深海多金属结核开采潜在工程地质环境影响研究进展*

范智涵 贾永刚② 滕秀英 孙志文 宋晓帅 杨 关 王林森 李博闻

(①山东省海洋环境地质工程重点实验室， 中国海洋大学， 青岛 266100， 中国) (②青岛海洋科学与技术国家实验室， 海洋地质过程与环境功能实验室， 青岛 266061， 中国)

0 引 言

随着陆地资源的消耗，人们将目光逐渐转向了海洋。海洋面积约占地球总面积的71%，海洋底部蕴藏着丰富的矿产资源，一般认为海底矿产资源有以下几种：石油与天然气、多金属结核、结壳、金属硫化物和天然气水合物等(Mero， 1965; Earney， 2012; Beaudoin et al.，2014)。在资源的开发与利用中，石油与天然气的开采已进入商业化开采阶段，其他海底矿产资源的开采目前还处于探索阶段。资源的认定不仅仅是需求，还受经济、技术、环境、政治和基础条件等的限制(Petersen et al.，2016)，有些学者综合以上条件考虑认为深海多金属结核存在着巨大的潜在开采价值(陈宗团等， 1995；Sparenberg， 2019)，但就其商业化开采时机的判断众说纷纭，目前尚无定论。

相较于陆地矿产资源的开采，深海多金属结核开采有以下几点优势：资源储量丰富、挖掘简单、矿物表面几乎无覆盖物。从20世纪60年代开始，深海多金属结核开采技术经历了连续链斗法、穿梭艇式、管道提升式3种典型深海采矿方式的尝试(Glasby， 2000; 刘少军等， 2014)，目前研究中较多提到的开采技术为管道提升式开采(吴波等， 2016)。管道提升式开采由4个部分组成：海底集矿系统、海中矿物提升系统、海面矿物处理系统和海中尾矿排放系统(Oebius et al.，2001; 赵羿羽等， 2016)。随着科技的发展，开采技术越发成熟，但深海采矿所产生潜在的环境影响问题仍然不容忽视(王春生等， 2003； Cuyvers， 2018)。

就深海多金属结核管道提升式的开采方式而言，开采活动产生较大环境影响的阶段一般发生在海底集矿和海中尾矿排放两部分(Oebius et al.，2001)。采矿车在海底进行集矿作业时，有可能会将底栖生物直接碾压致死(Christiansen et al.，2019)，同时也会扰动海底沉积物使固体颗粒悬浮在水体中，同样尾矿的排放也会使固体颗粒悬浮在水体中(Prisetiahadi et al.，2008； Franks et al.，2011)。这两种途径通过改变水体中固体悬浮颗粒浓度，进而影响水体化学特征及生物群落的活性(Bornhold et al.，1994; Burd et al.，2000;Smit et al.，2008)。此外，在重力作用下悬浮在水体中的固体颗粒重新沉积，这种重沉积的作用不仅改变了表层沉积物的沉积环境，还改变了采矿区表层沉积物工程地质性质(Choi et al.，2011)，影响底栖生物的活性(Leduc et al.，2013; Leduc et al.，2015)。

因此，深海多金属结核在商业化开采前，制定有效的环境监测管理计划是必不可少的(Montserrat et al.，2019)。现有的环境监测计划多关注采矿活动对水体物理化学成分及生物活性的影响(Ahnert et al.，2000; Ardron et al.，2019)，采用的评价方法多是基于框架体系(Durden et al.，2017; Ellis et al.，2017)，多因素多条件综合分析，试图通过生物活性对采矿活动带来的环境影响做出定量的评估(Lodge et al.，2014; