廢棄礦山環(huán)境中重金屬污染特征及治理修復(fù)技術(shù)研究

文章編號：1674-6139（2025）05-0087-05

中圖分類號：X53文獻(xiàn)標(biāo)志碼：B

Characteristics and Remediation Technologies of Heavy Metal Pollution in Abandoned Mining Environments

Li Hui1，2

（1.ForthGeologyndineralSureyIstiute，HnanGoExplorationadineralDevelopentBreau，Zengzou4Ooina； 2.HenanNatural Resources ScienceandTechnologyInnovation Center（ResearchonEcologicalGovernanceofOpencast Mines）， Zhengzhou 450000，China）

Abstract：Inodertoexplorethespatialcharacteristicsofheavymetalpolutioninabandonedmineenvironment，thermdiation technologywasesigdAroudtecoalanguewasteland，soilspleseeclctedodingtothedirentiationdegrefd oldcoalganguepilesanddiferentlandcategoriessuchasdrylandandpaddyfieldTepretreatedsoilsamplesweretestedforheavy metalpolution.HumicacidwaseractedndrganicmaterasusedtoemediatethemetalconamiatedsoilitisareaTecotets ofCu， Hg ，As，Zn，Cd，Crinthesoilaroundthenewganguepilearehigherthanthoseoftheoldganguepile，whilethecontentof Pb is lower.The contents of Hg ，Cu，Zn and Cd in paddy soilare generally higher than those in dryland soil，and thecontentsofAs，Pb andCrindrylandsoilarehgherthanthoseinpaddysoil.Accordingtotheremovalratio，theextractedhumicacidhasasignificantre mediation effect on Cd and Hg

Keywords：abandoned mining environment；new gangue；old gangue；heavy metal polution；pollution characteristics

前言

在工業(yè)化進(jìn)程的加速和礦產(chǎn)資源的不斷開采下，礦山環(huán)境遭受了嚴(yán)重的破壞，尤其是重金屬污染問題日益突出。廢棄礦山環(huán)境中的重金屬污染不僅影響了土壤、水體等自然環(huán)境的質(zhì)量，還對周邊生態(tài)系統(tǒng)的健康和人類生活造成了潛在的威脅。因此，治理修復(fù)廢棄礦山環(huán)境中的重金屬污染成為當(dāng)前環(huán)境保護(hù)領(lǐng)域的重要課題。治理修復(fù)技術(shù)的研發(fā)和應(yīng)用，對于改善礦山環(huán)境、恢復(fù)生態(tài)平衡具有重要意義。

文獻(xiàn)[1]確定礦山的主要污染源，包括采礦活動、尾礦處理、廢水排放、粉塵排放等。通過對這些污染源的分析，確定污染物的種類以及排放方式。通過監(jiān)測數(shù)據(jù)，可以評估礦山污染的程度和范圍。文獻(xiàn)[2基于同位素示蹤技術(shù)確定礦山環(huán)境中的污染源，通過對比治理前后同位素組成的變化，了解治理措施對污染源和污染物遷移轉(zhuǎn)化的影響，從而評估治理效果。文獻(xiàn)[3]明確金屬礦山開采過程中產(chǎn)生的廢石、尾礦等廢棄物是主要的污染源。通過采樣和分析，對廢石、尾礦等廢棄物中的重金屬含量進(jìn)行監(jiān)測。同時，對周邊土壤和地下水進(jìn)行定期檢測，以評估重金屬污染的程度和范圍。

現(xiàn)借鑒以往取得的研究成果，對廢棄礦山環(huán)境中重金屬污染特征及治理修復(fù)技術(shù)實(shí)施深人研究。

1 研究區(qū)域與方法

1.1 研究區(qū)域

研究所選取的區(qū)域?yàn)橐惶幟旱V廢棄礦山環(huán)境，位于山區(qū)地帶。區(qū)域內(nèi)水系發(fā)達(dá)，有多條河流流經(jīng)，水文條件較為優(yōu)越。然而，由于長期的煤礦開采活動，該區(qū)域遭受了嚴(yán)重的重金屬污染。煤礦是該地區(qū)的主要產(chǎn)業(yè)，歷史上大規(guī)模的開采活動導(dǎo)致了大量廢棄礦山和尾礦庫的形成。這些廢棄礦山和尾礦庫中堆積著大量的含重金屬廢棄物，如煤矸石等。這些廢棄物在風(fēng)化、雨淋等自然作用下，將重金屬元素釋放到土壤中，造成嚴(yán)重的污染[4-5]。綜上所述，該區(qū)域面臨著比較嚴(yán)重的重金屬污染問題。因此，開展該區(qū)域的重金屬污染特征及治理修復(fù)技術(shù)研究具有重要的現(xiàn)實(shí)意義和應(yīng)用價值。

