金屬和非金屬礦山土地退化因素調(diào)查

李海東，沈渭壽

(環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所，江蘇南京　210042)

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金屬和非金屬礦山土地退化因素調(diào)查

李海東，沈渭壽

(環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所，江蘇南京210042)

摘要：自2014年國家科技基礎(chǔ)性工作專項“西部重點礦區(qū)土地退化因素調(diào)查”啟動以來，課題組根據(jù)制定的調(diào)查技術(shù)方案和分類體系，完成了內(nèi)蒙古、陜西和甘肅等省(自治區(qū))11個典型礦山的調(diào)查任務，對比分析了金屬和非金屬礦區(qū)土壤重金屬污染、土地毀損和土地利用變化的差異性。結(jié)果表明，金屬礦區(qū)土壤重金屬污染程度總體上大于非金屬礦區(qū)，礦山開采方式對土地毀損的影響較大，露天開采、露天/地下開采的土地毀損總體上大于地下開采。

關(guān)鍵詞：金屬礦山；非金屬礦山；土地退化因素；調(diào)查進展；西部地區(qū)

我國金屬和非金屬礦山的礦種類型多,礦山生態(tài)破壞與環(huán)境污染問題復雜,重金屬污染、水污染和固廢污染等總體上較能源礦山嚴重[1]。金屬礦山既是資源集中地,又是天然的水土環(huán)境污染源;不少金屬礦山的固體廢物中含有放射性物質(zhì),對接觸人群構(gòu)成潛在的健康風險[2-3]。我國非金屬礦產(chǎn)資源豐富,已發(fā)現(xiàn)130多種,儲量居世界前列的有10余種,非金屬礦的產(chǎn)品與制品(如石灰石、螢石、重晶石、滑石、菱鎂礦和石墨等)產(chǎn)量多年來居世界之冠。非金屬礦山多為露天開采,由于長期落后的采選冶技術(shù)、較低的綜合利用程度等因素,非金屬礦山及其周圍環(huán)境破壞嚴重,主要表現(xiàn)為地表擾動(景觀破壞、壓占土地等)、土壤侵蝕和污染以及地質(zhì)災害等,影響區(qū)域/流域生態(tài)系統(tǒng)健康[1]。礦區(qū)土地退化在一定程度上壓縮了當?shù)鼐用竦纳a(chǎn)空間、生態(tài)空間和生活空間,是亟待強化自然系統(tǒng)保護和環(huán)境管理的生態(tài)安全重點關(guān)注區(qū)域[3]。

自2014年以來,環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所依托國家科技基礎(chǔ)性工作專項“西部重點礦區(qū)土地退化因素調(diào)查”,完成了內(nèi)蒙古、甘肅和陜西3省(自治區(qū))7個典型金屬礦區(qū)和4個典型非金屬礦區(qū)的土地退化因素野外調(diào)查、樣品采集和分析測試,涉及除石灰石、石棉以外的其他所有礦種。該文基于取得的階段成果,重點介紹了金屬和非金屬礦區(qū)土壤重金屬污染、土地毀損和土地利用變化情況,分析了不同礦種類型和開采方式的礦區(qū)土地退化特點,以期為金屬和非金屬礦山生態(tài)環(huán)境保護與修復提供依據(jù)。

1調(diào)查內(nèi)容與對象

1.1調(diào)查內(nèi)容

(1)礦區(qū)基本情況。根據(jù)露天開采和地下開采的差異性,調(diào)查各典型礦山的開采面積、拐點坐標、生產(chǎn)規(guī)模、設(shè)計服務年限和剩余年限、開采深度、剝離方式、項目建設(shè)規(guī)模、開采境界,以及開采工藝及設(shè)備、開拓運輸方案、總平面布置、采區(qū)劃分及開采順序、開采進度計劃、采剝工程量、剝離物排棄工藝、排土場參數(shù)和排土計劃等。

