煤矸石在新型动态循环淋溶装置中的淋溶特性

赵洪宇,李玉环,宋 强,舒元锋,吕俊鑫,舒新前*



煤矸石在新型动态循环淋溶装置中的淋溶特性

赵洪宇,李玉环2,宋 强1,舒元锋1,1,舒新前1*

(1.中国矿业大学(北京)化学与环境工程学院,北京 100083；2.内蒙古工业大学能源与动力工程学院,内蒙古 呼和浩特 010051)

采用新型循环淋溶装置对煤矸石进行连续240h的淋溶实验,研究了煤矸石中重金属在淋溶过程中的溶出规律,通过向淋溶液中添加聚丙烯酰胺(CPAM)考察了固体颗粒物的沉降特性.结果表明:煤矸石中碱金属Na元素溶于水,形成碱性溶液,这两种因素导致淋溶反应初期淋溶液pH值升高.As、Zn离子浓度在淋溶时间为1~24h时呈上升趋势,而在24~72h,离子浓度呈下降趋势.淋溶液中Cr、Pb、Ba离子浓度在120h内均呈现上升趋势,而在120~240h,对于Cr离子来说,淋溶液的碱性环境促使Cr离子溶出率增大,但取样次数的增多也对Cr离子的浓度降低起到促进作用;淋溶液稀释和Ba离子的沉淀化合物形成,导致淋溶液中Ba离子浓度降低.120~240h,淋溶液中有机物被微生物的生化作用分解以及取样后外加塌陷区水体对淋溶液中COD和BOD起到稀释作用,使COD和BOD降低.在淋溶反应24h内,淋溶液中TON和NH3-N出现波浪式变化,淋溶时间大于24h时,TON和NH3-N总体呈升高趋势.随着淋溶时间延长,淋溶液中的固体颗粒物沉降速度逐渐变慢,延长了沉降时间.煤矸石中一些含氮化合物溶解于水中,使淋溶液中电离出 NH4+离子,形成碱性环境.

煤矸石；径向流；循环淋溶；重金属

据统计,我国国有重点煤矿现有矸石山1000多座,堆积量约30亿t[1-2].由于煤矸石未被开采之前处于还原环境,从地下采出后运送至地表将原本的还原环境转变为氧化环境,并在自然风化,降雪、降水等自然降水淋溶作用下发生一系列的物理、化学反应, 在这些环境因素作用下煤矸石中的有毒有害物质会被析出,进而将煤矸石中有毒有害污染物运移到矸石山周围土壤和水体,使矸石山周围的土壤和自然水体受到污染,对社会生产和人民生活构成潜在危险[3-4].关于煤矸石回填塌陷区后对塌陷区地表水体的影响已经做了很多研究,林海等[5]通过采用模拟酸雨动态淋溶试验研究不同粒度锡采矿废石的淋溶规律发现,粒度对废石中重金属的析出浓度有很大影响.刘志斌等[6]通过对煤矸石淋溶水环境影响的分析研究发现,煤矸石淋溶液中主要污染物为总硬度、硫酸盐、硝酸盐、锰和钠等,风化煤矸石表面吸附的无机盐类是比较容易水溶,受雨水淋溶后溶出较快.张丹等[7]对AOD渣中铬的连续淋溶特性的研究发现,随着淋溶时间的延长,淋溶液中Cr6+、TCr和Cr3+的累积溶出率呈增加趋势.贾红霞等[8]通过对煤矸石浸泡试验研究发现, 除Pb在旧矸石中的浸出浓度峰值大于新矸石外,其他几种金属在新矸石的浓度峰值均大于旧矸石,且Cr、Pb和Cd的浓度峰值超过地表水环境质量Ⅲ类标准.

目前对于煤矸石的淋溶液特性研究主要集中在煤矸石静态和动态淋溶、浸泡后淋溶液性质的分析对比,研究煤矸石中原生矿物质及粒度、pH值等指标对淋溶液特性以及影响机制[9-11],且大多数关于煤矸石淋溶液特性的研究,主要是采用淋溶柱或塑料盆单一实验方式引起的煤矸石在淋溶过程中淋溶液特性变化规律的对比,缺少模拟自然条件下煤矸石回填塌陷区后同时受到塌陷区水体浸泡和自然降雨条件下煤矸石的淋溶液特性分析以及在此过程中煤矸石被浸泡和淋溶后循环水体中颗粒物沉降特性变化的考察[12-15].

