色金属和稀贵金属,若将其直接用于新材料的制备,无疑会造成部分资源浪费。

目前,从废催化剂中回收金属的研究已成为一个全球关注的研究热点[9]。迄今为止,从废催化剂中回收有价金属的方法主要有三种:火法冶金、湿法冶金和生物冶金。火法冶金(热处理)是在一定温度下去除碳和有机成分的常用方法,然而,这种方法不仅耗能高,还需要设置专门的设备用于净化产生的有毒气体。此外,在所有的金属回收方法中,火法冶金的回收率是最低的。相比之下,湿法冶金和生物冶金是回收废催化剂中金属最常用的途径,这两种方法均具有能耗低、金属回收率高等优点,目前已被广泛应用。

2 废催化剂的生物沥浸

生物沥浸是指微生物通过直接作用或其代谢物的间接作用,使固相材料中的目标金属溶释的过程[10],这个过程也称为生物浸出或生物湿法冶金。生物沥浸是在常温常压条件下浸提目标金属,具有经济、绿色、节能、安全的特点[11]。目前,生物冶金已被成功用于硫化矿中金属的浸提和回收。在20世纪90年代初,生物沥浸工艺初步应用于炼油厂废催化剂的回收,近年来,越来越多的研究者尝试将生物沥浸技术用于废催化剂中金属的浸提回收[10]。

2.1 生物沥浸菌株

生物沥浸过程中常用的微生物包括自养菌、异养菌和真菌[12]。因自养菌的生长不需要有机碳源,在生物沥浸中被广泛应用,而异养菌和真菌可以在较高的pH值(如碱性和耗酸材料)下使用。因嗜酸硫杆菌属细菌对高浓度金属的耐受性强,是废催化剂生物沥浸研究中应用最多且最重要的自养菌。这种菌株从还原性硫(硫化物、单质硫、硫代硫酸盐)的有氧氧化中获得代谢所需的能量。

在废催化剂的生物沥浸中,应用最广泛的是氧化硫硫杆菌(Acidthiobacillus thiooxidans,A.t.)和氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillus ferrooxidans,A.f.)[12],A.f.的代谢物可以在生物沥浸过程中作为间接反应的沥浸剂,溶解金属硫化物和氧化物。Mishra等[13]利用A.t.浸提加氢废催化剂中的有价金属,研究表明,经过7 d的沥浸,Mo、Ni和V的浸出率分别为46.3%,88.3%,94.8%。Kim等[14]利用A.f.浸提加氢废催化剂,经过14 d的沥浸,Ni、Al、Mo和V的浸出率分别为97%,59%,11%和27%。还有一些研究将A.f.和A.t.混合培养,用于回收废催化剂中的金属,结果表明,混合菌浸出的效果更佳。

此外,芽孢杆菌、黑曲霉属、单青霉属等真菌也可用于生物浸出过程。

2.2 生物沥浸机理

目前,自养菌介导的金属生物沥浸涉及三种机理:①直接接触机理;②间接非接触机理;③混合机理。在以往的研究中认为,在接触机理中,金属的溶释是直接通过微生物酶解矿石导致的,但目前发现,这种溶释是通过微生物产生的Fe3+导致的,类似于非接触机制[15]。

在接触机制中,沥浸菌株在EPS的作用下附着在固体(能源底物/矿石/固废),EPS填充了细菌外膜与固体表面之间的空间,沥浸菌株附着在固体的边缘、缺陷处和裂缝上,EPS中包含Fe3+葡萄糖醛酸络合物,该络合物中的Fe3+通过接受电子被还原为Fe2+,然后,Fe2+向细胞外膜扩散,在细胞色素(Cyc2)的催化下,通过铜蓝蛋白(Rus)和细胞色素(Cyc1)以及细胞色素氧化酶(Cox)将电子转移到氧气中,Fe2+再氧化为Fe3+,葡萄糖醛酸则从溶液中络合新的Fe3+,Fe3+葡萄糖醛酸络合物从黄铁矿中得到电子后,黄铁矿中的硫和金属分别以硫代硫酸盐和金属阳离子的形式溶释出来[16]。

