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金属尾矿是环境中重金属污染的重要来源。重金属可通过降水、风力等释放到环境中，对周边土壤、地表水、地下水造成污染[1-4]。 金属尾矿如铁尾矿、铜尾矿、黄金尾矿、钼尾矿，其主要化学组成包括硅、铝、铁、钙等元素，矿物组成主要以石英、长石类为主，基本可以满足建筑材料制备的要求，因此制备建筑材料已经成为金属尾矿综合利用的重要途径. 相关研究表明，金属尾矿可用于制备混凝土[5-7]、加气混凝土[8-11]、微晶玻璃[12-15]、陶瓷砖[16-17]、泡沫陶瓷[18-20]、免烧砖[21-23]、水泥熟料[24-25]、泡沫水泥保温材料[26-28]等传统和新型建筑材料. 值得注意的是，尾矿在建材资源化利用中，不可避免地会将重金属带到建筑材料中，通过不同途径释放到环境，影响环境安全和人体健康[29-30]. 因此，研究金属尾矿制备的建筑材料中，重金属的释放规律和环境安全性评价，具有重要的现实意义.
国内已有关于固废制备建筑材料重金属的环境安全性相关报道. 王希尹[31]以添加重金属的混凝土、免烧砖和路基为研究对象，对比了国内外多种重金属浸出方法，进而对固废建材资源化的安全性进行评价. 杨玉飞等[32-33]在水泥生料中添加重金属，通过煅烧制备水泥熟料，采用EA NEN7371和EA NAN7375方法研究了模拟混凝土条件下重金属的释放特性和长期累积释放量，提出需要对进入水泥窑处置过程的重金属总量进行控制. 杨昱等[34]分析了pH值对添加重金属烧成的水泥熟料制备的混凝土样品重金属释放的影响，重金属的浸出与其存在形态以及矿物的作用有一定的相关性. 上述研究多集中于建筑材料中外掺重金属的释放行为，与金属尾矿中重金属的存在状态有一定的差异，并且对尾矿通过不同途径制备的建筑材料环境安全性的研究尚为缺乏.
本研究以采用钼尾矿和黄金尾矿为原料通过3种典型工艺制备的建材制品为研究对象，对尾矿及其建材制品中的重金属总量，建材制品的累积浸出规律、释放机理、释放动力学模型以及各阶段浸出液的pH值和电导率进行分析. 采用改进的欧洲共同体标准物质局（BCR）逐级提取法分析了金属尾矿及其建材制品中重金属的赋存形态，并采用风险评估编码法（RAC）分析了建材制品中重金属对环境的潜在风险，为金属尾矿建材资源化利用的环境安全性提供有效的数据支撑.
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钼尾矿（MoTA）来自陕西某矿区. 钼尾矿蓄水材料（MoTA-WSM）：采用MoTA与其他原材料经混合、制浆、发泡、焙烧等工艺制备的蓄水材料. 钼尾矿（MoTB）来自陕西某矿区. 钼尾矿无机保温材料（MoTB-TIM）：采用MoTB与其他原材料经过制浆、浇注成型、养护、切割、干燥等工艺制备的无机保温材料. 黄金尾矿（AuT）来自辽宁某矿区. 黄金尾矿轻质保温材料（AuT-TIM）：采用AuT与树脂/溶剂进行溶胀混炼，经浇注成型、热压发泡、脱模、二次发泡、干燥等工艺制备的轻质保温材料.
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将固体样品0.10 g加入盐酸2 mL、硝酸6 mL和氢氟酸2 mL，在消解罐中进行消解，消解后等冷却至室温，然后放在赶酸仪中进行赶酸至内容物近干，冷却至室温后用去离子水溶解内容物，采用滤膜过滤后用ICP-MS进行重金属浓度测定.
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参照EA NEN 7375:2004水槽浸出试验研究块状建材制品中无机组分的浸出特性，该方法可较好地反映无机组分的长期释放量. 本研究以去离子水为浸提液，浸提液体积为样品体积的4倍. 分8个阶段更换浸提液连续浸泡建材制品，浸提液更换周期见表1所示, 各阶段完成后分别测定浸出液中重金属浓度、pH值、电导率.
