矿业研究与开发

年份	数据类型	pH	质量浓度/(mg/L)
2016年	极大值	8.63	7.51	192.00	142.00	21.20	141.00	432.00	31.40	8.63
极小值	6.43	0.88	4.26	28.40	1.77	0.60	0.40	0.10	6.43
均值	7.74	3.64	37.62	73.02	9.35	15.85	136.62	7.98	7.74
2023年	极大值	8.05	8.42	135.76	165.31	50.66	48.09	1 116.83	87.47	8.05
极小值	6.59	0.43	0.46	22.44	2.86	1.48	68.46	1.20	6.59
均值	7.55	3.35	28.21	75.48	10.70	13.66	245.53	25.92	7.55

年份	数据类型	pH	质量浓度/(mg/L)
2016年	极大值	8.63	7.51	192.00	142.00	21.20	141.00	432.00	31.40	8.63
极小值	6.43	0.88	4.26	28.40	1.77	0.60	0.40	0.10	6.43
均值	7.74	3.64	37.62	73.02	9.35	15.85	136.62	7.98	7.74
2023年	极大值	8.05	8.42	135.76	165.31	50.66	48.09	1 116.83	87.47	8.05
极小值	6.59	0.43	0.46	22.44	2.86	1.48	68.46	1.20	6.59
均值	7.55	3.35	28.21	75.48	10.70	13.66	245.53	25.92	7.55

样品点位	水化学类型
GW1	HCO₃-SO₄-Ca-Na	HCO₃-SO₄-Ca
GW2	HCO₃-SO₄-Ca-Na	SO₄-HCO₃-Ca
GW3	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW4	HCO₃-SO₄-Ca	SO₄-HCO₃-Na-Ca
GW5	HCO₃-SO₄-Ca	SO₄-Ca
GW6	SO₄-HCO₃-Ca	SO₄-Ca
GW7	SO₄-HCO₃-Ca	SO₄-Ca
GW8	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW9	SO₄-HCO₃-Ca-Mg	HCO₃-SO₄-Ca
GW10	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW11	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-Ca
GW12	HCO₃-SO₄-Na-Ca	SO₄-HCO₃-Na-Ca
GW13	SO₄-Na-Ca	SO₄-Ca-Mg
GW14	HCO₃-SO₄-Ca-Mg	HCO₃-SO₄-Ca

样品点位	水化学类型
GW1	HCO₃-SO₄-Ca-Na	HCO₃-SO₄-Ca
GW2	HCO₃-SO₄-Ca-Na	SO₄-HCO₃-Ca
GW3	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW4	HCO₃-SO₄-Ca	SO₄-HCO₃-Na-Ca
GW5	HCO₃-SO₄-Ca	SO₄-Ca
GW6	SO₄-HCO₃-Ca	SO₄-Ca
GW7	SO₄-HCO₃-Ca	SO₄-Ca
GW8	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW9	SO₄-HCO₃-Ca-Mg	HCO₃-SO₄-Ca
GW10	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW11	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-Ca
GW12	HCO₃-SO₄-Na-Ca	SO₄-HCO₃-Na-Ca
GW13	SO₄-Na-Ca	SO₄-Ca-Mg
GW14	HCO₃-SO₄-Ca-Mg	HCO₃-SO₄-Ca

年份	质量浓度/(mg/L)
2016年	47.40	0.05	10.88	16.70	0.06	2.26	0.12	0.12	0.12
2023年	48.61	1.20	14.48	23.78	0.04	3.36	0.04	0.04	0.04

年份	质量浓度/(mg/L)
2016年	47.40	0.05	10.88	16.70	0.06	2.26	0.12	0.12	0.12
2023年	48.61	1.20	14.48	23.78	0.04	3.36	0.04	0.04	0.04

年份	GW1	GW2	GW3	GW4	GW5	GW6	GW7	GW8	GW9	GW10	GW11	GW12	GW13	GW14
2016年	99.9	117.0	122.9	125.3	115.5	100.4	148.6	223.0	234.5	261.1	209.6	206.0	248.1	—
2023年	92.2	41.4	45.0	97.3	107.7	54.9	48.0	54.8	117.4	177.8	144.0	34.8	103.9	81.3

年份	GW1	GW2	GW3	GW4	GW5	GW6	GW7	GW8	GW9	GW10	GW11	GW12	GW13	GW14
2016年	99.9	117.0	122.9	125.3	115.5	100.4	148.6	223.0	234.5	261.1	209.6	206.0	248.1	—
2023年	92.2	41.4	45.0	97.3	107.7	54.9	48.0	54.8	117.4	177.8	144.0	34.8	103.9	81.3

