模拟喀斯特环境下铅锌冶炼废渣重金属释放特征及生物效应*

刘明凤 吴永贵,2,3# 李晓涵 文吉昌

(1.贵州大学资源与环境工程学院，贵州 贵阳 550025；2.贵州大学应用生态研究所，贵州 贵阳 550025；3.贵州喀斯特环境生态系统教育部野外科学观测研究站，贵州 贵阳 550025)

历史上，贵州水城、赫章、威宁、毕节等地开展大规模土法炼锌活动，遗留了大量含重金属的铅锌冶炼废渣，且这些地区是典型的喀斯特环境，主要以碳酸盐岩为基础，含有丰富的Ca，土壤中的Ca可达1～3 g/kg，会对重金属迁移转化以及生物毒性效应产生影响[1-5]。但目前为止，Ca对重金属交换态影响的相关研究结论尚不一致，有研究表明，在碳酸钙含量较高的土壤中，重金属与碳酸钙发生化学反应形成重金属的碱化物或难溶于水的碳酸盐，通过改变土壤的性质而影响土壤结构，增加土壤对重金属的吸附量和吸附强度，减少重金属向环境中迁移扩散[6-9]。崔明阳等[10]通过向土壤中添加碳酸钙研究了土壤对7种重金属吸附解吸的影响，发现碳酸钙能增大土壤对重金属的蓄积能力。而且碳酸钙还能影响重金属的赋存形态及生物有效性，显著降低Cu、Zn、Pb、Cd和Ni有效态的含量和交换态的比例，减少植物与微生物对重金属的吸收[11-14]。何真真等[15]的研究则发现氯化钙对Cd有一定的活化作用，能提高植物对Cd的吸收和累积能力。郭朝晖等[16]8-10也发现氯化钙中的Ca能激发重金属活性，对土壤中Cd、Zn 的解吸有明显促进作用，并增加了土壤交换态Cr的比例，促进重金属向环境释放。崔斌等[17]研究发现重金属释放会污染周围环境，并对生物产生毒害作用，而Ca作为多种酶的组分和激活剂，能维持细胞正常活动，与重金属竞争有效结合位点，可缓解重金属对生物的毒性[18-21]。韦东普等[22]1390研究青海弧菌(Vibrioqinghaiensis) 在不同背景溶液下的毒性效应，发现土壤浸提剂为 0.01 mol/L氯化钙时能明显降低重金属Cu对青海弧菌的毒性。然而到目前为止，关于喀斯特环境下Ca对植物在铅锌冶炼废渣生态修复过程中废渣重金属向水体的释放迁移及生物效应的研究相对较少。为此，本研究以位于黔西北喀斯特地区的铅锌冶炼废渣生态修复示范基地中植物-铅锌冶炼废渣体系为参考，通过在铅锌冶炼废渣中添加难溶性钙盐(碳酸钙)与易溶性钙盐(氯化钙)模拟喀斯特环境，并种植耐性植物黑麦草(LoliumperenneL.)进行动态淋滤实验，研究难溶性钙盐(碳酸钙)与易溶性钙盐(氯化钙)下铅锌冶炼废渣中重金属的淋出及淋滤液对发光细菌的毒性效应，以期为喀斯特地区金属冶炼渣场污染的原位控制与无土快速生态修复提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试废渣

供试铅锌冶炼废渣采自贵州威宁猴场镇群发村(北纬26°41′，东经104°43′)，主要包括铅锌矿冶炼矿渣、煤灰渣、烧结罐残片等，废渣中Cu、Pb、Zn、Cd与《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)中pH>7.5时的重金属含量相比，废渣中Cu、Pb、Zn、Cd严重超标(见表1)。所有采集样品自然风干，除去样品中的植物残根、枯枝落叶、虫体等杂物，过2 mm筛备用。

