鉛鋅冶煉廠冶煉渣淋溶釋放的鉛在紅壤中垂直遷移特征*

郭佳雯 廖 敏# 謝曉梅 張宇豪 徐 娜 何舒婧 梁雨琦

(1.浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，浙江省農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境重點實驗室，浙江 杭州 310058；2.國家級環(huán)境與資源實驗教學(xué)示范中心(浙江大學(xué))，浙江 杭州 310058)

金屬礦產(chǎn)資源的開發(fā)利用雖然在社會發(fā)展中起著重要作用，但在開采與冶煉過程中，由于設(shè)備或工藝落后、管理不當(dāng)?shù)仍?，可能會造成一系列環(huán)境污染問題，尤其是冶煉渣、采選尾礦渣的不當(dāng)堆積可能對采礦冶煉廠周圍土壤或水環(huán)境帶來較為嚴(yán)重的污染[1]，進(jìn)而影響區(qū)域居民的身體健康和社會的可持續(xù)發(fā)展[2-3]。以湖南為代表的廣大紅壤地區(qū)是我國重要的有色金屬基地，分布著大量的有色金屬采選和冶煉廠，周邊存在大量的冶煉渣、采選尾礦渣堆放場地[4]160-161。紅壤是我國重要的土壤資源，屬中度脫硅富鋁化的鐵鋁土，廣泛分布于我國亞熱帶濕潤地區(qū)，該地區(qū)為我國重要的糧食產(chǎn)區(qū)，雨水資源豐富，淋溶作用強(qiáng)[5]。對于紅壤地區(qū)冶煉渣、采選尾礦渣堆放場地而言，由于重金屬污染源穩(wěn)定存在和持續(xù)供給，強(qiáng)淋溶作用所釋放的重金屬將源源不斷進(jìn)入堆放場地土壤，向著更深更廣的范圍遷移，威脅到堆放場地周邊土壤及地下水的質(zhì)量安全，因此揭示上述淋溶釋放的重金屬在土壤中的遷移規(guī)律關(guān)系到紅壤地區(qū)冶煉渣、采選尾礦渣堆放場地重金屬污染的風(fēng)險評價和管控。

基于場地重金屬及其他污染物在土壤中遷移規(guī)律在場地污染風(fēng)險評價與精準(zhǔn)管控中的重要意義，越來越多的學(xué)者關(guān)注場地重金屬在土壤中的遷移規(guī)律的研究，特別是如何實現(xiàn)對場地重金屬在土壤中的遷移的定量模擬[6-8]，這是直觀呈現(xiàn)重金屬在土壤中的遷移及預(yù)測其在土壤中長遠(yuǎn)風(fēng)險的重要基礎(chǔ)。已有研究表明，合理的數(shù)值模擬模型可以較好地對場地有機(jī)或重金屬污染物在場地土壤中的遷移過程進(jìn)行定量描述和預(yù)測[9]，其中基于溶質(zhì)運移的模型表現(xiàn)出較好的模擬精度，主要數(shù)值模擬模型包括地下水模擬軟件MODFLOW、水流和溶質(zhì)運移軟件HYDRUS、多物理場仿真軟件COMSOL等。HUANG等[10]利用有限體積法推導(dǎo)出多孔介質(zhì)的溶質(zhì)運輸離散方程，并有效地應(yīng)用于裂隙巖體中溶質(zhì)運輸?shù)哪M；LIN等[11]8-9研究表明，確定性模型與蒙特卡羅框架相結(jié)合是預(yù)測分層土壤中污染物運移的較好選擇；眭素剛等[12]研究發(fā)現(xiàn)，采用COMSOL可較準(zhǔn)確模擬預(yù)測某渣場重金屬污染物遷移擴(kuò)散對地下水帶來的影響。上述數(shù)值模擬方法為精準(zhǔn)開展場地污染物對土壤和地下水的風(fēng)險評價與風(fēng)險管控提供了重要的技術(shù)支撐，其中COMSOL結(jié)合流體流動和溶質(zhì)傳輸?shù)牧鞴恬詈?，所含的溶質(zhì)傳輸模塊充分考慮了土壤對溶質(zhì)的吸附特性，可分析隨時間推移污染物在非均勻介質(zhì)中的運移規(guī)律，數(shù)值模擬結(jié)果與實際值吻合性好。

