秦嶺山區某金屬礦區土壤重金屬污染評價及遷移路徑解析

馮娟，艾昊，陳清敏*，李華，汪文波，薛智鳳

（1. 陜西省地質調查院實驗中心，陜西 西安 710000； 2. 陜西省地質調查院，陜西 西安 710000）

土壤重金屬污染作為土壤生態修復過程中最棘手的問題之一，已經成為國內外學者關注的熱點。礦產資源作為自然資源的重要組成部分，是人類社會發展的重要物質基礎。但是礦產資源開采過程中產生的礦渣、酸性廢水等通過地表徑流和雨水淋濾等方式擴散到周邊河流、土壤，會造成重金屬在土壤環境中的遷移和富集［1］，導致周邊農用地受到重金屬污染，最終通過生物富集和生物放大作用對人體健康造成嚴重威脅［2-6］。因此，客觀評估礦區土壤重金屬污染特征及生態風險，同時探明重金屬的遷移路徑是非常必要的。

近年來，國內外學者從污染物分布特征［7-8］、風險評價［9-12］、來源解析［13］等方面開展了大量研究工作。根據劉碩等［14］對山東龍口煤礦區土壤中Cd、As、Ni、Pb 和Cr 等5 種重金屬的分布特征、污染來源、綜合污染程度研究結果顯示，5 種重金屬富集現象顯著，樣品重金屬含量均超過國家土壤環境質量二級標準。劉洋等［15］對云南省某礦區小流域受銅礦影響的土壤重金屬污染狀況以及污染土壤對當地居民構成的健康風險進行了研究，結果表明研究區Cd、Zn 和Pb 這3 種金屬的變異系數均大于1，尤其是Cd 的變異系數高達1.94，說明受到了強烈的人為因素的影響。秦嶺是中國的“中央公園”，同時也是全國重要的金屬“礦集區”，研究秦巴山區金屬礦區土壤重金屬污染特征、風險評價及遷移路徑對秦嶺地區礦山生態修復意義重大。李榮華等［16］對陜西某關閉冶煉廠土壤重金屬污染進行了評價，結果表明，研究區Cd 含量在0～120cm 范圍內均超過了土壤環境質量二級標準，而且Pb、Cd、Hg、Cu 和Zn 在0～120cm 范圍內全部超過了關中塿土背景值。徐友寧等［17］以小秦嶺金礦帶北側的農業生產區為研究對象，采用US EPA 推薦的人體健康風險評價模型，計算了經口食入、皮膚接觸等暴露途徑對成年人的健康風險概率，研究表明研究區存在因重金屬導致的不可接受的人體健康高非致癌風險和致癌風險。隨著重金屬污染物的遷移路徑、因果關系分析的研究需求在污染防治工作中逐漸凸顯，關于秦嶺山區金屬礦山土壤重金屬污染物的分布特征、風險評價以及遷移路徑解析還有待補充。

秦嶺山區某金礦區目前已經停產，但殘留的礦硐、尾礦庫等污染源仍在對周邊的生態環境等造成持續性的破壞。硐口涌水以及研究區溝水呈明顯的酸性，對礦區的土壤生態環境造成了污染，導致周邊耕地減產明顯。本文通過實地踏勘與采樣分析，對礦區不同區域內的重金屬污染物含量進行了分析對比，選擇單因子指數法、內梅羅綜合指數法和潛在生態風險指數法評價礦區土壤重金屬的污染狀況和生態風險。并結合礦區地表水的樣品測試結果，分析了8 種重金屬在礦區的遷移路徑。由于研究區的金屬礦物主要為黃鐵礦、少量磁黃鐵礦、黃銅礦等，此外，As、Cd 等易以類質同象替代的形式進入硫化物礦物中，且是金礦的主要污染元素，硫化物礦物與氧氣接觸后可形成硫酸鹽，并形成酸性水體，污染礦區周邊土壤，因此，結合研究區具體情況，以及《土壤環境質量建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 36600—2018)、《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)和《土壤環境監測技術規范》(HJ/T 166—2004)，土壤的測試指標選取了Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 和pH，對應地表水的測試指標也選取了Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 和pH。采用ICP-OES、ICP-MS、AFS、pH 計等對上述指標進行測定，旨在為秦嶺山區金屬礦山土壤生態環境損害源頭防治、修復治理等決策提供數據參考與理論支持，同時擴充秦嶺山區廢棄礦山土壤重金屬污染的研究內容。

