邵 锐, 岳正波,2, 王广成, 王绍平, 潘 鑫, 王 进,2

(1.合肥工业大学 资源与环境工程学院,安徽 合肥 230009;2.合肥工业大学 纳米矿物与污染控制安徽普通高校重点实验室,安徽 合肥 230009;3.马钢(集团)控股有限公司 南山矿业公司,安徽 马鞍山 243000)

矿产资源开发利用过程中产生大量酸性矿山废水(acid mine drainage,AMD),对周边生态环境等造成负面影响,即使在矿山关闭后仍可持续几十年甚至几个世纪[1-3]。我国绝大部分金属矿山为原生硫化物矿床,开采过程产生的AMD污染问题相当严重。AMD对环境的污染程度取决于其组成和pH值,并且随矿区或矿源的成分不同而变化[4]。目前,AMD的治理技术主要包括主动和被动治理两大类[5],两者均以化学中和或生物作用为主,鲜有酸性水体原位生态修复的报道。而土著微生物群落对于受污染环境的自净能力具有极其重要的作用[6]。因此,针对极端环境的AMD水体是否具有自我修复的可能性,研究其土著微生物对于去除主要特征污染物的作用及其调控机制具有重要的科学意义。

国外学者对地球上一些典型的AMD环境中的水质特征和微生物生态做了大量的研究工作,如Tinto河[7]、Mynydd Parys(铜矿)[8]、Carnoulès(铅锌矿)[9]、Los Rueldos(含汞矿)[10]等。国内学者研究较多的模式水体为粤北大宝山的酸性矿山废水[11-12]。形成时间较长的AMD水体中具有较为丰富的微生物种群,包括细菌、古菌、真菌及藻类等,不同的AMD生境内微生物群落结构和功能差异较为显著[13-19]。安徽东部某酸水库形成至今已有40多年,水面面积约为95 000 m2。该酸水库位于铁矿采场东侧,利用采矿排放废石、粗尾矿堆积形成的洼地修建而成[13-17,20]。通过对该酸水库不同季节理化指标及微生物变化的分析,加强对此类水体的认识,从而为AMD的源头处置和末端治理提供技术资料。

本研究主要于2018年和2019年的不同季节采集上述大型酸水库不同监测断面的表水样品,分析其水质和微生物群落结构的季节性变化特征,并进一步结合历史监测数据,解析该酸水体系是否存在自我生态修复的可行性,为同类型污染水体的治理提供数据支持,以最大限度地减少酸水库对当地环境的负面影响。

1 材料和方法

1.1 样品的采集

研究区域位于中国安徽省东部,长江下游的长三角地区,地处中国七大矿区之一的罗河成矿带,拥有丰富的硫铁矿资源并且矿物组成复杂,铁矿床和围岩中以黄铁矿为主(90%以上),伴生矿产类型为磷矿、明矾矿等。酸水库周边的废矿石、土渣等固体废物经过长期风化,在露天条件下经过淋滤等一系列物化反应,与天然降水结合,逐步变为酸性矿山废水,汇集到排土场中央的洼地中,导致了现有酸水库的形成。周边植被环境经长期发展目前稳定且有较好的植被覆盖,西侧和北侧为排土场且持续堆填,东侧岸边地表覆盖茅草和小型灌木。

本研究分别于2018年10月(秋季)、2019年3月(春季)和2019年6月(夏季)在该酸水库进行样品采集,水面高程分别为56.36、55.92、56.23 m。酸水库的采样点如图1所示。

图1 酸水库采样点设置

该酸水库面积较大,约为95 000 m2,距水面落差为6～12 m,西南侧近岸区域(1号点)水深仅为4～6 m,东北侧近岸区域水深为15～20 m,中央水深达到20～35 m。由于酸水库酸水主要利用石灰中和法处理后作为企业生产用水,以酸水处理设施取水口为起点，按距离远近设置1、2、3共3条监测断面;酸水主要来自于排土场,为此在临近排土场区域设置4号监测断面。