我國紅壤地區(qū)有色金屬冶煉或采選企業(yè)的冶煉渣或采選尾礦渣淋溶釋放的重金屬離子在堆放場地土壤中的遷移規(guī)律研究較少，導(dǎo)致難以對相關(guān)冶煉渣或采選尾礦渣堆放場地重金屬污染的風(fēng)險開展有效評價和精準(zhǔn)管控。本研究以湖南紅壤地區(qū)鉛鋅冶煉廠冶煉渣堆放場地為研究對象，結(jié)合COMSOL，通過數(shù)值模擬探究紅壤地區(qū)鉛鋅冶煉廠冶煉渣中的鉛(Pb)淋溶釋放后在堆放場地土壤中的垂直遷移特征，以期為評估紅壤地區(qū)鉛鋅冶煉廠冶煉渣堆放場淋溶釋放的Pb對場地土壤污染速度與環(huán)境風(fēng)險提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土壤和冶煉渣樣品采集

研究區(qū)位于株洲西北側(cè)清水塘片區(qū)，屬于我國歷史上較為重要的冶煉基地，常年的冶煉生產(chǎn)導(dǎo)致冶煉渣的排放與堆積，存積堆放的冶煉渣在雨水的淋溶作用下，對堆放場地土壤造成嚴(yán)重污染，堆放場地土壤為發(fā)育于第四紀(jì)紅土的紅壤。土壤樣品采自冶煉渣堆放處的剖面，采樣深度為60 cm，冶煉渣樣品采自場地冶煉渣堆放處。采集的土壤和冶煉渣樣品帶回實驗室后置于室內(nèi)通風(fēng)處風(fēng)干，去除雜物，土壤過20目篩備用，冶煉渣研磨過60目篩備用。經(jīng)測定冶煉渣中的Pb為8 607.46 mg/kg。采集的60 cm土壤質(zhì)地相同，故將土壤混合后采用四分法取1份過60目篩，用于理化性質(zhì)測定，結(jié)果見表1。此外，為了后續(xù)土柱試驗的土柱填充，在土壤剖面采樣點旁邊未堆放冶煉渣處采集深度為60 cm的原狀土柱樣品。

表1 土壤理化性質(zhì)

1.2 儀器與試劑

主要儀器：HZ-9211KB恒溫振蕩器；L-550離心機(jī)；PHS-25 pH計；PE NexION2000電感耦合等離子質(zhì)譜(ICP-MS)儀。

主要試劑：濃鹽酸、濃硝酸、氫氧化鈉、磷酸為優(yōu)級純；過氧化氫、重鉻酸鉀、濃硫酸、硫酸亞鐵、硝酸鈉、硝酸鉛為分析純。

1.3 試驗設(shè)計

1.3.1 土壤與冶煉渣理化性質(zhì)測定

土壤pH采用玻璃甘汞電極法測定；土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀氧化外加熱法測定；土壤機(jī)械組成采用比重法測定；土壤或冶煉渣中Pb含量采用ICP-MS法測定[13]。

1.3.2 冶煉渣堆放場地土壤對Pb的等溫吸附

分別稱取1 g土壤于9支離心管中，加入pH為5.5且以0.01 mol/L硝酸鈉溶液為背景液的25 mL不同梯度(10、50、80、100、200、400、600、800、1 000 mg/L)硝酸鉛溶液，對應(yīng)的Pb質(zhì)量濃度為6.26、31.28、50.05、62.56、125.12、250.24、375.36、500.48、625.60 mg/L，將上述離心管放入搖床，于25 ℃、180 r/min恒溫振蕩24 h，之后平衡1 h并離心分離測定上清液Pb濃度，各濃度均設(shè)3個平行處理和1個無土空白。

1.3.3 冶煉渣酸雨靜態(tài)浸提及動態(tài)淋溶

稱取冶煉渣樣品150 g放入2 500 mL玻璃試劑瓶中，基于湖南地區(qū)的降水屬硫酸型降水[14]，加入模擬酸雨1 000 mL(去離子水1 000 mL，采用摩爾比為5∶1的稀硫酸和稀硝酸調(diào)節(jié)pH至5.5)進(jìn)行靜態(tài)浸提[15]，于25 ℃下進(jìn)行，每隔24 h取5 mL上清液過0.45 μm濾膜，測定濾液中Pb濃度。

