某尾礦庫重金屬遷移規(guī)律及水資源優(yōu)化配置研究

向杰 ，王馨語

（1.重慶水利電力職業(yè)技術(shù)學院 水利工程學院，重慶 402160；2.信陽職業(yè)技術(shù)學院 建筑工程學院，河南 信陽 610041）

近年來，礦產(chǎn)開采給社會帶來經(jīng)濟發(fā)展的同時，也一定程度破壞了礦區(qū)及周邊的生態(tài)環(huán)境[1]，隨著人們生態(tài)保護意識的不斷加深，愈發(fā)注重礦區(qū)重金屬遷移規(guī)律以及對環(huán)境水質(zhì)的影響[2]。為更好地模擬自然降雨狀態(tài)下對礦區(qū)的酸雨淋溶作用，國內(nèi)外普遍采用的是動態(tài)淋溶實驗來研究礦區(qū)重金屬在酸雨作用下的釋放規(guī)律[3]。并且，礦區(qū)中的重金屬離子會在自然淋濾作用下溶出并發(fā)生遷移，可采用地下水模擬軟件GMS中的MODFLOW模塊和MT3DMS對地下水流和溶質(zhì)運移進行模擬[4]?；诖?，本文以安徽銅陵某金屬尾礦庫為例，在對礦區(qū)重金屬離子淋溶規(guī)律分析的基礎(chǔ)上，建立礦區(qū)水量水質(zhì)模型并對溶質(zhì)運移徑跡進行研究，為后續(xù)水資源優(yōu)化配置利用和生態(tài)環(huán)境恢復作鋪墊。

1 研究區(qū)概況

安徽銅陵某金屬尾礦庫多為銅、鉛鋅多金屬礦山，始建于1976年，至2008年關(guān)停[5]。由于采用井下和露天聯(lián)合開采方式，形成了面積約為30 km2的礦坑，為生產(chǎn)而攔截疏導地下水。礦區(qū)處于亞熱帶季風氣候，年平均降水量約為1400 mm，每年通過大氣降水、周圍工礦企業(yè)廢水、居民廢污水、地表水和礦坑基巖裂隙水匯水高達800～1200萬m3，對地表水以及地下水系流的均衡狀態(tài)產(chǎn)生嚴重破壞?，F(xiàn)礦區(qū)范圍內(nèi)礦床頂板隔水層對第四紀地下水產(chǎn)生浮托作用，導致礦區(qū)及周邊地下水位下降，且局部沉陷區(qū)內(nèi)采空區(qū)與第四紀地下水溝通，出現(xiàn)民井干涸現(xiàn)象，打井井深25 m處無水，給下游居民區(qū)正常生活帶來嚴重影響[6]。故針對該礦區(qū)范圍內(nèi)進行土壤重金屬元素淋溶實驗、建立水質(zhì)變化預測模型并提出礦坑水資源優(yōu)化配置，對于緩解銅陵礦區(qū)及周邊的水資源匱乏、補充地下水、修復礦坑及改善礦區(qū)周邊生態(tài)環(huán)境都具有十分重要的意義[7]。

2 實驗方法

為查明礦區(qū)及周邊水質(zhì)環(huán)境及pH值、Ca2+對重金屬元素的影響，對礦區(qū)土壤采樣，進行微量元素測定和淋溶實驗，分析其化學組成，據(jù)此建立水質(zhì)變化模型，并對正常排水和停止排水情況下地下水位進行預測，最后提出礦區(qū)及周邊水資源優(yōu)化配置方案[8]。

2.1 樣品采集

為查明礦區(qū)土壤重金屬元素分布及含量，在礦區(qū)中心位置標高-50 m處，對深度0～20 cm的土壤進行采樣60組，每處樣點采集土壤1 kg，在自然風干狀態(tài)下混合均勻并搗碎至2 mm，運用圓錐四分法對樣品進行預處理[9]，其中一半用于微量元素測定，另外30組用于淋溶實驗。

