煤矸石在新型動態(tài)循環(huán)淋溶裝置中的淋溶特性

趙洪宇,李玉環(huán),宋 強,舒元鋒,呂俊鑫,舒新前*

?

煤矸石在新型動態(tài)循環(huán)淋溶裝置中的淋溶特性

趙洪宇,李玉環(huán)2,宋 強1,舒元鋒1,1,舒新前1*

(1.中國礦業(yè)大學(xué)(北京)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院,北京 100083；2.內(nèi)蒙古工業(yè)大學(xué)能源與動力工程學(xué)院,內(nèi)蒙古 呼和浩特 010051)

采用新型循環(huán)淋溶裝置對煤矸石進(jìn)行連續(xù)240h的淋溶實驗,研究了煤矸石中重金屬在淋溶過程中的溶出規(guī)律,通過向淋溶液中添加聚丙烯酰胺(CPAM)考察了固體顆粒物的沉降特性.結(jié)果表明:煤矸石中堿金屬Na元素溶于水,形成堿性溶液,這兩種因素導(dǎo)致淋溶反應(yīng)初期淋溶液pH值升高.As、Zn離子濃度在淋溶時間為1~24h時呈上升趨勢,而在24~72h,離子濃度呈下降趨勢.淋溶液中Cr、Pb、Ba離子濃度在120h內(nèi)均呈現(xiàn)上升趨勢,而在120~240h,對于Cr離子來說,淋溶液的堿性環(huán)境促使Cr離子溶出率增大,但取樣次數(shù)的增多也對Cr離子的濃度降低起到促進(jìn)作用;淋溶液稀釋和Ba離子的沉淀化合物形成,導(dǎo)致淋溶液中Ba離子濃度降低.120~240h,淋溶液中有機物被微生物的生化作用分解以及取樣后外加塌陷區(qū)水體對淋溶液中COD和BOD起到稀釋作用,使COD和BOD降低.在淋溶反應(yīng)24h內(nèi),淋溶液中TON和NH3-N出現(xiàn)波浪式變化,淋溶時間大于24h時,TON和NH3-N總體呈升高趨勢.隨著淋溶時間延長,淋溶液中的固體顆粒物沉降速度逐漸變慢,延長了沉降時間.煤矸石中一些含氮化合物溶解于水中,使淋溶液中電離出 NH4+離子,形成堿性環(huán)境.

煤矸石；徑向流；循環(huán)淋溶；重金屬

據(jù)統(tǒng)計,我國國有重點煤礦現(xiàn)有矸石山1000多座,堆積量約30億t[1-2].由于煤矸石未被開采之前處于還原環(huán)境,從地下采出后運送至地表將原本的還原環(huán)境轉(zhuǎn)變?yōu)檠趸h(huán)境,并在自然風(fēng)化,降雪、降水等自然降水淋溶作用下發(fā)生一系列的物理、化學(xué)反應(yīng), 在這些環(huán)境因素作用下煤矸石中的有毒有害物質(zhì)會被析出,進(jìn)而將煤矸石中有毒有害污染物運移到矸石山周圍土壤和水體,使矸石山周圍的土壤和自然水體受到污染,對社會生產(chǎn)和人民生活構(gòu)成潛在危險[3-4].關(guān)于煤矸石回填塌陷區(qū)后對塌陷區(qū)地表水體的影響已經(jīng)做了很多研究,林海等[5]通過采用模擬酸雨動態(tài)淋溶試驗研究不同粒度錫采礦廢石的淋溶規(guī)律發(fā)現(xiàn),粒度對廢石中重金屬的析出濃度有很大影響.劉志斌等[6]通過對煤矸石淋溶水環(huán)境影響的分析研究發(fā)現(xiàn),煤矸石淋溶液中主要污染物為總硬度、硫酸鹽、硝酸鹽、錳和鈉等,風(fēng)化煤矸石表面吸附的無機鹽類是比較容易水溶,受雨水淋溶后溶出較快.張丹等[7]對AOD渣中鉻的連續(xù)淋溶特性的研究發(fā)現(xiàn),隨著淋溶時間的延長,淋溶液中Cr6+、TCr和Cr3+的累積溶出率呈增加趨勢.賈紅霞等[8]通過對煤矸石浸泡試驗研究發(fā)現(xiàn), 除Pb在舊矸石中的浸出濃度峰值大于新矸石外,其他幾種金屬在新矸石的濃度峰值均大于舊矸石,且Cr、Pb和Cd的濃度峰值超過地表水環(huán)境質(zhì)量Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn).

