西藏多不杂铜矿区土壤与河床沉积物中重金属元素特征及其环境意义

陈振宇，王 松，赵元艺

(1. 中国地质大学(北京) 地球科学与资源学院，北京 100083； 2. 中国地质科学院矿产资源研究所自然资源部成矿作用与资源评价重点实验室，北京 100037)

0 引 言

土壤作为人类直接活动与赖以生存的场所，其重金属污染问题日益引起国内外学者的广泛关注[1-3]。Bocca等研究表明重金属元素可以借助地下水、土壤、植物等介质参与生物地球化学循环，并通过食物链富集等途径进入人体，从而危及人体健康[4-5]。近年来，人类不合理的矿产资源开发利用导致矿区土壤重金属污染问题日趋严峻，多数学者认为金属矿山开采与矿石冶炼等矿业活动会对矿区土壤重金属元素的富集产生巨大影响[6-10]。

目前矿区土壤环境的恢复治理及重金属污染防治已成为研究热点之一[11-14]。前人对重金属污染的研究主要是通过连续提取法来确定各形态重金属元素的含量，再将重金属元素的形态与生物有效性和毒理性相联系。这不但有助于了解重金属元素的迁移转化规律和生物危害性，也能为更科学地评估重金属在环境中的风险以及指导土壤重金属污染修复提供理论依据[15-16]。然而，学者们对矿区土壤重金属的研究主要侧重于矿石选冶加工及尾矿堆积等对土壤重金属元素富集的影响[17-19]，却很少探究未开采矿区土壤重金属元素的富集特征。西藏多不杂铜矿目前尚未开发，且研究主要集中于找矿与地质成矿等方面[20-21]，很少进行环境方面的研究。为了解西藏多不杂铜矿在未开采前对矿区地表土壤与河床沉积物产生的影响程度，本次工作野外对多不杂铜矿区地表土壤及萨玛隆河河床沉积物进行了样品采集，室内对样品进行了重金属元素(Cu、Pb、Zn、As、Cd、Cr、Hg)含量和形态测试分析，并采用地累积指数法、内梅罗综合污染指数法和风险评估编码法对重金属元素的含量特征及生物活性进行了分析评价，以期为矿区的环境保护和污染防治提供一定的理论指导。

1 研究区概况

图1 西藏多龙矿集区位置图Fig.1 Location Map of Duolong Ore Concentrating Area in Tibet

多龙超大型铜金矿集区(简称“多龙矿集区”)位于西藏自治区改则县物玛乡境内，距离改则县城西北方向约100 km(图1)，地理坐标范围为32°47′00″N～32°50′00″N、83°23′00″E～83°27′00″E。目前矿集区已发现和探明了多不杂等10个主要铜金矿床(点)，已探明铜资源量达2 000×104t，金资源量超过400 t，铜资源量找矿远景可超过2 500×104t，找矿潜力极大[22]。多不杂铜矿位于多龙矿集区的中部，是一大型斑岩型富金铜矿床，Cu平均品位为0.64%，铜资源量已超过400×104t，伴生Au平均品位为0.2×10-6，金资源量超过110 t，此外还伴生Ga、Se、Cd等有用元素[23]。矿区地表出露部分含矿斑岩体，面积约为0.39 km2。其中，金属矿物有黄铜矿、黄铁矿、斑铜矿、磁铁矿、闪锌矿、蓝辉铜矿、孔雀石等，且普遍发生孔雀石化，在近地表因氧化作用可见孔雀石、蓝铜矿等表生矿物(图2)，氧化深度小于10 m[22,24]。

图2 多不杂铜矿区野外及标本照片Fig.2 Photographs of Field and Specimens in Duobuza Copper Mining Area

