杜雪虹，劉芳池，李向東

(中國(guó)礦業(yè)大學(xué) 環(huán)境與測(cè)繪學(xué)院，江蘇 徐州 221116)

0 引 言

煤炭資源作為我國(guó)的主要天然能源，一直以來(lái)支撐著我國(guó)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展。在煤炭開(kāi)發(fā)與利用的過(guò)程中，伴生的煤矸石成為了我國(guó)排放量最大的工業(yè)副產(chǎn)物。我國(guó)煤矸石堆積存儲(chǔ)量較多，自煤炭規(guī)模化開(kāi)采以來(lái)煤矸石的累計(jì)排放量約50億t，規(guī)模較大的煤矸石山1 900余座，占地面積約15 000 hm2，同時(shí)以每年1.5億～2.0億t的速度增加[1]。煤矸石中含有多種重金屬元素、放射性元素等有害物質(zhì)，在其露天堆放的過(guò)程中，經(jīng)過(guò)風(fēng)化、日曬、雨淋等作用，會(huì)發(fā)生一系列的生物、化學(xué)以及物理反應(yīng)，使矸石中的有害物質(zhì)被釋放，這些污染物質(zhì)的遷移會(huì)威脅到周圍的地下水以及土壤環(huán)境[2-3]。因此，目前相關(guān)研究極為重視煤矸石淋溶液對(duì)周邊土壤、地下水等造成的影響，研究方法以動(dòng)態(tài)淋溶或者靜態(tài)浸泡為主，基于對(duì)溶出成分的分析評(píng)價(jià)作為標(biāo)準(zhǔn)，判斷煤矸石淋濾過(guò)程中的環(huán)境效應(yīng)[4-7]。

煤矸石成分復(fù)雜，含有多種重金屬元素，由于重金屬的毒性及其生物放大效應(yīng)，過(guò)量重金屬的存在干擾了地下水、土壤的有益利用[8-9]。目前，最適合的生物測(cè)定方法是利用發(fā)光菌來(lái)評(píng)估重金屬毒性[10]。發(fā)光菌是一類在正常的生理?xiàng)l件下能夠發(fā)射波長(zhǎng)在450～490 nm的藍(lán)綠色可見(jiàn)光的細(xì)菌，并且在一定的條件下發(fā)光強(qiáng)度恒定[11]。毒性物質(zhì)會(huì)抑制發(fā)光菌的發(fā)光作用，因此研究中多利用發(fā)光菌來(lái)檢測(cè)有毒物質(zhì)。目前國(guó)內(nèi)常用的發(fā)光菌包括明亮發(fā)光桿菌、費(fèi)氏弧菌和青?；【?。發(fā)光菌的生命周期短，對(duì)周圍環(huán)境變化較為敏感[12]，并且由于檢測(cè)過(guò)程費(fèi)時(shí)較少、靈敏度高、操作簡(jiǎn)便、結(jié)果準(zhǔn)確等優(yōu)點(diǎn)而受到重視，同時(shí)還有助于了解不同濃度梯度下的重金屬毒性[13]，因此在環(huán)境檢測(cè)中的應(yīng)用也越來(lái)越廣泛，如工業(yè)廢水與土壤中重金屬污染的毒性檢測(cè)以及農(nóng)藥殘留毒性測(cè)試等[14-15]。

1 樣品與分析

1.1 樣品采集與處理

試驗(yàn)所用的煤矸石樣品采集于貴州某礦區(qū)的矸石堆場(chǎng)，采于較為分散的不同位置的采樣點(diǎn)，采集后的煤矸石在實(shí)驗(yàn)室的陰涼通風(fēng)處風(fēng)干，得到混合粒徑煤矸石樣品。對(duì)混合粒徑煤矸石進(jìn)行篩分處理，得到小、中、大3種粒徑的矸石樣，其中小粒徑<1 mm、中粒徑1～10 mm、大粒徑10～30 mm，煤矸石中主要的金屬成分見(jiàn)表1。

表1 煤矸石中主要的金屬成分

1.2 淋溶試驗(yàn)