動態(tài)淋溶試驗裝置為直徑25 mm、高度200 mm的玻璃圓柱，在其底部填入1 cm石英砂后，裝入64 g的冶煉渣樣品，壓實，用去離子水潤濕24 h。之后采用摩爾比為5∶1的稀硫酸和稀硝酸配制的模擬酸雨(pH=5.5)進(jìn)行動態(tài)淋溶研究，淋溶過程持續(xù)12 d，代表12個月的降雨過程，淋溶過程中24 h為1個周期，通過蠕動泵控制淋溶速率，每日淋溶量不同、流速不同，但均控制在24 h內(nèi)淋溶完成。每日淋溶模擬酸雨量參考工廠所在位置2011—2017年對應(yīng)的1—12月每月平均入滲量(數(shù)據(jù)來源于湖南省統(tǒng)計年鑒，降雨量扣除徑流損失，見表2)。

表2 2011—2017年每月酸雨入滲量

1.3.4 土柱淋溶模擬

(1) 土柱構(gòu)建。選用直徑為10 cm，高90 cm的透明有機(jī)玻璃圓柱，上端敞開，下端封口并開一小孔。柱底墊一層100目尼龍網(wǎng)，鋪5 cm厚石英砂，并在石英砂上墊1層100目尼龍網(wǎng)以防止堵塞出水孔，保證淋出液能均勻地流出，之后裝入厚度共計60 cm的未過篩土壤。同時，依據(jù)冶煉渣堆放場地周邊一定范圍土壤表層普遍存在約10 cm冶煉渣覆蓋的特征，選擇在上方鋪10 cm冶煉渣開展土柱淋溶模擬，再在冶煉渣上鋪1層尼龍濾網(wǎng)與5 cm厚石英砂，保證淋溶液均勻流入。土柱每隔10 cm處設(shè)置淋出液采樣孔。

(2) 淋溶液設(shè)定。采用摩爾比為5∶1的稀硫酸和稀硝酸調(diào)節(jié)pH至5.5，進(jìn)行動態(tài)淋溶。

(3) 淋溶試驗。模擬3 a的降雨量，淋溶時間為36 d，12 d為1個周期(代表1 a)，每個周期內(nèi)每日參照前期動態(tài)淋溶模擬酸雨量來進(jìn)行淋溶，淋溶過程通過蠕動泵保持連續(xù)流速，以期模擬3 a內(nèi)酸雨淋溶情境下冶煉渣淋溶釋放的Pb在土壤中的遷移情況。每日定時在土柱20、30、60 cm處取樣，每日土柱淋出液樣品過0.45 μm濾膜，測定淋出液Pb濃度。

1.3.5 數(shù)據(jù)處理

等溫吸附模型可有效反映土壤對Pb的吸附量和平衡濃度間關(guān)系。本研究采用Langmuir方程[16]、Freundlich方程[17]80和雙表面Langmuir方程[18]擬合等溫吸附曲線。

運用美國農(nóng)業(yè)部HYDRUS-1D中水流參數(shù)界面的神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)預(yù)測功能，根據(jù)測定的土壤質(zhì)地和容重預(yù)測Van Genuchten型水分特征曲線的水動力學(xué)參數(shù)[19-20]。

采用COMSOL中的流體流動模塊與化學(xué)物質(zhì)傳遞模塊模擬多孔介質(zhì)環(huán)境(土壤)中Pb淋溶垂直遷移過程。

2 結(jié)果與討論

2.1 25 ℃下冶煉渣堆放場地土壤對淋溶釋放Pb的等溫吸附曲線

基于Langmuir和Freundlich方程分析了冶煉渣堆放場地土壤對淋溶釋放Pb的等溫吸附特征，結(jié)果見表3。

表3 Langmuir和Freundlich方程擬合參數(shù)1)

由表3可知，Langmuir方程擬合所得的b為正值，說明反應(yīng)在常溫下能自發(fā)進(jìn)行，意味著堆放場地土壤對冶煉渣淋溶釋放的Pb有較強(qiáng)的吸附能力，Qm為16 020.506 mg/kg也證明了這一特征。Freundlich方程擬合所得1/n<1，通常1/n越小代表吸附性能越好[17]84-85，說明冶煉渣堆放場地土壤對淋溶釋放的Pb有較強(qiáng)的吸附性能。從Langmuir和Freundlich方程擬合得到的r可以看出，擬合效果都較好，也可較大程度地表征吸附過程，但r并不足夠接近1，推測冶煉渣堆放場地土壤對淋溶釋放Pb的等溫吸附過程是多能位吸附共同作用的結(jié)果，因此采用雙表面Langmuir方程進(jìn)一步擬合冶煉渣堆放場地土壤對淋溶釋放Pb的吸附情況，結(jié)果見表4。