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采用BCR逐级提取法分析了3种建材制品中重金属的赋存形态.具体步骤见表2所示.
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采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，NexION300x）测定浸出液中重金属离子浓度. 采用pH计（梅特勒-托利多，FE20）测定浸出液的pH值. 采用多参数测试仪电导部分（梅特勒-托利多，SevenExcellence）测定浸出液的电导率.
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采用RAC来评价固废建材制品中重金属的环境风险.该方法是利用改进的BCR方法中得到的弱酸提取态占重金属总形态的比重来评价重金属的生态风险等级. RAC值划定的风险分为五个等级，即无风险（RAC≤1%）、低风险（1%<RAC≤10%）、中风险（10%<RAC≤30%）、高风险（30%<RAC≤50%）和极高风险（>50%）.
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利用水槽浸出试验方法得到的64 d重金属累积浸出量和重金属的总量按照公式（1）计算重金属浸出率.
式中：w—重金属浸出率，%；m—64 d重金属累积浸出浓度，mg·kg−1；M—重金属总量，mg·kg−1.
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钼尾矿、黄金尾矿及其对应的3种建材制品中重金属总量结果如表3所示. 由表3可以看出，MoTA中Cd、Cr、Mn、Zn均超过了中国土壤元素背景值. MoTB中重金属的总量均超过了中国土壤元素背景值. 黄金尾矿中除了Mn以外，其余重金属元素也超过了中国土壤元素背景值，其中As的含量达到了3016 mg·kg−1，超过了元素背景值近268倍. 尾矿中的重金属可能随降水、风力等途径迁移到周围土壤环境，因此尾矿中重金属对环境的影响不容忽视.
利用MoTA制备的蓄水材料MoTA-WSM中，除As和Pb外，其余重金属总量均低于MoTA. 但Cd、Cr、Mn、Zn总量均高于中国土壤元素背景值. As和Pb可能是由制备蓄水材料的其他原材料带入. 利用MoTB制备的无机保温材料MoTB-TIM中重金属元素总量均低于MoTB.其中As、Cd、Cr、Pb和Zn总量仍然高于中国土壤元素背景值. 其中As超过了《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》GB 36600-2018第一类用地的风险筛选值，但低于风险管制值. 采用黄金尾矿制备的AuT-TIM中重金属总量均低于AuT，其中As、Cr、Zn仍高于中国土壤元素背景值，有一定的环境风险. 其中As总量较高，超过了GB 36600-2018第一类用地的风险筛选值，但低于风险管制值. 由此可见，尾矿制备建筑材料均会将部分重金属带入到建材制品中，因此需要对建材制品中重金属的浸出行为进行评价，避免对环境产生二次污染.
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图1给出了水槽浸出试验各阶段浸出液的pH值和电导率。由图1（a）可以看出，MoTA-WSM为烧结类建材制品，各阶段浸出液的pH值波动范围较小（7.2—8.9），且随着浸出时间增加，浸出液的pH值稍有增加，可能是由于建材制品中的碱性矿物的溶解. MoTB-TIM浸出液的pH值有较大幅度增加，早期浸出液的pH值达到了11.45，在浸出后期阶段浸出液的pH值有所下降. 这是由于该体系中原材料水泥水化导致浸出液pH值的增加，且在早期阶段碱性物质浸出浓度较高，后期浸出浓度较低. AuT-TIM中各阶段浸出液的pH值呈现逐渐增加的趋势，可能是由于建材制品中的碱性矿物随浸出时间增加逐渐溶解.
电导率可以反映溶液中离子的强度，与溶液中所含碱、盐、无机酸的量有一定的相关性. 离子浓度越高，电导率越大. 由图1（b）可以看出MoTA-WSM和MoTB-TIM在S1—S4阶段浸出液电导率较高，且快速下降，后期趋于平稳. 可能是由于这两种建材制品中碱、盐等可溶性的离子含量较高，容易在早期浸出，随着浸出时间延长，浸出量逐渐减少，电导率逐渐下降趋于平稳. AuT-TIM浸出液的电导率较低，说明离子浓度较小，并且在浸出不同阶段电导率变化不明显.
