浮选药剂对铅锌尾矿中重金属微生物溶出的影响

林 海，周义华，董颖博，徐卫娟，徐锦模，王 亮（1.北京科技大学土木与环境工程学院，北京100083；2.金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室，北京 100083）

浮选药剂对铅锌尾矿中重金属微生物溶出的影响

林 海1，2*，周义华1，2，董颖博1，2，徐卫娟1，2，徐锦模1，2，王 亮1，2（1.北京科技大学土木与环境工程学院，北京100083；2.金属矿山高效开采与安全教育部重点实验室，北京 100083）

以青海某铅锌尾矿为研究对象，采用静态试验模拟研究了4种浮选药剂对尾矿在嗜酸氧化亚铁硫杆菌协同作用下重金属铅锌溶出的影响.结果发现，除丁胺黑药外，与未添加药剂相比，随溶出时间延长，其他3种黄药的存在均导致溶出体系的氧化还原电位升高而pH值降低，影响顺序均为异丁基黄药＞乙基黄药≈戊基黄药＞丁胺黑药.黄药体系Pb、Zn累积溶出量远大于黑药体系且Zn更易溶.50d时，Pb、Zn最大溶出浓度分别为 77.60、167.00mg/L，其中异丁基黄药最有利于重金属铅锌的溶出.原电池效应、Cu2+对闪锌矿的活化以及浮选药剂的水解能力差异是导致不同浮选药剂对重金属溶出差异的主要原因.尾矿残渣 XRD 分析表明不同浮选药剂存在体系溶出过程中生成的新物质含量有所差异.

铅锌尾矿；重金属溶出；黄药；黑药

铅锌尾矿库中含有大量的硫化物、重金属，在淋滤作用、地质侵蚀、风化、细菌催化等物理化学生物作用下，大量重金属发生形态转化而迁移释放，通过地表径流汇入地表水，或者渗入周边的土壤、地下水系统，造成严重的重金属污染，危害生态环境［1-4］.

为了有效选分矿产资源中有用组分需添加浮选药剂改变矿物表面物理性质及介质的性质.浮选工艺选矿中消耗大量水，选矿结束后产生的大量选矿废水随尾矿排入尾矿库.废水中含有大量残余浮选药剂及部分重金属离子、悬浮物，且残余药剂成分复杂，暴露于地表环境中，在酸雨、光照、微生物作用等条件下容易与尾矿的重金属离子发生各种复杂的反应，潜在毒性作用大［5］.

不少学者运用动态、静态模拟试验对尾矿重金属的淋溶释放特征进行了研究，分析了时间、温度［6］、溶液pH值［7］、固液比［8］、腐殖酸［9］、风化条件［10-11］等环境因素及矿物组成、粒度等矿物自身性质［12-13］对重金属离子溶出的影响，对尾矿中重金属的释放规律及迁移释放过程进行了验证和总结，从而对重金属的污染情况进行预测.无矿山药剂时，尾矿中溶解释放出来的大多数重金属处于溶解与不溶解的反复平衡状态，很难长距离迁移，也很难进入生物链，但在有药剂的存在下重金属污染程度增加，表现为浮选药剂——重金属复合污染.然而目前对浮选药剂影响尾矿重金属溶出研究较少.

我国酸雨严重，且硫化矿尾矿长期堆放发生酸化，加之细菌的催化氧化作用，使得重金属的释放量增多，重金属污染加重.因此研究酸性条件下，残留浮选药剂对铅锌尾矿中重金属微生物溶出的影响非常重要.本文选择有色金属硫化矿浮选中常见浮选捕收药剂异丁基黄药、乙基黄药、戊基黄药、丁胺黑药，并加大药剂用量，以铅锌尾矿为研究对象，采用静态试验模拟研究了上述四种药剂存在下不同体系的溶出特征，揭示其环境风险，以期为铅锌尾矿的重金属污染评价及生态风险预测提供理论依据，对保护硫化矿区的生态环境具有重大意义.