1 研究區概況

研究區位于陜西安康市漢陰縣城北東約33°方位，位于北亞熱帶濕潤氣候區，季風性強，四季分明。年平均氣溫 15.1℃，年降水量 764.9～929.7mm，由西南向東北逐漸減少，平均無霜期 258 天［18］。礦區內山高坡陡土薄。礦區總地勢南西高北東低，最大海拔高度925m，最低海拔高度680m，相對高差245m，為典型的中低山區。礦區北部發育一條溝河，溝谷平緩開闊，植被覆蓋率較高，礦山工程主要位于研究區東南側支溝內，地形切割強烈，地勢陡峻，斜坡坡度一般在30°～40°左右，溝谷呈“V”字型。地處亞熱帶濕潤氣候區，根據陜西省2004年頒布的《陜西省生態功能區劃》可知，研究區金礦屬于4 個一級生態區中的秦巴山地落葉、常綠闊葉混交林生態區。礦區內的土壤類型主要為棕壤土和新積土。

礦區地層區劃屬秦嶺區的徽縣—旬陽分區，區內地層總體為一變形復雜的單斜層，南老北新，傾向北西—北東，局部南傾，傾角40°～60°。出露地層主要為下志留統梅子埡組，其次出露寒武—奧陶系洞河群及中泥盆統石家溝組。含金層位為下志留統梅子埡組，巖性以黑云母變斑晶絹云石英片巖、含炭絹云石英片巖、絹云石英片巖、炭質片巖及變砂巖為主［19］。研究區地層柱狀圖如圖1 所示。

2 實驗部分

2.1 樣品采集與處理

點位布設：地表水樣點位布設依據《地表水和污水監測技術規范》(HJ/T 91—2002)、《水質采樣方案設計技術規定》(HJ 495—2009)進行。土壤樣品點位布設依據《生態環境損害鑒定評估技術指南 土壤與地下水》(GB/T 39792.1—2020)和《土壤環境監測技術規范》(HJ/T 166—2004)進行。樣品的采集根據水流方向以及有可能用污染水源灌溉的土壤。根據前期資料收集、分析與初步踏勘結果，尾礦庫、工業場地為疑似重點污染源，因此將區域周圍農田和靠近地表水下游農田作為重點調查區，將每個自然分隔的獨立農田作為單個采樣區，將區內尾礦庫上游未受采礦作用影響的地表水作為地表水背景參考樣品。采礦區北側約2km 所處位置與研究區金礦的原始生態環境相近，且該處無采礦作用以及其他工業影響，因此將該處樣品測試值作為土壤背景參考值。

樣品采集：研究區與采樣點如圖2 所示。水樣采用帶狀布點法共設置19 個采樣點，其中：尾礦庫上游50m 與200m 處采集樣品2 件；工業場地采集樣品5 件(包括：硐口涌水采集樣品2 件，高位蓄水池樣品1 件，沉淀池樣品2 件)；自尾礦庫下游至研究區溝河與中河匯水口處依次采集樣品8 件；匯水口上游100m 處采集樣品1 件；匯水口下游300m 處1 件；此外，沿中河向下游進行追索，采集樣品2 件。依據《地表水與污水監測技術規范》(HJ/T 91—2002)，樣品采集前通過GPS 對采樣點進行精確定位，取樣前采樣瓶和采樣器用洗滌劑沖洗一次，自來水沖洗三次，蒸餾水沖洗一次。取樣時，未攪動水底沉積物，用聚乙烯塑料桶采集水樣后，靜止30min 去除沉降性固體，之后將不含沉降性固體但含有懸浮性固體不少于500mL 的上清液用筒形容器移入500mL 聚乙烯采樣瓶中，加入5mL 硝酸保存劑，隨后將水樣避光并帶回實驗室保存于4℃冰箱。采樣過程中，對采樣點進行定位，記錄采樣深度、編號、經緯度坐標、日期、感官描述等信息，并在現場貼好標簽。

圖2 研究區與采樣點位置Fig. 2 Location of the study area and soil samples.