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在实际使用过程中，建材制品多以块状形式存在.为了更好描述建材制品在实际应用场景下重金属的释放，采用水槽浸出试验分析了建材制品中重金属的释放行为. 图2给出了水槽浸出试验中建材制品在去离子水条件下，重金属累积浸出量随浸出时间的变化规律.
由图2可以看出，随着浸出时间的延长，建材制品中的重金属累积浸出量基本呈现两个阶段，在浸出早期重金属快速释放，后期缓慢释放并趋于平衡. 主要原因可能是建材制品中的重金属在早期阶段受到表面冲刷、扩散作用、延滞作用的控制，呈现不同速度的释放，到了后期由于建材制品表面重金属总量的下降，受到扩散或者耗竭作用控制，浸出速率下降. 每种建材制品在不同的条件下浸出量和浸出行为也有一定的差别. 3种建材制品Pb的各阶段浸出量均低于检出限. MoTA-WSM中As、Cd、Cr、Mn、Zn的64 d累积浸出量分别为0.940、0.126、0.163、1.159、0.423 mg·kg−1. MoTB-TIM中As、Cd、Cr、Mn、Zn的64 d累积浸出量分别为0.039、0.035、3.622、0.064、0.315 mg·kg−1. 对于黄金尾矿制备的建筑材料，AuT-TIM中重金属As、Cd、Cr、Mn、Zn的64 d累积浸出量分别为0.068、3.376×10−4、0.065、0.200、1.150 mg·kg−1. 重金属的累积浸出量的差异主要取决于建材制品中重金属的总量及其在去离子水条件下的浸出的比例.
通过分析不同浸出区间重金属累积浸出量对数与时间对数的关系，并计算斜率（rc）值可判断浸出过程中各个阶段建材制品中重金属的释放机制. 当rc在0.35—0.65时，可判断重金属的释放为扩散过程控制；当rc>0.65时，1—4区间重金属的释放机制为延滞作用，其余5个区间重金属的释放为溶解作用控制；当rc≤0.35时，1—4阶段和2—7阶段重金属的释放机制为表面冲刷，其余浸出区间受耗竭作用控制. 三种建材制品不同浸出区间重金属累积浸出量曲线的斜率计算结果如表4所示.
MoTA-WSM中，As和Zn的rc≤0.35，表明这两种重金属在浸出初期的释放机理主要是表面冲刷，在浸出中期和后期耗竭作用占主导作用. 浸出初期Cd、Cr和Mn的rc在0.35—0.65范围内，说明这3种重金属受扩散作用控制，而浸出中期和后期rc≤0.35，主要受耗竭作用控制. MoTB-TIM中，As在浸出初期发生了延滞作用，在浸出中期和后期主要受扩散作用控制. Cd、Cr和Zn在浸出初期受表面冲刷作用控制，浸出中期和后期为耗竭作用. Mn在浸出初期的机理主要为延滞作用，浸出中期受溶解作用控制，浸出后期受耗竭作用控制. AuT-TIM中As、Mn、Zn在浸出初期以表面冲刷为主，浸出中期和浸出后期以耗竭作用为主. Cr在浸出初期为扩散作用，在浸出中期和后期为耗竭作用.
