-
我国西南地区矿产资源丰富，频繁的矿业活动造成尾砂的大量堆存，由此引发的环境问题也十分突出[1 − 3]. 牛角塘铅锌矿区作为我国黔南地区重要的铅锌矿床产出区[4]，岩溶地貌十分发育[5 − 7]，矿石开采过程中产生过量堆存的尾砂，在大气沉降、地表径流、地下水渗流等途径作用下，大量重金属淋溶液与矿区环境接触，导致尾砂中的重金属容易活化释放进入环境中[8 − 10]，对区域水、土壤及大气环境造成了严重污染，甚至还会通过食物链对人类的身体健康产生危害[11 − 13].
目前，针对西南喀斯特铅锌矿区重金属的污染问题，学者们已经做了大量的研究工作[14 − 18]，Lin [19]和游家贵[20]等对黔南牛角塘地区矿床成因及Cd富集机制进行分析，结果表明该区域为富含镉的大型矿床，矿床中的镉、锌等金属主要来源于早寒武世清徐洞组和武训组碳酸盐建造. Chen[21]、周艳[22]、马宏宏[23]等研究了西南某铅锌矿区周边农田土壤、作物中重金属的分布与来源，结果表明，土壤中As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和 Zn含量均显著高于贵州省表层土壤元素背景值，在空间分布上极不均匀，受到强烈的铅锌矿冶炼等人为扰动，污染十分严重. Qin[6]指出，与非岩溶地区相比，岩溶地区生态环境脆弱，利于重金属在环境内的迁移转化. 当前针对矿区重金属污染研究主要包括矿区成矿机制，对周边农田、土壤、植物影响等研究，对尾砂重金属赋存特性及在岩溶地质背景下以尾砂堆场-矿区环境为整体的系统性的污染特性研究较少.
本文选择黔南牛角塘铅锌尾矿区开展重金属污染相关调查，采集10个尾矿点尾砂样品进行重金属总量及赋存形态分析，探讨尾砂堆场-矿区环境系统中重金属富集的赋存特性及主要控制因素，评估铅锌尾矿库尾砂堆积引发的环境污染程度及其潜在生态风险，以期为岩溶地区同类型尾矿库重金属污染调查、风险评估和生态修复提供有价值的支持.
-
黔南牛角塘铅锌尾矿区位于都匀市东部（东经107°38′54′′—107°43′17′′，北纬26°13′28′′— 26°17′16′′ ）（图1），主要分布在都匀市经济开发区坝固镇一带，面积为84 km2，属喀斯特地貌，亚热带季风湿润气候，海拔在800—
1200 m之间，雨热同季，年平均气温16.1 ℃，年平均降雨量1300 —1400 mm，耕地类型以旱地为主，大宗农作物为玉米；研究区内存在菜园河和清水河两条河流，堆场的尾矿量约在6.0—54.5万 t，主要矿石矿物为闪锌矿和方铅矿，其次为黄铁矿；脉石矿物主要为白云石，次为黄铁矿、方解石、石英等[3,20].为了分析黔南牛角塘铅锌尾矿区重金属污染情况，在区内以矿床成因、矿石选冶方式、地质地貌及尾砂处理方式类似的1—10号同类型铅锌尾矿库开展尾砂采集工作. 采用5点法采集0—30 cm层尾砂作为尾砂代表样，于自封袋中分类编号、密封保存，样品在通风的室内原状风干，剔除杂物后按照测试指标的需要，分别研磨并过10目（孔径1.70 mm）与200目（孔径0.074 mm）尼龙筛后用自封袋封存备用.
-
尾砂pH采用精密酸度仪（pHS—3c）测定（水土为1:2.5 g·L−1），采用改进 BCR（European Community Bureau of Reference）法对尾砂样品中的重金属弱酸提取态（F1）、可还原态（F2）、可氧化态（F3）、残渣态（F4）进行形态分析[24]. 采用 ICP—MS（型号iCAP Qc）测定提取液和消解液中 Zn、Cr、Cd、Sb、Pb、As等重金属含量；其中弱酸提取态（F1）采用40.00 mL 0.11 mol·L−1 CH3COOH 提取；可还原态（F2）采用 40.00 mL 0.50 mol·L−1 NH2OH·HCl 提取；可氧化态（F3）先用10.00 mL 8.80 mol·L−1的 NH2OH·HCl 消解后，再用50.00 mL 1.00 mol·L−1的 CH3COONH4 提取；残渣态（F4）采用 HCl—HClO4—HNO3—HF消解；采用原子吸收光谱法（AAS）测定尾砂样品中Zn、Pb、Cd、Cu等重金属含量，检出限均为0.01 mg·mL−1.
试验与样品分析工作均于贵州大学资源与环境工程学院矿山环境污染过程与控制重点实验室进行，分析过程中采用试剂空白、10%平行土样和国家土壤样品标准（GSS—4）进行质量控制. 实验用水为超纯水，试剂纯度为优级纯以上.