1.2 樣品采集

在煤矸石廢棄地周邊，依據(jù)新、舊矸石堆的分化程度以及旱地、水田等不同地形，實(shí)施了土壤樣品的采集工作。

在布樣作業(yè)中，深入考量了煤矸石堆場的地面侵蝕特性、沖溝水流的具體流動方向，并兼顧了灌溉用水對農(nóng)田的影響?；谶@些考量，嚴(yán)格遵循水流方向，自頂部逐步向下精心布設(shè)了采樣點(diǎn)。在采集樣本時，采用專用采樣工具，精準(zhǔn)地對表層土壤（深度 0～20cm ）實(shí)施取樣。每一個土壤樣本均是通過在 100m² 范圍內(nèi)，選取4～5個不同位置樣本，混合后制備而成。這樣的采樣方法確保了樣本的代表性和準(zhǔn)確性。經(jīng)過以上采集工作，共獲取了12個土壤樣品，采樣點(diǎn)信息見圖1。

在處理采集樣品時，首先在自然條件下使其風(fēng)干，隨后挑出其中的石塊、植物根部和各類雜質(zhì)。接著采用四分法的原則，去除多余的部分，最終留存了大約300克以內(nèi)的樣品。接下來，碾碎土壤樣品，確保樣品的細(xì)膩度。并過100目的尼龍篩網(wǎng)，以去除其中的粗大顆粒[。最終，將處理好的樣品放入自封袋中，實(shí)施密閉貯存。貼標(biāo)簽與編號，以便后續(xù)測定。

1.3 重金屬污染測定

測定土壤樣品時需要使用的試劑如下：鹽酸-分析純;硝酸-分析純;氫氟酸-分析純;高氯酸-分析純;去離子水－一級;硫脲-分析純。需要使用的儀器設(shè)備如下：聚四氟乙烯坩堝 -50mL ；電熱板-ESF3R；火焰原子吸收分光光度計－FERE245；比色管 -50mL ;恒溫水浴裝置 -t500 ;原子熒光光度計-E44；電子天平-R485。

測定 Cd，Cu，Pb，Zn，Cr 含量的流程如下：首先，精確稱量 0.50g 樣品，放入 50mL 的聚四氟乙烯坩蝸中。采用電熱板消解的方法來處理樣品。在此過程中，首先加入 10mL 鹽酸，并在 的溫度下加熱，直至液體蒸發(fā)至大約 3mL 。按照規(guī)定的順序，依次加入 5mL 硝酸 ，5mL 氫氟酸和 3mL 高氯酸[]。蓋上蓋子，將溫度提升至 120^°C 進(jìn)行加熱。加熱1小時后，打開蓋子，將溫度進(jìn)一步提升至180^°C ，以去除硅質(zhì)。若消解過程不徹底，再次添加3mL 硝酸 ${ ＼ 、 } 3 ～ ＼mathrm { m L }$ 氫氟酸和 1mL 高氯酸，并重復(fù)上述步驟[8]。待樣品完全消解后，使用去離子實(shí)施定容，以便進(jìn)行后續(xù)的測定工作。最后，采用火焰原子吸收分光光度法實(shí)施精確測定。

測定 As，Hg 含量，測定步驟如下：精確稱量土樣0.30g ，放入一個 50mL 比色管中。按照特定的比例配制王水：硝酸與鹽酸的比例為1：3。量取 10mL 的50% 濃度的王水注入比色管中。將這個裝有王水的比色管置于恒溫水浴中，設(shè)置水浴溫度為 95^°C ，實(shí)施長達(dá)2小時的消解過程[9]。消解結(jié)束后，使比色管自然冷卻至室溫，并使用 50mL 的溶液所示定容操作。從中取出 25mL 的上清液，轉(zhuǎn)移至另一個 50mL 比色管中。加人 2.5mL 的鹽酸和 5mL 的硫脲。經(jīng)過過濾后，再次實(shí)施定容，以備后續(xù)的測定。最后，采用原子熒光光度法實(shí)施精確測定。

