榆林煤氣化渣重金屬生物有效性評價

相微微，李夏隆，嚴(yán)加坤，劉翠英，王建武，屈香香

（榆林學(xué)院，陜西省陜北礦區(qū)生態(tài)修復(fù)重點實驗室，陜西 榆林 719000）

目前，中國的能源結(jié)構(gòu)仍然以煤炭為主，短期內(nèi)這個局面不會被改變。煤氣化技術(shù)是清潔利用煤炭資源的重要途徑和手段，但煤氣化會產(chǎn)生大量的氣化渣，隨著煤氣化技術(shù)的大規(guī)模推廣，年產(chǎn)生煤氣化渣超過3 300萬t[1]。如何安全低成本的利用煤氣化渣是迫切需要解決的問題。目前，國內(nèi)已有研究團隊開展煤氣化渣用于土壤水體修復(fù)方面的研究，煤氣化渣的這種利用方式符合以廢治廢的環(huán)保理念，且可以規(guī)?；{氣化渣，是將來煤氣化渣資源化利用的重要途徑之一[2-4]。

煤氣化渣是經(jīng)過高溫過程產(chǎn)生的，幾乎不存在有機污染物，其毒性主要在于含有有害重金屬元素。王曉帥等[5]研究發(fā)現(xiàn)氣化過程中8 種微量元素（Cr、Zn、Ba、As、Pb、V、Cu、Zn）與原煤相比均表現(xiàn)出富集的趨勢，相同元素不同氣化工藝富集程度不同，煤氣化渣與原煤相比，微量元素可富集2～10倍。因此，系統(tǒng)研究評價氣化渣重金屬生物有效性十分必要，這也是資源化利用尤其是用于土壤水體修復(fù)的前提。

重金屬生物有效性能反映生物對重金屬的吸收利用程度，是重金屬污染風(fēng)險評估關(guān)鍵參數(shù)，在實際研究和應(yīng)用中受到更多的關(guān)注[6-8]。然而生物有效性基于化學(xué)和生物學(xué)兩個概念，因此重金屬生物有效性評價目前在國際上還未形成統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)[9]。

化學(xué)提取法因操作相對簡便快捷，而成為目前主要采用的生物有效性評價方法，其主要機理是采用不同的化學(xué)試劑對重金屬進行提取測定。生物學(xué)評價方法，如植物指示法、動物指示法和微生物評價法可更為直觀、實際地反映土壤重金屬生物有效性。植物指示法是通過植物對重金屬的吸收及重金屬含量變化來評價重金屬污染狀況。微生物對土壤中重金屬有一定的吸附作用，能通過各種生化反應(yīng)降低重金屬的生物有效性[6]。因此，通過測定微生物對重金屬的吸附情況，可以對煤氣化渣中重金屬生物有效性進行評價。

目前，對煤氣化渣重金屬生物有效性評價的研究尚未見報道，本研究以榆林煤氣化渣為研究對象，采用化學(xué)提取法和生物評價法（植物指示法和微生物評價法）系統(tǒng)評價了榆林煤氣化渣重金屬生物有效性，以期為評估煤氣化渣對生態(tài)環(huán)境和人體健康的影響提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品來源及試驗材料

煤氣化細(xì)渣和粗渣來源于榆林某公司。對照土壤參考《土壤質(zhì)量 自然、近自然及耕作土壤調(diào)查程序指南》（GB/T 36393—2018/ISO 10381-4：2003）中的方法，采自榆林金雞灘礦區(qū)撂荒地0.1 m 深度的表層土壤（38°29″04′N，109°47″49′E，海拔1 186 m），該土壤同時用于植物指示法培養(yǎng)植物。大豆品種為黑農(nóng)52。耐鹽堿的耐寒短桿菌SDB5（Brevibacterium frigoritoleransSDB5）由本實驗室分離并保存，該菌用于微生物法評價重金屬生物有效性。

1.2 化學(xué)提取法

利用改進BCR 法逐級洗脫榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣重金屬[10-11]，利用ICP-MS（ThermoFisher ICAP Q）進行重金屬含量測定。

1.3 植物指示法

參考《肥料中有毒有害物質(zhì)的限量要求》（GB 38400—2019）中陸生植物生長試驗的方法種植大豆，生長容器為不透水的塑料器皿（直徑12 cm，高14 cm），粗渣和細(xì)渣分別與沙土按1∶1比例復(fù)配，對照組全部為沙土，生長14 d 后觀察大豆植株的形態(tài)，并利用ICP-MS（ThermoFisher ICAPQ）進行重金屬元素含量測定。