1)靜態(tài)淋溶，稱取10.0 g混合粒徑的煤矸石置于100 mL燒杯中，分別向燒杯中注入20、40、80 mL去離子水，使浸泡實(shí)驗(yàn)的固液比分別為1∶2、1∶4、1∶8，振蕩搖勻，浸泡0.5、1、2、4、8、12和24 h后，取上清液過(guò)0.45 μm濾膜后，進(jìn)行各類指標(biāo)測(cè)定。為探究不同粒徑煤矸石靜態(tài)淋溶特征，分別稱取10.0 g小粒徑、中粒徑和大粒徑的煤矸石置于100 mL燒杯中，注入20 mL去離子水，振蕩搖勻，浸泡0.5、1、2、4、8、12和24 h后，取上清液過(guò)0.45 μm濾膜后，進(jìn)行各類指標(biāo)測(cè)定。

2)動(dòng)態(tài)淋溶，動(dòng)態(tài)淋溶裝置為PVC柱形管，管徑5 mm，高10 mm。稱取50 g不同粒徑煤矸石樣品置于PVC管中，并在底部和頂部分別鋪設(shè)2 mm厚的石英砂(粒徑為0.85～1.70 mm)。通過(guò)蠕動(dòng)泵向裝置中噴淋去離子水，蠕動(dòng)泵的噴淋強(qiáng)度設(shè)為0.36 mL/min。以裝置出水時(shí)開(kāi)始計(jì)時(shí)，連續(xù)噴淋24 h。在3、6、12、18、24 h時(shí)分別取樣，進(jìn)行各類指標(biāo)測(cè)定。

1.3 急性毒性試驗(yàn)

利用明亮發(fā)光桿菌T3法，將上述動(dòng)態(tài)淋溶試驗(yàn)中，淋溶3 h后的淋溶液及稀釋100倍的淋溶液進(jìn)行明亮發(fā)光菌急性毒性測(cè)試，該法以水樣的相對(duì)發(fā)光度來(lái)表示水樣的毒性水平，急性毒性的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)見(jiàn)表2[16]。使用菌種為明亮發(fā)光桿菌T3小種(PhotobacteriumphoshoreumT3spp.)凍干粉，水質(zhì)急性毒性水平選用相當(dāng)?shù)膮⒈任锫然瘉?lái)表征。試驗(yàn)所用儀器：Glomax Multi型微孔板型多功能檢測(cè)儀、BL22-500A超聲波清洗機(jī)、96孔細(xì)胞培養(yǎng)板。

表 2 發(fā)光細(xì)菌法測(cè)定水質(zhì)毒性的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)

1.3.1 明亮發(fā)光桿菌的復(fù)蘇

將明亮發(fā)光桿菌T3凍干粉按照國(guó)標(biāo)[17]進(jìn)行復(fù)蘇。取出含有0.2 g發(fā)光細(xì)菌凍干粉安瓿瓶和氯化鈉溶液，放入置有冰塊的小號(hào)(1.0～1.5 L)保溫瓶，用l mL注射器吸取l mL冷的氯化鈉 (10-2g/mL) 注入已開(kāi)口的凍干粉西林瓶，充分混勻。2 min后，細(xì)菌復(fù)蘇并發(fā)光(可在暗室內(nèi)檢驗(yàn)，肉眼應(yīng)見(jiàn)微光)，備用。取復(fù)蘇后的發(fā)光菌液0.1 mL，用2.5%氯化鈉溶液稀釋到10 mL，使用微孔多功能檢測(cè)儀測(cè)定初始發(fā)光強(qiáng)度。

1.3.2 分析方法

將每個(gè)樣品設(shè)置3個(gè)平行。同時(shí)設(shè)置96孔板第1行為陰性質(zhì)控，第2行為陽(yáng)性質(zhì)控。各孔中加入樣品液180 μL和菌液20 μL，總體積為200 μL。放入儀器進(jìn)行測(cè)試，以此為樣品初始發(fā)光強(qiáng)度記做S0；記錄陰性質(zhì)控(3% NaCl)初始發(fā)光強(qiáng)度為C0；陽(yáng)性質(zhì)控(0.1 mg/L氯化汞)當(dāng)做樣品處理。

