2023, Vol. 44
2. 自然资源部土地整治重点实验室, 北京 100035;
3. 暨南大学生命科学技术学院, 广州 510632;
4. 广东财经大学公共管理学院, 广州 510320;
5. 华北科技学院文法学院, 廊坊 065201
2. Key Laboratory of Land Consolidation and Rehabilitation, Ministry of Natural Resources, Beijing 100035, China;
3. College of Life Science and Technology, Jinan University, Guangzhou 510632, China;
4. College of Public Administration, Guangdong University of Finance and Economics, Guangzhou 510320, China;
5. School of Literature and Law, North China Institute of Science and Technology, Langfang 065201, China
矿产资源的不断开发利用, 在为人类社会发展提供物质原料的同时, 也带来了一系列土壤和环境问题.特别是金属矿在开采加工中产生大量废液和废渣等, 被雨水冲刷淋溶后进入周边地区土壤, 经农作物吸收后通过食物链危害人体健康, 同时产生大量因采矿活动破坏的、未经治理而无法使用的矿业废弃地, 造成区域生态系统破坏, 因此矿业废弃地重金属污染防治成为当前面临的主要问题, 亟需开展矿业废弃地重金属形态特征和迁移转化研究.
矿业废弃地重金属污染的主要原因之一是矿产资源的开采、运输和冶炼, 当前学者对不同损毁类型矿业废弃地重金属污染的研究, 主要是分析区域重金属的含量特征和富集程度, 但重金属的赋存形态直接影响了其在矿区环境介质中的迁移转化能力、毒性和生物活性.已有的重金属毒理和生物分析表明, 重金属能否通过食物链的方式威胁人体健康, 主要取决于重金属的赋存形态, 当前一般使用连续提取法对土壤环境样品的重金属形态进行分析, 如BCR三步连续提取法和Tessier五步连续提取法, 可将样品中除残渣态外的所有形态重金属完全浸出[1~4]. BCR连续提取法目前广泛应用于矿业废弃地、土壤、沉积物和污泥等环境污染样品中重金属生物有效性评估[5].近年来学者分析了矿区土壤、工业绿地和不同流域沉积物的重金属形态分布特征[6~10], 在重金属形态迁移转化方面, 研究了锰矿区土壤剖面和植物根际土壤中的重金属形态迁移转化[11, 12], 探究了碳酸盐岩区耕地土壤剖面、钒钛磁铁矿尾矿库复垦土地及周边土壤-玉米的重金属形态迁移转化[13, 14], 分析了矿区土壤植物体系重金属迁移过程和生物炭内源重金属在酸性土壤中的迁移转化规律[15, 16].围绕大宝山矿的研究主要是判断矿区土壤、沉积物、水体和植物的重金属污染程度, 分析矿区污染对区域生态环境和人体健康危害的影响[17~20], 探究不同植被生态修复模式下矿业废弃地植物多样性和重金属迁移富集特征, 寻找最佳的植物物种组合模式进行重金属污染生态修复[21~24].矿业废弃地重金属污染使矿区和周边土壤环境质量遭受破坏, 但针对矿区重金属在矿物、土壤、水体和植物中的形态特征和迁移转化机制研究还相对薄弱.
广东大宝山矿是一座开采40余年的大型多金属硫化矿, 位于我国华南地区, 该地区具有高温多雨, 径流大的特点, 容易加剧矿区镉铅污染的扩散, 造成河流沉积物、土壤和流域下游农田不同程度的重金属累积[25~29], 特别是矿产资源开采冶炼过程中产生大量含有硫化物的尾矿, 拦泥库中排出含有大量重金属的酸性矿山废水(acid-mine drainage, AMD)[30~33], 具有强酸高硫的特点, 导致土壤和流域水体重金属污染, 危及周边生态系统安全[34].因此开展矿业废弃地重金属形态分布特征和迁移转化机制研究, 以期为支撑矿业废弃地重金属污染源头控制和生态修复, 并为保障矿区土壤安全利用和生态环境改善提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况大宝山矿业废弃地坐落在广东省韶关市翁源县铁龙镇境内, 位于东经113°41′53″~113°46′40″, 北纬24°30′01″~24°35′26″.大宝山矿是以铁铜为主的大型多金属矿山, 在矿产开采过程中, 长期的非法民采和民选活动形成采坑区、露采边坡和排土场, 占用并破坏了大宝山区域的土地资源及地形地貌景观, 导致植被消失、生态毁坏和地下水含水层被污染等环境问题; 采矿形成的裸露排土场及采坑区的金属硫化物通过长期的氧化产生大量的重金属及高浓度的硫酸盐, 给周边地区尤其是横石水河流和下游造成严重的环境污染, 危及当地农业生产和人民健康, 大宝山区域的矿山开采, 使得多个自然村受到不同程度的污染, 超量重金属污水长期灌溉农田, 土壤污染问题突出.
