贵州黔西北的水城-赫章-威宁-毕节等市县区域在历史时期曾开展大规模的铅锌冶炼活动，由于冶炼工艺简单，Zn回收率低，致使大部分未回收的Zn及其他伴矿重金属（Pb、Cu、Cd等）大量残留于铅锌冶炼废渣中。历经数百年矿业活动不断积累遗留的富含重金属的不同粒径铅锌冶炼废渣^[1]及其溶解物质，极易通过地表径流、地下水及飘尘等迁移至周边环境介质中，对周边及下游地区的水质、农产品和生态安全造成严重威胁，并最终通过食物链或直接吸收进入人体，增大了人体健康暴露的风险^[2-5]。有研究表明，酸雨酸度是影响废渣重金属形态转化的重要因素，环境pH降低有利于废渣中的重金属向水溶态和可交换态转化^[6-8]。同时也有研究表明，重金属通过酸雨作用被带入土壤或水体中从而对生态环境构成潜在危害^[9]。实验研究区域为高硫煤炭的主产区及集中使用区域，由此形成的高频率的酸雨长期淋洗冲刷作用，极有可能会大幅增加富含重金属的铅锌冶炼废渣的环境生态风险。

发光细菌急性毒性测试是根据毒物在一定时间内，对发光细菌发光的抑制程度大小来判断环境污染物生物毒性效应，该方法因具有简便、灵敏、价廉等优点^[10]，已被广泛应用于污染物的毒性评价。目前，对铅锌冶炼地区废渣的研究多集中于废渣重金属的形态特征、释放规律及污染影响等方面^[11-12]，并关注了不同物质对废渣污染的水体和土壤的治理及修复方面^[13-14]。需要注意的是，不同粒径废渣中的重金属总量和形态等存在明显差异^[15]，其随风、水等自然流体传播扩散的距离远近及造成的环境影响也不尽相同，而迄今酸雨作用下不同粒径铅锌冶炼废渣中重金属释放特征及其联合生物毒性效应方面的文献相对少见。本文以处于酸雨区的贵州黔西北典型土法炼锌地区多年堆存的冶炼废渣为研究对象，研究模拟酸雨作用下不同粒径铅锌冶炼废渣中重金属释放特征及浸出液对发光细菌生物毒性的变化规律，为综合评价酸雨和铅锌冶炼废渣重金属的复合污染情况及其对环境生态效应的影响提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 研究区概况与样品采集处理

研究区域为黔西北威宁县猴场镇群发村内历史遗留的土法炼锌废渣堆场，该区域年均降水量890 mm，降水pH年均值为4.98~5.95，年酸雨频率最高值为54.8%，最低值为11.8%^[16]。

选择未经修复的废渣区域为采样区域，将采集的废渣样品混匀后装入自封袋密封保存，带回实验室内自然风干。风干后的样品中不同粒径组分通过干法提取划分为：2~5、0.25~2、0.15~0.25、0.075~0.15 mm及＜0.075 mm^[15]，废渣基本理化性质见表 1^{[13, 17-19]}。以不同pH模拟硝酸型酸雨（V_HNO3:V_H2SO4=8:1）为浸提剂^[20-21]，pH分别为3.0、3.6、4.2、4.8、5.6，固液比为1: 10。称取15 g铅锌冶炼废渣，加入150 mL溶液，对上述5个不同粒径废渣进行实验，以110 r·min^-1的速度振荡8 h，静置16 h后取浸出液过滤^[15]。对照组以去离子水为浸提剂，对不同粒径废渣进行实验。

1.2 测定指标及方法

重金属元素（Cu、Pb、Zn、Cd）化学形态分析采用改进的BCR法顺序提取^[22]，残渣态采用王水-高氯酸进行消解后定容^[23]，浸出液、提取液及消解液用火焰原子吸收分光光度计（TAS-990AAS，北京普析通用仪器有限公司）进行重金属含量测定。

理化性质测定：取不同处理组废渣浸出液用pH测定仪（雷磁PHSJ-3F型，上海仪电科学仪器股份有限公司）测定pH，用电导率仪（DDS-11A型，上海盛磁仪器有限公司）测定电导率（EC），用电位滴定仪（ORP-422，上海康仪仪器有限公司）测定氧化还原电位（Eh）。