1.4 微生物評價法

按照《土壤pH 的測定》（NY/T 1377—2007）的方法測得細(xì)渣和粗渣的pH值在8.0左右，因此選用耐鹽堿的細(xì)菌進行本試驗。

細(xì)菌培養(yǎng)基配制：稱1 g 煤氣化細(xì)渣，加入到50 mL LB（胰蛋白胨 Tryptone 10 g·L-1，酵母浸提物Yeast Extract 5 g·L-1，氯化鈉NaCl 10 g·L-1，pH 8.0）液體培養(yǎng)基中，121 ℃高溫高壓濕熱滅菌后備用。

細(xì)菌培養(yǎng)：按1∶50接種量接種，28 ℃、220 r·min-1培養(yǎng)24 h 后，沉淀2 h 將菌液與渣體分離。取菌液8 000 r·min-1離心5 min后收集菌體，上清液為培養(yǎng)液。

重金屬含量測定：把菌體、培養(yǎng)液和處理后的渣體，分別用ICP-MS（ThermoFisher ICAP Q）測定重金屬含量。

粗渣操作同上述細(xì)渣操作。

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析及作圖分別采用SPSS 22.0 和WPS 2016。

2 結(jié)果與討論

2.1 榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣的物理結(jié)構(gòu)

掃描電鏡分析結(jié)果表明：細(xì)渣和粗渣都呈現(xiàn)多孔結(jié)構(gòu)，細(xì)渣一般只有一種10 μm 左右的孔隙存在，且棱角分明（圖1A 和圖1B），但粗渣的孔隙直徑比較大，多在80 μm 左右，棱角比較圓滑，且布滿直徑2 μm左右的小坑（圖1C和圖1D）。

2.2 重金屬生物有效性的化學(xué)提取法

根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）和《肥料中有毒有害物質(zhì)的限量要求》（GB 38400—2019）中對重金屬和類金屬As 的檢測項目要求，本研究對榆林煤氣化渣中的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn、Tl、Co、V和Sb進行了測定。其中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 是農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值（GB 15618—2018）中的基本項目，Cd、Hg、As、Pb、Cr 和 Tl 是 GB 38400—2019 中的基本項目，Ni、Co、V 和 Sb 是 GB 38400—2019 中的可選項目，這是第一次把Tl 作為肥料中有毒有害物質(zhì)的必檢項目。

根據(jù)李玉浸等[12]編著的《中國主要農(nóng)業(yè)土壤污染元素背景值圖集》可以看出，金雞灘礦區(qū)的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn 8 種污染元素的含量在陜西省是最低的，只有Cd、Hg 含量和陜西省背景值接近，其余6 種元素的含量約為陜西省土壤元素背景值的1/2[13]。本研究采集金雞灘表層土壤測定了上述12 種元素的總量作為對照，結(jié)果表明金雞灘對照土壤的相關(guān)元素含量比農(nóng)業(yè)土壤污染元素背景值還要低約50%，比陜西省土壤元素背景值低50%～98.5%[13]，對照土壤沒有檢測到Hg 元素，Sb 的含量也非常低，約0.002 mg·kg-（1表1）。對照土壤相關(guān)元素含量比較低，推測有3 方面的原因：一是陜北黃土高原區(qū)，背景值低；二是處于撂荒地，人為干擾造成的污染比較小[14]；三是可能采集的表層土壤，受自然因素（光、溫度、風(fēng)、雨）影響較大。