1　试验方法

1.1试验矿样

尾矿取自青海某铅锌选矿厂，该地区铅锌尾矿主要金属硫化矿物有闪锌矿、方铅矿和黄铁矿，其次为毒砂，脉石矿物为石英、方解石、绿泥石等.样品采样点主要分布在尾矿堆积处，通过资料及现场勘查，在了解矿区和周围地势及地形状况基础上，采用蛇形布点法布点，对6个采样点分别采集1kg左右样品，充分混匀后密封装入透明塑料封口袋保存.实验前对采回的尾矿自然风干，磨矿至粒度为0.045mm，用移锥法将试样混匀3次，用四分法分出四分之一备用，其余四分之三再次混匀3次，用环割法缩分成 每份100g左右，作为试验矿样.

对取回的尾矿进行分析，其主要元素组成（wt%）为：CaO，20.9；Fe2O3，19.9；SO3，19.3；SiO2，12.51；Al2O3，7.1；MgO，1.43；K2O，1.33.

图1　尾矿X射线衍射图Fig.1 X-ray diffraction patterns of lead-zinc tailings

图2　尾矿EDS能谱分析Fig.2 EDS spectra of tailings

由图1尾矿XRD图谱分析可知，该铅锌尾矿脉石矿物主要为方解石和石英，酸缓冲能力强，并含4有大量的黄铁矿及少量的绿泥石，因铅锌含量低，XRD图谱中无闪锌矿和方铅矿的峰.该尾矿中铅、锌含量分别为0.42%、0.45%，重金属元素Pb和Zn的含量虽然较低，但由于尾矿堆存量巨大，释放到环境中危害大.

对该尾矿表面进行EDS 分析，结果如图2所示.尾矿表面主要元素是 Si、Ca、Fe、S、K、Mg、Al，且含有少量有毒有害重金属 Zn、Pb，其表面部分元素含量见表1.

表1　尾矿表面主要元素组成（%）Table 1 The main element from the surface of tailings by EDS （%）

1.2试验菌种及培养

试验所用菌种为嗜酸氧化亚铁硫杆菌（Acidthiobacillus ferrooxidans， At.f菌），采用9K培养基在最佳培养条件下富集培养.90mL初始pH值为2.0的新鲜培养基中加入10mL菌液，将摇床温度设置为30℃，转速为160r/min的条件下进行培养.培养至对数生长期后传代培养，将传代3次培养好的细菌作为试验菌种（菌液浓度为 1×108个/mL）.

1.3试验方法

铅锌尾矿重金属静态溶出试验均在 250mL的锥形瓶中进行，加入铅锌尾矿 10g，并分别加入丁胺黑药、异丁基黄药、乙基黄药、戊基黄药0.05g，装入100mL用10% H2SO4配制的初始pH 值2.0的稀H2SO4溶液，同时用体积分数为10%的稀H2SO4调节体系pH值，中和尾矿中的碱性脉石矿物，待淋出液pH值在2h内稳定在2.0左右.加入培养好的 10%的氧化亚铁硫杆菌菌液2mL.用封口透气膜将锥形瓶封上，放入 THZ-D型台式空气浴恒温振荡器中，设置试验温度为30℃，转速为 160r/min.加菌不加药的体系作为空白对照，其他试验条件相同.每隔一定时间测定溶出体系的pH值和氧化还原电位（ORP），定期取样测定淋出液中重金属（Zn、Pb）浓度，试验过程中取样消耗的液量用去离子水补充，使锥形瓶内溶液保持在初始特定刻度线处，每组试验设置两组平行样.试验结束后，过滤淋出液，残渣用去离子水多次洗涤后自然风干，分析其矿物成分组成.

