张丽星,周瑞平,海春兴,岳大鹏

矿井中水灌溉下土壤重金属的污染特征研究

张丽星1,2,周瑞平2*,海春兴2,岳大鹏1

(1.陕西师范大学地理科学与旅游学院,陕西 西安 710119；2.内蒙古师范大学地理科学学院,内蒙古 呼和浩特 010022)

为探讨矿井中水生态灌溉土壤的重金属空间分布和污染特征,在野外长缓坡面进行自上而下的“梯田式”灌溉试验,连续灌溉3a,对灌溉坡地(灌溉区)与未灌溉坡地(未灌溉区)土壤重金属(As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn)含量进行对比分析,并利用地累积指数法评价土壤重金属污染水平.结果表明,研究区土壤重金属含量均低于农用地土壤污染风险筛选值,灌溉区土壤As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的均值超过内蒙古背景值,灌溉区土壤Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量显著高于未灌溉区(< 0.05).灌溉区与未灌溉区表层与深层土壤重金属含量无显著差异,而在沿坡面方向上重金属的分布特征具有显著差异.与未灌溉区相比,灌溉区Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量在中上坡位出现显著累积现象,而下坡位变化不大.对两个样区表层(0～20cm)土壤重金属污染特征进行评价,结果显示灌溉区Cr、Cu、Ni、Pb和Zn在中上坡位为轻度污染,未灌溉区土壤As部分样点处于轻度污染状态,其他重金属整体处于清洁状态.综上,矿井中水灌溉会造成中上坡位土壤重金属累积,出现一定的污染风险,而对下坡位影响较小.研究结果可为矿井水资源化及水资源可持续发展提供数据支撑.

矿井中水；生态灌溉；重金属污染；布尔台矿

在中国,煤矿多分布在缺水地区,包括西北、东北和中部的干旱和半干旱地区.尤其是西北地区,煤矿资源探明储量占全国的35.3%,而水资源仅占全国的5.7%[1],属于资源性缺水地区.随着煤炭工业的快速发展,煤矿开采过程中排放大量的矿井水[2],进一步加剧了当地水资源的危机.矿井水资源化是缓解水资源危机的重要措施[1-3].经过相应工艺处理且达到预期用途的矿井中水,经济成本低且有助于降低污染物排放,是实现水资源良性循环及可持续利用的重要手段之一.但由于矿井水处理不到位,排放不规范等原因,导致不少地区出现土壤重金属污染问题.因此,深入研究矿井中水灌溉下土壤重金属的污染,对于此类地区的可持续发展具有现实意义.

重金属是影响土壤环境质量的一个重要因素[4-7],此类污染物不仅会造成土壤污染影响植物生长,而且会通过生物放大效应威胁人类健康[8-9].我国矿井水资源化的比例为工业用水占比超过50%,生态环境用水占比达30%,农业和生活用水最少[1].早在2005年我国煤炭矿区就有利用矿井水进行矿区生态灌溉、降尘[10-11].这虽然在一定程度上缓解了缺水危机,但也造成了土壤重金属富集,存在一定的生态风险[12-13].由于地层矿物溶滤和采煤活动的影响,矿井水中含有Fe、Mn、Zn、As、Pb等重金属元素,不适宜直接用于生态灌溉[14-15].那么,经过处理再利用的矿井水灌溉是否会导致土壤重金属污染,这与灌溉水的化学特性,灌溉时间及灌溉方式等有关[16-17].合理地利用矿井中水于生态灌溉,对于水资源短缺及生态环境脆弱的西北地区,具有十分重要的意义.

布尔台矿区[18]位于西北地区黄土高原北缘与毛乌素沙地的过渡地段,由于特殊的地理位置使得土壤长期受到煤炭开采活动及水蚀风蚀的影响,造成土壤贫瘠,植被覆盖率低,生态环境敏感脆弱.布尔台矿区利用矿井中水通过沟灌的方式对丘陵坡地进行生态绿化,在灌溉水的作用及地形因子影响下,使得重金属在土壤中的迁移分布特征变得极为复杂.本文选取布尔台矿区周边灌溉和未灌溉的丘陵坡地,通过对比分析灌溉区与未灌溉区土壤重金属在不同深度和沿坡面的迁移分布规律,采用地累积指数法评价其污染程度,探讨由上往下逐级灌溉方式对矿井中水污染物的生态截留效应,揭示矿井中水灌溉下丘陵坡地土壤重金属的迁移分布规律及污染风险,为矿井中水应用于生态灌溉与生态环境修复提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于内蒙古鄂尔多斯市伊金霍洛旗乌兰木伦镇布尔台矿区(39°25¢49²,110°1¢18²),井田面积192.6km2,可采储量20亿t,设计生产能力2000万t/a,服务年限71.9a.井田地质构造简单,煤层倾角平缓,赋存稳定,具有埋藏浅,易开采的优势.矿井为低瓦斯矿井.煤炭品种为中高发热量的不粘煤和长焰煤,主采煤层煤质优良,具有低灰、低硫、低磷、高挥发份的特点,是优质的动力、气化、工业用煤.

矿区地处毛乌素沙漠与黄土丘陵沟壑两大地貌类型交错过渡地带,境内地貌类型主要为丘陵沟壑,属于温带半干旱大陆性季风气候,年平均降水量为357.1mm,年均气温6.2℃,降雨集中,易发洪水,由于地表物质组成疏松、植被稀少、气候干旱、多风沙,水土流失严重,生态环境十分脆弱[19].

该区利用矿井中水进行生态灌溉,灌溉水来源为布尔台矿的矿井水处理厂.在坡顶设置蓄水池(8´8´10m,640m3),在坡面上沿等高线连续布设灌溉沟渠,各水平渠相距2～6m.灌溉水由蓄水池通过灌溉管道进入最高处的水平渠内,水满后进入下一道水平渠,由上往下的“梯田式”逐级灌溉.每年土壤解冻后开始灌溉,连续灌溉3a,每次灌水量为640m3.4月上旬灌溉一次,5、6、7月气温升高植被生长旺盛,需水量大,一般15d左右浇水一次.8、9月为雨季,仅浇水1次,8月中旬后停止浇水,促进木质化,10月下旬进入越冬期,浇水1次.该区土质为沙黄土.

1.2 研究方法

1.2.1 样点采集 收集研究区的基本资料,经过初步调查,结合地形分布和自然地理条件,根据其地貌特征和现场实际情况,样区选择了1个长缓坡面,从坡顶到坡底沿坡面的灌溉沟渠连续均匀布设10个采样位置,各样点约间隔10m.其中,1～3、4～7和8～10号采样位置分别布设在上坡位、中坡位和下坡位,其中1号采样位置布设在坡顶,下坡位比上坡位和中坡位坡度起伏更大.坡面平行设置3组重复(图2),每个平行样之间的距离约为10m.沿灌溉沟渠一侧采集土样,采集前去除灌溉沟渠纵剖面表层的风化物,分别采集0～20cm,20～60cm土层土样.选择1个未灌溉的坡面采集对照样,采集方法与灌溉区相同.共计采集240个土样,将采集的土壤样品分装好,带回实验室测定分析.

1.2.2 土壤重金属元素测定 (1)样品制备与测定 利用激光诱导击穿光谱(LIBS)技术测定土壤中As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的含量[20-21],试验仪器采用美国光谱公司(Applied Spectra Inc., ASI)生产的J200激光光谱元素分析仪.具体操作步骤如下:1)将采集的土壤充分混匀,取5g左右的土样研磨,然后进行200目过筛处理.2)用天平精确称出1g研磨过筛后的样品,在FYD-60型压片机上压片,放入J200激光元素分析仪的测样室进行激光打样,获取光谱信息.3)采用ASI公司的光谱分析软件Data Analysis进行定量分析.定量分析使用多变量分析方法,多变量分析是利用一个光谱范围来建立多变量回归模型,利用更多的光谱信息有助于减少基底效应,提高分析的准确度和精确度[22-23].选择8种国家标准土壤样品创建多变量分析库,分别为GBW07402, GBW07408, GBW07427, GBW07446, GBW07447, GBW07448, GBW07449, GBW07450, 然后利用主成分分析获取合适的主成分因子,建立多元定标模型.

图2 采样分布

(2)方法的精密度和准确度 在图3中,标准含量与预测含量拟合曲线的2>0.9,说明本次模型预测精度较高,本次试验测定结果的RSD均小于5%,也说明本方法测定结果的准确性较好.