對煤氣化渣利用改進BCR 法進行逐級洗脫，測定相關(guān)12 種金屬元素含量，結(jié)果表明（表1）：細(xì)渣相關(guān)元素的殘渣態(tài)含量都很低，大部分為非殘渣態(tài)（酸可提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)，一般認(rèn)為這3 種化學(xué)態(tài)的金屬元素生物可以吸收），Cr 和V 的非殘渣態(tài)含量較低，分別為87%和78%，其余10 種元素的非殘渣態(tài)含量都在90%以上。粗渣中大部分元素的總量和非殘渣態(tài)含量都比細(xì)渣略高，只有Pb、Tl和Sb的含量比細(xì)渣低，可能與這些金屬元素的性質(zhì)和粗渣的形成過程有關(guān)。粗渣是爐渣，是經(jīng)過濕法排出的，因此一部分元素已經(jīng)被水溶解。粗渣元素的非殘渣態(tài)含量變化較大，Cd、Hg、As、Zn、Tl、V 和Sb 的非殘渣態(tài)含量在83%～97%之間，Cu、Ni 和Co 的非殘渣態(tài)含量在51%～61%之間，Pb 和Cr 的非殘渣態(tài)含量低，分別為2%和12%。細(xì)渣中As、Pb、Zn、V 和Sb 沒有超過陜西省土壤元素背景值，粗渣中 Pb、Zn、Tl 和 Sb 沒有超過陜西省土壤元素背景值，其余元素都超過陜西省背景值數(shù)倍，其中Hg 超過背景值最多，細(xì)渣和粗渣Hg 含量分別是陜西省土壤元素背景值的26.8 倍和1 507.7倍[12]。雖然有些元素含量沒有超過土壤元素背景值，但其毒性未必小，因為這些元素在細(xì)、粗渣中大部分以非殘渣態(tài)形式存在，容易被生物吸收。

細(xì)渣中12 種元素總量均沒有超過農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控篩選值（GB 15618—2018）和肥料中含量限值（GB 38400—2019），但是Tl 總量（2.199 mg·kg-1）接近肥料中含量限值2.5 mg·kg-1，粗渣中Cd、Hg和As總量超過了農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控篩選值，沒有超過肥料中含量限值，Cr 總量（861.353 mg·kg-1）超過了上述兩個標(biāo)準(zhǔn)的限值。

表1 榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣重金屬測定結(jié)果和相關(guān)背景值（mg·kg-1）Table 1 Determination results of heavy metals in fine and coarse coal gasification slag of Yulin and relevant background values（mg·kg-1）

2.3 重金屬生物有效性的植物指示法

盆栽試驗結(jié)果表明：培養(yǎng)基質(zhì)中添加50%細(xì)渣或粗渣對大豆幼苗長勢有明顯影響；細(xì)渣培養(yǎng)大豆苗植株比較矮小，上部幼嫩葉子為黃色，真葉沒有展開；粗渣培養(yǎng)大豆苗長勢比細(xì)渣培養(yǎng)稍好，所有真葉展開，呈黃綠相間色（圖2）；根部表型與地上部一致，對照根系最發(fā)達(dá)，其次為粗渣培養(yǎng)苗，細(xì)渣培養(yǎng)苗根系發(fā)育最差（圖3）。上述形態(tài)表型的差異說明細(xì)渣和粗渣對大豆苗生長均有不良影響，且細(xì)渣影響比粗渣大，毒性較粗渣大，這可能與細(xì)渣中重金屬非殘渣態(tài)含量較高有關(guān)。

大豆苗重金屬含量測定結(jié)果表明：大豆對Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn、Co 和 V 的吸收沒有表現(xiàn)出一致增高的規(guī)律（圖4），雖然添加細(xì)渣和粗渣都增加了土壤中相關(guān)元素的含量。植物對金屬元素脅迫的響應(yīng)機理非常復(fù)雜，輕度、中度和重度脅迫反應(yīng)都會有差異，且結(jié)果有時相互矛盾，輕度脅迫促進吸收，重度脅迫時植物會主動降低對某些元素的吸收，且金屬元素在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運也不同，并非根中某種元素含量高，莖葉中該元素含量也高。添加煤氣化渣等同于向土壤中同時添加多種元素，植物對多種元素脅迫的反應(yīng)與對一種元素的脅迫反應(yīng)不同，如Cd 和Zn 是同族元素，化學(xué)性質(zhì)非常相似，存在拮抗作用[15]；萬子棟等[16]和楊佳等[17]研究也發(fā)現(xiàn)低濃度Cu、Ni復(fù)合脅迫促進植物發(fā)芽，互為拮抗作用，高濃度Cu、Ni 復(fù)合脅迫抑制植物發(fā)芽，互為協(xié)同作用。

對于Tl（圖4I）和Sb（圖4L）元素，添加細(xì)渣和粗渣都極顯著增加了大豆根、莖和葉中含量。對于細(xì)渣，根、莖、葉中Tl元素含量分別比對照增加了214.2、343.9、568.2 倍，Sb 元素含量分別比對照增加了 3.6、29.9、2 084.4倍；對于粗渣，根、莖、葉中Tl元素含量分別比對照增加了 39.8、89.5、103.0 倍，Sb 元素含量分別比對照增加了4.3、40.3、1 677.1倍。