表4 雙表面Langmuir方程擬合參數(shù)1)

從表4可看出，k1和k2較接近，說明堆放場地土壤中的高能位與低能位在等溫吸附過程中均起著重要作用，且b2為b1的1.83倍，進(jìn)一步證實了冶煉渣堆放場地土壤對淋溶釋放Pb的吸附過程不是由低能位或高能位單獨控制。此外，b1與b2加和超過20 000 mg/kg，表明淋溶釋放的Pb在冶煉渣堆放場地土壤中的垂直遷移相對不易。究其原因，所研究的冶煉渣堆放場地土壤為紅壤，其含有較多的鐵鋁氧化物和高嶺土等黏土礦物及其結(jié)合而成的鐵硅鋁酸鹽膠體，這些黏土礦物及鐵硅鋁酸鹽膠體具有較大的比表面積，同時表面存在大量羥基和含氧陰離子官能團(tuán)[21]1020-1021，可提供大量的Pb吸附位，并與Pb發(fā)生絡(luò)合、離子交換等專性吸附[22]，上述獨特的物質(zhì)組成和表面特性導(dǎo)致紅壤比其他土壤具有更高的重金屬固定能力以及相對較緩的重金屬垂直遷移速度。這在長達(dá)4 a的大型土柱自然淋溶研究中得到驗證，研究發(fā)現(xiàn)表層土壤中Pb、Ag、Sn等6種重金屬殘留量表現(xiàn)為：紅壤>黑土>潮土>砂土，而遷移風(fēng)險表現(xiàn)為紅壤<黑土<潮土<砂土[21]1021-1022。

2.2 靜態(tài)浸提及動態(tài)淋溶條件下冶煉渣Pb的釋放特性

圖1為12 d靜態(tài)浸提過程中浸提液Pb累積質(zhì)量濃度的動態(tài)變化。由圖1可知，冶煉渣中Pb的浸提釋放動態(tài)過程總體表現(xiàn)為前期(1～10 d)隨著浸提時間的延長，浸提液中Pb濃度快速增加，每日浸提液中Pb的增量維持在0.02～0.18 mg/L；后期(10 d后)浸提液中Pb濃度增加變緩并趨于平衡。10 d冶煉渣Pb累積浸提量占冶煉渣中總Pb質(zhì)量的0.085 2%，表明冶煉渣中的Pb存在形態(tài)主要為化學(xué)結(jié)合態(tài)，需要通過酸雨中的H+等陽離子與之發(fā)生交換反應(yīng)來實現(xiàn)釋放，導(dǎo)致浸提液10 d后只有極少量Pb繼續(xù)釋放。

圖1 冶煉渣靜態(tài)浸提液Pb累積質(zhì)量濃度隨時間變化Fig.1 Change of Pb mass concentration in static leaching of smelting slag with time

動態(tài)淋溶獲得的淋出液中Pb質(zhì)量濃度及Pb淋出量的關(guān)系見表5。由表5可知，淋出液Pb濃度隨著淋溶時間延長總體呈下降趨勢，說明酸雨動態(tài)淋溶前期主要淋溶出冶煉渣中物理性吸附及非穩(wěn)定態(tài)可溶性Pb。淋出液中，Pb淋出量總體隨著淋溶量的增加而逐漸增加，但是隨著冶煉渣中物理性吸附及非穩(wěn)定態(tài)可溶性Pb的優(yōu)先淋溶出，經(jīng)7 d淋溶后，新增降雨淋溶產(chǎn)生的Pb淋出量較小，且變化相對平緩。動態(tài)淋溶模擬試驗中，冶煉渣Pb淋出達(dá)到2.03 mg/kg，占冶煉渣中總Pb質(zhì)量的0.023 6%，進(jìn)一步表明冶煉渣中的Pb主要以化學(xué)結(jié)合態(tài)存在。同時動態(tài)淋溶結(jié)果也表明露天堆放的冶煉渣若得不到妥善處理，含有的Pb可能被雨水淋溶進(jìn)入堆放場地表層土壤從而導(dǎo)致堆放場地表層土壤Pb不斷增加，這也是冶煉渣堆放場地土壤重金屬污染嚴(yán)重的重要原因。此外，積累在堆放場地表層土壤中的Pb，也會隨著時間的推移被雨水淋溶逐漸向下層遷移，面臨污染下層土壤的風(fēng)險，相關(guān)結(jié)果在對類似場地土壤的重金屬測定結(jié)果中也得到了驗證[4]165-166,[21]1023。