土壤樣品共采集50 件，其中尾礦庫上游設采樣點2 處，分別采集表層樣與深層樣；尾礦庫內設置采樣點9 處，分別采集表層樣與深層樣；尾礦庫旁耕地設置采樣點3 處，分別采集表層樣與深層樣；工業場地處設置采樣點共計5 處(其中硐口工業廣場采樣點3 處分別采集表層與深層樣品，共計6 件，硐口工業廣場下游路面采樣1 處，廢渣堆采集廢渣樣品1 處，均采集表層樣品1 件)，自尾礦庫下游，沿研究區兩側農用地調查點7 個，分別采集表層樣與深層樣。由于礦區農田面積較小，且相對分散，故在每塊農田選擇較為適宜實地情況的對角線法，設置5 個采樣分點采集土壤混合樣。每個采樣點分別采集表層樣品及深層樣品，其中表層樣品的采集深度為0～20cm，深層樣品的采集深度為50～70cm。采集土樣時，盡量減少了土壤擾動，每件樣品為1kg，裝入聚乙烯塑料袋中，同時采樣現場用GPS 記錄采樣點位置信息，填寫采樣記錄。采集樣品需在室溫自然風干，去除石塊、砂礫、植物組織等雜質，用瑪瑙研缽將樣品研碎后，過100 目尼龍篩，封裝，備用。

2.2 樣品測試與數據質量控制

水樣pH 選用pH 計(PHS-3C)，參照《生活飲用水標準檢驗方法 感官性狀和物理指標(5.1) pH 值 玻璃電極法》(GB/T 5750.4—2006(5.1))測定。Cd、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 選用ICP-MS，參照《生活飲用水標準檢驗方法 金屬指標》(GB/T 5750.6—2006)進行測定。Hg、As 分別選用AFS(XGY-1011A) 和四通道半自動原子熒光光度計(AFS-9920)，參照《水質 汞、砷、硒、鉍和銻的測定 原子熒光法》(HJ 694—2014)。土壤pH 參照《土壤pH 值的測定 電位法》(HJ 962—2018)測定。Cd、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 選用ICPMS，參照《硅酸鹽巖石化學分析方法 第30 部分：44個元素量測定》(GB/T 14506.30—2010)。Hg、As 元素選用AFS(AFS2202E)，參照《土壤和沉積物 汞、砷、硒、鉍、銻的測定 微波消解/原子熒光法》(HJ 680—2013)測定。測試分析過程中同時設置了10%的試劑空白、10%的樣品平行和國家一級標準物質GBW07302、GBW07309 、GBW07402 、GBW07430進行質量控制，8 種元素的回收率均為100%±20%，滿足質量控制要求。

2.3 評價方法和實驗數據整理

2.3.1 單因子污染指數法

單因子污染指數法作為常用的污染評價法，是以土壤元素的背景值作為評價標準，對土壤中單個污染因子的污染程度進行評價［20-21］，計算公式為：

式中：Pi—土壤中污染物i 的單項污染指數；Ci—土壤中污染物i 含量的測試值(mg/kg)；Si—土壤中污染物i 的評價標準值(mg/kg)。該評價法的標準分為四級：Pi≤1.0 為未受污染等級；1.0＜Pi≤2.0 為輕度污染等級；2.0＜Pi≤3.0 為中度污染等級；Pi＞3.0 為重度污染等級。

