張明慧，劉

固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室 西南科技大學，四川 綿陽 621010； 西南大學 資源環(huán)境學院，重慶 400715)

湖南石門雄黃礦是亞洲最大的雄黃礦，開采已有1 700多年的歷史。雄黃、雌黃伴生出現(xiàn)，加之地質(zhì)作用及人類活動，也產(chǎn)生了含砷夾矸尾礦及淋濾次生含砷礦物(次生含砷尾礦)等。這些暴露在地表的雄黃礦、雌黃礦、含砷夾矸尾礦及次生含砷礦物其表層的重金屬離子易與空氣中的氧氣發(fā)生反應(yīng)，經(jīng)風化磨蝕或雨水溶蝕逸散到雄黃礦礦區(qū)周邊，導致固態(tài)、液態(tài)的砷不斷釋放到生態(tài)環(huán)境中，危害環(huán)境與生命健康，形成了著名的癌癥村——鶴山村(李蓮芳等，2010)。砷釋放是不可逆的，但可以從砷釋放及形態(tài)上對砷的釋放行為進行分析以降低其危害。 As(Ⅲ)的毒性是As(Ⅴ)的60倍，在多數(shù)的環(huán)境條件下As(V)更難以被礦物質(zhì)(如鐵、鋁氧化物等)吸附(Muozetal.，1999； 張雪霞等，2009)。砷的溶解性和遷移性與其所處的氧化還原條件有關(guān)(Lloydetal.，2004)，砷的形態(tài)和轉(zhuǎn)換與鐵、硫和有機碳密切相關(guān)并受其相對元素豐度控制(楊芬等，2015)。研究含砷尾礦在生物作用下的形態(tài)轉(zhuǎn)化與環(huán)境歸趨對于處理尾礦區(qū)含砷廢水具有指導意義。

氧化作用下As的濃度主要受兩種因素的制約：其一為與礦物的共沉淀，其二為與礦物發(fā)生表面吸附(Kyoung-Woongetal.，2006)。自1947年首次在煤礦酸性廢水中分離出氧化亞鐵硫桿菌(Thiobacillusferrooxidans，簡稱T.f)，基于T.f的好氧、化能自養(yǎng)型以及極強的嗜酸性對其在酸礦廢水產(chǎn)生的效應(yīng)引起了廣泛關(guān)注(石榮等，2009)。T.f對砷的氧化釋出有明顯的催化作用，逐漸被應(yīng)用在以重金屬去除為代表的環(huán)境污染治理方面(姚靜等，2005； Zhangetal.，2011； 顧幗華，2012； Georgeetal.，2014； Wangetal.，2014)，在T.f菌作用于雄黃礦的過程中，砷釋放在兩天內(nèi)急劇上升至30 mg/L(Fanetal.，2018)。硫酸鹽還原菌(sulfate reducing bacteria，簡稱SR)和嗜鐵還原菌(AcidiphiliumcryptumJF-5，簡稱JF-5)作為還原微生物，經(jīng)常出現(xiàn)在湖泊、河流沉積物、石油礦藏及河口處(Lietal.，2012)。Jong 等(2003)利用SR還原釋放砷，使砷的釋放率達到77.5%，Lucia等(2016)利用SR產(chǎn)S2-除砷時，As(Ⅴ)和總砷釋放率達93.2%和91.2%。楊婷婷等(2016)在利用JF-5對As(Ⅴ)體系進行還原釋砷時，使As(Ⅴ)的還原程度達到86%。目前還未有關(guān)于氧化、還原微生物作用于湖南典型尾礦的報道。

本文選取湖南石門4種典型原生和次生含砷尾礦礦物(包括雄黃礦、雌黃礦、含砷夾矸尾礦與次生含砷尾礦)，與氧化(T.f)、還原(SR和JF-5)微生物進行作用，對比探究砷釋出濃度、形態(tài)等變化并進行了相關(guān)性分析，研究氧化、還原微生物的釋砷能力，評價氧化、還原微生物對湖南石門高砷尾礦的砷釋放行為。