-
内梅罗指数（ Nemero）作为兼顾极值或称突出最大值的计权型多因子环境质量指数，能全面反映各污染物对环境污染的不同程度，同时又突出高浓度污染物环境质量的影响，可反映多种污染物的综合污染水平[25 − 26]. 计算公式为（1）、（2） 所示:
式中，
$ {P}_{\mathfrak{i}} $ 为尾砂中重金属的单因子指数值，$ {P}_{\mathrm{综}} $ 为 Nemero 综合污染指数；$ {C}_{\mathfrak{i}} $ 为尾砂重金属的实测含量（mg·kg−1）；$ {S}_{\mathfrak{i}} $ 为尾砂重金属的参比值（贵州省土壤元素背景值[27]）；$ P\mathrm{_{imax}} $ 为单项重金属污染指数的最大值；$ P_{\mathrm{ave}} $ 为单因子指数平均值. 单因子污染指数和内梅罗污染指数评价标准见表1. -
潜在生态风险指数法（RI）是Hakanson[28]提出的基于环境沉积学理论提出的一种生态风险评价方法，在参照重金属的含量的同时，进一步考虑重金属的生态环境效应和毒理学效应等多元素的协同作用，更好地反映大区域范围内重金属的毒性水平和环境影响潜力[29 − 30]. 计算公式为（3）所示：
式中，RI为综合潜在生态风险指数，
$ E_i $ —重金属$ i $ 的潜在生态危害系数.$ {C}_{\mathrm{s}}^{i} $ —测得重金属$ i $ 含量；$ {C}_{n}^{i} $ —重金属$ i $ 参考比值（贵州省土壤元素背景值[27]）；$ T_i $ —重金属$ i $ 的毒性系数，反映该重金属毒性水平[31]；重金属参比值、生物毒性系数及污染指数等级划分标准见表2和表3. -
风险评估指数法（RAC）目前广泛应用于评价重金属的生物有效组分的污染程度，其定义为重金属弱酸提取态的质量分数[32]，计算公式为（4）所示：
式中，
$ {A}_{i} $ 为重金属弱酸提取态（F1）浓度（mg·kg−1），$ {T}_{i} $ 表示为重金属总量浓度（mg·kg−1）.相较于RAC，次生相原生相分布比值法（RSP）进一步评价重金属的生物有效性和潜在生物有效组分的污染程度，根据活动性的差异可将不同形态重金属分为原生相及次生相，通过原生相和次生相的分配比例反映污染程度[33]. 计算公式为（5）所示：
式中，RSP 为次生相与原生相之比；
$ {M}_{\mathrm{s}\mathrm{e}\mathrm{c}} $ 为次生相（mg·kg−1），为尾砂中除残渣态以外各形态重金属之和（F1+F2+F3）；$ {M}_{\mathrm{p}\mathrm{r}\mathrm{i}\mathrm{m}} $ 为原生相（mg·kg−1），即残渣态（F4）重金属. RAC与RSP指数等级划分标准见表4. -
本文采用ArcGIS 10.5绘制研究区采样分布示意图，采用Excel 2010、SPSS 25.0对尾砂重金属进行描述性统计分析，采用Origin2018软件进行图件绘制.
-
以尾砂重金属含量和平均值、变异系数、结合贵州省土壤背景值与都匀地区土壤背景值对研究区1—10号尾矿库特征重金属Zn、Cr、Cd、Sb、Pb、As、Co、Cu及pH值进行描述性统计分析. 结果如表5所示，尾砂pH范围在7.25—8.62之间，平均值为8.07，整体呈中性偏弱碱性. 尾砂重金属平均含量从高到低依次为Zn>Cr>Cu>Co>Pb>Cd>As>Sb，其中Cd、Zn、和Cr平均含量依次为58.09、
4640 、2747 mg·kg−1，是贵州省土壤元素背景值的88.15、46.63、28.64倍，都匀土壤背景值的18.38、5.46、28.70倍. 牛角塘矿区矿床属于富镉铅锌矿，原矿石中Zn含量极高，而Cd和Cr以类质同象伴生于方铅矿、闪锌矿中，在尾砂浮选环节大量堆存于尾矿库周边[34]. Cd在1—10号全部点位存在显著高值，Zn在70%点位存在显著高值，Cr在50%点位存在显著高值，1—10号铅锌矿区已停工多年，长期堆存于矿区的尾砂暴露于空气中，粒径小、比表面积大利于尾砂中重金属的释放，结构疏松的尾砂受风力作用的影响，极易形成扬尘向周边环境迁移，以风化、雨水冲刷等形式进入河流，并在矿区土壤环境中大量富集重金属[35]. 变异系数是统计数波动特征的参数，变异系数越大，表明环境受人为活动影响越明显，变异系数小于10%为弱变异，在10%—30%之间为中等变异，大于30%为强变异[36]. 重金属变异系数由大到小依次为Sb、Co、Cr、Pb、Zn、Cu、Cd、As，Sb变异系数达到134.3%，在1号点位出现异常高值，结合研究区地质勘探得知，1号点位采矿原石来自于独江、榕江、丹寨一带的锑矿，大量原地堆积的废矿石和尾砂导致了As、Sb的高含量[34]. 除Sb外，Co、Cr、Pb、Zn、Cu、Cd元素属于强变异，在研究区分布较分散，不同尾矿样点间的含量存在较大差异，分布有明显的空间异质性，表明研究区内采矿活动频繁，且尾砂缺乏系统的放置与管理，对后续尾砂污染防治造成影响；As变异系数为27.4%，属于中等变异，由此可猜测研究区内重金属元素含量以广分布、突出极值形式存在，开展矿业活动极大程度上影响研究区及周边环境中重金属的分布. -
化学形态影响着重金属在环境中的生物有效性，在很大程度上决定着其在环境中的迁移能力，重金属有效态（F1+F2+F3）易受环境变化和人为活动影响，有效态在重金属赋存形态中占比的升高会引发进一步的环境污染；重金属残渣态（F4）主要存在于原生和次生矿物晶格中，多受地质活动和自然环境变化影响，通常被认为不易对环境造成危害[38 − 39]. 本研究中以 BCR法对研究区典型尾砂重金属Zn、Cr及Cd形态进行分析，结果如图2所示. Zn有效态含量占4种形态总和的44.20%，在4、5、9、10等4处点位有效态含量依次为
3856.15 、3302.59 、1453.27 、1071.04 mg·kg−1，占四种形态总和的比例分别为62%、60%、70%和59%. Cd有效态含量占四种形态总和的50.75%，在4、5、7、8、9等5处点位有效态含量依次为85.31、86.00、93.40、85.95、35.88 mg·kg−1，占4种形态总和的比例为73.77%、61.58%、79.60%、67.85%和66.03%. 与Zn及Cd相比，Cr在1—10号点位有效态含量平均值为54.19 mg·kg−1，占四种形态总和的16.45%. -
浮选的尾矿砂仍属于原生矿物，在环境中的危害受尾砂理化性质、矿区地质地貌特征等多方面因素影响[40 − 41]；前人研究表明，尾砂中的硫铁矿物经氧化作用产生酸性矿山废水（AMD）[42]，在矿石开采中大量产出的白云石（CaMg（CO3）2）在堆存尾砂中占据主导，造成了研究区尾砂pH平均值为8.07，整体呈中性偏弱碱性的环境[43]. 重金属四种赋存形态中，弱酸提取态的生物有效性最高，刘针玲等[44]通过研究不同氧化还原电位对淋洗去除土壤重金属的影响，发现降低土壤的氧化还原电位，能够提升土壤中重金属淋洗去除效果，研究区内典型重金属Cd和Zn的弱酸提取态平均含量为36.53、941.99 mg·kg−1，占有效态总和的48.89%、67.42%，表明尾砂中存在大量被静电吸附在颗粒物表面，可被离子交换释放的重金属元素，在pH值降低或氧化还原电位升高时，可还原态容易被还原为弱酸提取态，可能导致两种重金属的大量释放，从而增加尾砂重金属二次污染的风险；毛海立[45]和张倩等[38]研究表明，矿区内Cd形态分布以有效态为主，金属的离子交换态与 pH 值呈现负相关，土壤中金属总量与元素的残渣态、有机结合态、铁锰氧化态均呈显著正相关关系，碳酸盐态和弱酸提取态与总量的相关性与元素种类有关，矿区土壤中 Cd 污染严重，与本研究结果基本一致.