表1 铅锌冶炼废渣的基本理化性质

1.2 淋滤实验

为了能在重金属含量较高的铅锌冶炼废渣上培植植物，在铅锌冶炼废渣中增加了富含C、N、P营养元素的发酵秸秆作为改善植物生境的改良剂；实验设计空白组和添加钙盐的处理组，空白组只添加改良剂不添加钙盐，添加钙盐的处理组则添加难溶性碳酸钙或易溶性氯化钙，以1、2、4 g/kg的添加量加入到废渣基质中(见表2)，每个添加量3个平行。淋滤柱为高40 cm，内径为110 mm的聚氯乙烯(PVC)管(PVC管下部过滤层为纱布，防止矿渣进入淋滤液，柱下接烧杯收集淋滤液)，管内基质总量为3 kg，装管后每管加去离子水保持含水率为最大田间持水量的60%左右，稳定15 d后，选择颗粒饱满、成熟度一致的黑麦草种子，用自来水冲洗后再用蒸馏水冲洗3次，均匀播种于管内基质中，播种深度为0.5～1.0 cm。定期浇水保持每管废渣的含水率维持在最大田间持水量的60%左右，培养3个月后，开始淋滤，淋滤液总体积为7 000 mL，分4次淋滤并收集淋滤液，每次淋滤间隔2周。

表2 淋滤柱实验设置

1.3 样品收集与分析测试方法

每次取出淋滤液存放于聚乙烯瓶中，一部分用于pH、EC、Eh、生物毒性的测试，一部分过0.45 μm的微孔滤膜存于离心管(加入浓HNO3使pH<2)用于Ca、Mg、重金属(Cu、Pb、Zn、Cd)的测定。

淋滤液pH使用 pH 计(PHSJ-3F型)测定、EC用EC仪(DDS-11A型)测定，Eh采用Eh测定仪(ORP-422型)测定。淋滤液中Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd浓度采用《水和废水监测分析方法(第四版)》中推荐的实验方法，利用火焰原子吸收光谱仪(TAS-990AAS型)测定。

淋滤液生物毒性测定方法：将4 ℃保存的发光细菌(青海弧菌)接种在新鲜的固体培养基上，22 ℃培养12 h，挑取适量的菌落接种于液体培养基，22 ℃恒温振荡培养12～16 h，供毒性测试使用。取150 μL的待测样品于酶标板中，加入50 μL培养好的菌液，使每个孔的总体积达到200 μL，将酶标板放入酶标仪(SuperMax 3000FL型)中振荡，保持酶标仪内温度22 ℃，测试反应时间在15 min的发光强度。相对发光强度=样品发光强度/空白组发光强度×100%。

1.4 数据处理与分析方法

对数据进行ANOVA方差分析和差异显著性检验(p<0.05)，并采用 Duncans法进行多重比较，同时对淋滤液理化性质、Ca、Mg、重金属、相对发光强度进行Pearson相关性分析。

2 结果与讨论

2.1 不同外源钙盐对淋滤液理化性质的影响

各处理组淋滤液pH、EC、Eh变化见表3，在废渣中添加不同外源钙盐后淋滤液的pH大体随淋滤次数的增加而增加，而EC大体降低，Eh先增加后降低。在同一淋滤次数下，与CK相比，氯化钙能降低淋滤液的pH，这是因为氯化钙属于可溶性酸性盐，在水环境中能够电离出H+，使溶液的pH降低[23]。在第2次淋滤时，CK淋滤液EC最低，添加氯化钙的处理组淋滤液EC随添加量的增加呈上升趋势，CL3处理达到最大，原因在于两点：一是氯化钙易溶于水，淋滤时以离子状态进入淋滤液，二是添加氯化钙增加了淋滤液中离子浓度，使淋滤液的EC增加。添加碳酸钙的处理组淋滤液EC与CK基本无显著差异，Eh在第1次和第2次淋滤时均显著低于CK，且随添加量的增加呈下降趋势，说明添加碳酸钙对淋滤液EC无明显影响，能显著降低淋滤液的Eh。FENG等[24]的研究表明，外源添加剂碳酸钙能增加土壤中细菌丰度，细菌活动增强从而间接降低土壤Eh。

表3 不同钙盐添加对淋滤液pH、EC、Eh的影响1)