1 實驗部分

1.1 樣品和儀器

1.1.1 樣品采集

樣品采自湖南省常德市石門雄黃礦的尾礦區(qū)(圖1)，具體位置北緯29.7°、東經(jīng)111.1°。共采集雄黃礦(T1)、雌黃礦(T2)、含砷夾矸尾礦(T3)和次生含砷尾礦(T4)4種高砷沉積物(圖1)。雄黃礦和雌黃礦是在廢棄的雄黃礦床附近擇取，含砷夾矸尾礦是廢棄的含砷尾礦經(jīng)風化、淋蝕等作用下生成的，次生含砷尾礦是礦區(qū)尾礦經(jīng)淋溶作用后通過地下橋洞流出形成的豆腐腦狀沉積物。將分裝好的裝有樣品的聚乙烯塑料管置于恒溫干燥箱(60℃，48 h)，烘干后用球磨機充分研磨、過篩。

1.1.2 儀器設(shè)備

實驗所用儀器包括研缽(Emax，德國Retsch)、恒溫振蕩器(IS-RDH1，美國精騏有限公司)、超純水機(DHT-Bio)和真空干燥機(LABCONCO)。在西南科技大學分析測試中心，利用荷蘭PANalytical公司的Axios-Magix(XRF)(功率60 kV/100 mA/2.4 kW)測試尾礦中的成分；采用電感耦合等離子發(fā)射光譜(ICP-OES，8300DV，美國珀金埃爾默有限公司，檢出限0.005)和液相原子熒光(LC-AFS-8230、SA-20，北京吉天儀器有限公司，檢出限0.01 μg/L，相對標準偏差0.7%，線性范圍大于3個數(shù)量級)分別測試溶液中總砷和As(Ⅲ) 、As(Ⅴ)的濃度；選擇掃描電子顯微鏡[ZEISS EVO18，德國卡爾蔡司，掃描波數(shù)400～4 000 cm-1，分辨率4 cm-1，工作室365 mm (Φ) 275 mm (h)]測試礦物的元素含量。

圖 1 石門雄黃礦礦區(qū)尾礦沉積物采樣圖Fig. 1 Sampling diagram of tailings sediments in the Shimen realgar mining area

1.2 實驗方法

1.2.1 微生物的制備

在實驗室內(nèi)分別對氧化亞鐵硫桿菌(T.f)、硫酸鹽還原菌(SR)和嗜酸鐵還原菌(JF-5)進行培養(yǎng)(何立樂等，2017； 岳停停等，2018； Fanetal.，2018)。

T.f培養(yǎng)基的配制：分別稱取0.5 g磷酸氫二鉀、0.01 g硝酸鈣、3 g硫酸銨、0.5 g七水硫酸鎂、0.1 g氯化鉀定容于1 000 mL超純水中，高溫高壓滅菌冷卻至室溫后，再稱取44.3 g七水硫酸亞鐵，將其紫外滅菌約30 min后溶于1 000 mL上述溶液至完全溶解，溶解后調(diào)節(jié)溶液pH值至2.2，即培養(yǎng)基配制完成。菌體接種：將15%～20%的菌種加入到新配制的培養(yǎng)基中，用紗布封口至于恒溫箱中，3天后變紅即培養(yǎng)完成。

SR培養(yǎng)基的配制：分別稱取0.5 g磷酸氫二鉀、1 g硫酸鈉、2 g二水氯化鈣、2 g七水硫酸鎂、2 g乳酸鈉、1 g刃天青和1 g酵母膏定容于1 000 mL超純水中，高溫高壓冷卻后，即培養(yǎng)基配制完成。菌體接種：取100 mL菌液離心后將菌落加入新配制培養(yǎng)基中，再將該培養(yǎng)基置于厭氧培養(yǎng)箱中進行厭氧處理，封蓋后，置于30℃的恒溫培養(yǎng)箱中7天，打開有濃烈的臭雞蛋氣味即培養(yǎng)完成。

JF-5培養(yǎng)基的配制：稱取0.5 g胰酶大豆肉湯倒入917 mL的超純水中，1.8 g硫酸鐵，1.8 g葡萄糖，2 mL微量元素定容于1 000 mL超純水中，高溫高壓冷卻后，培養(yǎng)基配制完成。菌體接種：取100 mL菌液離心后將菌落加入新配制培養(yǎng)基中，再將該培養(yǎng)基置于厭氧培養(yǎng)箱中進行厭氧處理，置于30℃的恒溫培養(yǎng)箱中7天，觀察到溶液的顏色明顯的變?yōu)榘咨磁囵B(yǎng)完成。