前人研究表明该区域主要矿石矿物为白云石（CaMg（CO3）2）、闪锌矿和方铅矿，其次为黄铁矿；Zn主要以闪锌矿形式存在矿山环境中，Cd和Cu伴生于闪锌矿中，Pb主要以方铅矿存在于废石中；As常赋存和伴生于方铅矿和黄铁矿中，而Cr与自然风化有关[46]. 牛角塘矿床中的镉、锌等金属主要来源于早寒武世清徐洞组和武训组碳酸盐建造，孙子媛等[47]研究表明，与泥质岩相比，以碳酸盐岩为主的喀斯特矿山环境中重金属元素有更高的释放潜能，在碳酸盐岩矿物（方解石和白云石） 的淋溶与硅酸盐矿物（层状硅酸盐矿物） 的深度风化下，造成环境中Cd、As、Cr超量分布，Cd、Ni、Cr、Cu、Zn 在表生环境中大多以阳离子形态存在，其化合物和络合物的水溶性高，而西南地区的尾矿库矿区域地质特性通常为岩溶构造，特殊的喀斯特地质地貌构造易形成地层断裂、节理、裂隙，岩溶发育存在空间异质性和不均匀性，加之丰沛的地下水活动形成的高水头压力、侵蚀（掏蚀）岩石土体，形成岩溶通道[48 − 49]，使得Cd、Zn 、Cr在环境中表现出较强迁移能力，进一步可能引发尾矿库的不均匀沉降，从而促进重金属尾矿库中含大量重金属淋溶液与矿区环境的接触.
-
內梅罗综合污染指数评价结果如图3所示，尾砂中8种重金属元素单因子污染指数从大到小依次为Cd（88.01）>Zn（46.64）>Cr（28.65）>Cu（6.14）>Pb（4.51）>Co（2.61）>Sb（1.52）>As（1.24），其中Cd、Zn、Cr、Cu在1—10全部的点位处呈现重度污染（
$ {P}_{i} $ > 3）. Pb在1、3、4、5、7、8、9号7处点位呈现重度污染（$ {P}_{\mathrm{综}} $ > 3.0），占全部点位比例为70%，其余点位处于轻度污染（$ {P}_{i} $ ≤ 2）. Co在1、6、7、8号4处点位呈现重度污染（$ {P}_{\mathrm{综}} $ > 3.0），占全部点位比例为40%，其余点位属于安全至轻度污染范围（$ {P}_{i} $ ≤ 2）. Sb在1号点位呈现重度污染（$ {P}_{\mathrm{综}} $ > 3.0），占全部点位比例为10%，其余点位属于安全至轻度污染范围（$ {P}_{i} $ ≤ 2）. As在1—10号全部点位处属于安全至轻度污染范围（$ {P}_{i} $ ≤ 2）. NPI显示综合污染指数范围为16.40—93.82，平均值为64.28，属于重度污染（$ {P}_{\mathrm{综}} $ > 3.0），以1、3、6、7、8、9号6处点位污染严重. 整体而言，尾砂中主要的污染影响因子为Cd、Zn. -
潜在生态风险指数评价结果如图4所示，尾砂中8种重金属元素潜在生态风险指数从大到小依次为Cd（
2640.29 ）>Cr（57.30）>Zn（46.64）>Cu（30.71）>Pb（22.57）>Co（13.07）>As（12.40）>Sb（10.62），其中Cd在1—10号全部点位处对环境呈现极强风险，平均生态风险值达到2640.29 ，是极强风险级（$ E_i $ ≥ 320）的8.25倍. Cr在1、6、7、8号等4处点位处对环境呈现强风险，占全部点位比例为40%，平均生态风险值为57.30，属于中度风险程度（40 ≤$ E_i $ < 80）. Zn在1、6、7、8号的4处点位处对环境风险等级中度风险、占全部点位比例为60%，平均生态风险值为46.64，属于中度风险程度（40 ≤$ E_i $ < 80）. Cu在1号点位、Pb在3号点位、Sb在5号点位处对环境呈现中度风险，占全部点位比例为10%，其余点位处为轻微风险，整体表现为轻微风险（$ E_i $ <40）. As、Co在1—10号所有点位处对环境呈现轻微风险. RI显示综合潜在生态风险指数范围为760—4109 ，平均值为2834 ，属于极强风险（$ \mathrm{R}\mathrm{I} $ ≥600）. 整体而言，尾砂中Cd、Cr、Zn为主要的风险因子，其中Cd属于极强生态风险，Cr、Zn属于中度风险程度，重金属所产生的潜在环境生态风险主要来源于尾砂中Cd的高含量. -
重金属形态的不同使其具有不同的生物有效性和地球化学特性，与传统的针对于重金属总量的风险评价不同，基于重金属形态的RAC与RSP评价能更好的评估环境中重金属潜在迁移转化能力和生物有效性[50]. 重金属风险评估指数法（RAC） 和次生相与原生相分布比值法（RSP） 结果见图5，RAC风险系数由高到低依次为Cd、Zn、Cr，Cd在4、7、8号点位处对环境风险等级为极高风险（ RAC≥50% ）、占全部点位比例为30%；在5、9号点位处对环境风险等级为高风险（31%≤ RAC <50%）、占全部点位的比例为20%，其余点位对环境风险等级为中等风险（11% ≤ RAC <30%）、低风险（1%≤ RAC <10%），占全部点位50%. Zn在4、5、9号点位处对环境风险等级为高风险、占全部点位比例为30%，其余点位对环境风险等级为中等风险（11% ≤ RAC <30%）、低风险（1%≤ RAC <10%），占全部点位70%. Zn 和Cd在4、5、9号点位表现为复合污染，占全部点位比例为30%，风险等级为高风险. 与Cd、Zn相比，Cr在全部的尾砂样点整体表现为对环境无风险和低风险（ RAC<10%）. RSP的评价结果与RAC基本一致，Zn 和Cd在过半的尾砂样点表现为低风险至极高风险，与Zn相比，Cd有显著的单项污染特征，Cr在不同尾砂样点均表现为无污染（ RSP≤1 ）. 整体而言，尾砂中Cd的生物可利用性和潜在生物利用性更强.
