基于化学-微生物法的煤矸石山酸化污染原位控制技术研究进展

朱 琦，胡振琪，叶 春，李春华，李 冲

(1.中国环境科学研究院，湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室，国家环境保护湖泊污染控制重点实验室，北京 100012；2.中国矿业大学环境与测绘学院，江苏 徐州 221116；3.中工国际工程股份有限公司，北京 100080)

0 引 言

煤炭一直以来都是我国的主体能源[1]。2021年我国的原煤总产量为41.3亿t，比2020年增加5.7%，占国家能源消费总量的56.0%[2]。 作为当今世界第一大煤炭生产国和煤炭消费国，我国全年煤炭产量占全球煤炭产量的50.53%。 随着煤矿区开采活动的增加和煤矿开发规模的扩大，对矿区及其周边区域生态的破坏与环境的污染也日趋严重[3-5]。

煤矸石是煤炭开采以及洗选过程中产生的固体废弃物，占原煤产量的10%～30%[6-7]。受限于技术和成本，目前我国对煤矸石的综合利用率虽然在逐年增加，但仍旧处于较低水平(约为60%)[8]，并且矸石存量正在以2.8亿t/a的速度增加[9]，已成为我国排放量最大的工业固体废弃物。在煤炭生产过程中，大量煤矸石因无法及时利用和处置，只能就近露天堆存形成煤矸石山。据不完全统计，我国现存的矸石总积存量可达45亿t，堆积形成的矸石山数量达2 600余座[10-11]，占压土地面积超过1.2万hm2。

在露天堆存过程中，煤矸石含有的黄铁矿等硫化物经过雨水淋溶，以及细菌催化等影响下发生氧化、释放热量[12]，在堆体内部蓄积后引发矸石中残碳自燃，产生大量H2S、CO、SO2等大气污染物[13]；同时在接触雨水后产生含有高浓度硫酸盐和大量重金属离子[14]的酸性矿山废水(Acid Mine Drainage，AMD)[15-16]。煤矸石中残碳燃烧后转化成CO或CO2进入大气环境，导致矸石山自燃后内部结构变得更加松散，可能发生滑坡、垮塌等灾害[13]。而且因其内部温度较高，可以达到800～1 000 ℃，遭遇强降雨时会令入渗雨水汽化、生成CO和H2，从而引发煤矸石山体爆炸，造成人员伤亡和财产损失[17]。据不完全统计，我国现存的矸石堆场有1/3存在不同程度的自燃现象[18]。由采煤废石堆场酸化自燃所引发的一系列社会问题和生态环境问题，目前已经成为我国煤矿区土地复垦与生态修复工作的焦点[19]。

目前，我国煤矿普遍采用的煤矸石堆场抑氧控酸措施主要是针对需要长期堆存的煤矸石山，原理是通过碾压、惰性材料覆盖等方法物理阻隔氧气接触煤矸石的途径[20-21]。然而，在煤矿内还存在大量需要短期堆存的煤矸石，即煤矸石仅在矿区内临时存放数个月或数十个月，堆场内不断发生旧矸石被运走、新排放矸石补入的动态平衡过程。这种情况下，采用覆盖、碾压等措施不仅成本高，而且机械设备取用矸石时可能会破坏隔氧层，进而导致抑氧措施失效[22]。 随着我国对煤矸石综合利用率提高和利用方式多元化，煤矸石越来越多地被用于制造基建材料、充填复垦和燃烧发电等用途[23]，矿区对煤矸石临时堆储期间抑氧控酸措施的需求也日渐增长。

近年来，国内外科研工作者研究发现，煤矸石的氧化还原过程受到微生物调控。通过施加杀菌剂、微生物相互作用等化学-微生物方法抑制煤矸石氧化，能够在短期内有效控制煤矸石酸性污染，对于矿区生态环境保护具有重要的现实意义。

1 抑制氧化菌的煤矸石酸性污染抑制技术

国内外研究发现，煤矸石中含硫化合物氧化过程主要受到氧化菌生物催化作用影响。这类微生物以嗜酸性氧化亚铁硫杆菌(Acidithiobacillusferrooxidans，A.ferrooxidans)为代表，它们可以明显提高二价亚铁离子氧化反应生成三价铁离子的速率。通过比较得出，在A.ferrooxidans生长活跃的环境中，硫铁矿的氧化速度猛增了50～60倍，可见这类微生物是导致煤矸石酸化污染的重要原因。早在1947年，COLMER等[24]就对酸性矿山废水中催化亚铁离子氧化的微生物进行了研究，并且成功分离出一株A.ferrooxidans菌株。LEATHEN等[25]在1953年首次提出能够采用抑制氧化菌生长的方式，有效减少因高硫煤矸石堆场氧化而产生的酸化污染。NOSA[26]认为AMD是矿山尾矿中含硫矿物(主要是黄铁矿FeS2)氧化后产生的，而影响该过程的两大因素分别是化学氧化剂(O2、Fe3+)和A.ferrooxidans。