图3 多不杂铜矿区采样位置Fig.3 Sampling Location of Duobuza Copper Mining Area

2 样品采集与分析方法

2.1 样品采集

萨玛隆河途经西藏多不杂铜矿区，其在矿区内流向由西南至东北，流经萨玛隆村，最终汇入别错湖(小神湖)中，本次研究区主要集中在多龙矿集区内的多不杂矿区(图3)。萨玛隆河为季节性河流，选择在枯水期对河床沉积物进行样品采集。在萨玛隆河上、中、下游分别布设3条河床沉积物剖面(S—S′、Z—Z′、X—X′)，每个剖面由两侧河岸至河床依次采集4件沉积物样品，分别记为SML-S-1～4、SML-Z-1～4、SML-X-1～4，采样深度为10～50 cm(图4)。选择萨玛隆河流经的矿区布设4条地表土壤剖面(A—A′、B—B′、C—C′、D—D′)，共采集土壤样品10件，分别记为DBZ-TR-1～10。由于矿区地表荒漠化且沉积物较薄，多数区域沉积层厚度仅有10 cm，下部便是基岩层，故野外只取到10 cm深土壤。采样时用木铲刮除剖面挖掘时与金属工具接触的部分，剔除砾石和草根，然后用木铲取样。本文所采用的形态分析数据是将各样品形态含量按照采集区域平均化后的结果。

2.2 分析方法

图4 萨玛隆河河床剖面采样位置Fig.4 Sampling Locations of Samalong River Bed Profile

样品由自然资源部合肥矿产资源监督检测中心进行测试分析，将样品加工至检测粒度，严格依据《多目标区域地球化学调查规范》(DZ/T 0258—2014)[25]和《地质矿产实验室测试质量管理规范第2部分：岩石矿物分析试样制备》(DZ/T 0130.2—2006)[26]，测定Cu、Pb、Zn、As、Cd、Cr、Hg等7种重金属元素的含量，利用连续提取法测定重金属元素形态，测试仪器为等离子体质谱仪、等离子体光谱仪、原子荧光光谱仪等。目前土壤中重金属元素形态尚无统一的分类标准，本文采用《生态地球化学评价样品分析技术要求(试行)》(DD 2005—03)[27]中所提出的分类方法，将重金属元素形态划分为7种。具体方法为：称取定量样品，分别以水、氯化镁、醋酸钠、焦磷酸钠、盐酸羟胺、过氧化氢为提取剂提取水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、腐殖酸结合态、铁锰氧化物结合态、强有机结合态，制备各形态分析液；取适量上述各形态分析液后的残渣，用盐酸、硝酸、高氯酸、氢氟酸处理后制备残渣态分析液；用全谱直读电感耦合等离子发射光谱法分析各形态中的Cu、Pb、Zn、Cd、Cr，用氢化物发生原子荧光光谱法分析As、Hg[28]。所有送检的样品在分析测试过程中均设置3件平行样，并采取加标回收法对测试数据进行质量控制。测定结果均达到了《生态地球化学评价样品分析技术要求(试行)》(DD 2005—03)[27]的质量要求。

2.3 分析结果

多不杂铜矿区地表土壤和萨玛隆河河床沉积物共22件样品的重金属元素全量分析结果如表1所示。将所有样品的形态测试数据按照采集位置平均化后分别得到多不杂铜矿区地表土壤(DBZ-TR)以及萨玛隆河上游(SML-S)、中游(SML-Z)、下游(SML-X)和总体(SML)河床沉积物中7种形态的各重金属元素平均含量(质量分数，下同)，其具体结果如表2所示。

2.4 数据准确度

目前，中国还没有形态分析的国家标准物质，形态分析只是相对分析，不同的要求和目的对元素形态的划分和采取的方法均不同，这样得出的结果也有一些差别，因此，形态分析的标准也是相对于一定方法而言的[29]。本文通过衡量重金属元素全量(Ct)与各形态总量(C∑)之间的相对差值(RE)来评判数据准确度。其表达式为RE=(C∑-Ct)/Ct×100%[27]。

表1 重金属元素含量及pH值

注：w(·)为元素含量。

如表3所示，本次采集的多不杂铜矿区22件样品中相对差值有所不同，且不同样品和元素之间相对差值差别较大。其中，最大的元素是多不杂铜矿区地表土壤样品中的Cd，相对差值为18.8%，最小的元素为Cr(相对差值仅为0.36%)。通过计算，多不杂铜矿区各样品重金属元素相对差值总体平均值为11.48%，所有样品的误差范围均达到了《生态地球化学评价样品分析技术要求(试行)》(DD 2005—03)[27]中规定的土壤重金属元素形态分析准确度要求(RE≤40%)。因此，本文中形态数据的分析偏差是完全可以接受的，不会对研究结果造成影响。