为此,作者设计了一套循环式动态模拟矸石淋溶液中有害元素富集的淋溶反应器.通过在装样容器中添加玻璃隔板使淋溶液径向流动,这样细颗粒物大都沉积在装样器底部,优于传统淋溶装置中淋溶时采用下部出水的方案,因此可长时间进行淋溶试验不易堵塞.基于此,在该淋溶反应器上考察了安徽某煤矿企业的矸石淋溶液特性,通过采用ICP-MS,分析了煤矸石淋溶液中重金属析出的变化情况及淋溶液中颗粒物、重金属沉降和吸附的变化规律及其pH值的变化情况,旨在为煤矸石回填采矿塌陷区时淋溶水体和生态风险评价提供参考.

1 材料与方法

1.1 试验样品

煤矸石样品取自安徽省某煤炭生产企业矸石山上.样品采集主要参考商品煤样采取方法[16]以及根据现场人工情况、矸石山高度及形状等因素综合考虑,设置矸石山采样点10个,采样时首先使用采样工具除去20cm以上的风化煤矸石样品,主要采取20cm以下的样品.每个点采样40kg,然后将样品运送事先准备好的平坦区域进行人工堆锥4分,然后取缩分好的四十分之一样品1kg装入编织袋.将缩分好的10个样品混合均匀,缩分至7.5kg.

采集的样品在干燥箱内105℃下烘干6h后,置于干燥器内贮存备用.本实验中所用矸石不经破碎处理,实验矸石样品为50mm方孔筛的筛下物.煤矸石和土壤中有害元素通过Agilent公司生产的7500系列ICP-MS进行分析测定,主要成分如表1所示.

表1 矸石和土壤中主要重金属及碱土金属种类及含量(mg/kg) Table 1 Main varieties and content of heavy metals and alkaline earth metal from coal gangue and soil (mg/kg)

由于水体具有均匀的流动性,本次塌陷区水体取样地点在人为影响最小的岸边进行取样.水体取样75L,容器为带密封盖的塑料桶.为了与塌陷区的水体做对比,背景水取样来自距离塌陷区8km以外的某河,取水量25L.

煤矸石回填塌陷区后一部分在水面以下,一部分在水面上方.由于降雨的影响,水面上的矸石会受到雨水的淋溶,在这个过程中淋溶液也会随着矸石之间的缝隙流动,进而导致一些重金属或碱土金属沉积到水底的土壤中.本试验在装样容器中装入塌陷区采取的土壤样品,模拟金属在土壤中的吸附情况.试验中的土壤样品来自塌陷区水下,取样量为30kg.取样后样品在平坦场地自然风干,研磨、过20目筛,筛下物装入密封袋中以备使用,主要重金属含量如表1所示.

1.2 动态循环淋溶试验

动态循环径向流淋溶装置如图1所示,由玻璃装样容器、玻璃储水容器、玻璃隔板、排水管、水泵、注水管、喷淋头、固定支架、水量调节阀门、过滤棉组成.该装置采用水流径向流动过滤,长时间实用不易堵塞,同时玻璃储水容器为半密封结构,防止淋出液的蒸发以及杂质的落入,确保实验结果的准确性.玻璃材质装样容器1和储水容器2尺寸为34.5cm´21.5cm´22.5cm,二者通过PVC材质的排水管3相连接,其中玻璃装样容器1中安装有玻璃隔板4和5,玻璃隔板4与玻璃装样容器1两侧密封连接,且与玻璃装样容器1底面留有一定缝隙,玻璃隔板5与玻璃装样容器1底面相连接,且高度低于玻璃装样容器1高度;在2块玻璃隔板中间放入过滤棉6,潜水泵7放在玻璃储水容器2中, 潜水泵7与注水管8相连接,喷淋头9与注水管8相连接,且喷淋头9与注水管8之间装有水量调节阀10,玻璃装样容器1、玻璃储水容器2、注水管8由固定支架11支撑固定.