目前對于煤矸石的淋溶液特性研究主要集中在煤矸石靜態(tài)和動態(tài)淋溶、浸泡后淋溶液性質(zhì)的分析對比,研究煤矸石中原生礦物質(zhì)及粒度、pH值等指標(biāo)對淋溶液特性以及影響機制[9-11],且大多數(shù)關(guān)于煤矸石淋溶液特性的研究,主要是采用淋溶柱或塑料盆單一實驗方式引起的煤矸石在淋溶過程中淋溶液特性變化規(guī)律的對比,缺少模擬自然條件下煤矸石回填塌陷區(qū)后同時受到塌陷區(qū)水體浸泡和自然降雨條件下煤矸石的淋溶液特性分析以及在此過程中煤矸石被浸泡和淋溶后循環(huán)水體中顆粒物沉降特性變化的考察[12-15].

為此,作者設(shè)計了一套循環(huán)式動態(tài)模擬矸石淋溶液中有害元素富集的淋溶反應(yīng)器.通過在裝樣容器中添加玻璃隔板使淋溶液徑向流動,這樣細(xì)顆粒物大都沉積在裝樣器底部,優(yōu)于傳統(tǒng)淋溶裝置中淋溶時采用下部出水的方案,因此可長時間進(jìn)行淋溶試驗不易堵塞.基于此,在該淋溶反應(yīng)器上考察了安徽某煤礦企業(yè)的矸石淋溶液特性,通過采用ICP-MS,分析了煤矸石淋溶液中重金屬析出的變化情況及淋溶液中顆粒物、重金屬沉降和吸附的變化規(guī)律及其pH值的變化情況,旨在為煤矸石回填采礦塌陷區(qū)時淋溶水體和生態(tài)風(fēng)險評價提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗樣品

煤矸石樣品取自安徽省某煤炭生產(chǎn)企業(yè)矸石山上.樣品采集主要參考商品煤樣采取方法[16]以及根據(jù)現(xiàn)場人工情況、矸石山高度及形狀等因素綜合考慮,設(shè)置矸石山采樣點10個,采樣時首先使用采樣工具除去20cm以上的風(fēng)化煤矸石樣品,主要采取20cm以下的樣品.每個點采樣40kg,然后將樣品運送事先準(zhǔn)備好的平坦區(qū)域進(jìn)行人工堆錐4分,然后取縮分好的四十分之一樣品1kg裝入編織袋.將縮分好的10個樣品混合均勻,縮分至7.5kg.

采集的樣品在干燥箱內(nèi)105℃下烘干6h后,置于干燥器內(nèi)貯存?zhèn)溆?本實驗中所用矸石不經(jīng)破碎處理,實驗矸石樣品為50mm方孔篩的篩下物.煤矸石和土壤中有害元素通過Agilent公司生產(chǎn)的7500系列ICP-MS進(jìn)行分析測定,主要成分如表1所示.

表1 矸石和土壤中主要重金屬及堿土金屬種類及含量(mg/kg) Table 1 Main varieties and content of heavy metals and alkaline earth metal from coal gangue and soil (mg/kg)

由于水體具有均勻的流動性,本次塌陷區(qū)水體取樣地點在人為影響最小的岸邊進(jìn)行取樣.水體取樣75L,容器為帶密封蓋的塑料桶.為了與塌陷區(qū)的水體做對比,背景水取樣來自距離塌陷區(qū)8km以外的某河,取水量25L.