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双常数速率方程、Elovich方程和二级动力学方程通常用来描述重金属的释放动力学过程. 双常数速率方程的表达式为：lnQ=alnt+b；Elovich方程的表达式为：Q=alnt+b；二级动力学方程表达式为t/Q=at+b. Q为浸出时间为t时重金属的累积浸出量。a、b为常数。本研究采用三种数学模型对建材制品中重金属的释放进行拟合，根据相关性系数R2筛选了建材制品中每种重金属最优模型，并预测建材制品在去离子水条件下使用30年的长期浸出量和浸出率. 拟合和计算结果如表5所示，其中Pb在各浸出阶段的浸出浓度均低于检出限，因此没有进行拟合.由表5可以看出，建材制品中不同重金属释放动力学模型不同，且同一种重金属在不同建材制品中表现的动力学过程也不同.Elovich方程能够较好的描述MoTA-WSM中As、Cr、Mn、Zn的浸出行为，二级动力学方程可以描述Cd的浸出行为. 从预测30年的浸出量和浸出率结果来看，Cd的浸出量高于中国土壤元素背景值，但远低于GB36600-2018风险筛选值.其余重金属的浸出量均低于中国土壤元素背景值. MoTA-WSM中As和Cd的浸出率较高，分别达到39.381%和17.593%，而Cr、Mn和Zn的浸出率较低，均低于0.5%.MoTB-TIM中双常数速率方程符合As和Cr的浸出行为，Elovich方程符合Cd和Zn的浸出行为，二级动力学方程符合Mn的浸出行为. 预测30年的浸出量均低于中国土壤元素背景值，浸出率均低于10%，其中As、Mn、Zn的浸出率低于1%.AuT-TIM中As、Cr和Zn的浸出行为符合Elovich方程，二级动力学方程符合Cd的浸出行为，双常数速率方程符合Mn的浸出行为.预测30年的浸出量均低于中国土壤元素背景值，浸出率均低于3%，可以看出有机无机复合制备的建材制品重金属的长期浸出量和浸出率均较低.
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重金属对环境的影响取决于重金属的总量、迁移性以及生物有效性.其中重金属的迁移和生物毒性很大程度上取决于重金属的赋存形态. 图3给出了金属尾矿及其对应的建材制品的重金属形态. 由图3可以看出，金属尾矿制备成建材制品，其重金属形态的分布比例发生了一定的变化.采用钼尾矿制备蓄水材料，Cd、Cr、Mn、Pb、Zn的残渣态比例均有一定程度的增加. MoTA-WSM中Cr、Mn、Pb和Zn的残渣态比例占75%以上，说明这几种重金属不容易向环境中迁移，环境危害较小，且焙烧过程对这几种重金属有一定的固化作用. As的可还原态比例增加，残渣态比例降低，说明焙烧过程造成As的环境不稳定性增加.
MoTB中As、Cd、Cr、Pb、Zn主要以可氧化态和可还原态存在，说明这些重金属具有潜在的迁移能力，环境变化容易引起向环境的释放. Mn主要以弱酸提取态存在，容易向环境中释放. MoTB-TIM中As、Cd、Cr、Mn、Zn的残渣态比例比MoTB均有不同程度的增加，As和Mn的弱酸提取态有明显的降低，说明利用钼尾矿和水泥制备无机保温材料对部分重金属有一定的固化作用.MoTB-TIM中As、Cd、Cr、Pb主要以可氧化态存在，存在潜在的环境风险.
采用黄金尾矿制备有机无机复合保温材料，AuT-TIM中As、Cr、Mn、Pb残渣态比例比AuT均存在不同程度的增加，其中Mn在AuT中主要以弱酸提取态存在，在AuT-TIM中弱酸提取态比例明显降低，残渣态比例增加，其迁移性降低. Cr和Pb的可氧化态比例有明显下降，残渣态比例增加，说明重金属很难向环境中释放. Cd和Zn的弱酸提取态有一定程度增加，迁移能力有所增加.但整体来看，AuT-TIM中各种重金属均比较稳固地存在于残渣态中，占比达到70%以上，不易向环境中迁移. 通过有机无机复合制备建筑材料也有利于部分重金属的固化.
由于弱酸提取态重金属容易被动植物直接利用，直接危害性较大，因此本研究采用RAC对3种建材制品的生态风险进行评价，结果如图4所示.由图4可以看出，MoTA-WSM中Zn的RAC值为21.7%，为中风险，对环境有一定的危害. As、Cd、Cr、Mn的RAC值均处于1%—10%之间，为低风险，对环境的危害较小.Pb的RAC值低于1%，对环境无风险. MoTB-TIM中Cr和Pb的RAC值介于10%—30%之间，为中风险，As、Cd、Mn、Zn的RAC值介于1%—10%之间，均为低风险.AuT-TIM中Cd、Mn、Pb、Zn的RAC值介于10%—30%之间，为中风险，对环境有一定的危害，As和Cr的RAC值均低于1%，为无风险.
