基于化學-微生物法的煤矸石山酸化污染原位控制技術研究進展

朱 琦，胡振琪，葉 春，李春華，李 沖

(1.中國環境科學研究院，湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室，國家環境保護湖泊污染控制重點實驗室，北京 100012；2.中國礦業大學環境與測繪學院，江蘇 徐州 221116；3.中工國際工程股份有限公司，北京 100080)

0 引 言

煤炭一直以來都是我國的主體能源[1]。2021年我國的原煤總產量為41.3億t，比2020年增加5.7%，占國家能源消費總量的56.0%[2]。 作為當今世界第一大煤炭生產國和煤炭消費國，我國全年煤炭產量占全球煤炭產量的50.53%。 隨著煤礦區開采活動的增加和煤礦開發規模的擴大，對礦區及其周邊區域生態的破壞與環境的污染也日趨嚴重[3-5]。

煤矸石是煤炭開采以及洗選過程中產生的固體廢棄物，占原煤產量的10%～30%[6-7]。受限于技術和成本，目前我國對煤矸石的綜合利用率雖然在逐年增加，但仍舊處于較低水平(約為60%)[8]，并且矸石存量正在以2.8億t/a的速度增加[9]，已成為我國排放量最大的工業固體廢棄物。在煤炭生產過程中，大量煤矸石因無法及時利用和處置，只能就近露天堆存形成煤矸石山。據不完全統計，我國現存的矸石總積存量可達45億t，堆積形成的矸石山數量達2 600余座[10-11]，占壓土地面積超過1.2萬hm2。

在露天堆存過程中，煤矸石含有的黃鐵礦等硫化物經過雨水淋溶，以及細菌催化等影響下發生氧化、釋放熱量[12]，在堆體內部蓄積后引發矸石中殘碳自燃，產生大量H2S、CO、SO2等大氣污染物[13]；同時在接觸雨水后產生含有高濃度硫酸鹽和大量重金屬離子[14]的酸性礦山廢水(Acid Mine Drainage，AMD)[15-16]。煤矸石中殘碳燃燒后轉化成CO或CO2進入大氣環境，導致矸石山自燃后內部結構變得更加松散，可能發生滑坡、垮塌等災害[13]。而且因其內部溫度較高，可以達到800～1 000 ℃，遭遇強降雨時會令入滲雨水汽化、生成CO和H2，從而引發煤矸石山體爆炸，造成人員傷亡和財產損失[17]。據不完全統計，我國現存的矸石堆場有1/3存在不同程度的自燃現象[18]。由采煤廢石堆場酸化自燃所引發的一系列社會問題和生態環境問題，目前已經成為我國煤礦區土地復墾與生態修復工作的焦點[19]。

目前，我國煤礦普遍采用的煤矸石堆場抑氧控酸措施主要是針對需要長期堆存的煤矸石山，原理是通過碾壓、惰性材料覆蓋等方法物理阻隔氧氣接觸煤矸石的途徑[20-21]。然而，在煤礦內還存在大量需要短期堆存的煤矸石，即煤矸石僅在礦區內臨時存放數個月或數十個月，堆場內不斷發生舊矸石被運走、新排放矸石補入的動態平衡過程。這種情況下，采用覆蓋、碾壓等措施不僅成本高，而且機械設備取用矸石時可能會破壞隔氧層，進而導致抑氧措施失效[22]。 隨著我國對煤矸石綜合利用率提高和利用方式多元化，煤矸石越來越多地被用于制造基建材料、充填復墾和燃燒發電等用途[23]，礦區對煤矸石臨時堆儲期間抑氧控酸措施的需求也日漸增長。

近年來，國內外科研工作者研究發現，煤矸石的氧化還原過程受到微生物調控。通過施加殺菌劑、微生物相互作用等化學-微生物方法抑制煤矸石氧化，能夠在短期內有效控制煤矸石酸性污染，對于礦區生態環境保護具有重要的現實意義。

1 抑制氧化菌的煤矸石酸性污染抑制技術

國內外研究發現，煤矸石中含硫化合物氧化過程主要受到氧化菌生物催化作用影響。這類微生物以嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌(Acidithiobacillusferrooxidans，A.ferrooxidans)為代表，它們可以明顯提高二價亞鐵離子氧化反應生成三價鐵離子的速率。通過比較得出，在A.ferrooxidans生長活躍的環境中，硫鐵礦的氧化速度猛增了50～60倍，可見這類微生物是導致煤矸石酸化污染的重要原因。早在1947年，COLMER等[24]就對酸性礦山廢水中催化亞鐵離子氧化的微生物進行了研究，并且成功分離出一株A.ferrooxidans菌株。LEATHEN等[25]在1953年首次提出能夠采用抑制氧化菌生長的方式，有效減少因高硫煤矸石堆場氧化而產生的酸化污染。NOSA[26]認為AMD是礦山尾礦中含硫礦物(主要是黃鐵礦FeS2)氧化后產生的，而影響該過程的兩大因素分別是化學氧化劑(O2、Fe3+)和A.ferrooxidans。

