兩種水系覆蓋對(duì)富硫煤矸石的原位污染控制效果*

姚倫芳 吳永貴 付天嶺

(1.貴州交通職業(yè)技術(shù)學(xué)院， 貴陽(yáng) 550008； 2.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院， 貴陽(yáng) 550025)

兩種水系覆蓋對(duì)富硫煤矸石的原位污染控制效果*

姚倫芳1吳永貴2付天嶺2

(1.貴州交通職業(yè)技術(shù)學(xué)院， 貴陽(yáng) 550008； 2.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院， 貴陽(yáng) 550025)

水系覆蓋；粉煤灰；垃圾滲濾液；煤矸石；原位控制

煤矸石是采煤過(guò)程和洗煤過(guò)程中排放的固體廢物，是一種在成煤過(guò)程中與煤層伴生的一種含碳量較低、比煤堅(jiān)硬的黑灰色巖石，占采煤總量的10%～25%[1]。燃煤消耗的不斷增加，使得煤矸石的產(chǎn)量也隨之增加，但與之相應(yīng)的煤矸石資源化利用水平依然處于較低水平[2]，大量未經(jīng)處理的煤矸石均是露天堆放。由于水、氧氣、微生物等因素聯(lián)合作用，露天堆放的煤矸石產(chǎn)生了大量的煤礦酸性廢水(AMD)[3-4]，這些廢水含有較高濃度的重金屬離子和其他有毒有害物質(zhì)，并且占用大量土地，產(chǎn)生揚(yáng)塵和有毒氣體，這將對(duì)土壤、水體和大氣環(huán)境造成極大危害[5-7]。目前，針對(duì)礦區(qū)煤矸石所造成的嚴(yán)重環(huán)境污染，國(guó)內(nèi)外都予以高度重視并采取了相應(yīng)的控制措施，但是，傳統(tǒng)的煤矸石污染控制大多為末端治理技術(shù)[8]，由于煤矸石長(zhǎng)年累月污染的釋放，導(dǎo)致處理成本更高和處理周期更長(zhǎng)。因此，積極研發(fā)煤矸石污染的源頭控制技術(shù)是當(dāng)前嚴(yán)峻形勢(shì)下的迫切要求。

針對(duì)煤矸石污染的原位控制研究，國(guó)內(nèi)外的主要技術(shù)有水系覆蓋、表面覆蓋[9](表面覆土、添加石灰等堿性物質(zhì)[10]和覆蓋富含有機(jī)質(zhì)物質(zhì)的活性污泥或堆肥[11-12]等)、鈍化劑[13]及殺菌劑[14]處理等，水系覆蓋有淺水、池塘浸沒[15-16]、地下礦井水淹封閉、尾礦水下儲(chǔ)存煤矸石[17]，以及向浸沒液中添加堿性物質(zhì)等，煤矸石的氧化受到堿性物質(zhì)和有機(jī)物質(zhì)的抑制，能從源頭上有效控制煤矸石污染。在諸多方法中利用粉煤灰和垃圾滲濾液做覆蓋材料還少見報(bào)道。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)用煤矸石樣品來(lái)自貴州省貴陽(yáng)市花溪麥坪鄉(xiāng)處于開采煤礦區(qū)的矸石堆場(chǎng)，煤矸石表面已部分風(fēng)化。采用便攜式X射線熒光光譜分析儀測(cè)定煤矸石樣品的基本元素組成。煤矸石樣品帶回實(shí)驗(yàn)室風(fēng)干。并粉碎過(guò)2 mm尼龍篩備用；粉煤灰樣品采自貴州省貴陽(yáng)電廠，干灰；垃圾滲濾液樣品采自貴州省貴陽(yáng)市高雁垃圾填埋場(chǎng)滲濾液收集池。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)及方法

