译文-从固体废物中用酸浸出铜、钢及循环再利用

1、从固体废物中用酸浸出铜、钢及循环再利用摘要：这项工作的目的是评估从固体废物的废液中生物浸出金属和副产品铜、钢及循环再造的可行性，浸出实验是在25°C的条件下摇动烧瓶内矿物盐培养基接种的铁和硫氧化嗜酸菌，在实验中测试的接种物、pH值、补充二价铁和硫、氯化钠和废材料的类型的影响，金属增溶主要是通过硫氧化菌的形成硫酸进行酸侵蚀而实现，此外亚铁离子和氯离子没有加强金属增溶的作用。关键词：生物浸出，嗜酸菌，铜浸出，冶炼废渣，转炉污泥，电子废料，金属废料。1. 简介固体废物流的采矿和冶金、能源生产和回收行业可能含有相对较高的金属,如果释放到环境是有害的，这些废液可以视为潜在有价值的金属的来源。一

2、般来说，金属材料从固体废物水溶性金属材料与强酸化学浸出过程。然而，这些方法是只有当可回收金属出现在相对较高的水平才比较经济实用，生物浸出可能是当固体废料中含有的具有价值的金属相对较少并且很难处理或治理时的一种方法。从硫化物矿物中生物浸出是一种间接地过程，三价铁离子和酸性溶液中的氧是金属硫化物浸出的氧化剂。二价铁，元素硫和其它还原态的硫形成在这些反应并被氧化成Fe3+和硫酸盐。因此微生物的作用是生产硫酸和再生Fe3 +中浸出的金属硫化物(表示为M和M2 +)。MS2+2Fe3+M2+2Fe2+S0 (1)2Fe2+0.5O2+2H+2Fe3+H2O (2)S0+1.5O2+H2OSO42+2H+

3、 (3)MS2+2O2M2+ SO42+ (4)工业固体废物材料与三价铁为核心作用的生物浸出可能不可行,因为金属存在主要是氧化物、碳酸盐和硅酸盐,而非硫化物。根据反应(3),这些物料中的金属氧化物可通过氧化硫硫杆菌和其他的硫氧化嗜酸菌生成硫酸浸出。在目前的研究中，从固体废物材料金属的增溶用嗜酸铁和硫氧化培养物进行评估。这是一个初步的研究筛选的废料进行生物浸出的适宜性并测试金属在摇瓶实验的增溶的实验。表1样本材料的化学成分（干重）样本成分（）FeCuNiZnCoPbSC终渣40.70.350.081.70.050.080.190.09转炉污泥60.20.020.021.70.010.090.06

4、0.78电子废料1.0170.080.79a4.0a 没有分析2. 材料和方法2.1材料特性三种不同的含金属的固体废物的样品在本研究中测试：铜冶炼、钢铁生产转炉污泥和回收行业的电子废料的终渣。样本子采样使用分割分配器和旋转分配器获得分析和生物浸出研究代表性样本，使用电感耦合等离子体原子发射光谱它们的化学组成测定并总结于表1。用X射线衍射测定材料的矿物成分。最终冶炼厂矿渣主要由铁橄榄石（FeSiO4），方解石（CaCO3）和铬铁矿（FeCr2O4）并且转炉污泥含有铬铁矿,方解石、磁铁矿(Fe3O4)和铁氧化物(Fe2O3)。大部分的金属在电子废金属的是以化合物的形式存在。最终炉渣和转炉污泥样品冷

5、冻干燥和电子废料地通过使用环磨机研磨,用饱和氯化钠溶液与重蒸馏的水冲洗，并干燥。2.2浸出试验样品评估在250毫升的浸出厄伦美厄烧瓶内包含200毫升矿物盐介质(MSM),微量元素和1%或10%（重量/体积）固体；在培养基中接种（10体积/体积）与混合培养，从硫化矿矿场富集并含有嗜酸菌和钩端螺旋体菌。用硫酸将pH调节至pH1.5，1.0或0.5。培养物补充无菌硫（1重量/体积）和/或硫酸亚铁（4.5克/升的Fe2+）。在一些实验中，5克/升的NaCl加入到该介质以测试金属氯化物浸出增强，氯离子对细菌的硫和铁的氧化可能的抑制作用分别进行测试。各试验的对照试验和化学浸出试验都是在pH为0.5的ddH