取2.5kg干燥后的土壤样品13置于玻璃装样容器1中并摊平,在土壤样品表面加盖过滤棉6,然后取方孔筛筛下物煤矸石7.5kg ,摊平置于玻璃装样容器1中,在玻璃储水容器2加入塌陷区水样11.8L,此时恰好玻璃装样容器1中的矸石样品一部分浸泡在水中,一部分位于水面之上受到喷淋头9的淋溶.取样时间间隔为1,3,5,7, 11,15,19,24,72,120,240h.取样位置为经过过滤棉的隔层12处,每次取淋溶液1000mL移至烧杯中进行相关测试,同时向淋溶装置中补充塌陷区水体为1000mL,每次取样重复上述步骤,连续淋溶持续240h.

1.3 淋溶液测试

淋溶液中的重金属采用美国赛默飞世尔科技公司(Thermo Fisher Scientific)生产的型号ICAP-Q的电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)进行检测.淋溶液的pH值采用pH计(-3C)进行测试.淋溶液中NH3-N、COD、BOD、TON的测定分别采用纳氏试剂分光光度法[17]、重铬酸盐法[18]、稀释与接种法[19]、碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法[20].由于每次取样均加入1000mL的塌陷区水体,实际实验数据需要下列换算公式(1)和(2)计算所得.

式中:1c、1t、s分别为第1次取样的计算值、第1次取样的测试值、塌陷区水体的测试值;Ac、At分别为第次取样的计算值、第次取样的测试值,其中在本次实验中的取值范围为2££12.

2 结果与讨论

2.1 淋溶液中pH值规律

由图2可以看出,随着淋溶实验时间的延长,淋溶液的pH值逐渐升高.当淋溶时间为11h,此时淋溶液pH值最高,达到8.7.这可能是由于煤矸石中一些含氮化合物溶解于水中,进而在淋溶液中电离出 NH4+离子,形成碱性环境.同时结合图3煤矸石淋溶前后的能谱图分析可知,煤矸石淋溶前后表面的元素含量和种类发生微小变化.由图3(c)可见,煤矸石淋溶前表面主要元素为C、K、Na、Si、Fe、Al等元素;而从图3(d)可以看出,淋溶反应结束后煤矸石表面的碱金属元素Na含量有所降低,这可能是由于随着淋溶反应时间的延长,煤矸石中的碱金属Na元素溶于水,形成碱性溶液这2种因素导致淋溶反应初期淋溶液pH值升高;而随着淋溶时间的持续增加,取样次数逐渐增加以及NH4+离子被硝化细菌氧化成硝酸盐,进而导致淋溶液的pH值降低.

2.2 淋溶液中重金属的溶出规律

由图4 可以看出,淋溶液中5种重金属As、Cr、Zn、Cu、Pb和一种碱土金属Ba浓度在24h之内总体呈上升趋势.由图4(a)可以看出,As离子浓度在1~24h内,由0.01mg/L升高至0.09mg/L.在24~72h内,淋溶液中As离子浓度降低至0.04mg/L,Zn离子浓度在1~24h内,分别从0.02mg/L升高至0.06mg/L.在24~72h内,淋溶液中Zn离子浓度升高至0.08mg/L.结合图2和前人研究结果[21-22]分析可知,这可能是由于随着取样次数的增多以及淋溶液pH值增大,煤矸石中硫化物结合态和残渣态的As本身析出量降低以及淋溶液被稀释也对As离子浓度降低起到一定作用,而Zn离子刚好与之相反.