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

所有數(shù)據(jù)分析采用DPS2000統(tǒng)計(jì)分析軟件包和Origin8.5作圖。處理間的差異顯著性用單因子方差分析(ANOVA)測(cè)驗(yàn)；處理間平均數(shù)差異顯著性的多重比較采用Duncan’s新復(fù)極差法， 進(jìn)而評(píng)價(jià)不同處理污染物質(zhì)溶出的控制效果。

2 結(jié)果及討論

2.1 實(shí)驗(yàn)樣品的基本特征

實(shí)驗(yàn)用煤矸石樣品主要含有Si(62.26±0.85)、Al(13.02±0.99)、Fe(86.97±0.61)、Mn(0.52±0.07)、K(10.40±0.28)、Ca(4.32±0.17)、Ti(8.92±0.10) g/kg，含有微量的Cu(0.120±0.016)、Zn(0.101±0.011)、Cr(0.067±0.020)、V(0.323±0.060) g/kg等，這些重金屬元素均為有毒有害重金屬元素，可以通過(guò)風(fēng)化淋溶作用從煤矸石中溶出釋放進(jìn)入水體或滲入土壤，從而會(huì)嚴(yán)重影響周邊及下游的水生和農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)[18-19]。此外，煤矸石中還含有7.27%左右的S， 煤矸石中主要以還原性S為主，此處全部以還原性S計(jì)，參照Sobek產(chǎn)酸潛力計(jì)算方法[20]，樣品中總酸(H2SO4) 潛力約為222 kg/t，呈現(xiàn)出較強(qiáng)的產(chǎn)酸能力.

2.2 不同水系覆蓋處理上覆水樣中pH、EC、Eh的變化規(guī)律

對(duì)照處理上覆水樣中的pH從初始浸泡液的7.43下降到1w后的4.79，1.5 y后降至2.52(圖1a)；EC在起始的2周內(nèi)維持在較低水平(650 μs/cm左右)，稍高于浸沒液自來(lái)水的EC值(554 μs/cm，1.5 y后升高到3 730 μs/cm 較高水平(圖1b))；同時(shí)Eh 1.5 y后上升到502 mv(圖1c)。

圖1 不同處理上覆水樣pH(a)、EC(b)、Eh(c)的變化規(guī)律

粉煤灰還含有較為豐富的硅、鋁、鈣等氧化物[23]，隨著其中氧化鈣等物質(zhì)的溶出，可以中和煤矸石產(chǎn)生的AMD，使上覆水體穩(wěn)定維持在微堿性環(huán)境[24]；同樣地，由于有機(jī)物的耗氧特性，可以較好的阻隔氧氣與煤矸石的氧化，有機(jī)質(zhì)還能為水體提供碳酸氫根，進(jìn)而形成氫氧化鈣等物質(zhì)，為整個(gè)水體環(huán)境提供了一個(gè)相對(duì)還原且微堿性的環(huán)境[10]。

相對(duì)比于本課題組對(duì)于同一煤矸石樣品進(jìn)行的暴露在空氣中的煤矸石的淋溶實(shí)驗(yàn)結(jié)果，對(duì)照組中的水系覆蓋處理各污染離子濃度已經(jīng)顯著降低，說(shuō)明在一定時(shí)間期限內(nèi)，水系覆蓋處理可以通過(guò)上覆水體阻隔氧氣的進(jìn)入，有效抑制煤矸石氧化產(chǎn)酸及自身污染物質(zhì)的溶出。但是隨著時(shí)間的推移，其處理效果仍會(huì)逐漸減弱。

2.3 不同處理上覆水樣中主要污染離子溶出變化

這主要是由于煤矸石是新近開采的，只有輕微的表面風(fēng)化，隨著浸沒時(shí)間的延長(zhǎng)，在浸沒液溶解性氧和煤矸石已有的Fe(Ⅲ)和氧化亞鐵硫桿菌等產(chǎn)酸微生物的作用下，導(dǎo)致煤矸石中的污染離子持續(xù)溶出[21-22]。