2.2 微量元素測定

通過礦物消解可以確定土壤中重金屬的含量[10]。將樣品置于陰涼處風干、磨碎，過0.178 mm篩后裝封在自封袋里備用。按《固體廢物浸出毒性浸出方法硝酸硫酸法》( HJ /T 299－2007)[11]對樣品進行靜態(tài)浸取實驗，每次稱取0.1 kg樣品放在聚四氟乙烯消解罐中，每組進行三個平行實驗。采用電熱板法對土壤樣品進行消解，消解體系選用“HCl-HNO3-HClO4-HF”。趕酸直至剩余1 mL后在10 mL比色管中定容，過膜后對重金屬含量進行測定。

2.3 淋溶實驗

通過室內(nèi)淋溶實驗，測定不同pH值、Ca+影響下淋溶所釋放污染物的種類及數(shù)量，并分析其變化規(guī)律[12]。當淋濾柱滴下第一滴液體起定時接取5 mL淋出液，過一次性濾膜后置于50 mL容量瓶中待測，在相同條件下進行三組平行樣實驗，在保證結(jié)果相對誤差＜5%的情況下作出淋溶曲線。

2.4 礦區(qū)水量水質(zhì)模型的建立與預測

通過現(xiàn)場勘探資料、構(gòu)造資料、水文地質(zhì)資料以及水文監(jiān)測資料，根據(jù)當?shù)爻练e環(huán)境，建立銅陵礦區(qū)地下水數(shù)值模型，并結(jié)合淋溶實驗，研究礦坑覆水后對地下水可能產(chǎn)生的影響，同時對礦坑停止排水和正常排水情況下礦坑水位的變化情況進行預測[13]。

2.5 水資源優(yōu)化配置

根據(jù)淋溶實驗分析，結(jié)合礦區(qū)水位數(shù)值模擬結(jié)果，確定合理的水資源調(diào)配模式，并制定相應的污染防控措施，確定礦區(qū)生態(tài)恢復與重建的水資源優(yōu)化配置方案[14]。

3 實驗分析

3.1 微量元素測定

對礦區(qū)標高-50 m、土壤深度0～20 cm處預處理的樣品進行消解、定容、過膜后，對樣品中重金屬污染元素進行測試分析，包括砷、鎘、鉻、銅、汞、鉛和鋅共計7項，其測試方法及儀器見表1，其含量測試結(jié)果取平均值統(tǒng)計見表2，同時根據(jù)土壤無機污染物二級環(huán)境質(zhì)量標準進行對比[15]。

表1 測試方法及儀器統(tǒng)計Table 1 Test methods and instrument statistics

表2 土壤中主要重金屬元素測定結(jié)果Table 2 Determination results of main heavy metal elements in soil

根據(jù)土壤樣品中重金屬元素含量與土壤無機污染物二級環(huán)境質(zhì)量標準對比可得，目前研究區(qū)土壤中Cu、Zn元素已經(jīng)開始累積，其中Cu元素含量為420.060 mg/kg，已接近當?shù)貥藴手?00 mg/kg，Zn元素含量 446.125 mg/kg是當?shù)貥藴手档?.63倍，對環(huán)境可能存在一定的潛在危害，在后續(xù)淋溶實驗分析及污染防治中應著重關(guān)注。

3.2 pH值對礦區(qū)土壤重金屬元素析出的影響

采用不同酸度（pH值 4～8）的酸雨對土壤樣品進行淋溶實驗，研究不同pH值條件下對砷、鎘、鉻、銅、汞、鉛和鋅7種重金屬元素的淋溶影響，其淋溶曲線見圖1。

圖1 不同pH值條件下土壤中重金屬元素的淋溶曲線Fig.1 Leaching curve of pH value to heavy metal elements in soil