不同外源钙盐添加对淋滤液中Ca、Mg浓度影响见图1，与CK相比，添加碳酸钙的3个处理组对淋滤液中Ca、Mg浓度无显著影响。在第1次和第2次淋滤时，添加氯化钙的3个处理组能显著增加淋滤液中Ca的浓度，淋滤液Ca浓度分别为CK的3.50～7.78(第1次淋滤)、1.51～4.51(第2次淋滤)倍，这与氯化钙易溶于水有关，废渣中含有高浓度的氯化钙，在淋滤时溶于水，大量的Ca进入淋滤液中，使淋滤液Ca浓度增加。氯化钙的添加同时会增加Mg的淋出浓度，淋滤液中Mg浓度为CK的1.10～1.23(第1次淋滤)、1.08～1.16(第2次淋滤)倍，这是因为添加氯化钙增加了废渣中的Cl，而在高氯环境中，Mg能与Cl结合，随水向土壤下层移动，在淋溶条件良好的情况下，可促进土壤中Mg的淋出[25]。Ca、Mg浓度总体表现为CL3最高，CL2、CL1次之，CO3、CO2、CO1、CK相对较低。

图1 不同处理对淋滤液Ca、Mg质量浓度的影响Fig.1 Effect of different treatments on Ca and Mg mass concentration in the leachates

2.2 不同外源钙盐对淋滤液中Cu、Pb、Zn、Cd浓度的影响

不同外源钙盐添加对淋滤液中重金属浓度的影响见图2。在第1次淋滤时，添加一定量难溶性的碳酸钙大体能降低淋滤液中Cu、Zn浓度，CO2淋滤液Cu质量浓度最低，为0.91 mg/L，CO3淋滤液Zn质量浓度最低，为1.33 mg/L，这是由于碳酸钙的CO3可能与重金属Cu、Zn生成更难溶的重金属碳酸盐，从而对重金属起到钝化稳定化作用[26]。在第2～4次淋滤时，外源钙盐促进了废渣中Cu的淋出，这与植物生长有密切关系，外源钙盐的添加能缓解重金属对植物的危害，促进植物生长，而生长过程中产生的根系分泌物能活化废渣中的Cu，使Cu更易淋出[27-29]。在第3～4次淋滤时，添加碳酸钙的3个处理组淋滤液Zn浓度均低于CK，说明在后期碳酸钙的存在能降低废渣中水溶性Zn含量，减少Zn的迁移。外源钙盐添加大体会促进重金属Pb和Cd的淋出，其中在第1次淋滤时，CO1、CO2、CO3、CL1、CL2、CL3淋滤液中Pb浓度呈“V”型变化，CO3达到最低，而淋滤液中Cd浓度呈阶梯型变化，总体表现为添加氯化钙能显著增加Pb、Cd淋出浓度。这一方面是添加氯化钙增加了废渣中的Ca，其与重金属发生“陪补效应”，共同竞争废渣中有效吸附位点，使重金属吸附位点减少，从而增加重金属的溶出[16]9。另一方面是Cl能够吸引金属偏离原来位置，随着时间的增加，金属扩散到水溶液中[30]。丁军丹[31]向可溶性盐溶液中加入金属，通过测量金属单位面积质量减少量，发现氯化钙的水溶液能够腐蚀金属。总体而言，外源钙盐的存在会促进废渣中重金属的溶出。

图2 不同处理对淋滤液中重金属质量浓度的影响Fig.2 Effects of different treatments on the mass concentration of heavy metals in the leachates

重金属(Cu、Pb、Zn、Cd)淋出浓度总体上表现为Zn>Cu>Pb>Cd，淋出浓度总体随着淋滤次数的增加而降低，说明重金属的溶出主要发生在淋滤前期，在后期基本保持稳定或低量溶出，这与马少健等[32]的研究结果相似，其原因可能是淋滤初期废渣颗粒表面硫化矿物较多，易发生氧化反应，使弱吸附态金属解吸进入淋滤液，而随着淋滤次数的增加，废渣中硫化矿物含量不断下降，淋滤液必须进入到颗粒内部才能发生反应，反应速度下降，从而导致重金属淋出浓度下降。