6、2O中进行的，显微镜观察结果，以确保未接种控制不育。所有培养环境都是25和150转。采集标本间隔分析酸碱度和氧化还原电位和测量价和溶解的金属。2.3抑制实验对固体废物的样品（10重量/体积）振摇在MSM微量元素（pH为1.0）渗滤液对细菌活性的可能抑制效果进行三天的测试，悬浮液用0.45微米的滤膜过滤，并辅以Fe2+和S。图1 改变pH值随时间的修正的，用1的最终渣（A和B）和1的污泥转换器（C和D）的摇瓶培养物。（初始pH= 1.5，除非另有说明，竖线表示标准偏差）将滤液接种（10体积/体积）的混合培养试验和亚铁和硫的氧化进行监测以上孵化的随后时间过程。渗滤液样品的存在决定铁和硫氧化速率。2

7、.4分析步骤样品被间隔和筛选 (0.45µm) 的化学分析。使用 3500-Fe APHA 标准比色法的邻菲罗啉法测定亚铁浓度。原子吸收光谱法测定溶解金属浓度 (铜、 镍、 铁、 锌)。Ph 值衡量使用 WTW 315i pH 计和氧化还原电位使用汉密尔顿 Pt ORP 铂电极。2.5分子生物学研究的混合培养混合培养的特点是聚合酶链反应(PCR)、变性梯度凝胶电泳(DGGE) 紧接16S rRNA 基因的部分序列。总基因组DNA提取样品使用酚氯仿提取协议。从纯化提取物16S rRNA基因进行扩增和测序如前面所述。扩增的片段被解决了DGGE和测序，由爆破分析使用基因数据库(NCBI 网

8、站)标识。3. 试验结果3.1硫氧化在转炉污泥和终渣悬浮在硫的pH值下降的补充培养物（图1），这表明硫氧化。在未接种的对照烧瓶的pH略有增加，这表明在样品中的碱性成分的溶解。pH值在pH1-1.5并不影响生物氧化的硫。硫的氧化是可以忽略不计，在pH值为0.5。加入氯化钠（5克/升）的没有影响的硫氧化。3.2铁氧化铁的氧化是通过测定随时间的变化Fe2+的浓度和监测氧化还原电势得变化（图2和3）。将培养接收4.5克/升Fe2+的，但最后的炉渣和转炉污泥样品也含有相对高含量的铁将其溶解为Fe2+的。4.5克/升Fe2+的在21天内铁的氧化是相对慢的。在这些条件（图2）下，pH值在pH1-1.5时没有

9、影响铁的氧化。在pH为0.5时，用10w / v的固体，铁的氧化被部分抑制。加入氯化钠（5克/升）时未增强金属增溶或抑制铁氧化。3.3金属浸出从在试验培养最终炉渣和转炉污泥样品金属增溶的结果总结于表2中，pH值下降后10 - 20天的接触(图1), 当生物硫氧化酸生产变得更快比酸耗的材料。在 ph 值为1.0和0.5辅以S0培养取得了最高的金属回收率。金属的增溶作用主要是通过酸侵蚀由于在单质硫细菌氧化形成的硫酸实现的，由于低pH值溶解的金属的沉淀不明显。同等金属的产量，观察化学浸出试验，但这些有较高的酸消耗量相比，其产生的硫酸从添加了硫的生物浸出。额外的Fe2+或氯化钠并没有增加总的增溶金属。

10、最终炉渣和转炉污泥样品中的金属是目前主要以氧化物和它们的增溶不涉及氧化还原反应。3.4抑制从单独的抑制试验的结果表明，最终炉渣比转炉污泥Fe2+的氧化率更快，铁（4.5克/升的Fe2+）的氧化最终炉渣的为7天和转炉污泥为14天，无论是物质抑制还是生物硫氧化条件下抑制测试，然而，在 10%矿浆浓度的金属增溶下跌两种类型的固体的相对收益率。与 1%矿浆浓度的实验，固体含有抑制性物质越来越多地被溶化在10%的矿浆浓度。pH值提高到3.0，其中，尽管没有抑制以铁和硫氧化嗜酸，这可能具有降低的溶解的金属中的溶解度。电子废料的酸消耗,溶液的pH值必须反复调整pH值保持在目标值附近。pH值波动(图4)和溶解

11、金属的溶解性影响(表3)。该结果还表明，在电子废料抑制硫氧化（图5）。可能的原因这种观察可以是有机溶剂残留存在于材料中。表2 收益率的金属溶液化的转炉污泥和最后渣样品(纸浆密度1%,除非另有说明)实验条件培养时间（天）转炉污泥浸出%从终渣浸出%ZnFeZnFeCuNi接种；pH1.542111126298853接种,铁，硫，pH1.54214NAa63NA100100接种，铁，pH1.54215NA35NA9575接种,硫，pH1.542363264100100100无菌控制,pH1.542171530279452接种,铁，硫，固体体%,pH1.57910NA12NA4519接种，铁，硫，5g

