生物脱硫（共8篇）
生物脱硫 篇1
我国是一个能源生产、消费大国, 特别是对电力需求增长更快。巨大的电力需求带来大量动力煤的消耗, 燃煤发电厂烟气中大量废气排入大气, 形成酸雨等有害物质, 对环境产生严重影响。根据环境状况评估报告, 我国煤炭排放的二氧化硫已经连续多年超过2000万吨, 居世界首位。二氧化硫使我国的酸雨污染逐年加重, 酸雨面积不断扩大, 每年酸雨和二氧化硫污染造成农作物、森林和人体健康等方面的经济损失约为1100多亿元, 已接近当年国民生产总值的2%, 成为制约社会、经济进一步发展的重大问题。
燃煤火电厂的二氧化硫排放量约占全国总排放量的40%, 为遏制酸雨污染的进一步发展, 国家颁发了《火电厂大气污染物排放标准》 (GB13223-1996) , 出台了一系列促进火电厂二氧化硫控制的法律、法规和政策, 并采用多种措施加快二氧化硫治理。脱硫技术种类繁多, 国内外工业应用较为广泛的只有十几种, 对脱硫技术的全面了解是选择脱硫技术的关键所在。本文挑选6种典型的、具有代表性的烟气脱硫技术, 对其做比较深入的分析, 为业主选择适合自己条件的脱硫技提供参考。
1、常规脱硫技术
1.1 石灰石/石灰—石膏湿法
石灰石/石灰—石膏湿法是当今世界最成熟、使用最为广泛的烟气脱硫技术。
除尘后的锅炉烟气经增压风机增压, 通过气-气热交换器交换热量降温后从底部进入脱硫塔, 与石灰石浆液发生反应, 除去烟气中的SO2。净化后的烟气经除雾器除去烟气中携带的液滴, 通过气-气热交换器升温后从烟囱排出。反应生成物CaSO3进入脱硫塔底部的浆液池, 被通过增氧风机鼓入的空气强制氧化, 生成CaSO4, 继而生成石膏。为了使生成的石膏不断排出, 新鲜的石灰石/石灰浆液需连续补充, 才能得到纯度较高的石膏。
1.2 旋转喷雾干燥法
此方法也是一种应用较多的烟气脱硫方法。
经破碎后石灰在消化池中经消化后, 与再循环脱硫副产物和部分煤灰混合, 制成混合浆液, 经浆液泵升压送入旋转喷雾器, 经雾化后在塔内均匀分散。一般雾粒直径要求小于100μm。热烟气从塔顶切向进入烟气分配器, 同时与雾滴顺流而下。雾滴在蒸发干燥的同时发生化学反应吸收烟气中的SO2。净化后的烟气经除尘器除尘后从烟囱排出, 脱硫后固体产物大部分从脱硫塔底部排出。为了提高脱硫剂利用率, 脱硫塔底部排出的灰渣和除尘器收集的飞灰一部分再循环使用, 一部分抛弃。
塔内吸收剂雾滴经恒速干燥阶段和降速干燥阶段。在反应开始阶段, 吸收浆液雾滴存在较大的自由液体表面, 液滴内部分子处于自由运动状态, 水分由液滴内部很容易移到液滴表面, 补充表面失去的水分, 以保持表面饱和, 蒸发速度仅受热量传递到液体表面的速度控制, 单位面积的液滴蒸发速度大且恒定。随着蒸发继续进行, 雾滴表面的自由水分减少, 内部粒子间的距离减小。当液滴表面出现固体时, 蒸发受到水分限制, 开始降速干燥阶段。在脱硫剂液滴蒸发完成后, 液相反应停止, 气固反应继续进行, 但反应速度减慢。因此要求液滴干燥不能太快, 否则液相反应时间缩短, 降低脱硫效率;但干燥时间过长会导致液滴撞到塔壁即粘壁沉积, 降低脱硫剂的利用率。
1.3 炉内喷钙尾部增湿活化法
用空气将石灰石粉喷入锅炉炉膛850～1250℃区域, 由于反应在气固两相间进行, 速度较慢, 脱硫剂利用率低。CaSO3、CaSO4、飞灰和未反应的脱硫剂随烟气进入活化反应器, 把炉内未反应完的Ca O通过雾化水活化成在低温条件下活性很高的Ca (OH) 2, 然后与烟气中剩余的SO2反应, 净化后的烟气从塔底排出。为了防止低温腐蚀, 在活化器和除尘器之间增加烟气再热装置, 然后经过除尘器从烟囱排出。在活化器内大颗粒物料会落在底部, 由收料机收集后加到活化器前的垂直烟道中进行再循环。除尘器收集来的脱硫副产物和飞灰的混合物由气力输送装置集中送到灰库, 灰库出灰的一部分通过风机送去再循环, 以提高脱硫剂的利用率, 剩余的可做筑路或建筑材料。
1.4 烟气循环流化床脱硫技术
锅炉排出的未经除尘或经除尘后的烟气从脱硫塔底部进入, 脱硫塔下部为一文丘利管, 烟气在喉部得到加速, 在渐扩段与加入的消石灰粉和喷入的雾化水剧烈混合, Ca (OH) 2和烟气中的SO2、SO3、HCl和H F等发生化学反应, 生成C a S O3、C a S O4、Ca Cl2、Ca F2等。同时烟气中有CO2存在, 还会消耗一部分Ca (OH) 2生成CaCO3。净化后的烟气在脱硫塔出口烟尘质量浓度高达1000g/m3, 进入除尘器前先经过一个百叶窗式分离器, 该百叶窗式分离器的除尘效率为50%左右。经静电除尘后的烟气温度在70～75℃, 不必再热, 可直接从烟囱排出。从百叶窗分离器及静电除尘器下部捕集的干灰, 一部分送回循环脱硫塔的再循环灰入口, 另一部分送至灰库。
在脱硫塔底部设计喉部段是为了使气流在整个容器内达到合理分布, 气流首先在文丘利管喉部被加速, 而再循环物料、新鲜的Ca (OH) 2粉和增湿水均从渐扩段加入, 和烟气充分混合后进入脱硫塔柱形段并进行热量交换和化学反应。烟气在脱硫塔内的停留时间为3s左右, 通过固体物料的多次循环, 脱硫剂在塔内的停留时间长达30min, 极大地提高了脱硫剂的利用率和脱硫效率。
1.5 荷电干式吸收剂喷射脱硫技术
荷电干式吸收剂荷电喷射脱硫系统主要包括一个吸收剂喷射单元, 一个吸收剂给料单元及SO2监测器和计算机控制系统。主要设备有预除尘装置、吸收剂给料装置、高压电源、喷枪主体和过滤分离装置。熟石灰吸收剂以高速流过喷射单元产生的高压静电电晕充电区 (电压一般为45～70k V) , 使吸收剂得到强大的静电荷 (通常是负电荷) 。由于吸收剂带同种电荷, 因而相互排斥, 很快在烟气中扩散, 形成均匀的悬浮状态, 使每个吸收剂粒子的表面都充分暴露在烟气中, 与SO2的反应机会大大增加, 从而提高了脱硫效率。并且荷电吸收剂粒子的活性大大提高, 降低了同SO2完全反应所需的滞留时间, 一般在2s中左右即可完成化学反应。脱硫反应产物、未反应完的吸收剂及烟气中的飞灰进入电除尘器净化, 捕集后送往灰场, 净化后的烟气由引风机引出经烟囱排出。
除提高吸收剂化学反应成效外, 荷电干式吸收剂喷射系统对小颗粒 (亚微米级) 粉尘的清除效率也很有帮助, 带电的吸收剂粒子把小颗粒吸附在自己表面, 形成较大颗粒, 提高了烟气中尘粒的平均粒径, 这样就提高了相应除尘设备对亚微米级颗粒的去除效率。
1.6 电子束照射烟气脱硫技术
电子束照射烟气脱硫系统主要由电子束系统、冷却塔、副产品收集系统构成。设备主要有直流高压电源、电子加速器、窗箔冷却器、静电除尘器及袋式过滤器。影响脱硫效果的主要因素有热化学反应、反应器内烟气温度、烟气含水量、NH3的添加量及电子束辐照剂量。热化学反应对SO2总脱除率贡献较大;SOX和NOX的去除率随烟气温度升高而下降;脱硫效率随NH3添加量的增加而上升;脱硫和脱氮效率随辐照剂量的增大而增加。SO2脱除效率随烟气含水量的增大而上升, 这是因为烟气中的水分子受电子束激发产生的OH3和HO23自由基对SO2的氧化起着主要作用。此外, 烟气含水量的增大有利于增加液相反应几率, 促进气溶胶的成核、生长, 也有利于烟气中SO2的脱除。
2、生物脱硫技术
常规脱硫技术存在的最大问题是副产大量含重金属离子的废石膏, 很容易造成二次污染;而以PDS、ADA法为主的湿法脱除硫化氢的技术需要消耗较多的催化剂, 而且脱硫深度不够。而近年很多采用的生物脱硫技术, 脱除气体中的二氧化硫或硫化氢, 并制备单质硫资源, 可实现废弃物资源化/无害化/高值化。目前常用生物脱硫方法是浸出法、表面氧化法和气体生物脱硫法:
2.1 生物浸出脱硫
生物浸出法就是利用微生物的氧化作用将黄铁矿氧化分解成铁离子和硫酸, 硫酸溶于水后将其从煤炭中排除的一种脱硫方法。
该法优点是装置简单, 只需在煤堆上撒上含有微生物的水, 通过水浸透, 在煤中实现微生物脱硫, 生成的硫酸在煤堆底部收集, 从而达到脱硫的目的。为提高浸出率, 开发了用于生物浸出的反应器 (空气搅拌式、管道式、水平转筒式等) 。该法研究历史较长, 技术较成熟。由于是将煤中硫直接代谢转化, 当采用合适的微生物时, 还能同时处理煤中无机和有机硫, 理论上有很大应用价值。其缺点是处理时间较长 (数周) 。原因是所用的硫杆菌属于自养型微生物, 生长速度慢。
2.2 表面处理法
