煤渣填土對土壤砷含量的影響及治理技術(shù)

關(guān)鍵詞：煤渣填土；砷污染；遷移轉(zhuǎn)化；鈍化固化；植物修復(fù)；治理技術(shù)中圖分類號：X53 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：1008-9500（2025）05-0047-04DOI： 10.3969/j.issn.1008-9500.2025.05.011

Abstract： Studyingtheeffectofcoalslagfilingonsoilarseniccontentisof greatsignificance forpreventingandcontroling soil heavy metal polution.Throughsystematic sampling andanalysis ofthecoal slagfiling area，it wasfound thatthecoal sla fillingsignificantlyincreasedthearseniccontentinthesoil，anditsmgrationandtransformationcharacteristicsshowed adecreasingverticaldirectionwithdepthandacirculardistributioninthehorizontaldirection.Basedonexperimentaldata andfieldinvestigations，acombnedtreatmenttechnologysystemisproposed，mainlyconsistingofpassvationsoidification andsupplementedbyplant restoration.Theresearchresults indicate thattheuseof amendments for in-situpassivationand solidificationcanefectivelyreducethebioavailabilityofarsenic，andtheplantingofarsenictolerantplantscanfurtherenhance the remediationefect，providing technical supportforthe treatmentofsoilarsenic pollution incoalslagfilling areas.

Keywords：coal slag filing;arsenic pollution; migration and transformation; passivation and solidification; phytoremediation; treatment technology

1煤渣中砷的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制

隨著我國工業(yè)化進(jìn)程的加快，煤炭消耗量持續(xù)增長，由此產(chǎn)生的煤渣處置問題日益突出。煤渣填土作為一種常見的處置方式，在改善場地條件的同時也帶來潛在的環(huán)境風(fēng)險，其中重金屬砷的污染尤為嚴(yán)重。砷作為一種具有致癌性的有毒元素，通過食物鏈富集可對人體健康造成嚴(yán)重威脅。因此，深入研究煤渣填土對土壤砷含量的影響機(jī)制，開發(fā)高效的治理技術(shù)具有重要的理論意義和實(shí)踐價值。

1.1物理化學(xué)性質(zhì)

煤渣中的砷主要以 As（III） 和 As（V） 兩種價態(tài)形式存在，其中 As（III）的毒性和遷移性均高于 As（V） 。在煤渣填土環(huán)境中，砷的存在形態(tài)受 pH 值、氧化還原電位和配位離子的影響。在氧化條件下， As（V） 主要以 H₂AsO₄^- 和 HAsO₄^2- 形式存在；而在還原條件下，As（III）則以 H₃AsO₃ 形式為主[1]。砷的價態(tài)轉(zhuǎn)化可通過氧化還原反應(yīng)實(shí)現(xiàn)，其反應(yīng)方程式為

H₃AsO₄+2H⁺+2e^-?H₃AsO₃+H₂O

砷的溶解度與 pH 值密切相關(guān)，當(dāng) pH 值為 4～ 8時， As（V） 的溶解度較低，有利于其穩(wěn)定存在。而在極端 pH 值條件下，砷的溶解度顯著增加，加劇其環(huán)境風(fēng)險。

1.2環(huán)境因子影響

環(huán)境因子對砷的遷移轉(zhuǎn)化具有顯著影響。溫度升高會加快砷的解吸和氧化還原反應(yīng)，降水則通過淋溶作用促進(jìn)砷的垂直遷移。土壤中的鐵錳氧化物、黏土礦物和有機(jī)質(zhì)對砷具有強(qiáng)烈的吸附作用，其吸附過程可以表示為

式中： q_e 為平衡吸附量， mg/g ; C_e 為平衡濃度，mg/L ; q_m 為最大吸附容量， mg/g K_L 為Langmuir常數(shù)，L/mg 。此外，微生物活動和植物根系分泌物也會影響砷的環(huán)境行為，改變其生物有效性。

1.3生物地球化學(xué)過程

砷在土壤－植物系統(tǒng)中的生物地球化學(xué)循環(huán)包括氧化還原、甲基化、螯合及生物富集等過程。微生物介導(dǎo)的甲基化作用是砷遷移轉(zhuǎn)化的重要途徑，其反應(yīng)可以表示為

As（OH）₃+CH₃?CH₃AsO（0H）₂?（CH₃）₂AsO（0H）?（CH₃）₃AsO

土壤微生物通過分泌還原酶和氧化酶參與砷的價態(tài)轉(zhuǎn)化，影響其生物有效性。植物根系可通過分泌有機(jī)酸和鐵載體等物質(zhì)改變根際環(huán)境，影響砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化和吸收[2。同時，某些微生物可與植物形成共生關(guān)系，協(xié)同促進(jìn)砷的轉(zhuǎn)化和富集。這些生物地球化學(xué)過程的綜合作用決定了砷在土壤-植物系統(tǒng)中的歸趨。

