某高緯高寒銅礦區土壤重金屬的時空變異及遷移規律研究

毛香菊,卞孝東*,肖芳,程新濤,王威

1.中國地質科學院鄭州礦產綜合利用研究所，河南 鄭州 450006；2.國家非金屬礦資源綜合利用工程技術研究中心，河南 鄭州 450006；3.自然資源部多金屬礦評價與綜合利用重點試驗室，河南 鄭州 450006；4.河南省黃金資源綜合利用重點試驗室，河南 鄭州 450006

土壤重金屬污染主要是指鉛、汞、鉻、鎘及類金屬砷等生物毒性顯著的重金屬造成的污染[1-2]。重金屬元素通過人類活動(如礦業活動)進入土壤中，致使土壤中重金屬明顯高于原生背景值含量，進而造成土壤環境質量惡化[3]。由于重金屬的難降解、易累積、毒性強等屬性[4-5]，對農產品的生長、產量和質量都會造成影響，一旦被農產品吸收進入食物鏈，會對人體健康產生威脅[6-12]。鎘米事件使得土壤重金屬污染問題“飛入尋常百姓家”[13-16]。因此，利用多時段的監測資料對土壤重金屬時空變異趨勢進行定量研究，揭示土壤重金屬的時空變異和遷移規律，對控制礦山重金屬污染，保證農產品的安全具有重要的現實意義。

本文所調查的銅礦山位于我國高緯高寒生態脆弱區，為特大型斑巖銅(鉬)礦床，于2010年建成投產，其開采方式為先露天開采，后期轉地下開采，采選與冶煉分離。浮選產生的尾礦經濃縮后輸送至5 km外的尾礦庫，低品位氧化物礦采用破碎—筑堆—噴灌浸出—萃取—電積工藝流程處理。該礦山開采活動對地質環境的影響主要是低品位礦石堆浸、廢石堆放、選礦廢水排放和尾礦排放。其中低品位礦石經過人工酸性淋濾會產生大量的含有較高濃度重金屬元素的強酸性廢水，從而對周邊土壤及下游河流水質產生影響；尾礦、廢石的長期堆放致使重金屬元素通過地表徑流、大氣飄塵、冰雪融化等方式污染周邊土壤。在此基礎上，本工作通過收集多年來的監測資料，分析研究該銅礦區9種重金屬元素的時空分布特征及變化規律，定量計算各種金屬在土壤中的累積速率和擴散速率，為進一步研究土壤重金屬的累積效應、建立礦山土壤環境質量預警指標體系、開展土壤重金屬污染修復等提供技術支撐。

1 樣品采集與測試

表層土壤樣品：首先在整個礦區及外圍350 km2的范圍內按照1件/2.5 km2網格布點采樣，具體點位根據區域地貌特征、土壤類型分布適當調整，采集表層土樣137件(深度0～20 cm)；其次在礦業活動區的廢石堆場、堆浸場、采礦場及尾礦庫周圍農田采集加密表層土樣45件。

深層土壤樣品：在堆浸場下游河道邊采集剖面土壤4件(深度0～200 cm)。在遠離礦區30 km外的對照區域(該區成土環境與調查區相同卻沒有從事礦業開發活動)采集背景土壤樣品9件。

實際樣品采樣點分布圖如圖1所示。

圖1 銅礦研究區土壤樣品采樣點分布圖Fig.1 Distribution map of soil sample sampling points in copper mine research area

采樣時間為2005年10月，2016年6月、10月，2017年10月，采樣點用GPS定位，在其50 m范圍內采用梅花采樣法，2～3個子樣組合成1個樣品，四分法縮減至樣品質量不小于1 kg。樣品采集后，裝入采樣袋或采樣瓶，密封貼上標簽，并做好記錄與描述。