(2)礦區(qū)土地退化因素分類。將礦區(qū)土地退化劃分為生態(tài)破壞導致的土地退化、環(huán)境污染導致的土地退化和自然侵蝕導致的土地退化3大類型,包括土地毀損、生態(tài)完整性損失、土壤重金屬污染、土壤養(yǎng)分、水污染、自然侵蝕(風力、水力)6大類40多項指標[3],具體如下。① 土地毀損類:露天開采挖損土地面積、地下采空區(qū)面積、塌陷地面積、排土場占地面積、矸石占地面積和尾礦庫占地面積。② 生態(tài)完整性損失類:植被破壞面積(草地、林地、農(nóng)田)、植被覆蓋度、生物豐度、自然生產(chǎn)力(生物生產(chǎn)量)、生物多樣性和地下水位下降。③ 土壤重金屬污染類:鎘(Cd)、汞(Hg)、砷(As)、銅(Cu)、鉛(Pb)、鉻(Cr)、鋅(Zn)和鎳(Ni);不同礦種特征元素2～3種。④ 土壤養(yǎng)分類:土壤pH值、有機質(zhì)、全氮、全磷和全鉀。⑤ 水污染類:pH值、水溫、溶解氧、電導率、濁度、化學需氧量、生化需氧量和氨氮;重金屬染污物(Cd、Hg、Cu、Pb、Cr、Zn和Ni)。⑥ 自然侵蝕(風力、水力)類:水土流失類型、程度與面積;沙漠化土地類型、程度與面積。

1.2調(diào)查對象

25個典型調(diào)查礦區(qū)的分類情況見表1。

表1金屬和非金屬礦山的典型調(diào)查礦區(qū)概況

Table 1Basic situations of representative metal and non-metal mining areas investigated

類型礦種礦區(qū)編號礦區(qū)名稱開采方式分布地金屬礦山黑色金屬S1內(nèi)蒙古白云鄂博鐵礦區(qū)露天內(nèi)蒙古白云鄂博S2西藏羅布莎鉻礦區(qū)地下西藏山南地區(qū)曲松縣S3廣西大新縣錳礦區(qū)露天/地下廣西大新縣S4四川攀枝花釩鈦磁鐵礦區(qū)露天四川攀枝花市有色金屬S5西藏玉龍銅礦區(qū)露天西藏昌都地區(qū)江達縣S6甘肅崖灣銻礦區(qū)地下甘肅西和縣S7甘肅塔兒溝鎢礦區(qū)地下甘肅肅北縣S8廣西南丹錫礦區(qū)地下廣西南丹縣S9陜西金堆城鉬礦區(qū)露天陜西華縣S10青海錫鐵山鉛鋅礦區(qū)地下青海海西州S11廣西平果鋁土礦區(qū)露天廣西平果縣貴重金屬S12新疆哈密金礦地下新疆哈密市S13四川東北寨金礦區(qū)地下四川阿壩州松潘縣S14陜西銀硐子銀礦區(qū)露天陜西柞水縣S15甘肅金川鉑礦區(qū)露天/地下甘肅金昌市稀土金屬S16內(nèi)蒙古白云鄂博稀土礦區(qū)露天內(nèi)蒙古白云鄂博S17四川冕寧稀土礦區(qū)露天四川冕寧縣非金屬礦山石灰石S18西藏山南礦區(qū)露天西藏山南地區(qū)乃東縣S19青海門旦峽礦區(qū)露天青海湟中縣螢石S20內(nèi)蒙古達茂旗礦區(qū)露天/地下內(nèi)蒙古達茂旗S21內(nèi)蒙古蘇莫查干礦區(qū)露天/地下內(nèi)蒙古四子王旗石棉S22青海茫崖礦區(qū)露天青海海西州S23四川新康礦區(qū)露天四川石棉縣高嶺土S24陜西榆林礦區(qū)露天陜西榆林市府谷縣S25內(nèi)蒙古準格爾礦區(qū)露天內(nèi)蒙古準格爾旗