大型锑矿区生态修复工程对地下水中锑迁移释放的影响机制

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兰建梅 ¹^,² , 唐晖 ¹^,³ , 周楚韵 ⁴ , 周建伟 ²^,⁴ , 王飘奕 ¹^,³ , 龙馨洁 ¹^,²

矿业研究与开发 | 矿山安全与环保 2025,45(6): 182-191

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矿业研究与开发 |矿山安全与环保 2025 , 45 (6) : 182 -191

大型锑矿区生态修复工程对地下水中锑迁移释放的影响机制

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兰建梅¹^,², 唐晖¹^,³, 周楚韵⁴, 周建伟²^,⁴, 王飘奕¹^,³, 龙馨洁¹^,²

作者信息

^1.湖南省自然资源事务中心，湖南　长沙　410004

^2.自然资源部冷水江矿山生态环境监测野外科学观测研究站，湖南　长沙　410004

^3.自然资源部洞庭湖流域生态保护修复工程技术创新中心，湖南　长沙　410004

^4.中国地质大学（武汉）环境学院，湖北　武汉　430074

作者简介:

兰建梅（1985—），女，湖南醴陵人，硕士，高级工程师，主要研究方向为水文地质、矿山生态保护修复研究。E-mail:ljm102521@foxmail.com

Impact Mechanism of Ecological Restoration Projects in Large-Scale Antimony Mining Areas on the Migration and Release of Antimony in Groundwater

Jianmei LAN¹^,², Hui TANG¹^,³, Chuyun ZHOU⁴, Jianwei ZHOU²^,⁴, Piaoyi WANG¹^,³, Xinjie LONG¹^,²

Affiliations

^1.Hunan Center of Natural Resources Affairs, Changsha, Hunan 410004, China

^2.Observation and Research Station of Lengshuijiang Mining Ecological Environmental Monitoring, Ministry of Natural Resources, Changsha, Hunan 410004, China

^3.Technology Innovation Center for Ecological Protection and Restoration in Dongting Lake Basin, Ministry of Natural Resources, Changsha, Hunan 410004, China

^4.School of Environmental Studies, China University of Geosciences (Wuhan), Wuhan, Hubei 430074, China

出版时间: 2025-06-25

文章导航

摘要

收起

为探究湖南锡矿山生态修复工程对地下水中锑迁移释放的影响机制，通过对2016年与2023年采集的锡矿山地下水样品水化学对比和水文地球化学模拟，分析了生态修复前后地下水水化学特征和锑含量的变化规律。结果显示：生态修复对矿区3个不同灰岩裂隙含水层中的锑含量有不同程度的影响，其中佘田桥组和锡矿山组受采矿活动和外源污染影响显著，锑质量浓度普遍升高；下石炭统组含水层地下水水位较低且存在隔水层，锑含量降低；生态修复前后Sb的来源具有较强的分异性，迁移转化受大规模的覆土、覆绿工程影响明显；生态修复工程改变了氧化还原环境，加快了地下水中Sb(Ⅲ)的氧化，地下水中锑的主要存在形态为。研究成果可为矿区生态修复工程中的重金属污染防治提供科学依据。

关键词

锑污染 / 生态修复 / 迁移转化 / 地下水 / 水化学特征

Abstract

收起

To explore the impact mechanism of ecological restoration project on the migration and release of antimony in groundwater in TinMine of Hunan, hydrochemical comparisons and hydrogeochemical simulations were conducted on groundwater samples collected from TinMine in 2016 and 2023. The changes in groundwater hydrochemical characteristics and antimony content before and after ecological restoration were analyzed. The results show that ecological restoration has varying degrees of impact on the antimony content in three different limestone fracture aquifers in the mining area, among which the Shetianqiao formation and TinMine formation are significantly affected by mining activities and external pollution, and the antimony mass concentration generally increases. The level of groundwater in the lower carboniferous formation aquifer is low and there is an aquitard, resulting in a decrease in antimony content. The source of Sb before and after ecological restoration has strong differentiation, and its migration and transformation are significantly affected by large-scale soil and green covering projects. The ecological restoration project has changed the redox environment and accelerated the oxidation of Sb (Ⅲ) in groundwater. The main form of antimony in groundwater is . The research results can provide scientific basis for the prevention and control of heavy metal pollution in ecological restoration projects in mining areas.