土壤樣品自然風干，過20目篩后，送黑龍江省地質礦產測試應用研究所和河南省巖石礦物測試中心進行處理分析。Cd、Cr、Cu、Mo、Ni、Pb和Zn采用電感耦合等離子體質譜法(ICP-MS)測定，As和Hg的含量采用原子熒光光譜法(AFS)測定，pH值采用玻璃電極法測定。土壤樣品分析過程加入國家標準土壤樣品(GBW07446，即GSS-17，中國地質科學院地球物理地球化學勘察研究所)進行質量控制，分析樣品的重復數為10%～15%。整個分析過程所用試劑均為優級純，所用水均為亞沸蒸餾水。

2 銅礦區土壤重金屬元素的時空變異趨勢

2.1 土壤重金屬含量特征

銅礦區土壤重金屬含量特征參數、毗鄰區土壤對照值、國家土壤環境質量II級標準限值(GB15618-1995，pH值<6.5)列于表1。數據表明，該區土壤中重金屬含量有較大的差異，Cr、Hg和Ni變異系數較低(低于40%)，其余重金屬元素As、Cd、Cu、Mo、Zn、Pb的變化幅度均高于40%，變異系數最大的重金屬元素是Cu(131%)，其次為Mo(81%)，部分地點重金屬含量極高，Cu的最大值達1 497 mg/kg，Cr達537 mg/kg，Ni達222 mg/kg。變異系數越大表明人為活動的干擾作用越強烈。

單項污染的超標率計算結果表明，Cr、Hg和Pb的含量低于國家土壤環境質量II級標準限值；As、Cd、Cu、Ni和Zn的含量則高于國標限值，超標率介于0.75%～19.03%，除Cu外，超標倍數均不高。與毗鄰區未開礦地區土壤重金屬含量平均值相比較，除Hg外的8種重金屬元素均有不同程度的累積污染(累積污染比例為14.18%～86.57%)，個別地區累積污染倍數較高(達20多倍)。

表1 銅礦工作區土壤重金屬含量及不同參考標準Table 1 Soil heavy metal content and different reference standards in copper mine area

表2 工作區表層土壤重金屬元素的相關性分析Table 2 Correlation analysis of heavy metals in the surface soils

*means 0.05 level (bilateral) was significantly correlated；**means 0.01 level (bilateral) was significantly correlated.

研究土壤樣品中重金屬含量之間的相關性，可以推測土壤重金屬是否同源。一般來說，重金屬元素之間如果具有顯著的相關性，則表明它們可能具有相同的來源，比如來源于相同的地球化學作用或人為活動，亦或是二者的復合作用。對工作區表層土壤重金屬進行了相關性分析，相關性系數列于表2。對照相關系數顯著性檢驗表可知，工作區內Cu與Hg、Mo顯著相關，Hg與Cu、Mo、Cd、Ni顯著相關，Cd與Hg、Pb、Zn顯著相關，而As則與其他元素之間的相關性不大。由此推斷，工作區內的Cu、Hg、Mo、Ni、Cd、Pb、Zn之間的同源性較高(都來自礦石)，As則與上述重金屬元素不同源，可能來自于堆浸或農藥施用等人為活動。

2.2 土壤重金屬含量的時空變異分析

該礦區自2005年至2017年間典型污染源(排土場、尾礦庫、堆浸場)附近土壤中重金屬含量及比值數據見表2，其中2005年數據來源于未開礦之前該銅業股份有限公司的現狀監測報告。

排土場附近不同時期土壤重金屬含量如圖2所示，對比不同年份的土壤重金屬監測數據可知，2017年重金屬含量與2005年的比值顯示，經過12年的采選活動，排土場土壤中的As、Hg和Ni表現為累積，累積量分別是2005年未開采時的1.14倍、1.17倍和2.13倍；Cr和Cu表現為未累積，與2005年未開采時含量差別不大；Cd、Pb和Zn則表現為略微減少。

尾礦庫下游土壤中As、Cr、Hg、Ni和Pb元素均呈現正累積，2017年累積量分別是2005年的1.22倍、1.04倍、3.04倍、1.94倍和1.14倍，Zn的含量變化不大，Cu的含量先增加后減少，Cd含量為減少(圖3)。