2土壤砷污染治理技術(shù)研究

2.1物理化學(xué)方法

物理化學(xué)方法主要采用原位鈍化－固化技術(shù)。實(shí)施時，首先進(jìn)行場地調(diào)查和污染程度分析，確定最佳改良劑配方。以本研究為例，采用氧化鐵（質(zhì)量比 3% ）、石灰（質(zhì)量比 2% ）和磷酸鈣（質(zhì)量比 1% ）的復(fù)合改良劑進(jìn)行處理。如圖1所示，土壤治理采用分層處理法，最上層為防滲截排水層，厚度約為 10cm ，主要用于防止雨水滲入和污染物擴(kuò)散；中間為改良處理層（ 0～30cm ），改良劑（氧化鐵、石灰和磷酸鈣）在此層均勻分布，經(jīng)旋耕機(jī)充分混合，土壤容重控制在1.3～1.4g/cm³ ， pH 值維持在 6.5～7.5 ; 30cm 以下為未處理的原狀土層，用于對照監(jiān)測。同時，配合地表覆蓋和截排水設(shè)施，防止雨水沖刷造成二次污染。改良劑的選擇需考慮本地土壤特性，通過小規(guī)模試驗(yàn)確定最佳用量和配比[3]。處理過程中應(yīng)注意防護(hù)，避免揚(yáng)塵污染，并做好 pH 值和重金屬浸出毒性的跟蹤監(jiān)測，

2.2生物修復(fù)技術(shù)

植物－微生物協(xié)同修復(fù)技術(shù)主要采用耐砷植物和促生菌聯(lián)合處理的方式，如圖2、圖3所示。在植物選擇方面，通過盆栽預(yù)試驗(yàn)篩選出適應(yīng)本地氣候（年平均氣溫為 15～25^°C 、年降水量為 800～1200mm ）的蜈蚣草和礦串地錢兩種超富集植物。種植前，將種苗在溫室中預(yù)培養(yǎng)4周，待株高達(dá) 15～20cm 時進(jìn)行移栽。土壤微生物處理采用銅綠假單胞菌和芽孢桿菌的復(fù)合菌劑，將菌株在LB（Luria-Bertani）培養(yǎng)基中 28^°C 培養(yǎng) ^48h 后，離心收集菌體并用無菌水調(diào)節(jié)濃度至 108CFU/mL ，按 1：20 比例稀釋后使用噴霧器均勻噴施，用量為 2L/m² ，噴施后立即用輕型耙具翻耕表層土壤，確?；旌暇鶆?。

圖1土壤處理剖面

圖2種植布局

圖3修復(fù)過程

種植采用等行距布置，按照行距 30cm 、株距 25cm 的規(guī)格進(jìn)行移栽，確保每平方米的種植密度維持在 40～50 株的水平。栽培管理過程中，采用水分儀實(shí)時監(jiān)測并通過灌溉調(diào)節(jié)，將土壤含水量維持在60%～70% ；每月施用 N：P：K=15：15：15 的復(fù)合肥 50g/m² 。同時加強(qiáng)田間管理，及時進(jìn)行除草防病，發(fā)現(xiàn)病株，立即清除并補(bǔ)種。每個生長季（約 ）結(jié)束時，在距地面 5cm 處收割植物地上部分[4。收獲物經(jīng)自然風(fēng)干至含水率低于 30% 后，采用850^°C 回轉(zhuǎn)窯焚燒處理，煙氣經(jīng)堿液噴淋凈化；焚燒產(chǎn)生的灰渣與水泥按 3：7 的比例進(jìn)行固化，制成混凝土砌塊進(jìn)行安全處置。

2.3組合治理模式

基于前期試驗(yàn)結(jié)果，建立“物化處理 + 生物修復(fù)”的分區(qū)組合治理體系。對于重度污染區(qū)（砷含量大于50mg/kg ），先進(jìn)行為期3個月的鈍化－固化處理，待土壤 pH 值穩(wěn)定在 6.5～7.5 后，引入耐砷植物進(jìn)行種植。中輕度污染區(qū)（砷含量為 15～50mg/kg ）直接采用生物修復(fù)[5。第一，場地劃分。根據(jù)污染程度劃分處理單元，每個單元面積約為 500m² 。第二，分區(qū)處理。重度污染區(qū)先采用物理化學(xué)方法處理，處理后監(jiān)測砷的生物有效性。第三，植物修復(fù)。待土壤理化性質(zhì)穩(wěn)定后，種植修復(fù)植物。第四，后期管理。定期澆灌、施肥，并進(jìn)行雜草防除。第五，效果評估。每季度采樣監(jiān)測土壤砷含量、植物生長狀況和微生物群落變化。實(shí)踐表明，組合治理模式可使土壤砷含量在3～5年降低到安全水平，具有良好的生態(tài)效益和經(jīng)濟(jì)可行性。