Key words

Antimony pollution / Ecological restoration / Migration and transformation / Groundwater / Hydrochemical characteristic

引用本文

兰建梅, 唐晖, 周楚韵, 周建伟, 王飘奕, 龙馨洁. 大型锑矿区生态修复工程对地下水中锑迁移释放的影响机制. 矿业研究与开发, 2025 , 45 (6) : 182 -191 .

Jianmei LAN, Hui TANG, Chuyun ZHOU, Jianwei ZHOU, Piaoyi WANG, Xinjie LONG. Impact Mechanism of Ecological Restoration Projects in Large-Scale Antimony Mining Areas on the Migration and Release of Antimony in Groundwater[J]. Mining Research and Development, 2025 , 45 (6) : 182 -191 .

正文

收起

0　引言

收起

锑(Sb)广泛存在于自然界中，是一种有毒且具有致癌性的类金属元素，锑的原生矿物大多不稳定，通常以含锑矿物形式存在于自然界中，硫化锑是锑最主要的赋存形态^[1]。水体中的天然锑来源于岩石风化、土壤径流、大气沉降等过程^[2]，自然界水环境中锑的含量小于1 μg/L，《生活饮用水卫生标准》（GB 5749—2006）指出，锑的最大容量值为0.005 mg/L^[3]。中国锑资源丰富，主要分布在广西、湖南、云南和贵州等地^[4]，受锑资源分布影响，锑矿区土壤中锑含量极高，水中锑主要集中在颗粒物质中。锑矿区水体中含锑背景值较高，吴思^[5]研究发现贵州省晴隆锑矿矿井废水中锑质量浓度范围为274.86~464.07 μg/L，平均锑质量浓度为339.06 μg/L；湖北大冶铁矿废水中锑质量浓度约为0.70~52.77 μg/L^[6]；在湖南锡矿山，水环境中锑含量分布在0.15~47.40 mg/L，其中地表河水锑含量为0.18~8.12 mg/L^[7]。

锑对人体健康、环境的危害与锑的形态密切相关，在自然的水体环境中，锑以4种价态存在：-3价、0价、+3价和+5价。不同氧化状态的锑具有不同的毒性，其中+3价锑的毒性大于+5价锑，无机态锑的毒性大于有机态锑^[8]。锑浓度会影响其危害形式^[9]。锑浓度低时，容易造成慢性中毒，引发呼吸道、消化道疾病和神经系统损伤^[10]；而大量吸入锑及其化合物，会破坏体内酶活性^[11]，造成人体代谢紊乱。在植物生长过程中，高浓度锑则会破坏土壤生态系统平衡，影响土壤肥分，抑制植物和微生物生长^[12]。因此，了解锑分布及其在不同环境介质中的迁移释放过程，对于制定有效的环境修复管理策略至关重要。刘飞等^[13]对水环境中锑形态进行分析，同时利用同位素示踪法分析了锑在水环境中的氧化还原状态、吸附解吸过程以及有机质和微生物对矿山水环境中锑污染组分的迁移转化过程的影响。

目前，国内外针对矿山生态环境修复手段多样，包括土壤淋洗^[14-15]、固化/稳定技术^[16]、氧化/还原技术^[17-18]、土壤光降解技术^[19]、植物修复技术^[20]、微生物修复技术^[21]等。湖南冷水江生态修复工程主要从污染源治理和生态修复与绿化入手，针对锡矿山留存的废渣堆，在建设废渣集中管控填埋场的基础上，利用中性中温连续盐析工艺进行砷碱渣的资源化处理^[22]。同时，冷水江市协同推进矿山的植被修复工程，引种女贞、柏木、构树、红叶石楠等抗污树种^[23]，不仅成功完成山体复绿，还利用植物的新陈代谢活动来降低土壤中的重金属污染物浓度^[19]。然而，目前关于冷水江市生态修复过程中矿山水环境锑污染演化规律的研究较少^[24]，揭示矿区生态治理过程中的锑污染演化机制对保障矿区饮水安全与制定污染防控政策具有重要意义。

本研究通过采集不同区域样品，基于基础理化数据、阴阳离子、特征污染物（锑）、微量元素等指标的测试分析，评估锑在环境中的迁移和释放情况。利用水化学分析和多种同位素分析方法，识别水环境中的污染源并解析水中锑迁移释放特征，比较生态修复前后水环境中锑分布和迁移释放的差异性。研究成果可为锡矿山生态修复工程提供相关科学依据。