由图4(b)、(e)、(f)中可以看出,淋溶液中Cr、Pb、Ba离子浓度在120h均呈现上升趋势,分别达到0.06,0.09,0.76mg/L,而在120~240h内,3种离子浓度均呈现不同程度降低.对于Cr离子而言,淋溶液的碱性环境促使Cr离子溶出率增大[23-24],但取样次数的增多也对淋溶液中Cr离子的浓度降低起到促进作用,重金属溶出浓度的提高以及淋溶液pH值的增大对于Cr离子浓度影响小于稀释作用;而研究表明[23-24],当淋溶液呈酸性,且pH值逐渐增大到碱性的过程中,淋溶液中Pb离子的浓度逐渐降低.当pH值大于8时,煤矸石中Pb离子在淋溶过程中析出量变化幅度较小,但整体呈降低趋势.自然界的Pb具有亲硫性,主要以硫化物形式存在,这可能使方铅矿在淋溶过程中被氧化转化为溶解度较小的铅矾(PbSO4)或白铅矿(PbCO3),进而形成沉淀更进一步降低Pb离子向淋溶液中迁移的能力[25-26];在淋溶反应120h后,仅取样1次(1000mL),经过取样稀释后计算可知,淋溶液中Ba离子浓度的降低不仅与稀释作用有关,且在此过程中淋溶液中也生成了Ba离子的沉淀化合物,两种因素导致了淋溶液中Ba离子浓度的降低.由图4(d)中可以看出,淋溶反应1h,淋溶液中Cu离子的浓度为0.02mg/L,淋溶反应时间3~240h时,Cu离子的浓度由0.01mg/L升高至0.03mg/L.此外,除了Ba离子浓度在淋溶时间为120h时超过地表水饮用标准外,淋溶液中其他5种重金属浓度都没有超过地表水第Ⅴ类[27]基本项目标准限值.由此可见,重金属在煤矸石中的存在形态对溶出时间的选择性有较大影响[5].此外,由于淋溶时间的延长,煤矸石中的重金属在受到化学浸蚀作用之外,还伴随有地微生物(游离细菌和附着细菌)出现,受对流传质和扩散传质的交叉影响,同时受到淋溶过程矸石部分孔道金属再沉淀结晶膨胀力影响,矸石表面出现了一定程度的微裂纹和孔隙,附着微生物通过直接作用于矸石表面,在化学浸蚀同步作用下表面微裂纹、孔隙率、粗大凹陷孔和比表面积进一步放大,重金属溶出率逐渐上升[5].

2.3 淋溶液中COD、BOD、TON、NH3-N变化规律

从图5中可以看出,淋溶液中和BOD变化规律基本一致.当淋溶时间为1~24h时,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.

随着取样次数的增多,加入塌陷区水样也随之增多,此时淋溶液被稀释程度加大,但直到淋溶时间为120~240h时,淋溶液中COD从85.07mg/L降低至64.64mg/L,而BOD从16.01mg/L降低至10.93mg/L,这可能是由于在淋溶反应120h后,仅取样1次,在间隔的120h时间内,淋溶液中有机物出于微生物的生化作用进行氧化分解[28],且经过取样后外加塌陷区水体对淋溶反应系统中COD和BOD也起到稀释作用,淋溶液中COD和BOD降低.此外,当煤矸石淋溶时间小于120h时,矸石中有机物的溶出速率远大于外加塌陷区水体和微生物的生化作用进行氧化分解对COD和BOD的影响.这可能是由于淋溶反应开始时,煤矸石中残留的煤较多,在淋溶过程中煤中一些萘系、菲系、芴系等芳香族化合物溶于水,进而导致COD和BOD迅速升高[29].

从图5(c)、(d)中可以看出,1~24h淋溶液中TON和NH3-N出现波浪式变化,这可能是由于煤矸石中离子状态吸附于矿物表面的硝态氮很容易被水溶液淋滤出来[9].而24~240h淋溶过程中,TON先增大到6.49mg/L再减小4.67mg/L,再增大到6.11mg/L.此外还可以看出,TON总体大于NH3-N.随着淋溶时间的延长,TON和NH3-N逐渐升高,这说明矿物中的固定氮开始较大量的溶出,它的溶出滞后于硝态氮的溶出,这可能需要一个活化的过程.

2.4 土壤中Ba、Pb离子吸附规律

径向流循环淋溶反应器内水流大致先是由上向下流动,然后从左到右流动.这导致淋溶液中的重金属也会随着淋溶液径向流动.淋溶反应器内土壤层不同位置重金属的吸附程度也会随之发生变化.本文分别研究了同一土壤层厚度条件下,不同水平位置上土壤中Ba离子以及5cm处不同深度位置Pb离子在土壤中的吸附情况.由图6 和图 7可以看出,土壤层左侧取样Ba离子吸附浓度范围为1.42~ 3.63mg/kg,而中间层为1.48~3.75mg/kg,右侧为1.52~4.81mg/kg.

但随着取样深度的逐渐加深,其对应的Ba离子浓度也逐渐降低,取样深度越深,差异越明显.在右侧5mm取样深度土壤中,Ba离子吸附浓度为4.81;而左侧同样深度取样土壤中,Ba离子的吸附浓度为3.62mg/kg.这说明水流的流向对淋溶液中Ba离子在土壤中的吸附量有较大影响.

为了进一步确定取样深度对重金属离子吸附规律的影响,图7为距离左玻璃隔板5cm处不同深度位置Pb离子在土壤中的吸附情况.可以看出,随着取样深度的增加土壤中吸附的Pb离子浓度从1.75mg/kg降低至0.09mg/kg.这表明重金属主要在土壤表层累积, 但随着淋溶时间延长,重金属有向下层土壤迁移的趋势.

2.5 淋溶液中颗粒沉降特性

测定淋溶液中添加絮凝剂阳离子型聚丙烯酰胺(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剂溶液计量7.5g/m3.捂住量筒口,使其上下翻转5次,以保证药剂充分分散,淋溶液浓度和粒度充分均匀.翻转结束后,迅速将量筒置于灯前,并开始记时和记下澄清液面下降位置.开始时可3 s记录1次,待澄清面接近压缩区时改为5s 1次,本次实验时间为120s.

由图8可以看出,沉降曲线分A、B 2段,A区域沉降曲线的切线斜率较大,表示澄清界面的初始下降速度较快,速度比较均匀;而在B区域沉降曲线的切线斜率基本水平,表示在压缩区时澄清界面缓慢沉降.随着淋溶时间的延长(取样次数增加),淋溶液中的固体颗粒物沉降速度逐渐变慢.这可能是由于淋溶试验开始时,淋溶液中有许多煤颗粒,由于CPAM具有链状的高分子结构,在长链分子上含有大量亲固活性基团,而这些活性基团与煤颗粒起作用,从而将矿粒联接形成絮凝团使其沉降[30-31].随着淋溶试验反应时间的延长,取样次数增加,淋溶液中细煤固体颗粒减少,煤矸石中一些粘土矿物溶解在水中,发生泥化作用,而CPAM很难与淋溶液中的发生泥化的粘土矿物发生联接形成絮凝团,进而延长了沉降时间.

3 结论

3.1 煤矸石中一些含氮化合物溶解于水中,进而在淋溶液中电离出 NH4+离子,形成碱性环境.此外, 随着淋溶反应时间的延长,煤矸石中的碱金属Na元素溶于水,形成碱性溶液,这两种因素导致淋溶反应初期淋溶液pH值升高.

3.2 在淋溶时间为24~72h内,随着取样次数增多以及淋溶液pH值增大,煤矸石中硫化物结合态和残渣态As本身析出量降低以及淋溶液被稀释对As离子浓度降低起到一定作用.

3.3 煤矸石中残留煤较多,在淋溶过程中煤中一些有机化合物溶于水,进而导致COD 和BOD迅速升高;在淋溶反应120h后,淋溶液中有机物出于微生物的生化作用进行氧化分解且经过取样后外加塌陷区水体对淋溶反应系统中COD和BOD也起到稀释作用,导致淋溶液中COD和BOD降低.

3.4 在淋溶反应24h内,淋溶液中TON和NH3-N出现波浪式变化,而淋溶时间大于24h时,TON和NH3-N总体呈升高趋势.

3.5 随着淋溶时间延长,淋溶液中固体颗粒物沉降速度逐渐变慢.CPAM很难与淋溶液中的发生泥化的粘土矿物发生联接形成絮凝团,进而延长了沉降时间.

崔增娣,孙恒虎.煤矸石凝石似膏体充填材料的制备及其性能 [J]. 煤炭学报, 2010,35(6):896-899.

王长龙,乔春雨,王 爽,等.煤矸石与铁尾矿制备加气混凝土的试验研究 [J]. 煤炭学报, 2014,39(4):764-770.