1.2.3 数据分析 (1) 土壤剖面重金属差异分析为了便于体现表层与深层土壤重金属含量的差异[24],将表层含量s除以深层含量d,用R表示,

R大于1表明重金属表层含量大于深层含量,反之则表明其深层含量大于表层含量.通过表层含量与深层含量的比值可以直观表征重金属的富集情况,既可以得出重金属在垂直方向上的分布规律,又能够探讨影响其分布的因子.

(2) 地质累积指数法 地积累指数法[25]能够充分反映自然条件和人类活动对土壤的影响,可以直观反映重金属的累积程度.计算公式如下:

式中:Igeo为地质累积指数,Ci为元素i的实测含量值,Bn为重金属的地球化学背景值,本文采用内蒙古土壤背景值,k为由于各地区差异可能引起背景值波动引入的常数,通常k=1.5.地质累积指数分级见表1.

表1 地质累积指数评价分级标准

2 结果分析

2.1 土壤重金属全量分析

根据表2土壤重金属含量统计结果,通过与《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)的风险筛选值[26]相比,发现灌溉与未灌溉土壤这6种重金属含量均未超出其风险筛选值.与内蒙古土壤背景值[27]相比,灌溉区土壤中As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的均值超过内蒙古土壤背景值,分别超过内蒙古土壤背景值的46.0%、49.6%、86.8%、54.3%、32.0%、36.6%,表现为Cu超标率最高.未灌溉区土壤中As、Cr、Cu和Pb的均值分别超过内蒙古背景值的31.7%、3.0%、14.7%和6.0%.

从灌溉与未灌溉统计结果来看,灌溉区土壤As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量平均值均高于未灌溉区,分别高10.8%、45.2%、62.8%、61.8%、24.5%和61.6%,表现为灌溉区Cu、Ni和Zn累积程度较高,且均超过了50%.通过配对检验发现,Cr、Cu、Ni、Pb和Zn差异显著(<0.05),其中Cr、Cu、Ni和Zn在0.01水平下差异显著.

表2 灌溉区与未灌溉区土壤重金属全量描述统计特征

注:除变异系数,各指标的单位均是mg/kg.不同样区不同小写字母表示差异显著(<0.01),不同样区不同大写字母表示差异显著(<0.05).

2.2 土壤重金属空间分异特征

2.2.1 重金属的垂向富集特征 通过土壤重金属表层与深层质量比的比值[24]了解研究区各样点在垂直方向上土壤重金属富集情况.如图4(a)所示,灌溉区重金属表层与深层质量比的平均比值在0.95～ 1.03,说明灌溉区土壤重金属含量在垂直方向上表层含量与深层含量差异不大.其中,Cu和Pb的比率为1.03,其他重金属比率均小于1,说明其在垂直方向上呈现表层含量大于深层含量的特点.未灌溉区Pb的比率为0.97,其它重金属的比率在1.00～1.15之间波动,反映出未灌溉区大部分重金属含量在垂直方向上呈现表层大于深层的特点.

如图4(b)所示,上坡位的土壤重金属垂直比率接近于1,中下坡位的土壤重金属垂直比率多数大于1.灌溉区在样点7、8和9的垂直比率明显较高,且均大于1;在样点10的垂直比率最低,其它样点的垂直比率差异较小,在0.98～1.01波动.未灌溉区在样点5、7和8的垂直比率明显较高,且均大于1;在样点6的垂直比率最低,其他样点的垂直比率差异较小,在0.90～ 1.11波动.总的来说,上坡位的土壤重金属在垂直方向上无明显差异,中下坡位的土壤重金属在垂直方向上总体呈现表层大于深层的特点.

2.2.2 表层土壤重金属沿坡面分布特征 灌溉区与未灌溉区土壤重金属迁移特征差异明显(图5),但区内具有相似之处.灌溉区的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn具有极为相似的沿坡面变化规律(图5(a)),表明这5种重金属具有相似的迁移特征.Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量分别在中上坡位形成高值区,且变异非常小,在下坡位显著下降,并在坡底部位出现不同程度累积,尤其Cr累积程度最突出.Cr、Cu、Ni、Pb和Zn在中上坡位高值区的平均含量分别为70.1,32.7, 36.1,23.3,88.3mg/kg,均明显高于内蒙古背景值,而下坡位部分值高于内蒙古背景值,但整体均低于中上坡位.As在中上坡位变异较小,这与其它6种元素类似,但随海拔降低在中下坡位出现不同程度的峰值,最高值和最低值均出现在中下坡位.