1　研究区概况

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1.1　水文地质条件

锡矿山锑矿位于湖南省冷水江市北部，是世界上储量和产量最大的锑矿，矿区面积约为116 km²。研究区属大陆性亚热带季风湿润气候，地势较高，霜季较长，冬季寒冷，夏季凉爽，年平均气温为16.7 ℃。降雨主要集中在6月，年降雨量为1 354 mm，年平均蒸发量为903.3 mm。区内以季节性溪流为主，属于资江水系，主要存在玄山河、飞水岩河、谭家溪和坝塘山溪4条溪流。

锡矿山为东缓西陡、向南北两端倾伏的半边复背斜，由一系列轴向NE或NNE的次级短轴背斜和向斜组成，西翼被F75断裂切割，东翼有煌斑岩脉和北东向断裂穿过。锑矿区属溶蚀构造低山地貌，区内沟谷发育。矿区主要由下石炭统和上泥盆统的地层构成，上泥盆统的佘田桥组和锡矿山组在锑矿区域中心出现，而下石炭统的地层则分布在锑矿区的外围。锑矿层主要赋存于上泥盆统佘田桥组中段的硅化岩中，形态以层状和似层状为主，围岩蚀变主要以硅化为主，其中矿体的遮挡层为佘田桥组上段页岩。矿石类型主要为原生单硫化物矿石（辉锑矿，Sb₂S₃），成分组合简单，伴生矿物仅有微量的黄铁矿、闪锌矿和毒砂。

矿区大多数泉点和水井主要分布在两个含水层中：上泥盆统锡矿山组马牯脑段(D₃x⁴)裂隙岩溶含水层在地表大面积出露，浅部岩溶较发育，出露泉较多，多以下降泉为主，为上部含水层；上泥盆统佘田桥组灰岩段(D₃s²)裂隙岩溶含水层分布于矿区中部，出露泉较少，为下部含水层。两个含水层之间存在锡矿山组兔子唐段至泥塘里段(D₃x³−D₃x²)与长龙界段至佘田桥组页岩段(D₃x¹−D₃s³)相对隔水层。研究区地下水主要接受大气降水入渗补给，补给途径包括裸露岩石的裂隙、硅化灰岩破碎带以及少数未封孔的老钻孔。此外，流经矿区北部佘田桥组灰岩段的地表水也会对地下水进行一定的入渗补给。

北矿区的地下水一部分自南向北以泉的形式排泄，另一部分通过排水巷道自北东向南西方向排泄，汇入地表水系。南矿区由于采矿活动范围及开采深度大，排泄方式主要为矿井人工排泄，形成降落漏斗。

1.2　生态修复工程

冷水江市矿业开发强度大，矿产资源开发引发了地面塌陷、地裂缝、含水层破坏、地表景观植被的破坏和水土污染等一系列环境问题。各级政府以及矿山企业在区内实施了一批治理及生态保护修复工程：针对锡矿山留存的废渣堆，主要采用中性中温连续盐析工艺对砷碱渣进行资源化处理；针对锡矿山部分地段土地荒漠化、石漠化等问题，主要采用场地蓄排水工程、边坡支护、复绿工程等措施；针对水土污染问题，主要采用河床整理、便道、安全护栏、植物修复等措施，打造绿色走廊；针对矿区水资源破坏、水土流失等问题，主要采取栽植水源涵养林、便道、场地蓄排水工程等措施；针对水托村、洞下村农田漏失，主要采取条田修筑、旱地梯田修筑等措施；针对采空区地面塌陷，主要采取搬迁避让及房屋维修措施。

2　材料与方法

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本研究分别对2016年、2023年在锡矿山采集的水环境样品中选取14个地下水点共28组水样数据，其中佘田桥组含水层5个，锡矿山组含水层8个，下石炭统含水层1个，地下水采样点位置如图1所示。采用哈希便携式水质分析仪（HQ40d）对水样的水温、pH、电导率（EC）和氧化还原电位（Eh值）进行现场监测。

所有水环境样品通过0.45 μm微孔滤膜进行抽滤后，装入预清洗并灭菌的50 mL高密度聚乙烯（HDPE）取样瓶中，所取水样装满整个取样瓶，不留顶空，取样后立即盖好瓶盖，密封并保存在0~4 ℃的环境下。用于测定阳离子与微量元素的样品采用1~2滴浓HNO₃酸化至pH为1~2。采用电感耦合等离子体原子发射光谱仪(ICAP6300)测定水样阳离子，采用离子色谱仪(Dionex ICS-1100)测定水样阴离子，采用原子荧光光谱仪(AFS-830a)测定砷和锑含量，其他微量元素采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)进行测定。用PHREEQC水文地球化学模拟软件对生态修复前后水环境中的锑砷形态进行定量计算，模拟选用的数据库为minteq.dat，通过输入水样的总砷、总锑浓度模拟计算出各形态锑和砷的浓度。