-
1）黔南牛角塘铅锌矿尾砂整体呈中性偏弱碱性. 重金属Zn、Cr、Cd、Cu、Co含量超背景值样点比例为100%，Sb和As超背景值点位比例为30%、80%，Pb在所有点位含量均低于背景值. Zn、Cr、和Cd平均含量超出贵州省土壤元素背景值的88.15、46.63、28.64倍，表明矿业活动极大程度影响着矿区环境中重金属的含量与分布.
2）Zn有效态含量占四种形态总和的44.20%，在40%点位处有效态含量占总和半数以上. Cd有效态含量占四种形态总和的50.75%，在50%点位处有效态含量占总和半数以上，在上述尾矿库点位中Zn和Cd可能存在较强的活动性和迁移性；与Zn及Cd相比，Cr以残渣态为主，性质较为稳定.
3）内梅罗综合污染指数与潜在生态风险指数显示，Cd、Zn、Cr、Cu在1—10号尾矿库区全部点位处呈现重度污染风险，Cd是主要环境生态风险影响因子. 风险评估指数法 （RAC）和次生相与原生相分布比值法（RSP）评估结果显示，Cd与Zn在50%点位处呈现严重污染风险，存在Zn和Cd单项和复合污染情况. 尾砂中Cd的生物可利用性和潜在生物可利用性更强，重金属所产生的环境生态风险主要来源于尾砂中Cd的高含量.
岩溶地区典型铅锌尾砂重金属赋存特性及生态风险
Occurrence characteristics and ecological risk assessment of heavy metals in tailing in karst lead—zinc tailing ponds in Guizhou Province
-
摘要: 岩溶发育导致喀斯特生态环境具有脆弱性，矿业开发造成尾砂大量堆存，当前尾砂重金属对岩溶生态系统的影响尚不清晰. 为探讨岩溶地区铅锌矿尾砂重金属分布特征及潜在生态风险. 以黔南牛角塘1—10号铅锌尾矿库作为研究区域采集尾砂样品，对重金属总量和赋存形态进行分析；利用内梅罗污染指数（NPI）、潜在生态风险指数（RI）、风险评估指数 (RAC)、次生相原生相分布比值法（RSP）评价尾砂重金属环境效应，揭示铅锌矿尾砂重金属的污染风险. 结果表明，Cd在1—10号全部点位、Zn在70%点位、Cr在50%点位处存在显著高值，Cd、Zn和Cr含量均值为58.09、
4640 、2747 mg·kg−1，分别是贵州省土壤背景值的88.15、46.63、28.64倍；Cd和Zn有效态含量分别占4种形态总和的50.75%、44.20%，Cr主要以残渣态为主，在尾砂中性质较稳定；NPI与RI评价显示，Cd、Zn、Cr、Cu在1—10号全部点位处呈现严重生态污染风险；RAC与RSP评估显示，Cd与Zn在50%点位处呈现极高风险的环境污染，存在Zn和Cd单项和复合污染情况，Cd的活动性与生物可利用性更强，尾砂重金属所产生的环境生态风险主要来源于Cd的高含量. 本研究为岩溶地区同类型尾矿区重金属污染分析、风险评价及防治提供了基础数据支撑.Abstract: Karst development leads to the fragility of karst ecological environment, and mining development leads to the accumulation of tailings in large quantities. At present, the impact of heavy metals in tailings on karst ecosystem is still unclear. In order to explore the distribution characteristics and potential ecological risks of heavy metals in lead—zinc tailings in karst area. Taking Niujiaotang 1—10 Lead—zinc tailings pond in southern Guizhou as the study area, tailings samples were collected to analyze the total amount and occurrence forms of heavy metals. Nemerow pollution index (NPI), potential ecological risk index (RI), risk assessment index (RAC), secondary primary phase distribution ratio method (RSP) were used to evaluate the environmental effects of heavy metals in tailings, and to reveal the pollution risk of heavy metals in lead—zinc mine tailings. The results showed that Cd, Zn and Cr had significant high values at all 1—10 sites, 70% and 50% sites, and the average contents of Cd, Zn and Cr were 58.09,4640 and2747 mg·kg−1, 88.15, 46.63 and 28.64 times of the background values in Guizhou Province, respectively. The available state content of Cd and Zn accounted for 50.75% and 44.20% of the total of the four forms, respectively. Cr was mainly in the residual state, which was stable in tailings. NPI and RI evaluation showed that Cd, Zn, Cr and Cu presented serious ecological pollution risk at all sites from 1 to 10. RAC and RSP evaluation showed that Cd and Zn presented extremely high risk environmental pollution at the 50% point, and there were single and combined pollution of Zn and Cd. Cd activity and bioavailability were stronger, and the environmental ecological risk caused by heavy metals in tailings mainly came from the high content of Cd. This study provides basic data support for the analysis, risk assessment and prevention of heavy metal pollution in similar tailing mining areas in karst areas.-
Key words:
- lead zinc ore /
- heavy metal /
- occurrence characteristics /
- risk assessment /
- karst.
-
-
图 1 牛角塘铅锌尾矿区采样点位分布及叠加地质图
Figure 1. Sampling site distribution and superimposed geological map of Niujiaotang Lead—Zinc tailings area
图 2 尾砂重金属Zn、Cr及Cd赋存形态堆积图
Figure 2. Deposit map of heavy metals Zn, Cr and Cd in tailings
图 3 尾砂重金属內梅罗综合污染指数评价
Figure 3. Evaluation of comprehensive pollution index of heavy metal Nemerow in tailings
图 4 尾砂重金属潜在生态风险指数评价
Figure 4. Evaluation of potential ecological risk index of heavy metals in tailings
图 5 尾砂重金属RAC及RSP指数评价
Figure 5. Evaluation of RAC and RSP index of heavy metals in tailings
表 1 重金属内梅罗污染指数等级划分标准
Table 1. Classification criteria for heavy metal Nemero pollution index levels
等级
Grade单因子指数
Single factor index污染程度
Pollution degree综合污染指数
Composite pollution index污染程度
Pollution degree1 $ {P}_{\mathfrak{i}} $ 安全 $ {P}_{\mathrm{综}} $ 安全 2 1< $ {P}_{\mathfrak{i}} $ 轻度污染 0.7 < $ {P}_{\mathrm{综}} $ 警戒线 3 2< $ {P}_{\mathfrak{i}} $ 中度污染 1.0 < $ {P}_{\mathrm{综}} $ 轻度污染 4 $ {P}_{\mathfrak{i}} $ 重度污染 2.0 < $ {P}_{\mathrm{综}} $ 中度污染 5 $ {P}_{\mathrm{综}} $ 重度污染 
下载: 导出CSV
表 2 重金属的参比值(
$ {C}_{n}^{i} $ $ T_i $ Table 2. Reference ratio (
$ {C}_{n}^{i} $ $ T_i $ Zn Cr Cd Sb Pb As Cu Co $ {C}_{n}^{i}/ $ 99.5 95.9 0.66 2.24 35.2 20 32 70 $ {T}_{r}^{i} $ 1 2 30 7 5 10 5 5
下载: 导出CSV
表 3 重金属潜在生态风险指数等级划分标准
Table 3. Classification criteria for potential ecological risk index levels of heavy metals
潜在生态危害系数 $ E_i $ 生态风险等级
Ecological risk level总潜在生态危害系数
RI生态风险等级
Ecological risk level$ E_i $ 轻微风险 RI<150 轻微风险 40≤ $ E_i $ 中度风险 150≤RI<300 中度风险 80≤ $ E_i $ 强风险 300≤RI<600 强风险 160≤ $ E_i $ 很强风险 RI≥600 极强风险 $ E_i $ 极强风险
下载: 导出CSV
表 4 RAC与RSP指数等级划分标准
Table 4. RAC and RSP index classificction standards
风险评估指数
RAC value环境生态风险程度
Environmental ecological risk degree次生相原生相分布比值
RSP value环境生态污染程度
Environmental ecological pollution degreeRAC <1% 无风险 RSP≤1 无污染 1%≤ RAC <10% 低风险 1< RSP≤2 轻度污染 10% ≤ RAC <30% 中等风险 2< RSP≤3 中度污染 30%≤ RAC <50% 高风险 RSP >3 重度污染 RAC ≥50% 极高风险
下载: 导出CSV
表 5 研究区尾砂重金属种类及含量分布特征
Table 5. The types and content distribution characteristics of heavy metals in tailings in the study area
采样点
Sampling siteω/（mg·kg−1） pH Zn Cr Cd Sb Pb As Cu Co DY1 5686.51 4757.94 49.72 17.02 260.08 24.68 125.40 320.56 8.09 DY2 2152.45 1027.92 14.19 2.81 86.75 17.43 235.17 70.42 7.84 DY3 4269.45 1259.96 48.80 1.71 286.94 35.86 130.96 80.76 7.78 DY4 6254.27 1214.04 77.84 2.05 179.51 31.73 229.52 86.41 7.25 DY5 5470.02 1183.37 69.25 1.66 200.93 30.64 346.03 85.26 7.62 DY6 5678.03 4435.61 55.37 1.31 59.77 15.00 214.84 301.48 8.36 DY7 7225.43 4512.52 84.82 2.34 116.42 19.54 203.08 306.47 8.42 DY8 5764.71 4709.80 72.12 1.57 175.73 31.61 162.15 314.67 8.17 DY9 2078.06 3105.63 59.69 1.32 126.02 21.36 218.47 183.46 8.53 DY10 1826.47 1268.05 49.07 2.19 96.82 20.15 99.68 80.08 8.62 平均值（Mean） 4640.54 2747.48 58.09 3.40 158.90 24.80 196.53 182.96 8.07 变异系数（%）
（Coefficient of variation）39.90 58.8 32.7 134.3 44.9 27.4 34.4 62.62 5.5 贵州土壤背景值[27]
（Soil background values in Guizhou）99.50 95.90 0.66 2.24 35.20 20.00 32.00 72.00 / 都匀土壤背景值[37]
（Soil background values in Duyun）850.52 95.73 3.16 4.03 302.19 88.72 46.88 13.32 /
下载: 导出CSV
-
[1] 张健琳, 瞿明凯, 陈剑, 等. 中国西南地区金属矿开采对矿区土壤重金属影响的Meta分析[J]. 环境科学, 2021, 42(9): 4414-4421. ZHANG J L, QU M K, CHEN J, et al. Meta-analysis of the effects of metal mining on soil heavy metal concentrations in southwest China[J]. Environmental Science, 2021, 42(9): 4414-4421 (in Chinese).