煤矸石回填塌陷區(qū)后一部分在水面以下,一部分在水面上方.由于降雨的影響,水面上的矸石會受到雨水的淋溶,在這個過程中淋溶液也會隨著矸石之間的縫隙流動,進(jìn)而導(dǎo)致一些重金屬或堿土金屬沉積到水底的土壤中.本試驗在裝樣容器中裝入塌陷區(qū)采取的土壤樣品,模擬金屬在土壤中的吸附情況.試驗中的土壤樣品來自塌陷區(qū)水下,取樣量為30kg.取樣后樣品在平坦場地自然風(fēng)干,研磨、過20目篩,篩下物裝入密封袋中以備使用,主要重金屬含量如表1所示.

1.2 動態(tài)循環(huán)淋溶試驗

動態(tài)循環(huán)徑向流淋溶裝置如圖1所示,由玻璃裝樣容器、玻璃儲水容器、玻璃隔板、排水管、水泵、注水管、噴淋頭、固定支架、水量調(diào)節(jié)閥門、過濾棉組成.該裝置采用水流徑向流動過濾,長時間實用不易堵塞,同時玻璃儲水容器為半密封結(jié)構(gòu),防止淋出液的蒸發(fā)以及雜質(zhì)的落入,確保實驗結(jié)果的準(zhǔn)確性.玻璃材質(zhì)裝樣容器1和儲水容器2尺寸為34.5cm′21.5cm′22.5cm,二者通過PVC材質(zhì)的排水管3相連接,其中玻璃裝樣容器1中安裝有玻璃隔板4和5,玻璃隔板4與玻璃裝樣容器1兩側(cè)密封連接,且與玻璃裝樣容器1底面留有一定縫隙,玻璃隔板5與玻璃裝樣容器1底面相連接,且高度低于玻璃裝樣容器1高度;在2塊玻璃隔板中間放入過濾棉6,潛水泵7放在玻璃儲水容器2中, 潛水泵7與注水管8相連接,噴淋頭9與注水管8相連接,且噴淋頭9與注水管8之間裝有水量調(diào)節(jié)閥10,玻璃裝樣容器1、玻璃儲水容器2、注水管8由固定支架11支撐固定.

取2.5kg干燥后的土壤樣品13置于玻璃裝樣容器1中并攤平,在土壤樣品表面加蓋過濾棉6,然后取方孔篩篩下物煤矸石7.5kg ,攤平置于玻璃裝樣容器1中,在玻璃儲水容器2加入塌陷區(qū)水樣11.8L,此時恰好玻璃裝樣容器1中的矸石樣品一部分浸泡在水中,一部分位于水面之上受到噴淋頭9的淋溶.取樣時間間隔為1,3,5,7, 11,15,19,24,72,120,240h.取樣位置為經(jīng)過過濾棉的隔層12處,每次取淋溶液1000mL移至燒杯中進(jìn)行相關(guān)測試,同時向淋溶裝置中補充塌陷區(qū)水體為1000mL,每次取樣重復(fù)上述步驟,連續(xù)淋溶持續(xù)240h.

1.3 淋溶液測試

淋溶液中的重金屬采用美國賽默飛世爾科技公司(Thermo Fisher Scientific)生產(chǎn)的型號ICAP-Q的電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)進(jìn)行檢測.淋溶液的pH值采用pH計(-3C)進(jìn)行測試.淋溶液中NH3-N、COD、BOD、TON的測定分別采用納氏試劑分光光度法[17]、重鉻酸鹽法[18]、稀釋與接種法[19]、堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法[20].由于每次取樣均加入1000mL的塌陷區(qū)水體,實際實驗數(shù)據(jù)需要下列換算公式(1)和(2)計算所得.

式中:1c、1t、s分別為第1次取樣的計算值、第1次取樣的測試值、塌陷區(qū)水體的測試值;Ac、At分別為第次取樣的計算值、第次取樣的測試值,其中在本次實驗中的取值范圍為2￡￡12.