2.3 不同外源钙盐对淋滤液的发光细菌相对发光强度的影响

不同处理组淋滤液对发光细菌的相对发光强度的影响见图3，整个淋滤阶段内，淋滤液中发光细菌的相对发光强度大体呈现先升高后降低的趋势，外源添加适量钙盐对淋滤液的毒性有缓解作用。第1次淋滤时，各组淋滤液相对发光强度介于18.81%～37.70%，第2次淋滤时，各组淋滤液相对发光强度迅速升高，上升35.23～66.20百分点。结合图2可知，第1次淋滤时，CL1淋滤液中Cu、Pb、Zn、Cd浓度较CK均增加，但其相对发光强度高于CK，第2次淋滤时，CL1和CL3淋滤液中Cu、Pb、Zn、Cd浓度均显著高于CK，但淋滤液的发光细菌相对发光强度与CK无显著差异，这是因为淋滤液中Ca浓度处于能缓解重金属毒性效应的剂量水平，而Ca的半径和重金属(Cu、Pb、Zn、Cd)半径相对接近，能与其竞争生物-水表面结合位点，取代重金属进入生物体内，从而降低重金属对生物的毒性效应[22]1390,[33]。CL3在第1次淋滤时，淋滤液的相对发光强度明显低于CK，而在第2次淋滤时，与CK无显著差异，是由于实验所用发光细菌属于淡水菌，在第1次淋滤时Ca的淋出浓度较高，淋滤液中盐度过高不利于发光细菌的生长。淋滤中后期(第3～4次淋滤)，各处理组淋滤液的相对发光强度大体高于CK，可能是随着淋滤次数的增加，淋出重金属浓度降低，Ca在低浓度下也能缓解重金属对发光细菌的毒性作用。

图3 不同处理对淋滤液的发光细菌相对发光强度的影响Fig.3 Effect of different treatments on relative luminous intensity of luminescent bacteria in the leachates

2.4 淋滤液理化性质、重金属和相对发光强度的相关性和主成分分析

主成分分析中两个排序轴(PCA1(68.07%)、PCA2(20.85%))共同解释了88.92%的总变量，将其作为主成分轴(见图4)。淋滤液EC和Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd浓度在PCA1上为正相关，pH、Eh、相对发光强度在PCA1上为负相关。pH和Cu、Pb浓度在PCA2上为正相关，Eh、相对发光强度和Ca、Mg、Zn、Cd浓度在PAC2上为负相关，结合相关性分析(见表4)，其整体上表现为EC、Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd之间呈现极显著正相关关系(p<0.01)，EC、Ca、Mg、Cu、Pb、Zn、Cd与pH存在极显著负相关关系(p<0.01)，相对发光强度与Cu、Pb、Cd呈负相关且有显著性，其中与Cu、Pb具有极显著负相关性(p<0.01)，与Cd具有显著负相关性(p<0.05)，说明Cu、Pb、Cd对发光细菌有很强的毒性作用，能使其发光效应减弱，毒性大小为Pb>Cu>Cd，这是由于重金属可取代发光细菌反应酶的必需辅助因子，从而影响发光反应中酶的催化代谢途径[34]。

图4 主成分分析Fig.4 Principal component analysis

表4 相关性分析1)

3 结 论

(1) 不同外源钙盐的存在会影响铅锌冶炼废渣淋滤液的理化特征。难溶性碳酸钙能显著降低淋滤液的Eh，但对淋滤液pH和EC的影响无明显规律；易溶性氯化钙能降低铅锌冶炼废渣淋滤液pH，提高淋滤液的EC，增加淋滤液Ca、Mg浓度。随着淋滤次数的增加，各处理组淋滤液pH大体逐渐增加，EC大体降低，Eh呈先增加后降低趋势。

(2) 不同外源钙盐的存在会促进废渣中重金属的溶出。两种钙盐影响下淋滤液中重金属浓度总体表现为Zn>Cu>Pb>Cd，说明Zn较其他3种重金属更易溶出，且在整个淋滤周期内，重金属的淋出浓度总体上随淋滤次数的增加而降低。适量浓度的难溶性碳酸钙在第1次淋滤时能降低淋滤液中Cu、Zn浓度。

(3) 不同外源钙盐的存在会影响淋滤液对发光细菌的生物毒性效应。重金属对发光细菌具有一定的毒害作用，外源添加适量浓度的钙盐能够缓解淋滤液中重金属对发光细菌的毒害作用，而添加钙盐浓度过高则会抑制发光细菌的生物活性，增强淋滤液对发光细菌的毒性。