这是一种将微生物技术与选煤技术结合起来, 开发出的一种微生物浮选脱硫技术, 即微生物表面处理法。该法是把煤粉碎成微粒, 与水混合, 在其悬浮液下通入微细气泡, 使煤和黄铁矿表面均附着气泡, 在空气和浮力作用下, 煤和黄铁矿会一起浮到水面。但是, 如果将微生物加入悬浮液中, 由于微生物附在黄铁矿表面, 使黄铁矿表面由疏水性变成亲水性。与此同时微生物却难以附着在煤粒表面, 所以煤表面仍保持疏水性。这样煤粒上浮, 而黄铁矿则下沉, 从而把煤和黄铁矿分离, 达到煤炭中脱除黄铁矿的目的。
该法优点是处理时间短, 当采用对黄铁矿有很强专一性的微生物 (如氧化亚铁硫杆菌) 时, 能在数秒钟之后就起作用, 抑制黄铁矿上浮, 整个过程几分钟就完成, 脱硫率较高。该法与浸入法相比, 煤炭回收率较低。
2.3 气体生物脱硫
气体生物脱硫的基本原理主要包括三个核心步骤:首先用水溶液将烟气中的SO2生物化学吸收到溶液中, 然后利用厌氧微生物将SOx分别还原成S2-, 再利用硫选择性氧化菌将S2-氧化成单质硫。
在该工艺中, SOx厌氧生物还原为硫化氢和硫化氢生物选择性氧化成单质硫最为关键, 前者主要受微生物种类、电子供体种类、COD/S比和生物反应器内部结构等影响;后者主要受微生物种类、反应器内部结构等影响。这些方面直接决定新工艺工业化的可行性。
与传统脱硫技术相比, 生物脱硫技术具有如下优点:
(1) 生物脱硫技术在吸收过程中, 将有超过95%的二氧化硫被吸收到液相中, 而且能够同时将烟气中绝大部分粉尘、汞等重金属离子去除, 可以实现多污染一步去除;
(2) 生物脱硫技术通过生物催化反应, 直接将烟气中绝大部分二氧化硫转化成我国非常短缺的硫黄资源进行回收;
(3) 生物法脱硫, 可直接以有机废水或废渣为电子供体, 既满足生物脱硫对电子供体的需求, 又处理了有机废水或废渣, 以废治废, 因此特别适合化工和石化企业废气脱硫;
(4) 生物脱硫技术不使用石灰作为吸收物, 不仅有效避免了固体废弃物的产生, 而且没有石灰粉尘污染, 属于国际上优先选用的绿色技术。
3、结语
我国对绿色化学方面的研究工作, 远不如国外开展的广泛和深入。国际上还建立许多与绿色化学有关的网站。而国内绿色化学方面的资料不多, 特别是绿色化学在煤炭加工和资源二次回收利用方面的应用研究的论文很少。随着我国对绿色煤炭生物加工技术重视和研究工作的不断深入, 建立在绿色化学基础上的绿色选煤技术也会在煤炭加工与综合利用以及煤矿环境与生态保护等方面发挥更大的作用。
摘要：分析了多种国内火力发电厂常见的脱硫技术与新型生物脱硫技术, 从脱硫效果、使用经济性、环保性等角度进行比较, 生物脱硫技术可实现废弃物资源化、无害化、高值化, 并比常规脱硫技术进一步减少脱硫的二次污染。
关键词：常规脱硫,生物脱硫,二氧化硫,硫化氢,二次污染
生物脱硫 篇2
微生物烟气脱硫技术研究进展
通过对微生物烟气脱硫方法的`介绍,综述了微生物烟气脱硫原理、工艺和技术.叙述了烟气吸收和吸收尾液的处理工艺所利用的脱硫微生物种类,并阐述了氧化亚铁硫杆菌、硫酸盐还原菌、丝状硫细菌、光合硫细菌、无色硫细菌和脱氮硫杆菌的代谢途径、作用效果和关键影响因素,并且指出其优缺点.文章总结了国内外在微生物烟气脱硫工艺的研究进展,并对我国今后微生物烟气脱硫技术发展趋势进行了简要分析.
作 者：廖嘉玲 苏士军 丁桑岚 LIAO Jia-ling SU Shi-jun DING Sang-lan 作者单位：四川大学建筑与环境学院,成都,610065刊 名：四川环境 ISTIC英文刊名：SICHUAN ENVIRONMENT年，卷(期)：200625(1)分类号：X701.3关键词：微生物法 烟气脱硫 生物烟气脱硫
生物脱硫法改造闪蒸气 篇3
关键词：生物脱硫,闪蒸气,高含硫,控制技术
普光天然气净化厂是国内首座百亿方级高酸性天然气净化厂,年处理能力120 亿m3,年产净化气能力93 亿m3,年产硫磺能力240 万吨。工厂以普光气田高压高含硫天然气为原料,H2S含量13. 0% ~ 18. 0% ( φ ) , CO2含量为8. 0% ~ 10. 0%( φ) ,有机硫平均含量340. 6 mg/Nm3,外输产品为商品天然气和硫磺。商品气质量符合国家标准《天然气》( GB17820 - 1999)二类气技术指标,硫磺产品质量符合国家标准《工业硫磺》( GB2445 - 2006) 一等品质量指标［1］。
该联合装置生产设施包括工艺装置、辅助生产设施、公用工程和维修设施。工艺装置主要包括脱硫装置、脱水装置、硫磺回收装置、尾气处理装置、酸水汽提装置和硫磺成型装置。辅助生产设施包括污水处理装置、火炬放空系统和中心化验室。公用工程包括新鲜水系统、消防水系统、蒸汽及凝结水系统、动力站、循环冷却水系统、空分空压站、燃料气系统、供电系统和通信系统。
我们结合天然气处理工艺和富胺液闪蒸流程,根据装置中存在的闪蒸气损耗的问题进行了研究,引进了生物学领域的一些方法,对装置的闪蒸气流程进行改造,回收利用闪蒸气。
1 闪蒸气控制技术介绍
净化厂单列净化装置处理能力为300 万m3/ 天,设有脱硫、脱水、硫磺回收、尾气处理和酸水汽提五个单元。脱硫单元采用MDEA溶剂脱硫,吸收H2S、CO2后的富胺液进入闪蒸罐。闪蒸罐用于使吸收塔底流出的富液夹带和烃类逸出,既可回收用作工厂的燃料气,又可降低去后续硫磺回收装置酸性气中的烃含量。由于闪蒸出的烃类气体中含有酸性气体,故在闪蒸罐顶部设闪蒸气吸收塔,通入贫胺液脱除闪蒸气中的酸性组分。经吸收塔脱除硫化氢、二氧化碳、硫醇等酸性组分后的闪蒸气,分两路分别进入尾气焚烧炉和火炬系统。正常情况下,闪蒸气全部进入尾气焚烧炉,当气量较大时,去火炬系统压控阀开启,及时排出闪蒸气体,保持闪蒸罐内压力稳定。
闪蒸罐压力测量仪表为PT - 11101,控制器为PC - 11101,控制两个调节阀PV - 11101A,PV - 11101B; 当控制器输出0 ~ 50% 时,PV - 11101B动作,闪蒸气至F - 403; 当控制器输出50% ~ 100% 时,PV - 11101A动作,多余的闪蒸气排向低压火炬。目前脱硫装置的流程如图1。
根据设计,单列净化装置闪蒸气量为833 Nm3/ h,装置投产后,按照设计运行参数操作运行,6 套联合12 个系列脱硫单元闪蒸气量均超过设计值［2］,单列闪蒸气最高达到4 000 Nm3/ h,平均闪蒸气量保持在1 000 ~ 2 000 Nm3/ h左右,其中约500 ~1 000 Nm3左右进入焚烧炉助燃,其余天然气通过火炬放空,放空损失量所占比例接近50% 。按正常运行九个系列、每列装置闪蒸气有500 Nm3/ h方进入火炬计算,则每年天然气损耗约为3 942 万方,直接经济损失达5 298. 05 万元,此外,闪蒸气放空入火炬系统燃烧,产生大量CO2和SO2等有毒有害气体［3］,造成严重环境污染。
2 生物脱硫法改造闪蒸气
该套装置设计理念非常先进,但其中还是存在一些值得改进的地方。本人就自己从事本装置多年来所得的一些体会谈点关于脱硫系统闪蒸气改造的想法。为了减少对环境的污染,同时减少闪蒸气在火炬中的放空量,本人设计出一套对闪蒸气的改造方案。
2. 1改造方案
本方案是利用廉价的Na2CO3对闪蒸气中的H2S在常压下进行吸收处理,处理过后的闪蒸气引入尾气焚烧炉作为燃料气使用［4］,富含H2S的Na2CO3溶液经过一种生物化学的处理使里面的H2S直接变成生物S单质,该S单质可以直接并入液硫池外输,而经过生物处理的贫Na2CO3溶液则再次进入到吸收塔内进行循环利用。该方案的工艺流程简图如图2。
在洗涤塔内主要发生的化学反应有［5］:
在生物反应器内发生的反应主要有:
该方案中所提到的生物反应器里发生的反应实际上是引进的一种好氧型的生物细菌,该细菌在有氧条件下,能将大量的H2S在体内转化成S单质。由于该生物的活性很高,因此操作弹性也很大［6］,他是一种绿色技术,无毒无害,不会产生SO2和其它危险物的排放。
改造地点可选在尾气焚烧炉旁边,直接将去尾气焚烧炉的闪蒸气管线引出来即可,装置改建好后,经处理过后的闪蒸气可直接进入尾气焚烧炉做作为燃料气用,生物反应器里的废气也可并入尾气焚烧炉,由于该废气主要成分为氮气,氧气和二氧化碳,按我们目前的闪蒸气量看,该废气的量大约在2 000 Nm3/ h左右［7］,由于是常压,压力不高,因此只要对K -401 供的风量进行一些细微的调整,便可以保证尾气焚烧炉的正常运行。至于生物反应器产生的液流可以直接并入液硫池中进行外输。
2. 2 改造后预期效果
通过生物脱硫法改造闪蒸气后,不仅可以大幅降低SO2等污染气体的外排,同时可以增加整个装置的硫磺回收率,节约装置成本,改造后的预期效果如下:
( 1) 闪蒸气放空量基本降低为零。目前,装置闪蒸气放空损失比例大约在50% 左右。如进行生物脱硫改造,所有闪蒸气基本上都可进入尾气焚烧炉做燃料使用,闪蒸气回收比例可接近100% ,大大减少了加工损耗,增加了净化气和商品气收率。
( 2) 环境污染明显改善。按照闪蒸气中甲烷平均含量为98% 、二氧化碳平均含量为1. 3% ,12 列装置闪蒸气回收改造完成后,每年减少火炬放空量5 256 万方Nm3,则减少CO2排放量10. 25 万吨。
( 3) 生产成本降低。如按生物脱硫法对脱硫装置闪蒸气进行改造后,闪蒸气基本可作为燃料气进入尾气焚烧炉使用［9］,减少了装置能耗。同时,由于对闪蒸气中的硫进行了回收,装置的硫磺回收率也会有所上升。
3 结论
高硫煤的微生物脱硫技术 篇4
关键词：高硫煤,微生物,脱硫
煤炭是世界上最重要的能源之一, 也是我国在能源生产、消费构成中占70%以上的主要能源。随着大气污染防治法律、法规和标准体系的建立, 对大气环境质量的监测日益严格, 人们的环保意识也日渐增强。目前, 我国高硫煤资源探明储量达620亿t, 约占煤炭总储量的1/4。作为一种特殊性质的煤炭, 高硫煤具有巨大的潜在开发价值。煤炭生产企业和煤炭加工利用行业都千方百计地降低煤的含硫量, 以减轻污染。
1 国内外的研究发展及现状
煤炭微生物脱硫的研究可追溯到应用微生物选矿的历史。1947年, Colmer和Hinkle发现并证实化能自养细菌Thiobacillus ferrooxidans能够促进氧化并溶解煤炭中存在的黄铁矿, 这被认为是生物湿法冶金研究的开始。从这以后, 研究人员对生物湿法冶金的理论和应用展开了广泛的研究。1958年美国用细菌浸出铜和1966年加拿大用细菌浸出铀的研究和工业应用成功之后, 有20多个国家的学者开展了微生物选矿的研究, 并定期开展湿法冶金学术研讨会。与此同时, 学者们也开始了煤炭微生物脱硫应用的研究, Zurabina (1959) 和Silverman (1963) 就已经使用氧化亚铁硫杆菌从煤炭中脱除黄铁矿的研究。1994年德国的研究者们在小型电厂进行了微生物脱硫实验, 能较好地去除有机硫。
2 煤中硫的分布及存在形态
我国高硫煤主要分布在煤炭资源较少的南方地区, 在北方煤矿中下部煤层中也有不同程度的分布, 硫含量大于3%的煤炭属于高硫煤。高硫煤, 硫含量大于4%;富硫煤, 硫含量为2.5%~4%;中硫煤, 硫含量为1.5%~2.5%;低硫煤, 硫含量为1.0%~1.5%;特低硫煤, 硫含量小于或等于1%。我国煤炭的含硫量一般在0.38%~5.32%, 平均为1.72%。其中高硫煤约占煤炭储量的1/3, 占生产原煤的1/6, 并且随着煤层开采深度的增加, 我国主要矿区的含硫量都有增加的趋势。平均硫分为2.76%的高硫煤中, 黄铁矿硫为1.61%, 有机硫为1.04%, 硫酸盐硫为0.11%;总硫含量达2%以上的高硫煤中黄铁矿硫占绝对优势, 其次为有机硫, 硫酸盐硫一般不超过0.2%, 且近于常数。煤炭脱硫与硫在煤炭中的赋存状态有着密切的关系。煤炭中硫按照硫的赋存状态可分为有机硫和无机硫。
3 煤炭中硫的脱除方法
按照脱硫工序在煤炭利用过程中所处阶段的不同, 煤炭脱硫可以分为燃烧前脱硫、燃烧中脱硫和燃烧后脱硫。
3.1 煤炭燃烧后脱硫
煤炭燃烧后脱硫又称烟道气脱硫 (Flue Gas Desulphurization, 简称FGD) , 是指对燃烧后产生的气体进行脱硫。按产物是否回收, 烟道气脱硫可分为抛弃法和回收法;按照脱硫过程的干湿性质又可分为湿式脱硫、干式脱硫和半干式脱硫;按脱硫剂的使用情况, 可分为再生法和非再生法。FGD法技术上比较成熟, 属末端治理, 经过小试和中试已投入工业运行。尽管脱硫率可高达90%, 但工艺复杂, 运转费用高, 副产品难以处置。
3.2 煤炭燃烧中脱硫 (固硫)
是在采用低温沸腾床层燃烧 (800℃~850℃) 的过程中, 向炉内加入固硫剂如CaCO3、CaO或MgO等粉末, 使煤中的硫转化成硫酸盐, 随炉渣排出, 可脱除50%~60%的硫。其脱硫效率受到温度的限制, 而且固硫剂的磨制过程中需要消耗大量的能量, 燃烧后增加了锅炉的排灰量。采用该方法无法将所有的硫转化成硫酸盐, 只能在一定程度上降低烟气中的硫含量, 不能从根本上解决烟气的污染问题。此技术目前尚不成熟, 而且存在易结渣、磨损和堵塞等难题, 成本高。
3.3 煤炭燃烧前脱硫
煤炭的燃烧前脱硫可以分为物理脱硫法、化学脱硫法和生物脱硫法等。物理脱硫法利用煤和黄铁矿的性质 (如表面性质、密度、电及磁性等) 差异而使它们分离, 包括重选、浮选、磁分离、油团聚等方法 (Fatma Deniz Ayhan, 2005年;M.Abdollahy, 2006年) 。该方法工艺较简单, 投资少, 可以脱除50%左右的黄铁矿, 而对煤质中高度分散的黄铁矿作用不大, 且不能脱除煤炭中的有机硫。
化学脱硫法是利用不同的化学反应, 将煤炭中的硫转变为不同形态, 而使它们从煤中分离出来。在众多的化学脱硫方法中, 目前经济技术效果较好的, 且颇具应用前景的主要是碱法脱硫和溶剂萃取脱硫工艺。新开发的温和的化学脱硫法主要有辐射法、电化学法 (Dipu Borah, 2006年) 等。
煤炭的生物脱硫法是由生物湿法冶金技术发展而来的, 是在极其温和的条件下 (通常是温度低于100℃、常压) , 利用氧化-还原反应使煤中硫得以脱除的一种低能耗的脱硫方法。它不仅生产成本低, 而且不会降低煤的热值, 还能脱除煤中有机硫, 从而引起了世界各国的广泛关注。
4 煤炭微生物脱硫技术
微生物脱硫的基本方法 (见图1)
4.2 微生物脱硫工艺
4.2.1 生物浸出脱硫
生物浸出法就是利用微生物的氧化作用将黄铁矿氧化分解成铁离子和硫酸, 硫酸溶于水后将其从煤炭中排除的一种脱硫方法。具体方法是将含有微生物的水浸透在煤中, 实现微生物脱硫。
4.2.2 微生物表面改性法
微生物表面改性脱硫是基于微生物体和矿物表面之间能通过某种作用形式产生吸附, 矿物的表面性质就会被微生物的表面性质所影响或取代。通过这种方式可不同程度地改变矿物表面的物理化学性质。常用的技术主要是生物浮选法、微生物絮凝法。
4.3 脱硫微生物
经过多年研究, 目前对煤炭中存在的黄铁矿硫最有效的脱硫菌种是T.ferrooxidans和T.thiooxi2dans, 但这两种微生物对有机硫的脱除效果不明显;最有效的菌种为假单胞菌属 (Pseudomonas) 的CB1和硫化叶菌属的S.acidocaldarius。而酸热硫叶菌属 (S.acidocaldarius) 因能同时有效的脱除煤中的无机硫和有机硫, 近年来已成为研究的新热点。同时R.rhodochrous也是一种高效脱除有机硫的微生物。
4.4 微生物脱硫机理
煤的微生物脱硫是在常压、低于100℃的温和条件下, 利用微生物代谢过程中的氧化还原反应来脱硫, (毕银丽, 2007年) 其效果取决于微生物对其生长环境中的硫和含硫化合物的代谢能力。
4.4.1 无机硫脱除机理
微生物对黄铁矿脱硫的脱除机理分为直接机理和间接机理, 直接机理表现为:原煤与裸露的空气接触, 经微生物的作用发生氧化反应[6]。
经氧化后的煤矿水变酸 (或者人为的加入酸性物质) , 一般pH值在2.5~4.5之间, 促进耐酸性细菌繁殖, 如氧化硫硫杆菌, 硫酸亚铁是细菌生成的能源, 氧化亚铁硫杆菌能使硫酸亚铁氧化成高价硫酸铁, 其反应式为:
间接机理表现在Fe3+作用于黄铁矿, 发生如下反应 (邱亚林等, 2006年) :
微生物脱无机硫是微生物把Feeq变为作为催化剂Feeq的铁氧化作用, 以及把硫化物中的硫和单质硫变成硫酸的硫氧化作用的过程。从无机硫脱除的反应过程可以看出:如果把这两种硫杆菌混合培养有利于硫的氧化, 提高硫的去除效率。该观点已经得到Dugan等人的证实, 他们用氧化杆菌与氧化硫杆菌的混合菌种处理煤, 除去几乎全部的黄铁矿 (97%) 。
有机硫结构复杂, 迄今为止还没有精确判断煤有机质结构和煤中有机硫形态的定量方法。有机硫主要以噻吩杂环化合物、硫醚和硫醇等形式存在于煤的有机质结构中, 不同地区的煤中有机硫的存在形态也不同。
4.5 煤炭微生物脱硫的影响因素
影响微生物生长活动和脱硫效果的主要因素有温度、煤的粒度、孔隙度和煤浆浓度等物理因素以及pH值、细胞浓度等生化因素。
5 微生物脱硫存在的主要问题
1) 如何获得更好更多的微生物菌株, 特别是筛选到脱除煤中有机硫的菌株。由于目前采用的细菌多为嗜酸性菌, 限制了黄铁矿的脱除环境。现有脱硫菌种单一, 生产周期较长, 因而还存在着效率不高、用菌量大等问题;