12、/L NaCl,pH1.57935NA52NA100100接种，铁，硫，pH1.07948NA44NA84100接种，铁，硫，pH0.579100NA63NA100100抑制，铁，硫，pH1.57915NA33NA10087抑制，铁，硫，pH0.57997NA70NA100100化学浸出的双蒸水; pH 0.5a22899255698187a NA=不适用由于Fe2+的添加图4. pH值的变化随着时间的推移摇瓶培养修订，电子废弃物1。补充有铁和S A.接种培养物;初始pH=1.5，B.接种培养物测试了各种修正在初始pH=1.5，除非另有说明。无菌对照也示（竖线表示标准偏差）。4. 探讨结果表明

13、，由于酸侵蚀金属可以从固体废物材料再磨和增溶；如以前所报告，在这项研究中酸的形成是通过生物氧化硫，最终炉渣和转炉污泥样品根据测试条件金属增溶的产量为平均30-80。在pH值为 1.0 和 0.5 辅以 S0 时取得了最高的金属回收率，而收益率较低的转炉污泥样品的铜和镍几乎完全溶解。得出的结论是最终炉渣样品不含有抑制性物质和金属含量较高相比于转换器的污泥。高浓度的三价铁或铁氧化物/氢氧化物在转炉污泥可以促进黄钾铁矾的形成，这种铁(III) 羟基硫酸盐沉淀物形成活性表面,形成扩散障碍,减缓通量的反应物和产物。例如米什拉等人报告说，三价铁沉淀在浸出介质其他金属，形成金属配合物和有效地防止锂离子电池的

14、金属增溶。元素硫是已知的矿物表面形成钝化层,从而导致缓慢的金属浸出率尤其是在黄铜矿，不同的催化剂如氯离子可以促进多孔晶体的形成硫层而不是钝化隐晶或无定形硫,因此提高金属浸出。然而,在这项研究中,氯离子没有增强金属溶液化。与以往的研究相比，各种含金属固体废物材料的金属浸出率缓慢；终渣和转炉污泥样品各自研磨成<20微米和<60微米大小的部分。根据Nemati和Harrison，减小的黄铁矿的粒径为<25的微米可以对细胞的活性产生不利影响，但是这当然也依赖于矿浆密度和其它具体的实验条件。在本研究中，它是抑制的不可能评估是否是抑制的有效而造成小粒子大小类似的解释。此外，高金属含量可以

15、抑制生物硫和铁氧化，但这是一个不太可能的情况， 因为Acidithiobacilli和Leptospirilli一般都被证明是高得多的浓度的金属在这项工作中。培养环境越来越高的金属浓度可以缓解由于金属抑制的问题，尽管在该研究中没有解决，就可以设计浸出两个步骤，其中硫，铁的生物氧化从接触浸出过程分离。表3金属增溶从电子废料64天后浸出的（材料内容1，除非另有说明）实验条件从电子废料样品的金属浸出ZnFeCu接种，pH 1.541-a30接种，铁，硫，pH 1.562NAb24接种，铁，pH 1.540NA21接种，硫，pH 1.540-21无菌控制，pH 1.571-25接种,铁，硫，固体体%,

16、pH 1.580NA15接种，铁，硫，5g/L NaCl,pH 1.5100NA22接种，铁，硫，pH 1.064NA23接种，铁，硫，pH 0.559NA30抑制，铁，硫，pH 1.578NA20抑制，铁，硫，pH 0.562NA23化学浸出的双蒸水; pH 0.5c53-20a大的变化bNA=由于铁的补充不适用c 22天从以前的研究结果表明，补充亚铁增加了从各种工业废料金属浸出的产率。在这项研究中，但是，另外的Fe2+和其氧化成Fe3+的没有加强金属增溶。补充Fe2+的仅充当细菌在浸出过程的电子供体。Fe2+的至Fe3+的氧化没有增加增溶，因为从固体金属的溶解不是氧化还原反应。从电子废料通过生物浸出的金属增溶已先前报道，在这项研究中，电子废料被发现抑制硫和铁的氧化，这可能是由于有机溶剂残余物存在于材料中。伊利等人生物浸出试验之前使用饱和的氯化钠溶液洗涤固体废物材料，为了消除抑制影响溶剂残留,如碳氢化合物和其他有机化合物。然而，在此过程中抑制成分未完全除去，以前，电子废弃物的毒性作