1.2.2 氧化還原高砷尾礦沉積物

為探究常溫下T.f氧化溶解與SR、JF-5還原溶解含砷礦區(qū)產(chǎn)物的能力。分別稱取0.25 g<100目的4種礦樣各9份，取聚乙烯塑料管36個，按照編號分別加入20 mL的T.f菌液、20 mL的SR菌液、20 mL的JF-5菌液，在25℃、150 r/min 條件下放入恒溫震蕩箱震蕩。為了保證實驗的可信性，所有實驗均設(shè)有3組平行實驗，結(jié)果取平均值，均在密封的無菌聚乙烯塑料管中進行，分別在1.5、3、6、24、48、96和168 h用注射器取樣2 mL，取完后補充加入2 mL相應(yīng)的溶液，經(jīng)0.25 μm濾膜過濾后取1 mL，用電感耦合等離子質(zhì)譜測濾液中的As的濃度，用原子熒光分光光度計測試濾液中砷的價態(tài)離子濃度。

2 結(jié)果與討論

2.1 X射線熒光光譜分析

4種尾礦樣品的XRF分析結(jié)果見表1。雄黃礦和雌黃礦是在低溫熱液礦床中形成的含砷伴生礦石，最主要的成分是As2O3，含量分別是77.30%、65.12%。含砷夾矸尾礦的主要成分為Fe2O347.05% 、As2O321.75%，表明含砷夾矸尾礦附近有外源性的鐵源-破舊的鐵質(zhì)礦坑井。次生含砷尾礦的XRF分析結(jié)果顯示其主要成分分別是CaO 39.02%、MgO 17.09%、SO310.25%、As2O37.82%和其它 4.92%(表1)。次生含砷尾礦中元素砷含量相對其它3種尾礦最低，表明次生含砷尾礦經(jīng)流水作用后，易溶解的砷被沖刷到下游溪流中。

表 1 尾礦樣品的化學成分 wB/%Table 1 Chemical composition in tailings samples

2.2 掃描電鏡分析

含砷夾矸尾礦外觀呈現(xiàn)偏白色，次生含砷尾礦外觀呈現(xiàn)黃色。X射線能譜(EDX)分析發(fā)現(xiàn)次生含砷尾礦(圖2c、2d)礦物表面物質(zhì)以Fe、Ca、As和Si為主，含砷夾矸尾礦(圖2a、2b)礦物表面物質(zhì)以Ca和Mg為主，這與XRF顯示結(jié)果基本一致。石門雄黃礦礦區(qū)屬于碳酸鹽型地質(zhì)礦床，碳酸鹽易與其它介質(zhì)形成沉淀，鈣元素分布廣泛。在微觀形態(tài)下次生含砷尾礦呈現(xiàn)出管狀，含砷夾矸尾礦呈現(xiàn)出片狀或者粒狀。管狀的晶體結(jié)構(gòu)比表面積大，含砷礦物極易粘連在管狀內(nèi)壁，并且鐵的富集會使砷形成含砷鐵氧化物，所以次生含砷尾礦的能譜中分階段的出現(xiàn)砷。

2.3 砷含量分析

圖3b顯示了雄黃礦、雌黃礦、含砷夾矸尾礦和次生含砷尾礦在與T.f作用的7天內(nèi)，總砷含量變化的狀態(tài)。T.f對雌黃礦砷釋出效果最為明顯，大致是細菌在接種中帶入的Fe3+以及細菌氧化生成Fe2+溶解雌黃礦。對含砷夾矸尾礦砷釋出含量的走向與其它組比較呈現(xiàn)完全相反的下降趨勢，且其砷釋出濃度幾乎一直處于最低。一方面是含砷夾矸尾礦自有的砷含量不高，其次其鐵含量過高，抑制其釋出砷濃度。自6～168 h，T.f釋出液中砷濃度排序為雌黃礦>次生含砷尾礦>雄黃礦>含砷夾矸尾礦。值得提出的是，次生含砷尾礦粉末類似豆腐腦狀，亦具有強的彌散性，其形成在長期的厭氧狀態(tài)下，在細菌的氧化作用下，這就是次生含砷尾礦釋砷液中濃度持續(xù)升高的原因。含砷夾矸尾礦砷釋出含量的走向與其它組比較呈現(xiàn)完全相反的下降趨勢，且其砷釋出濃度幾乎一直處于最低。