2) 稳定的脱硫作用。去除无机硫的微生物是以铁或硫为能源的独立营养细菌, 繁殖慢, 反应时间长, 一般需要几天或几周, 难以保证脱硫工艺的稳定性;
3) 有机硫的测定方法。目前最通用的方法是美国检测材料学会 (ASTM) 编号为D2492的方法。该法采用化学分析煤炭样品, 测定全硫、硫酸盐硫和硫化铁硫, 从全硫中减去硫酸盐硫和硫化铁硫的含量, 间接得到有机硫的含量。此有机硫的间接定量检测手段造成试验误差过大, 影响了对结果的判断;
4) 微生物对煤的结构和物化性能需进一步考察, 如对煤热值、表面积、孔结构和粘性等的影响;
5) 煤炭中某些杂质对微生物有毒性, 会抑制微生物的生长和作用;
6) 培养基成本高, 脱硫产生的酸性废液对装置材料的质量要求比较高, 浆态搅动过程的动力消耗较大;在脱硫过程中, 不是煤浆要求过细, 就是脱硫时间长、能耗高, 一定程度上增加了生产成本。
6 前景与展望
尽管煤炭生物脱硫目前还处于试验和半工业化阶段, 但煤炭的微生物脱硫是在极其温和的条件下 (通常是温度低于100℃、常压) , 利用氧化-还原反应使煤中硫得以脱除的一种低能耗的脱硫方法。不仅生产成本低, 而且不会降低煤的热值, 还能脱除煤中有机硫, 在经济上很有竞争力, 是一种很有前途的煤炭燃烧前脱硫方法。
煤炭脱硫问题是一个重要的研究课题, 解决它具有重大现实意义。
参考文献
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生物化学脱硫在沼气发电中的应用 篇5
广州珠江啤酒股份有限公司啤酒生产污水经IC反应器厌氧处理后, 日产生沼气约1万~1.2万m3, 由于沼气中的主要成分是甲烷, 具有较高的热值, 公司将该部分沼气进行回收发电。由于污水中含有一定量的硫酸根离子, 经IC反应器厌氧处理后还原产生硫化氢, 其与沼气一同排出被送往沼气发电机组, 硫化氢是剧毒且有强腐蚀性的气体, 其燃烧后会产生二氧化硫, 对燃气内燃发电机组的发动机具有腐蚀作用。因此, 在沼气进入燃气内燃发电机组发电前必须先进行脱硫, 将有害气体硫化氢去除, 使硫化氢含量降低至200×10-6, 以达到机组允许浓度。
本文详细介绍了一种气体生物化学脱硫的技术, 以及在运行中需要严格控制的重要工艺参数, 在沼气气体脱硫净化处理技术方面具有很高的参考价值。
1 生物-化学脱硫的原理
含H2S的沼气进入湿式洗涤塔, 在塔内与Na OH反应脱除H2S, 脱除H2S的气体于塔顶处排出洗涤塔。吸收液流至塔低富集, 进入硫化物生化反应器。在反应器底部有空气布气系统, 通过布气系统提供氧气, 以保证反应器中的微生物将溶解的硫化物转化成单质硫, 同时碱得到再生。单质硫在硫分离器中分离, 可以选择将单质硫通过泵打入提纯装置, 如用离心分离器脱水分离以进一步加以利用, 或可直接出售。脱硫的滤液可直接返回入生化反应器中, 从生化反应器出来的溶液可再次循环回洗涤塔对沼气进行喷淋洗涤, 脱除沼气中所含的H2S。
2 工艺介绍
从沼气中脱除H2S的工艺包括3个单元, 即:洗涤塔、硫化物生化反应器和单质硫分离器。生物化学脱硫工艺流程图如图1所示。
2.1 洗涤塔
洗涤塔为吸收塔, 顶部的洗涤液来自于生化反应器的出水, 从顶部喷淋, 沼气气体直接从底部送入洗涤塔。由于碱洗涤液的p H为8~9, 气体中的H2S被吸收时发生如下反应:
从反应方程中可以看出, 这里主要消耗了碱。在塔底部, 吸收液直接流入生化反应器。
2.2 生化反应器
为了保证反应器内溶液混合充分, 反应器底部设有微孔曝气装置, 同时控制其供气量。在反应器内, 微生物在有氧的条件下, 将吸收的硫化物转化成单质硫, 同时碱得到再生。反应方程如下:
反应器中的硫细菌反应速度极快, 对工艺过程条件的变化有很强的抗冲击能力。反应器中极少有废气产生, 并可直接排放。
空气的供气量是受到控制的, 以减少以下反应的可能性:
这一副反应的结果是为了保证适宜的p H值, 需要碱来中和所产生的硫酸。在此有少量的废液排出, 目的是防止盐类的积累。该废液无毒且可以直接排放。
在生化反应器中, 硫化物转化为单质硫的过程, 需要一些营养盐来维持反应器内微生物的生存。营养盐的添加是根据负荷和实际运行条件来进行控制。
2.3 硫分离器
单质硫通过硫分离器从液相分离出来。沉淀的部分硫污泥又重新回到硫反应器以维持反应器内固形物的量, 大部分在硫分离器底部沉淀, 因此生化反应器内的部分反应混合物通过硫分离器得到了回收, 通过干燥处理, 单质硫的纯度可达到95%~98%, 可以进行外排和外卖处理。
3 工艺控制
3.1 p H缓冲能力
这是决定H2S去除率的关键性参数之一。p H直接影响洗涤塔中液体对H2S的溶解能力。原则上讲, 使H2S从气态快速进入液相决定于几个诸如液相中硫化物浓度, p H高于8等工艺参数。p H越高, H2S从气相到液相的吸收的驱动力越大。微生物的活性也受到p H的影响。在p H为7.5~9.2范围内, 硫杆菌能将硫化物转化为元素硫。
由于H2S的吸收, 氢氧根离子被消耗, 但这种碱度可由生物硫生产过程重新获得。系统需要缓冲能力 (主要以HCO3-形式存在) 来稳定p H值。当二氧化碳被吸收后碳酸盐进入系统。在液相中二氧化碳会被不断地吸收直至达到最大的溶解度, 从而形成持续稳定的高HCO3-水平。HCO3-通过排液和生物反应器内CO2的吹脱而离开系统。
p H部分地决定了缓冲能力:高p H下, 好氧反应器地吹脱CO2作用低, 因此碳酸盐保持在液相中。吸收和吹脱二氧化碳表示为:
由于事实上部分反应器内的物质会排出, 会损失缓冲能力, 而上述不希望发生的过氧化反应也消耗一些碱度, 自动添加碱使得碱度得以恢复。
3.2 氧化还原电位
氧化还原电位体现了洗涤塔液体中氧和硫化物的比例。在正常运行条件下, 氧化还原电位的设定值在-400m V左右。此外除硫化物/氧的比例以外, 即氧化还原电位也受到诸如p H值生物反应器内的混合作用等其他参数的影响, 其值需优化到使硫化氢全部转化为单质硫, 同时硫酸根产生量最小。
3.3 电导率 (软化水) 和液位 (排液) 控制
硫酸盐、硫代硫酸盐的形成及投加的苛性钠增加了工艺液体中盐的浓度。电导率的测定是为了评估可溶性盐类的总量。电导率的增加对微生物的性能有负面影响。为防止细菌受到抑制, 采用软化水稀释洗涤塔中的液体以维持电导率处于可接受的低范围内。
由于采用了软化水稀释, 系统中液体体积会增加, 为调整这种增加, 部分液体会被排掉。当反应器液位达到高液位设定时通过打开排液阀排放。当反应器液位降到控制液位设定点, 排液阀关闭。由于这种排放, 损失了部分缓冲能力, 导致了碱度下降, 这种损失则通过投加苛性钠而得到补充。
3.4 温度
当温度下降时, H2S溶解于液体的能力会上升。微生物工作的最佳温度为35℃左右。在25~40℃的范围内, 溶解度和微生物的活性都能满足。
3.5 固形物
产出的硫浆其纯度为90%~95%。如前所述, 一些硫保留在洗涤液中作为微生物的载体发挥作用。必须保持洗涤液中至少2g/L的固形物浓度。正常情况下为保证稳定的运行, 该浓度最好维持在5~15g/L。
3.6 营养源
微生物需要维持其生命活动和生长的营养。微生物利用CO2进行新陈代谢, 不需要额外的碳源, 这种营养剂为专用营养液。营养液连续地通过脉冲方式向系统投加。营养液根据硫负荷的量来投加。通常处理1kg硫需要投加30m L标准的Thiopaq Nutrimix34/32溶液。硫负荷在工艺调节较为稳定时由沼气的平均流量和H2S的浓度所决定。
3.7 洗涤塔液体流速
在H2S的吸收率的影响因素中, 洗涤塔中液体和气体的比例 (L/G) 最主要。因此液体硫需要能满足最大的气体流, 也就是说要保证洗涤塔反应器中气体的通流面积, 保证不堵塞洗涤塔。生物脱硫控制参数如表1所示。
4 环境保护
从系统中排出3种物质, 包括沼气、废液和硫污泥。经过脱硫的沼气送至沼气发电系统进行发电。排出的废液量直接送污水处理厂好氧段处理。生成的固体生物硫可以在脱水后作为化肥直接出售。因此该工艺不存在二次污染问题。
5 结语
广州珠江啤酒股份有限公司沼气综合回收利用生物化学脱硫系统, 运行成本低, 碱的消耗较少, 基本是通过系统自身运行达到碱的再生目的。对沼气中硫化氢的去除处理效果较好, 气体中硫化氢含量低于200×10-6, 达到了保护燃气内燃发电机组发动机设备的目的, 也无任何副产物产生, 对环境没有任何负面影响, 为沼气发电机组的长周期安全稳定运行打下了坚实的基础。
参考文献
[1]刘延志, 田胜艳.高效微生物处理焦化废水的研究[J].工业水处理, 2005, (5) :46-49.