表5 冶煉渣酸雨動態(tài)淋溶淋出液中Pb質(zhì)量濃度及Pb淋出量

2.3 冶煉渣淋溶釋放的Pb在土柱中遷移動態(tài)特征

依據(jù)吸附試驗結(jié)果可知，Pb在堆放場地土壤中的遷移較為緩慢，相關(guān)研究也有類似結(jié)果[11]4-5，同時由靜態(tài)浸提及動態(tài)淋溶試驗結(jié)果可知，冶煉渣中的Pb淋溶釋放速率與瞬時濃度較低，因此為了強(qiáng)化土柱試驗效果，土柱頂部鋪設(shè)10 cm(堆放場地周邊土壤表層冶煉渣厚度)冶煉渣，通過模擬3 a降雨量淋溶來探究酸雨淋溶出的Pb隨雨水向下遷移的情況，并進(jìn)行數(shù)值模擬。

土柱20、30 cm處淋出液中Pb動態(tài)變化見圖2。由于土柱60 cm處淋出液中Pb低于0.001 mg/L，故研究聚焦于土柱20、30 cm處淋出液Pb濃度變化?？傮w上，20、30 cm處淋出液Pb濃度均隨淋溶時間的延長呈現(xiàn)逐漸上升趨勢，其中20 cm處的Pb濃度變化較大，至3 a模擬降雨淋溶完成時，20 cm處淋出液Pb達(dá)到了0.210 mg/L，約為第1個月模擬降雨淋溶淋出液的53倍。相對而言，淋溶周期內(nèi)30 cm處的淋出液Pb濃度變化較小，淋出液Pb在0.001～0.006 mg/L內(nèi)變化，這也進(jìn)一步證明堆放場地的紅壤對Pb具有較強(qiáng)的固定能力，Pb向土柱下層遷移速度較慢，但是如果冶煉渣堆放場地長期受酸雨淋溶，仍會使淋溶出的Pb逐漸向地下土層遷移，存在下層土壤污染的風(fēng)險。

圖2 土柱20、30 cm處淋出液Pb質(zhì)量濃度動態(tài)變化Fig.2 Dynamic changes of Pb mass concentration in leaching solution at 20 cm and 30 cm of soil column

2.4 土柱中Pb遷移動態(tài)特征數(shù)值模擬

根據(jù)供試冶煉渣堆放場地土壤的顆粒組成和土壤容重特征，利用HYDRUS-1D的神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)預(yù)測功能獲得供試場地土壤水動力參數(shù)，結(jié)果見表6。結(jié)合COMSOL中的達(dá)西定律以及多孔介質(zhì)稀物質(zhì)傳遞規(guī)律，模擬了冶煉渣淋溶釋放的Pb在土柱中的遷移特征，模型中相關(guān)參數(shù)依據(jù)前期氯離子穿透試驗等獲得，結(jié)果見表7。

表6 供試土壤水動力參數(shù)

表7 COMSOL數(shù)值模擬相關(guān)參數(shù)

經(jīng)COMSOL模擬獲得淋溶3 a后的不同土層深度土壤中淋出液Pb的垂直空間分布特征，結(jié)果見圖3。由圖3可知，連續(xù)3 a降雨量的土柱模擬淋溶試驗后，土柱不同位置淋出液Pb濃度隨著土層深度的增加快速下降，土柱表層土壤淋出液中Pb含量相對較高，這與2.3節(jié)的結(jié)果一致。

圖3 3 a降雨淋溶模擬試驗后土柱不同深度淋出液Pb數(shù)值模擬結(jié)果Fig.3 Numerical simulation results of Pb in leaching solution at different depths of soil column under simulated rainfall for 3 a

土柱20、30 cm處淋出液中Pb動態(tài)變化的數(shù)值模擬結(jié)果見圖4。由圖4可以看出，土柱20 cm處不同時間淋出液Pb濃度模擬值與實測值的擬合度較好，實測值均勻分布于模擬值的曲線兩側(cè)。土柱30 cm處淋出液的Pb濃度模擬值與實測值的擬合相較于20 cm處離散度要大些，但總體上實測值也均勻分布于模擬值曲線兩側(cè)，可能是30 cm處淋出液Pb濃度較低，導(dǎo)致實測值在0.001～0.006 mg/L內(nèi)較為分散。但總體而言，COMSOL可較好模擬土柱不同深度不同淋溶時間淋出液中Pb含量。