由圖1可知，當pH值為4時，砷、鎘、鉻、銅、汞、鉛和鋅的淋溶濃度較高，其分別達到3.945、0.427、19.831、118.72、4.110、1 和 2.296 μg/L；當淋溶時間為60 min時，各元素淋出濃度分別為0.948、0.052、4.885、1.953、0、0.159 和 0 μg/L。說明隨著pH值的降低，土壤中主要重金屬元素的淋溶濃度均存在升高的趨勢，而其中鉛元素基本無法淋出，其淋溶濃度大小順序為：銅＞鉻＞汞＞砷＞鋅＞鎘＞鉛。此外，當pH值≥7時，在淋溶時間超過39 min后絕大多數(shù)元素幾乎不能被檢測到。結(jié)合當?shù)赝寥罉藴手悼芍?，通過改變pH值，銅陵礦區(qū)0～20 cm土層中主要重金屬元素淋出濃度都處于較低水平，從而得出，在極端環(huán)境下銅陵礦區(qū)土壤中主要重金屬元素的淋溶危害性較低。

3.3 Ca2+對礦區(qū)土壤重金屬元素的析出影響

采用不同強度Ca2+（0.001、0.01、0.1、1、10 mmol/L）對土壤樣品進行淋溶實驗，研究不同Ca2+條件下對砷、鎘、鉻、銅、汞、鉛和鋅7種重金屬元素的淋溶影響，其淋溶曲線見圖2。

由圖2可知，當Ca2+為10 mmol/L時，砷、鎘、鉻、銅、汞、鉛和鋅的最高淋出濃度分別為15.632、0.425、17.462、33.381、0.843、0.416和0.211 μg/L,說明隨著鈣離子強度的提升，土壤中主要重金屬元素的淋溶濃度逐漸增加，其淋溶濃度大小順序為：銅＞鉻＞砷＞汞＞鎘＞鉛＞鋅。尤其是Ca2+由1 mmol/L增加至10 mmol/L時，銅、鋅的最大淋溶濃度增加明顯。結(jié)合當?shù)赝寥罉藴手悼芍ㄟ^改變Ca2+，土壤中主要重金屬元素的淋出濃度對周圍環(huán)境的影響較低。

圖2 不同Ca2+條件下土壤中重金屬元素的淋溶曲線Fig.2 Leaching curve of heavy metal elements in soil under different Ca2+ conditions

4 礦區(qū)水量水質(zhì)模型的建立與預測

4.1 地下水數(shù)值模型的建立

根據(jù)銅陵地區(qū)盆地構(gòu)造和沉積演化分析可知，銅陵地區(qū)共經(jīng)歷了八次構(gòu)造運動和七個沉積幕，前后形成了十二個不同沉積環(huán)境下的成因地層單位，在此可根據(jù)成因地層單位來建立銅陵礦區(qū)地下水均衡地質(zhì)模型，利用地下水數(shù)值模擬軟件visual MODFLOW建立其三維結(jié)構(gòu)。建立的水文地質(zhì)模型是一個95.8 km×32.2 km×1.2 km的模型，設(shè)置模型層為40行、100列的柵格，基本單元大小為 797.5×962 m2。

根據(jù)地表水位觀測資料和水文孔資料綜合分析，上部的第四系水泉段沉積物為潛水含水層，確定其東部為定水頭邊界；從盆地地貌地形及地表水關(guān)系綜合分析，補給邊界主要為盆地東部及盆緣北側(cè)的淺層地下水向盆內(nèi)補給，細河由北向南縱貫盆地，與盆地地下水之間存在密切的水力聯(lián)系，通過以上理論分析對模型的邊界進行限定：北部設(shè)為通用水頭邊界，東部和盆地內(nèi)地下水的排泄為定水頭邊界，而其他設(shè)定為隔水邊界，見圖3。

圖3 銅陵盆地地下水模型Fig.3 Groundwater model of the Tongling basin

4.2 地下水位預測

將邊界條件輸入模型中并運行，通過運行結(jié)果與實測值對比來微調(diào)輸入值，直至兩者相吻合，從而率定模型參數(shù)[16]。利用visual MODFLOW地下水數(shù)值模擬軟件對銅陵礦區(qū)正常排水和停止排水情況下的地下水水位進行預測。