設(shè)置15 min的反應(yīng)時(shí)間，然后使用微孔板型多功能檢測(cè)儀測(cè)定受試樣品中發(fā)光菌的發(fā)光強(qiáng)度，記錄t時(shí)刻，陰性質(zhì)控初始發(fā)光強(qiáng)度為Ct；樣品初始發(fā)光強(qiáng)度記做St；相對(duì)發(fā)光度記作T;陽(yáng)性質(zhì)控當(dāng)做樣品處理，初始發(fā)光強(qiáng)度記作Pt。根據(jù)測(cè)定結(jié)果計(jì)算相對(duì)發(fā)光度(%)，并算出平均值。

T=St/Ct×100%

(1)

2 結(jié)果討論

2.1 靜態(tài)淋溶特征分析

2.1.1 煤矸石固液比對(duì)重金屬釋放的影響

將混合粒徑的煤矸石分別以1∶2、1∶4、1∶8的固液比進(jìn)行靜態(tài)淋溶試驗(yàn)，固液比對(duì)pH以及硫酸根、各金屬含量的影響如圖1和圖2所示。不同固液比下，浸出液的pH隨時(shí)間增加均表現(xiàn)出顯著的下降趨勢(shì)，浸泡時(shí)間分別為1 h和8 h時(shí)，降低最為明顯。固液比為1∶8時(shí)的pH明顯大于1∶2和1∶4時(shí)。pH值整體逐漸降低是由于氫離子對(duì)煤矸石礦相的侵蝕作用。Fe、Mn的浸出量最大且浸出規(guī)律較為相似，浸出量隨時(shí)間的延長(zhǎng)顯著增加，且均在浸泡前期處于緩慢釋放階段，后期處于快速釋放階段，2者均屬于較易釋放元素。固液比為1∶2、1∶4、1∶8時(shí)，F(xiàn)e、Mn的最大浸出率分別為0.23%、0.19%、0.07%和32.75%、28.55%、14.35%，可見(jiàn)固液比越大越利于重金屬溶出。硫酸根的釋放量在不同固液比下均存在顯著差異，其含量表現(xiàn)為1∶2>1∶4>1∶8。

圖1 不同固液比下煤矸石靜態(tài)淋溶液pH值、Fe、Mn和濃度變化Fig.1 Changes of pH values, Fe, Mn and contents in coal gangue static leaching solution with different solid-liquid ratios

圖2 不同固液比下煤矸石靜態(tài)淋溶液重金屬濃度變化Fig.2 Changes of heavy metal content in coal gangue static leaching solution with different solid-liquid ratios

不同固液比條件下，Zn、Pb、Cu、Cd等4種重金屬含量存在顯著差異，均表現(xiàn)為1∶2>1∶4>1∶8。隨著浸泡時(shí)間的增加，Zn、Cd含量變化略平緩，僅在極小范圍內(nèi)波動(dòng)。Cu、Pb的釋放較為復(fù)雜，屬于間歇式釋放，特別是在固液比為1∶4和1∶8時(shí)，浸出過(guò)程中Cu和Pb的釋放量出現(xiàn)了2次峰值，第1次峰值的出現(xiàn)說(shuō)明在浸泡前期，煤矸石中的易交換態(tài)的Cu、Pb被釋放；第2次峰值的出現(xiàn)說(shuō)明了煤矸石中Cu、Pb的存在形式除易交換態(tài)外還有氧化態(tài)和絡(luò)合態(tài)。此結(jié)果與ZHANG等[18]所得結(jié)論相似。

2.1.2 煤矸石粒徑對(duì)重金屬釋放的影響

圖3 不同粒徑煤矸石靜態(tài)淋溶液pH值、Fe、Mn和濃度變化Fig.3 Changes of pH values, Fe, Mn and in static leaching solutions of gangue with different particle sizes

圖4 不同粒徑煤矸石靜態(tài)淋溶液重金屬濃度變化Fig.4 Changes of heavy metal content in static leaching solution of gangue with different particle sizes