2.5 评价方法

2.5.1 重金属元素全量评价方法

(1)地累积指数法。该方法最早是德国科学家Muller于20世纪70年代提出的，其将土壤中重金属元素的背景值引入到评价体系中，考虑到自然成岩成矿作用对土壤背景值的影响，可用于综合表征土壤中单个或多种重金属元素的富集污染状况[30-31]。其表达式为

Igeo=log2[Ci/(1.5Bi)]

式中：Igeo为地累积指数，具体分级标准如表4所示；Ci为样品中第i种元素的实测含量；Bi为第i种元素的背景值；1.5为Bi的修正系数。

(2)内梅罗综合污染指数法。该方法是目前国内外重金属污染普遍采用的一种综合性评价方法，表示多项污染物对环境产生的综合影响程度，以单污染指数为基础，通过各种数学关系式综合获得。其表达式为

表2 重金属元素不同形态的平均含量

注：Hg平均含量的单位为10-9，其余元素平均含量的单位为10-6。

2.5.2 重金属元素生物有效性评价方法

目前，国内外主要基于土壤重金属元素形态的生态风险评价来判定重金属元素生物有效性，其中应用比较广泛的有风险评估编码法(RAC)、毒性溶出试验法(TCLP)、次生相与原生相比值法(RSP)等。这些方法一般从分析几大化学相可能被生物利用部分的占比来判定重金属元素具有的环境风险性[32-33]。本文主要采用风险评估编码法对多不杂铜矿区重金属元素生物有效性进行评价。

风险评估编码法是基于土壤或沉积物中重金属元素形态学研究的评价方法，将重金属元素形态中的水溶态、离子交换态和碳酸盐结合态视为活性形态，计算其在所有形态中的比例，从而分析重金属元素在环境中的活性、生物有效性和毒性[34]。具体计算公式为RAC=CH/CΣ。其中，RAC为风险评估编码计算值；CH为重金属元素活性形态总量。RAC值越高，表明该元素的生物有效性越高，毒性越强，环境风险性越大。具体评判标准如表6所示。

表3 重金属元素全量与各形态总量的对比

表4 地累积指数污染程度分级标准

表5 土壤综合污染指数评价划分标准

表6 风险评估编码法评价标准

3 重金属元素含量特征

3.1 重金属元素含量对比

重金属污染具有影响范围广、持续时间长、不能被微生物降解等特点，重金属元素在土壤中长期积累，能够改变其生物地球化学平衡，从而对生态环境造成一定危害[35-36]。通过将多不杂铜矿区地表土壤和萨玛隆河河床沉积物中重金属元素含量测试结果与《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)[37]中规定的Ⅲ级标准(简称“Ⅲ级土壤环境质量标准”)进行对比，得到多不杂铜矿区重金属元素的基本富集状况(表7)，其中As和Cr采用旱地标准。

多不杂铜矿区地表土壤10件样品中含量最高的重金属元素为Cu，其平均含量为7 467.900×10-6，超过了Ⅲ级土壤环境质量标准(表7)，超标率为100.0%。其中，Cu最高含量为21 020.000×10-6，超过Ⅲ级土壤环境质量标准的50倍，最低含量也在1 769.000×10-6以上，超过了Ⅲ级土壤环境质量标准的4倍，可见多不杂铜矿区地表土壤中的Cu含量超标非常严重。重金属元素含量仅次于Cu的是Zn，其平均含量为283.631×10-6，样品超标率为30.0%，最高含量为530.480×10-6，约为Ⅲ级土壤环境质量标准的1.1倍。Cd平均含量为0.480×10-6，样品超标率为10.0%，最高含量为1.343×10-6，为Ⅲ级土壤环境质量标准的1.3倍。Pb、As、Cr、Hg含量较低，均在Ⅲ级土壤环境质量标准以内。