1.4分析方法

淋出液样品中重金属 Zn、Pb的浓度采用ICP-OES进行测试，淋出液的pH值用Mettler320 型 pH 计测定；溶出体系的氧化还原电位用BPP-922 型台式 ORP计测定；用能谱分析仪（EDS）分析尾矿表面元素组成， X射线衍射仪（XRD）分析添加有不同种类浮选药剂体系尾矿溶出50d后残渣的矿物成分组成.

重金属形态分析采用 BCR连续分级提取法［14］，具体步骤见表2.

表2　改进的BCR连续提取法Table 1 improved BCR Sequential extraction method

2　结果与分析

2.1尾矿重金属形态分析

重金属在环境中的毒性效应很大程度上决定于其赋存形态.测定重金属存在形态，了解重金属的迁移转化，可间接评价尾矿中重金属对环境的毒性效应［15］.改进 BCR法的分组与自然状态最为接近，在实际分析中更有意义，因此本文采用改进的 BCR法对尾矿中重金属形态进行测定，由尾矿中重金属的全量及各形态的含量计算得到重金属Zn、Pb赋存形态质量分数如图3所示.

图3　铅锌尾矿重金属赋存形态Fig.3 Heavy metal speciation in lead-zinc talings

铅锌尾矿中Zn的赋存形态分布比例为可氧化态（63.24%）＞可还原态（32.54%）＞残渣态（2.91%）＞弱酸提取态（1.32%），Pb赋存形态分布比例为可还原态（44.04%）＞残渣态（39.19%）＞可氧化态（16.76%），不存在弱酸提取态.可提取态包括弱酸提取态、可还原态、可氧化态，弱酸提取态迁移性强、极不稳定，具有高生物利用性，对环境的危害大；可还原态和可氧化态不易释放，但当pH值、氧化还原电位、温度等外界环境发生改变时，重金属的形态可以发生迁移转化，具有潜在的生物可利用性，对生态环境的潜在危害大；残渣态作为矿物晶格中的化学形态，对生态环境无影响或影响较小.该尾矿Zn、Pb的可提取态质量分数均超过了 60%，可见其对生态环境的潜在危害大，不容忽视.

2.2pH值、ORP变化规律

溶出体系的pH值变化规律见图4.前期虽加入了 10%的硫酸消耗了部分脉石矿物，但由于尾矿中碱性物质含量较多，中和了溶液中的酸，表现为酸缓冲能力强，4d时各体系pH值均迅速上升到 7左右.空白体系的 pH值缓慢上升，4d时为6.94，50d时为 7.69.加有丁胺黑药的体系随着时间的延长pH变化较小，直至50d时其pH下降到6.83.加有黄药的三个体系其pH值随时间推移不断下降，且加有异丁基黄药的体系 pH值下降速度较快，28d时其pH值仅为2.6，之后较稳定，下降幅度小，pH值在50d时仅为2.36.后两者随时间变化规律基本一致，40d时 pH值下降到 3左右，40～50d基本维持不变.相同时间不同体系pH值表现为丁胺黑药＞乙基黄药≈戊基黄药＞异丁基黄药.

图4　pH值变化规律Fig.4 The change rule of pH

黄药体系pH值降低主要是由于随时间推移，硫化矿与H+不断反应，黄铁矿、方铅矿、闪锌矿等硫化矿氧化过程中不断产生H+.O2和Fe3+是主要的氧化剂，开始没有 Fe3+，氧化剂是 O2，在有氧化亚铁硫杆菌存在的情况下，Fe3+的氧化作用要比单纯的无机氧化速率快大约6个数量级，硫化物氧化速率加快［16］，黄铁矿溶解产生大量 H+，并发生以下反应：

由于试验前为模拟酸性环境加酸使方解石大量溶解导致尾矿内部的碱性物质不足以中和大量的硫化物酸化产生的酸，溶液不断酸化.同时吸附在硫化矿物表面的细菌，其细胞壁和硫化物表面界面之间发生电化学作用，产生酸性物质释放到溶液增加了溶液的酸度［17］.另一方面黄药在酸性溶液中发生反应（5）也起了一定的作用.