杀菌剂能够显著降低环境微生物的活性并影响其在环境中的行为。国外学者自20世纪80年代就开始尝试在矸石山治理过程中使用抑菌技术来控制氧化和产酸，并获得了许多成果。自1981年以后，多名科研工作者相继开展了关于苯甲酸、 山梨酸、 烷基苯磺酸钠以及十二烷基硫酸钠(SDS)对A.ferrooxidans抑制作用的研究，结果表明，其中SDS对氧化菌活性的控制效果最好[27]。SAND[28]通过一个长期与德国和罗马尼亚的合作项目得出，异噻唑啉酮、有机材料和碎石灰石覆盖对减少煤矿废弃物中金属和硫的释放有一定影响。 HUGO[29]通过研究证实了A.ferrooxidans的细胞质膜的半透性能可以通过洗涤剂来改变。RAO[30]经过酸性条件下的实验发现，丙酮酸可以在微生物的细胞内积累，实现对A.ferrooxidans硫氧化过程的抑制。 PENG等[31]提出表面活性剂Tween-80能够影响A.ferrooxidans的胞外蛋白以及细胞EPS组成和表达，进而阻断细菌对硫的代谢过程。

近年来，随着人们对杀菌剂的环境风险愈发重视，一些易降解、对环境影响小的有机杀菌剂开始被研究人员选择作为煤矸石山氧化抑制材料，如食品防腐剂和阴离子表面活性剂(anionic urface-tants)等[32]。 HU等[33]从中国山西的煤矸石样品中分离出了能够催化硫铁矿氧化的A.ferrooxidans菌株，并且探究了以上3种有机杀菌剂(SDS、三氯生和卡松)抑制A.ferrooxidans活性的效果和机理。研究结果表明：浓度为10 mg/L SDS、16 mg/L的三氯生和30 mg/L卡松溶液均能有效杀死A.ferrooxidans，Fe2+氧化抑制率可达到74%～85%。

2 利用硫酸盐还原菌的煤矸石酸性污染修复技术

硫酸盐还原菌(sulfate-reducing bacterium，SRB)是指能够在适宜条件下将硫酸盐、亚硫酸盐、硫代硫酸盐、连二亚硫酸盐等硫氧化物和元素硫还原成S2-的原核微生物[34]。 目前已报道的SRB共有18个属，40多个种[35]，大多为严格厌氧菌(图1)[36-37]。

图1 SRB的电镜照片

利用SRB处理矿区废石堆场酸化污染是当前国际上最具有应用前景的方法之一。该技术属于微生物修复法，其基本原理主要是利用SRB在厌氧环境中转化硫酸根离子，催化氧化有机碳和提高pH值，产生S2-与溶液中的重金属离子反应生成难溶性沉淀物[41]，其反应过程见式(1)和式(2)。

SO42-+CH3COO-→2HCO3-+HS-

(1)

S2-+Me2+→MeS↓

(2)

式中，Me为金属元素。

在处理酸性废水时还会发生式(3)所示反应，HS-与废水中的H+结合，形成H2S气体从水中逸出，从而降低废水的酸性。

HS-+H+→H2S↑

该方法处理AMD具有经济适用、无二次污染等优势[42-43]。1969年TUTTLE等[44]就提出可以采用向废水中加入有机废物的方法为SRB提供碳源，以提高水中SRB活性来处理酸性矿山废水。在此基础上，MAREE等[45]在1987年以糖蜜作为外加碳源，利用SRB处理金矿的酸性废水，不但将出水水质由原本的酸性提升至中性，而且令水中的硫酸盐含量降低了95%以上。SERGEY[46]选择乙醇作为碳源，利用UASB反应器中在厌氧环境下处理含高浓度硫酸盐的废水，该方法对硫酸盐还原率可以达到80%。但不同pH环境和不同种类菌株对硫酸盐还原率影响很大。ELLIOTT等[47]开展了SRB处理酸性矿山废水试验，发现在pH值为3.25条件下，硫酸根离子还原率仅为38.4%，当pH值降低至3时，硫酸根离子的还原率会进一步下降至14.4%。JONG等[48]将乳酸盐作为碳源，利用SRB混合菌种处理含有多种金属离子(如Cu、Zn、Ni、Fe、Al、Mg和As)的酸性矿山废水，结果表明，在pH值从4.5提升至7.2的过程中，Cu、Zn、Ni的去除率均大于97.5%，Fe去除率大于82%，As去除率大于77.5%，但对于Mg和Al的处理效果不佳。该研究认为，SRB去除重金属Cu、Zn、Ni、Fe的途径主要是通过还原硫酸盐产生的硫离子与金属离子结合，形成难溶的硫化物沉淀，而对As的去除率较低则可能是因为生物吸附或者与Cu、Zn、Ni、Fe的离子共沉。