圖2不同處理上覆水樣離子濃度的變化規(guī)律

1.5 y后不同水系覆蓋處理方差分析及多重比較結(jié)果表明:兩種水系覆蓋之間在pH、Eh及各種污染離子溶出濃度上沒有顯著性差異，其中ppH=0.088 3、pEh=0.458 5、pFe=0.852 2、pMn=0.114 4、pCu=0.805 9、pZn=0.870 4、pF-=0.368 2。

2.4 不同處理上覆水氧化亞鐵含量和比率

為進(jìn)一步研究水系覆蓋對(duì)煤矸石污染的控制效果，在實(shí)驗(yàn)1.5 y后，檢測(cè)了各上覆水樣中亞鐵離子含量在總鐵中的比率。結(jié)果表明:對(duì)照組亞鐵離子含量16.3 mg/L，在總鐵中占4.6%，而堿性水系覆蓋和有機(jī)水系覆蓋中亞鐵含量分別為0.05 mg/L、0.27 mg/L，其占有比率分別為25.4%、46.2%(總鐵、亞鐵含量較低，數(shù)據(jù)上有一定的不確定性)，鐵離子的比率明顯高于對(duì)照組。由此可知，堿性水系覆蓋處理和有機(jī)水系覆蓋處理能有效抑制亞鐵向高價(jià)鐵的轉(zhuǎn)換，進(jìn)而抑制煤矸石的氧化。

3 結(jié)論

堿性水系覆蓋和有機(jī)水系覆蓋能有效抑制含硫煤矸石中有毒有害污染物的溶出。

[1] 姜振泉, 李雷. 煤矸石的環(huán)境問(wèn)題及其資源化利用[J]. 環(huán)境科學(xué)研究,1998,11(3):57-59.

[2] 李琦, 孫根年, 韓亞芬，等.我國(guó)煤矸石資源化再生利用途徑的分析[J].煤炭轉(zhuǎn)化，2007, 30 (1): 78-82.

[3] Akcil A , Koldas S. Acid Mine Drainage(AMD): cause, treatment and case studies[J]. Journal of Cleaner Production, 2006(14): 1139-1145.

[4] Singh G,Bhamagar M.Inhibition of bacterial activity in acid mine drainage[J]. International Journal of Mine Water,1988,7(3):7-26.

[5] 葉吉文,沈國(guó)棟,路露. 煤矸石的危害與綜合利用[J].中國(guó)資源綜合利用,2010,28(5):32-34.

[6] 劉迪.煤矸石的危害及其資源化利用進(jìn)展[J]. 氣象與環(huán)境學(xué)報(bào),2006,22(3):60-62.

[7] 羅凱,張建國(guó).礦山酸性廢水治理研究現(xiàn)狀[J]. 資源環(huán)境與工程,2005,15(1):45-49.

[8] 潘科,李正山.礦山酸性廢水治理技術(shù)及其發(fā)展趨勢(shì)[J]. 四川環(huán)境,2007,26(5):83-86.

[9] Romanoa C G,Mayer K U, Jones D R,et al.Effectiveness of various cover scenarios on the rate of sulfide oxidation of mine tailings[J].Journal of Hydrology,2003,271(1-4):171-187.

[10] Hallberg R O,Granhagen J R,Liljemarket A.A fly ash/biosludge dry cover for the mitigation of AMD at the Falun Mine[J].Chemie Der Erde-Geochemistry,2005,65:43-63.

[11] Peppas A,Komnitsas K,Halikia I.Use of organic covers for acid mine drainage control[J].Minerals Engineering,2000,13 (5):563-574.

[12] Lindsay M B J,Blowes D W,Condon P D. et al. Organic carbon amendments for passive in situ treatment of mine drainage: Field experiments[J]. Applied Geochemistry,2011，26(7): 1169-1183.

[13]蔡美芳,黨志.磁黃鐵礦氧化機(jī)理及酸性礦山廢水防治的研究進(jìn)展[J].環(huán)境污染與防治，2006,28(1):58-61.