发光细菌发光强度测定：发光细菌（Luminescent bacteria，北京滨松光子技术股份有限公司）培养基配方见表 2^[24]。取废渣浸出液150 μL与50 μL发光细菌，用酶标仪（SuperMax 3000FL，上海闪谱）于波长450 nm处进行15 min发光强度测定，发光细菌菌悬液密度为10⁶·mL^-1。发光细菌急性毒性等级划分标准参考陈杰论文^[25]，采用相对发光抑制率划分毒性等级。

1.3 数据处理

采用Excel 2017及IBM SPSS Statistics 22.0软件进行统计分析，Origin 9.0软件作图。采用单因素方差分析法（One-way ANOVA）对废渣浸出液pH、EC、Eh、重金属进行方差分析和差异显著性检验（α=0.05），并采用Duncans法进行多重比较，图表数据均以平均值±标准差表示。

2 结果与分析 2.1 模拟酸雨作用下不同粒径铅锌废渣浸出液pH、EC、Eh的变化趋势

模拟酸雨对不同粒径铅锌冶炼废渣浸出液pH、EC、Eh具有显著影响（表 3）。模拟酸雨作用下废渣浸出液pH随废渣粒径减小均呈先升后降趋势，且与对照差异显著（P＜0.05），0.15~0.25、0.075~0.15 mm粒径范围内废渣浸出液pH显著高于其他粒径废渣浸出液（P＜0.05），2~5 mm粒径范围内废渣浸出液pH最低。对照废渣浸出液EC随废渣粒径减小呈先降后升趋势，模拟酸雨作用下废渣浸出液EC随废渣粒径减小而逐渐增大，pH 3.0、5.6处理组浸出液EC均显著高于对照（P＜0.05），pH 3.6、4.2、4.8处理组在0.15~ 0.25 mm粒径范围内废渣浸出液EC显著低于对照（P＜0.05），在＜0.075 mm粒径范围内废渣浸出液EC显著高于对照（P＜0.05），模拟酸雨作用下，＜0.075 mm粒径范围内废渣浸出液EC均显著大于其余废渣浸出液（P＜0.05）。模拟酸雨处理组及对照废渣浸出液Eh均呈现与废渣浸出液pH相反的规律，随废渣粒径减小呈先降后升趋势，其中pH 3.0、3.6、4.8、5.6处理组浸出液Eh显著高于对照（P＜0.05），pH 4.2处理组浸出液Eh显著低于对照（P＜0.05）。

2.2 模拟酸雨对不同粒径铅锌废渣浸出液中重金属溶出特性的影响

模拟酸雨可提高不同粒径废渣浸出液中Cu、Zn的浓度（图 1）。与对照相比，模拟酸雨处理组不同粒径（2~5、0.25~2、0.15~0.25、0.075~0.15、＜0.075 mm）废渣浸出液Cu含量按酸雨pH从小到大分别提高了48.29%~1 018.04%、97.04%~766.35%、237.80%~ 917.33%、155.54%~1 622.12%、204.28%~1 068.39%，Zn含量分别提高了801.17%~1 804.60%、128.68%~ 1 286.05%、48.86%~585.90%、41.22%~575.14%、283.60%~873.13%。不同pH模拟酸雨对不同粒径废渣浸出液中Cu的浓度影响存在明显差异，pH 4.2、5.6处理组与对照组浸出液中Cu含量均随废渣粒径减小呈先升后降最后再升的双峰型规律，其中，废渣粒径在＜0.075 mm范围内浸出液中Cu含量浓度较高，废渣粒径在2~5 mm范围时浸出液中Cu释放量最低；pH 3.0、3.6、4.8处理组中Cu含量随废渣粒径减小呈先减后增的趋势，且废渣粒径在2~5 mm及＜0.075 mm范围内浸出液中Cu含量相对较高，而废渣粒径在0.25~2 mm和0.15~0.25 mm粒径范围内浸出液中Cu含量相对最低。与对照Zn含量随废渣粒径减小呈先增后减的趋势相比，模拟酸雨pH 3.0、3.6、4.8处理组随废渣粒径减小浸出液中Zn含量呈先减后增的趋势，废渣粒径在2~5 mm和0.25~2 mm范围内浸出液中Zn含量较高，废渣粒径在0.15~0.25 mm和＜0.075 mm范围内浸出液中Zn含量较低。