2.2 動(dòng)態(tài)淋溶特征分析

2.2.1 各重金屬的淋溶規(guī)律

圖5 不同粒徑煤矸石動(dòng)態(tài)淋溶液pH值、Fe、Mn和濃度變化Fig.5 Changes of pH values, Fe, Mn and contents in dynamic leaching solutions of gangue with different particle sizes

圖6 不同粒徑煤矸石動(dòng)態(tài)淋溶液重金屬濃度變化Fig.6 Changes of heavy metal content in dynamic leaching solution of gangue with different particle sizes

2.2.2 煤矸石淋濾液中重金屬的累計(jì)釋放量

重金屬的累計(jì)釋放量是評(píng)價(jià)重金屬危害的重要依據(jù)，表示在淋濾期間內(nèi)的全部淋濾液中重金屬的絕對(duì)質(zhì)量。王心義等[25]在研究矸石堆放對(duì)土壤的重金屬污染效應(yīng)時(shí)，發(fā)現(xiàn)重金屬的總量是一個(gè)必要的參數(shù)值，且其總量越高，對(duì)環(huán)境的危害就越大。煤矸石淋濾液中重金屬的累計(jì)釋放量計(jì)算公式：

(2)

式中：q為金屬累計(jì)釋放量；n為采樣總次數(shù)；Ci為第i次采樣淋出液中重金屬的濃度；Vi為第i次淋出液的體積；m為柱內(nèi)矸石質(zhì)量。得到不同粒徑淋溶液中重金屬累計(jì)釋放量見(jiàn)表3。

表3 煤矸石中重金屬累計(jì)釋放量

由表3可知，小、中、大3種粒徑煤矸石的重金屬累計(jì)釋放量為Fe>Mn>Zn>Cu>Cd>Pb，而混合粒徑煤矸石的重金屬累計(jì)釋放量為Fe>Mn>Zn>Cu>Pb>Cd 。對(duì)比各重金屬在不同粒徑條件下的累計(jì)釋放量可發(fā)現(xiàn)，中粒徑的Fe、Mn累計(jì)釋放量最大，分別為152.940、42.690 mg/kg；小粒徑的Zn、Cu、Cd累計(jì)釋放量最大，分別為3.753、0.511、0.037 mg/kg。煤矸石的粒徑對(duì)其中重金屬的累計(jì)釋放量存在影響。

2.2.3 煤矸石中各種金屬的遷移方程

根據(jù)動(dòng)態(tài)淋溶試驗(yàn)結(jié)果，利用2次回歸方程對(duì)淋溶液中各重金屬的釋放量隨時(shí)間的變化進(jìn)行擬合。2次回歸方程為：Y=A+B1x+B2x2。擬合結(jié)果見(jiàn)表4和表5。

表4 不同粒徑煤矸石中各重金屬釋放量回歸擬合

表5 不同粒徑煤矸石中各重金屬釋放量回歸擬合

觀察回歸系數(shù)B1、B2，可以發(fā)現(xiàn)當(dāng)淋溶小粒徑煤矸石時(shí)，重金屬的釋放速率為Fe>Mn>Zn>Cu>Cd>Pb；淋溶中粒徑煤矸石時(shí)，重金屬釋放速率為Fe>Mn>Cu>Zn>Cd>Pb；當(dāng)淋溶大粒徑煤矸石時(shí)，重金屬釋放速率為Fe>Mn>Cu>Zn>Cd>Pb；當(dāng)淋溶混合粒徑煤矸石時(shí)，重金屬釋放速率為Fe>Mn>Cu>Zn>Cd>Pb。煤矸石中的重金屬釋放速率并沒(méi)有因其粒徑的不同而呈現(xiàn)出較為明顯的變化，這與李萬(wàn)鵬[26]所得結(jié)論相似。