[2]罗国民, 何奉儒, 徐仕利.脱硫再生塔及重沸器腐蚀原因分析与对策[J].化肥设计, 2006, (4) :40-42.
生物脱硫 篇6
1 无机硫的脱除机理
对无机硫的脱除, 分为两种方法, 一种是直接进行脱除, 一种是间接进行脱除。直接脱除的工作原理是借助微生物具备的吸附功能, 对附着在矿物表面的黄铁矿进行氧化, 直至溶解脱除。间接脱除是利用吸附在矿物上的微生物的新陈代谢作用, 置换出高价铁离子, 然后, 再借助高价铁离子的作用, 最终脱除黄铁矿。直接脱除和间接脱除两种方法, 并非独立存在, 有时会在无机硫脱除过程中同时使用。在这两种方法的作用过程中, 都会产生二价铁离子氧化成三价铁离子的反应。
2 有机硫的脱除机理
在煤炭中, 有机硫通常是以大分子结构形式存在, 只使用物理脱硫方法, 很难收到良好效果。经过不断的研究证明, 使用化学方法和微生物方法来对煤炭中的有机硫进行脱除, 效果比较理想。脱除有机硫的途径主要有两种, 一种是以硫代谢为目的的4-S途径, 二是以碳代谢为主的kodama途径。煤炭中的有机硫一般存在于多环结构中, 与C、H、O2等元素结合比较紧密, 在现在的有机硫脱除中, 这两种方式的优点比较明显, 但是工艺和流程很复杂, 实际应用还不够广泛。
3 煤炭微生物脱硫的基本方法
(1) 微生物浸出法脱硫其实质是借助微生物新陈代谢进行氧化的过程。使用微生物作为催化剂, 使可燃硫, 如黄铁矿等还原价态硫, 变成不可燃烧的硫酸盐等高价态硫, 有效去除燃煤中的硫。微生物浸出脱硫的装置很简单, 只要严格按照水浸透操作程序, 在燃煤中注入微生物水溶液, 实现高效脱硫。生成的硫酸盐会落到煤堆的底部, 可以回收利用。缺点是脱硫时间较长, 容易形成二次污染。
(2) 表面处理浮选法表面处理浮选法, 是将微生物脱硫技术和煤浮选工艺结合而生成的一种脱硫方法。将微生物加入煤浆中, 使之充分混合, 此时, 微生物会选择性地吸附在黄铁矿上, 使其氧化或改变表面活性, 使黄铁矿极易和水相融合, 进而沉到水底。但煤颗粒会继续保持疏水性, 浮在水面, 这样, 煤和黄铁矿就轻易地分开了。这种处理方法时间短, 效率高, 几秒之内就可收到效果, 整个脱硫过程, 仅需几分钟就可完成, 而且效果非常理想。但应用范围比较狭窄, 只能用来处理末煤。
4 微生物在无机化工中的应用
(1) 微生物在金矿处理中的应用在处理难浸金富矿和一般金矿石时, 微生物氧化法是最合适、最简单的预处理方法, 不仅投资小, 而且基本不污染环境。首先, 利用微生物催化氧化法时, 将金矿物里的微细金粒氧化出来, 为后续的金提取工作做好铺垫。然后, 再使用异氧菌对含氮有机物进行催化, 分解出来的氨基酸、缩氨酸、蛋白质、核酸等物质, 可以当做金的配合剂, 再配以溶解氧, 就可以溶解氧化矿石中金。一些已经没有活性或者死亡的微生物, 也有良好的吸附金的效果, 常用的此种微生物具体有:细菌、真菌、酵母菌、澡类 (如鱼腥藻、斜生栅藻等) 。利用微生物强化堆浸来对难处理的硫化矿包裹金进行处理, 其功能性和实用性都比较高。对于难浸金精矿的微生物氧化处理, 要先解决矿堆渗透性不高的问题, 一般采用在金精矿中按比例掺入骨架材料的方法。然后再选用合适的微生物进行氧化, 通过氰化浸出, 效果能达到96%, 可以大大降低处理成本。
(2) 微生物在铜矿处理中的应用在铜矿的处理中, 微生物催化与氧化技术的应用也比较多见。在处理低品位次生氧化铜矿时, 微生物浸出法是首选。利用微生物催化与氧化技术进行铜矿处理, 工艺相对比较复杂, 先要粉碎矿石, 然后使之与稀硫酸进行充分搅拌, 之后再进行堆放处理。堆放的高度一般在7m左右。由于铜矿渗透性也不高, 为了解决这个问题, 常在堆放的铜矿石中, 埋入一定数量的塑料管, 以此用来保持矿石堆内部的孔隙率, 使之获得通风的效果。然后, 持续放进已经驯化好的氧化亚铁硫杆菌菌液。氧化亚铁硫杆菌在生长过程中需要适当浓度的Fe2+物质提供能量。研究认为, 添加2g/L的Fe2+, 对黄铜矿的最初浸出速率具有提高作用, 如果Fe2过多, 就容易生成Fe3+, 产生沉淀而影响浸出的效果。在堆放时, 还要对矿坑水进行酸碱度调节, 使p H保持在2.0左右。然后, 再进行适度、合理的喷淋, 喷淋强度控制在8.5L/ (m2·h) , 实际操作中, 要根据矿堆的实际情况, 来分析和修正喷淋工作的强度。整个浸出的周期一般为六个月, 在此过程中, 要对矿堆中的温度进行定期检测, 对Cu2+、Fe2+、Fe3+的浓度进行定期检查, 每月对细菌活性进行一次月度检测。
摘要：本文主要分析了微生物燃煤脱硫的基本原理, 并详细论述了微生物在无机化工工艺和燃煤脱硫中的具体应用。分析了微生物燃煤脱硫的基本方法, 并分析了微生物在金矿、铜矿处理中的应用方法。
关键词：微生物,无机化工,工艺
参考文献
[1]郑大中, 郑若锋.微生物在无机化工工艺及燃煤脱硫中的应用[J].四川化工, 2004, 03:17-21.