未灌溉区各元素沿坡面变化与灌溉区不同(图5(b)),随海拔降低在各坡位出现不同峰值.As含量最高值出现在上坡位,其它元素含量最高值均出现在中下坡位,其中Cr和Cu的最高值出现在样点7.通过配对t检验,在中上坡位(采样点1～7)灌溉区的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量显著高于未灌溉区(<0.01),说明中水灌溉对上中坡位土壤重金属累积具有显著影响.

图5 不同坡位土壤重金属含量分布

2.3 土壤重金属污染评价

通过以上分析表明,大部分重金属含量在垂直方向上差异不显著,个别重金属表层含量显著高于深层,因此选择表层0～20cm土层土壤重金属含量进行污染程度分析.

根据灌溉区土壤重金属地累积指数(geo)评价结果(图6(a),图7(a)),As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn均出现了轻度污染,主要位于中上坡位.如图6a,根据geo分级标准,As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的geo小于1,处于清洁—轻度污染状态.由图7(a)可知,灌溉区中上坡位(样点1 ～ 6)Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的geo介于0 ～ 1之间,达到轻度污染水平;中下坡位(样点7 ～ 10)Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的geo小于0,尚属清洁;其中As在中下坡位部分样点的geo介于0 ～ 1,出现了轻度污染.

图6 土壤重金属地累积指数分布

在未灌溉区中(图6b,图7(b)),As、Cr和Cu部分样点出现轻度污染,As主要在中上坡位出现轻度污染,Cr和Cu在样点7出现轻度污染.如图6b,As的geo为0～1,处于清洁—轻度污染状态;Ni、Pb和Zn的geo小于0,处于清洁状态,尚未受到污染.由图7(b)可知,除样点7之外,Cr和Cu的geo小于0,尚属清洁;样点7的Cr和Cu的geo为0～1,出现了轻度污染.灌溉区与未灌溉区土壤重金属污染程度差异明显,主要污染因子为Cr、Cu、Ni、Pb和Zn.

图7 不同坡位土壤重金属地累积指数分布

3 讨论

3.1 灌溉区土壤重金属累积程度及空间分布分析

在本研究中,灌溉区中上坡位的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量显著高于未灌溉区(<0.01),分别高了77.7%、113%、90.6%、53.8%、87.3%,说明矿井中水灌溉造成土壤重金属出现显著累积现象.郭洋楠[28]在神东矿区中水灌溉后的植物中发现Cd、Cr和Pb含量增加,说明矿井中水灌溉会造成土壤或植被中的重金属富集.

灌溉区与未灌溉区土壤重金属元素在空间分布上既存在共性,又存在差异性.在共性方面,重金属元素沿坡面的迁移分布不仅受到人类活动的影响,也受到地形等自然条件的影响.一方面由于矿区开采活动及运输过程中引起的废渣、粉煤灰等的迁移、沉降,进而导致土壤出现一定程度的重金属累积[29-30],另一方面由于丘陵地形的特殊性,受到坡面径流、土壤侵蚀等侵蚀因子以及坡面重力沉降的影响[31-33],土壤出现一定程度的重金属累积.在差异方面,二者土壤重金属含量不论是在垂直方向上还是在坡面分布上都存在明显的差异.在垂直方向上,灌溉区土壤重金属含量总体呈现深层大于表层的特点,未灌溉区则为表层大于深层,这表明灌溉导致重金属略向下迁移.沿坡面方向,灌溉区在中上坡位变化平缓且形成高值区,未灌溉区则在坡面上呈现明显的波动变化.由于灌溉水的作用导致重金属通过淋滤入渗进入土壤深层[34-35],并对中上坡位的重金属的迁移累积产生显著影响.未灌溉区坡面土壤重金属的迁移分布则主要受到自然条件的影响,如雨水、风力等侵蚀因子导致重金属在坡度较缓位置累积,进而在坡面呈现不同峰值.