2.3.2 內梅羅綜合指數法

內梅羅綜合指數法［22-25］是土壤污染物評價中應用更為廣泛的一種方法，是結合單項指數法兼顧污染物的最大值和平均值，對污染物的污染程度進行評價。該方法可以全面評價土壤中不同污染物的綜合污染水平，同時能反映高含量污染物對環境造成的危害。內梅羅綜合污染指數（PN）計算公式為：

式中：Pimax、Piave分別為各單項污染指數的最大值和平均值。根據PN值的大小可將土壤污染水平分為五級：PN≤0.7 為安全等級，0.7＜PN≤1 為警戒值，1＜PN≤2 為輕度污染等級，2＜PN≤3 為中度污染等級，PN＞3 為重度污染等級［26-27］。

2.3.3 潛在生態風險指數法

潛在生態風險指數法［28］是瑞典學者Hakanson于1980年提出的一種對土壤重金屬污染物潛在生態風險評價的方法。該方法在考慮重金屬含量的基礎上兼顧了重金屬的生物毒性，將毒性響應系數引入該方法，且將重金屬污染物的環境效應、生態效應與毒理學有效聯系起來，反映了多種重金屬污染物對生態環境的影響潛力，在重金屬風險評價研究中的應用較為廣泛［29-32］。計算公式為：

式中：RI表示潛在生態風險指數；Ei表示重金屬污染物i 的單項潛在生態風險指數；為重金屬污染物i的毒性響應系數［8，33］；為重金屬污染物i 的污染系數；分別為重金屬污染物i 的實測含量和環境背景值，單位為mg/kg。本研究中涉及的重金屬Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 的毒性系數分別為30、40、10、5、2、5、5、1；重金屬污染物潛在生態風險分級標準見表1。

表1 單項潛在生態風險指數( Ei )及綜合潛在生態風險指數（RI）與生態風險水平Table 1 Single potential ecological risk index ( Ei),comprehensive potential ecological risk index ( RI) and risk level.

2.3.4 數據分析

本研究利用Excel 2013 軟件對數據進行處理，對土壤重金屬含量的平均值、標準差以及變異系數作出描述性統計。根據《生態環境損害鑒定評估技術指南 環境要素 第 1 部分：土壤和地下水》(GB/T 39792.1—2020)，土壤損害程度量化基于土壤、地下水中特征污染物濃度或相關理化指標與基線水平，計算每個點位土壤中污染物濃度或相關理化指標的超基線倍數，計算公式為：

式中：Ki—某點位土壤中特征污染物或相關理化指標的超基線倍數；Ti—某點位土壤中特征污染物的濃度或相關理化指標；Bi—土壤中特征污染物濃度或相關理化指標的基線水平。

3 結果與討論

3.1 研究區地表水與土壤重金屬含量及分布特征

3.1.1 研究區地表水重金屬含量及分布特征

依據《生態環境損害鑒定評估技術指南 環境要素 第 2 部分：地表水和沉積物》(GB/T 39792.2—2020)，本研究地表水生態環境基線的確定以尾礦庫上游未受到采礦工程影響的地段作為“對照區域”，以“對照區域”地表水的現狀數據作為基線，同時以《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)中Ⅱ類水作為參考。

測試結果表明，對照區地表水呈弱堿性，pH 值介于7.33～7.35，研究區溝水呈明顯酸性，至匯水口處仍呈明顯酸性，pH 值介于2.80～5.01，與基線值對比發現，Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 等重金屬元素均不同程度地高于基線值。為觀察溝水進入中河后水質的變化，在匯水口上游采集樣品1 件，并在匯水口下游3 處進行采樣，測試結果顯示，匯水口上游處各項指標與基線值基本接近，Cu、Pb、Fe、As 等重金屬含量均低于基線值，Cr、Ni、Zn、Cd 等略高于基線值，Hg 含量低于檢出限。匯水口下游處水質pH 值已恢復至背景值左右，但Cd、Cr、Ni、Zn 等重金屬含量高于基線值，且具有向下游逐漸遞減的趨勢。