与直接接触机理不同的是,间接非接触机理不存在沥浸菌株与固体的接触,生物沥浸过程由沥浸菌株的代谢产物通过酸溶、氧化还原、络合等作用将金属溶释[17]。

混合机理指的是在生物沥浸过程中,金属在直接接触机制和间接机制的共同作用下被浸提[18]。目前,在废催化剂的生物沥浸研究中,与废催化剂中金属生物沥浸机理相关的研究还是十分有限的。近几年,Qian等[19]利用混合沥浸菌株浸提HDS废催化剂中的Mo和Co,并初步探究了Mo和Co的溶释机理,同年,Niu等[20]研究了A.t.间接浸提SCR废催化剂中金属As的机理。

2.3 废催化剂生物沥浸面临的问题

目前,研究者主要集中废催化剂生物沥浸过程中的浸出率、浸出条件、动力学等方面的研究[21]。但是,在目前的研究中,无论是使用单一菌株还是混合菌株,浸出过程的固液比都很低[11-21],而且金属的浸出率不高,生物沥浸技术在废催化剂中的应用面临处理能力低、处理成本高的问题,这不利于生物沥浸技术的实际应用。废催化剂中碱性物质含量高,在生物沥浸过程中会消耗大量的H+,使生物沥浸体系的pH处于较高水平[15],不利于沥浸菌株的生长和活性,更为严重的是,废催化剂中含有对沥浸菌株高毒的有机、无机物质,随着金属的溶释,这些毒性物质也进入生物沥浸系统,不利于沥浸菌株的生长和沥浸过程的进行。

为了解决废催化剂生物沥浸研究中存在的这一问题,急需研究一种普适而有效的方法,以实现废催化剂中的金属在高固液比条件下的高效浸提。通过文献调研发现,要获得高效生物沥浸,目前主要有两种方法:一种是加入化学酸调控,通过外源化学酸加入控制生物沥浸系统 pH值稳定于2.0以保证嗜酸菌群活性,可以实现较高固液比下废电池、废电路板的高效生物浸提,但大量化学酸的使用增加了生物沥浸技术的安全风险和浸提成本,而且不能消除有毒物质的毒性效应[22-23];另一种是金属催化,金属催化生物沥浸也可改善固废的浸提效能,但高浓度 Ag+、Hg2+、Bi3+、Cu2+、Co2+的加入无疑大幅增加了浸提成本[24]。众所周知,在硫化矿的生物沥浸过程中,EPS介导沥浸菌株与矿石的直接接触是实现金属高效浸提的条件[25]。近期,Wang等[26]的研究发现,在生物沥浸体系中添加EPS可以提高废锂电池中Co的浸出,Wu等[27]也发现EPS是提高Li和Co回收率的一个因素。EPS除了能提高废锂电池的生物沥浸,还在废电路板的对生物浸出过程中发挥着深远的作用[28]。但是,有关EPS在废催化剂生物沥浸中的作用和功能鲜有报道。

3 生物沥浸过程EPS的研究

废催化剂的生物沥浸涉及固相、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,以保护细胞免受恶劣环境条件的影响[17],在几乎所有微生物界面活动中都发挥着重要作用。EPS不仅有利于嗜酸菌在矿物表面的吸附,还能通过络合作用富集矿物中的Fe3+[14],使矿物不断氧化溶解。

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的先决条件,本着高效、对细胞危害性小、对EPS无影响的原则,研究者们探究出了两种提取EPS的方法,分别是物理提取和化学提取。

常用的物理提取方法有高速离心法、超声法、超声离心法、加热法等[29-31],物理法提取的EPS更纯净,对细胞伤害性小,但是效率较低。在生物沥浸研究中,研究者们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离心法分别提取Sulfobacillus thermosulfidooxidans和A.f.的EPS;Yu等[30]则选用了超声离心法提取A.f.的EPS;在浮选尾矿的生物沥浸研究中;Ye等[31]选用加热法提取A.f.的EPS。

化学提取法则是利用化学试剂使EPS的大分子变为水溶性,从而被提取出来。常用的化学提取法有乙醇提取、EDTA提取、NaOH提取、Tris/HCl提取等。化学法虽然可以使EPS的提取效率增大,但是化学试剂会污染提取的EPS,并对细胞有很大危害。在生物沥浸研究中,很少有研究者选用化学法提取EPS。Yang和Zhang等[32]用EDTA 法分别提取了Geobacter和嗜热嗜酸菌的EP;Govender和Gericke[33]选择用乙醇提取EPS,并将其用于浮选研究;顾卫华等[34]对比研究了NaOH法、EDTA法、离心法和超声法提取A.f.的EPS的效果,发现超声法不仅提取的EPS最多,而且对细菌的破坏最小。