3　结果与讨论

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3.1　生态修复工程地下水恢复效果评估

为分析生态修复工程对水环境的影响，对不同含水层、不同类型地下水的主要离子质量浓度年际变化特征进行分析，各项指标质量浓度年际变化如图2、图3所示。

由图2可知，锡矿山组2023年泉水样点各离子质量浓度与2016年相比均呈下降趋势（GW4除外），而GW4的Na⁺、Cl⁻、

、

、As和Sb呈明显增加趋势。GW4泉点直接出露在废渣堆附近，生态修复工程对渣堆的扰动导致渗滤液直接入渗，引起各离子含量升高。佘田桥组GW5泉点各离子含量均呈上升趋势，这是由于GW5泉点西向和东向各有一个渣堆，且受采矿活动影响较大，导致辉锑矿风化溶解，致使生态修复工程效果不佳。

由图3可知，自2016年至2023年，锡矿山组井水样点的K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、Cl⁻、Pb、As含量呈下降的趋势，这表明生态修复工程对埋深较浅的锡矿山组含水层有一定效果，可以阻拦淋滤液进一步入渗到地下，从而降低地下水中的离子质量浓度；

、

、Sb含量呈升高特征，其中

、

离子质量浓度的升高是由于矿山复绿过程中，为了绿植成功存活所添加的化学肥料，同时，GW11位于船山村，

离子质量浓度突增可能受到人类活动的影响。佘田桥组各离子含量普遍呈现增大趋势，这与GW12、GW13均处于渣堆附近有关，废渣淋滤溶液更易补给进入地下水，同时辉锑矿主要赋存在佘田桥组中，其开采活动对地下水的扰动更为显著，降低了该处的生态修复效果。对于地下水埋藏更深的下石炭统组，其各离子质量浓度均有所降低，这表明该点位受人类活动影响较小，生态修复工程取得了最佳效果。

3.2　生态修复前后水化学特征变化

在生态修复工程开展后，生态修复前后矿区地下水化学指标统计结果显示（见表1），研究区水样的pH呈中性至弱碱性。生态修复工程开展前地下水pH在6.43~8.63之间，均值为7.74；到2023年，地下水pH均值为7.55，出现一定程度的降低。不同年份水环境样品的主要阳离子平均质量浓度整体表现为：Ca²⁺>Na⁺>Mg²⁺>K⁺；主要阴离子平均质量浓度整体表现为

。其中，生态修复后地下水中Na⁺质量浓度明显下降，这可能是生态修复过程中，植被大量增加，植物根系吸收阳离子用于自身的生长代谢导致的；而

、

呈上升趋势，则可能源于生态修复过程中施用的微量元素肥料，同时土壤结构的改善促进了含硫、氯和碳酸氢根化合物的溶解释放。

生态修复前后地下水体水化学类型统计见表2。由表2可知，研究区2016年地下水样品中有7种水化学类型，2023年地下水样品有6种水化学类型，水化学类型趋向单一化；地下水样品主要水质类型没有变化，均为HCO₃−SO₄−Ca型；

含量有上升趋势，

含量明显升高，可能是由于外源污染增加，如地表露天堆放渣堆及生态修复过程中添加化学肥料（硫酸铵（(NH₄)₂SO₄）、硫酸钾(K₂SO₄)、硝酸钾(KNO₃)等），这些外源污染导致氧化增强，产生的渗滤液下渗，影响地下水水质。

生态修复前后地下水化学Piper三线图如图4所示。由图4可知，水环境样品中的阳离子以Ca²⁺为主，阴离子以

和

为主，这是矿区碳酸岩盐与辉锑矿等风化溶解作用的结果。其化学反应方程式如下。

（1）

（2）

3.3　生态修复前后锑来源差异

生态修复前后研究区地下水中Sb质量浓度见表3。由表3可知，生态修复后地下水中佘田桥组10组地下水样品Sb的质量浓度为1.20~48.61 mg/L，均值为14.48 mg/L；锡矿山组16组水样Sb的质量浓度为0.04~23.78 mg/L，均值为3.36 mg/L；下石炭统2组水样Sb的质量浓度均为0.04 mg/L。与修复前对比，佘田桥组与锡矿山组地下水中的Sb质量浓度呈上升趋势；下石炭统采集样品数量较少，修复后地下水中Sb的质量浓度从0.12 mg/L降至0.04 mg/L。