萨玛隆河河床沉积物样品中Cu平均含量为701.354×10-6，样品超标率为33.3%，最高含量达到2 406.000×10-6，约为Ⅲ级土壤环境质量标准的6倍。此外，部分样品中的As也超过了Ⅲ级土壤环境质量标准，样品超标率为16.7%，最高含量达到43.400×10-6，超过了Ⅲ级土壤环境质量标准的1.1倍。Zn和Cd含量均未超过Ⅲ级土壤环境质量标准，在安全范围之内。多不杂铜矿区地表土壤及萨玛隆河河床沉积物中Pb、Cr、Hg等3种重金属元素均未超过Ⅲ级土壤环境质量标准，对土壤环境基本不会造成影响。

表7 重金属元素含量对比

3.2 污染指数统计评价

多不杂铜矿区地表土壤中Cu污染率达到了100%，其中8件样品的地累积指数达到了极强污染级别，2件达到了强—极强污染级别(表8)，其综合污染指数达到了39.43，约为重度污染界限的13倍(表9)。Pb污染率为50.0%，有4件样品的地累积指数达到了无—中度污染级别，1件达到了中度污染级别，但其综合污染指数为0.34，在安全范围之内。Zn污染率为30.0%，3件样品的地累积指数达到了中度污染级别，其综合污染指数为0.85，应警惕其带来污染的可能。Cd污染率为10.0%，1件样品的地累积指数达到了无—中度污染级别，其综合污染指数为1.01，属于轻度污染。As、Cr、Hg的地累积指数和综合污染指数均显示其含量在安全范围之内。

萨玛隆河河床沉积物中Cu污染率达到91.6%，除极强污染级别外，其他污染级别均有样品分布，其中以中度污染级别居多，占比41.67%，其综合污染指数也达到38.13，超过了重度污染界限的12倍。Zn污染率为8.3%，有1件样品的地累积指数处于无—中度污染级别，其综合污染指数为0.84，应警惕其带来污染的可能。Cd污染率为8.3%，有1件样品的地累积指数处于无—中度污染级别，其综合污染指数为1.01，达到了轻度污染级别。Pb、As、Cr、Hg的地累积指数和综合污染指数均显示其含量在安全范围之内，基本不会对环境造成影响。综上所述，7种重金属元素的污染级别从强至弱依次为Cu、Cd、Zn、As、Pb、Cr、Hg。

4 重金属元素形态特征

土壤重金属元素的形态是指土壤环境中金属元素以某种离子、分子或其他结合方式存在的物理化学形式[38]。不同形态的重金属元素会产生不同的环境效应，直接影响重金属的毒性、迁移性及在自然界的循环[39-40]。本次研究的多不杂铜矿区7种重金属元素虽然形态比例差别较大，但总体来看，多数元素主要以较为稳定的残渣态存在，平均化后重金属元素不同形态含量占比如图5所示。

4.1 水溶态和离子交换态

水溶态重金属元素存在于土壤溶液中，可以直接被植物吸收利用[41]。离子交换态重金属元素虽然不是存在于土壤溶液中，但是其主要是通过扩散作用和外层络合作用，非专属性地吸附在土壤或沉积物表面，生物可直接从土壤中吸收利用这些重金属元素[42]。因此，这两种形态的重金属元素具有很强的生物活性，极易通过食物链进行传递，环境危害性很大。本次采集分析的多不杂铜矿区地表土壤和萨玛隆河河床沉积物中重金属元素的水溶态和离子交换态的占比普遍较低，但变化较大。其中，Cu、Pb、Zn、As、Cr的两种形态占比大多数在0.2%以下，最高不到0.6%。但Cd和Hg的两种形态占比明显高于其他元素，水溶态分别为0.62%～1.36%、2.49%～3.32%，离子交换态分别为5.27%～12.35%、2.71%～3.84%，表明这两种元素具有相对较强的生物活性和毒性，容易发生迁移转化。