[2] 谷团. 牛角塘伴生型镉矿床特殊的成矿环境[J]. 吉林大学学报(地球科学版), 2017, 47(2): 464-476. GU T. Preliminary study on special mineralization environments of Niujiaotang cadmium ore deposit[J]. Journal of Jilin University (Earth Science Edition), 2017, 47(2): 464-476 (in Chinese).
[3] 张建, 魏怀瑞, 杨瑞东, 等. 贵州都匀牛角塘铅锌矿区选矿尾矿中重金属元素分布特征研究[J]. 有色金属工程, 2018, 8(1): 122-127. doi: 10.3969/j.issn.2095-1744.2018.01.024 ZHANG J, WEI H R, YANG R D, et al. Study on distribution characteristics of heavy metals in tailings from Niujiaotang lead-zinc mine area, Duyun city, Guizhou Province[J]. Nonferrous Metals Engineering, 2018, 8(1): 122-127 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.2095-1744.2018.01.024
[4] 杨兴玉, 安琦. 黔南铅锌矿差异性特征对比[C]//第八届全国成矿理论与找矿方法学术讨论会论文摘要文集. 南昌, 2017: 863. YANG X Y, AN Q. Comparison of differences of lead—zinc deposits in Southern Guizhou[C]. Acta Mineralogica Sinica: abstract collection of papers of the 8th national symposium on metallogenic theory and prospecting method, 2017: 863(in Chinese).
[5] 阮玉龙, 李向东, 黎廷宇, 等. 喀斯特地区农田土壤重金属污染及其对人体健康的危害[J]. 地球与环境, 2015, 43(1): 92-97. RUAN Y L, LI X D, LI T Y, et al. Heavy metal pollution in agricultural soils of the Karst areas and its harm to human health[J]. Earth and Environment, 2015, 43(1): 92-97 (in Chinese).
[6] QIN W J, HAN D M, SONG X F, et al. Effects of an abandoned Pb-Zn Mine on a karstic groundwater reservoir[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2019, 200: 221-233. doi: 10.1016/j.gexplo.2018.09.007 [7] REN K, ZENG J, LIANG J P, et al. Impacts of acid mine drainage on Karst aquifers: Evidence from hydrogeochemistry, stable sulfur and oxygen isotopes[J]. Science of the Total Environment, 2021, 761: 143223. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.143223 [8] 肖涵, 韩志伟, 熊佳, 等. 贵州晴隆锑矿尾砂中锑和砷的生物有效性及生态风险评价[J]. 环境工程, 2022, 40(5): 123-132. XIAO H, HAN Z W, XIONG J, et al. Bioavailability and ecological risk assessment of sb and as in tailings of Qinglong antimony mine in Guizhou[J]. Environmental Engineering, 2022, 40(5): 123-132 (in Chinese).
[9] WANG P, SUN Z H, HU Y A, et al. Leaching of heavy metals from abandoned mine tailings brought by precipitation and the associated environmental impact[J]. Science of the Total Environment, 2019, 695: 133893. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.133893 [10] JIANG L, SUN H J, PENG T J, et al. Comprehensive evaluation of environmental availability, pollution level and leaching heavy metals behavior in non-ferrous metal tailings[J]. Journal of Environmental Management, 2021, 290: 112639. doi: 10.1016/j.jenvman.2021.112639 [11] DUAN Z B, LUO Y, WU Y G, et al. Heavy metals accumulation and risk assessment in a soil-maize (Zea mays L. ) system around a zinc-smelting area in southwest China[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2021, 43(12): 4875-4889. doi: 10.1007/s10653-021-01003-z [12] JIANG F, REN B Z, HURSTHOUSE A, et al. Distribution, source identification, and ecological-health risks of potentially toxic elements (PTEs) in soil of thallium mine area (southwestern Guizhou, China)[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(16): 16556-16567. doi: 10.1007/s11356-019-04997-3 [13] 邓海, 王锐, 严明书, 等. 矿区周边农田土壤重金属污染风险评价[J]. 环境化学, 2021, 40(4): 1127-1137. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020071601 DENG H, WANG R, YAN M S, et al. Risk assessment of heavy metal pollution in farmland soil around mining area[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(4): 1127-1137 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020071601
[14] YU G, CHEN F, ZHANG H L, et al. Pollution and health risk assessment of heavy metals in soils of Guizhou, China[J]. Ecosystem Health and Sustainability, 2021, 7(1): 1859948. doi: 10.1080/20964129.2020.1859948 [15] ZHOU Y T, WANG L L, XIAO T F, et al. Legacy of multiple heavy metal(loid)s contamination and ecological risks in farmland soils from a historical artisanal zinc smelting area[J]. Science of the Total Environment, 2020, 720: 137541. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.137541 [16] LUO G F, HAN Z W, XIONG J, et al. Heavy metal pollution and ecological risk assessment of tailings in the Qinglong Dachang antimony mine, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2021, 28(25): 33491-33504. doi: 10.1007/s11356-021-12987-7 [17] CHEN J, ZHANG J L, QU M K, et al. Pollution characteristics and risk assessment of soil heavy metals in the areas affected by the mining of metal-bearing minerals in southwest China[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2021, 107(6): 1070-1079. doi: 10.1007/s00128-021-03378-2 [18] WU B H, PENG H, SHENG M P, et al. Evaluation of phytoremediation potential of native dominant plants and spatial distribution of heavy metals in abandoned mining area in Southwest China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 220: 112368. doi: 10.1016/j.ecoenv.2021.112368 [19] YE L, COOK N J, LIU T G, et al. The Niujiaotang Cd-rich zinc deposit, Duyun, Guizhou Province, southwest China: Ore genesis and mechanisms of cadmium concentration[J]. Mineralium Deposita, 2012, 47(6): 683-700. doi: 10.1007/s00126-011-0386-z [20] 游家贵. 黔南牛角塘铅锌矿床地质特征及找矿预测[D]. 北京: 中国地质大学(北京), 2019. YOU J G. Geological characteristics and prospecting prediction of Niujiaotang lead-zinc deposit, southern Guizhou[D]. Beijing: China University of Geosciences, 2019 (in Chinese).
