Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 40, 2009 r. Małgorzata Pacholewska*, Kamil Madej* NIEKORZYSTNY WPŁYW JONÓW MAGNEZU (Mg 2+ ) NA MIKROBIOLOGICZNE ŁUGOWANIE SUROWEJ RUDY SFALERYTOWEJ THE UNBENEFICIAL EFFECT OF MAGNESIUM IONS (Mg 2+) ON MICROBIAL LEACHING OF RAW SPHALERITE ORE Słowa kluczowe: bioługowanie, Acidithiobacillus ferrooxidans, ruda sfalerytowa, inhibitowanie, magnez (Mg2+). Key words: bioleaching, Acidithiobacillus ferrooxidans, sphalerite ore, inhibition, magnesium Mg (2+). Bioleaching dominated by the species Acidithiobacillus ferrooxidans was compared to chemical leaching of raw sphalerite ore from Olkusz-Pomorzany mine using a column reactor. Results showed that the higher metals efficiency was achieved using chemical leaching in Fe 2 (SO 4 ) 3 solution. In order to explain the effect of gangue minerals from ore materials on the microbial ferrous iron oxidation rate the influence of magnesium ions (Mg 2+ ) in the medium containing 5-25 g/dm 3 MgSO 4 has been investigated. The results showed a progressive increase in inhibition due to added salt at concentration exceeding 10 g/dm 3. 1. WPROWADZENIE Następujący skład niskoprocentowych rud siarczkowych Zn - Pb pochodzących z rejonu Olkusza - kop. Olkusz-Pomorzany w %: Zn - 6,10; Pb - 2,42; FeS 2-16,7; SiO 2-9,58; CaO - 20,6; MgO - 10,6; S s - 11,5, niewielkie domieszki Cu, Cd, As, Sb, Ni, Co, Ge, Tl oraz Ag wskazuje na możliwość zastosowania metod bioługowania do ekstrakcji cynku bezpośrednio z surowej rudy. Obecność alkalicznej skały płonnej w odpadach - dolomitów i dolomitów żelazistych - może utrudniać przerób rudy na drodze biometalurgicznej, prowadząc do alkalizacji środowiska i spadku wydajności reakcji. W badaniach stwierdzono, że na aktywność mikroorganizmów może wywierać wpływ m.in. obecność metali ciężkich [Cabre- * Dr inż. Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej - Wydział Inżynierii Materiałowej i Metalurgii, Politechnika Śląska, Krasińskiego 8, 40-019 Katowice; tel.: 32 603 41 26, e-mail: malgorzata.pacholewska@polsl.pl 623
Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej ra i in. 2005], dostępność pożywki i minerałów siarczkowych [Mousavi i in. 2006], a także obecność składników skały płonnej Al i Mg [Hong-mei Li i in. 2001; Ojumu i in. 2008]. Celem badań prezentowanych w niniejszym opracowaniu było zbadanie możliwości przerobu krajowej, surowej rudy sfalerytowej przy zastosowaniu bioługowania i odpowiedź na pytanie, w jakim stopniu alkaliczne składniki mają wpływ na wydajność ekstrakcji metali z rudy. W doświadczeniach użyto mieszanej kultury bakterii Acidithiobacillus ferrooxidans oraz Acidithiobacillus thiooxidans, wyizolowanych ze środowiska odpadów cynkowych, co powinno umożliwić osiągnięcie większego uzysku metali z rudy sfalerytowej [Pacholewska 2003]. 2. MATERIAŁY I METODYKA Surowce. Do badań użyto surowej rudy sfalerytowej, siarczkowej cynkowo-ołowiowej, pochodzącej z kopalni Olkusz-Pomorzany. Skład chemiczny rudy określony po zmieleniu wynosił (%mas. L): Zn 4,69; Pb 1,09; Fe 6,70; S s 7,95; Ca 20,70; Mg 7,72. Ruda występowała w postaci kruchej w ziarnach od 0,1 do 35 mm. Bakterie. Do badań użyto bakterie z gatunku Acidithiobacillus ferrooxidans szczep SB1, posiadające zdolność utleniania związków żelaza (II) oraz siarki zredukowanej, które zostały wyizolowane z powierzchniowej warstwy składowiska odpadów poflotacyjnych rud Zn-Pb w ZGH Bolesław. Bakterie hodowano w roztworach pożywki Silvermana/ Lundgrena 9K (S/L), o składzie: (NH 4 )SO 4 