2 結(jié)果與討論

2.1 淋溶液中pH值規(guī)律

由圖2可以看出,隨著淋溶實驗時間的延長,淋溶液的pH值逐漸升高.當(dāng)淋溶時間為11h,此時淋溶液pH值最高,達(dá)到8.7.這可能是由于煤矸石中一些含氮化合物溶解于水中,進(jìn)而在淋溶液中電離出 NH4+離子,形成堿性環(huán)境.同時結(jié)合圖3煤矸石淋溶前后的能譜圖分析可知,煤矸石淋溶前后表面的元素含量和種類發(fā)生微小變化.由圖3(c)可見,煤矸石淋溶前表面主要元素為C、K、Na、Si、Fe、Al等元素;而從圖3(d)可以看出,淋溶反應(yīng)結(jié)束后煤矸石表面的堿金屬元素Na含量有所降低,這可能是由于隨著淋溶反應(yīng)時間的延長,煤矸石中的堿金屬Na元素溶于水,形成堿性溶液這2種因素導(dǎo)致淋溶反應(yīng)初期淋溶液pH值升高;而隨著淋溶時間的持續(xù)增加,取樣次數(shù)逐漸增加以及NH4+離子被硝化細(xì)菌氧化成硝酸鹽,進(jìn)而導(dǎo)致淋溶液的pH值降低.

2.2 淋溶液中重金屬的溶出規(guī)律

由圖4 可以看出,淋溶液中5種重金屬As、Cr、Zn、Cu、Pb和一種堿土金屬Ba濃度在24h之內(nèi)總體呈上升趨勢.由圖4(a)可以看出,As離子濃度在1~24h內(nèi),由0.01mg/L升高至0.09mg/L.在24~72h內(nèi),淋溶液中As離子濃度降低至0.04mg/L,Zn離子濃度在1~24h內(nèi),分別從0.02mg/L升高至0.06mg/L.在24~72h內(nèi),淋溶液中Zn離子濃度升高至0.08mg/L.結(jié)合圖2和前人研究結(jié)果[21-22]分析可知,這可能是由于隨著取樣次數(shù)的增多以及淋溶液pH值增大,煤矸石中硫化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)的As本身析出量降低以及淋溶液被稀釋也對As離子濃度降低起到一定作用,而Zn離子剛好與之相反.

由圖4(b)、(e)、(f)中可以看出,淋溶液中Cr、Pb、Ba離子濃度在120h均呈現(xiàn)上升趨勢,分別達(dá)到0.06,0.09,0.76mg/L,而在120~240h內(nèi),3種離子濃度均呈現(xiàn)不同程度降低.對于Cr離子而言,淋溶液的堿性環(huán)境促使Cr離子溶出率增大[23-24],但取樣次數(shù)的增多也對淋溶液中Cr離子的濃度降低起到促進(jìn)作用,重金屬溶出濃度的提高以及淋溶液pH值的增大對于Cr離子濃度影響小于稀釋作用;而研究表明[23-24],當(dāng)淋溶液呈酸性,且pH值逐漸增大到堿性的過程中,淋溶液中Pb離子的濃度逐漸降低.當(dāng)pH值大于8時,煤矸石中Pb離子在淋溶過程中析出量變化幅度較小,但整體呈降低趨勢.自然界的Pb具有親硫性,主要以硫化物形式存在,這可能使方鉛礦在淋溶過程中被氧化轉(zhuǎn)化為溶解度較小的鉛礬(PbSO4)或白鉛礦(PbCO3),進(jìn)而形成沉淀更進(jìn)一步降低Pb離子向淋溶液中遷移的能力[25-26];在淋溶反應(yīng)120h后,僅取樣1次(1000mL),經(jīng)過取樣稀釋后計算可知,淋溶液中Ba離子濃度的降低不僅與稀釋作用有關(guān),且在此過程中淋溶液中也生成了Ba離子的沉淀化合物,兩種因素導(dǎo)致了淋溶液中Ba離子濃度的降低.由圖4(d)中可以看出,淋溶反應(yīng)1h,淋溶液中Cu離子的濃度為0.02mg/L,淋溶反應(yīng)時間3~240h時,Cu離子的濃度由0.01mg/L升高至0.03mg/L.此外,除了Ba離子濃度在淋溶時間為120h時超過地表水飲用標(biāo)準(zhǔn)外,淋溶液中其他5種重金屬濃度都沒有超過地表水第Ⅴ類[27]基本項目標(biāo)準(zhǔn)限值.由此可見,重金屬在煤矸石中的存在形態(tài)對溶出時間的選擇性有較大影響[5].此外,由于淋溶時間的延長,煤矸石中的重金屬在受到化學(xué)浸蝕作用之外,還伴隨有地微生物(游離細(xì)菌和附著細(xì)菌)出現(xiàn),受對流傳質(zhì)和擴散傳質(zhì)的交叉影響,同時受到淋溶過程矸石部分孔道金屬再沉淀結(jié)晶膨脹力影響,矸石表面出現(xiàn)了一定程度的微裂紋和孔隙,附著微生物通過直接作用于矸石表面,在化學(xué)浸蝕同步作用下表面微裂紋、孔隙率、粗大凹陷孔和比表面積進(jìn)一步放大,重金屬溶出率逐漸上升[5].