研究表明［34-35］，采礦廢棄物酸化是全世界范圍內一種較為普遍的現象，多數有色金屬礦山的地層均含有各種類型的金屬硫化物，含硫尾礦的氧化是尾礦庫酸化污染擴散的根源。硫化物在采礦活動中與空氣接觸發生氧化作用，從而形成硫酸。在強酸環境下，pH 值的降低直接影響重金屬元素的活性，尾礦中大量潛在的有毒元素在酸性條件下會加速溶解，并隨酸性礦山廢水遷移出尾礦庫。經過現場實地勘查發現，研究區尾礦庫的滲水直接排放在研究區溝河內，最終流入中河。與當地村民的訪談可獲知，研究區周邊的農用地土壤的灌溉用水均是取自研究區的溝水。

3.1.2 研究區土壤重金屬含量及分布特征

依據《生態環境損害鑒定評估技術指南 環境要素 第1 部分：土壤和地下水》(GB/T 39792.1—2020)，當缺乏評估區域的歷史數據或歷史數據不滿足要求時，應選擇一個或多個與評估區可比且未受污染環境或破壞生態行為影響的對照區域。根據野外現場踏勘以及訪談資料，礦區范圍內以及礦區周圍存在未受采礦作用影響地塊，且地理位置、氣候條件、地形地貌、生態環境特征、土地利用類型等與研究區金礦相似，因此選擇該地段為對照區，作為土壤生態環境基線的確定方式，具體數值見表2。對研究區域中的尾礦庫、農用地、工業場地三種不同區域的土壤分區進行了采樣測試，檢測結果見表2。

表2 礦區土壤重金屬含量統計特征分析Table 2 Analysis of heavy metal concentrations in the soil of study area.

研究區三種不同點位土壤的pH 均值為3.85～5.72，均低于背景值，尾礦庫土壤中As 含量明顯高于基線值，超基線值倍數10.2～28.9 倍，此外，Cd、Pb、Cr、Cu 也不同程度地高于基線值，分別超基線值倍數為0.016 ～22.6 倍、0.001 ～0.345 倍、0.104～1.41 倍、1.08～8.69 倍。Hg、Ni、Zn 除少數個別樣品外，均低于基線值。

農用地土壤pH 值低于基線值，呈酸性，最低可低至4.33，重金屬含量不同程度地高于基線值。其中，As 超基線值倍數最高為6.07，Cd 超基線值倍數最高為7.23 倍，Hg、Pb、Cu、Ni 的均值也均不同程度地超基線值，Cr 與Zn 部分樣品超基線值。

工業用地pH 值均小于5，明顯低于基線值。As 明顯超基線值，超基線值倍數在6.90～20.4 之間，在表層土壤樣品中除個別樣品Cr 略高于基線值外，其他重金屬均低于基線值，在深層土壤樣品中其他重金屬均略高于基線值。整體上看，工業場地土壤主要表現為酸性，As 明顯高于基線值，且重金屬含量具有隨深度增加逐漸增高的趨勢。

從衡量樣品之間離散程度的變異系數［33］來看，尾礦庫各元素的變異程度依次為：Hg ＞Cd＞Cu＞Ni＞Zn＞As＞Cr＞Pb，其中Hg、Cd、Cu、Ni、Zn、As 均屬于高度變異(變異系數＞0.36)，表明這6種重金屬在礦區尾礦庫中空間分布不均勻，受外界人類活動影響較大。農用地元素變異系數由大至小依次為：As＞Cd＞Hg＞Cu＞Zn＞Ni＞Pb＞Cr，其中As、Cd、Hg 屬于強變異，Cu、Zn、Ni、Pb 屬于中等變異(0.15＜變異系數＜0.36)，Hg 屬于輕度變異(變異系數＜0.15)。工業場地中不同重金屬的變異系數排序為：Cd＞Ni＞Cu＞As＞Hg＞Cr＞Zn＞Pb，其中Cd、Ni、Cu 屬于強變異，As、Hg 屬于中等變異，Cr、Zn、Pb 屬于輕度變異。