堆浸場土壤中As、Cr、Cu、Hg、Ni和Zn元素為正累積，2017年累積量分別是2005年的1.14倍、1.34倍、3.62倍、2.48倍、1.74倍和1.24倍，Cd的含量變化不大，Pb的含量略微減少(圖4)。

整體而言，在所監測的12年內，僅有3種重金屬在排土場的累積，累積速率也較低，但是在尾礦庫下游和堆浸場則表現為多種重金屬元素的同時累積，個別元素的累積倍數較高，因而需要更長時間的持續監測。

圖2 排土場土壤中重金屬含量逐年變化情況Fig.2 The variation of heavy metal content in the soil of the dump site year by year

圖3 尾礦庫下游土壤中重金屬含量逐年變化情況Fig.3 The variation of heavy metal content in the soil downstream of tailing reservoir year by year

圖4 堆浸場土壤中重金屬含量逐年變化情況Fig.4 The variation of heavy metal content in the soil of heap leaching field year by year

2.3 土壤重金屬累積速率與環境質量預測預警

對排土場、尾礦庫和堆浸場的監測數據，采用年均增長量和總變化率2個參數定量分析相同地點土壤重金屬含量隨時間的累積速率，分析結果表3。

年均增長量是指在一定時期內重金屬平均每年增長的數量，是一種序時平均數，其計算公式為：

D=(Ci-Cj)/(i-j)

(1)

總變化率表示在某時段內重金屬含量變化的快慢程度，其表達式為：

V=(Ci-Cj)/Cj

(2)

其中：D為年均增長量(mg/kg·a-1)，Ci為當前年重金屬含量(mg/kg)，Cj為當前年以前某年重金屬含量(mg/kg)，i-j為歷時年數，V為總變化率。

由表4中數據顯示，重金屬As、Hg和Ni的含量在3個監測點位均表現為正增長，Cd則表現為負增長，Cr、Cu、Pb和Zn則表現為在一些地點呈正增長，在另外一些地點呈負增長，規律性不強。從2005年到2017年，12年間，堆浸場處Cu的年均增長量最大，達到53.09 mg/(kg·a-1)，排土場處Ni為1.63 mg/(kg·a-1)；Cd為負增長，年均增長量為-0.07 mg/(kg·a-1)。12年來變化最快的是Hg，總變化率為1.17，其次是Ni和Cu，分別為1.04和0.36。

表3 銅礦不同時期土壤重金屬含量及比值Table 3 Soil heavy metals contents and ratio in the different period at copper mine /(mg·kg-1)

表4 不同時期同一地點土壤重金屬年均增長量和總變化率Table 4 Average annual growths and total change rates of soil heavy metals in different periods at the same places

Note:Initial data were obtained in 2005,2016 data were obtained in October 2016;D was the annual growth (mg/kg·a-1),V was the total rate of change,dimensionless.

利用土壤重金屬含量變化幅度和變化快慢程度的量化指標，可以預測未來5年、10年、50年等時間內土壤重金屬的累積量，也可以預測重點污染源附近土壤的超標年限，從而對環境地球化學累積效應作出判斷，對質量惡化土壤作出預警。假設當前礦業活動強度不變，也無急性污染泄露事件發生，以表3中2005—2017年計算的年均增長量為依據，則排土場處As、Hg、Ni超過GB 15618—1995土壤II級標準限值需要的年限分別為364年、277年和19.7年；尾礦庫下游土壤As、Cr、Hg、Ni和Pb超標需要的年限分別為181年、441年、55.6年、23.6年和1103年；而堆浸場處As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni和Zn超標需要的年限依次為281年、0年、72年、0年、66.75年、37.8年和89.5年。由此發現，堆浸場的Cd、Cu在尚未開始堆浸時就已超標，年均增長量又較快，因而此處土壤惡化的可能性較大，應引起足夠重視。而尾礦庫和排土場處，除了Ni具有較高的超標風險外，其他元素的環境容量相對較大。