生物脱硫 篇7
石油中的硫元素包括有机硫和无机硫两种形式。已经比较成熟的加氢脱硫法(HDS)对无机硫的脱除效果较好,但是对于有机硫的脱除效果较差。比较而言,生物脱硫法(BDS)具有能耗低,操作费用低以及反应条件温和等优点,因此成为近年来脱硫技术的研究热点。在石油中,二苯并噻吩(DBT)及其衍生物占高硫份油含硫物质的60%以上[2]。所以,一般的研究中均以DBT作为生物脱硫的模式化合物。
1 微生物脱硫途径
1970～1973年,Kodama等[3]报道了碳-碳键断裂途径,该途径以发现者的名字命名为Kodama途径。该途径对DBT的其中一个苯环羟基化并开环,最终生成3-羟基-2-甲酰-苯并噻吩(HFBT),二苯并噻吩中的硫元素仍然保留在DFBT中,也就是说,该途径仅仅代谢了DBT,而并没有实现对硫元素的脱除。同时,由于该途径破坏掉了DBT的碳骨架,因此损失了燃烧值,对石油及其制品的脱硫实用价值不大。该途径的代谢如图1所示。
美国天然气技术研究所(IGTS)1993年报道了一株红平红球菌 Rhodococcus erythropolis IGTS8中的硫专一代谢途径[4],由于该代谢途径中出现了四个含硫化合物,因此被命名为“‘4S’途径”。能够专一性脱除有机硫并且不会破坏碳骨架,因而会很大程度上保留住燃料的燃烧值。
IGTS8硫专一代谢“4S”途径如图2所示。
在“4S”途径中,DBT首先被二苯并噻吩单加氧酶(DszC)催化生成DBTO,DBTO不稳定,很快继续被氧化为DBTO2,然后,DBT的噻吩环上的C-S键被二苯并噻吩砜单加氧酶(DszA)打开,生成 2’-羟基联苯基-2-亚磺酸盐(HBP-sulfinate, HPBS),最后一步,由HPB-磺酸盐脱硫酶(DszB)脱掉HPBS上的磺酸基生成2-羟基联苯(2-HBP)。
2 微生物脱硫硫专一途径中的相关酶
由于硫专一途径脱硫具有转化效率高、燃料热值损失少等优点,具有实际应用价值,近年来该途径的酶学研究成为生物研究中的热点。
2.1 DszB-HPBS脱硫酶
在硫专一脱硫途径中涉及的四种酶中,DszB催化最后一步反应。1996年,Kevin A. Gray等[5]报道了来自模式菌株R. erythropolis IGTS8的DszB酶是一个大小约为39 kDa的蛋白质,单亚基结构。DszB主要负责将2’-羟基联苯基-2-亚磺酸盐(HPBS)脱去亚磺酸生成2-羟基联苯。在该酶的作用下,硫元素被最终脱除。DszB所催化的反应在整个硫专一途径脱硫过程中是一个限速步骤,而且DszB酶的热稳定性较差,在30 ℃环境中就很容易失活。
2002年,Norikazu Nakayama等[6]报道了对来自一株红平红球菌Rhodococcus erythropolis KA2-5-1的DszB蛋白研究情况,这是第一个酶学性质被详细报道的DszB蛋白。他们将该菌株的DszB蛋白基因与伴侣基因在大肠杆菌中实现共表达,并对研究了重组的DszB蛋白的性质。该DszB蛋白最佳活性温度是35 ℃,最佳活性pH是7.5。其对底物2’-羟基联苯基-2-亚磺酸盐(HPBS)的Km和Kcat值分别是8.2 μM和0.123 s-1。酶中唯一的半胱氨酸残基队活性有重要作用,将其突变为丝氨酸后,酶的活性完全消失。DszB的活性受到产物2-羟基联苯(2-HBP)的抑制,但是不受其他产物如亚硫酸盐抑制,其对2-HBP的Ki值为0.25 mM。DszB的底物谱很窄,在他们的研究中,DszB对一系列的芳香族和脂肪族的亚硫酸或亚磺酸盐中,只对2’-羟基联苯基-2-亚磺酸盐(HPBS)和2-苯基亚磺酸盐(PBS)有作用。
DszB的同源蛋白的性质近年来也被研究清楚。J. Konishi和K. aruhashi[7]于2003年报道了TdsB的研究情况,该蛋白来自一株嗜热脱硫菌Paenibacillus sp. Strain A11-2,具有与DszB相同功能。即催化HPBS生成2-HBP,使用凝胶过滤层析测得的分子量是31 kDa,使用SDS-PAGE电泳测得的分子量是39 kDa,这显示该蛋白是单亚基机构。TdsB参与反应的最适温度是55 ℃,相对DszB而言,其具有更强的热稳定性。TdsB的最佳pH是8.0。在最适条件下,该酶对其底物HPBS的的Km和Kcat值分别是0.33 mM和0.32 s-1。TdsB在SH试剂的作用下会失活,比如对-氯汞苯甲酸(pCMB)和5,5’-二硫代双(2-硝基苯甲酸)(DTNB),但是其在螯合试剂中则可以保持活性,比如EDTA和邻啡啰啉(o-phenanthroline)。TdsB会被苯并噻吩(BT)脱硫最终产物邻-羟基苯乙烯(o-hydroxystyrene)所抑制,但是二苯并噻吩(DBT)脱硫最终产物2-羟基联苯(2-HBP)仅对其有微弱的抑制作用。定点突变实验显示TdsB第17位的半胱氨酸残基对其催化活性有着重要作用。
2005年,Takashi Ohshiro等[8]报道了中度嗜热枯草杆菌Bacillus subtilis WU-S2B中的脱硫酶系研究情况,其中的BdsB酶是一个大小约为40 kDa的单体结构酶,功能与DszB相同,热稳定性比DszB酶要强,酶活最适温度也较DszB酶高。但是相对于TdsB酶来说,BdsB酶的热稳定性要差一些。BsdB酶相对于底物HPBS的Km值是164 μM,相对于底物2-联苯亚磺酸盐(2-phenylbenzene sulfinate)的Km值是47.4 μM。
DszB是目前硫专一途径脱硫酶系中唯一被解析出晶体结构的酶。2004年,Woo Cheol Lee等[9]报道了获得DszB结晶并使用X-射线对来自模式菌株IGTS8的DszB蛋白成功进行了结晶,并对晶体进行初步衍射分析的情况。DszB晶体属于正交晶系,空间群是P212121,晶胞参数a=36.7 Å,b=82.6 Å,c=139.6 Å。他们还对DszB进行了C27S定点突变失活,对失活的DszB蛋白与底物类似物联苯-2-亚磺酸(biphenyl-2-sulfinic acid)进行了共结晶,复合物的晶体属于单斜晶系,C2空间群,晶胞参数a=153.4 Å,b=45.9 Å,c=112.9 Å,β=115.93°。随后在2006年,他们报道了解析的DszB蛋白结构[10],包括DszB单体蛋白结构,DszB C27S突变体与底物2’-羟基联苯基-2-亚磺酸盐(HPBS)共结晶的结构和DszB C27S突变体与底物类似物联苯-2-亚磺酸(biphenyl-2-sulfinic acid)的结构。这些晶体的分辨率都达到了1.8 Å或更高,且二者整体结构类似。在底物复合物结构中,底物中的联苯环与酶活性位点通过疏水相互作用识别。两种结构比较可知,蛋白与底物的结合伴随着活性位点环(loop)结构的改变和第60位组氨酸对底物结合区域的靠近。底物亚磺酸基团与靠氢键与蛋白第27位丝氨酸(系从半胱氨酸突变而来)、第60位组氨酸和第70位精氨酸的侧链结合。定点突变实验表明这三个氨基酸残基对酶活起到非常重要作用。根据晶体蛋白结构,Woo Cheol Lee等推测了DszB蛋白的作用机理:第27位的半胱氨酸作为亲核试剂,被底物的亚磺酸基团所激活,同时,第60位的组氨酸和第70位的精氨酸将亚磺酸氧原子的顺式轨道定位到第27位半胱氨酸的巯基上,以稳定带负电荷的反应中间体。半胱氨酸、组氨酸和精氨酸残基在被公认的DszB同源蛋白中是保守的,具有这一结构的蛋白被假定组成一个新的蛋白家族—脱硫酶。
DszB作为整个脱硫过程的一个限速步骤的热稳定性较差的酶,通过研究其结构,进行定点突变,提高其活性或稳定性,可以大大提高微生物脱硫的效率。2007年,Takashi Ohshiro等[11]报道了对红平红球菌Rhodococcus erythropolis KA2-5-1的DszB蛋白定向改造获得了较高活性和热稳定性的突变体。他们将DszB蛋白的氨基酸序列与嗜热和热稳定的同源蛋白TdsB和BdsB进行比对,并且基于DszB的三维结构,找到第63位的酪氨酸和第65位的谷氨酰胺为突变目标,对其进行一系列突变,分别比较各各突变蛋白的活性和热稳定性。结果表明,Y63F突变体与野生蛋白比较,具有较高的催化活性和类似的热稳定性。Q65H突变体具有较高的热稳定性但是催化活性、与底物的结合力都较野生蛋白低。同时进行Y63F和Q65H突变的蛋白,在热稳定性增强的同时,催化活性、与底物结合力未出现下降,休止细胞和窝藏突变实验证实了突变后酶性能改进。
2.2 DszA-DBTO2单加氧酶
DszA是一种黄素依赖型单加氧酶,催化DBTO2生成HPBS。Kevin A. Gray等报道模式菌株IGTS8的DszA是一个双亚基结构,每个亚基约50 kDa[5]。DszA负责DBTO2向HPBS的转化,其在黄素还原酶存在情况下断裂DBT骨架上的C-S键,该反应中检测不到稳定的中间产物。DszA对底物DBTO2的Km值约为1 mM,Kcat值约为1 s-1。DszA催化反应的速率比DszC高5～6倍,因此休止细胞反应中检测不到DBTO2。
1999年,Takashi Ohshiro等[12]报道了对来自红平红球菌Rhodococcus erythropolis D-1的DszA蛋白的研究情况。该酶分子量为97 kDa,包括两个亚基,每个亚基约50 kDa。N端测序结果显示其N端20个氨基酸残基与模式菌株IGTS8的DszA除了第一个氨基酸是苏氨酸而不是甲硫氨酸外完全一致。最适温度是35 ℃,最适pH是7.5。该酶会被Mn2+、Ni2+、2,2’-联吡啶和8-羟基喹啉所抑制。DszA还可以以dibenz[c,e][1,2]oxathiin,6-oxide(biphenylenesultine,BPSi) 和dibenz[c,e][1,2]oxathiin,6,6-dioxide(biphenylene sultone,BPSo) 为底物,相对活性分别是以为底物时的23%和54%,产物都是2,2’-联苯酚。同时,他们对DszA蛋白进行了结晶并获得了晶体。