图5　氧化还原电位变化规律Fig.5 The change rule of redox potential

氧化还原电位（ORP）是判断溶出体系中氧化还原环境的指标，其大小与H+浓度、溶解氧浓度和Fe3+/Fe2+等有密切关系.溶出体系ORP随时间的变化规律见图5.空白体系的ORP值50d内维持在 230～250mV左右.加有药剂的四个体系ORP随时间均呈现不同程度的上升趋势，且加异丁基黄药的体系前期上升速度最快，黑药体系则缓慢上升.加有异丁基黄药、乙基黄药、戊基黄药、丁胺黑药的体系其ORP 值在50d时分别为440.3、405、375.2、272mV.相同时间，各体系ORP值表现为异丁基黄药＞乙基黄药≈戊基黄药＞丁胺黑药，可见pH值越大，ORP 越小，ORP 与pH值呈负相关.

各体系 ORP 值的上升均随时间不断上升，表明体系的氧化环境越来越强，其原因是不同体系溶液酸度不同，酸性条件下，由于氧气充足且微生物活性高，黄铁矿被不断氧化溶解而释放Fe2+，加之氧化亚铁硫杆菌的催化氧化作用，将溶液中的 Fe2+不断氧化成 Fe3+，Fe3+/Fe2+值增大，降低了尾矿淋溶体系中自由电子的量，ORP值增大［17］.

2.3重金属溶出规律

从图6中重金属Pb、Zn随时间的变化规律可看出，相同时间二者溶出量在各体系均表现为异丁基黄药＞乙基黄药≈戊基黄药＞丁胺黑药，溶出量明显多于空白体系，与pH值下降、ORP 值上升的变化趋势基本一致，呈相关性.由于重金属Pb、Zn均以硫化矿的形式存在，硫化矿的溶解与溶液的pH值、ORP值有极大关系，酸性条件下利于尾矿的溶解，Pb、Zn更易溶出.

空白体系铅锌溶出均较少，4d时浓度最多主要原因是前期补加酸使铅锌硫化矿迅速溶解，同时氧化亚铁硫杆菌的催化氧化作用起到了很大的作用，Pb、Zn随之释放，随后体系Zn、Pb溶出浓度小是因为在弱碱性环境不利于Pb、Zn的溶出，微生物活性降低，且由于吸附、再沉定等作用使溶液中重金属离子浓度减小.丁胺黑药体系，Zn、Pb的溶出浓度小，且随时间变化不明显，50d内增长幅度小，前期累积溶出浓度缓慢增加，后期不再溶出，其Pb、Zn的溶出浓度4d时均最小分别为2.92、0.2mg/L，32d时达到最大值分别为16.33、4.15mg/L.添加有异丁基黄药、乙基黄药、戊基黄药的体系Pb、Zn的溶出浓度随时间推移不断增加，50d时Pb、Zn溶出浓度均达到最大值，各体系 Pb浓度分别为 77.60、66.50、71.30mg/L，溶出率为18.48%、15.83%、16.97%，Zn则为 167.00、155.70、147.90mg/L，溶出率为37.11%、34.6%、32.87%，但溶出速度 Zn＞Pb，溶出量Zn＞Pb.

氧化亚铁硫杆菌最适生长 pH值在 2.0～5.8之间，在pH1.4～6.0范围间能生长，当pH值大于6时，硫杆菌活性差，已失去催化氧化作用.酸性环境中，氧化亚铁硫杆菌可破坏矿物颗粒，尾矿中含有大量黄铁矿，溶出过程中，该细菌可氧化尾矿中的低价态铁，低价态铁以Fe2+的形式释放出来，细菌通过细胞内特有铁氧化酶直接氧化矿中低价态铁，Fe3+得以再生，去氧化硫化矿物，矿物中的重金属Zn、Pb随着硫化物的氧化也随之转变为离子态释放到溶液中［16，18］，发生反应（3）.Fe3+被还原为Fe2+，在 O2和细菌的作用下，继续被氧化，氧化过程循环进行.体系中ORP值升高，表明Fe3+/Fe2+增大，Fe3+量增多，不断去氧化硫化矿，Zn2+、Pb2+浓度随时间增大，其变化趋势与ORP值的变化基本一致，与pH值变化呈相关性.