表8 地累积指数统计结果

注：背景值引自文献[43]；污染率为地累积指数大于0的样品数与样品总数的比值。

表9 重金属元素综合污染指数计算结果

图5 重金属元素不同形态含量占比分布Fig.5 Percentage Distributions of Heavy Metal Elements Under Different Speciations

4.2 碳酸盐结合态

碳酸盐结合态重金属元素常被吸附于碳酸盐表面，或者以共沉淀形式存在，用弱酸即可将它们溶解出来。魏俊峰等研究表明，该形态的重金属元素对pH值的变化比较敏感，随着土壤pH值的降低，其迁移能力和生物活性显著增加，易重新释放到环境中，从而对环境造成危害[44-45]。多不杂铜矿区重金属元素碳酸盐结合态整体占比较低，但变化较大。其中，Pb、Zn、As、Cr、Hg的碳酸盐结合态占比普遍低于4%，最高不到7%，Cu占比相对较高，为7.39%～13.35%。值得关注的是，Cd在地表土壤中占比为22.4%，在萨玛隆河河床沉积物中碳酸盐结合态则为主要的存在形式，在上、中、下游中的占比分别达到45.77%、53.17%和45.08%，可见Cd具有很强的生物活性，容易在环境中迁移释放。

4.3 腐殖酸结合态

腐殖酸结合态是有机结合态的一种，为弱有机结合态，具有潜在的生物危害性[46]。7种重金属元素中,Hg的腐殖酸结合态占比最高，仅次于其残渣态(主要形式)。其中，地表土壤中Hg腐殖酸结合态占比为22.40%，萨玛隆河上、中、下游河床沉积物中占比则分别达到33.94%、24.72%和20.36%，这部分Hg具有潜在的环境危害性。此外，Cu、As、Cr的腐殖酸结合态也占一定的比例，为7.99%～17.03%。Pb、Zn和Cd的腐殖酸结合态占比相对较低，普遍低于7%，但萨玛隆河下游河床沉积物中Cd比较特殊，其占比达到17.18%，明显高于其他采样位置。

4.4 铁锰氧化物结合态

铁锰氧化物结合态重金属元素一般是以矿物的外囊物和细粉散颗粒存在，pH值和氧化-还原电位较高时，有利于铁锰氧化物的形成，其迁移性和生物活性较弱，对环境具有一定的潜在危害[46]。多不杂铜矿区地表土壤中的Cu和Cd主要是以铁锰氧化物结合态存在，其占比分别达到48.40%和40.13%。萨玛隆河河床沉积物中Cu、Pb和Cd的铁锰氧化物结合态占比也较大，分别为20.22%～24.71%、21.42%～23.28%和13.30%～21.45%。此外，Zn的铁锰氧化物结合态也占有一定的比例，为12.95%～15.86%，而As、Cr、Hg的铁锰氧化物结合态占比相对较低，其平均占比普遍在12%以下。

4.5 强有机结合态

强有机结合态主要是由各种有机物与重金属元素螯合形成，在氧化-还原条件变化时容易转变和释放，是重金属危害的潜在来源[46]。整体来看，这种形态的重金属元素占比均较低。7种重金属元素中，Hg的强有机结合态平均占比最大，超过15%，其中以萨玛隆河下游河床沉积物占比最高，达到18.41%，这部分Hg具有一定的潜在危害性。此外，上游河床沉积物中Cu的强有机结合态也有较大占比，为17.36%，其他采样位置的占比则较低，均在10%以下。各采样位置Pb、Zn、As、Cr、Cd的强有机结合态占比较低，其平均占比普遍低于10%。

4.6 残渣态

残渣态是重金属元素最主要的结合形式，一般存在于硅酸盐、原生和次生矿物等土壤晶格中，十分稳定，几乎不被生物吸收利用[46]。除Cd和多不杂铜矿区地表土壤中的Cu以外，其他重金属元素均主要以残渣态的形式存在，且占比较高，其中以As、Cr、Zn占比最高，平均超过70%。Hg和萨玛隆河河床沉积物中的Cu占比相对较低，其平均占比分别为43%和42%左右。