生态修复前后各样点地下水中Sb质量浓度变化情况如图5所示。由图5可知，生态修复后地下水中Sb质量浓度总体呈上升趋势，且相对于修复前Sb质量浓度波动范围更大。结合重金属离子浓度的时间变化趋势可知，2023年锡矿山组含水层中的Pb、As质量浓度较2016年总体呈下降趋势，Sb浓度呈上升趋势，这表明随着生态修复过程的实施，大规模的覆土和覆绿工程使渣堆重金属的淋溶过程得到了缓冲，使得Pb、As等吸附性较强的重金属固定在土壤介质中；而迁移性较强的Sb在土壤中的富集与再释放形成了生态修复后锑进入地下水的新途径。主成分分析(PCA)能够反映地下水中各离子的组成关系与形成机制，因子载荷的接近程度代表水化学指标之间的相关性（夹角越小相关性越强），因子载荷的长度表示水化学参数对样本的贡献度。图6为生态修复前后地下水主要指标主成分因子载荷关系图，图中左轴与下轴构成的坐标系中，地下水采样点坐标值表示该水样在每个主成分方向上的投影值，反映该水样沿该主成分的偏离程度；上轴与右轴构成的坐标系中，箭头代表各水化学参数的因子载荷，载荷的长度表示该参数对相应主成分的贡献大小，箭头的角度表示变量之间的相关性。对比2016年与2023年的因子载荷结果可以发现，2016年的Na⁺、Mn²⁺、As与2023年的Na⁺、Mn²⁺、As接近程度较高，相关性较好，说明这3种化学参数在不同的时间尺度下表现出相同的来源，结合水化学分析，本研究推测Na⁺、Mn²⁺和As可能均来自渣堆的淋滤作用。对于不同时间尺度下地下水中Sb的来源差异，PCA分析表明，2016年与2023年的Sb、

的因子载荷趋于相反的方向，表明生态修复前后Sb的来源具有较强的分异性，并且大规模的覆土、覆绿工程影响着Sb的迁移转化。

3.4　生态修复前后锑富集差异

为分析生态修复前后地下水中Sb富集差异，对不同年份采样点的Sb形态变化特征进行分析，如图7所示。地下水中不同Sb形态浓度变化趋势表明，生态修复工程对地表土壤的揭露可能加快了含锑固体废弃物淋滤入渗，导致2023年地下水中Sb（Ⅲ)含量的增加。而GW14位于下石炭统含水层，地下水水位埋深较大，与佘田桥组和锡矿山组之间存在隔水层，抑制了淋滤液的直接补给入渗，因此其Sb（Ⅲ)浓度表现出不一致的变化特征。同时，由于生态修复工程改善了土壤的通气性和水分状况，地下水氧化还原电位普遍降低(见表4)，使得修复后地下水的氧化速率降低，地下水样点中钻井点(GW8～GW14)更多的Sb(Ⅲ)被氧化成Sb(Ⅴ)。

为进一步研究锑的迁移转化过程，本研究采用PHREEQC软件的minteq.dat数据库，通过地球化学模拟计算不同形态锑的占比，结果如图8所示。由图8可知，除GW14点位外，其余地下水点位均为

占比最高，在大部分水样中

占比超过了99%，是地下水中锑的主要存在形态。年际变化特征显示，GW8处的锑形态逐渐向

转化，GW2、GW7和GW13处则存在

向其他形态转化的现象。

研究区内主要含水层为锡矿山组和佘田桥组，其中佘田桥组是主要含矿层。佘田桥组地层中的高锑地下水主要成因为辉锑矿的风化溶解，Sb₂S₃先转化为Sb₂O₃，再水解为Sb(OH)₃, 最后被氧化为

，见式(3)至式(5)。而锡矿山组岩层不含锑矿石，因此高锑地下水的成因可能为含锑废渣的淋滤作用，Na₃SbO₄先水解为

再转化为

，见式(6)至式(7)。此外，矿山开采活动会破坏原生隔水层，使佘田桥组与锡矿山组地层形成新的导水通道，使高锑地下水进入锡矿山组。

（3）

（4）

（5）

（6）

（7）

4　结论

收起

通过对生态修复前后锡矿山地区地下水化学特征和锑的分布差异进行系统分析，得出以下主要结论。

（1）生态修复前后，矿区泥盆系上统佘田桥组、锡矿山组以及下石炭统3个灰岩裂隙含水层中的锑含量均受到不同程度的影响。锡矿山组和佘田桥组泉水样点离子质量浓度整体呈下降趋势，但其中两个样点由于出露在渣堆附近，受采矿活动影响较大，离子质量浓度呈上升趋势，生态修复效果不佳；对于井水样点，生态修复工程对下石炭统修复效果最佳，对锡矿山组含水层有一定效果，可阻拦淋滤液进一步入渗到地下降低部分离子浓度，而佘田桥组受到开矿活动影响较大，显著降低了生态修复成效。