1.2 样品采集与处理 1.2.1 样品采集通过研究区遥感图像的解译和土地利用类型的分析, 结合矿区不同功能区制定采样方案(图 1), 对大宝山矿的生产生活区、采矿区、尾矿库、排土场和拦泥库等矿业废弃地进行样品采集, 采集样品25个, 采集样品类型有土壤、尾矿库尾砂、采矿矿石等, 尾矿样品获取地点为尾矿库, 使用一次性自封塑料袋对样品封装, 依据采样图标注对样品编号.样品采集过程中使用的聚乙烯和玻璃容器在5%稀硝酸中浸泡过夜, 使用前以纯水洗净烘干.
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图 1 大宝山矿区采样点示意 Fig. 1 Sampling sites in Dabaoshan Mining area |
样品实地采集过程中用五点取样法对采样点位收集表层0~20 cm的土壤样品, 将样品中的杂物剔除后用四分法取1 kg土壤样品装入聚乙烯塑料袋, 舍弃其他多余的样品.矿物样品具有坚硬、金属光泽的特征, 在土壤样品采集过程中进行选取.
在生活生产区和尾矿库中央采集土壤剖面样品, 确定采样点位后挖1 m×1.5 m的土坑, 观察面为剖面的窄边向阳面, 根据土壤剖面属性的具体情况来确定取样点位的土坑深度.用采样塑料袋封装1 kg剖面土壤样品, 贴上带有样品编号的标签纸.
1.2.2 样品处理将采集回来的土壤、尾砂和矿物样品破碎后平铺在干净的纸上, 均匀摊薄并置于室内通风且阴凉干燥的地方, 避免阳光直射, 使其自然风干.为防止土壤结块须在风干过程中不时翻动.实验时取风干土壤挑去杂质, 研磨后分别过1 mm和0.125 mm两种粒径的筛, 用自封塑料袋装入研磨后的样品, 贴好编号标签以备实验分析使用.
1.3 实验方法 1.3.1 重金属形态含量测定土壤和尾砂等固体样品中重金属形态的连续提取采用欧盟标准测量和测试机构(Standards Measurements and Testing Programme, SM & T)推荐的改良BCR法进行, 包括5种形态, 以8 mL醋酸钠提取可交换态(形态1), 以8 mL酸性醋酸钠(pH=5)提取弱酸结合态(形态2), 以溶解于25%醋酸的20 mL盐酸羟胺(0.04 mol ·L-1)提取铁锰氧化物结合态(形态3), 以5 mL过氧化氢(30%, pH=2)消解后, 采用5 mL乙酸铵(3.2 mol ·L-1溶于20%硝酸中)提取有机结合态(形态4), 以15 mL氢氟酸、10 mL盐酸、10 mL硝酸和5 mL高氯酸的混合酸体系进行消解后, 测定残渣态(形态5).形态提取过程中每样均测定平行双样, 取两个样品结果的平均值作为最终结果.
1.3.2 矿物特征分析(1) X射线多晶衍射仪(XRD)分析样品XRD分析采用日本D/max-2000型X射线粉末衍射仪进行.主要参数为：Cu-Kα(k=0.154 06 nm), 管压36 kV, 管流30 mA, 扫描角度范围为5°~80°.检测结果采用Jade 6.0进行物相比对鉴定.
(2) 透射电子显微镜(TEM)分析样品形貌特征和微区EDS成分分布特征分析采用日本电子株式会社(JEOL)2100F场发射透射电子显微镜(TEM)并配备能谱仪(EDS)进行, 该TEM系统可与能谱仪联机, 具备透射(TEM)、会聚束衍射(CBED)以及纳米束衍射(NBD)等工作模式, 从而分析样品成分.其点分辨率为0.19 nm, 线分辨率为0.1 nm; STEM分辨率为0.20 nm; 放大倍数达150万倍.
(3) 拉曼光谱仪(Raman)分析样品拉曼光谱的采集使用法国HORIBA Jobin Yvon型高分辨率拉曼光谱仪进行, 激发源为100 mW、532 nm的Ar激光, 采集光谱范围为200~800 cm-1拉曼位移.
1.3.3 浸出实验以矿区主要重金属污染元素Cd和Pb为研究对象, 在硝酸溶液(pH=3.0)条件下, 依据《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》(HJ/T 299-2007)开展浸出实验, 分析浸出后重金属的浸出量和形态分布, 评价矿区土壤、尾砂和矿物中重金属的浸出迁移行为.
1.3.4 Pb稳定同位素源解析矿区土壤和尾砂中206Pb、207Pb和208Pb这3种同位素含量采用ICP-MS(Thermo, 型号：iCAP 7000)进行测定.参照谢伟城等[35]提供的自然源和中国柴油的Pb同位素特征值数据, 以矿区样品的Pb稳定同位素特征值, 通过MixSIAR模型计算3种端源对目标样品的Pb稳定同位素的贡献率, 计算公式如下所示：
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式中, Xij为i样品的j同位素值；Pk为k源的先验概率, 通过模型进行估计；qjk为第k个端源j同位素的浓度；Sjk为第k个端源的j同位素值, 服从均值为μjk和方差为ωjk2的正态分布；Cjk为j同位素在k源上的同位素分馏系数, 服从均值为λjk和方差为τjk2的正态分布；εij为残差, 服从0和方差为σj2的正态分布.假设Pb同位素在矿区环境的各端源无信息先验且分配过程不存在同位素分馏, 则设Cjk为0、Pk均为1/3和样品区域固定效应且残差为Residual & Process, 当Gelman < 1.05时获得收敛的分析结果.
1.3.5 多元统计分析采用SPSS 23.0软件进行样品测试数据的统计分析.通过PCM、PCA和PCA-MLR等多元统计方法来开展矿区目标重金属来源和具体贡献的定性定量分析.
2 结果与分析 2.1 矿业废弃地土壤、尾砂重金属形态分析土壤和尾砂样品中3种重金属Cd、Pb和As的形态在不同功能区土壤中均以残渣态为主, 其次为铁锰氧化物态(或称氧化态), 二者在总量中的占比分别达85% ~95%、1% ~15%, 其中Pb的氧化态占比高达5% ~15%(图 2).重金属的其他形态占比存在差异, Cd的可交换态占比达0.5% ~2.5%, 而碳酸盐结合态和有机结合态占比低于0.5%; Pb的有机结合态(还原态)为第3占比形态, 其余形态占比均低于0.1%; As的第3和第4占比形态分别为可交换态和有机结合态(还原态), 其占比分别为0.1% ~0.5%和0.1% ~0.3%之间, 其他形态占比可以忽略不计.重金属的形态占比反映了其存在形式, 矿区土壤和尾砂中重金属元素Cd、Pb和As以残渣态为主, 非残渣态占比低于20%, 说明这3种元素主要存在于原生和次生矿物晶格中.
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图 2 矿区土壤和尾砂中Cd、Pb和As形态分布 Fig. 2 Distribution of Cd, Pb, and As forms in soil and tailings in mining area |
在选矿过程中Cd与选矿药剂反应从而活化, 可能造成尾砂中Cd残渣态的减少; 矿区土壤中检出氧化态重金属(铁锰氧化物)含量说明重金属氧化物的存在, 或在酸性土壤条件下重金属元素被土壤铁醇或铝醇、锰醇吸附络合.重金属的有机结合态含量较高可能与重金属的复合形态污染物和选冶药剂有关, 以及生产生活区土壤中肥料和生活有机质的输入, 造成重金属与土壤有机质的羧基、羟基和氨基等形成吸附络合作用.重金属Cd和Pb的非残渣态含量为2% ~10%和6% ~18%, As的非残渣态占比除生活生产区样品外相对较低, 均低于2%, 其中Cd的弱酸结合态和可交换态占比可达到4%, Cd和Pb表现出较高的迁移性和毒性风险.