根據(jù)擬合方程可知，重金屬的溶出量隨著淋溶時(shí)間的增長(zhǎng)而增加，二者呈多項(xiàng)式關(guān)系[27]。淋溶初期重金屬的釋放速率較快，但隨著淋溶時(shí)間的延長(zhǎng)，重金屬的溶出速率隨之逐漸減緩，淋溶后期重金屬以穩(wěn)定釋放的方式進(jìn)行。因此，在煤矸石堆放的過(guò)程中，重金屬的釋放量會(huì)日漸達(dá)到平衡。

2.3 生物毒性分析

明亮發(fā)光菌急性毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)表6，淋溶3 h后，淋溶液pH值較低、重金屬含量較高。不同粒徑煤矸石淋溶液的相對(duì)發(fā)光度均為0，屬于劇毒溶液。稀釋100倍后，各類污染物含量小于淋溶24 h后的淋溶液，然而其相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度為60%左右，處于中毒水平。相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度為中粒徑<混合粒徑<小粒徑<大粒徑，而相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度越小，溶液所表現(xiàn)出的毒性越高，由此可知本次試驗(yàn)中，中粒徑煤矸石淋溶液毒性最高。

表6 不同粒徑煤矸石淋溶液急性毒性

將煤矸石淋溶液重金屬含量對(duì)明亮發(fā)光桿菌活性影響的相關(guān)性進(jìn)行分析，結(jié)果見(jiàn)表7?？梢钥闯?種重金屬的含量均與菌活性為負(fù)相關(guān)，即均對(duì)其表現(xiàn)出抑制性。金屬含量對(duì)發(fā)光菌活性影響相關(guān)性的相關(guān)系數(shù)的絕對(duì)值越大，發(fā)光菌受到的毒性越大[28]。因此，發(fā)光菌對(duì)淋出液中不同重金屬元素的敏感性表現(xiàn)為Zn>Pb>Mn>Fe>Cu>Cd，其中Zn、Pb、Mn等3種重金屬的相關(guān)性最高，對(duì)明亮發(fā)光桿菌的生物活性起主要的抑制作用。

表7 重金屬含量對(duì)明亮發(fā)光桿菌活性影響相關(guān)性

3 結(jié) 論

1)不同固液比條件下煤矸石靜態(tài)淋出液的pH、硫酸根以及重金屬含量不同。固液比越大，靜態(tài)淋出液的pH、硫酸根以及Fe、Mn元素的含量越大；淋溶過(guò)程中重金屬元素Zn、Pb、Cu、Cd的溶出量隨固液比的增加并未表現(xiàn)出明顯的增加；不同粒徑煤矸石浸出液的pH及各重金屬元素的溶出量在短期內(nèi)的波動(dòng)性較大，大粒徑煤矸石的金屬溶出率最低，中粒徑略大于小粒徑。

2)動(dòng)態(tài)淋溶時(shí)，隨著淋溶時(shí)間的增加，不同粒徑的煤矸石淋出液pH值隨之不斷增加，硫酸根、重金屬元素隨之呈現(xiàn)出較為明顯的下降趨勢(shì)。不同粒徑的煤矸石其重金屬元素的累計(jì)釋放量也不同，中粒徑的Fe、Mn累計(jì)釋放量最大；小粒徑的Zn、Cu、Cd累計(jì)釋放量最大。重金屬的溶出量與淋溶時(shí)間呈多項(xiàng)式關(guān)系，煤矸石中重金屬的釋放速率并未因粒徑不同而表現(xiàn)出明顯的變化。根據(jù)擬合方程可知煤矸石在堆放過(guò)程中的重金屬釋放會(huì)日漸平衡。

3)通過(guò)明亮發(fā)光桿菌T3對(duì)淋溶3 h時(shí)的淋溶液進(jìn)行了生物毒性分析。樣品溶液未稀釋時(shí)呈劇毒狀態(tài)，稀釋100倍后不同粒徑淋溶液的相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度在56%～65%，中粒徑淋溶液的發(fā)光強(qiáng)度為56%，毒性相對(duì)較大。相關(guān)性分析表明6種重金屬均對(duì)發(fā)光菌的活性表現(xiàn)出抑制性，Zn、Pb、Mn等3種重金屬起主要抑制作用。