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（1）MoTA中Cd、Cr、Mn、Zn超过了中国土壤元素背景值. MoTB中重金属的总量均超过了中国土壤元素背景值.黄金尾矿中As、Cd、Cr、Pb、Zn超过了中国土壤元素背景值. MoTA-WSM中As和Pb的总量高于MoTA. MoTB-TIM和AuT-TIM的总量均低于对应的尾矿. 尾矿制备的建筑材料部分重金属的总量仍超过了中国土壤元素背景值.
（2）水槽浸出试验各阶段，MoTA-WSM浸出液的pH值没有明显的差异. MoTB-TIM浸出早期的pH值较高，后期浸出液的pH值有所下降. AuT-TIM中各阶段浸出液的pH值呈现逐渐增加的趋势. MoTA-WSM和MoTB-TIM浸出液的电导率呈现早期快速下降，后期趋于平稳的规律. AuT-TIM浸出液的电导率较低，说明离子浓度较小，并且在浸出不同阶段电导率变化不明显.
（3）水槽浸出实验过程中，重金属累积浸出量随浸出时间呈现先快速增加，后增速变缓并趋于平衡的规律. 双常数速率方程、Elovich方程和二级动力学方程能够较好的描述建材制品中重金属的释放行为，但重金属在不同建材制品的释放行为有一定的差异，说明重金属的释放在不同条件下受到不同过程的控制. 从预测30年的长期浸出量和浸出率结果来看，MoTA-WSM中除Cd外，其余重金属的浸出量均低于中国土壤元素背景值. 除As和Cd外，其余重金属的浸出率均低于0.5%.MoTB-TIM和AuT-TIM的重金属浸出量均低于中国土壤元素背景值，且浸出率均低于10%.
（4）金属尾矿制备成建筑材料后，重金属赋存形态会发生一定的变化，大部分重金属呈现残渣态比例上升的趋势. 制备建筑材料对尾矿中的部分重金属有一定的固化作用. RAC结果显示，建材制品中重金属的RAC值均低于30%，处于中风险及以下水平。处于中风险水平（10%<RAC≤30%）的重金属建议结合重金属总量及浸出毒性结果进行综合风险评价.
基于钼尾矿和金尾矿的多孔建材制品重金属浸出行为及环境影响
Leaching behavior and environmental effect of heavy metals from porous building materials prepared by molybdenum tailing and gold tailing
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摘要: 针对金属尾矿及其制备的建材制品，分析了6种重金属（As、Cd、Cr、Mn、Pb、Zn）的总量. 参照水槽浸出试验方法研究了重金属的累积释放行为，并利用双常数速率方程、Elovich方程和二级动力学方程对建材制品中重金属的长期释放量进行预测. 采用改进的欧洲共同体标准物质局（BCR）逐级提取法研究了重金属赋存形态，并利用风险评估编码法（RAC）对建材制品重金属的环境风险进行评价. 结果表明，金属尾矿中大部分重金属总量高于中国土壤元素背景值.建材制品中的重金属累积浸出量随浸出时间呈现早期快速增加，后期趋于平衡的规律.动力学方程拟合结果发现重金属在不同建材制品中最优动力学方程拟合结果不同，预测30年的重金属浸出量，大部分重金属浓度低于中国土壤元素背景值，且浸出率低于10%. 尾矿及其建材制品的重金属赋存形态可以看出尾矿制备建材制品对部分重金属有一定的固化作用，残渣态含量增加. RAC结果表明，建材制品中的重金属生态风险处于中风险及以下水平.Abstract: The content of heavy metals (As, Cd, Cr, Mn, Pb, Zn) in tailings and their building materials was analyzed.The cumulative release behavior of heavy metals in building materials was studied according to the tank test. The long-term release of heavy metals in building materials was predicted by using the double constant rate equation, Elovich equation and second order kinetic equation.The chemical speciation of heavy metals was analyzed by modified European Community Bureau of Standards (BCR) step-by-step extraction method, and the environmental risk of heavy metals in building materials was evaluated by the risk assessment code (RAC). The results show that the content of many heavy metals in metal tailings is higher than the background value of soil elements in China.The cumulative leaching amount of heavy metals from building materials increased rapidly in the early stage and tended to be balanced in the later stage.The results of kinetic equation fitting show that the optimal kinetic equation fitting results of heavy metals in different building materials are different. The prediction of cumulative release amount of most heavy metals of 30 years is lower than the background value of soil elements in China, and the leaching rate is less than 10%.The chemical speciation shows that some heavy metals can be solidified by preparing the building materials from tailings, and the content of residual fraction increases.RAC results show that the ecological risk of heavy metals in building materials is below the medium risk level.