根據(jù)《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）的要求，新鮮蔬菜Pb 限量為0.1 mg·kg-1，細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Pb 含量分別超標(biāo) 1.79 倍和 1.84 倍（圖 4D）；新鮮蔬菜總 Hg 限量為0.01 mg·kg-1，細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Hg 含量分別超標(biāo)437.48 倍和469.76 倍（圖4B）；新鮮蔬菜Cr 限量為0.5 mg·kg-1，細(xì)渣培養(yǎng)大豆苗葉沒有超標(biāo)，但粗渣培養(yǎng)大豆苗葉超標(biāo)1.59 倍（圖4E）；食品中Ni 限量只規(guī)定了油脂及其制品中的指標(biāo)（1.0 mg·kg-1），按照這個要求，細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Ni 含量分別超標(biāo)17.51 倍和16.41 倍（圖4G）；細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Cd、As含量不超標(biāo)（圖4A、圖4C）；該標(biāo)準(zhǔn)中沒有規(guī)定Cu、Zn、Tl、Co、V和Sb元素的限量要求。

添加細(xì)渣培養(yǎng)的大豆苗的莖和葉中Tl 含量分別為2 189.3 μg·kg-1和570.1 μg·kg-1，添加粗渣培養(yǎng)的大豆苗的莖和葉中 Tl 含量分別為 550.0 μg·kg-1和99.6 μg·kg-1（圖4I），超過了可食用植物中Tl 的安全限值0.03～0.3 mg·kg-1（干質(zhì)量）[18]。

Tl 屬高毒性金屬，其毒性遠(yuǎn)大于 Pb、Cd、Ni、Cu、Hg等重金屬，環(huán)境Tl暴露可導(dǎo)致地方性Tl中毒，影響胎兒、幼兒生長發(fā)育等，研究還表明近年來人群Tl 濃度呈上升趨勢，Tl對人類健康的長期潛在危害無法估量[19-20]。Tl 作為地殼自然成分，存在于幾乎所有的環(huán)境介質(zhì)中，在自然環(huán)境中的含量普遍較低，但在侏羅紀(jì)有機頁巖和煤中可高達(dá)1 000 mg·kg-1[21-22]。Tl化合物的熔點和沸點比較低，導(dǎo)致Tl具有高揮發(fā)性[23]。煤燃燒是環(huán)境中Tl 最重要的人為來源之一，煤的燃燒產(chǎn)物（爐渣和爐灰）中含有高濃度的T（l平均值1.7～10.7 mg·kg-1），每年釋放到環(huán)境中的 Tl 約有 1/5 源于煤的燃燒[24]。

我國的侏羅紀(jì)煤層主要分布在西北地區(qū)。榆林、鄂爾多斯和寧東是典型的侏羅紀(jì)煤層分布區(qū)，榆林是國家級能源化工基地，大力發(fā)展煤化工產(chǎn)業(yè)，而侏羅紀(jì)煤層的Tl 含量又比較高，因此，應(yīng)加大科學(xué)研究力度，加強榆林Tl 污染監(jiān)測，了解Tl 在礦區(qū)、工業(yè)廢物、水體和土壤中的含量，調(diào)查清楚Tl的潛在污染源。

