模擬喀斯特環境下鉛鋅冶煉廢渣重金屬釋放特征及生物效應*

劉明鳳 吳永貴,2,3# 李曉涵 文吉昌

(1.貴州大學資源與環境工程學院，貴州 貴陽 550025；2.貴州大學應用生態研究所，貴州 貴陽 550025；3.貴州喀斯特環境生態系統教育部野外科學觀測研究站，貴州 貴陽 550025)

歷史上，貴州水城、赫章、威寧、畢節等地開展大規模土法煉鋅活動，遺留了大量含重金屬的鉛鋅冶煉廢渣，且這些地區是典型的喀斯特環境，主要以碳酸鹽巖為基礎，含有豐富的Ca，土壤中的Ca可達1～3 g/kg，會對重金屬遷移轉化以及生物毒性效應產生影響[1-5]。但目前為止，Ca對重金屬交換態影響的相關研究結論尚不一致，有研究表明，在碳酸鈣含量較高的土壤中，重金屬與碳酸鈣發生化學反應形成重金屬的堿化物或難溶于水的碳酸鹽，通過改變土壤的性質而影響土壤結構，增加土壤對重金屬的吸附量和吸附強度，減少重金屬向環境中遷移擴散[6-9]。崔明陽等[10]通過向土壤中添加碳酸鈣研究了土壤對7種重金屬吸附解吸的影響，發現碳酸鈣能增大土壤對重金屬的蓄積能力。而且碳酸鈣還能影響重金屬的賦存形態及生物有效性，顯著降低Cu、Zn、Pb、Cd和Ni有效態的含量和交換態的比例，減少植物與微生物對重金屬的吸收[11-14]。何真真等[15]的研究則發現氯化鈣對Cd有一定的活化作用，能提高植物對Cd的吸收和累積能力。郭朝暉等[16]8-10也發現氯化鈣中的Ca能激發重金屬活性，對土壤中Cd、Zn 的解吸有明顯促進作用，并增加了土壤交換態Cr的比例，促進重金屬向環境釋放。崔斌等[17]研究發現重金屬釋放會污染周圍環境，并對生物產生毒害作用，而Ca作為多種酶的組分和激活劑，能維持細胞正常活動，與重金屬競爭有效結合位點，可緩解重金屬對生物的毒性[18-21]。韋東普等[22]1390研究青海弧菌(Vibrioqinghaiensis) 在不同背景溶液下的毒性效應，發現土壤浸提劑為 0.01 mol/L氯化鈣時能明顯降低重金屬Cu對青海弧菌的毒性。然而到目前為止，關于喀斯特環境下Ca對植物在鉛鋅冶煉廢渣生態修復過程中廢渣重金屬向水體的釋放遷移及生物效應的研究相對較少。為此，本研究以位于黔西北喀斯特地區的鉛鋅冶煉廢渣生態修復示范基地中植物-鉛鋅冶煉廢渣體系為參考，通過在鉛鋅冶煉廢渣中添加難溶性鈣鹽(碳酸鈣)與易溶性鈣鹽(氯化鈣)模擬喀斯特環境，并種植耐性植物黑麥草(LoliumperenneL.)進行動態淋濾實驗，研究難溶性鈣鹽(碳酸鈣)與易溶性鈣鹽(氯化鈣)下鉛鋅冶煉廢渣中重金屬的淋出及淋濾液對發光細菌的毒性效應，以期為喀斯特地區金屬冶煉渣場污染的原位控制與無土快速生態修復提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試廢渣

供試鉛鋅冶煉廢渣采自貴州威寧猴場鎮群發村(北緯26°41′，東經104°43′)，主要包括鉛鋅礦冶煉礦渣、煤灰渣、燒結罐殘片等，廢渣中Cu、Pb、Zn、Cd與《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中pH>7.5時的重金屬含量相比，廢渣中Cu、Pb、Zn、Cd嚴重超標(見表1)。所有采集樣品自然風干，除去樣品中的植物殘根、枯枝落葉、蟲體等雜物，過2 mm篩備用。