3.2 土壤重金屬污染風險評價

3.2.1 單因子污染指數

單因子污染指數評價結果見表3。除工業場地的Cd、Hg、Pb、Ni、Zn 不超標外，其他采樣點位的重金屬均有不同程度的超標情況。其中尾礦庫土壤受污染最為嚴重，As、Pb、Cr 的超標情況尤為明顯，如As、Pb 超標率達到100%。其次是農用地土壤受污染也較為嚴重，8 種重金屬均有不同程度的超標情況，其中以Cd、As、Cu、Pb 為主要污染物。

表3 研究區不同重金屬在不同采樣區域中的單因子污染指數Table 3 Single factor pollution index of different heavy metals in different sampling areas in the study area.

3.2.2 內梅羅綜合污染指數

內梅羅綜合污染指數法評價結果列于表4。從單項內梅羅綜合污染指數來看，尾礦庫土壤中Cd、Hg、As、Cu 均達到重度污染水平，Ni、Zn 為中度污染水平，Pb 和Cr 為輕度污染水平。農用地土壤中Cd、As 為重度污染水平，Hg 為中度污染水平，其他重金屬指標均為輕度污染水平。工業場地土壤中只有As 為重度污染水平，Cr、Cu 為輕度污染水平，Pb 為警戒值，其余重金屬均為安全水平。根據污染權重計算不同區域的所有污染物內梅羅綜合污染指數［36］，尾礦庫區域為19.11 達到重度污染等級，農用地2.86 為中度污染等級，工業場地0.96 為污染警戒值等級。

表4 土壤重金屬內梅羅綜合污染評價結果Table 4 Results of Nemerow comprehensive pollution index of heavy metals in soil.

3.2.3 重金屬潛在生態風險指數

本文對研究區8 種重金屬進行潛在生態風險評價，結果列于表5。尾礦庫區域土壤中，只有Cd 與As 兩元素的單項潛在風險指數分別高于40 與80，分別達到中等生態風險與高生態風險等級，其余重金屬的單項潛在風險指數均低于40，屬于低生態風險等級，尾礦庫的綜合風險程度為中等風險等級。農用地土壤中，Cd、Hg 兩元素的單項潛在風險指數均介于40～80 之間，為中等生態風險等級，其余均為低生態風險等級，綜合風險程度為低生態風險等級。工業場地土壤中，As 指標達到較高生態風險等級，其余重金屬的單項潛在風險指數均為低生態風險等級，綜合風險程度為中等生態風險。

表5 土壤重金屬潛在生態風險評價結果Table 5 Results of potential ecological risk assessment of heavy metals in soil.

與單項因子指數、內梅羅綜合指數的評價結果相比，工業場地區域土壤綜合生態風險程度增加，主要是由于潛在生態風險評價中重金屬的生物毒性為重要指標，As 的毒性響應系數為10，處于較高水平。

從圖3 可以更直觀地看出，無論是從內梅羅綜合污染指數評價還是綜合潛在生態風險指數評價，尾礦庫土壤均是受污染最為嚴重的區域，因此，需要將尾礦庫在后期的礦區土壤生態修復中作為重要的關注區域。土壤中As、Cd、Hg、Cr 是研究區土壤生態修復治理需要重點關注的污染因子。

圖3 不同區域土壤重金屬綜合風險評價Fig. 3 Comprehensive risk assessment of heavy metals in soils of different regions.