殺菌劑能夠顯著降低環境微生物的活性并影響其在環境中的行為。國外學者自20世紀80年代就開始嘗試在矸石山治理過程中使用抑菌技術來控制氧化和產酸，并獲得了許多成果。自1981年以后，多名科研工作者相繼開展了關于苯甲酸、 山梨酸、 烷基苯磺酸鈉以及十二烷基硫酸鈉(SDS)對A.ferrooxidans抑制作用的研究，結果表明，其中SDS對氧化菌活性的控制效果最好[27]。SAND[28]通過一個長期與德國和羅馬尼亞的合作項目得出，異噻唑啉酮、有機材料和碎石灰石覆蓋對減少煤礦廢棄物中金屬和硫的釋放有一定影響。 HUGO[29]通過研究證實了A.ferrooxidans的細胞質膜的半透性能可以通過洗滌劑來改變。RAO[30]經過酸性條件下的實驗發現，丙酮酸可以在微生物的細胞內積累，實現對A.ferrooxidans硫氧化過程的抑制。 PENG等[31]提出表面活性劑Tween-80能夠影響A.ferrooxidans的胞外蛋白以及細胞EPS組成和表達，進而阻斷細菌對硫的代謝過程。

近年來，隨著人們對殺菌劑的環境風險愈發重視，一些易降解、對環境影響小的有機殺菌劑開始被研究人員選擇作為煤矸石山氧化抑制材料，如食品防腐劑和陰離子表面活性劑(anionic urface-tants)等[32]。 HU等[33]從中國山西的煤矸石樣品中分離出了能夠催化硫鐵礦氧化的A.ferrooxidans菌株，并且探究了以上3種有機殺菌劑(SDS、三氯生和卡松)抑制A.ferrooxidans活性的效果和機理。研究結果表明：濃度為10 mg/L SDS、16 mg/L的三氯生和30 mg/L卡松溶液均能有效殺死A.ferrooxidans，Fe2+氧化抑制率可達到74%～85%。

2 利用硫酸鹽還原菌的煤矸石酸性污染修復技術

硫酸鹽還原菌(sulfate-reducing bacterium，SRB)是指能夠在適宜條件下將硫酸鹽、亞硫酸鹽、硫代硫酸鹽、連二亞硫酸鹽等硫氧化物和元素硫還原成S2-的原核微生物[34]。 目前已報道的SRB共有18個屬，40多個種[35]，大多為嚴格厭氧菌(圖1)[36-37]。

圖1 SRB的電鏡照片

利用SRB處理礦區廢石堆場酸化污染是當前國際上最具有應用前景的方法之一。該技術屬于微生物修復法，其基本原理主要是利用SRB在厭氧環境中轉化硫酸根離子，催化氧化有機碳和提高pH值，產生S2-與溶液中的重金屬離子反應生成難溶性沉淀物[41]，其反應過程見式(1)和式(2)。

SO42-+CH3COO-→2HCO3-+HS-

(1)

S2-+Me2+→MeS↓

(2)

式中，Me為金屬元素。

在處理酸性廢水時還會發生式(3)所示反應，HS-與廢水中的H+結合，形成H2S氣體從水中逸出，從而降低廢水的酸性。

HS-+H+→H2S↑

該方法處理AMD具有經濟適用、無二次污染等優勢[42-43]。1969年TUTTLE等[44]就提出可以采用向廢水中加入有機廢物的方法為SRB提供碳源，以提高水中SRB活性來處理酸性礦山廢水。在此基礎上，MAREE等[45]在1987年以糖蜜作為外加碳源，利用SRB處理金礦的酸性廢水，不但將出水水質由原本的酸性提升至中性，而且令水中的硫酸鹽含量降低了95%以上。SERGEY[46]選擇乙醇作為碳源，利用UASB反應器中在厭氧環境下處理含高濃度硫酸鹽的廢水，該方法對硫酸鹽還原率可以達到80%。但不同pH環境和不同種類菌株對硫酸鹽還原率影響很大。ELLIOTT等[47]開展了SRB處理酸性礦山廢水試驗，發現在pH值為3.25條件下，硫酸根離子還原率僅為38.4%，當pH值降低至3時，硫酸根離子的還原率會進一步下降至14.4%。JONG等[48]將乳酸鹽作為碳源，利用SRB混合菌種處理含有多種金屬離子(如Cu、Zn、Ni、Fe、Al、Mg和As)的酸性礦山廢水，結果表明，在pH值從4.5提升至7.2的過程中，Cu、Zn、Ni的去除率均大于97.5%，Fe去除率大于82%，As去除率大于77.5%，但對于Mg和Al的處理效果不佳。該研究認為，SRB去除重金屬Cu、Zn、Ni、Fe的途徑主要是通過還原硫酸鹽產生的硫離子與金屬離子結合，形成難溶的硫化物沉淀，而對As的去除率較低則可能是因為生物吸附或者與Cu、Zn、Ni、Fe的離子共沉。