DszA的同源蛋白,来自一株嗜热芽孢菌Paenibacillus sp. strain A11-2中的TdsA的性质由Jin Konishi等在2000年报道[13]。TdsA功能与DszA相同,催化裂解DBTO2中的C-S键,氧化生成HPBS。凝胶过滤层析显示TdsA的分子量为120 kDa,SDS-PAGE显示其单亚基分子量为48 kDa,因此推断其为双亚基结构。最适活性温度是45 ℃,最适pH是4.5。TdsA的活性可以被硫酸轻微抑制,但是整个脱硫途径的最终产物2-HBP对其没有抑制作用。另外Cu2+和Zn2+可以强烈抑制TdsA的活性,Mg2+和Ca2+对酶活没有影响。他们的研究还显示,在DBTO2的苯环上存在甲基结构时,TdsA和来自同一实验室分离的红平红球菌Rhodococcus erythropolis KA2-5-1的DszA仍然可以以之为底物进行C-S键断裂反应。甲基位于不同位置时,TdsA和DszA的相对活性会发生变化,对于三甲基DBTO2,TdsA显示了比DszA明显高的活性。
2003年,Jin Konishi报道了他们将模式菌株IGTS8的DszA酶第345位谷氨酰胺突变为丙氨酸后,DszA酶可以催化降解野生蛋白所不能降解的辛基硫醚[14]。他们突变了第345位和与之相邻的344、346位的氨基酸残基后,发现只有第345位突变可以改变3-甲基二苯并噻吩砜的C-S键断裂位置,因此判定该残基参与了烷基化DBTO2的C-S键断裂特异性的选择。如图4所示,3-甲基DBTO2经过DszA和DszB两步酶促反应,可以生成A、B两种异构体。野生DszA蛋白作用后,异构体A的比例超过99%,Q345A突变体作用后,异构体B所占比例显著增加,但是反应速率没有明显变化。
目前,DszA的结构还没有得到解析,2000年,Takashi Ohshiro等[15]报道了红平红球菌Rhodococcus erythropolis D-1中的DszA和DszC得到纯化和结晶。解析该酶的结构是今后的研究重点,通过分析蛋白结构,深入对该酶催化机理的理解,对该酶进行定向改造,提高催化反应效率,扩大底物谱。
2.3 DszC-DBT单加氧酶
DszC也都是黄素依赖型单加氧酶。模式菌株IGTS8的DszC大小约为180 kDa,由4个相同亚基组成,每个亚基大小45 kDa[5]。DszC催化两步连续的单加氧反应,首先将DBT转化为二苯并噻吩亚砜(DBTO),进而转化为DBTO2,第二步反应的速率是第一步反应的10倍左右。同位素标记实验表明,DBTO2中的两个氧原子来自两个不同的氧分子。
Takashi Ohshiro等[16]1997年报道来自红平红球菌Rhodococcus erythropolis D-1的DszC蛋白大小约为250 kDa,由6个大小为45 kDa的亚基组成。该酶具有狭窄的底物谱,可以作用于一些DBT的衍生物,但是对于咔唑和芴等DBT的类似物则无作用。该酶最适反应温度是40 ℃,最适反应pH大约是8.0。该酶的活性可以被1,10-菲罗啉(1,10-phenanthroline)、2,2’-联吡啶(2,2-bipyridyl)、对氯苯甲酸(p-chloromercuribenzoic acid)、5,5' -二硫代二(2-硝基苯甲酸)(5,5’-dithiobis(2-nitrobenzoic acid))、8-羟基喹啉(8-quinolinol)和Mn2+、Cu2+、Zn2+等所抑制,表明巯基和金属离子可能对酶的活性是必须的。
Jin Konishi等[17]于2002年报道了DszC同源蛋白,来自嗜热芽孢菌Paenibacillus sp. strain A11-2中的TdsC的研究情况。凝胶过滤层析显示TdsC大小约为200 kDa,SDS-PAGE显示其单一亚基大小约为43 kDa,这显示TdsC为四聚体结构。TdsC的最适反应温度是65 ℃,最适反应pH大约是9.0。TdsC对苯并噻吩(BT)的Km值是0.36 mM。TdsC对BT的活力大约是对DBT活力的8倍左右;与来自红平红球菌R. erythropolis KA 2-5-1 的DszC相比较,其对DBT的活力只相当于DszC的十分之一。TdsC的活性受到对氯苯甲酸、5,5' -二硫代二(2-硝基苯甲酸)强烈抑制;巯基试剂如N-乙基马来酰亚胺(N-ethylmaleimide)和碘乙酸(iodoacetic acid)也对TdsC的活性有明显抑制。螯合试剂可以使TdsC的活性完全消失,揭示二价阳离子对酶活是必须的。TdsC对一些重金属离子高度敏感,如Zn2+和Cu2+可以让TdsC的活性完全丧失。
DszC的另一个同源蛋白,来自中度嗜热枯草杆菌Bacillus subtilis WU-S2B中的BdsC蛋白于2005年,Takashi Ohshiro等报道其性质。BdsC也是四聚体结构,大小约为200 kDa[8],每个亚基大小为45 kDa。最适活性温度是50 ℃,最适pH是8.0。BdsC对DBT的活力要高于对DBT衍生物的活力,且对BT无作用,这一点与DszC相同而与TdsC明显不同,后者对BT的活力要高。2009年,他们又报道了对BdsC的最新研究进展,BdsC可以利用不含硫原子的芳香族化合物作为模板[18],比如,其可将吲哚及其衍生物转化成靛蓝燃料,也可利用二氢吲哚和吩恶嗪作为底物。BdsC可以将BT衍生物作为底物,但BT本身不可以。
与DszA一样,DszC发挥作用也必须以NADH和FMNH2的形式提供还原力,还原力是激活氧原子所必须的。1996年,Lei等[19]使用化学方法还原FMN、FAD和核黄素,并用模式菌株IGTS8中的DszC利用这些还原态黄素测定活力,结果显示模式菌株IGTS8中的DszC不能利用FADH2。2009年,Jingchen Li等[20]报道在2003年分离得到的古地分枝杆菌Mycobacterium goodii X7B中的DszC酶既可以利用FMNH2,也可以利用FADH2。DszC及其同源蛋白的结构研究是今后的研究重点,目前只得到了蛋白晶体,尚未有其结构得到解析的报道。
2.4 DszD-黄素还原酶
在硫专一途径中,黄素还原酶DszD发挥了重要作用,DszC和DszA均需要由黄素还原酶DszD提供还原态黄素。DszD是脱硫代谢途径中的一个辅助蛋白,借助NADH提供的还原力将FMN或FAD还原。研究显示,DszD蛋白在整个脱硫过程中起到了非常重要的作用。Watanabe等[21]将Rerythropolis KA 2-5-1的dszABCD基因转化到Pseudomonas aeruginosa NCIMB 9571中,构建的重组子PAR 41的休止细胞可以将样品轻质汽油中的硫含量从360 mg/L降解63 mg/L。2000年,Galan[22]在一株恶臭假单胞菌中,共表达来自大肠杆菌Escherichia coli W的黄素还原酶HpaC,极大提高了脱硫活力,反应效率提高了4倍以上。2006年,李国强等[23]报道了红球菌Rhodococcus sp. DS-3的dszABC和dszD基因在大肠杆菌中共表达的情况,显示了存在DszD蛋白在共表达菌体中,脱硫反应速率有显著提高。这些都证实黄素还原酶是是整个脱硫过程的限速步骤。
DszD蛋白的结构目前还没有正式报道,但是目前报道了很多与DszD同源度较高的黄素还原酶的结构。2004年,Robert H.H. van den Heuvel等[24]报道了嗜热葡糖苷酶芽孢杆菌Bacillus thermoglucosidasius A7的黄素还原酶PheA2的结构,这是第一个被报道的这一类黄素还原酶。PheA2采用双底物-双产物的乒乓反应机制催化NADH的氧化和FAD的还原。该研究使用X射线衍射法解析了PheA2结合了一个FAD辅基的结构,晶体的分辨率为2.2 Å,同时还解析了PheA2与NAD的共结晶结构,分辨率为2.1 Å。PheA2是一个同源二聚体蛋白,每一个容纳FAD辅基的亚单元由6个β-折叠和1个α-螺旋组成,FAD辅基分子一侧的异咯嗪环近乎完全暴露在溶剂中。当向结晶PheA2晶体加入NADH时,FAD辅基被还原。从晶体结构推断,产物NAD被释放后,外源的作为底物的FAD会结合在NADH的结合位点上,H从FAD辅基转移到FAD底物上,FAD底物被还原并释放。纳流电喷雾质谱也证实,PheA2可以结合一个FAD辅基和一个FAD底物,其中底物结合位点在催化作用时交替结合NADH和FAD。
PheA2的催化过程可以总结为两步反应:
PheA 2-FADox+NADHPheA 2-FADred+NAD(1)
PheA 2-FADred+FADoxPheA 2-FADox+FADred(2)
PheA2的结构如图5所示。
2006年,Masahiko Okai等[25]报道了来自一株超嗜热古菌Sulfolobus tokodaii Strain 7的黄素还原酶HpaCSt的结构,同时报道了HpaCSt与NAD+和NADP+的共结晶结构。HpaCSt的结构及催化反应原理均与PheA2类似,但是由于其83位脯氨酸和84位缬氨酸的主链和87位精氨酸的侧链形成了一个空间位阻,没有足够的空间去容纳FAD的AMP结构,所以HpaCSt更倾向于还原FMN。