图6　重金属溶出规律Fig.6 The change rule of heavy metals

可见尾矿中重金属铅、锌的释放主要是由于微生物的催化氧化作用、浮选药剂作用使得溶液酸度降低进而使矿物存在形态发生改变及固化体物理机构崩解而大量溶出.

由电化学原理知，在含有黄铁矿的体系中，发生原电池反应，黄铁矿惰性最大，电位最正，作为阴极得到保护，而溶液中的ORP值与矿物表面的电位差值越大，矿物越易溶出，闪锌矿的静电位比方铅矿低，电位最负，作为阳极优先被氧化，所以闪锌矿溶解速度较方铅矿快，Zn2+浓度溶出速度更快，溶出量大［19］.

4d时各体系其他金属离子溶出浓度见表 3.可见尾矿溶解过程中有 Cu2+释放，其对闪锌矿有活化作用［20］，其活化作用表现为溶液中的Cu2+与矿物表面的 Zn2+发生当量离子交换吸附在矿物表面， Cu2+被还原、S2-被氧化，闪锌矿表面的Zn2+被交换溶解到溶液中，Zn2+释放量增大.原因是Cu2+、Zn2+半径相近，锌和硫的亲和力没有铜和锌的亲和力大，所Cu2+更易进入闪锌矿晶格，Zn2+释放［21］.水溶态的Mn2+、Fe2+扩散到氧化界面，被氧化而形成铁锰氧化物，铁锰氧化物为细小颗粒状的晶体，具有巨大的比表面积，因其具有层状结构和大隧道结构，使得内表面也较大，表面活性强，电荷量高，对Pb2+具有较强的吸附力和亲和力.铁锰氧化物对 Pb2+的专性吸附主要表现为配位吸附和离子交换吸附，Pb2+与铁锰氧化物中的 Mn同晶置换，成为结构阳离子，或与铁锰氧化物表面的 Mn2+发生离子交换，形成稳定的配合物［22］.另一方面相比于Zn，Pb易生成多种氧化物，与铁锰氧化物生成结核状的化学相［23］，所以溶液中 Pb2+浓度相对较小.

表3　溶出体系部分金属离子浓度（4d）（mg/L）Table 3 The concentration of some metals in leaching system （4d） （mg/L）

丁胺黑药溶出体系为弱碱性环境，由于尾矿中溶出的铅离子易生成黄铁矾、硫酸铅等沉淀物质，与溶出的重金属发生共沉淀，CaSO4晶体、钙磷石等不溶物的生成（图 7），覆盖在矿粒表面，固体产物层逐渐加厚，导致后期重金属溶出量减小.同时由于前期尾矿表面的重金属解析后，从尾矿内部微孔向溶液中扩散并溶出的重金属速度缓慢.

2.4浮选药剂对溶出体系的影响

黄药和黑药是含黄铁矿的方铅矿、闪锌矿等硫化矿浮选过程中常用药剂，黄药易溶于水，在水中易解离，遇酸更易水解和分解.钠黄药（ROCSSNa）、丁胺黑药［（C4H9O）2PSSNH4］在水中的反应如下［21，24］：

在浮选阶段加入黄药，发生反应（4），阴离子（ROCSS-）的生成起捕收作用.酸性溶液中，发生上述反应（5），生成黄原酸（ROCSSH），使水溶液pH值下降，如果不加控制，由于溶液中含有大量的H+，反应（5）向右移动，继续发生反应（6），生成二硫化碳和醇，浮选药剂的作用失效，且后期黄铁矿、方铅矿、闪锌矿的溶解某种程度上达到平衡，反应减慢，体系的pH值较为稳定.3种黄药对尾矿中重金属的溶出差异及具体机理需进一步深入研究.