与对照废渣相比，模拟酸雨作用下不同粒径废渣浸出液中Pb、Cd含量变化没有明显的规律。浸出液中Pb含量在pH 3.0（2~5 mm）、pH 4.8（0.25~2 mm）模拟酸雨处理组中较对照组分别提高了0.108、0.012 mg·L^-1，模拟酸雨处理组浸出液中Pb含量按酸雨pH从小到大分别较对照降低了11.11%~30.77%、15.38%~40.00%、10.00%~40.00%、25.00%~40.00%、20.00%~40.00%。浸出液中Pb含量在＜0.075 mm粒径范围内含量较高，而在2~5、0.075~0.15 mm粒径范围内含量相对较低。在模拟酸雨pH 3.6、4.2、4.8、5.6处理组中废渣粒径>0.075 mm范围内浸出液中Cd含量较对照组均呈降低趋势，而在废渣粒径＜0.075 mm范围内浸出液中Cd含量较对照组有所增加；模拟酸雨pH3.0处理组中浸出液Cd含量总体上呈随废渣粒径减小而增加的趋势。

2.3 模拟酸雨对不同粒径铅锌废渣重金属赋存形态的影响

模拟酸雨对不同粒径铅锌冶炼废渣中Cu、Pb、Zn、Cd等主要重金属的赋存形态具有重要影响（图 2）。对照废渣中Cu主要以可氧化态存在，Pb、Zn主要以残渣态存在，Cd主要以可交换态及残渣态存在。在模拟酸雨影响下，废渣中残渣态Cu、Pb、Zn比例有所降低，其中残渣态Pb降幅最为显著；残渣态Cd比例较对照有所增加，尤其以pH3.6处理组提升较为明显；而可氧化态Pb及可交换态Cu、Pb、Zn比例较对照均明显增加。

可交换态重金属在环境中最为活跃，对环境的潜在危害最大。模拟酸雨作用下废渣中可交换态重金属Cu、Pb占比大多小于20%，可交换态Cu、Zn、Cd及残渣态Zn比例在同一酸度条件下总体随废渣粒径减小呈下降趋势，pH 3.0、4.2处理组中残渣态Cd比例随废渣粒径减小先降后升，pH 4.8、5.6处理组中残渣态Cd比例随废渣粒径减小持续下降，相同酸度条件下可交换态Cu在废渣粒径2~5 mm中的比例基本高于其余粒径废渣，可交换态Cd在废渣粒径0.25~2 mm中的比例高于其余粒径废渣；而可还原态Cu、Pb、Zn总体随废渣粒径减小呈先增后减趋势。在同一粒径范围内随酸雨酸度的降低可交换态Zn表现为先降后升，可交换态Cd则表现为先降后升再降，残渣态Zn、Cd比例在同一粒径范围内随酸雨酸度的降低先升后降再升。

2.4 模拟酸雨作用下不同粒径铅锌冶炼废渣的生物毒性效应

与对照相比，模拟酸雨（除pH 5.6处理）作用下铅锌冶炼废渣浸出液对发光细菌发光强度均产生不同程度的抑制作用（图 3），发光细菌发光强度范围为37.54%~65.61%。废渣粒径对废渣浸出液的生物毒性有一定影响，总体上对照组中发光细菌发光强度随废渣粒径减小呈先升高后降低趋势；pH 3.0、3.6、4.8、5.6处理组发光强度随废渣粒径减小先降低后升高；而pH 4.2处理组发光强度随废渣粒径减小而逐渐升高。废渣粒径在0.15~0.25、0.075~0.15 mm及＜0.075 mm范围内模拟酸雨处理组浸出液发光强度随模拟酸雨酸度减小而升高。pH 3.0处理组对发光细菌发光强度起到了抑制作用，pH 5.6处理组（除0.25~2 mm）对发光细菌发光强度起到了增强作用。

如表 4所示，pH 3.0、3.6处理组中浸出液发光细菌发光抑制率多处于重度毒性级别，对照组及pH 4.2、4.8、5.6处理组浸出液发光细菌发光抑制率多处于中等毒性级别。对照废渣浸出液发光抑制率随废渣粒径减小先降后升，模拟酸雨处理组废渣浸出液发光抑制率变化与之相反，随废渣粒径减小呈先升后降的趋势。上述分析表明在酸度较强的模拟酸雨作用下，酸雨酸度越强废渣浸出液对发光细菌的急性生物毒性越大，随着模拟酸雨酸度的减弱，废渣浸出液的生物毒性逐渐减弱。相同酸度模拟酸雨作用下，发光细菌抑制率随废渣粒径减小而先升高后降低，毒性级别也随之先增强后减弱，且发光抑制率最大值普遍在0.075~0.15 mm粒径范围内。