1.3調(diào)查方法

(1)范圍:各類礦山礦界范圍(指采礦許可證登記劃定的范圍,包括生產(chǎn)用地和輔助生產(chǎn)用地),以及周邊受影響區(qū)域(“三廢”污染、植被破壞和水資源破壞等的間接影響區(qū))。

(2)方法:包括現(xiàn)場調(diào)查、定點監(jiān)測和樣品實驗分析,以及高分辨率遙感和高光譜遙感動態(tài)監(jiān)測等技術(shù)方法。

2調(diào)查結(jié)果

2.1金屬和非金屬礦區(qū)的土壤重金屬污染狀況

從土壤重金屬含量(表2)來看,土壤Cd含量在11個礦區(qū)之間的變化較小,金屬礦區(qū)介于0.43～1.60 mg·kg-1,非金屬礦區(qū)介于0.39～0.73 mg·kg-1;以塔爾溝鎢礦區(qū)、金川鉑礦區(qū)較高,其余9個礦區(qū)均≤0.73 mg·kg-1。土壤Hg含量表現(xiàn)為非金

屬礦區(qū)(0.11～1.50 mg·kg-1)明顯高于金屬礦區(qū)(0.04～0.09 mg·kg-1)。土壤As含量在金屬和非金屬礦區(qū)間的差別較小(分別為13.01～115.96和2.91～110.84 mg·kg-1),以崖灣銻礦區(qū)、蘇莫查干螢石礦區(qū)、銀硐子銀礦區(qū)較高,其余8個礦區(qū)均≤41.22 mg·kg-1。土壤Cu含量在7個金屬礦區(qū)之間的變化較大,介于22.57～225.05 mg·kg-1之間,總體來講高于非金屬礦區(qū)(5.55～67.54 mg·kg-1),以銀硐子銀礦區(qū)、金川鉑礦區(qū)、金堆城鉬礦區(qū)較高,其余8個礦區(qū)均≤67.54 mg·kg-1。土壤Pb含量除崖灣銻礦區(qū)(15.26 mg·kg-1)外,其他6個金屬礦區(qū)(37.78～271.93 mg·kg-1)均高于非金屬礦區(qū)(25.87～35.66 mg·kg-1)。土壤Cr和Ni含量表現(xiàn)為金屬礦區(qū)(分別為58.86～197.56和23.63～270.27 mg·kg-1)高于非金屬礦區(qū)(分別為27.43～76.89和2.58～22.55 mg·kg-1)。土壤Zn含量在金屬礦區(qū)之間和非金屬礦區(qū)之間的變化均較大,分別為38.14～288.01和38.50～159.30 mg·kg-1,以金堆城鉬礦區(qū)、金川鉑礦區(qū)較高,銀硐子銀礦區(qū)(38.14 mg·kg-1)較小。

對照GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》3級標準[4]可知,塔爾溝鎢礦區(qū)和金川鉑礦區(qū)土壤Cd含量超標,蘇莫查干螢石礦區(qū)土壤Hg含量超標,崖灣銻礦區(qū)、銀硐子銀礦區(qū)、金川鉑礦區(qū)、達茂旗螢石礦區(qū)和蘇莫查干螢石礦區(qū)土壤As含量超標,僅金川鉑礦區(qū)土壤Ni含量超標(表2)。從礦種類型來看,除土壤Hg含量外,金屬礦區(qū)土壤重金屬污染程度總體上大于非金屬礦區(qū),具體的土壤重金屬污染狀況因礦種的差異性、采樣點位置和數(shù)量而變化。