综上所述,物理提取法更适合生物沥浸过程EPS的研究。

3.1.2 EPS的分析方法 EPS的分析方法主要分为两大部分,一部分是化学定量分析,主要是对EPS中的蛋白质、多糖、糖醛酸进行定量,测定蛋白质含量的常用方法有考马斯亮蓝比色法、Bradford 法和Modified Lowry 法;测定多糖含量的常用方法有蒽酮比色法和苯酚-硫酸法;测定糖醛酸的方法有间羟基联苯比色法、高效液相色谱法和咔唑-硫酸比色法。

在生物沥浸的研究中,研究者通过先进的仪器设备观察EPS 的结构、形态、分布等。扫描电镜(SEM)、透射电镜(TEM)、激光共聚焦显微镜(CLSM)常用于观察EPS的分布以及其介导的菌株分布情况[35];傅里叶变换红外光谱法(FTIR)常用于分析EPS的官能团,从而了解EPS 中有机物的种类及主要结构;还有研究者利用原子力显微镜(AFM)分析EPS介导菌株附着在矿物表面的粘附力;在近期的生物沥浸研究中,三维荧光光谱(3DEEMs)深受研究者的青睐,3DEEMs 用于分析EPS中的有机组分(蛋白类物质和腐殖质类物质)的变化,这种方法简便易操作、所需样品量少、对样品没有破坏、灵敏度高,可以对EPS及组分进行定性和定量分析,能够全面了解EPS特性。高景峰等[36]利用3DEEMs评价了EPS的不同提取方法,发现化学法提取不仅会破坏细胞,还会严重干扰EPS的3DEEMs分析。Fang等[37]、Li等[38]和Ye等[31]均利用3DEEMs分析了生物沥浸过程中菌株EPS的变化特性。

3.2 EPS的组成及特性

EPS的主要成分为糖类、蛋白质、腐殖质和核酸。由于EPS的特殊组分,EPS基体具有吸附性、表面负电荷性、可生物降解性和亲疏水性等。在生物沥浸研究中,EPS的化学性质是多样的,糖类、蛋白质、核酸、脂类和腐殖质在含量和性质上都有不同。Harneit等[39]研究A.f.、A.t.和嗜铁钩段螺旋菌(Leptospirillum ferriphilum,L.f.)的EPS的化学成分,研究发现,三种菌的EPS中含有中性糖、脂肪酸和糖醛酸,而且其成分随菌种和培养基的改变而改变,只有生长在含有铁离子的培养基或黄铁矿的细胞的EPS中检测到Fe3+,He等[40]的研究也证实这一结论,而且发现在黄铁矿基质生长的菌株比以单质硫或七水硫酸亚铁为生长基质的菌株产生更多的EPS。由此可见,EPS的组成、特性和产量受多种因素的影响,如培养基的组成、培养条件等。

以往对EPS的研究大多集中在矿物表面EPS的形成和化学表征,而EPS可认为是一个动态系统,具有随时间、环境变化的特性,在生物沥浸过程中,随着浸出时间、浸出条件的变化,沥浸菌株的EPS也会发生变化。EPS的组成对浸出过程有影响,不同的组分在浸出过程中起着不同的作用。近期,Liao等[41]用单一菌株和混合菌株浸提金属硫化尾矿,并研究了沥浸过程EPS的变化,但并没有分析EPS与金属浸提的相关性。Fang等[37]的研究发现,温度变化不会改变EPS的组成,但会影响EPS的产生,抑制沥浸过程早期和中期的EPS产生,还发现EPS分泌量的增加会减弱温度变化对矿物溶解的不利影响。Ye等[31]用A.f.浸提废弃浮选尾矿,并分析了浸出过程EPS的变化,结果表明,EPS与金属浸出行为高度相关。

目前,已有多个关于生物浸矿过程EPS的研究,但是废催化剂与矿物有很大的区别,其对EPS的影响尚不清楚,而且还没关于废催化剂生物沥浸过程中EPS的变化及金属浸出相关性的研究。

3.3 EPS在生物沥浸中的作用

EPS的基本功能是介导并聚集细胞粘附在固体表面形成絮凝体、生物膜,是生物膜的结构元素,不仅可以进行细胞识别,还为细胞提供保护屏障,保留水分以减少细胞脱水,为处于营养贫乏环境中生长的细胞提供二次代谢能源,另外,还可以吸附外源性有机化合物、无机离子,提高酶活性以及多糖与酶的相互作用[42]。EPS能增强细胞对由毒性或环境改变引起的应激,有助于保护细胞免受高浓度金属、有机物等带来的的毒性。通常,细胞暴露在有毒环境或存在其他胁迫时,会因应激反应产生EPS,例如,Teschke[43]报道了A.f.在干燥胁迫下产生大量EPS,分离的细菌沉积在硅衬底上产生了(250±150) nm厚的EPS层。

在生物浸矿研究中,EPS的存在被认为增强了生物浸出作用。多个研究确定了EPS在A.f.和L.f.从黄铁矿中浸出Fe3+的两个主要作用[14]:首先,EPS有利于沥浸菌株附着在矿物表面;其次,EPS通过吸附作用使Fe3+在其中富集并形成络合物,以此促进了矿物的氧化溶解。Yu等[30]的研究指出,虽然EPS介导的细菌粘附加速了黄铜矿的浸出,但是EPS也会导致生物浸出过程中黄铜矿表面的钝化。由此可见,EPS促进细胞粘附并形成生物膜是增强生物沥浸的一个重要因素,生物膜与固体表面的局部区域可能会产生氧化还原途径,促进金属基材之间的电子转移。杨崇等[44]系统研究了嗜酸菌EPS促进废电路板浸出的作用和机制,研究发现,模拟的EPS和实际提取的EPS都可以促进废电路板中Cu的浸出。牛志睿等[45]将模拟的EPS和实际提取的EPS加入废旧锌锰电池的生物沥浸体系中,发现了类似的促进效果。Xu等[28]发现模拟的EPS可以将Cu的浸出率提高11.7%,含精氨酸的模拟EPS得到的铜回收率最高,同时,在细胞生长对数期的早期添加模拟的EPS,Cu的浸出效率显著提高。目前,还没有关于EPS及其组分对废催化剂中金属的生物浸出影响的研究。

3.4 EPS的分子生物学研究

EPS作为生物沥浸过程的重要物质,对EPS合成进行调控可能是影响生物浸出过程效率的重要途径。因此,探索和利用EPS合成调控途径以提高沥浸菌株的浸出能力,对生物沥浸的研究和应用提出了挑战。Gao等[46]通过对A.f.进行基因调控,成功构建AfeI/R缺失和过表达的菌株,检测AfeI/R对EPS合成和生物膜形成的调控作用,研究发现AfeI/R 群体感应(QS)系统对氧化亚铁硫杆菌EPS的合成和生物膜形成具有调控作用,AfeI/R介导的EPS合成可影响细菌与底物的相互作用和生物浸出效率。这一研究为开发高效沥浸菌株和调控浸出过程提供了新的思路。

组学研究已被用于生物沥浸的研究中[47-48],其中,基因组学在研究沥浸过程的生物多样性和和功能代谢模型的发展方面是必不可少的;蛋白质组学主要用于研究分析微生物-矿物相互作用,包括抗铜性和生物膜的形成研究;代谢组学的应用则显示了将代谢物用作工业生物标记物的巨大潜力。Vera等[49]首次对A.f.生物膜形成过程进行了高通量蛋白质组学研究;Martínez等[50]采用靶向和非靶向两种分析方法对A.f.和A.t.的代谢物进行分析和检测,在胞外代谢中检测到某些氨基酸(如天门冬氨酸和谷氨酸),这些氨基酸会产生与生物膜合成有关的聚谷氨酸和聚天门冬氨酸,另外,他们在以硫磺为生长基质的A.t.胞内代谢物中检测到大量的Sedopheptulose-7-phosphate和Dihydroxyacetone phosphate,这些物质与大型结构的形成有关,如参与生物膜合成的EPS。目前,在生物沥浸研究中,与EPS相关的组学研究还是十分有限的。

4 结论与展望

我国废催化剂总回收利用率低,很多回收价值高但污染严重的废催化剂未得到处理,随着工业的发展,我国废催化剂的数量也逐年增加,生物浸出是一种可持续的从废物中回收金属的方法,有助于节约消耗的不可再生能源,减少温室气体排放,本文根据废催化剂的研究现状,综述了以往发表的废催化剂生物浸出领域的研究结果,研究发现EPS可以优化生物浸出过程,但是目前的研究有限,未来关于EPS在生物浸出的相关研究还需要更多的关注。