（2）研究区地下水pH呈中性至弱碱性，主要离子平均质量浓度整体表现为：Ca²⁺>Na⁺>Mg²⁺>K⁺，

；水化学类型以HCO₃−SO₄−Ca型为主，其形成过程受到生态修复工程以及碳酸盐岩、辉锑矿石风化溶解控制。

（3）不同含水层中Sb质量浓度均值明显不同，整体表现为：佘田桥组>锡矿山组>下石炭统。生态修复后，佘田桥组与锡矿山组地下水中Sb质量浓度呈上升趋势，均值变化分别为由10.88 mg/L升高至14.48 mg/L，由2.26 mg/L升高至3.36 mg/L；下石炭统Sb质量浓度呈下降趋势，均值从0.12 mg/L降低至0.04 mg/L。同时，生态修复前后Sb的来源具有较强的分异性，大规模的覆土、覆绿工程也影响着Sb的迁移转化。

（4）研究区锑以Sb(Ⅲ)为主，地下水中锑的主要存在形态为

，其转化受辉锑矿的风化溶解与含锑废渣堆的淋滤作用控制。生态修复工程通过改善土壤通气性与水分状况改变其氧化还原环境，使得修复后地下水的氧化速率降低，钻井地下水样点中的更多的Sb(Ⅲ)被氧化成Sb(Ⅴ)。

（5）随着冷水江市历史遗留矿山生态修复工程的大力推进，废弃矿山生态修复颇有成效。建议坚持生态保护优先、自然恢复为主的原则，结合现场实际情况，科学选择生态修复手段，利用矿山自然生态系统的自我修复能力与人工修复技术，完成污染物的源头治理与削减。同时，开展修复工程的定期监测工作，阶段性评估生态修复成效，动态调整生态修复方案，探索冷水江市废弃矿山生态环境问题的最适解决方案。

基金

收起

国家级地质环境监测与预报项目(121201014000150003)
湖南省自然资源厅科技计划项目(20230150ST)
湖南省国土资源厅地质环境项目(湘国土资发〔2017〕6号)

参考文献

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文献

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2025年第45卷第6期

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接收时间：2024-08-21
首发时间：2026-10-30
出版时间：2025-06-25

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收稿日期：2024-08-21

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国家级地质环境监测与预报项目(121201014000150003)

湖南省自然资源厅科技计划项目(20230150ST)

湖南省国土资源厅地质环境项目(湘国土资发〔2017〕6号)

作者信息

^1.湖南省自然资源事务中心，湖南　长沙　410004

^2.自然资源部冷水江矿山生态环境监测野外科学观测研究站，湖南　长沙　410004

^3.自然资源部洞庭湖流域生态保护修复工程技术创新中心，湖南　长沙　410004

^4.中国地质大学（武汉）环境学院，湖北　武汉　430074

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2种不同金属材料的力学参数

科 Family	属数 Number of genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)	属 Genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)
鹅膏菌科Amanitaceae	2	11	5.26	鹅膏菌属 Amanita	10	4.78
小菇科 Mycenaceae	2	12	5.74	丝盖伞属 Inocybe	5	2.39
多孔菌科 Polyporaceae	8	14	6.70	蜡蘑属 Laccaria	5	2.39
红菇科 Russulaceae	3	23	11.00	小皮伞属 Marasmius	6	2.87
				小菇属 Mycena	11	5.26
				光柄菇属 Pluteus	5	2.39
				红菇属 Russula	17	8.13
				栓菌属 Trametes	5	2.39

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TxT

年份	数据类型	pH	质量浓度/(mg/L)
2016年	极大值	8.63	7.51	192.00	142.00	21.20	141.00	432.00	31.40	8.63
极小值	6.43	0.88	4.26	28.40	1.77	0.60	0.40	0.10	6.43
均值	7.74	3.64	37.62	73.02	9.35	15.85	136.62	7.98	7.74
2023年	极大值	8.05	8.42	135.76	165.31	50.66	48.09	1 116.83	87.47	8.05
极小值	6.59	0.43	0.46	22.44	2.86	1.48	68.46	1.20	6.59
均值	7.55	3.35	28.21	75.48	10.70	13.66	245.53	25.92	7.55