表2典型調(diào)查礦區(qū)土壤重金屬污染

Table 2Soil heavy metal pollution in eleven representative mining areas

礦區(qū)名稱礦區(qū)編號w/(mg·kg-1)CdHgAsCuPbCrZnNi白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)S1/S160.43±0.600.04±0.0116.40±6.1422.57±4.7068.34±132.5872.55±12.69123.80±138.3023.63±5.24崖灣銻礦區(qū)S60.63±0.270.08±0.05115.96±151.4135.45±11.5315.26±7.6093.30±19.0286.33±38.4041.10±8.06塔爾溝鎢礦區(qū)S71.60±1.130.07±0.0430.48±22.6351.95±43.4941.21±32.9978.25±6.66140.30±128.9633.37±3.99金堆城鉬礦區(qū)S90.56±1.240.07±0.0213.01±10.86103.80±146.2937.78±25.8358.86±40.51288.01±366.4933.18±22.22銀硐子銀礦區(qū)S140.71±0.200.07±0.05104.30±102.34225.05±285.38271.93±269.60102.81±9.0838.14±20.0846.84±3.71金川鉑礦區(qū)S151.45±0.600.09±0.0441.22±17.37133.78±102.9561.63±21.40197.56±76.71179.75±54.46270.27±182.37達茂旗螢石礦區(qū)S200.73±1.210.12±0.1640.78±39.0167.54±126.1435.66±28.2576.89±16.79159.30±181.0222.55±11.17蘇莫查干螢石礦區(qū)S210.69±0.361.50±1.23110.84±100.4738.25±50.1025.87±11.0643.38±4.89140.00±125.5819.94±12.01榆林高嶺土礦區(qū)S240.39±0.180.17±0.222.91±0.335.55±5.1827.80±0.4427.43±8.5538.50±6.362.58±3.63準格爾高嶺土礦區(qū)S250.49±0.220.11±0.076.51±12.1810.26±5.9830.58±12.9834.18±9.6449.21±8.443.98±3.793級標準限值[4]1.01.540400500300500200就10km緩沖區(qū)面積大小而言，達茂旗螢石礦2010年土地利用動態(tài)變化來看，除崖灣銻礦區(qū)、塔

數(shù)據(jù)以平均值±標準差表示。S1/S16、S6、S7、S9、S14和S15為金屬礦區(qū),S20、S21、S24和S25為非金屬礦區(qū)。

2.2金屬和非金屬礦區(qū)土地毀損和土地利用變化

從土地毀損狀況(表3)來看,11個調(diào)查礦區(qū)中以金川鉑礦區(qū)土地毀損面積最大,其后依次為白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)和準格爾高嶺土礦區(qū),除塔爾溝鎢礦區(qū)以外的其余6個礦區(qū)土地毀損面積均≤7.31 km2,以崖灣銻礦區(qū)和銀硐子銀礦區(qū)較小。結(jié)合表1可見,礦山開采方式對土地毀損的影響較大,表現(xiàn)為露天開采〔包括白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)(S1/S16)、準格爾高嶺土礦區(qū)(S25)、金堆城鉬礦區(qū)(S9)和榆林高嶺土礦區(qū)(S24)〕和露天/地下開采〔包括金川鉑礦區(qū)(S15)、達茂旗螢石礦區(qū)(S20)和蘇莫查干螢石礦區(qū)(S21)〕礦區(qū)土地毀損面積總體上大于地下開采〔崖灣銻礦區(qū)(S6)〕,具體情況則受礦山開采規(guī)模和周期的影響較大。