使用采样器采集水面以下0.3～0.5 m处水样,每个采样点采集6份水样装于100 mL洁净聚乙烯瓶中。其中2瓶用于现场测定水样温度(t)、pH值、电导率(electric conductivity,EC)、氧化还原电位(oxidation reduction potential,ORP)、溶解氧(dissolved oxygen,DO)等指标和实验室测定硫酸盐、无机碳(inorganic carbon,IC)等;2瓶滴加浓硫酸调节pH值≤2，用于测定溶解性有机碳(dissolved organic carbon,DOC)、总磷(total phosphorus,TP)、氨氮(NH4+-N)等;2瓶滴加浓硝酸调节pH值≤2，用于亚铁和其他金属离子的测定。用于微生物分析的样品,利用0.22 μm的混合纤维素脂滤膜进行抽滤。所有水样和微生物样品采集后立即放入便携式保温箱(4 ℃)中,并于12 h内运至实验室,并尽快完成测定,未使用的样品冷冻保存于冰箱备用。

1.2 样品的测定

水样温度、pH值、电导率、ORP采用MYRONL 6PFC六位参数仪进行测定;溶解氧(DO)采用HQ30d哈希溶解氧仪(美国)进行测定;总磷、正磷酸盐(PO43-)、亚铁(Fe2+)、总铁、氨氮(NH4+-N)等根据文献[21]中规定的方法测定;IC使用耶拿multi N/C 3000总有机碳/总氮分析仪(德国)测定;硫酸盐(SO42-)采用戴安 ICS-900离子色谱仪(美国)测定;金属离子采用安捷伦7500电感耦合等离子体质谱(inductively coupled plasmamass spectrometry,ICP-MS)(美国)测定。

本文得到的数值为各采样点水样测定结果的平均值,并基于R语言包(版本3.5.0)对酸水库的理化指标进行相关性分析。

水样过滤后的膜片样品在无菌操作台中刮取收集,样品保存于灭菌后的离心管。采用FastDNA试剂盒提取DNA样品,并委托广州美格生物有限公司进行16S/18S高通量测序分析。

2 结果与讨论

2.1 酸水库的物理指标及营养物质

酸水库水质随季节的变化规律如图2所示。

图2 酸水库水质随季节变化规律

由图2可知,不同季节水样的pH值、温度及DO、ORP、硫酸盐质量浓度等均存在差异。排土场及周边堆积废矿石经过氧化、淋滤等作用形成的酸水汇聚到酸水库中,造成pH值降低和硫酸盐质量浓度升高,而微生物作用可能会加速该过程。适宜的温度对微生物生命活动具有积极作用[22]。夏季表水温度较高，为(24.10±0.51) ℃,显著高于秋季和春季平均温度。同时夏季DO、ORP等比较高,分别为(12.94±0.29) mg/L、(535.00±21.07) mV,使得水体的酸化过程较为明显。夏季水样的pH值为(3.07±0.06),低于秋季和春季水样的pH值。酸水库周边不存在其他排水汇入,排土场及周边土壤中的固氮微生物产生氮元素随酸水汇入到酸水库中[23],并且该区域伴生矿物中含有大量磷矿,堆积的废矿石风化后释放的磷酸盐进入酸水库,从而引起了水体氮、磷质量浓度随季节升高。同时,周围岩石及土壤中的碳酸盐以溶解性无机碳的形式进入酸水库[24]。

2.2 酸水库金属离子随季节变化情况

酸水库占地面积较大，约125 000 m2,其中含有大量铁、锰、铝、镁、钙、铜和锌等金属离子,金属离子质量浓度随季节变化情况如图3所示。

图3 酸水库不同季节的金属离子浓度变化

由图3可知,酸水库位于长江中下游地区,夏季高温多雨,冬季温和少雨,降雨显著影响酸水库的水位变化,进而对金属离子质量浓度有较大影响。

酸水库所在地区不同时期的降雨量如图4所示。

图4 酸水库所在地区的降雨量

由图4可知,春季采样时间为2019年3月中旬,冬季降雨量相对较少,同时由于蒸发作用,水位持续下降至55.92 m,相对其他2个季节较低,使得金属离子质量浓度高于其他季节。秋季采样时间为10月中旬,在此之前该地区经历了漫长的雨季,持续性降雨使酸水库水量增大,虽然有部分蒸发,但是水位上涨明显,此时水位为56.36 m;夏季采样时间为6月初,水位随着降雨量逐渐增加,但是随着温度升高蒸发量同样增加,此时水位为56.23 m,春季和夏季的金属离子质量浓度差异不明显。表水中的Fe2+发生氧化水解,伴随水体高质量浓度硫酸盐及功能微生物共同作用,可能形成施氏矿物等向下层水体中迁移[25-26]。虽然低pH值条件下该过程会减缓,但因水位的影响,夏季水样Fe2+质量浓度为(6.80±0.67) mg/L,高于秋季和春季Fe2+的质量浓度。