2.2 矿业废弃地重金属污染迁移转化分析 2.2.1 矿区土壤、尾砂中矿物特征分析通过对铁采区和铜采区典型矿物样品XRD分析获得的矿物晶体结构特征信息可知(图 3), 铁采区代表样品主要含黄铁矿(FeS2), 同时根据标准卡片的对比也鉴定出方铅矿(PbS)、闪锌矿(ZnS)和黄铜矿(CuFeS2)等成分; 铜采区代表样品也分析出黄铜矿(CuFeS2)、黄铁矿(FeS2)、方铅矿(PbS)和闪锌矿(ZnS)成分, 说明选取的矿物样品由复合形态矿物构成.
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图 3 铁采区和铜采区样品XRD图 Fig. 3 XRD diagram of samples from iron mining and copper mining area |
由拉曼光谱可知(图 4), 铁采区和铜采区代表样品在300~400 cm-1范围均呈现出双峰, 说明存在黄铁矿(FeS2).与铜采区样品不同, 铁采区样品在250~300 cm-1附近也表现出吸收峰, 指示存在其他矿物.
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图 4 铁采区和铜采区样品拉曼光谱 Fig. 4 Raman spectra of iron mining and copper mining samples |
通过透射电镜和微区能谱(EDS)分析, 铁采区矿物样品可观察到Cd、Pb、As、Zn、Cu、Fe、S和O等元素(图 5), 其质量分数分别为0.44%、0.19%、0.01%、0.03%、2.01%、19%、23.87%和44.68%. Fe和S的空间分布一致, 二者的质量比与黄铁矿(FeS2)相近, 说明铁采区样品主要成分为黄铁矿(FeS2), 因Zn、Cu、Pb和Cd等与O有较高的重合空间且分布散乱, 所以还含有金属氧化物成分; 铜采区矿物样品也可观察到Cd、Pb、As、Zn、Cu、Fe、S和O等元素(图 6), 其质量分数分别为0.29%、0.01%、0.01%、0.53%、2.20%、5.69%、6.76%和78.25%, Fe、Cu、S的空间分布较为一致, 且Cu质量约为铁质量的一半, 说明铜采区矿物样品中含有黄铜矿(CuFeS2)和黄铁矿(FeS2)成分.因Zn、Pb和Cr等与S在空间分布上也具有一定的重合匹配, 所以还含有方铅矿(PbS)和闪锌矿(ZnS)成分, 该结果与XRD分析一致.铜采区样品也含有金属氧化物成分, 因Cd、Cr和Pb等与O也有较高的空间重合.
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图 5 铁采区矿物TEM图片及微区能谱分析 Fig. 5 TEM image and microarea energy spectrum analysis of minerals in iron mining area |
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图 6 铜采区矿物TEM图片及微区能谱分析 Fig. 6 TEM image and microarea energy spectrum analysis of minerals in copper mining area |
通过矿区样品的浸出实验可知(图 7), 尾砂库和拦泥库中Cd浸出占比最高, 分别为32%和20%, 其次为旧排土场和生活生产区, 占比为10%和8%, 采矿区和新排土场样品中Cd浸出量约占2%, 黄铁矿和黄铜矿样品中几乎没有Cd浸出, 但经硝酸浸出后, 两种矿物样品的重金属由晶相渣态向非晶向可迁移态转化, 其中黄铜矿转化率大于黄铁矿, 非残渣态占比分别为44%和21%, 前者比后者高2倍以上.浸出后重金属Cd的非残渣态以有机结合态(还原态)为主, 占比达20%, 其次为弱酸提取态和铁锰氧化物结合态.矿区样品浸出后, Cd均大幅从残渣态向非残渣态转化, 其中拦泥库、旧排土场增幅高达12倍, 生活生产区和尾砂库增幅约为7倍, 新排土场和采矿区增幅为3倍左右.因此酸雨冲刷和(或)黄铁矿氧化酸化过程(2FeS2+7O2+2H2O→2Fe2++4SO42-+4H+)可显著促进矿区拦泥库、排土场和尾砂库等矿业废弃地中残渣态Cd向非残渣态迁移, 提高了其生态毒性和污染风险; Cd形态的迁移路径可能为：残渣态、有机结合态、铁锰氧化物结合态、弱酸结合态和可交换态.