2.3 淋溶液中COD、BOD、TON、NH3-N變化規(guī)律

從圖5中可以看出,淋溶液中和BOD變化規(guī)律基本一致.當(dāng)淋溶時間為1~24h時,COD由5.61mg/L升高至49.79mg/L,升高了8.89倍;而BOD由0.40mg/L升高至8.02mg/L,升高20.06倍.

隨著取樣次數(shù)的增多,加入塌陷區(qū)水樣也隨之增多,此時淋溶液被稀釋程度加大,但直到淋溶時間為120~240h時,淋溶液中COD從85.07mg/L降低至64.64mg/L,而BOD從16.01mg/L降低至10.93mg/L,這可能是由于在淋溶反應(yīng)120h后,僅取樣1次,在間隔的120h時間內(nèi),淋溶液中有機物出于微生物的生化作用進(jìn)行氧化分解[28],且經(jīng)過取樣后外加塌陷區(qū)水體對淋溶反應(yīng)系統(tǒng)中COD和BOD也起到稀釋作用,淋溶液中COD和BOD降低.此外,當(dāng)煤矸石淋溶時間小于120h時,矸石中有機物的溶出速率遠(yuǎn)大于外加塌陷區(qū)水體和微生物的生化作用進(jìn)行氧化分解對COD和BOD的影響.這可能是由于淋溶反應(yīng)開始時,煤矸石中殘留的煤較多,在淋溶過程中煤中一些萘系、菲系、芴系等芳香族化合物溶于水,進(jìn)而導(dǎo)致COD和BOD迅速升高[29].

從圖5(c)、(d)中可以看出,1~24h淋溶液中TON和NH3-N出現(xiàn)波浪式變化,這可能是由于煤矸石中離子狀態(tài)吸附于礦物表面的硝態(tài)氮很容易被水溶液淋濾出來[9].而24~240h淋溶過程中,TON先增大到6.49mg/L再減小4.67mg/L,再增大到6.11mg/L.此外還可以看出,TON總體大于NH3-N.隨著淋溶時間的延長,TON和NH3-N逐漸升高,這說明礦物中的固定氮開始較大量的溶出,它的溶出滯后于硝態(tài)氮的溶出,這可能需要一個活化的過程.

2.4 土壤中Ba、Pb離子吸附規(guī)律

徑向流循環(huán)淋溶反應(yīng)器內(nèi)水流大致先是由上向下流動,然后從左到右流動.這導(dǎo)致淋溶液中的重金屬也會隨著淋溶液徑向流動.淋溶反應(yīng)器內(nèi)土壤層不同位置重金屬的吸附程度也會隨之發(fā)生變化.本文分別研究了同一土壤層厚度條件下,不同水平位置上土壤中Ba離子以及5cm處不同深度位置Pb離子在土壤中的吸附情況.由圖6 和圖 7可以看出,土壤層左側(cè)取樣Ba離子吸附濃度范圍為1.42~ 3.63mg/kg,而中間層為1.48~3.75mg/kg,右側(cè)為1.52~4.81mg/kg.