表1 鉛鋅冶煉廢渣的基本理化性質

1.2 淋濾實驗

為了能在重金屬含量較高的鉛鋅冶煉廢渣上培植植物，在鉛鋅冶煉廢渣中增加了富含C、N、P營養元素的發酵秸稈作為改善植物生境的改良劑；實驗設計空白組和添加鈣鹽的處理組，空白組只添加改良劑不添加鈣鹽，添加鈣鹽的處理組則添加難溶性碳酸鈣或易溶性氯化鈣，以1、2、4 g/kg的添加量加入到廢渣基質中(見表2)，每個添加量3個平行。淋濾柱為高40 cm，內徑為110 mm的聚氯乙烯(PVC)管(PVC管下部過濾層為紗布，防止礦渣進入淋濾液，柱下接燒杯收集淋濾液)，管內基質總量為3 kg，裝管后每管加去離子水保持含水率為最大田間持水量的60%左右，穩定15 d后，選擇顆粒飽滿、成熟度一致的黑麥草種子，用自來水沖洗后再用蒸餾水沖洗3次，均勻播種于管內基質中，播種深度為0.5～1.0 cm。定期澆水保持每管廢渣的含水率維持在最大田間持水量的60%左右，培養3個月后，開始淋濾，淋濾液總體積為7 000 mL，分4次淋濾并收集淋濾液，每次淋濾間隔2周。

表2 淋濾柱實驗設置

1.3 樣品收集與分析測試方法

每次取出淋濾液存放于聚乙烯瓶中，一部分用于pH、EC、Eh、生物毒性的測試，一部分過0.45 μm的微孔濾膜存于離心管(加入濃HNO3使pH<2)用于Ca、Mg、重金屬(Cu、Pb、Zn、Cd)的測定。

淋濾液pH使用 pH 計(PHSJ-3F型)測定、EC用EC儀(DDS-11A型)測定，Eh采用Eh測定儀(ORP-422型)測定。淋濾液中Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd濃度采用《水和廢水監測分析方法(第四版)》中推薦的實驗方法，利用火焰原子吸收光譜儀(TAS-990AAS型)測定。

淋濾液生物毒性測定方法：將4 ℃保存的發光細菌(青海弧菌)接種在新鮮的固體培養基上，22 ℃培養12 h，挑取適量的菌落接種于液體培養基，22 ℃恒溫振蕩培養12～16 h，供毒性測試使用。取150 μL的待測樣品于酶標板中，加入50 μL培養好的菌液，使每個孔的總體積達到200 μL，將酶標板放入酶標儀(SuperMax 3000FL型)中振蕩，保持酶標儀內溫度22 ℃，測試反應時間在15 min的發光強度。相對發光強度=樣品發光強度/空白組發光強度×100%。

1.4 數據處理與分析方法

對數據進行ANOVA方差分析和差異顯著性檢驗(p<0.05)，并采用 Duncans法進行多重比較，同時對淋濾液理化性質、Ca、Mg、重金屬、相對發光強度進行Pearson相關性分析。

2 結果與討論

2.1 不同外源鈣鹽對淋濾液理化性質的影響

各處理組淋濾液pH、EC、Eh變化見表3，在廢渣中添加不同外源鈣鹽后淋濾液的pH大體隨淋濾次數的增加而增加，而EC大體降低，Eh先增加后降低。在同一淋濾次數下，與CK相比，氯化鈣能降低淋濾液的pH，這是因為氯化鈣屬于可溶性酸性鹽，在水環境中能夠電離出H+，使溶液的pH降低[23]。在第2次淋濾時，CK淋濾液EC最低，添加氯化鈣的處理組淋濾液EC隨添加量的增加呈上升趨勢，CL3處理達到最大，原因在于兩點：一是氯化鈣易溶于水，淋濾時以離子狀態進入淋濾液，二是添加氯化鈣增加了淋濾液中離子濃度，使淋濾液的EC增加。添加碳酸鈣的處理組淋濾液EC與CK基本無顯著差異，Eh在第1次和第2次淋濾時均顯著低于CK，且隨添加量的增加呈下降趨勢，說明添加碳酸鈣對淋濾液EC無明顯影響，能顯著降低淋濾液的Eh。FENG等[24]的研究表明，外源添加劑碳酸鈣能增加土壤中細菌豐度，細菌活動增強從而間接降低土壤Eh。

表3 不同鈣鹽添加對淋濾液pH、EC、Eh的影響1)