2.3 酸水库表水中的微生物分析

酸水库不同季节表水体的微生物群落结构如图5所示。从图5a可以看出,在AMD中检测出的细菌微生物中,变形菌门(Proteobacteria)占据了绝对的优势,在秋季、春季、夏季的相对丰度分别为48.59%、68.89%、85.91%,目前研究常见的嗜/耐酸菌属大多属于该菌门，尤其是α-Proteobacteria、β-Proteobacteria、γ-Proteobacteria 3种[18];放线菌门微生物(Actinobacteria)在春秋两季也被大量检测出,秋季相对丰度为24.54%,春季相对丰度为24.74%,该菌门内的代谢途径在嗜酸原核生物中是最广泛的,且大多是兼性/专性异养微生物,能利用多种物质获取自身所需的能源[27];浮霉菌门微生物(Planctomycetes)仅作为秋季的主要成员出现,其相对丰度为(17.14%),在春夏相对丰度时迅速降低至1%以下。

图5 酸水库不同季节表水体的微生物群落结构

此外,其他细菌如酸杆菌门微生物(Acidobacteria)、厚壁菌门微生物(Firmicutes)和WPS-2等在环境中也有所发现,虽然相对丰度不高但对于整个AMD的生态稳定也起着重要作用。由图5b可知,在属水平方面,秋季占据优势的菌属分别为Acidisphaera(11.50%)、Acidithrix(11.16%)、Ferrithrix(8.92%)、Ferrovum(7.03%),其中Acidisphaera属于α-变形菌门的嗜酸性异养菌,能在好氧条件下产生类胡萝卜素和叶绿素B进行光合作用,以多种简单有机化合物为电子供体和碳源生长,但无法利用Fe2+、硫酸盐等无机盐作为代谢能源[28];其他3种类群均为铁氧化还原功能微生物,能在好氧条件下氧化Fe2+,铁代谢菌属的大量存在可能是造成秋季Fe2+质量浓度低于其他季节的主要原因。

与秋季微生物相似,2019年春季检测结果显示Acidisphaera(15.30%)和Acidithrix(9.14%)仍是表水中的优势菌属,但最为丰富的物种却是Acidocella(28.00%),该属耐酸性比一般嗜酸菌更强,金属耐受性高,已知的所有菌种都具备铁还原功能,且能广泛利用多种有机质(如多糖、芳香族化合物)[29-30]；Acidisoma(5.62%)作为耐寒性菌属在春季同样有较高相对丰度,能利用多种碳源和氮源,与Acidocella、Acidiphilium、Acidisphaera等同源但理化特性存在很大差异,不具备代谢铁的能力但能进行固氮作用将大气中的氮气转化成有机质形式[31]。

夏季微生物群落组成同以往研究一致[17],丰度最高的微生物为Acidiphilium(46.70%),一种异养嗜酸菌属,最适生长温度为30 ℃,能以Fe3+作为电子受体进行生长,甚至能在微好氧条件下催化施氏矿物的还原溶解,相反地，该菌属在含铁的严格厌氧环境中生长十分缓慢。作为Acidiphilium的常见共生菌属Ferrovum(8.14%)在夏季也占据了较高的相对丰度,该菌属是一种化能自养型菌属,能利用碳酸氢盐、铵、硫酸盐、磷酸盐等多种无机物作为C、N、P、S的来源进行生长代谢[32]。此外,Metallibacterium(15.20%)是夏季相对丰度第二的微生物,属于γ-变形菌门的耐酸兼性厌氧菌,能在酪蛋白代谢过程中释放氨提高细胞周围的pH值以适应酸性条件，其最适生长温度[33]为25～30 ℃。

整体来看,夏季优势菌种最为明显多样性较低,秋季微生物多样性最高,分布相对均匀,未出现占据绝对优势的微生物,这与秋季外源营养物质(如枯叶、烂木)的加入满足多种微生物生长需求有关;同时,温度是决定优势微生物更替演化的主要因素,夏季丰度最高的2种菌属最适生长温度均在30 ℃左右。

从图5c、图5d可以看出,相对于丰富的细菌群落,表水中真核微生物的种类相对单一。酸水库营养条件较好,水体以绿藻门微生物为主[34]。藻类可以通过光合作用固定无机碳,为其他异养微生物提供碳源,产生碱度从而改善水质[35],同时藻类可以吸收水体中的磷酸盐,避免形成微生物无法利用的金属络合物[36]。藻类微生物分泌出的EPS(以多糖和蛋白质为主)含有不同的阴离子官能团,可以促进与金属阳离子结合从而吸收重金属离子[37]。真菌作为水体中的分解者[38]在碳循环过程中扮演重要角色。