但隨著取樣深度的逐漸加深,其對應(yīng)的Ba離子濃度也逐漸降低,取樣深度越深,差異越明顯.在右側(cè)5mm取樣深度土壤中,Ba離子吸附濃度為4.81;而左側(cè)同樣深度取樣土壤中,Ba離子的吸附濃度為3.62mg/kg.這說明水流的流向?qū)α苋芤褐蠦a離子在土壤中的吸附量有較大影響.

為了進(jìn)一步確定取樣深度對重金屬離子吸附規(guī)律的影響,圖7為距離左玻璃隔板5cm處不同深度位置Pb離子在土壤中的吸附情況.可以看出,隨著取樣深度的增加土壤中吸附的Pb離子濃度從1.75mg/kg降低至0.09mg/kg.這表明重金屬主要在土壤表層累積, 但隨著淋溶時間延長,重金屬有向下層土壤遷移的趨勢.

2.5 淋溶液中顆粒沉降特性

測定淋溶液中添加絮凝劑陽離子型聚丙烯酰胺(CPAM)后所形成的澄清界面沿量筒高度的沉降速度.用注射器一次性加入配制好的所需絮凝劑溶液計量7.5g/m3.捂住量筒口,使其上下翻轉(zhuǎn)5次,以保證藥劑充分分散,淋溶液濃度和粒度充分均勻.翻轉(zhuǎn)結(jié)束后,迅速將量筒置于燈前,并開始記時和記下澄清液面下降位置.開始時可3 s記錄1次,待澄清面接近壓縮區(qū)時改為5s 1次,本次實驗時間為120s.

由圖8可以看出,沉降曲線分A、B 2段,A區(qū)域沉降曲線的切線斜率較大,表示澄清界面的初始下降速度較快,速度比較均勻;而在B區(qū)域沉降曲線的切線斜率基本水平,表示在壓縮區(qū)時澄清界面緩慢沉降.隨著淋溶時間的延長(取樣次數(shù)增加),淋溶液中的固體顆粒物沉降速度逐漸變慢.這可能是由于淋溶試驗開始時,淋溶液中有許多煤顆粒,由于CPAM具有鏈狀的高分子結(jié)構(gòu),在長鏈分子上含有大量親固活性基團,而這些活性基團與煤顆粒起作用,從而將礦粒聯(lián)接形成絮凝團使其沉降[30-31].隨著淋溶試驗反應(yīng)時間的延長,取樣次數(shù)增加,淋溶液中細(xì)煤固體顆粒減少,煤矸石中一些粘土礦物溶解在水中,發(fā)生泥化作用,而CPAM很難與淋溶液中的發(fā)生泥化的粘土礦物發(fā)生聯(lián)接形成絮凝團,進(jìn)而延長了沉降時間.

3 結(jié)論

3.1 煤矸石中一些含氮化合物溶解于水中,進(jìn)而在淋溶液中電離出 NH4+離子,形成堿性環(huán)境.此外, 隨著淋溶反應(yīng)時間的延長,煤矸石中的堿金屬Na元素溶于水,形成堿性溶液,這兩種因素導(dǎo)致淋溶反應(yīng)初期淋溶液pH值升高.

3.2 在淋溶時間為24~72h內(nèi),隨著取樣次數(shù)增多以及淋溶液pH值增大,煤矸石中硫化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)As本身析出量降低以及淋溶液被稀釋對As離子濃度降低起到一定作用.

3.3 煤矸石中殘留煤較多,在淋溶過程中煤中一些有機化合物溶于水,進(jìn)而導(dǎo)致COD 和BOD迅速升高;在淋溶反應(yīng)120h后,淋溶液中有機物出于微生物的生化作用進(jìn)行氧化分解且經(jīng)過取樣后外加塌陷區(qū)水體對淋溶反應(yīng)系統(tǒng)中COD和BOD也起到稀釋作用,導(dǎo)致淋溶液中COD和BOD降低.

3.4 在淋溶反應(yīng)24h內(nèi),淋溶液中TON和NH3-N出現(xiàn)波浪式變化,而淋溶時間大于24h時,TON和NH3-N總體呈升高趨勢.