3.2 由上往下逐级灌溉方式对矿井水污染物的生态截留效应

与未灌溉区相比,灌溉区中上坡位(1～6号采样位置)土壤Cr、Ni、Pb、Cu和Zn含量出现显著累积现象,而下坡位(7～10号采样位置)土壤重金属含量变化不大.陈涛等[36]研究了污灌农田土壤重金属的污染风险,表明距离灌渠越近,农田土壤重金属污染程度及环境风险越高.植被与土壤在水循环过程中起到极其重要的作用,其可以吸附水体中的重金属,起到有效的生态拦截,具有水体净化的作用[37].灌溉区土壤Pb在1～5号采样位置的累积量超过未灌溉区土壤Pb含量的50%,Cr、Ni、Cu和Zn在1～6号采样点的累积量超过未灌溉区各元素含量的80%.6号采样位置以下的灌溉区土壤重金属(Cr、Ni、Pb、Cu和Zn)含量累积程度低甚至出现降低现象,说明6号采样位置为一个临界点,中上坡位地块对灌溉水中重金属的吸附使得后续地块的灌溉水中重金属浓度降低[38],因此灌溉水中的污染物对下坡位(7～10号采样位置)的土壤影响较小,相对更安全.该矿井中水利用方式不仅有利于生态绿化,提升区域水土保持能力,更可以实现区域水生态良性循环.

3.3 矿井中水灌溉对土壤的生态风险分析

在矿井中水灌溉下,虽然各重金属含量均低于风险筛选值,但是存在一定的生态风险.本研究中,灌溉区Cr、Cu、Ni、Pb和Zn在中上坡位(1～6号采样位置)显著累积,出现轻度污染.杨金芳[39]研究了焦作矿区经过简单沉淀处理的矿井水灌溉小麦,发现小麦各部位Cr、Cu、Pb和Zn均发生了明显的累积现象,显著的高于正常井水灌溉.Ma等[40]研究表明长期矿山废水灌溉导致土壤中Cr和Pb累积,不仅抑制了土壤酶的活性,引起植物生理功能障碍,促进了作物对重金属的吸收,而且降低了作物产量,增加了土壤重金属污染的风险.然而,更值得关注的是矿井中水灌溉下土壤重金属的经年累积量,是否能够长期灌溉.陈涛等[36]研究表明污灌年限越长,土壤重金属污染程度及环境风险越强,污灌20a的农田土壤重金属表现出“中等”环境风险,而污灌40a、50a的农田土壤则表现出“强”等级生态危害.因此,依据该区灌溉3a的土壤重金属累积量,推算出土壤Cr、Ni、Pb、Cu和Zn的年最大累积量为11.2mg/kg、6.2mg/kg、5.0mg/kg、8.5mg/kg、18.5mg/kg.根据土壤污染风险管控标准(GB 15618-2018)中的农用地土壤污染风险筛选值,粗略估算该区在矿井中水持续灌溉14a后,土壤中Cu和Zn累积量达到污染风险筛选值(表3),土壤出现偏中度污染风险.因此,中短期的矿井中水利用是可行的,这样不仅实现了矿井水资源化,还可以保护矿区水资源平衡,解决过度开采地下水带来的区域地表水资源短缺、地面塌陷和裂缝、植被退化等生态环境问题.但是在今后的灌溉中也应着重关注重金属Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的污染,强化矿井水处置与达标排放,减少生态环境中重金属的输入风险.

重金属在土壤中具有累积性、隐蔽性、不可逆性等特点,严重制约国民经济的发展和土壤资源可持续利用.因此,亟需降低和控制中水灌溉导致的土壤重金属污染风险,一方面需要从源头上改善灌溉水质,另一方面利用土壤重金属污染防治技术,降低与修复土壤中的重金属污染.目前,针对矿井水中含有重金属元素(Pb、Cd,、Hg、As、Cr等)的处理利用,通常采用絮凝沉淀法和离子交换法[41].而对于煤矿大规模污水处理,化学沉淀法和吸附法更具有优势[42].此外,植物修复技术在治理土壤重金属污染方面具有广阔的应用前景[43].可以筛选具有较强的抗重金属污染能力的植物和具有较强的富集重金属元素能力的植物或较大生物量的植物种植在灌溉沟渠内[44-45],形成生态沟渠,可以有效拦截灌溉水中重金属,实现生态净化.