年份

数据类型

质量浓度/(mg/L)

K⁺

Na⁺

Ca²⁺

Mg²⁺

Cl^–

2016年

极大值

8.63

7.51

192.00

142.00

21.20

141.00

432.00

31.40

8.63

极小值

6.43

0.88

4.26

28.40

1.77

0.60

0.40

0.10

6.43

均值

7.74

3.64

37.62

73.02

9.35

15.85

136.62

7.98

7.74

2023年

极大值

8.05

8.42

135.76

165.31

50.66

48.09

1 116.83

87.47

8.05

极小值

6.59

0.43

0.46

22.44

2.86

1.48

68.46

1.20

6.59

均值

7.55

3.35

28.21

75.48

10.70

13.66

245.53

25.92

7.55

样品点位	水化学类型
GW1	HCO₃-SO₄-Ca-Na	HCO₃-SO₄-Ca
GW2	HCO₃-SO₄-Ca-Na	SO₄-HCO₃-Ca
GW3	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW4	HCO₃-SO₄-Ca	SO₄-HCO₃-Na-Ca
GW5	HCO₃-SO₄-Ca	SO₄-Ca
GW6	SO₄-HCO₃-Ca	SO₄-Ca
GW7	SO₄-HCO₃-Ca	SO₄-Ca
GW8	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW9	SO₄-HCO₃-Ca-Mg	HCO₃-SO₄-Ca
GW10	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-SO₄-Ca
GW11	HCO₃-SO₄-Ca	HCO₃-Ca
GW12	HCO₃-SO₄-Na-Ca	SO₄-HCO₃-Na-Ca
GW13	SO₄-Na-Ca	SO₄-Ca-Mg
GW14	HCO₃-SO₄-Ca-Mg	HCO₃-SO₄-Ca

样品点位

水化学类型

2016年

2023年

GW1

HCO₃-SO₄-Ca-Na

HCO₃-SO₄-Ca

GW2

HCO₃-SO₄-Ca-Na

SO₄-HCO₃-Ca

GW3

HCO₃-SO₄-Ca

GW4

HCO₃-SO₄-Ca

SO₄-HCO₃-Na-Ca

GW5

HCO₃-SO₄-Ca

SO₄-Ca

GW6

SO₄-HCO₃-Ca

SO₄-Ca

GW7

SO₄-HCO₃-Ca

SO₄-Ca

GW8

HCO₃-SO₄-Ca

GW9

SO₄-HCO₃-Ca-Mg

HCO₃-SO₄-Ca

GW10

HCO₃-SO₄-Ca

GW11

HCO₃-SO₄-Ca

HCO₃-Ca

GW12

HCO₃-SO₄-Na-Ca

SO₄-HCO₃-Na-Ca

GW13

SO₄-Na-Ca

SO₄-Ca-Mg

GW14

HCO₃-SO₄-Ca-Mg

HCO₃-SO₄-Ca

年份	质量浓度/(mg/L)
2016年	47.40	0.05	10.88	16.70	0.06	2.26	0.12	0.12	0.12
2023年	48.61	1.20	14.48	23.78	0.04	3.36	0.04	0.04	0.04

年份

质量浓度/(mg/L)

佘田桥组

锡矿山组

下石炭统

最大值

最小值

均值

最大值

最小值

均值

最大值

最小值

均值

2016年

47.40

0.05

10.88

16.70

0.06

2.26

0.12

2023年

48.61

1.20

14.48

23.78

0.04

3.36

0.04

年份	GW1	GW2	GW3	GW4	GW5	GW6	GW7	GW8	GW9	GW10	GW11	GW12	GW13	GW14
2016年	99.9	117.0	122.9	125.3	115.5	100.4	148.6	223.0	234.5	261.1	209.6	206.0	248.1	—
2023年	92.2	41.4	45.0	97.3	107.7	54.9	48.0	54.8	117.4	177.8	144.0	34.8	103.9	81.3

年份

GW1

GW2

GW3

GW4

GW5

GW6

GW7

GW8

GW9

GW10

GW11

GW12

GW13

GW14

2016年

99.9

117.0

122.9

125.3

115.5

100.4

148.6

223.0

234.5

261.1

209.6

206.0

248.1

—

2023年

92.2

41.4

45.0

97.3

107.7

54.9

48.0

54.8

117.4

177.8

144.0

34.8

103.9

81.3