3.5 隨著淋溶時間延長,淋溶液中固體顆粒物沉降速度逐漸變慢.CPAM很難與淋溶液中的發(fā)生泥化的粘土礦物發(fā)生聯(lián)接形成絮凝團,進(jìn)而延長了沉降時間.

崔增娣,孫恒虎.煤矸石凝石似膏體充填材料的制備及其性能 [J]. 煤炭學(xué)報, 2010,35(6):896-899.

王長龍,喬春雨,王 爽,等.煤矸石與鐵尾礦制備加氣混凝土的試驗研究 [J]. 煤炭學(xué)報, 2014,39(4):764-770.

付天嶺,吳永貴,歐莉莎,等.不同氧化還原環(huán)境對煤矸石污染物質(zhì)釋放的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2012,32(10):2476-2482.

張明亮,岳興玲,楊淑英.煤矸石重金屬釋放活性及其污染土壤的生態(tài)風(fēng)險評價 [J]. 水土保持學(xué)報, 2011,25(4):249-252.

林 海,于明利,董穎博,等.不同粒度錫采礦廢石重金屬淋溶規(guī)律及影響機制 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(3):664-671.

劉志斌,張躍進(jìn),王 娟.煤矸石淋溶水環(huán)境影響的分析研究 [J]. 遼寧工程技術(shù)大學(xué)學(xué)報, 2005,24(2):280-283.

張 丹,李俊國,劉 寶,等.AOD渣中鉻的連續(xù)淋溶特性及其動力學(xué)模型的構(gòu)建 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2015,28(6):1008-1014.

賈紅霞,肖 昕,張 雙,等.濟寧三礦煤矸石中重金屬釋放規(guī)律的浸泡試驗研究 [J]. 潔凈煤技術(shù), 2009,15(6):97-101.

劉欽甫,鄭麗華,張金山,等.煤矸石中氮溶出的動態(tài)淋濾實驗 [J]. 煤炭學(xué)報, 2010,35(6):1009-1014.

王新偉,鐘寧寧,韓習(xí)運.煤矸石堆積下多環(huán)芳烴的淋溶污染特征 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2013,7(9):3594-3600.

盧嵐嵐,劉桂建,王興明,等.淮南顧橋礦土壤環(huán)境中微量元素的分布及其生態(tài)風(fēng)險評價 [J]. 中國科學(xué)技術(shù)大學(xué)學(xué)報, 2014, 44(2):119-127.

胡振琪,王 萍,張明亮,等.土工布阻隔煤矸石中重金屬遷移實驗研究 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2008,2(4):536-541.

孫可明,李 凱,肖利萍.煤矸石淋溶液地下遷移規(guī)律的模擬研究 [J]. 水資源與水工程學(xué)報, 2010,21(2):46-48.

PENG Bingxian, WU Daishe. Leaching characteristics of bromine in coal [J]. Journal of Fuel Chemistry and Technology, 2011,39(9):647-651.

LI Wei, CHEN Longqian , ZHOU Tianjian, et al. Impact of coal gangue on the level of main trace elements in the shallow groundwater of a mine reclamation area [J]. Mining Science and Technology (China), 2011,21:715–719.

GB475-83 商品煤樣采取方法 [S].

HJ 535-2009 水質(zhì)氨氮測定 [S].

GB11914-1989 水質(zhì)化學(xué)需氧量的測定 重鉻酸鹽法 [S].

HJ 505-2009 水質(zhì)五日生化需氧量BOD5的測定稀釋與接種法 [S].

HJ 636-2012 水質(zhì)總氮的測定堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法 [S].

劉 平.煤矸石及其燃后灰渣中砷、硒、銻的淋溶釋放研究 [D]. 南昌:南昌大學(xué), 2013.

金肇巖.煤中砷、汞的淋濾遷移規(guī)律研究 [D]. 成都:成都理工大學(xué), 2011.

張祥雨,梁 冰,姜立國.煤矸石中重金屬元素釋放的動態(tài)淋溶規(guī)律 [J]. 遼寧工程技術(shù)大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2009,28(S1): 199-201.