[21] CHEN F, WANG Q, MENG F L, et al. Effects of long-term zinc smelting activities on the distribution and health risk of heavy metals in agricultural soils of Guizhou Province, China[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2020,45(3): 1-16. [22] 周艳, 陈樯, 邓绍坡, 等. 西南某铅锌矿区农田土壤重金属空间主成分分析及生态风险评价[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2884-2892. ZHOU Y, CHEN Q, DENG S P, et al. Principal component analysis and ecological risk assessment of heavy metals in farmland soils around a Pb-Zn Mine in southwestern China[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2884-2892 (in Chinese).
[23] 马宏宏, 张利, 郭飞, 等. 贵州铅锌矿区土壤和作物重金属生态风险与迁移特征[J]. 环境科学, 2023, 44(5): 2856-2867. MA H H, ZHANG L, GUO F, et al. Ecological risk and migration patterns of heavy metals in soil and crops in the lead-zinc mining area in Guizhou, China[J]. Environmental Science, 2023, 44(5): 2856-2867 (in Chinese).
[24] 魏洪斌, 罗明, 向垒, 等. 矿业废弃地重金属形态分布特征与迁移转化影响机制分析[J]. 环境科学,2023, 44(6): 3573-3584. WEI H B, LUO M , XIANG L, et al. Analysis on the distribution characteristics and influence mechanism of migration and transformation of heavy metals in mining wasteland[J]. Environmental Science, 2023, 44(6): 3573-3584(in Chinese).
[25] 吴科堰, 范成五, 刘桂华, 等. 黔西南某农用地土壤重金属风险评估与来源解析[J]. 西南农业学报, 2021, 34(8): 1721-1727. WU K Y, FAN C W, LIU G H, et al. Risk assessment and source analysis of heavy metals in soil on a farm land in southwest Guizhou Province[J]. Southwest China Journal of Agricultural Sciences, 2021, 34(8): 1721-1727 (in Chinese).
[26] 陈丹丹, 谭璐, 聂紫萌, 等. 湖南典型金属冶炼与采选行业企业周边土壤重金属污染评价及源解析[J]. 环境化学, 2021, 40(9): 2667-2679. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021010901 CHEN D D, TAN L, NIE Z M, et al. Evaluation and source analysis of heavy metal pollution in the soil around typical metal smelting and mining enterprises in Hunan Province[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(9): 2667-2679 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021010901
[27] 田雨桐. 铅锌尾矿集中区周边土壤-作物系统重金属污染特征和环境风险评估[D]. 贵阳: 贵州大学, 2022. TIAN Y T. Pollution characteristics and environmental risk assessment of heavy metals in soil-crop system around lead-zinc tailings concentration area[D]. Guiyang: Guizhou University, 2022 (in Chinese).
[28] HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control. a sedimentological approach[J]. Water Research, 1980, 14(8): 975-1001. doi: 10.1016/0043-1354(80)90143-8 [29] 张富贵, 彭敏, 贺灵, 等. 贵州省典型铅锌矿区潜在有毒元素(PTEs)物源甄别、生态风险评价及控制因素[J]. 环境科学, 2022, 43(4): 2081-2093. ZHANG F G, PENG M, HE L, et al. Sources identification, ecological risk assessment, and controlling factors of potentially toxic elements in typical lead-zinc mine area, Guizhou Province, southwest China[J]. Environmental Science, 2022, 43(4): 2081-2093 (in Chinese).
[30] KUMAR V, PANDITA S, SETIA R. A meta-analysis of potential ecological risk evaluation of heavy metals in sediments and soils[J]. Gondwana Research, 2022, 103: 487-501. doi: 10.1016/j.gr.2021.10.028 [31] 梁雅雅, 易筱筠, 党志, 等. 铅锌尾矿库对周围环境重金属污染风险评价指标的建立及方法[J]. 生态学杂志, 2018, 37(6): 1772-1780. LIANG Y Y, YI X Y, DANG Z, et al. Methods and indices for risk assessment of heavy metal pollution surrounding Pb-Zn tailing ponds[J]. Chinese Journal of Ecology, 2018, 37(6): 1772-1780 (in Chinese).
[32] 王庆鹤, 孙若楠, 蔡深文, 等. 某锰矿区土壤剖面重金属形态迁移转化特征及生态风险评价[J]. 有色金属(冶炼部分), 2022(5): 102-110. WANG Q H, SUN R N, CAI S W, et al. Speciation transformation and ecological risk assessment of heavy metals in soil profile of a manganese ore area[J]. Nonferrous Metals (Extractive Metallurgy), 2022(5): 102-110 (in Chinese).
[33] 唐世琪, 刘秀金, 杨柯, 等. 典型碳酸盐岩区耕地土壤剖面重金属形态迁移转化特征及生态风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(8): 3913-3923. TANG S Q, LIU X J, YANG K, et al. Migration, transformation characteristics, and ecological risk evaluation of heavy metal fractions in cultivated soil profiles in a typical carbonate-covered area[J]. Environmental Science, 2021, 42(8): 3913-3923 (in Chinese).
[34] 潘自平, 叶霖, 钟宏, 等. 富镉铅锌矿床开采过程中水质污染特征: 以贵州都匀牛角塘富镉锌矿床为例[J]. 矿物学报, 2008, 28(4): 401-406. doi: 10.3321/j.issn:1000-4734.2008.04.011 PAN Z P, YE L, ZHONG H, et al. The pollution characteristics of water during mining in cadmium-rich pb-zn ore area as exemplifed by the Niujiaotang cd-rich znic deposit, Duyun, Guizhou Province[J]. Acta Mineralogica Sinica, 2008, 28(4): 401-406 (in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:1000-4734.2008.04.011
[35] YIN M L, TSANG D C W, SUN J, et al. Critical insight and indication on particle size effects towards uranium release from uranium mill tailings: Geochemical and mineralogical aspects[J]. Chemosphere, 2020, 250: 126315. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.126315 [36] 冯新斌, 曹晓斌, 付学吾, 等. 环境地球化学研究近十年若干新进展[J]. 矿物岩石地球化学通报, 2021, 40(2): 253-289,516. FENG X B, CAO X B, FU X W, et al. Some progresses in environmental geochemistry study in China in the past decade[J]. Bulletin of Mineralogy, Petrology and Geochemistry, 2021, 40(2): 253-289,516 (in Chinese).