通過地下水均衡計算可得，通過大氣降水進入礦坑的水量約為240×104m3/a，地下水向礦坑補給約為500×104m3/a，礦坑至80 m深的體積約為590×106m3，由于水位上升造成滑坡而致使容積減少，有效容積按照80%計算，則為472×106m3，故欲達到80 m動態(tài)平衡大約需要63.5年，達到0 m時約需28.6年，達到-50 m動態(tài)平衡約為16.2年。

4.3 地下水水質(zhì)運移模擬

由于淋溶實驗中的溶質(zhì)濃度不超過地下水Ⅲ類水標準，故不需要進行具體溶質(zhì)運移模擬。采用MT3DMS溶質(zhì)運移模塊對銅陵礦坑中溶質(zhì)在淺層水和深層水中的運移徑跡進行模擬[4]。據(jù)模擬圖分析淺層地下水溶質(zhì)運移的徑跡為向西運移，深層地下水溶質(zhì)運移的徑跡為向南和東方向運移。

5 水資源優(yōu)化配置研究

水資源優(yōu)化配置是對水資源的進一步優(yōu)化分配，對于提升水資源的生態(tài)價值以及改善礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境都具有十分重要的影響[17]。根據(jù)地表水位觀測資料和水文孔資料可知，進入礦坑水的來源主要包括地表徑流與滲流、地下水涌入、大氣降水及其他排水，在考慮礦坑及周邊土壤中重金屬元素及有機污染物淋溶的濃度有限，對于水資源可進行如下優(yōu)化配置[18]。

（1）礦坑人工湖用水

根據(jù)礦坑地下水模擬研究可得，礦坑地下水停排后，最高可將地下水位提升至80 m,將會在原礦坑內(nèi)形成一體積約為472×106m3的人工湖，故可將80%的礦坑水應用于人工湖補水中，不僅有利于銅陵地區(qū)的地下水補給，還對礦區(qū)及周邊的生態(tài)環(huán)境起到極大的改善作用。

（2）礦坑水的資源綜合利用

根據(jù)前期淋溶實驗可得，銅陵礦區(qū)及周邊土壤中滲出的有害金屬元素水平較低，濃度有限，并不會引起水質(zhì)的惡化?？衫酶咝卢F(xiàn)代化技術(shù)對20%的礦坑水進行相關(guān)處理，建設(shè)滿足不同方面需求的凈水廠，如電廠冷卻水、化工生產(chǎn)用水、農(nóng)業(yè)用水以及景觀用水等，緩解銅陵地區(qū)生產(chǎn)生活用水緊張的局面。

6 結(jié) 論

（1）土壤中主要重金屬元素的淋溶濃度隨著pH值的降低而存在升高的趨勢，其淋溶濃度大小順序為：銅＞鉻＞汞＞砷＞鋅＞鎘＞鉛，其中鉛元素基本無法淋出。此外，當pH值≥7時，在淋溶時間超過39 min后絕大多數(shù)元素幾乎不能被檢測到。

（2）隨著鈣離子強度的提升，土壤中主要重金屬元素的淋溶濃度逐漸增加，其淋溶最大濃度順序為：銅＞鉻＞砷＞汞＞鎘＞鉛＞鋅。尤其是Ca2+由1 mmol/L增加至10 mmol/L時，銅、鋅的最大淋溶濃度增加明顯。結(jié)合當?shù)赝寥罉藴手悼芍?，通過改變pH值或Ca2+濃度，土壤中主要重金屬元素的淋出濃度對周圍環(huán)境的淋溶危害性較低。

（3）通過MT3DMS溶質(zhì)運移模擬可得銅礦礦坑內(nèi)淺層地下水溶質(zhì)運移的徑跡為向西運移，深層地下水溶質(zhì)運移的徑跡為向南和東方向運移。

（4）通過MODFLOW地下水均衡計算可得，礦坑水量約為472×106m3，欲達到80 m動態(tài)平衡大約需要63.5年，達到0 m時約需28.6年，達到-50 m動態(tài)平衡約為16.2年。其中可將80%的礦坑水用于人工湖補水，剩余20%通過建設(shè)凈水廠來滿足銅礦地區(qū)生產(chǎn)生活需求。