2.4 理化指标相关性分析

AMD样品理化特征相关性分析如图6所示。

图6 AMD样品理化特征相关性分析

从图6可以看出,pH值与温度、Fe2+质量浓度、DO质量浓度之间负相关性较高(P<0.05),Fe2+质量浓度则与温度和DO质量浓度呈正相关(P<0.01),这主要是由于适宜的温度有利于加速微生物尤其是藻类的生命活动,光合作用产生的氧气会引起DO质量浓度的升高,进一步加速Fe2+氧化水解,从而引起水体pH值的降低[39];pH值同时与氧化还原电位呈负相关(P<0.05),这主要是由于水体中通过影响DO质量浓度来影响氧化还原电位[40];温度与总磷、磷酸盐、氨氮具有一定的负相关关系,但是并不显著(P>0.05),这主要是由于适宜的温度加速微生物的生命活动[41],生长代谢过程中会消耗大量氮、磷等元素,而氮的消耗速率可能高于磷,使得两者的变化规律不一致;不同金属离子质量浓度之间存在显著的正相关性(P<0.001),其质量浓度高低主要受水位的影响,结果表明周边排土场产生的AMD水质较为稳定,这和重金属离子质量浓度随季节变化的趋势相吻合。

2.5 酸水库表水不同时期各指标的变化情况

酸水库表水不同时期的pH值和主要离子质量浓度见表1所列。

表1 酸水库表水不同时期的pH值和主要离子质量浓度

从表1可以看出,2018-10—2019-06之间氨氮和无机碳质量浓度相对较低,酸水库中的光合自养藻类作为初级生产者,在生长过程中消耗酸水库碳、氮、磷等元素,同时产生碱度消耗水体的酸度,pH值略微上升。酸水库周边排土场中废矿石伴生大量磷元素,被雨水冲刷和酸水溶解后随径流汇入水体,基本实现了磷素消耗与输入的动态平衡,从而表现为不同时期酸水库总磷质量浓度基本一致。pH值在2010—2019年期间开始缓慢上升,在2019年3月达到最大，为3.37±0.07,表水主要组成硫酸盐、锰离子及铝离子等也有降低的趋势。其他金属离子质量浓度在数量级上基本保持一致,并没有显著降低,但也存在季节性差异。

研究发现，2014年5月酸水库周边长期堆放的裸露样品经过长期的堆放已经处于产酸末期,几乎已经不再产酸[42]。但2015年酸水库周边排土场重新开始进行堆积和倾倒废矿石、土渣等作业,该过程会引起酸水的重新生成并汇入酸水库,但酸水库水质并未恶化,而是逐渐改善,尤其是pH值。说明经过长时间演化,酸水库系统内微生物已经适应环境,相互协作使得整个系统趋于稳定,水体已具有一定自修复能力。

微生物群落分析表明现阶段酸水库表水中优势微生物与之前的报道基本一致[17,43]。原核微生物主要以变形菌门(Alphaproteobacteria、Betaproteobacteria)和放线菌门(Actinobacteria)为主,真核微生物主要为藻类和真菌,并有少量原生动物。

藻类作为酸水库系统中的初级生产者能够固碳,而真菌能够分解藻类及其他微生物残体,在碳循环中扮演重要角色[38]。但是对于藻类、真菌和细菌水体自我修复过程的具体作用仍然有待进一步深入研究。

3 结 论

结果表明，该酸水库因其独特的环境具备一定的营养条件,相同季节水样的各项指标差异较小,但不同季节之间由于温度和降雨量的变化导致水样金属离子质量浓度差异较为明显。温度通过影响微生物的生命活动间接引起水体pH值、氧化还原电位、氨氮、总磷、无机碳等理化指标的变化。由于酸水库占地面积较大,降雨、蒸发等自然过程共同影响酸水库水位高低,高水位时的稀释作用引起金属离子质量浓度的降低。温度和水位是影响酸水库水质指标的2个重要参数。

与往年的监测记录相比,水质逐渐改善并且优势微生物的种类基本一致,说明酸水库功能微生物群落较为稳定,伴随各类微生物的协同作用,水体pH值逐渐升高,酸水库已具有一定自我修复能力。