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图 7 矿区土壤、尾砂和矿物Cd浸出行为及形态分布特征 Fig. 7 Characteristics of Cd leaching behavior and morphology distribution of soil, tailings, and minerals in mining area |
在硝酸(pH=3)作用下, Pb的浸出量除黄铁矿样品占比达6%外, 其余土壤、尾砂和矿物样品浸出量较小, 均低于0.1%(图 8).但土壤、尾砂和矿物样品中的Pb, 硝酸(pH=3)浸出后, 均显著由残渣态向非残渣态迁移.其中拦泥库和旧排土场样品中非残渣态Pb占比是浸出前的3倍, 达20%左右; 生活生产区样品中非残渣态Pb占比是浸出前的2倍; 浸出的非残渣态Pb以铁锰氧化物为主, 在酸性条件下Pb形态的浸出路径可能为：残渣态、铁锰氧化物结合态、弱酸结合态和可交换态.其余样品浸出前后非残渣态Pb占比变化不大, 黄铁矿和黄铜矿浸出后非残渣态Pb占比分别为12%、8%, 远低于二者浸出后非残渣态Cd的占比(21% ~46%), 说明在酸雨冲刷和(或)黄铁矿氧化酸化过程中, 与Cd相比Pb的迁移释放性能相对较弱.
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图 8 矿区土壤、尾砂和矿物Pb浸出行为及形态分布特征 Fig. 8 Characteristics of Pb leaching behavior and speciation distribution of soil, tailings, and minerals in mining area |
采用ICP-MS分别测定矿区土壤和尾砂中206Pb、207Pb、208Pb这3种铅同位素的含量, 绘制以206Pb/207Pb为横坐标、208Pb/206Pb为纵坐标的同位素比值关系图, 分析不同类型样品中铅的来源.结果表明矿区土壤、尾砂样品和采矿区样品的同位素比值均聚集在同一区域内(图 9), 说明采矿区金属矿物的释放是土壤、尾砂中重金属的主要来源.
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图 9 矿区土壤和尾砂铅同位素比值关系 Fig. 9 Lead isotope ratio diagram of soil and tailings in mining area |
但个别尾砂样品的同位素比值未聚集在采矿区样品区域内, 说明除采矿区金属矿物释放外还存在其他输入源.通过已有研究得出的Pb同位素特征比值, 发现柴油Pb同位素特征比值与采矿区聚集区外的尾砂点相一致, 说明柴油释放的Pb也是尾砂样品Pb污染的重要来源, 这可能与采矿和选冶过程中大量柴油消耗设备(机械车和大型卡车)的使用有关, 导致柴油成为矿区Pb污染的来源.
因此矿区环境中重金属Pb的污染来源是采矿区金属矿物释放和柴油、无铅汽油的使用.其中采矿区金属矿物的释放是矿区土壤和尾砂中重金属铅的主要来源, 该方式对Pb污染的贡献率均在70%以上, 最高达82%; 而柴油的贡献率仅20%左右(图 10).
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图 10 矿区土壤和尾砂铅不同来源的Pb稳定同位素贡献率 Fig. 10 Contribution of different sources to Pb stable isotope of soil and tailings in mining area |
通过斯皮尔曼相关性分析可知(表 1), Pb与Cd、Zn和Cr, Cd与Zn和As, Zn与Cr和Ni均呈显著正相关关系, 说明矿区土壤和尾砂中重金属具有一定的同源性.采用PCA进一步分析, 发现矿区土壤和尾砂重金属含量可用3个因子解释, 因子1(PCA1)、因子2(PCA2)和因子3(PCA3)的解释度分别为: 36.20%、22.62%和18.58%, 总解释度为77.40%(图 11).通过分析3个主成分的载荷, 发现Cd和Cr、Pb和As、Zn和Ni分别聚集在不同的区间内, 具有同源性, 结果与斯皮尔曼相关性分析一致.结合3个因子的得分系数和TEM、EDS分析可知(表 2), PCA1在Cd、Zn、As和Pb元素的得分系数较高, 为金属氧化物和闪锌矿来源; PCA2在Fe元素得分系数高, 为黄铁矿来源; PCA3在Cu和Fe元素的得分系数较高, 为黄铜矿来源.