3.3 研究區重金屬污染物遷移路徑解析

通過實地踏勘可知尾礦庫上游水質清澈，從測試分析結果可知其pH 值為7.33～7.35，重金屬含量普遍較低，除Cr 含量在0.645～0.786μg/L 以外，其他重金屬含量均低于檢出限。土壤背景樣的pH 為6.15。尾礦庫為堆放礦渣的場所，其中的污染物受到水的淋溶作用、氧化作用、重力下滲作用等影響，存在污染物發生遷移的可能性。對其取樣分析可知，pH 均值為3.95，呈明顯酸性，且Cd 等重金屬含量均不同程度地高于基線值，尤其以As、Pb、Cr 更為顯著。當地表水流經尾礦庫以后，水質pH 處于3.00～5.01 之間，呈明顯酸性，顏色呈微黃色，Cd、Zn、Cr 含量明顯超出基線值。因此，可以推測尾礦庫是引起研究區溝水以及尾礦庫內土壤重要的污染源之一，具有較為明確的遷移路徑。

工業場地是礦山開采重要的工程之一，根據野外調查與分析測試結果發現，工業場地中硐口涌水呈明顯黃色。測試結果表明，其pH 為2.83，呈明顯酸性，且Cu、Zn、Cr、Cd 等重金屬指標明顯超出基線值。硐口涌水沿地面徑流流入研究區溝河內，沿溝河流向繼續取樣分析可知，溝河地表水pH 范圍為2.90～2.94，可以表明礦硐涌水也是引起研究區溝水污染的原因。同時對工業場地土壤及研究區溝河沿岸的農用地土壤取樣分析，As、Cu 等重金屬均不同程度地高于基線值，研究區周邊的農用地土壤的灌溉涌水均取自研究區溝水，因此可推測受污染的溝水是引起農用地污染的重要原因，硐口涌水與工業場地土壤及沿岸農用地之間的污染具有明顯的遷移路徑。

根據以上綜合分析，尾礦庫、工業場地是引起研究區地表水污染的重要原因，其中，尾礦庫滲水、硐口涌水尤為顯著，而地表水則是引起研究區農用地土壤污染的重要原因。

4 結論

以秦嶺山區某金礦為研究對象，調查區域內及周邊地表水與土壤中8 種重金屬污染特征，采用單項指數法、內梅羅綜合指數法與潛在生態風險指數法進行風險評價，同時對污染物的遷移路徑進行解析。結果表明：①不同采樣區域土壤的污染程度差異較大，尾礦庫區域的土壤中As、Cd、Cr、Cu 含量明顯高于基線值，As 含量最高超背景值28.9 倍。農用地土壤中以As 和Cd 明顯高于基線值，As 超基線值倍數最高為6.07 倍，Cd 超基線值倍數最高為7.23 倍。工業用地As 明顯超基線值，超基線值倍數在6.90～20.4 之間。②從生態危害程度來看，不同區域內梅羅綜合污染指數差異較大，尾礦庫屬于重度污染等級，農用地屬于中度污染等級，工業用地為污染警戒值。三個區域的潛在生態風險指數分別為尾礦庫255.9，屬于中等風險，As 和Cd 貢獻最為突出；農用地為130.23，屬于低生態風險，其中Hg 和Cd 的污染值得關注；工業用地的潛在生態風險值為152.66，屬于中等生態風險等級，其中As 的貢獻最為突出。③采礦活動是引起周邊土壤、地表水和沉積物污染的主要原因，其中礦硐涌水以及尾礦庫滲水呈明顯酸性，重金屬含量相對較高，是引起研究區溝水污染的重要原因，周邊農用地土壤由于受到研究區溝水的灌溉，間接地受到污染。

通過本次研究，較為客觀地探析了重金屬在研究區的遷移路徑以及采礦活動對周邊農用地造成的潛在生態風險狀況，建議在后期的礦區土壤生態環境修復治理過程中應著重治理尾礦庫的重金屬污染問題，需要持續對As、Cd、Hg、Cr 等重金屬指標進行監測。但是本研究對研究區污染物遷移路徑的因果關系只作了初步分析，后期將繼續開展重金屬同位素示蹤研究，將更為科學嚴謹地揭示礦區重金屬污染的遷移路徑。

Evaluation and Migration Path Analysis of Soil Heavy Metal Pollution in a Metal Mining Area of Qinling Mountain

FENG Juan1,2，AI Hao1,2，CHEN Qingmin1,2*，LI Hua1,2，WANG Wenbo1,2，XUE Zhifeng1,2
（1. Experimental Center, Shannxi Institute of Geological Survey, Xi’an 710000, China； 2. Shaanxi Institute of Geological Survey, Xi’an 710000, China）

HIGHLIGHTS

(1) The pollution degree of heavy metals As and Cd was more obvious than that of other heavy metals in the study area. The variation coefficients of As, Cd, Hg, Cu and Ni among the 8 heavy metals were large, and significantly affected by human factors.