劉桂建,楊萍玥,彭子成,等.煤矸石中潛在有害微量元素淋溶析出研究 [J]. 高校地質(zhì)學(xué)報, 2001,7(4):449-457.

史永紅.淮南煤矸石中的鉛及其環(huán)境效應(yīng) [J]. 湖北民族學(xué)院學(xué)報(自然科學(xué)版), 2006,24(3):271-274.

方 婷.煤礦區(qū)中鉛的環(huán)境地球化學(xué)研究 [D]. 合肥:中國科學(xué)技術(shù)大學(xué), 2015.

GB3838-2002 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)基本項目標(biāo)準(zhǔn)限值 [S].

秦 華,江傳力,宋春來,等.微波活化矸石固定微生物菌群的凈水研究 [J]. 非金屬礦, 2015,38(1):73-75.

Zhou Chuncai, Liu Guijian, Wu Shengchun, et al. The environmental characteristics of usage of coal gangue in bricking-making: A case study at Huainan, China [J]. Chemosphere, 2014,95:274-280.

徐初陽,羅 慧,聶容春,等.聚丙烯酰胺的性質(zhì)對煤泥水絮凝效果的影響 [J]. 煤炭技術(shù), 2004,23(1):63-66.

王光輝,陳 雪,匡亞莉,等.基于模型體系的煤泥水絮凝沉降過程研究 [J]. 煤炭工程, 2012,2:92-95.

* 責(zé)任作者, 教授, shuxinqian@126.com

Leaching characteristics of coal gangue in a new dynamic cyclic leaching device

ZHAO Hong-yu1, LI Yu-huan2, SONG Qiang1, SHU Yuan-feng1, Lǚ Jun-xin1,-qian1*

(1.School of Chemical and Environmental Engineering, China University of Mining & Technology (Beijing), Beijing 100083, China；2.College of Energy and Power Engineering, Inner Mongolia University of Technology, Hohhot 010051, China)., 2016,36(7)：2090~2098

The leaching rule of heavy metals in coal gangue was studied by 240 h sequential cyclic leaching experiments which were carried out in a new dynamic cyclic radial flow leaching device. CPAM was added to the leaching solution to investigate the sedimentation characteristics of the solid particles. Results showed that, Na in coal gangue was dissolved in the water and formed alkaline solution when the time of leaching reaction extended, leading to a higher pH at the beginning of the reaction. The concentration of As and Zn ions was increasing during the first 24h of leaching but decreased from the 24thto 72ndhours. The concentration of Cr, Pb and Ba was all increasing during the first 120h. The leaching rate of Cr irons increased by the alkalinity of the leaching solution from the 120thhour to the 240th, but the concentration decreased as the times of sample test increased. Pb ions were oxidized into smaller solubility of precipitation in the process of leaching, which decreased the migration ability of Pb ions to the leaching solution. The concentration of Ba irons in the leaching solution decreased as the solution diluted and sediments of Ba irons formed. During the period from the 120thhour to the 240th, the organics in the solution were decomposed by microorganism, and water was added. Therefore, the concentration of COD and BOD was diluted. In the first 24h, the values of TON and NH3-N had a wave type change, both of which increased after 24h. The sedimentation rate of the solid particles in the leaching solution slowed down as the leaching time extended, and prolonged the sedimentation duration. Some nitrogen compounds in coal gangue were dissolved in water, and ionization of ammonium ions in the leaching solution formed the alkaline environment.

coal gangue；radial flow；circulating leachingproperties；heavy metal

X705

A

1000-6923(2016)07-2090-09

趙洪宇(1987-),男,遼寧錦州人,中國礦業(yè)大學(xué)(北京)博士研究生,主要從事固體廢棄物資源化利用及潔凈煤技術(shù)研究.發(fā)表論文14篇.

國家自然科學(xué)基金項目(51074170);新疆維吾爾族自治區(qū)科技攻關(guān)計劃(201532108);國土資源部煤炭資源勘查與綜合利用重點實驗室開放研究課題(KF2015-3)