黑药在酸性矿浆中不易分解，也较难氧化.因此溶出体系溶液 pH值并没有下降.根据热力学标准平衡电位，丁胺黑药在水中水解，可能会被氧化成双黑药如反应（7），但该反应发生存在可逆电位.当硫化矿的静电位大于氧化成双黑药可逆电位时，硫化矿表面可能发生丁胺黑药氧化成双黑药的反应.由于硫化矿物静电位低于可逆电位，黑药在矿物表面与溶出的金属离子反应生成黄原酸金属盐［21］，因此加有丁胺黑药的体系Pb2+、Zn2+浓度远远小于其他3个体系.

图7　尾矿溶出残渣XRD图谱Fig.7 X-ray diffraction patterns of lead-zinc tailings after leaching

谭祥敏［25］研究发现丁基黄药不同用量对Zn2+、Pb2+溶出的影响作用复杂；喻晗［26］研究得出黄药、黑药等典型矿山化学药剂降解后产生的二次污染物多为呈酸性的极性小分子，酸性加大加速矿物中重金属溶解释放，矿山药剂及其二次污染物可与矿物中的重金属形成有机物——重金属络和物，改变了重金属的赋存形态，使其处于活化状态，生物有效性增加，迁移距离增大，加重了矿山周边生态环境的毒害作用.孙文娟［27］研究了微生物浸出黄铜矿体系乙基黄药和丁胺黑药对铜浸出的影响，得出由于浮选药剂的介导作用增加了细菌在矿表面的吸附位点，微生物在黄铜矿表面的吸附量大大提高；不加浮选药剂的体系，细菌的铁氧化活性高，生成较多的Fe3+，导致浸出残渣中有较多的黄钾铁钒，阻碍了黄铜矿的浸出，使添加药剂的体系黄铜矿的浸出率提高近40%.

本文研究微生物体系尾矿的溶出情况，由于加大浮选药剂的用量，黄药分子即不同烃基黄原酸钠在酸性介质中发生分解反应产生的醇类物质和CS2抑制细菌的氧化活性［28］，黄药中的黄原酸基以及丁胺黑药中的氨基在酸性溶液中对细菌的某些特定酶和膜蛋白有毒性作用，因此嗜酸氧化亚铁硫杆菌与浮选药剂对尾矿中重金属溶出的具体作用机制仍需后续深入研究 .

2.5尾矿溶出残渣XRD分析

添加有不同浮选药剂的铅锌尾矿溶出体系，50d后的尾矿残渣XRD图谱见图7.与原尾矿的XRD图谱对比分析，绿泥石、石英、黄铁矿的峰均有不同程度的降低，无方解石的峰，且在尾矿溶出过程中生成了大量的新物质硫酸钙、钙磷石、氯硒锌矿.溶液中硫酸钙和钙磷石析出为晶体沉淀，在浸出体系中进一步促进了方解石的溶解，脉石矿物和黄铁矿大量溶解，在酸性及氧化亚铁硫杆菌存在的条件下，黄铁矿中的硫被氧化为硫酸根离子，与方解石溶解后的钙离子反应生成硫酸钙晶体，浸矿体系加入培养好的细菌溶液中含有，方解石溶出的Ca2+与之反应生成了钙磷石.对比分析添加4种浮选药剂溶出残渣矿物组成，其矿物成分组成相同，但含量有所差异，进一步说明不同体系尾矿溶出过程不同.钙磷石、氯硒锌矿、硫酸钙的含量大小关系在不同体系中表现为乙基黄药＞丁胺黑药＞异丁基黄药≈戊基黄药.