[37] 肖涵. 铅锌尾矿库尾砂重金属赋存特征及稳定化研究[D]. 贵阳: 贵州大学, 2022. XIAO H. Occurrence characteristics and stabilization of heavy metals in tailings of lead—zinc tailings pond[D]. Guiyang: Guizhou University, 2022.
[38] 张倩, 韩贵琳. 贵州普定喀斯特关键带土壤重金属形态特征及风险评价[J]. 环境科学, 2022, 43(6): 3269-3277. ZHANG Q, HAN G L. Speciation characteristics and risk assessment of soil heavy metals from Puding Karst critical zone, Guizhou Province[J]. Environmental Science, 2022, 43(6): 3269-3277 (in Chinese).
[39] 宫健, 何连生, 李强, 等. 典型石油场地周边土壤重金属形态特征及源解析[J]. 环境科学, 2022, 43(12): 5710-5717. GONG J, HE L S, LI Q, et al. Species distribution and source analysis of heavy metals in surrounding soil around typical petroleum sites[J]. Environmental Science, 2022, 43(12): 5710-5717 (in Chinese).
[40] 杨秀敏, 任广萌, 李立新, 等. 土壤pH值对重金属形态的影响及其相关性研究[J]. 中国矿业, 2017, 26(6): 79-83. YANG X M, REN G M, LI L X, et al. Effect of pH value on heavy metals form of soil and their relationship[J]. China Mining Magazine, 2017, 26(6): 79-83 (in Chinese).
[41] 柴小平, 母清林, 佘运勇, 等. 舟山渔场潮间带沉积物重金属形态分布特征及生态风险分析[J]. 环境污染与防治, 2022, 44(8): 1054-1060,1067. CHAI X P, MU Q L, SHE Y Y, et al. Speciation distribution and ecological risk of heavy metals in the intertidal sediments of Zhoushan Fishing Ground[J]. Environmental Pollution & Control, 2022, 44(8): 1054-1060,1067 (in Chinese).
[42] FANG L, ZHOU A G, LI X Q, et al. Response of antimony and arsenic in Karst aquifers and groundwater geochemistry to the influence of mine activities at the world’s largest antimony mine, central China[J]. Journal of Hydrology, 2021, 603: 127131. doi: 10.1016/j.jhydrol.2021.127131 [43] 罗广飞. 锑矿尾砂典型重金属的释放特征及稳定化试验研究[D]. 贵阳: 贵州大学, 2021. LUO G F. Experimental study on releasing characteristics and stabilization of typical heavy metals in antimony tailings[D]. Guiyang: Guizhou University, 2021 (in Chinese).
[44] 刘针铃, 李取生, 李慧, 等. 氧化还原电位交替变化-淋洗去除滩涂中重金属[J]. 环境科学与技术, 2014, 37(3): 194-199. LIU Z L, LI Q S, LI H, et al. Alternation of oxidation reduction potential-removed heavy metals from reclaimed farmland by leaching[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 37(3): 194-199 (in Chinese).
[45] 毛海立, 龙成梅, 杨艳, 等. 贵州牛角塘矿区土壤重金属形态分布特征研究[J]. 环境科学与技术, 2014, 37(增刊2): 15-19. MAO H L, LONG C M, YANG Y, et al. Speciation and distribution characteristics of heavy metals in soil of Guizhou Niujiaotang lead-zinc mining area[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 37(Sup 2): 15-19 (in Chinese).
[46] 吴志华, 齐宇彤, 张晓平, 等. 水口山某废石场重金属垂向分布特征及浸出毒性[J]. 环境科学学报, 2021, 41(9): 3815-3824. WU Z H, QI Y T, ZHANG X P, et al. The vertical distribution characteristics and leaching toxicity of heavy metals in the mine waste dump of Shuikou Mountain[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2021, 41(9): 3815-3824 (in Chinese).
[47] 孙子媛, 文雪峰, 吴攀, 等. 喀斯特地区典型风化剖面重金属超标程度及元素迁移特征研究[J]. 地球与环境, 2019, 47(1): 50-56. doi: 10.14050/j.cnki.1672-9250.2019.47.011 SUN Z Y, WEN X F, WU P, et al. Excessive degrees and migration characteristics of heavy metals in typical weathering profiles in Karst areas[J]. Earth and Environment, 2019, 47(1): 50-56 (in Chinese). doi: 10.14050/j.cnki.1672-9250.2019.47.011
[48] 余飞, 张永文, 严明书, 等. 重庆汞矿区耕地土壤和农作物重金属污染状况及健康风险评价[J]. 环境化学, 2022, 41(2): 536-548. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020101302 YU F, ZHANG Y W, YAN M S, et al. Heavy metal pollution and human health risks assessment of soil and crops near the mercury ore in Chongqing[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(2): 536-548 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2020101302
[49] HU J, ZHU C B, LONG Y C, et al. Interaction analysis of hydrochemical factors and dissolved heavy metals in the Karst Caohai Wetland based on PHREEQC, cooccurrence network and redundancy analyses[J]. Science of the Total Environment, 2021, 770: 145361. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.145361 [50] 冯艳红, 郑丽萍, 应蓉蓉, 等. 黔西北炼锌矿区土壤重金属形态分析及风险评价[J]. 生态与农村环境学报, 2017, 33(2): 142-149. FENG Y H, ZHENG L P, YING R R, et al. Forms of heavy metals in soils of zinc mining area in northwestern Guizhou Province and their environmental risks[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2017, 33(2): 142-149 (in Chinese).
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 2028
- HTML全文浏览数: 2028
- PDF下载数: 85
- 施引文献: 0