3,0; KCl 0,1; MgSO 4 7H 2 O 0,5; Ca(NO 3 ) 2 0,01; K 2 HPO 4 0,5, FeSO 4 7H 2 O 44,3, stężenie początkowe Fe(II) 9,0 g/dm 3. Ponadto stosowano bakterie z gatunku Acidithiobacillus thiooxidans szczep WC1, wyizolowane z odpadów wód kwaśnych, ze składowisk odpadów cynkowych z HMN Szopienice. Bakterie siarkowe hodowano w pożywce Waksmana/Joffe, o składzie w g/dm 3 : (NH 4 ) SO 4 0,2; KH 2 PO 4 3,0; MgSO 4 7H 2 O 0,5; CaCl 2 6H 2 O 0,025; FeSO 4 7H 2 O ślad, siarka 10; ph pocz. 4,0. Hodowle bakterii były prowadzone w temperaturze 20 22 0 C, w kolbach Erlenmeyera o pojemności 300 cm 3, zawierającej 100 cm 3 płynnej pożywki i 2 cm 3 zaszczepu bakterii. Roztwory mieszano wytrząsarką laboratoryjną. Roztwory ługujące. Rudę poddano wstępnej neutralizacji (24 godz.) przy zastosowaniu roztworów kwasu H 2 SO 4, którego zużycie w przeliczeniu na czysty składnik H 2 SO 4 wynosiło 22,5 g/dm 3. W próbach mikrobiologicznych roztwory po ługowaniu wstępnym i rudę zaszczepiano bakteriami oraz uzupełniano składnikami pożywki S/L. Do roztworów ługujących dodawano zaszczep bakterii (ok.10 7 bakterii/1cm 3 ) o objętości 100 cm 3 hodowli A. ferrooxidans oraz 20 cm 3 hodowli A. thiooxidans. W próbach chemicznych (sterylnych) roztwory po ługowaniu wstępnym uzupełniano o związki żelaza (III) w postaci Fe 2 (SO 4 ) 3 7H 2 O i kierowano do chemicznego etapu. Stężenie początkowe Fe(III) wynosiło 9,0 g/dm 3. Urządzenia i aparatura. Doświadczenia były przeprowadzane w reaktorze kolumnowym wykonanym z pleksiglasu w postaci rury o dł. 1000 mm i średnicy wewnętrznej 40 mm. Kolumna została wypełniona rudą sfalerytową o masie 555 g na warstwie podtrzymującej z piasku 105 g. 624
Niekorzystny wpływ jonów magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne ługowanie surowej rudy... Rys. 1. Schemat aparatury: 1 kolumna, 2 pompa perystaltyczna, 3 zbiornik przelewowy, 4 sprężarka Fig. 1. Schematic of the column reaktor: 1 column, 2 peristaltic pump, 3 solution reservoir, 4 air compressor Wysokość warstwy stałej materiału wynosiła 400 mm. Kolumna była zaopatrywana roztworem ługującym od dołu przy użyciu pompy perystaltycznej z prędkością 10 dm 3 /godz., który następnie odbierano u góry i kierowano do zbiornika przelewowego o pojemności 5 dm 3. Objętość roztworu w obiegu wynosiła 2 dm 3. Doświadczenia wykonywano przy temperaturze otoczenia 20 22 0 C. W zbiorniku przelewowym stosowano napowietrzanie roztworu za pomocą sprężarki oraz dokonywano pomiarów ph, a także potencjału utleniająco-redukcyjnego Eh za pomocą elektrod Pt-Ag/AgCl. Pomiary prowadzono przy ph od 1,8 do 2,0 i korygowano odchylenia dodatkiem roztworu 3 M H 2 SO 4. Zmiany stężenia składników roztworu analizowano przez pobranie próbki roztworu ze zbiornika przelewowego. Stężenie Fe(II) i Fe(III) analizowano metodą kompleksometryczną, przy użyciu jako wskaźnika kwasu sulfosalicylowego. Zawartość Zn, Fe og., Cd, Mg, Pb, Ca poddano analizie metodą AAS. Schemat aparatury przedstawiono na rysunku 1. 3. WYNIKI Zmiana stężenia Fe(II) i Fe(III) w czasie. Na rysunku 2 zestawiono zmiany stężenia żelaza Fe(II) i Fe(III) podczas ługowania chemicznego i bakteryjnego w kolumnie. Stwierdzono, że: w próbie ługowania chemicznego występował ciągły spadek stężenia utleniacza - Fe(III) i towarzyszący temu wzrost Fe(II), związany ze zużyciem utleniacza w proce- 625
Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej sach roztwarzania rudy; wskazywało to na małą możliwości regeneracji związków Fe- (III) na etapie chemicznego ługowania, ponieważ wpływ tlenu z powietrza w procesie samorzutnego utleniania jonu Fe(II) był nieznaczny w środowisku kwaśnym, ph<2,0 [Singer i in.1970]; w próbie ługowania mikrobiologicznego zanotowano niewielki spadek Fe(II), co było związane z biologiczną reakcją utleniania Fe(II) do Fe(III); na podstawie zmiany stężenia Fe(II) i Fe(III) oceniono, że aktywność metaboliczna bakterii biorących udział w procesie ługowania rudy była niska i prawdopodobnie związana z procesem inkubacji [Mousavi i in. 2006]. a b Steżenie, g/dm 3 8 6 4 2 stęzenie, g/dm 3 10 8 6 4 2 0 1 4 7 10 13 16 19 22 25 0 1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 Czas, doby fe(iii) fe(ii) Czas, doby fe(iii)b fe(ii)b Rys. 2. Zmiana stężenia Fe(II) i Fe(III) w czasie: a ługowania chemicznego (chem.) i b ługowania bakteryjnego (bact.) w kolumnie Fig. 2. Changes in Fe(II) and Fe(III) concentrations during: a chemical leaching chem. and b bioleaching bact. in column Zmiana potencjału utleniająco-redukcyjnego Eh. Na rysunku 3 zestawiono zmiany potencjału utleniająco-redukcyjnego Eh w czasie ługowania chemicznego i bakteryjnego rudy sfalerytowej w kolumnie. Stwierdzono, że: w próbie ługowania chemicznego rudy wartość potencjału Eh po początkowym wzroście do 518 mv ulegała w miarę postępu reakcji stopniowo zmniejszeniu do 441mV, wskazując na zużycie utleniacza Fe(III) w procesie roztwarzania siarczków metali; w ługowaniu biologicznym występował stały wzrost potencjału Eh od 356 do 382 mv; potencjał utleniająco-redukcyjny Eh był dobrym wskaźnikiem informującym o postępie reakcji utleniania siarczkowych składników rudy i zmianach w układzie Fe(III)/Fe(II). 626
Niekorzystny wpływ jonów magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne ługowanie surowej rudy... a b Rys. 3. Zmiana potencjału Eh w czasie: a ługowania chemicznego i b ługowania bakteryjnego w kolumnie Fig. 3. Changes in the Eh during: a chemical leaching and b microbial leaching in column Stopień wyługowania metali do roztworu. Na rysunku 4 przedstawiono porównanie wydajności wyługowania z rudy metali: Fe og, Zn, Mg, Pb, Cd, Ca, do roztworu po 300 godzinach ługowania mikrobiologicznego oraz chemicznego. Stwierdzono niższą wydajność w procesie ługowania bakteryjnego w porównaniu z procesem ługowania chemicznego przy udziale utleniacza Fe 2 (SO 4 ) 3. Przykładowo wydajność ługowania cynku wynosiła 2,50% w ługowaniu bakteryjnym i 4,82% w ługowaniu chemicznym. Na przebieg takiego procesu ługowania rudy mogło wpłynąć wiele przyczyn. Jedną z nich mogła być obecność zasadowych składników rudy (związki Mg, Ca), które doprowadziły do miejscowej alkalizacji roztworu, wzrost wartości ph i strącania trudno rozpuszczalnych związków żelaza(iii) jarosytów [Ojumu i in. 2008]. Rys. 4. Stopień wyługowania metali w % podczas ługowania bakteryjnego i chemicznego rudy sfalerytowej w kolumnie Fig. 4. The % metals extraction from sphalerite ore during bioleaching and chemical leaching in column 627
Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej Aktywność metaboliczna bakterii mogła być ograniczana przez spadek transportu roztworu ługującego, wywołany obecnością siarki produktu utleniania sfalerytu ZnS [Sand i in. 2001], związków wapnia: CaSO 4 2H 2 O [Simon i in. 2005] na powierzchni ziaren rudy, zmianą lepkości roztworu wzbogaconego o związki Ca i Mg, a także wysokim udziałem fazy stałej do fazy ciekłej - 1: 4 [Ojumu i in. 2008]. W celu wyjaśnienia wpływu związków magnezu na zdolność utleniania związków Fe(II) przez bakterie Acidithiobacillus ferrooxidans przeprowadzono