3 堆浸場下游小溪沿岸土壤重金屬遷移規律

該銅礦的開采積累了大量的低品位氧化銅礦石，堆積在泥鰍河流域上游小溪邊。為了進一步對銅進行回收利用，低品位礦石采用硫桿菌和稀硫酸進一步噴淋礦石浸取銅，同時在這個過程中產生大量的氧化酸性廢水。酸性廢水就通過排放、滲漏、溢流等方式匯入小溪，已經嚴重污染了溪水和岸邊土壤。本工作采集了小溪岸邊表層和深層土壤樣品，進行重金屬元素分析，研究重金屬在土壤中的分布和遷移轉化規律。

小溪下游距堆浸場200～1 500 m范圍內表層土壤重金屬含量變化趨勢如圖5所示?？梢钥闯觯珻r、Zn、Ni、Pb、Cr6+、Cd和Cu元素的含量隨著離堆浸場距離的增加而降低，Cd和Cu元素分別在距離大于1 000 m和1 500 m時降至土壤國家II級標準限值以下，其他重金屬元素未超標；As、Hg和Mo元素隨著距離的增加略有增加。表明Cr、Zn、Ni、Pb、Cr6+、Cd和Cu元素的橫向遷移距離相對較短，而As、Hg和Mo元素橫向遷移距離略長，即As、Hg和Mo更容易隨堆浸液排放向下游運移。

圖5 小溪岸邊土壤重金屬含量隨距離變化規律Fig.5 The change rule of heavy soil metal content with distance along the stream along the shore

圖6 17TQ0103剖面土壤樣品中重金屬含量垂向分布圖Fig.6 Vertical distribution of heavy metal content in soil samples from profile 17TQ0103

17TQ0103剖面(0～200 cm，穿過20～60 cm層位的多年凍土層)土壤樣品的重金屬垂向分布規律如圖6所示，從圖中可以看出，樣品中Cu、Zn、Cr、Cd的含量隨著剖面深度的增加而降低，表土中重金屬含量高于深層土壤樣品，呈現出在凍土層的凍結鋒面上富集的規律，凍結鋒面20～60 cm土壤中Cu、Zn、Cr、Cd含量分別是底層180～200 cm處含量的2.99、1.01、1.14和2.60倍，自表土向下約20 cm深度即開始出現凍結，起到隔水作用，阻止水分下滲和重金屬的向下遷移，故呈現出上高下低現象?？侰r和As的規律較為復雜，可能是受到凍土層的凍結—融化循環作用，當凍結時向凍結鋒面遷移，土體融化時，在重力作用下繼續向下垂直遷移。Cr6+則是呈現先減少后增加的趨勢，Mo和Hg的含量在各層次差別甚微。

4 結 論

(1)在所監測的12年內，僅有3種重金屬在排土場累積，累積速率也較低，但是在尾礦庫下游和堆浸場則表現為多種重金屬元素的同時累積，個別元素的累積倍數較高，因而需要更長時間的持續監測。

(2)堆浸場的Cd、Cu在尚未開始堆浸時就已超過國家土壤II級標準限值，年均增長量又較快，因而此處土壤惡化的可能性較大，應引起足夠的重視。而尾礦庫和排土場處，除了Ni具有較高的超標風險外，其他元素的環境容量相對較大。

(3) 堆浸場下游的表層土壤中Cr、Zn、Ni、Pb、Cr6+、Cd和Cu元素的橫向遷移距離相對較短，而As、Hg和Mo元素橫向遷移距離略長，更容易隨堆浸液排放向下游運移。剖面土壤樣品中Cu、Zn、Cr、Cd的含量隨著深度的增加而降低，表土中重金屬含量高于深層土壤樣品，呈現出在凍土層的凍結鋒面上富集的規律。