1.4重金屬污染特征分析

最終測定結(jié)果見表1。

根據(jù)表1測定結(jié)果分析該區(qū)域的重金屬污染特征，具體分析結(jié)果如下：新矸堆周邊土壤中的 Cu /Hg，As…Zn，Cd，Cr 的含量相較于舊矸堆有所上升，而 Pb 的含量則有所下降。對比舊矸堆與新矸堆周圍的旱地土與水稻土中重金屬元素的含量，發(fā)現(xiàn)Hg，Cu，Zn 的含量在新矸水稻土中最高，其次是新矸旱地土，然后是舊矸水稻土，最低的是舊矸旱地土；而As .Cr 的含量則呈現(xiàn)出舊矸旱地土最高，新矸旱地土次之，新矸水稻土再次，舊矸水稻土最低的趨勢。對于Cd的含量，新矸水稻土最高，舊矸旱地土次之，舊矸水稻土再次，新矸旱地土最低； Pb 的含量則是舊矸旱地土最高，舊矸水稻土次之，新矸旱地土再次，新矸水稻土最低。此外，水稻土中的 Hg，Cu 、Zn，Cd 含量普遍高于旱地土，而旱地土中的 As，Pb 、Cr 含量則高于水稻土。這表明，新矸石堆周邊土壤的重金屬含量普遍高于舊研石堆，這可能是由于隨著淋溶風(fēng)化時間的增長，矸石中的重金屬元素逐漸遷移轉(zhuǎn)化所致。

相較于國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)值， Cu，Cd Cr的平均含量分別高出了標(biāo)準(zhǔn)值的 173%.110% 和5.9% 。特別值得關(guān)注的是，所有采集的樣本中， c_u 和Cd的含量均超出了標(biāo)準(zhǔn)范圍，而Cr含量僅在三個距離舊矸堆較遠(yuǎn)的土壤樣本中達(dá)標(biāo)。這凸顯出該地區(qū)矸石堆周邊土壤的主要污染元素為 Cu，Cd 和Cr，尤其Cu和Cd的污染程度尤為突出。綜上所述，矸石堆周邊農(nóng)田表層土壤的主要污染元素集中在Cu和Cd上。此外， Hg 的含量也呈現(xiàn)出偏高的趨勢，這一污染問題同樣不容忽視。

新矸石堆、舊矸石堆周圍水稻土內(nèi)主要重金屬污染元素含量隨距離的變化情況見圖2。

在距離矸石堆至山腳120米的區(qū)間內(nèi)，水稻土中的 成分展現(xiàn)出明顯的層級遞減態(tài)勢，不論矸石風(fēng)化時間的長短，遠(yuǎn)離矸石堆的地方，含量減少的趨勢更為明顯。值得注意的是，相較于新形成的矸石堆，舊矸石堆周圍的水稻土在重金屬含量隨海拔降低而減少的趨勢上，表現(xiàn)得并不那么顯著。

新矸石堆、舊矸石堆周圍旱地土內(nèi)主要重金屬污染元素含量隨距離的變化情況見圖3。

在矸石堆周邊10米的區(qū)域內(nèi)，旱地坡度相對陡峭，導(dǎo)致 Cu，Cr 的含量顯著降低。然而，隨著距離矸石堆的逐漸增大，旱地的坡度開始變得平緩，此時Cu，Cr 的含量變化并不十分顯著。

2 治理修復(fù)技術(shù)

治理修復(fù)技術(shù)設(shè)計：提取腐殖酸，利用有機(jī)質(zhì)修復(fù)了該區(qū)域的金屬污染土壤。在腐殖酸的提取中，使用的試劑如下：HCI溶液 -0.2mol/L ;NaOH溶液 -0.5mol/L ;堿-分析純;濃鹽酸溶液-分析純;HF溶液 -48% 濃度；去離子水－一級。

使用的儀器設(shè)備如下：氣浴恒溫振蕩器－D35；超速離心機(jī)-RD411;真空干燥器-W74。

在樟樹林下層土壤中采集了用于提取腐殖酸的土樣。該土樣的 pH 值為5.65，有機(jī)質(zhì)含量達(dá)到了7.4% 。風(fēng)干和研磨后將土樣過 1mm 篩。隨后，按照10：1的液土比例，向土樣中加入HCl溶液并攪拌，靜置后倒掉上層清液。

接下來，向沉淀物中加入NaOH溶液，并振蕩24小時。之后，通過離心分離得到上清液，再加入HCl溶液調(diào)節(jié)pH值至約2，然后靜置過夜。在此過程中，分離并棄去上層清液。為了進(jìn)一步提高提取效果，對沉淀物實(shí)施了反復(fù)處理，共進(jìn)行了3次上述步驟。隨后，向沉淀物中加入由 0.5ml 濃鹽酸 、0.5ml 48% 的HF和 99ml 水組成的混酸，并振蕩5小時。最后，通過離心分離得到沉淀物，用去離子水洗滌至無氯離子檢出，然后在低于 40% 的條件下實(shí)施真空干燥處理。經(jīng)過上述處理，最終得到了黑色的腐殖酸（HA）顆粒。

根據(jù)重金屬污染量在各處土壤中采用液體噴灑的方式將腐殖酸均勻地加入到土壤中[10]。對于重金屬污染較重的地方，可以適當(dāng)增加腐殖酸的噴灑量。測定一個月后該區(qū)域的重金屬污染情況，具體測定數(shù)據(jù)見表2。

按照去除比例來說，提取的腐殖酸對于Cd、 Hg 的修復(fù)效果較為顯著，大幅降低了二者的比例。對于其他種類的重金屬污染也有一定的修復(fù)作用。說明了該種治理修復(fù)技術(shù)的可行性。同時該技術(shù)操作簡單，適用于大面積推廣。

3 結(jié)束語

經(jīng)過深入探索廢棄礦山環(huán)境中重金屬污染特征及治理修復(fù)技術(shù)，使人們深刻意識到這一領(lǐng)域的復(fù)雜性與緊迫性。重金屬污染不僅破壞了生態(tài)環(huán)境，也對人類健康構(gòu)成了嚴(yán)重威脅。同時，廢棄礦山重金屬污染特征及治理修復(fù)技術(shù)的研究，也有助于推動環(huán)保產(chǎn)業(yè)的發(fā)展，促進(jìn)資源合理利用和可持續(xù)發(fā)展。在此背景下，深入研究廢棄礦山環(huán)境中重金屬的污染特征，探索有效的治理修復(fù)技術(shù)，對于保護(hù)生態(tài)環(huán)境和人類健康具有迫切性和重要性。針對這一問題，研究了廢棄礦山環(huán)境中重金屬的空間污染特征與治理修復(fù)技術(shù)，以期找到有效的解決方案。通過實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，設(shè)計的腐殖酸治理修復(fù)技術(shù)操作簡單，可有效治理廢棄礦山環(huán)境中重金屬污染土壤，適合大面積推廣使用。

參考文獻(xiàn)：

[1]吳芳蜜，符冬倩.礦山環(huán)境污染與生態(tài)修復(fù)技術(shù)研究

[2]趙睿涵，韓志偉，付勇.同位素技術(shù)應(yīng)用于示蹤礦山環(huán)境污染研究進(jìn)展[J].巖礦測試，2022，41（6）：947-961.

[3]王侃.金屬礦山土壤重金屬污染現(xiàn)狀及修復(fù)治理分析[J].生態(tài)環(huán)境與保護(hù)，2023，6（3）：111-113.

[4]辛有濤，李蘊(yùn)峰，陳卓，等.基于內(nèi)梅羅指數(shù)法與地累積指數(shù)法的土壤重金屬污染評價分析一以大興安嶺松嶺地區(qū)為例[J].地質(zhì)與資源，2024，33（2）：196-201;221.

[5]宿少鋒，林之盼，雷湘齡，等.八門灣不同退化梯度紅樹林土壤重金屬污染及風(fēng)險評價[J].中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報，2023，43（8）：182-191;210.

[6]楊清香，李小慶，于淼成，等.黃河三角洲實(shí)驗(yàn)區(qū)表層沉積物重金屬污染特征及防控策略[J].環(huán)境工程學(xué)報，2023，17（7）：2424-2432.

[7]郭榮，沈亞婷.土壤中微塑料與環(huán)境污染物的復(fù)合作用及其對微生物的影響[J].巖礦測試，2024，43（1）：1-15

[8]王佟，劉峰，趙欣，等.生態(tài)地質(zhì)層理論及其在礦山環(huán)境治理修復(fù)中的應(yīng)用[J].煤炭學(xué)報，2022，47（10）：3759-3773.

[9]劉跌晗，劉穎，王麗娜，等.桑稈生物炭對污染土壤氧化還原過程中重金屬的固持效應(yīng)[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報，2023，39（11）：1483-1491.

[10]龍吟，黃天明，張芬，等.硫化金屬礦開采廢石堆放對水環(huán)境的影響機(jī)理及對潛在治理措施的啟示意義[J].工程地質(zhì)學(xué)報，2022，30（3）：874-883.