3治理技術(shù)應(yīng)用效果評價

3.1技術(shù)可行性分析

通過對示范區(qū)進(jìn)行為期兩年的跟蹤監(jiān)測，組合治理技術(shù)展現(xiàn)出良好的可行性。物化處理階段，改良劑對重金屬的鈍化效率達(dá)到 65%～78% ，土壤 pH 值穩(wěn)定在 6.5～7.5 。植物修復(fù)階段，耐砷植物的成活率達(dá)到 95% ，地上部分生物量平均為 2.8kg/m² ，且連續(xù)4個生長季均未出現(xiàn)明顯的生長抑制。監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示，表層 0～30cm 土壤中砷的生物有效性降低了 78% ，超過了預(yù)期目標(biāo)。工程實(shí)施過程簡單，設(shè)備要求不高，施工人員經(jīng)簡單培訓(xùn)即可操作，技術(shù)易于推廣。組合治理技術(shù)主要技術(shù)指標(biāo)達(dá)標(biāo)情況如表1所示。

表1組合治理技術(shù)主要技術(shù)指標(biāo)達(dá)標(biāo)情況

3.2 經(jīng)濟(jì)性評估

基于示范工程的實(shí)際運(yùn)行數(shù)據(jù)，對組合治理技術(shù)的經(jīng)濟(jì)性進(jìn)行全面評估。每公頃污染土壤的總治理成本為42.6萬元，其中物化處理費(fèi)用占 58% ，植物修復(fù)費(fèi)用占 32% ，監(jiān)測評估費(fèi)用占 10% ，如表2所示。相比傳統(tǒng)的異位修復(fù)技術(shù)，成本降低了 50% 以上。運(yùn)行維護(hù)費(fèi)用主要包括植物收割、農(nóng)事操作和監(jiān)測費(fèi)用，約1.2萬元／（ hm²?aΛ） ?？紤]到項(xiàng)目的環(huán)境效益和土地增值收益，投資回收期為5～7年。

表2組合治理技術(shù)成本構(gòu)成

3.3生態(tài)效益分析

組合治理技術(shù)的實(shí)施顯著改善了場地生態(tài)環(huán)境質(zhì)量，如表3所示。土壤理化性質(zhì)明顯改善，有機(jī)質(zhì)含量由 12.5g/kg 提升至 15.6g/kg ，土壤酶活性由158μg/g 提升至 229μg/g 。連續(xù)監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，土壤微生物群落多樣性指數(shù)從原來的2.1提升至3.4，優(yōu)勢菌群由革蘭氏陰性菌向革蘭氏陽性菌轉(zhuǎn)變。場地植被覆蓋度達(dá)到 85% 以上，吸引了多種鳥類和昆蟲，生物多樣性顯著提升。地下水監(jiān)測數(shù)據(jù)表明，處理區(qū)域地下水中的砷濃度穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，未發(fā)現(xiàn)二次污染現(xiàn)象。

表3組合治理技術(shù)生態(tài)效益指標(biāo)變化

4結(jié)論

針對煤渣填土引起的土壤砷污染問題，通過系統(tǒng)研究闡明了污染現(xiàn)狀和遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，提出基于鈍化固化和植物修復(fù)的組合治理技術(shù)體系。研究成果可為類似污染場地的修復(fù)治理提供科學(xué)依據(jù)和技術(shù)支持。建議后續(xù)進(jìn)一步開展長期監(jiān)測和效果評估，優(yōu)化治理技術(shù)參數(shù)，提高修復(fù)效率。同時，應(yīng)加強(qiáng)源頭控制，完善相關(guān)法規(guī)標(biāo)準(zhǔn)，從根本上預(yù)防和控制煤渣填土引起的環(huán)境污染問題。

參考文獻(xiàn)

1蔣順，武敬，陳波，等.復(fù)合鈍化劑對砷污染土壤鈍化修復(fù)及微生物群落結(jié)構(gòu)的影響[J]安徽工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2024（6）：655-666.

2閻麗，范翹，陳冬素.工業(yè)場地鉈、砷污染土壤修復(fù)技術(shù)研究[J].中國錳業(yè)，2024（3）：108-112.

3 潘崇雙.生物炭對砷污染土壤中青稞生長及砷積累的影響[J].農(nóng)業(yè)與技術(shù)，2024（7）：14-19.

4 白江偉，劉清俊，賀瑾瑞，等.某典型污染地塊土壤砷垂向分布及評價[J].城市地質(zhì)，2023（3）：37-45.

5 黃建華.某地塊土壤砷污染風(fēng)險評估研究[J].廣東化工，2021（1）：98-101.