(2) The risk evaluation showed that the tailings pond was a high-risk area of heavy metal pollution, followed by agricultural land and an industrial site.

(3) The migration path of heavy metal pollutants in the study area is from mining engineering to surface water, and then from surface water to soil.

ABSTRACT BACKGROUND:The Qinling Mountains are rich in metal mineral resources, but the problem of mine ecological environment damage left over from long-term high-intensity and large-scale mining has seriously affected the regional ecosystem in the Qinba area. Therefore, it is essential to objectively assess the characteristics and ecological risks of heavy metal pollution in the soil of the mining area, and to find out the migration path of heavy metals. In recent years, domestic and foreign scholars have carried out a lot of research work from the aspects of pollutant distribution characteristics[7-8], risk assessment[9-12], source analysis[13], etc. The distribution characteristics, risk assessment and migration path analysis of heavy metal pollutants in metal mine soil in the Qinling Mountain area need to be supplemented.OBJECTIVES:To understand the pollution characteristics, migration path and pollution degree of soil heavy metal in metal mines of the Qinling Mountains.METHODS:A total of 50 soil samples and 19 surface water samples were collected in the study area. AFS, ICPMS/OES were used to determine the contents of 8 heavy metals (Cd, Hg, As, Pb, Cr, Cu, Ni, Zn). The pollution degree and spatial distribution characteristics of heavy metals in the soil of the mining area were studied, and the migration path of heavy metals in the mining area was analyzed. The level of contamination and ecological risks was analyzed using the individual pollution index, Nemerow comprehensive pollution index and the potential ecological risk index.RESULTS:The variation coefficient of As, Cd, Hg, Cu and Ni in the study area was large, and indicated that human intervention was more significant than initially thought. The pollution of As and Cd was the most serious; all the detection results exceeded the background value. The single Nemerow pollution index of Cd, Hg, As and Cu in the soil of the tailings pond area were all severe pollution grade, which were 18.60, 3.91, 24.62 and 6.96 times,respectively. The pollution level of Cd and As in agricultural land reached the severe pollution level, 5.36 and 4.99 times respectively. No detection index of industrial site reached the severe pollution level.From the perspective of spatial content distribution, the tailings pond was the most seriously polluted by heavy metals, among which As, Cd, Cr, Cu and Pb exceeded the background value by 28.9, 22.6, 1.41, 8.69 and 0.345 times, respectively. Agricultural land and the industrial site followed, which was consistent with the analysis results of the single index method, Nemerow comprehensive pollution index method and potential ecological risk index method. Weighting the data by Nemerow composite pollution index of the 8 heavy metals, the tailings pond was 19.11, reaching the level of severe pollution; agricultural land was 2.86, which was moderately polluted; the industrial site was 0.96, which was the warning value. The analysis results of potential ecological risk assessment index of heavy metals showed that the comprehensive risk index of tailings pond was 255.9, presenting a medium risk grade. Agricultural land was 130.23, which was low ecological risk grade. The industrial site was 152.66, which was medium risk.CONCLUSIONS:According to the analysis of pollution path, it can be seen that mining engineering is an important cause of ecological environmental damage around the study area, among which water seepage and water gushing at the tailings pond are particularly significant pollution sources, and polluted surface water is an important cause of soil pollution on agricultural land. It is suggested that heavy metal pollution in the tailings pond should be the focus for later restoration and treatment process of soil ecological environment in mining areas, and heavy metal indicators such as As, Cd, Hg and Cr should be continuously monitored.

KEY WORDS：metal mining area；soil；heavy metals；pollution characteristics；risk assessment；migration path