5 讨 论

5.1 重金属元素的生物有效性

重金属元素全量尚不能完全反映其对环境的危害程度[47-48]。重金属元素在土壤中的迁移能力和生物活性不仅与总量有关, 而且与各形态的分布关系密切[49-52]。风险评估编码法对多不杂铜矿区各重金属元素生物有效性的评价结果如图6所示。

图5 RAC值分布Fig.5 Distribution of RAC

多不杂铜矿区地表土壤中Cu和Hg的RAC值分别为13.92%和10.63%，处于中等风险级别，表明这两种元素在自然界中具有较强的生物活性和迁移转化能力。值得关注的是，Cd的RAC值为30.98%，达到了高风险级别，表明其生物活性很强，容易在自然界中迁移转化，从而给环境带来很大的潜在风险，应引起足够重视。Zn的RAC值为2.63%，表明其生物活性和迁移转化能力较弱，潜在风险较低。Pb、As、Cr的RAC值均在1%以下，表明这些元素能够稳定地存在于土壤中，不会对环境造成影响。

萨玛隆河中、下游河床沉积物中Cu的RAC值分别为11.55%和11.11%，处于中等风险级别，但其上游RAC值却在10%以下。整体来看，Cu的RAC平均值在10%以下，其生物活性和迁移转化能力较弱，潜在风险较低。与多不杂铜矿区地表土壤类似，萨玛隆河上、中、下游沉积物中Cd的RAC值均在50%以上，其平均值达到52.13%，处于极高风险级别，表明这部分Cd具有极强的生物活性，极易在自然界中迁移转化，应给予高度警惕。Pb、Zn、Hg的RAC值为3%～10%，生物活性相对较弱，潜在风险较低。As和Cr的RAC值均在1%以下，能够稳定地存在土壤中，不会带来风险。

5.2 重金属元素来源及环境问题防治建议

金属矿床是在成矿作用下所形成的一个巨大多金属元素富集体，从环境角度来看，其可以视作一个巨大的重金属元素潜在污染源。毛香菊等研究表明，某高纬高寒铜矿区重金属堆浸场土壤中的Cd、Cu含量在尚未开始堆浸时就已超过Ⅱ级土壤环境质量标准限值[53]。多不杂铜矿区地表土壤与河床沉积物中含量最高的重金属元素为Cu，其次为Zn，其平均含量远远高于其他重金属元素，且地表土壤中各重金属元素普遍高于河床沉积物(图7)。由此可见，多不杂铜矿区地表出露的黄铜矿、闪锌矿等金属矿物中所含的Cu、Zn等重金属元素已经不同程度地释放到矿区周围地表土壤中，从而对环境造成了一定的影响。

图7 不同采样位置重金属元素平均含量分布Fig.7 Distributions of Average Contents of Heavy Metal Elements in Different Sampling Locations

萨玛隆河上、中游剖面靠近矿体的东南岸河床沉积物中重金属元素含量普遍高于西北岸，其中以上游趋势最为明显，下游各重金属元素含量则呈现出较为一致的变化(图8)。考虑这主要是由于其他支流的汇入，使得河床沉积物中的重金属元素含量趋于自然分布。相关性分析表明，矿区地表土壤与萨玛隆河各流域河床沉积物中重金属元素平均含量相关系数均在0.8以上。其中，上游相关性最强，其相关系数达到0.998，至下游依次减弱。多不杂铜矿区地表与萨玛隆河总体的相关系数达到0.983，二者具有很强的相关性(表10)。此外，多不杂铜矿区各采样位置的pH值均在8.0以上，呈碱性，且地表土壤各采样位置的pH值普遍高于萨玛隆河河床沉积物(图9)，最高达到8.8，推测这可能是受到地表氧化矿物孔雀石(Cu2(OH)2CO2)等的影响。