就10 km緩沖區(qū)面積大小而言,達茂旗螢石礦區(qū)為最大,其后依次為白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)、金川鉑礦區(qū)、塔爾溝鎢礦區(qū)、準格爾高嶺土礦區(qū)、金堆城鉬礦區(qū)、崖灣銻礦區(qū)、蘇莫查干螢石礦區(qū)和銀硐子銀礦區(qū)，以榆林高嶺土礦區(qū)為最小。從2000年土地利用狀況來看,白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)、達茂旗螢石礦區(qū)、蘇莫查干螢石礦區(qū)和準格爾高嶺土礦區(qū)均以草地面積為最大,草地面積分別占10 km緩沖區(qū)面積的96.0%、99.7%、98.9%和66.6%;崖灣銻礦區(qū)、金堆城鉬礦區(qū)和銀硐子銀礦區(qū)均以林地面積為最大,林地面積分別占10 km緩沖區(qū)面積的62.4%、93.2%和82.9%;塔爾溝鎢礦區(qū)和金川鉑礦區(qū)均以其他類型面積為最大,其他類型面積分別占10 km緩沖區(qū)面積的77.8%和79.9%,其后分別為草地(占17.3%)和耕地(占15.2%)。從2000—2010年土地利用動態(tài)變化來看,除崖灣銻礦區(qū)、塔爾溝鎢礦區(qū)和達茂旗螢石礦區(qū)外的8個調(diào)查礦區(qū)人工表面面積均呈增加趨勢,以準格爾高嶺土礦區(qū)增加量為最大,其后依次為白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)和蘇莫查干螢石礦區(qū),其余4個礦區(qū)增長量均≤2.37 km2。

總體而言,草地、林地和耕地為礦山開采的土地毀損對象,其破壞量與礦種類型、開采方式和礦區(qū)所在的地帶性植被類型有關(guān)。

表32000—2010年典型調(diào)查礦區(qū)土地毀損和土地利用變化

Table 3Variation of land damage and land use in the eleven representative mining areas investigated during the period of 2000-2010

918.21440.47870.80489.64368.43903.82951.09409.84354.30690.35礦區(qū)名稱礦區(qū)編號土地毀損面積/km210km緩沖區(qū)1)/km2耕地林地草地濕地人工表面其他合計白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)S1/S1652.591.79/-1.143.92/0.07881.56/-25.481.77/0.1529.11/26.450.06/-0.05918.21崖灣銻礦區(qū)S60.36141.08/-4.35274.92/3.6222.66/0.730.05/00.44/01.31/0440.47塔爾溝鎢礦區(qū)S7—3.40/023.69/0150.94/-0.0114.61/00.61/0677.55/0.01870.80金堆城鉬礦區(qū)S97.3122.10/-0.30456.54/-2.851.03/02.55/0.796.86/2.370.56/0489.64銀硐子銀礦區(qū)S140.2657.80/-5.61305.46/4.230.01/0.120.36/0.070.74/0.174.06/1.01368.43金川鉑礦區(qū)S1578.12137.47/0.370.15/02.41/-0.200.76/0.3940.47/1.30722.56/-1.86903.82達茂旗螢石礦區(qū)S201.822.13/00.02/0948.62/0.090.22/-0.090.07/00.03/0951.09蘇莫查干螢石礦區(qū)S211.580/01.85/0405.14/-2.660/01.00/2.491.85/0.17409.84榆林高嶺土礦區(qū)S240.59290.25/-2.437.85/035.63/0.490.08/-0.0117.83/1.952.66/0354.30準格爾高嶺土礦區(qū)S2532.01125.80/-4.4162.37/-10.07459.66/-27.737.78/-2.8028.35/42.596.39/2.42690.35

1)“/”前數(shù)據(jù)為2000年的面積,“/”后數(shù)據(jù)為2000—2010年的面積變化量。“—”表示缺少數(shù)據(jù)。

3結(jié)語

(1)在8個土壤重金屬污染指標中,除Hg含量外,金屬礦區(qū)土壤重金屬污染程度總體上大于非金屬礦區(qū)。塔爾溝鎢礦區(qū)和金川鉑礦區(qū)土壤Cd含量超標,蘇莫查干螢石礦區(qū)土壤Hg含量超標,崖灣銻礦區(qū)、銀硐子銀礦區(qū)、金川鉑礦區(qū)、達茂旗螢石礦區(qū)和蘇莫查干螢石礦區(qū)土壤As含量超標,僅金川鉑礦區(qū)土壤Ni含量超標。