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表 1 矿区土壤、尾砂样品重金属含量斯皮尔曼相关分析1) Table 1 Spearman correlation analysis of heavy metal content in soil and tailing samples in mining area |
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图 11 矿区土壤和尾砂样品重金属含量PCA分析 Fig. 11 PCA analysis of heavy metal content in soil and tailing samples in mining area |
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表 2 矿区重金属主成分因子 Table 2 Principal component factors of heavy metals in mining area |
通过多元线性回归分析可知(图 12), Zn、Pb、As和Cd主要由闪锌矿及金属氧化物贡献, 其对Cd和As的贡献率达100%, 对Pb和Zn的贡献率分别为66%和51%; 此外Pb还由黄铁矿贡献, 贡献率为34%, Zn由黄铜矿贡献, 贡献率为49%.Cr主要由黄铁矿贡献, 贡献率达54%; 其次由闪锌矿及金属氧化物贡献, 贡献率为46%.Ni主要由黄铜矿贡献, 贡献率为52%, 其次由闪锌矿及金属氧化物贡献, 贡献率为48%.Cu和Fe元素主要由黄铜矿和黄铁矿贡献, 其中Cu的黄铜矿和黄铁矿贡献率分别为48%和30%, Fe的黄铜矿和黄铁矿贡献率则为21%和64%.
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图 12 金属矿物对矿区土壤和尾砂中重金属含量贡献率 Fig. 12 Contribution rate of metal minerals to heavy metal content in soil and tailings in mining area |
大宝山矿的露天开采形成了大量矿业废弃地, 选矿冶炼的废水废渣是土壤、水体和沉积物重金属污染的主要来源; 同时尾矿经风化淋滤后在高温多雨条件下产生酸性矿山废水(AMD), 加剧了矿区周边水体和土壤污染, 成为农作物重金属污染的主要来源[36, 37].AMD导致的地下水重金属污染严重危害人体健康, 也成为地表水的污染源之一[38, 39].已有研究表明大宝山矿区土壤表层重金属含量较高[40], 前人通过对大宝山尾矿成分进行X射线衍射分析, 发现其成分主要是黄铁矿、黄铜矿、闪锌矿和方铅矿等金属硫化物[41], 同时对尾矿中的重金属形态测定表明, 镉、铅的可交换态、有机态和碳酸盐态之和高达40%, 说明尾矿废渣中的重金属迁移性较强[42], 与本研究结果基本一致.朱爱萍等[43]和张晓霞等[44]研究表明, 大宝山矿区附近河流沿岸和农田土壤呈酸性, pH值范围在3.07~4.27之间, 主要是以Cd、Pb、As、Cu和Zn为主的多金属复合污染.也有研究表明Cd、Pb、Cu和Zn这4种重金属之间的相关性显著, 均来自于河水灌溉这一污染源[45].
本研究发现矿区大部分土壤pH值在3.5左右, 甚至达2.85, 土壤环境均为强酸性.根据硝酸浸出实验结果可知, 酸性条件有利于重金属从金属矿物及受其影响的土壤和尾砂中由残渣态转化为非残渣态, 从而增加其迁移性能和生态风险, 其中对于Cd而言, 酸性条件下更易从黄铜矿中释放迁移; 而Pb则在酸性条件下, 更易从黄铁矿中释放迁移.矿区的酸性环境主要是黄铁矿等金属矿物长期暴露于空气中, 在氧气的氧化作用下形成的.
4 结论(1) 采用改良BCR法测定了矿区土壤/尾砂中3种重金属元素Cd、Pb和As的形态分布特征, 分析显示矿区土壤和沉积物中, Cd、Pb和As主要以残渣态为主, 在总量中的占比达85% ~95%; 其次为铁锰氧化物态(或称氧化态), 在总量中占比为1% ~15%.
(2) 矿区土壤/尾砂中的主要矿物类型为黄铁矿(FeS2)、黄铜矿(CuFeS2)及金属氧化物, 同时也存在少量的闪锌矿(ZnS)和方铅矿(PbS).酸性条件(pH=3.0)有利于Cd和Pb从土壤、尾砂和矿物(黄铁矿、黄铜矿)中释放迁移, 并从残渣态向非残渣态转化.铅同位素分析显示, 土壤和尾砂中的重金属(Pb)均主要来自采矿区金属矿物的释放.
(3) 多元统计分析显示, 矿区土壤尾砂中重金属主要来源于3种类型的矿物污染源, 即黄铁矿、黄铜矿、闪锌矿和金属氧化物, 其中Cd、As和Pb主要由闪锌矿和金属氧化物贡献.其余部分的Pb来源于黄铁矿的贡献.黄铁矿在空气中被氧化, 产生硫酸, 降低pH值, 一方面溶解金属氧化物释放Cd、As和Pb等元素, 同时其自身中的重金属元素也不断从残渣态转化为非残渣态, 从而释放进入环境.
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