表10 不同采样位置重金属元素平均含量相关性

注：**表示在0.01水平上显著相关。

综合以上分析可以初步推测，多不杂铜矿目前虽然尚未开采，但是地表有大量含矿斑岩体出露(面积约为0.39 km2)，且普遍发生孔雀石化，这在一定程度上加快了重金属元素向地表土壤中的释放进程，从而增大了重金属元素的环境释放总量。地表出露的氧化矿石经过雨水的冲刷淋滤等自然风化过程，大量矿化岩体淋滤物及矿石中的重金属元素就会释放到矿区周围地表土壤环境中，逐渐在土壤中累积富集，导致地表土壤中的重金属元素含量普遍升高，并在丰水期随着萨玛隆河向下游迁移，从而对河流环境造成二次影响。

由于重金属元素可以借助土壤、植物等介质参与生物地球化学循环，并可以通过食物链传递富集。因此，建议在多不杂铜矿区地表氧化矿体出露的重金属元素超标区域设立围栏或警告牌，禁止牧民和牛羊等牲畜进入，严禁当地牧民在矿区内进行相关的牧业活动，尽量规避重金属元素超标所带来的不利影响。此外，根本解决矿区地表土壤重金属元素超标所带来的不利影响，就要从源头下手，对多不杂铜矿进行绿色开发利用，铲除“污染源头”。

6 结 语

SML-1～4分别对应在萨玛隆河上、中、下游3条河床剖面依次采集的4件沉积物样品图8 萨玛隆河河床不同采样位置重金属元素含量变化Fig.8 Changes of Heavy Metal Element Contents in Different Sampling Locations of Samalong River Bed

图9 不同采样位置pH值变化Fig.9 Changes of pH Value in Different Sampling Locations

(1)西藏多不杂铜矿区地表土壤中的Cu超过了Ⅲ级土壤环境质量标准，超标率为100.0%，地累积指数和综合污染指数均显示其达到了极强和重度污染级别，且其生物活性较强，具有中度污染风险，应引起足够重视。Cd的生物活性为高风险级别，迁移能力强，污染率为10.0%，且地累积指数为轻度污染级别，对环境具有一定的影响。Zn虽然部分超过了Ⅲ级土壤环境质量标准且污染率为30.0%，但是其以残渣态为主，占比为71.48%，生物活性为低风险级别，能够稳定存在于土壤中，基本不会对环境造成影响。As、Pb、Cr、Hg含量均低于Ⅲ级土壤环境质量标准，且均以残渣态为主，生物活性较低，不会对环境造成影响。

(2)萨玛隆河河床沉积物中的Cu和As含量超过了Ⅲ级土壤环境质量标准，样品超标率均为33.3%。Cu的综合污染指数虽然为重度污染，污染率也达到91.6%，但是其主要以残渣态存在，占比为42.83%，且生物活性为低风险级别，对环境的影响不是很大，但仍不可轻视。As综合污染指数为轻度污染级别，但其生物活性为无风险级别，能够稳定存在于土壤中。Cd含量虽然低于Ⅲ级土壤环境质量标准，但是主要以碳酸盐结合态存在，占比为48.01%，其迁移能力很强，达到极高风险级别，对环境的影响较大。Pb、Zn、Cr、Hg的含量均低于Ⅲ级土壤环境质量标准，且以残渣态为主，生物活性为无到低风险级别，基本不会给环境带来影响。

(3)多不杂铜矿区地表土壤和萨玛隆河河床沉积物中的多数重金属元素含量分配受到多不杂铜矿的影响很大，且二者具有显著的相关性，其中以Cu最为明显。从环境角度来看，多不杂铜矿可以视为一个潜在的重金属元素污染源，应尽快对其进行合理的开发利用，消除对周围环境带来的不利影响。

野外工作期间，得到了中国人民武装警察部队西藏自治区边防总队，西藏自治区自然资源厅、林业局、林业调查规划研究院，阿里地区自然资源局、林业和草原局、生态环境局，改则县人民政府、国土资源局、林业局、环保局、生产安全局、野生动物保护站，改则县物玛乡人民政府，改则县物玛乡萨玛隆村、本松村、扎多那日村委会，中铝矿产资源有限公司，中铝西藏金龙矿业股份有限公司，四川宏达股份有限公司，西藏宏达多龙矿业有限公司等21家单位的大力支持与帮助，在此一并表示感谢！