付天岭,吴永贵,欧莉莎,等.不同氧化还原环境对煤矸石污染物质释放的影响 [J]. 环境科学学报, 2012,32(10):2476-2482.

张明亮,岳兴玲,杨淑英.煤矸石重金属释放活性及其污染土壤的生态风险评价 [J]. 水土保持学报, 2011,25(4):249-252.

林 海,于明利,董颖博,等.不同粒度锡采矿废石重金属淋溶规律及影响机制 [J]. 中国环境科学, 2014,34(3):664-671.

刘志斌,张跃进,王 娟.煤矸石淋溶水环境影响的分析研究 [J]. 辽宁工程技术大学学报, 2005,24(2):280-283.

张 丹,李俊国,刘 宝,等.AOD渣中铬的连续淋溶特性及其动力学模型的构建 [J]. 环境科学研究, 2015,28(6):1008-1014.

贾红霞,肖 昕,张 双,等.济宁三矿煤矸石中重金属释放规律的浸泡试验研究 [J]. 洁净煤技术, 2009,15(6):97-101.

刘钦甫,郑丽华,张金山,等.煤矸石中氮溶出的动态淋滤实验 [J]. 煤炭学报, 2010,35(6):1009-1014.

王新伟,钟宁宁,韩习运.煤矸石堆积下多环芳烃的淋溶污染特征 [J]. 环境工程学报, 2013,7(9):3594-3600.

卢岚岚,刘桂建,王兴明,等.淮南顾桥矿土壤环境中微量元素的分布及其生态风险评价 [J]. 中国科学技术大学学报, 2014, 44(2):119-127.

胡振琪,王 萍,张明亮,等.土工布阻隔煤矸石中重金属迁移实验研究 [J]. 环境工程学报, 2008,2(4):536-541.

孙可明,李 凯,肖利萍.煤矸石淋溶液地下迁移规律的模拟研究 [J]. 水资源与水工程学报, 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 商品煤样采取方法 [S].

HJ 535-2009 水质氨氮测定 [S].

GB11914-1989 水质化学需氧量的测定 重铬酸盐法 [S].

HJ 505-2009 水质五日生化需氧量BOD5的测定稀释与接种法 [S].

HJ 636-2012 水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法 [S].

刘 平.煤矸石及其燃后灰渣中砷、硒、锑的淋溶释放研究 [D]. 南昌:南昌大学, 2013.

金肇岩.煤中砷、汞的淋滤迁移规律研究 [D]. 成都:成都理工大学, 2011.

张祥雨,梁 冰,姜立国.煤矸石中重金属元素释放的动态淋溶规律 [J]. 辽宁工程技术大学学报(自然科学版), 2009,28(S1): 199-201.

刘桂建,杨萍玥,彭子成,等.煤矸石中潜在有害微量元素淋溶析出研究 [J]. 高校地质学报, 2001,7(4):449-457.

史永红.淮南煤矸石中的铅及其环境效应 [J]. 湖北民族学院学报(自然科学版), 2006,24(3):271-274.

方 婷.煤矿区中铅的环境地球化学研究 [D]. 合肥:中国科学技术大学, 2015.

GB3838-2002 地表水环境质量标准基本项目标准限值 [S].

秦 华,江传力,宋春来,等.微波活化矸石固定微生物菌群的净水研究 [J]. 非金属矿, 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.

徐初阳,罗 慧,聂容春,等.聚丙烯酰胺的性质对煤泥水絮凝效果的影响 [J]. 煤炭技术, 2004,23(1):63-66.

王光辉,陈 雪,匡亚莉,等.基于模型体系的煤泥水絮凝沉降过程研究 [J]. 煤炭工程, 2012,2:92-95.

* 责任作者, 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

赵洪宇(1987-),男,辽宁锦州人,中国矿业大学(北京)博士研究生,主要从事固体废弃物资源化利用及洁净煤技术研究.发表论文14篇.

国家自然科学基金项目(51074170);新疆维吾尔族自治区科技攻关计划(201532108);国土资源部煤炭资源勘查与综合利用重点实验室开放研究课题(KF2015-3)