2.5 模拟酸雨作用下铅锌冶炼废渣重金属释放及生物效应的相关性

如表 5所示，利用Pearson相关性分析对模拟酸雨作用下铅锌冶炼废渣浸出液pH、EC、Eh、重金属浸出总量、单一重金属浓度（Cu、Pb、Zn、Cd）以及发光细菌15 min发光强度等指标进行相关性分析。结果显示，废渣浸出液pH与Eh、浸出液重金属总浓度、Zn、Cd浓度均呈极显著负相关关系（P＜0.01）；废渣浸出液Eh与重金属总浓度、Zn浓度均呈极显著正相关关系（P＜0.01）；浸出液重金属总浓度与Zn、Cd浓度均呈极显著正相关关系（P＜0.01）；发光细菌15 min发光强度与废渣浸出液pH、EC、Cu浓度均呈显著（P＜0.05）或极显著正相关关系（P＜0.01），与重金属总浓度、Zn浓度均呈极显著负相关关系（P＜0.01）。

3 讨论

废渣浸出液pH降低主要是因为其吸附的Ca²⁺、Mg²⁺、K⁺、Na⁺等离子被H₊代换脱出，从而使废渣浸出液酸度增强^[26]。实验表明，不同pH模拟酸雨均可不同程度降低废渣浸出液pH，但大多处理组在小粒径范围内与对照浸出液pH相差不大，表明小粒径废渣对酸性浸提液的缓冲能力较大粒径废渣更强，阳离子代换量更大，废渣对浸提液的缓冲能力可能与硫酸根的专性吸附释放羟基和矿物表面的质子化有关^[27]。同时，浸出液EC随着模拟酸雨pH的升高而下降，即随着浸提液酸性的增强，废渣中水溶性离子的溶出呈递增趋势，说明酸雨强度是影响废渣等环境介质中水溶性离子溶出的重要因素，这与前人研究结果一致^[28]。

模拟酸雨对废渣浸出液中Cu、Zn、Cd大多呈现促进释放的作用，同时通过相关性分析可以得到浸出液重金属总浓度随废渣浸出液pH升高而减少，说明浸出液pH的下降与重金属的溶出有关，这可能是因为废渣中的碳酸盐及硫化物结合态重金属在酸性条件下更容易释放^[9]。韦岩松等^[29]研究表明降雨pH的降低，可导致碳酸盐和其他结合态的重金属溶解，使得释放到环境体系中的重金属量相应增加，与本实验结果一致。研究表明强酸性酸雨可激活更多的Cd向活性形态转化，可交换态Cd从废渣中解析出来转移至浸出液中，导致废渣可交换态Cd含量迅速下降^[30]，这与本文实验中废渣浸出液中Cd含量随模拟酸雨pH降低而迅速增加，以及废渣中可交换态Cd比例随模拟酸雨pH降低而降低相一致。研究表明模拟酸雨中的SO₄^2-与Pb²⁺可以生成铅矾沉淀，此沉淀可成膜包裹废渣，从而抑制Pb从废渣颗粒中迁出^[31-32]，与本实验研究结果一致。在相同条件下，废渣浸出液重金属含量大多随废渣粒径减小而增加，其原因可能是废渣粒径越小，其比表面积越大，从而使浸提剂与废渣接触机会变多，重金属的浸出更容易^[33-34]。

酸可交换态重金属在环境中最为活跃，极易被生物吸收、淋溶或转化，生物有效性高^[35]，露天堆放且未经任何修复处理的废渣经风吹、日晒、雨淋等环境作用后，废渣重金属的化学形态和稳定性会随之改变^[36]。废渣中残渣态重金属占比大多大于20%，且在模拟酸雨处理组中废渣残渣态Cu、Pb、Zn含量较对照均明显减少，对照废渣中残渣态重金属占比总体较高。由此可见对照废渣中的重金属生物有效性较低，多处于相对稳定状态，但在受到模拟酸雨影响下废渣中重金属的生物有效性则普遍升高，考虑是由于在酸雨作用下，当废渣中可交换态的重金属溶出后，废渣中的铁、锰氧化物等表面会进一步被破坏，损失部分吸附位点，使重金属进一步被释放^[37]。表明废渣中重金属形态转化受环境pH影响相对较大，环境pH的降低会导致废渣中重金属的移动性和生物活性显著增加。同时在相同酸度条件下可交换态Cu、Zn、Cd总体随废渣粒径减小呈下降趋势，可能是因为大粒径废渣中碳酸盐矿物含量较高，酸可交换态重金属提取剂易将其溶解，从而释放废渣中的重金属；而小粒径废渣中重金属主要与铁锰铝氧化物及有机碳结合，酸可交换态重金属提取剂对其中的重金属提取能力有限，这与前人研究结果一致^[38]。