2.4 重金屬生物有效性的微生物評價法

添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌試驗結(jié)果表明：添加細(xì)渣培養(yǎng)細(xì)菌的菌體中重金屬元素含量均高于添加粗渣培養(yǎng)細(xì)菌的，且差異極顯著（P＜0.01）。細(xì)渣培養(yǎng)菌體Cd 含量是粗渣培養(yǎng)菌體的17.4 倍，細(xì)渣培養(yǎng)菌體Hg 含量是粗渣培養(yǎng)菌體的3.8 倍，其余10 種元素，細(xì)渣培養(yǎng)菌體含量比粗渣培養(yǎng)的都高于10 倍（表2）；細(xì)渣、粗渣培養(yǎng)液中的重金屬含量除了Pb、Cr、Cu、V 的含量差異不顯著外，其余元素含量差異極顯著（P＜0.01），其中細(xì)渣菌液中As、Tl、Sb 含量極顯著高于粗渣菌液（表3）；處理后的細(xì)殘渣中除Tl 外，其余重金屬元素含量均低于粗殘渣，但細(xì)殘渣、粗殘渣中的Hg、Tl、Sb含量差異不顯著，細(xì)殘渣中Pb、Cr含量低于粗殘渣，其余元素含量極顯著低于粗殘渣（P＜0.01）（表4）。由此可見，添加細(xì)渣、粗渣培養(yǎng)的菌體中重金屬含量有一定的規(guī)律，而培養(yǎng)液及殘渣中重金屬含量卻沒有明顯的規(guī)律。上述結(jié)果表明，氣化渣培養(yǎng)菌體中金屬元素含量的多少不僅是由渣中相關(guān)元素含量多少決定，細(xì)渣培養(yǎng)菌體元素含量高而粗渣培養(yǎng)菌體元素含量低，可能還與細(xì)渣和粗渣粒徑和孔隙大小不同有關(guān)，細(xì)渣的物理結(jié)構(gòu)有利于細(xì)菌吸附重金屬元素，而粗渣的物理結(jié)構(gòu)不利于細(xì)菌吸附重金屬元素，菌體重金屬含量是微生物評價法的關(guān)鍵指標(biāo)，從細(xì)菌吸附重金屬的量來看，粗渣的毒性較小，這與植物試驗結(jié)果一致。前人研究也表明土壤中金屬元素含量存在明顯的粒級效應(yīng)，在細(xì)粒級土壤中含量較高，表現(xiàn)為金屬元素含量隨土壤粒徑的減小而增大，并且金屬元素在較細(xì)粒級上的累積作用明顯強于粗粒級[25-27]。

表2 添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌菌體中重金屬含量（μg·kg-1）Table 2 Heavy metals contents in bacteria by adding fine or coarse coal gasification slag（μg·kg-1）

表3 添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌培養(yǎng)液中重金屬含量（μg·kg-1）Table 3 Heavy metals contents in bacteria culture medium by adding fine or coarse coal gasification slag（μg·kg-1）

表4 添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌后的殘渣中重金屬含量（μg·kg-1）Table 4 Heavy metals contents in residue by adding fine or coarse coal gasification slag（μg·kg-1）

3 結(jié)論

（1）榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣的物理結(jié)構(gòu)差異明顯，細(xì)渣粒徑和孔隙小，孔隙類型單一，粗渣粒徑大，孔隙大小不等。

（2）細(xì)渣重金屬非殘渣態(tài)含量均在90%以上，粗渣重金屬非殘渣態(tài)含量變化較大，主要是由兩種渣的產(chǎn)出工藝和重金屬化學(xué)性質(zhì)不同造成的。

（3）細(xì)渣中12 種重金屬總量均沒有超過農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控篩選值和肥料中含量限值，但是Tl總量接近肥料中含量限值。粗渣中Cd、Hg和As總量超過了農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控篩選值，沒有超過肥料中含量限值，Cr總量超過了上述兩個標(biāo)準(zhǔn)的限值。

（4）添加細(xì)渣、粗渣培養(yǎng)的大豆苗的莖和葉中Tl含量超過了可食用植物中Tl 的安全限值，Pb、Hg、Ni和Cr 含量超過國家標(biāo)準(zhǔn)限量要求。侏羅紀(jì)煤富Tl，榆林氣化渣Tl毒性不容忽視。

（5）添加細(xì)渣培養(yǎng)細(xì)菌的菌體重金屬含量都極顯著高于添加粗渣的菌體含量，說明細(xì)渣中重金屬容易被細(xì)菌吸附。

（6）化學(xué)提取法、植物指示法和微生物評價均表明榆林煤氣化細(xì)渣重金屬生物有效性更強，毒性較粗渣大。雖然煤氣化渣中重金屬總量（Cr 除外）均沒有超過農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控篩選值和肥料中含量限值，但重金屬生物有效性受土壤、水體和污染物等介質(zhì)的pH、Eh（氧化還原電位）以及生物種類等多種因素影響，植物指示法結(jié)果表明大量添加細(xì)渣和粗渣可以造成多種重金屬在植物地上部分積累，積累量已超過食品中污染物限量要求。

（7）煤氣化渣直接用于土壤水體修復(fù)要慎重，不建議用于農(nóng)田，以防止重金屬在植物可食部位大量積累，進入食物鏈，危害人類健康；可以先把煤氣化渣用于礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)與重建，長期監(jiān)測煤氣化渣中重金屬的賦存形態(tài)變化和遷移規(guī)律，以進一步評價煤氣化渣的安全性。