不同外源鈣鹽添加對淋濾液中Ca、Mg濃度影響見圖1，與CK相比，添加碳酸鈣的3個處理組對淋濾液中Ca、Mg濃度無顯著影響。在第1次和第2次淋濾時，添加氯化鈣的3個處理組能顯著增加淋濾液中Ca的濃度，淋濾液Ca濃度分別為CK的3.50～7.78(第1次淋濾)、1.51～4.51(第2次淋濾)倍，這與氯化鈣易溶于水有關，廢渣中含有高濃度的氯化鈣，在淋濾時溶于水，大量的Ca進入淋濾液中，使淋濾液Ca濃度增加。氯化鈣的添加同時會增加Mg的淋出濃度，淋濾液中Mg濃度為CK的1.10～1.23(第1次淋濾)、1.08～1.16(第2次淋濾)倍，這是因為添加氯化鈣增加了廢渣中的Cl，而在高氯環境中，Mg能與Cl結合，隨水向土壤下層移動，在淋溶條件良好的情況下，可促進土壤中Mg的淋出[25]。Ca、Mg濃度總體表現為CL3最高，CL2、CL1次之，CO3、CO2、CO1、CK相對較低。

圖1 不同處理對淋濾液Ca、Mg質量濃度的影響Fig.1 Effect of different treatments on Ca and Mg mass concentration in the leachates

2.2 不同外源鈣鹽對淋濾液中Cu、Pb、Zn、Cd濃度的影響

不同外源鈣鹽添加對淋濾液中重金屬濃度的影響見圖2。在第1次淋濾時，添加一定量難溶性的碳酸鈣大體能降低淋濾液中Cu、Zn濃度，CO2淋濾液Cu質量濃度最低，為0.91 mg/L，CO3淋濾液Zn質量濃度最低，為1.33 mg/L，這是由于碳酸鈣的CO3可能與重金屬Cu、Zn生成更難溶的重金屬碳酸鹽，從而對重金屬起到鈍化穩定化作用[26]。在第2～4次淋濾時，外源鈣鹽促進了廢渣中Cu的淋出，這與植物生長有密切關系，外源鈣鹽的添加能緩解重金屬對植物的危害，促進植物生長，而生長過程中產生的根系分泌物能活化廢渣中的Cu，使Cu更易淋出[27-29]。在第3～4次淋濾時，添加碳酸鈣的3個處理組淋濾液Zn濃度均低于CK，說明在后期碳酸鈣的存在能降低廢渣中水溶性Zn含量，減少Zn的遷移。外源鈣鹽添加大體會促進重金屬Pb和Cd的淋出，其中在第1次淋濾時，CO1、CO2、CO3、CL1、CL2、CL3淋濾液中Pb濃度呈“V”型變化，CO3達到最低，而淋濾液中Cd濃度呈階梯型變化，總體表現為添加氯化鈣能顯著增加Pb、Cd淋出濃度。這一方面是添加氯化鈣增加了廢渣中的Ca，其與重金屬發生“陪補效應”，共同競爭廢渣中有效吸附位點，使重金屬吸附位點減少，從而增加重金屬的溶出[16]9。另一方面是Cl能夠吸引金屬偏離原來位置，隨著時間的增加，金屬擴散到水溶液中[30]。丁軍丹[31]向可溶性鹽溶液中加入金屬，通過測量金屬單位面積質量減少量，發現氯化鈣的水溶液能夠腐蝕金屬。總體而言，外源鈣鹽的存在會促進廢渣中重金屬的溶出。

圖2 不同處理對淋濾液中重金屬質量濃度的影響Fig.2 Effects of different treatments on the mass concentration of heavy metals in the leachates

重金屬(Cu、Pb、Zn、Cd)淋出濃度總體上表現為Zn>Cu>Pb>Cd，淋出濃度總體隨著淋濾次數的增加而降低，說明重金屬的溶出主要發生在淋濾前期，在后期基本保持穩定或低量溶出，這與馬少健等[32]的研究結果相似，其原因可能是淋濾初期廢渣顆粒表面硫化礦物較多，易發生氧化反應，使弱吸附態金屬解吸進入淋濾液，而隨著淋濾次數的增加，廢渣中硫化礦物含量不斷下降，淋濾液必須進入到顆粒內部才能發生反應，反應速度下降，從而導致重金屬淋出濃度下降。