由以上分析可知，浸出液pH是影响发光细菌发光强度的主要因素，实验结果表明发光细菌的发光强度与pH呈显著正相关关系（P＜0.05），pH较低的模拟酸雨对不同粒径废渣大多起到增加生物毒性的作用，而随着废渣浸出液pH升高，发光细菌的发光强度也相应增加；对于小粒径废渣，pH较高的酸雨处理组废渣浸出液pH范围为7.00~7.59，且均低于对照组，但相同粒径范围内不同pH处理组废渣浸出液发光细菌发光强度甚至高于对照，考虑是因为发光细菌最适发光pH是6.5^[24]，浸出液酸度较强条件下发光细菌活性明显降低，随着浸出液pH升高发光强度增强，当浸出液pH高于最适发光pH后，发光强度随浸出液pH升高而略微减弱。研究表明，Cu、Zn等重金属在低浓度时是微生物生长发育的必需微量元素，微生物可通过生物解毒途径缓解Cu、Zn等重金属的毒性作用，但当重金属浓度超出菌体的解毒范围时，则会对菌体产生毒性作用^[39]。此外，环境中共存的Ca²⁺、Mg²⁺等阳离子和金属离子竞争生物-水表面的结合位点，在某种程度上会降低重金属离子的生物毒性^[40-43]。特别值得关注的是，本实验结果表明，浸出液中Cu浓度范围为0.012~0.220 mg·L^-1，对发光细菌发光强度有促进作用，该结果与钱骁^[44]的研究结果一致，可能原因是浸出液中Cu含量相对较低且共存的离子较为复杂，可通过离子竞争及微生物解毒等机制使浸出液的毒性减弱。关于废渣浸出液中Zn的生物毒性较大的问题，杨虹^[45]研究表明当重金属Zn²⁺≥1.20 mg·L^-1、Cd²⁺≥ 0.30 mg·L^-1、Pb²⁺≥0.40 mg·L^-1时对发光细菌的发光强度有抑制作用，实验结果表明废渣浸出液中Zn、Cd、Pb浓度最大值分别达到1.67、0.088、0.204 mg·L^-1，浸出液重金属总浓度变化范围为0.213~2.102 mg·L^-1，其中Cd、Pb浓度最大值均低于起到抑制作用的浓度。分析可知，废渣浸出液Zn浓度、重金属总浓度对发光强度起到了极显著抑制作用，而Cd、Pb浓度与发光强度无显著相关，这与前人研究结果较为一致。

4 结论

（1）酸雨强度是影响铅锌冶炼废渣中水溶性离子溶出、改变浸出液酸度的重要因素。与对照相比，模拟酸雨均能降低废渣浸出液pH，相同酸度模拟酸雨作用下废渣浸出液pH、Eh随废渣粒径减小均呈现先升高后逐渐平缓的趋势，废渣粒径越小浸出液中离子溶出量（EC）越高。

（2）模拟酸雨作用下铅锌冶炼废渣浸出液中Cu、Zn、Cd含量较对照有不同程度增加，相同酸度模拟酸雨作用下废渣浸出液中重金属含量总体上随废渣粒径减小呈增加趋势。

（3）与对照组相比，模拟酸雨可促进废渣中残渣态Cu、Pb、Zn和可交换态Cd分别转变为可氧化态Cu、可氧化态Pb、可交换态Zn和残渣态Cd，模拟酸雨作用下，废渣重金属迁移转化稳定性总体较对照有所降低。

（4）铅锌冶炼废渣浸出液生物毒性总体变化趋势为相同粒径范围内发光强度随模拟酸雨酸度增强逐渐减弱，相同酸度模拟酸雨作用下随废渣粒径减小而先减弱后增强。废渣浸出液pH、EC、Cu、Zn、重金属总浓度对发光强度影响显著。