早在1994年，胡文容等[49]就提出了利用SRB处理煤矿产生的酸性废水。马保国等[50]在2008年从酸化污染的煤矸石堆场周边土壤中分离出高效SRB，硫酸盐还原率可达94.3%。 在此基础上，胡振琪等[51]提出将该SRB菌株应用于煤矿酸性废石堆的酸化污染修复中，外加少量碳源条件下经过21 d培养后，可将煤矸石浸出液pH值提升至7.02。 唐婕琳等[38]、佘臣杰等[52]采用类似方法从湖南某煤矿土壤分离SRB，能够在2 d时间内将溶液的pH值从4提升至6.5，并去除溶液中的重金属离子。但SRB的厌氧特性限制了它在煤矸石山等露天场地中的应用，因此，朱琦[53]采用厌氧-好氧交替的分离方法，从风化煤矸石中分离出一株兼性厌氧的SRB，在好氧培养条件下仍然能保持73.41%的硫酸盐还原率。目前分离鉴定的SRB生理生化特性情况见表1。

3 基于化学-微生物协同的煤矸石山酸化污染原位控制技术

目前，人们对于有机杀菌剂的主要担忧集中在大量杀菌剂进入土壤或水体后可能对环境产生的影响[55-56]。因此，需要寻找一种有效途径将杀菌剂降解[56]，才能避免由施用杀菌剂带来的二次污染[58-59]。此外，虽然施用杀菌剂可以抑制酸性废水的产生，但对于已经存在的酸化污染没有去除能力，需要与其他污染修复方法联合使用以达到抑制氧化和控制污染的效果。

而SRB属于异养型细菌，必须依赖于外加碳源才能良好生长[60]，这成为制约SRB应用的主要限制因素之一。为了增加利用SRB治理废水的应用潜力，一些研究人员采用较廉价的碳源来替代传统碳源，如狄军贞等[61]研究证明利用蔗糖渣可以作为SRB的碳源；肖利萍等[62-63]通过研究得出，将鸡粪和木屑混合物的发酵产物用作有机碳源也具备可行性。CHANG等[64]和ZAGURY等[65]将多种天然有机废弃物作为SRB碳源的效果进行了对比分析，包括木屑及其经过发酵后的产物、有机污泥和高有机质含量的土壤，研究发现，采取发酵等方法对天然有机物碳源进行处理，能够提高SRB对碳源的利用效率。

图2 有机杀菌剂与SRB协同抑制煤矸石氧化的原理示意图

4 展 望

采用化学-微生物法控制煤矸石山酸化污染是一项极具发展潜力的环境治理技术。化学杀菌剂通过短期内抑制氧化菌对煤矸石的催化氧化作用，降低煤矸石的氧化反应速率；SRB能够还原煤矸石氧化后产生的硫酸盐，从而减少酸性废水产生和固定金属阳离子；而将杀菌剂与SRB协同使用，可以在提高修复效果的同时弥补两种方法的缺点。国内外学者已经对杀菌剂的选择、SRB的分离及其修复煤矸石酸化污染的效果进行了大量研究，但在实际应用中仍然存在很多现实问题，下一步研究可以从以下几方面深入展开。

1) 提高SRB修复效率研究。除了改进富集、分离和纯化方法，以筛选出修复效率更高、抗逆性更好的SRB菌株以外，也可以通过基因工程的手段，人为提高SRB对底物的利用效率，从而改良其固硫能力；或者植入高效降解有机杀菌剂的基因片段，以提高菌株对高浓度杀菌剂的耐受性和降解效率。

2) 改良杀菌剂研究。研发出对环境影响小、对氧化菌抑制效果强，并且容易生物降解的新型环保杀菌剂，对于抑制煤矸石山酸化具有重要意义。此外，应当制备出能够针对A.ferrooxidans进行特异性抑制的专性杀菌剂，并且不会影响到其他微生物的正常生长，就可以与更多种类的环境微生物协同使用，强化污染修复效果。

3) 缓释杀菌剂研究。在实际工程中，杀菌剂会因为雨水冲刷、生物降解等原因流失，因此只能在短期内抑制煤矸石氧化。通过将杀菌剂与保水材料制备成缓释剂，可以有效延长对氧化菌的抑制时间，并且为SRB提供稳定的碳源，长期保持SRB的生长活性，可能会成为一个重要的研究方向。