早在1994年，胡文容等[49]就提出了利用SRB處理煤礦產生的酸性廢水。馬保國等[50]在2008年從酸化污染的煤矸石堆場周邊土壤中分離出高效SRB，硫酸鹽還原率可達94.3%。 在此基礎上，胡振琪等[51]提出將該SRB菌株應用于煤礦酸性廢石堆的酸化污染修復中，外加少量碳源條件下經過21 d培養后，可將煤矸石浸出液pH值提升至7.02。 唐婕琳等[38]、佘臣杰等[52]采用類似方法從湖南某煤礦土壤分離SRB，能夠在2 d時間內將溶液的pH值從4提升至6.5，并去除溶液中的重金屬離子。但SRB的厭氧特性限制了它在煤矸石山等露天場地中的應用，因此，朱琦[53]采用厭氧-好氧交替的分離方法，從風化煤矸石中分離出一株兼性厭氧的SRB，在好氧培養條件下仍然能保持73.41%的硫酸鹽還原率。目前分離鑒定的SRB生理生化特性情況見表1。

3 基于化學-微生物協同的煤矸石山酸化污染原位控制技術

目前，人們對于有機殺菌劑的主要擔憂集中在大量殺菌劑進入土壤或水體后可能對環境產生的影響[55-56]。因此，需要尋找一種有效途徑將殺菌劑降解[56]，才能避免由施用殺菌劑帶來的二次污染[58-59]。此外，雖然施用殺菌劑可以抑制酸性廢水的產生，但對于已經存在的酸化污染沒有去除能力，需要與其他污染修復方法聯合使用以達到抑制氧化和控制污染的效果。

而SRB屬于異養型細菌，必須依賴于外加碳源才能良好生長[60]，這成為制約SRB應用的主要限制因素之一。為了增加利用SRB治理廢水的應用潛力，一些研究人員采用較廉價的碳源來替代傳統碳源，如狄軍貞等[61]研究證明利用蔗糖渣可以作為SRB的碳源；肖利萍等[62-63]通過研究得出，將雞糞和木屑混合物的發酵產物用作有機碳源也具備可行性。CHANG等[64]和ZAGURY等[65]將多種天然有機廢棄物作為SRB碳源的效果進行了對比分析，包括木屑及其經過發酵后的產物、有機污泥和高有機質含量的土壤，研究發現，采取發酵等方法對天然有機物碳源進行處理，能夠提高SRB對碳源的利用效率。

圖2 有機殺菌劑與SRB協同抑制煤矸石氧化的原理示意圖

4 展 望

采用化學-微生物法控制煤矸石山酸化污染是一項極具發展潛力的環境治理技術。化學殺菌劑通過短期內抑制氧化菌對煤矸石的催化氧化作用，降低煤矸石的氧化反應速率；SRB能夠還原煤矸石氧化后產生的硫酸鹽，從而減少酸性廢水產生和固定金屬陽離子；而將殺菌劑與SRB協同使用，可以在提高修復效果的同時彌補兩種方法的缺點。國內外學者已經對殺菌劑的選擇、SRB的分離及其修復煤矸石酸化污染的效果進行了大量研究，但在實際應用中仍然存在很多現實問題，下一步研究可以從以下幾方面深入展開。

1) 提高SRB修復效率研究。除了改進富集、分離和純化方法，以篩選出修復效率更高、抗逆性更好的SRB菌株以外，也可以通過基因工程的手段，人為提高SRB對底物的利用效率，從而改良其固硫能力；或者植入高效降解有機殺菌劑的基因片段，以提高菌株對高濃度殺菌劑的耐受性和降解效率。

2) 改良殺菌劑研究。研發出對環境影響小、對氧化菌抑制效果強，并且容易生物降解的新型環保殺菌劑，對于抑制煤矸石山酸化具有重要意義。此外，應當制備出能夠針對A.ferrooxidans進行特異性抑制的專性殺菌劑，并且不會影響到其他微生物的正常生長，就可以與更多種類的環境微生物協同使用，強化污染修復效果。

3) 緩釋殺菌劑研究。在實際工程中，殺菌劑會因為雨水沖刷、生物降解等原因流失，因此只能在短期內抑制煤矸石氧化。通過將殺菌劑與保水材料制備成緩釋劑，可以有效延長對氧化菌的抑制時間，并且為SRB提供穩定的碳源，長期保持SRB的生長活性，可能會成為一個重要的研究方向。