2007年,Seong-Hoon Kim[26]报道了来自一株极端嗜热菌Thermus thermophilus HB8的黄素还原酶HpaCTt的结构,该研究使用了PheA2的结构作为模型,采用同晶置换法获得的HpaCTt蛋白结构。2009年,Brian N. Webb等[27]报道了来自一株洋葱伯克霍尔德菌Burkholderia cepacia AC1100的黄素还原酶TftC的结构并且获得了TftC与FAD和NADH共结晶的结构。
这些DszD同源蛋白结构的解析为理解DszD的催化原理提供了便利,通过定向改造的办法提高其黄素还原活力,可以使脱硫效率提高。2010年,Nasrin Kamali等使用软件对来自模式菌株IGTS8的DszD蛋白,依据其序列和已经解析出结构的同源蛋白PheA2,HpaCTt和HpaCSt的结构,进行了计算机结构模拟,并根据模拟结果对DszD蛋白进行了定点突变,将第62位的苏氨酸突变为天冬酰胺和丙氨酸,使DszD的活力分别提高了5倍和7倍[28],显示了第62位氨基酸残基的位置对酶活有着非常重要的作用。
3 微生物脱硫展望
近年来,在微生物脱硫的研究中,又相继发现了一些菌株具有良好的脱硫能力。比如,2010年Sumedha Bhatia等[29]报道了一株成团泛菌Pantoea agglomerans D23W3。HPLC分析显示,该菌株可以将100ppm的DBT在24 h内降解93%。该菌株还能够降解4,6-二甲基二苯并噻吩和苯并噻吩。对轻质原油中的硫元素去除率在26.38%～71.41%之间。2011年,Ashutosh Bahuguna等[30]在受到柴油污染的土壤中分离得到一株球菌Lysinibacillus sphaericus DMT-7。该菌株降解转化DBT的效率虽然不是很理想,15天的时间大约降解了60%的DBT,但是该菌株具有非常广泛的降解谱,包括苯并噻吩,3,4-苯并二苯并噻吩,4,6-二甲基二苯并噻吩,4,6-二丁酯二苯并噻吩都可以被降解。
这些菌株的发现为微生物脱硫的实际应用提供了丰富的生物资源,但是由于脱硫过程中一些关键酶的结构还不了解,因此限制了对其机理的进一步研究,比如,DszA和DszC的结构目前还没有报道,所以这两种酶的结构是今后重要的研究课题。解析DszA和DszC的结构可以令我们更好地了解到“4S”脱硫途径的机理,提高脱硫反应的整体速率。对于限速反应的DszB酶,根据其结构可以对其进行定向改造,提高其催化反应效率。除了DBT以外,石油及石油产品中也存在着少量其他含硫有机污染物,筛选能够脱除不同有机硫的菌种或者拓宽脱硫酶的底物谱,也可以提高脱硫的效率,降低含硫废物的排放。
摘要：微生物脱硫具有化学脱硫法所不具备的低能耗、低投入等优点而成为近年来研究热点。本文在简要介绍微生物脱硫途径的基础上,介绍了硫专一途径中的几种酶生物化学特性,尤其介绍了酶的结晶研究方面的重要进展。并对该酶系今后的研究前景进行了展望。
生物脱硫 篇8
微生物是一个庞大的家族, 虽然结构简单, 体型微小, 但是其种类众多, 生命力顽强且具有多样性, 它在30亿年前就已经出现, 经历了地球的多次巨变, 现今仍然能够在天空、土地、河流中生存和发展, 不断繁衍生息, 并且微生物的发展对于地球上物质的转化发展, 生物的发展进化都起着十分重要的作用。在用火提取矿产资源冶金的过程中, 常常会造成空气污染, 需要进行烟气的净化, 或者由于生产规模的原因, 或者由于浓度偏低的原因, 难以达到制硫酸的要求, 净化成本偏高, 如果不经过净化又难以达到环保要求。
燃煤污染已经成为当今社会普遍关注的话题, 也是酸雨形成的主要原因, 特别是其污染物中含有挥发性强、扩散性强的含毒物质, 这不仅仅威胁到环境, 更直接威胁到人类和动物的生命安全, 微生物的应用, 对于贫矿、尾矿和难以处理的矿石进行合理开发都具有十分重要的作用, 更加有助于煤的绿色脱硫, 有助于绿色无机化工技术的发展, 有利于经济效益的提高、环境效益的发挥。目前经济的发展已经不单单追求速度, 更追求质量, 而环境保护就是衡量经济发展是否合理的重要指标, 充分利用微生物技术为矿产资源的开发利用服务, 是符合社会发展要求的。
1 微生物的生存繁衍
微生物可以很快适应变化的环境, 进行无性繁衍, 其速快较快, 大概维持在25min左右就可以繁衍一代, 不同种类的微生物对于生存环境的需求是不同的, 例如好氧微生物的生存发展需要游离氧的存在, 而兼性好氧微生物的生存条件则较为轻松, 可以在有氧和无氧条件下同时生存, 另外, 厌氧微生物要想获得生存发展也必须要求无氧环境的存在, 当然在温度的要求上也比较严格, 但是也有个别的可以在零下12℃继续生存, 大多数岩石和水体中的细菌只能承受35℃的高温。
2 微生物技术浸矿脱硫的作用机理
在一定的条件下, 微生物可以将物质进行分解转化, 比如在硫化物氧化酶的影响下, 黄铜矿的分解速度可以相对得到提高接近1 000倍, 微生物技术的作用机理可以分为直接作用和间接作用两种, 前者是通过微生物对于生命和繁殖的直接催化起作用, 利用其对低价化合物进行催化, 使之氧化成高价化合物, 并且使其在微生物的催化下, 能够溶解硫化物, 构成不断循环的浸出;后者是通过生命、繁殖活动催化转化为非目的的矿物, 将其间接的进行溶解, 避免矿物肥料的损失, 在转化有机酸等物质时, 分泌出代谢物, 利用这种原理来处理砂土等, 溶解制成有机磷肥。
3 微生物技术在无机化工中的使用
1990年以来, 微生物技术不断发展完善, 目前至少有20多个国家成功的大规模应用, 在美国、南非等地区, 微生物工程技术的使用给企业和国家带来了丰富的经济效益, 微生物催化氧化法已经成分应用于石英砂。粘土、铝矿土的处理中, 用于燃煤脱硫等方面, 用于复杂难选矿石的处理上。
在金矿的处理上, 利用微生物催化氧化技术对含金硫化物进行处理, 将其包裹的微细金粒提取出来, 为今后金等化学提取提供了很好的先例, 创造了良好的条件, 利用微生物技术催化含氮有机物, 并且对其进行分解转化, 溶解出氧化石中的金;微生物吸附回收溶液中的金, 通常情况下, 死的微生物吸附能力更强;用微生物处理含硫化物可以改善选矿方法, 提高社会和经济效益。对金精矿的处理更适宜采用多级搅拌槽鼓起浸出方法, 对矿石进行多用堆浸法, 为了提高细菌的能力, 可以首先对其进行驯化, 经过驯化的细菌能力会明显提高, 当然要控制好矿浆的浓度, 根据矿石的实际情况, 尤其考虑矿石的种类, 性质以及各项公益参数, 综合各项因素进行最佳处理方法的选择, 进行不同程度的含处理。
在铜矿难选矿石的处理上, 使用微生物催化氧化浸铜技术能够有效得到解决, 矿石的破碎程度有明确的规定, 当然在不影响空气流通的前提下, 矿石的细度要越细越好, 堆中有很多小孔的塑料管以有利于自然通气。利用氧化铁硫杆菌进行氧化浸出时, 可以对其进行溶解, 在氧化菌的催化下, 溶解氧能将硫化物进行单质化, 并对辉锑矿进行有价值组分的提取;对铝土矿的处理上, 微生物是被公认的有前途的方法, 他们能够将硅酸盐演变成为可溶性物质, 同时氧化铝依旧能够以原有的不溶性物质存在, 综合来说, 该方法更加适合用于细粒铝土矿的处理, 能够获得很好的效果。
4 微生物技术在使用过程中存在的主要问题
1) 使用微生物技术浸矿是一项十分复杂而系统的工程, 在微生物生长、繁殖过程中, 其中任何一个环节的出现问题都会影响到整体生产的最终结果, 目前, 对于微生物用于浸矿的条件要求十分严格, 不能在高温下进行, 也容易中毒, 在异养细菌中, 目前还没有找到廉价质优的有机养料, 能够解决退化的问题。
2) 对于微生物催化氧化浸矿的作用原理研究的经费不足, 其探索研究缺乏系统性和深入性, 更缺乏创造性, 各个学科之间的联系也不紧密, 导致很多作用在实际应用中并不能充分的发挥, 另外, 对于氧化浸矿性能的研究, 对于新微生物的物种考察工作依旧薄弱, 并没有取得太大的进展, 这便影响了微生物技术的发展。
3) 应用微生物催化氧化浸矿的规模较小, 没有充分考虑到该项技术使用的成本, 没有充分利用该方法对矿石进行处理时的特点, 以致于降低了微生物技术的使用带来的经济利益和环境效益。
5 微生物技术的发展趋势和建议
微生物技术的应用将会越来越大规模, 最佳工作条件的控制也会越来越科学、越来越严格, 各项操作也会趋于自动化, 浸出时间会越来越短, 该技术应用的范围也会扩大, 将更多的矿石归于该技术的应用范围里, 而且应用的矿石也会越来越复杂。
1) 建立微生物催化浸出的最佳模式。该方法的本质和关键就是微生物的繁衍活动, 在大量实践结果的证实下, 不同类型的矿石应该设置实际可行的浸控参数和制度。
2) 充分利用自然地理、气候和地质条件, 因地制宜和因时制宜的进行微生物原矿浸出, 节省繁重的采矿工序, 进而提高经济效益, 保护生态环境, 充分利用矿产资源。
3) 加大投入力度, 加深对微生物催化氧化技术的研究, 组织各学科有关专家进行座谈, 充分发挥各方优势, 尽快攻克难题和难点, 加大对社会实践的指导, 并且将研究得到的方法在生产实践中进行不断地改进和完善。
6 总结
微生物催化氧化技术的应用给矿产资源的开发和利用带来了很大的便利, 同时也有效地提高了经济效益和生态效益, 值得推广和加大研究, 加更好的技术应用于实践。本文对微生物的生存繁衍进行简单介绍, 论述了微生物技术的应用机理, 分析了实践过程中出现的问题, 并且有效的分析了今后微生物技术的发展趋势, 提出相关建议, 希望为今后微生物催化氧化技术的更好应用提供参考。
参考文献
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