表3 矿井中水灌溉的土壤污染风险预测

4 结论

4.1 研究区土壤重金属含量均低于土壤污染风险筛选值 (GB 15618 - 2018).灌溉区土壤As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的均值超过内蒙古背景值,未灌溉区土壤中As、Cr、Cu和Pb的均值超过内蒙古背景值.灌溉区的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn与未灌溉区差异显著(< 0.05).

4.2 灌溉区与未灌溉区重金属在垂直方向上差异不大,沿坡面方向差异明显.在坡面方向上,灌溉区土壤重金属在中上坡位变化平缓且形成高值区,未灌溉区土壤重金属在坡面呈现波动变化.与未灌溉区相比,灌溉区土壤Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量在中上坡位出现显著累积现象,而下坡位变化不大,指示中上坡位植被与土壤对灌溉水中的重金属具有良好的拦截效应.

4.3 灌溉区与未灌溉区土壤重金属污染程度差异明显,灌溉区主要的污染因子为Cr、Cu、Ni、Pb和Zn,这与灌溉水质密切相关.灌溉区中上坡位Cr、Cu、Ni、Pb和Zn出现轻度污染,下坡位处于清洁状态;未灌溉区土壤中上坡位As出现轻度污染,下坡位处于清洁状态.矿井中水用于坡地生态灌溉,不仅有利于生态修复,更对水资源良性循环具有重要意义.

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Pollution characteristics of soil heavy metals with the irrigation of treated mine water.

ZHANG Li-xing1,2, ZHOU Rui-ping2*, HAI Chun-xing2, YUE Da-peng1

(1.School of Geography and Tourism, Shaanxi Normal University, Xi’an 710119, China；2.College of Geographical Science, Inner Mongolia Normal University, Hohhot 010022, China)., 2023,43(10)：5349～5358

In order to investigate the influences of treated mine-water irrigation on the spatial distribution and possible pollution of soil heavy metal, a top-down “terrace style” irrigation experiment was conducted on a long and gentle slope in the field and a set of key heavy metal element (As, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn) were analyzed and compared for irrigated and unirrigated slope. The analysis was after a three-year controlled experiment, in which the treatment group slope was irrigated with treated mine-water whereas the control group slope not irrigated. Soil pollution introduced by heavy metal accumulation was assessed using the geo-accumulation index method. The results showed that soil heavy metal content on both sites were lower than the risk screening values for soil contamination of agricultural land. The means of Cr, Cu, Ni, Pb and Zn in the irrigated slope were lager than the corresponding background values of Inner Mongolia, and were significantly higher than those in the unirrigated slope (< 0.05). On both sites, the difference in heavy metal contents was not significant between surface and deep soils. However, it was that Cr, Cu, Ni, Pb and Zn had a significant accumulation effect in the upper and middle sections of the irrigated slope compared with corresponding sections of the unirrigated slope. In the lower sections of both sites, the difference in heavy metal contents was miner. A further geo-accumulation index assessment on heavy metal pollution of surface soil (0 ～ 20cm) of both sites revealed that the levels of Cr, Cu, Ni, Pb and Zn in the upper and middle sections of irrigated slope reached the threshold value for slightly polluted conditions. Slight as pollution appeared in some of the samples from unirrigated slope whereas all other heavy metal elements from this site were within the safety values. It is concluded that treated mine-water irrigation resulted in accumulation of heavy metals in the upper and middle sections of irrigated slopes which was a significant environmental risk. The current study provides useful scientific data for recycling of mine water and sustainable use of water resources.

treated mine water；ecological irrigation；heavy metal pollution；Buertai Mine

X703

A

1000-6923(2023)10-5349-10

2023－02－28

内蒙古自治区科技重大专项(ZDZX2018058);内蒙古自治区自然科学基金资助项目(2018MS04009)

* 责任作者, 教授, rpzhou@126.com

张丽星(1994-),女,内蒙古呼和浩特市人,陕西师范大学地理科学与旅游学院博士研究生,主要从事生态修复与土壤健康研究.发表论文2篇.

张丽星,周瑞平,海春兴,等.矿井中水灌溉下土壤重金属的污染特征研究 [J]. 中国环境科学, 2023,43(10):5349-5358.

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