[14] 胡振琪, 張明亮, 馬保國(guó)，等. 利用專性殺菌劑進(jìn)行煤矸石山酸化污染原位控制試驗(yàn)[J].環(huán)境科學(xué)研究,2008,21(5):23-26.

[15] Li M G , Aube B C , St-Arnaud L C . Considerations in the use of shallow water covers for decommissioning reactive tailings[C]. Proceedings of the Fourth International Conference on Acid Rock Drainage. Vancouver, BC, 1997：115-30.

[16] Holmstrom H, Ljungberg J, Ohlander B.The character of the suspended and dissolved phases in the water cover of the flooded mine tailings at Stekenjokk,northern Sweden[J].Science of the Total Environment,2000,247(1):15-31.

[17] Johnson D B,Hallberg K B.Acid mine drainage remediation options:a review[J]. Science of the Total Environment,2005,38(1-2):3-14.

[18] 吳永貴,林初夏,童曉立,等.大寶山礦水外排的環(huán)境影響:Ⅰ下游水生生態(tài)系統(tǒng)[J].生態(tài)環(huán)境，2005,14(2):165-168.

[19] 林初夏,盧文洲,吳永貴, 等.大寶山礦水外排的環(huán)境影響: Ⅱ農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)[J].生態(tài)環(huán)境，2005,14(2):169-172.

[20] Wong J W C, Ip C M,Wong M H.Acid-forming capacity of lead-zinc mine tailings and its implications for mine rehabilitation[J]. Environmental Geochemistry and Health,1998,20:149-155.

[21] Schrenk M O,Edwards K J,Goodman R M,et al.Distribution of Thiobacillus ferrooxidans and Leptospirillum ferrooxidans: Implications for Generation of Acid Mine Drainage[J]. Science，1998,279(5356)：1519-1522.

[22] Hulshof A H,Blowes D W,Ptacek C J, et al.Microbial and Nutrient Investigations into the Use of in Situ Layers for Treatment of Tailings Effluent[J]. Environ. Sci. Technol，2003，37(21)： 5027-5033.

[23] Misra M,Yang K,Mehta R K.Application of fly ash in the agglomeration of reactive mine tailings[J]. Journal of Hazardous Materials,1996,51(1-3):181-192.

[24] 胡振琪,張明亮,馬保國(guó),等.粉煤灰防治煤矸石酸性與重金屬?gòu)?fù)合污染[J].煤炭學(xué)報(bào),2009,34(01):79-83.

[25] Hedin R S,Narin R W, Robert L P. Kleinmann.Passive treatment of coal mine drainage[J]. Bureau of Mines Informition Circular, 1994,6： 30-35.

[26] Skousen J G,Sexstone A，Ziemkiewicz P F，et al.Acid mine drainage control and treatment[J]. Reclamation of Drastically Disturbed Lands, 2000,41：11-15.

[27] 戴樹桂.環(huán)境化學(xué)[M].北京:高等教育出版社，2006：193-204，281.

[28] 王家玲，李順鵬，黃正.環(huán)境微生物學(xué)(第二版) [M].北京:高等教育出版社, 2004：92-93.

In situ control of two water covers on sulfur-rich coal gangue contamination

Yao Lunfang1，Wu Yonggui2，F(xiàn)u Tianling2

(1.Guizhou Polytechnic College of Communications, Guiyang 550008；2.College of Resources and Environmental Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025)

water cover；fly ash；landfill leachate；coal gangue；in situ control

* 國(guó)家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目(20977020)；教育部211 重點(diǎn)學(xué)科建設(shè)項(xiàng)目(211KST200902)；貴州省重大科技專項(xiàng)(黔科合重大專項(xiàng)字[2012]6009-7 號(hào))

2015-05-13；2015-05-18修回

姚倫芳，男，1987年生，碩士，研究方向：污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)。E-mail：lfyao87@126.com

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