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Key words:
- metallic tailing /
- building material /
- heavy metals /
- leaching /
- environmental risk
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图 1 不同浸出阶段浸出液pH值（a）和电导率（b）变化规律
Figure 1. pH values (a) and electrical conductivities (b) of leachate in different leaching stages
图 2 不同建材制品重金属累积浸出量与浸出时间的关系曲线
Figure 2. Cumulative masses of heavy metals released as a function of leaching time in building materials
图 3 金属尾矿及其建材制品重金属赋存形态(a)MoTA; (b)MoTB; (c)AuT; (d)MoTA-WSM; (e)MoTB-TIM; (f)AuT-TIM
Figure 3. Chemical fractionation of heavy metals in metallic tailing and their building materials
图 4 基于RAC值的建材制品重金属环境风险
Figure 4. Environmental risk of heavy metals in building materials according to RAC values
表 1 浸提液水更换周期
Table 1. Times at which the water must be replenished
浸出阶段
Period累计时间
Time间隔时间/h
IntervalS1 0.25 d±0.6 h 6 S2 1 d± 2.4 h 18 S3 2.25 d±5.4 h 30 S4 4 d± 9.6 h 42 S5 9d ± 21.6 h 120 S6 16 d±24 h 168 S7 36 d±24 h 480 S8 64 d±24 h 672 
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表 2 BCR法重金属提取步骤
Table 2. Extraction procedures of BCR method for heavy metals
步骤
Steps重金属形态
Speciation of
heavy metals浸提液
Extractants浸提方法
Extraction procedures1 弱酸提取态 0.11 mol·L−1的醋酸溶液 （22±5） ℃振荡提取16 h，在离心机4229 r·min−1情况下离心20 min，分离上层清液为弱酸提取态重金属. 2 可还原态 0.5 mol·L−1的盐酸羟胺溶液 （22±5）℃振荡提取16 h，在离心机4229 r·min−1情况下离心20 min，分离上层清液为可还原态重金属. 3 可氧化态 300 mg·g−1过氧化氢，
1.0 mol·L−1醋酸铵室温消化1 h，（85±2）℃下消化1 h，前0.5 h不断用手摇晃、拔掉瓶塞，在水浴里面继续加热至体积减少到少于3 mL.再加入10 mL过氧化氢，在（85±2）℃下再次加热消化1 h，前0.5 h不断用手摇晃，拔掉瓶塞，在蒸汽浴或其他里面加热至体积减少到大约1 mL.剩余物中加入50 mL醋酸铵溶液，在（22±5） ℃振荡提取16 h.离心分离，上清液为可氧化态. 4 残渣态 盐酸、硝酸、高氯酸和
氢氟酸加入盐酸、硝酸、高氯酸和氢氟酸进行消解，电热板上加热至高氯酸浓白烟冒尽，再加1+1HCl，加热至盐类溶解，冷却定容，作为残渣态.
