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关键词：
泉州湾;重金属,台风“凤凰( Fung-wong)”,表层沉积物,悬浮颗粒物
发表时间：
2012-08-23 09:38:58
摘要:借助污泥中的厌氧微生物活动，污泥屏障可用来固定尾矿堆场的重金属. 针对尾矿风化淋滤形成的酸性采矿废水( acid mine drainage，AMD) 与污泥屏障相互作用，可能会引起已固定重金属再次溶出问题，通过酸滴定实验，研究了不同厌氧培养时间的污泥悬液的酸缓冲容量及其对重金属再溶出的影响. 结果表明，污泥悬液酸缓冲容量与悬液固液比成正比，并随着厌氧还原程度的加深而增加. 碳酸盐缓冲体系和有机质缓冲体系对污泥悬液酸缓冲有重要意义. 酸滴定实验发现，随着pH 降至6. 2 以下，重金属Zn、Pb 和Cu 开始快速溶解释放，且释放量符合Zn > Cu > Pb. 基于实验结果，建立了污泥屏障在AMD 渗透条件下酸缓冲容量消耗的数学模型. 模拟计算结果表明，对于厚度2. 0 m 的污泥屏障，即使在10. 0 m 水头的AMD 渗透酸化条件下，有效酸缓冲容量经历666 a 之后才能被耗尽，在此时间内污泥屏障具备对重金属的生物化学固定能力.
我国堆积尾矿总量达50 余亿t，且每年以4 ～ 5亿t 的排放量递增，仅选矿后的尾矿废弃物排放量就占工业固体废弃物的40% 左右［1］. 尾矿在露天堆放的过程中所含的硫化矿物不断地被氧化、淋滤，产生大量的渗滤液，即酸性采矿废水( acid mine drainage，AMD) . 酸性采矿废水的pH 极低且含有大量的重金属，如Zn、Pb、Cu 等，对尾矿堆场周边的土壤和地下水环境构成严重威胁.
为了有效控制尾矿堆场的重金属污染，笔者等提出了污泥屏障的构想［2］. 一方面，位于尾矿下部的污泥经过固结之后，渗透系数可以降低到1. 0 ×10 － 7 cm / s 以下，担当底部屏障的角色，通过减少AMD 渗流量控制金属污染物的迁移. 另一方面，污泥具有丰富的有机质和微生物，强烈的吸附作用和厌氧还原作用能够实现对重金属离子的固定. 在硫酸盐还原反应发生之前，污泥可以通过吸附、碳酸盐和氢氧化物沉淀以及与Fe-Mn 氧化物共沉淀等机制实现对重金属离子的固定. 硫酸盐还原反应开始以后，还可通过微生物厌氧呼吸导致的还原作用实现对金属离子的固定. 特别是在厌氧条件下，硫酸盐还原菌( sulfate reducing bacterial，SRB) 代谢氧化有机物，通过电子传递体系将氧化有机物产生的电子传递给硫酸盐，使硫酸盐还原产生H2 S. 而H2 S 可以与酸性采矿废水中的重金属离子反应生成金属硫化物沉淀，达到固定重金属的目的［3］.
图1 是金属活动性与环境Eh-pH 的关系. 可以看出，pH 值与氧化还原电位( Eh) 同时影响金属的活动性. 一般来说，还原环境倾向于降低绝大多数重金属的活动性;而在相同的Eh 条件下，pH 对金属活动性的影响更为显著［4］. 图1 同时还给出了典型酸性采矿废水和实验所用污泥的Eh-pH 条件. 由于AMD 具有很低的pH 值，会反过来加速尾矿中重金属的溶出. 这已经被静态浸提实验［5］、渗透柱动态溶滤实验［6］和酸性中和容量实验［7］所证实. 类似地，AMD 与污泥屏障相互作用时，必然会逐渐消耗污泥的碱度，导致污泥从中性向酸性转化. 而污泥屏障在原有还原条件下固定的重金属，可能会在酸化过程中二次溶出. 显而易见，污泥屏障应当具备足够的酸缓冲容量，才能够抑制pH 降低引起的重金属二次溶出问题. 关于土-水体系的酸缓冲容量研究，
主要见于天然或污染含水层［8］、污染沉积物［9］、垃圾焚烧灰［10］、垃圾填埋场［11］.而目前关于污泥酸缓冲容量的研究很少［12］. 本研究通过酸滴定实验实测了污泥的酸缓冲容量，并确定污泥中重金属溶出与pH 之间的定量关系. 基于达西定律及酸碱中和反应原理，试图建立污泥屏障重金属溶出的数学模型，从酸缓冲容量消耗的角度预测污泥屏障对重金属的固定时效.
为了有效控制尾矿堆场的重金属污染，笔者等提出了污泥屏障的构想［2］. 一方面，位于尾矿下部的污泥经过固结之后，渗透系数可以降低到1. 0 ×10 － 7 cm / s 以下，担当底部屏障的角色，通过减少AMD 渗流量控制金属污染物的迁移. 另一方面，污泥具有丰富的有机质和微生物，强烈的吸附作用和厌氧还原作用能够实现对重金属离子的固定. 在硫酸盐还原反应发生之前，污泥可以通过吸附、碳酸盐和氢氧化物沉淀以及与Fe-Mn 氧化物共沉淀等机制实现对重金属离子的固定. 硫酸盐还原反应开始以后，还可通过微生物厌氧呼吸导致的还原作用实现对金属离子的固定. 特别是在厌氧条件下，硫酸盐还原菌( sulfate reducing bacterial，SRB) 代谢氧化有机物，通过电子传递体系将氧化有机物产生的电子传递给硫酸盐，使硫酸盐还原产生H2 S. 而H2 S 可以与酸性采矿废水中的重金属离子反应生成金属硫化物沉淀，达到固定重金属的目的［3］.
图1 是金属活动性与环境Eh-pH 的关系. 可以看出，pH 值与氧化还原电位( Eh) 同时影响金属的活动性. 一般来说，还原环境倾向于降低绝大多数重金属的活动性;而在相同的Eh 条件下，pH 对金属活动性的影响更为显著［4］. 图1 同时还给出了典型酸性采矿废水和实验所用污泥的Eh-pH 条件. 由于AMD 具有很低的pH 值，会反过来加速尾矿中重金属的溶出. 这已经被静态浸提实验［5］、渗透柱动态溶滤实验［6］和酸性中和容量实验［7］所证实. 类似地，AMD 与污泥屏障相互作用时，必然会逐渐消耗污泥的碱度，导致污泥从中性向酸性转化. 而污泥屏障在原有还原条件下固定的重金属，可能会在酸化过程中二次溶出. 显而易见，污泥屏障应当具备足够的酸缓冲容量，才能够抑制pH 降低引起的重金属二次溶出问题. 关于土-水体系的酸缓冲容量研究，
主要见于天然或污染含水层［8］、污染沉积物［9］、垃圾焚烧灰［10］、垃圾填埋场［11］.而目前关于污泥酸缓冲容量的研究很少［12］. 本研究通过酸滴定实验实测了污泥的酸缓冲容量，并确定污泥中重金属溶出与pH 之间的定量关系. 基于达西定律及酸碱中和反应原理，试图建立污泥屏障重金属溶出的数学模型，从酸缓冲容量消耗的角度预测污泥屏障对重金属的固定时效.
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