doświadczenia w pożywce S/L wzbogaconej o MgSO 4, symulujące bioługowanie w obecności alkalicznej skały płonnej. Wpływ jonów magnezu Mg 2+. Bakterie z gatunku A.ferrooxidans, szczep SB1 były hodowane w roztworach pożywki bakteryjnej (S/L) z podwyższoną zawartością MgSO 4. Stosowano następujące układy badawcze: próby kontrolne bez dodatku bakterii (sterylne) - standardowa pożywka S/L z dodatkiem MgSO 4 7H 2 O w ilości 0,5 g (oznaczenie KM 1-2); próby mikrobiologiczne - standardowa pożywka S/L z dodatkiem MgSO 4 7H 2 O 0,5 g oraz zaszczepu bakterii (oznaczenie KM 3-4); próby mikrobiologiczne - pożywka S/L z podwyższonym dodatkiem MgSO 4 7H 2 O w przeliczeniu na Mg 2+ 5; 10; 15; 20, 25 g/dm 3 z dodatkiem zaszczepu bakterii (odpowiednie oznaczenie KM 5 6; KM 7 8; KM 9 10; KM 11 12; KM 13 14); badania prowadzono metodą okresową w bioreaktorach szklanych w czasie 9 dni, rejestrując zmiany stężenia Fe (II) i Fe(III) oraz zmiany potencjału Eh; wyniki przedstawiono na rysunkach 5-6 i zestawiono w tabeli 1. Stężenie Fe(II) (g/dm 3 ) 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Czas, doby KM/1-2 KM/3-4 KM/5-6 KM/7-8 KM/9-10 KM/11-12 KM/13-14 Rys. 5. Wpływ obecności Mg 2+ (w g/dm 3 ) w pożywce S/L na zdolność utleniania Fe(II) przez A. ferrooxidans. Legenda: KM1-2 sterylna (0,5); KM3-4 standardowa (0,5); KM5-6 (5,0); KM7-8 (10); KM9-10 (15); KM11-12 (20); KM13-14 (25) Fig. 5. Effect of addition of Mg(II) in S/L medium on the Fe(II) oxidation ability by A.ferrooxidans. Legend:KM1-2 sterile (0,5); KM3-4 standard(0,5); KM5-6 (5,0); KM7-8 (10); KM9-10 (15); KM11-12 (20); KM13-14 (25) 628
Niekorzystny wpływ jonów magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne ługowanie surowej rudy... Tabela 1. Szybkość utleniania Fe(II), średnia - Vśr. i maksymalna - Vmax., przez bakterie A. ferrooxidans w obecności Mg 2+ (9 dni) Table 1. The average rate of oxidation of Fe(II) Vśr. and Vmax. by bacteria A. ferrooxidans in the presence of Mg2+ (9 days) Symbol próby Dodatek Mg(II) do pożywki S/L [g/dm 3 ] Spadek Fe(II)* D Fe(II) [mg/dm 3 h] Wzrost Fe(III)** D Fe(III) [mg/dm 3 h] V śr V max V śr V max KM /1-2 kontrolna-sterylna 0,01 0,02 0,01 0,03 KM /3-4 standard 9K 1,10 2,66 0,84 2,44 KM /5-6 5 1,06 2,75 0,76 2,86 KM /7-8 10 0,99 3,15 0,74 1,71 KM /9-10 15 0,43 2,03 0,40 0,77 KM /11-12 20 0,08 0,21 0,08 0,22 KM /13-14 25 0,03 0,14 0,05 0,22 Objaśnienia: *Spadek Fe(II) w mg/dm 3 h = różnica stężenia Fe(II) w ciągu 24h/24h; **Wzrost Fe(III) w mg/dm 3 h = różnica stężenia Fe(III) w ciągu 24h/24h. Eh, mv 650 600 550 500 450 400 350 300 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Czas, doby KM/1-2 KM/3-4 KM/5-6 KM/7-8 KM/9-10 KM/11-12 KM/13-14 Rys. 6. Zmiana potencjału Eh w pożywce S/L z dodatkiem MgSO 4. w obecności A.ferroxidans. Opisy jak na rys.5 Fig. 6. Changes in the Eh in the S/L medium with addition of MgSO 4 in the presence of A.ferrooxidans. Legend Fig. 5 Wyniki przedstawione na rysunkach 5 i 6 oraz w tabeli 1 potwierdziły, że magnez, który należy do pierwiastków sprzyjających aktywności metabolicznej, w warunkach podwyższonego stężenia wywiera działanie niekorzystne i doprowadza do stopniowego spadku zdolności utleniania Fe(II) przez bakterie Acidithiobacillus ferrooxidans. Stwierdzono, że: związki Fe(II) utleniały się najszybciej w próbie KM 3-4, gdzie ilość jonów Mg 2+ odpowiadała standardowej zawartości w pożywce S/L; w próbach, gdzie stosowano największy dodatek Mg 2+ (KM 13-14), utlenienie związków Fe(II) zachodziło w nieznacznym stopniu, zbliżonym do prób sterylnych; 629
Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej średnia szybkość utleniania bakteryjnego w standardowych roztworach pożywki S/L wynosiła 1,10 oraz 1,06 mg/dm 3 /h (5 g/dm 3 Mg 2+ ), w roztworach natomiast z dodatkiem Mg 2+ w ilości 25 g/dm 3 szybkość wynosiła 0,03 g/dm 3 h; analiza zmian potencjału Eh podczas bioutleniania Fe(II) wykazała, że zawartość związków magnezu w roztworze do 10,0 g/dm 3 nie wywierała znaczącego wpływu na wartość potencjału; potencjał kształtował się na poziomie ok. 600 mv, przy zawartości powyżej 10 g/dm 3 potencjał Eh zmniejszył się do 350-420 mv, co świadczyło o inhibitowaniu reakcji utleniania Fe(II). 4. WNIOSKI Na podstawie badań prowadzonych metodą ciągłą w kolumnie stwierdzono, że wydajność ługowania chemicznego rudy siarczkowej cynkowo-ołowiowej z udziałem Fe 2 (SO 4 ) 3 jako chemicznego utleniacza w ciągu 300 godzin ługowania była bardziej efektywna w porównaniu z wydajnością bioługowania przy udziale bakterii z gatunku Acidithiobacillus ferrooxidans oraz Acidithiobacillus thiooxidans i zastosowaniu jako roztworu ługującego pożywki bakteryjnej na bazie FeSO 4. W próbach nad aktywnością bakterii Acidithiobacillus ferrooxidans prowadzonych metodą hodowli okresowej w roztworach syntetycznej pożywki S/L z podwyższoną zawartością Mg 2+, symulujących warunki bioługowania rudy sfalerytowej, stwierdzono niekorzystny wpływ dużej ilości, >10 g/dm 3 MgSO 4 na zdolność bakterii do utleniania Fe(II) do Fe(III). Stwierdzono, że obecność alkalicznej skały płonnej zawierającej związki Mg i Ca, towarzyszącej rudzie sfalerytowej może ograniczać aktywność metaboliczną bakterii Acidithiobacillus ferrooxidans, co skutkuje ograniczeniem w rozwoju kwaśnych odcieków zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Praca została sfinansowana w ramach funduszy na naukę w latach 2007-2010 z projektu badawczego zamawianego PBZ-MNiSW-3/3/2006: Nowoczesne technologie oraz zaawansowane materiały i wyroby w zrównoważonym rozwoju przemysłu metali nieżelaznych. piśmiennictwo Cabrera G., GomezJ.M. Cantero D. 2005. Kinetic study of ferrous sulphate oxidation of Acidithiobacilus ferrooxidans in the presence of heavy metal ions. Enzyme and Microbial Technology t.16: 301-306. Hong-mei li, Jia-un Ke. 2001. Influence of Ni 2+ and Mg 2+ of the growth and activity of Cu 2+ adapted Thiobacillus ferrooxidans. Hydrometallurgy t.61: 151-156. 630
Niekorzystny wpływ jonów magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne ługowanie surowej rudy... Mousavi S.M., Jafari A., Yagmaei S., Vossoughi M., Roostaazad R. 2006. Bioleaching of low-grad sphalerite using a column reactor. Hydrometallurgy t. 82: 75-82. Ojumu T.V., Petersen J., Hansford G.S. 2008.The effect of dissolved cation on microbial ferrous-iron oxidation by Leptospirillum ferriphilium in continuous culture. Hydrometallurgy t. 94: 69-76. Pacholewska M. 2003. Microbial leaching of blende flotation concentrate using Acidithiobacillus ferrooxidans and Acidithiobacillus thiooxidans. Physicochemical Problems of Mineral Processing t. 37, 57-68. Simon M., Kartin F., Garcia I., Bouza P., Dorrosoro C., Aguilar J. 2005. Interaction of limestone grains and acidic solutions from the oxidation of pyrite tailings. Environmental Pollution t. 135: 65-72. Sand W., Gehrke T., Jozsa P.G., Schippers A. 2001. ((Bio)chemistry of bacterial leaching-direct vs.indirect bioleaching. Hydrometallurgy t. 59: 159-175. Singer P.C., Stumm W. 1970. Acidic mine drainage: the rate determining step. Science t. 167: 1121-1123. 631