圖 2 石門雄黃礦尾礦尾沉積物的掃描電鏡(a、c)和能譜圖(b、d)Fig. 2 SEM (a, c) and EDX analysis (b, d) of sediments from the tailings of the Shimeng realgar tailings

圖 3 去離子水(a)、T. f(b)、SR(c)和JF-5(d)作用下的釋砷動力學Fig. 3 Arsenic release kinetics under ultrapure water(a), T. f (b), SR(c) and JF-5(d)

圖3c顯示4種尾礦在與SR作用的168 h內(nèi)，釋出液總砷含量幾乎都是隨著時間的變化呈現(xiàn)出上漲的趨勢，且最高閾值都出現(xiàn)在168 h；雄黃礦、雌黃礦和次生含砷尾礦的增長速率在168 h也逐漸降低。這些現(xiàn)象表明硫酸鹽還原菌能夠有效地還原釋放含砷尾礦。就砷釋出濃度而言，雌黃礦變化最大，從5.2 mg/L升高至34.2 mg/L；變化最小的是雄黃礦，從2.3 mg/L升高持平在9.5 mg/L左右。1.5、3、6 h砷釋出濃度增長速率均展現(xiàn)出巔峰式上升，而96、168 h砷釋出濃度則是緩慢增長至持平狀態(tài)。這大致是由于取樣時間間隔是前者的16倍，以雌黃礦為例，前期其釋出液中砷釋放含量每小時為0.82 mg/L，后期每小時則為0.03 mg/L，相差26倍。一方面是由于前期已經(jīng)將極易被還原的砷溶解釋放，后期處理的是處于平衡狀態(tài)更難被還原處理的含砷礦物；另一方面是由于隨著時間的增加，硫酸鹽還原菌的活性降低，生成明顯的少量絮狀沉淀，阻滯了生物的生長代謝。

圖3d顯示了JF-5在與含砷尾礦作用的7 d里，雄黃礦、雌黃礦釋放砷的濃度逐漸升高，含砷夾矸尾礦釋出液中砷的濃度先降低后升高，而次生含砷尾礦釋出液砷濃度一直處于不斷下降的狀態(tài)。在溶液處于中性偏弱酸性的條件下，JF-5能夠減少酸性環(huán)境中的鐵氧化物，促進其溶解。JF-5作用于4種含砷尾礦的砷濃度變化有大致兩種態(tài)勢，表明這里可能不止存在一種砷釋放模式。

就釋出砷的效果來看，雌黃礦無論在氧化還是還原條件下都是最好的，且均處于顯著上升趨勢，至168 h達到最高，168 h氧化釋出砷濃度是還原釋出砷濃度的4倍。兩種還原菌相對比，SR作用下4種尾礦釋出濃度更高，效果更好，且釋出砷濃度趨勢相一致( Harringtonetal.，1998)；反之，JF-5作用下砷釋出的趨勢較為復雜，這可能是由于鐵離子并不是唯一主導砷釋出的因素。除此之外，氧化還原實驗均在168 h內(nèi)完成，雖然是為了保證生物活性，但是下一階段釋出液中砷含量變化尚未可知。與圖3a去離子水組對照顯示，T.f、SR和JF-5作用下這4種含砷礦物的釋砷量都能得到有效的提升。

2.4 砷形態(tài)分析

T.f會對不同砷形態(tài)[As(Ⅲ)和As(Ⅴ)]產(chǎn)生差異性滯留(周立祥，2008； 趙永紅等，2013)，T.f作用于4種尾礦的砷形態(tài)的LC-AFS分析結(jié)果見圖4b。雌黃礦在168 h時釋出的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量都在60 mg/L上下，雄黃礦、雌黃礦被氧化后的釋出液中As(Ⅴ)濃度均持續(xù)上升。就雄黃礦而言，其As(Ⅲ)濃度值幾乎相持平，而As(Ⅴ)濃度迅猛增加。雄黃礦與雌黃礦砷形態(tài)對比分析可看出，1.5 h雌黃礦中As(Ⅲ)占總砷的87%，雄黃礦則是42%；到168 h雌黃礦礦中As(Ⅲ)占總砷的47%，雄黃礦中As(Ⅲ)僅占總砷的8%，這表明T.f對雄黃礦中As(Ⅲ)的氧化效果最好。就T.f作用于含砷夾矸尾礦的砷形態(tài)分析顯示，它能夠有效破壞礦物中As(Ⅲ)的穩(wěn)定性，氧化菌在氧化As(Ⅲ)的同時也在很大程度上加速了As(Ⅲ)的析出。去離子水作用下，雄黃礦和雌黃礦在168 h內(nèi)，As(Ⅲ)幾乎占主要形態(tài)，證實了T.f氧化As(Ⅲ)的能力更強。