3　结论

3.1随溶出时间延长，3种黄药的添加均导致淋出液pH值下降、ORP上升、Pb和Zn溶出量增加，50d时，异丁基黄药体系Pb、Zn最大溶出浓度分别为77.60、167.00mg/L，环境污染严重.丁胺黑药体系淋出液pH值较稳定， Pb、Zn溶出少，污染较小.浮选药剂对Pb、Zn溶出量影响顺序为异丁基黄药＞乙基黄药≈戊基黄药＞丁胺黑药.闪锌矿作为阳极优先被氧化发生的原电池效应及溶出的 Cu2+对闪锌矿矿的活化作用使 Zn优先溶出.黄药体系溶出速度Zn＞Pb，溶出量Zn＞Pb.

3.2浮选药剂在酸性条件下的水解、解离能力不同是导致尾矿中重金属溶出差异的主要原因.黄药的水解作用使溶液酸性增强加速了重金属的溶出；黑药不易分解，难被氧化，淋出液接近中性或为弱碱性，黄铁矾、硫酸铅、CaSO4晶体、钙磷石等不溶物的生成导致后期溶出少.黑药体系黄原酸金属盐的生成导致重金属溶出浓度远远小于黄药体系.可见减少重金属污染的主要途径之一是减少尾矿库残余浮选药剂的量以控制溶液pH值.

3.3尾矿溶出残渣 XRD分析表明各体系主要生成新物质钙磷石、氯硒锌矿、硫酸钙，其矿物组成相同，但含量有所差异.

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Influence of flotation reagents for the release of heavy metals in lead-zinc tailings by bioleaching.

LIN Hai1，2*， ZHOU Yi-hua1，2， DONG Ying-bo1，2， XU Wei-juan1，2， XU Jin-mo1，2， WANG Liang1，2（1.School of Civil and Environmental Engineering，University of Science and Technology Beijing， Beijing 100083， China；2.Key Laboratory of High-Efficient Mining and Safety of Metal Mines Ministry of Education， Beijing 100083， China）.

China Environmental Science， 2015，35（11）：3387～3395

A static simulation test was carried out to study the effects of four kinds of flotation reagents on the release of lead and zinc with Acidthiobacillus ferrooxidans， taking a lead-zinc tailings as the research object in QingHai Province. The results showed that except butylamine aerofloat， redox potential rised and pH value dropped in the leaching systems with other three kinds of xanthate compared with the system added no reagents over time. And the influence order was isobutyl xanthate ＞ ethyl xanthate ≈ amyl xanthate ＞ butylamine aerofloat. The release amounts of Pb and Zn in the leaching systems with xanthate were much larger than that of aerofloat. Also Zn was more easy to dissolve. The largest concentration of Pb and Zn were 77.60， 167.00mg/L on 50thday， respectively. Isobutyl xanthate was best for heavy metal dissolution of Pb and Zn. Three reasons made the difference of dissolution of heavy metals in leaching systems with diverse flotation reagents. They were galvanic effect， the activation on sphalerite of Cu2+and hydrolysis ability difference of flotation reagents. XRD analysis of tailings residue indicated that new materials were generated in the process of dissolution but the content was not same.

lead-zinc tailings；heavy metals release；xanthate；aerofloat

X753

A

1000-6923（2015）11-3387-09

2015-04-28

国家水体污染控制与治理科技重大专项资助项目（2015ZX07205-003）；北京市优秀博士学位论文指导教师科技项目资助（20121000803）；中央高校基本科研业务费专项资金资助项目（FRF-TP-14-035A1）

* 责任作者， 教授， linhai@ces.ustb.edu.cn

林 海（1966-），男，四川仪陇人，教授，博士，主要从事矿山重金属污染防治、矿物环境材料和水处理技术方面的研究.发表论文150余篇.