2.3 不同外源鈣鹽對淋濾液的發光細菌相對發光強度的影響

不同處理組淋濾液對發光細菌的相對發光強度的影響見圖3，整個淋濾階段內，淋濾液中發光細菌的相對發光強度大體呈現先升高后降低的趨勢，外源添加適量鈣鹽對淋濾液的毒性有緩解作用。第1次淋濾時，各組淋濾液相對發光強度介于18.81%～37.70%，第2次淋濾時，各組淋濾液相對發光強度迅速升高，上升35.23～66.20百分點。結合圖2可知，第1次淋濾時，CL1淋濾液中Cu、Pb、Zn、Cd濃度較CK均增加，但其相對發光強度高于CK，第2次淋濾時，CL1和CL3淋濾液中Cu、Pb、Zn、Cd濃度均顯著高于CK，但淋濾液的發光細菌相對發光強度與CK無顯著差異，這是因為淋濾液中Ca濃度處于能緩解重金屬毒性效應的劑量水平，而Ca的半徑和重金屬(Cu、Pb、Zn、Cd)半徑相對接近，能與其競爭生物-水表面結合位點，取代重金屬進入生物體內，從而降低重金屬對生物的毒性效應[22]1390,[33]。CL3在第1次淋濾時，淋濾液的相對發光強度明顯低于CK，而在第2次淋濾時，與CK無顯著差異，是由于實驗所用發光細菌屬于淡水菌，在第1次淋濾時Ca的淋出濃度較高，淋濾液中鹽度過高不利于發光細菌的生長。淋濾中后期(第3～4次淋濾)，各處理組淋濾液的相對發光強度大體高于CK，可能是隨著淋濾次數的增加，淋出重金屬濃度降低，Ca在低濃度下也能緩解重金屬對發光細菌的毒性作用。

圖3 不同處理對淋濾液的發光細菌相對發光強度的影響Fig.3 Effect of different treatments on relative luminous intensity of luminescent bacteria in the leachates

2.4 淋濾液理化性質、重金屬和相對發光強度的相關性和主成分分析

主成分分析中兩個排序軸(PCA1(68.07%)、PCA2(20.85%))共同解釋了88.92%的總變量，將其作為主成分軸(見圖4)。淋濾液EC和Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd濃度在PCA1上為正相關，pH、Eh、相對發光強度在PCA1上為負相關。pH和Cu、Pb濃度在PCA2上為正相關，Eh、相對發光強度和Ca、Mg、Zn、Cd濃度在PAC2上為負相關，結合相關性分析(見表4)，其整體上表現為EC、Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd之間呈現極顯著正相關關系(p<0.01)，EC、Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd與pH存在極顯著負相關關系(p<0.01)，相對發光強度與Cu、Pb、Cd呈負相關且有顯著性，其中與Cu、Pb具有極顯著負相關性(p<0.01)，與Cd具有顯著負相關性(p<0.05)，說明Cu、Pb、Cd對發光細菌有很強的毒性作用，能使其發光效應減弱，毒性大小為Pb>Cu>Cd，這是由于重金屬可取代發光細菌反應酶的必需輔助因子，從而影響發光反應中酶的催化代謝途徑[34]。

圖4 主成分分析Fig.4 Principal component analysis

表4 相關性分析1)

3 結 論

(1) 不同外源鈣鹽的存在會影響鉛鋅冶煉廢渣淋濾液的理化特征。難溶性碳酸鈣能顯著降低淋濾液的Eh，但對淋濾液pH和EC的影響無明顯規律；易溶性氯化鈣能降低鉛鋅冶煉廢渣淋濾液pH，提高淋濾液的EC，增加淋濾液Ca、Mg濃度。隨著淋濾次數的增加，各處理組淋濾液pH大體逐漸增加，EC大體降低，Eh呈先增加后降低趨勢。

(2) 不同外源鈣鹽的存在會促進廢渣中重金屬的溶出。兩種鈣鹽影響下淋濾液中重金屬濃度總體表現為Zn>Cu>Pb>Cd，說明Zn較其他3種重金屬更易溶出，且在整個淋濾周期內，重金屬的淋出濃度總體上隨淋濾次數的增加而降低。適量濃度的難溶性碳酸鈣在第1次淋濾時能降低淋濾液中Cu、Zn濃度。

(3) 不同外源鈣鹽的存在會影響淋濾液對發光細菌的生物毒性效應。重金屬對發光細菌具有一定的毒害作用，外源添加適量濃度的鈣鹽能夠緩解淋濾液中重金屬對發光細菌的毒害作用，而添加鈣鹽濃度過高則會抑制發光細菌的生物活性，增強淋濾液對發光細菌的毒性。