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表 3 尾矿及其建材制品中重金属总量
Table 3. Heavy metal content of tailings and their building materials
样品
Sample单位
Unit重金属 Heavy metal As Cd Cr Mn Pb Zn MoTA mg·kg−1 0.86 0.87 103.85 974.39 15.60 221.89 MoTA-WSM mg·kg−1 3.82 0.71 97.31 876.58 17.56 174.21 MoTB mg·kg−1 230.15 4.93 160.58 1216.87 51.64 1111.91 MoTB-TIM mg·kg−1 152.80 1.50 98.72 515.20 45.76 657.14 AuT mg·kg−1 3016.81 0.46 504.92 533.11 76.69 178.92 AuT-TIM mg·kg−1 76.27 0.07 72.78 56.15 20.53 80.22 中国土壤元素背景值 mg·kg−1 11.2 0.097 61.0 583 26.0 74.2 GB36600-2018
风险筛选值mg·kg−1 20 20 — — 400 — GB36600-2018
风险管制值mg·kg−1 120 47 — — 800 —
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表 4 不同浸出区间重金属浸出量直线的斜率
Table 4. Slopes of the different increments
样品
Sample浸出区间
Increment斜率 Slope, rc As Cd Cr Mn Zn MoTA-WSM 2—7 0.14 0.24 0.24 0.24 0.23 5—8 0.09 0.10 0.19 0.16 0.17 4—7 0.10 0.16 0.21 0.17 0.19 3—6 0.14 0.25 0.24 0.22 0.23 2—5 0.17 0.31 0.27 0.30 0.27 1—4 0.25 0.43 0.37 0.38 0.32 MoTB-TIM 2—7 0.46 0.15 0.18 0.67 0.25 5—8 0.46 0.12 0.18 0.06 0.19 4—7 0.47 0.13 0.17 0.06 0.24 3—6 0.39 0.16 0.18 0.70 0.29 2—5 0.45 0.17 0.18 1.12 0.21 1—4 0.72 0.23 0.22 0.96 0.28 AuT-TIM 2—7 0.17 0.00 0.24 0.23 0.17 5—8 0.13 0.00 0.13 0.29 0.13 4—7 0.16 0.00 0.15 0.22 0.15 3—6 0.17 0.00 0.22 0.18 0.18 2—5 0.18 0.00 0.31 0.25 0.19 1—4 0.25 0.00 0.43 0.25 0.20
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表 5 重金属浸出模型及30年浸出量和浸出率预测
Table 5. Model of heavy metals releasing and prediction of cumulative release amount and rate of 30 years
样品
Sample重金属
Heavy metal模型
Model表达式
EquationR2 浸出量/(mg·kg−1)
Cumulative release
amount浸出率/%
Cumulative
release rateMoTA-WSM As Elovich方程 Q=0.10416lnt+0.5352 0.9854 1.5040 39.381 Cd 二级动力学方程 t/Q=7.98051t+12.7816 0.9814 0.1253 17.593 Cr Elovich方程 Q=0.0234lnt+0.06283 0.9968 0.2805 0.288 Mn Elovich方程 Q=0.16555lnt+0.4752 0.9968 2.0150 0.230 Zn Elovich方程 Q=0.05869lnt+0.1769 0.9959 0.7228 0.415 MoTB-TIM As 双常数速率方程 lnQ=0.45395lnt-5.12268 0.9938 0.4064 0.266 Cd Elovich方程 Q=0.00397lnt+0.01905 0.9983 0.0560 3.732 Cr 双常数速率方程 lnQ=0.18677lnt+0.50579 0.9967 9.4211 9.545 Mn 二级动力学方程 t/Q=13.67437t+49.71919 0.8660 0.0731 0.014 Zn Elovich方程 Q=0.04633lnt+0.13194 0.9601 0.5629 0.086 AuT-
TIMAs Elovich方程 Q=0.00822lnt+0.03548 0.9920 0.1119 0.147 Cd 二级动力学方程 t/Q=2634.3399t+4185.8861 0.7439 0.0004 0.554 Cr Elovich方程 Q=0.00959lnt+0.02764 0.9878 0.1168 0.161 Mn 双常数速率方程 lnQ=0.25406lnt-2.70773 0.9848 0.7084 1.262 Zn Elovich方程 Q=0.1175lnt+0.6461 0.9961 1.7393 2.168
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