圖4 土柱20、30 cm處淋出液Pb模擬值與實測值對比Fig.4 Simulated and the measured Pb values of the leaching solution at 20 cm and 30 cm of the soil column

對0～9 a降雨淋溶下10 cm厚冶煉渣土柱不同深度淋出液Pb濃度進(jìn)行模擬預(yù)測，結(jié)果見圖5。由圖5可知，隨著淋溶時間的延長，Pb不斷向土柱下層遷移，存在一定風(fēng)險，但9 a降雨淋溶后，土柱30 cm以下淋出液中Pb含量仍然相對較低，因此可以得出，供試冶煉渣堆放場地淋出的Pb在一定時間內(nèi)主要富集在堆放場地土壤表層，只有長期不進(jìn)行遮雨管理或堆層增加才有可能因長期淋溶影響到深層土壤，這也進(jìn)一步證明堆放場地土壤對Pb具有較強(qiáng)的固定能力，進(jìn)而導(dǎo)致Pb向土柱下層遷移的速度較慢。GELLY等[23]研究發(fā)現(xiàn)人為排放進(jìn)入土壤的Pb經(jīng)過74 a的遷移大多仍固定在0.8 m的土壤表層。

圖5 連續(xù)多年降雨模擬淋溶下不同土柱深度淋出液Pb質(zhì)量濃度與淋溶時間關(guān)系的模擬預(yù)測Fig.5 Relationship between Pb mass concentration and leaching time in leaching solution of different soil column depths under simulated rainfall for many years

上述結(jié)果表明COMSOL可較好模擬冶煉渣淋溶釋放的Pb在供試場地土壤土柱中的遷移特征，COMSOL在仿真重金屬污染場地重金屬垂直遷移動態(tài)過程上具有巨大潛力。近年來已有較多的研究采用COMSOL來模擬預(yù)測溶質(zhì)在流體、固體或是流固耦合的環(huán)境下的遷移變化，取得了較滿意的結(jié)果。ZHANG等[24]基于Maxwell-Stefan擴(kuò)散理論和修正競爭Langmuir(MCL)吸附方程，建立了飽和土中多組分溶質(zhì)的一維運移模型，并采用有限元軟件對Ni、Cu兩種重金屬的垂直遷移情況進(jìn)行了數(shù)值模擬。也有相關(guān)研究利用COMSOL求解的數(shù)學(xué)模型較好地描述了河床模型內(nèi)的水流和污染物分布情況[25]?？梢娫诤笃谘芯恐?，進(jìn)一步將模型與場地土壤溫度、pH及其他環(huán)境影響因子耦合，可能為有效仿真實際冶煉渣堆放場地土壤Pb的運移特征，科學(xué)準(zhǔn)確揭示實際場地土壤與地下Pb污染發(fā)展過程及風(fēng)險評估提供有效手段。

3 結(jié) 論

(1) 冶煉渣堆放場地土壤對Pb的等溫吸附過程是由低能位和高能位共同控制，堆放場地土壤高能位對Pb的最大吸附量為7 392.771 mg/kg，低能位對Pb的最大吸附量為13 518.278 mg/kg，意味著Pb在堆放場地土壤中不易遷移。

(2) 酸雨靜態(tài)浸提試驗中，前期浸出Pb濃度增幅較大，后期增幅下降，10 d后浸出液Pb濃度逐漸趨于穩(wěn)定。酸雨動態(tài)淋溶結(jié)果與靜態(tài)浸提結(jié)果總體相似，Pb累積淋出量前期隨淋溶時間的延長而增加，而后期Pb累積淋出量增幅趨緩。

(3) 隨著土柱模擬淋溶時間的延長，Pb不斷向土柱下層遷移，但總體的遷移過程較慢，較長時間內(nèi)冶煉渣淋溶釋放的Pb主要富集在30 cm以內(nèi)的土層中，表明冶煉渣堆放場地土壤對Pb具有較強(qiáng)的固定能力。

(4) COMSOL可對土柱中Pb淋溶垂直遷移過程進(jìn)行定量仿真和預(yù)測，實測值均勻分布于模擬值曲線兩側(cè)。預(yù)測結(jié)果表明，10 cm厚度冶煉渣經(jīng)9 a降雨淋溶釋放的Pb仍主要富集在30 cm以內(nèi)的土層中，但呈現(xiàn)緩慢下移趨勢。