圖 4 去離子水(a)、T. f (b)、SR(c)和JF-5(d)作用下砷形態(tài)含量堆疊圖Fig. 4 Stacking column of As(Ⅲ) and As(Ⅴ) release under the action of ultrapure wate(a), T. f (b), SR(c) and JF-5(d)

還原型微生物在厭氧條件下影響砷在水體中的遷移和價態(tài)變化。SR利用含砷尾礦親硫的性質(zhì)進行將砷釋出及將As(V)還原成As(Ⅲ)，JF-5則通過鐵離子轉(zhuǎn)換來置換還原As(Ⅲ)。對比SR與JF-5作用于尾礦后釋出液中的As(Ⅲ)濃度，很容易看出SR還原As(Ⅲ)的效果遠遠超過JF-5。但是，As(Ⅲ)的毒性是As(V)的60倍，在還原條件下處理含砷廢水時，明顯JF-5更有利于穩(wěn)定As(Ⅴ)，危害更小。SR和JF-5作用于4種尾礦的砷形態(tài)分析見圖4c、4d，在生物還原作用下，4種尾礦釋出液中As(Ⅲ)占絕對主導地位。釋出液中砷價態(tài)轉(zhuǎn)化伴隨著時間的變化并不一致，同一含砷尾礦不同生物還原菌作用下砷釋出液中As(Ⅲ)含量隨時間變化也不一致，但是它們整體上利用含砷尾礦的親硫以及噬鐵特性進行了As(Ⅲ)的置換，出現(xiàn)不一致的原因一方面是尾礦自身復雜且不一致，另一方面是還原機理(親硫或噬鐵)不一致，可能還附有還原作用下吸附附著在固體介質(zhì)上的無定形氧化物上的砷或者含砷沉積物中的砷。無論是SR作用下還是JF-5作用下，尾礦在1.5、96和168 h釋出液中As(Ⅲ)濃度一直在上逐漸上升的是雌黃礦，這表明雌黃礦對于生物還原最敏感；雌黃礦的砷釋出行為在還原作用下具有連貫性，可能是生物還原菌在雌黃礦還原As(Ⅲ)中占控制地位。與還原理論相悖的是，與1.5 h釋出液中As(Ⅲ)濃度相比，SR作用下含砷夾矸尾礦在96 h和168 h釋出液中As(Ⅲ)濃度均在下降，與此同時As(Ⅴ)濃度還有小幅度的上升。

3 結(jié)論

(1) 氧化微生物T.f作用下，除次生含砷礦物釋砷遞減外，雄黃礦、雌黃礦和含砷夾矸尾礦釋砷都在增長；自6 h起砷釋放效果雌黃礦>次生含砷尾礦>雄黃礦>含砷夾矸尾礦；As(Ⅴ)的釋放占比為雄黃礦>含砷夾矸尾礦>次生含砷尾礦>雌黃礦；

(2) 還原微生物作用下，SR釋砷效果比JF-5好； 24 h后SR作用下釋砷效果雌黃礦>含砷夾矸尾礦>雄黃礦，JF-5作用下釋砷效果雌黃礦>雄黃礦>含砷夾矸尾礦(次生含砷尾礦在釋砷復雜，48 h釋砷最少)。SR作用下As(Ⅲ)的釋放占比為雌黃礦>含砷夾矸尾礦>雄黃礦>次生含砷尾礦；JF-5作用下As(Ⅲ)的釋放占比為含砷夾矸尾礦>雌黃礦>次生含砷尾礦>雄黃礦；

(3) 雌黃礦在氧化、還原生物作用下釋砷對環(huán)境的威脅大于雄黃礦；含砷夾矸尾礦在氧化、還原生物作用下釋砷對環(huán)境的威脅大于次生含砷尾礦；雌黃礦在氧化、還原生物作用下釋砷對環(huán)境的威脅大于含砷夾矸尾礦。