(2)礦山開采方式對土地毀損的影響較大,露天開采、露天/地下開采的土地毀損總體上大于地下開采。在11個調(diào)查礦區(qū)中,金川鉑礦區(qū)土地毀損面積最大,其后依次為白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)和準格爾高嶺土礦區(qū),除塔爾溝鎢礦區(qū)以外的其余6個礦區(qū)土地毀損面積均≤7.31 km2,崖灣銻礦區(qū)和銀硐子銀礦區(qū)較小。

(3)草地、林地和耕地為礦山開采的主要土地毀損對象。除崖灣銻礦區(qū)、塔爾溝鎢礦區(qū)和達茂旗螢石礦區(qū)外,2000—2010年8個調(diào)查礦區(qū)人工表面面積均呈增加趨勢,以準格爾高嶺土礦區(qū)增加量為最大,其后依次為白云鄂博鐵/稀土礦區(qū)和蘇莫查干螢石礦區(qū),其余4個礦區(qū)增長量均≤2.37 km2。

(4)我國西部重點礦區(qū)地理位置偏遠,開展典型金屬和非金屬礦區(qū)土地退化因素調(diào)查應以遙感技術(shù)為主,以人工地面調(diào)查為輔。然而,在礦山生產(chǎn)區(qū)對土壤、水體和固廢等污染狀況進行調(diào)查,由于礦山企業(yè)警惕性高、配合意愿低等因素,野外工作存在著一定的困難,特別是有些金屬礦山無法進入。此外,調(diào)查發(fā)現(xiàn)高嶺土和煤炭存在伴生問題,導致高嶺土礦區(qū)土地毀損面積和緩沖區(qū)面積偏大,很可能是因為受其伴生現(xiàn)象的影響。

致謝: 感謝自2014年項目立項與實施以來,參與實施方案論證、野外調(diào)查與數(shù)據(jù)資料分析的鄒長新、燕守廣、張慧、白淑英、林乃峰、王濤、司萬童、劉波、劉冬、歐陽琰、徐德琳、徐夢佳和游廣永等同志。

參考文獻：

[1]王啟明,徐必根,唐紹輝,等.我國金屬非金屬礦山采空區(qū)現(xiàn)狀與治理對策分析[J].礦業(yè)研究與開發(fā),2009,29(4):63-68.

[2]沈渭壽,鄒長新,燕守廣,等.中國的礦山環(huán)境[M].北京:中國環(huán)境出版社,2013:77-95.[3]李海東,沈渭壽,司萬童,等.中國礦區(qū)土地退化因素調(diào)查:概念、類型與方法[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報,2015,31(4):445-451.

[4]GB 15618—1995,土壤環(huán)境質(zhì)量標準[S].

(責任編輯： 李祥敏)

Driving Factors of Land Degradation in Metal and Non-Metal Mining Areas.

LI Hai-dong, SHEN Wei-shou

(Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China)

Abstract:Since the starting of the State Major Basic Sci-tech Research Program in 2014, in line with the technical program and the classification system developed for the investigation, eleven representative mining areas in Inner Mongolia, Shaanxi and Gansu have been investigated, and comparative analysis done of the metal and non-metal mining areas for differences in soil heavy metal pollution, land destruction and land use alteration. Results show that the metal mining areas are generally higher than the non-metal mining areas in soil heavy metal pollution, and mine excavation methods are an important factor of land destruction. Open-cast mining or open-cast/underground mining, on the whole, damages more land than underground mining does.

Key words:metal mine;non-metal mine;driving factor of land degradation;investigation advance;West China

收稿日期：2016-01-28

基金項目：國家科技基礎(chǔ)性工作專項(2014FY110800)

中圖分類號：X821；X37

文獻標志碼：A

文章編號：1673-4831(2016)03-0351-04

DOI：10.11934/j.issn.1673-4831.2016.03.002

作者簡介：李海東(1984—),男,安徽亳州人,副研究員,博士,主要從事土地退化與礦山生態(tài)恢復方面的研究。E-mail: lihd2020@163.com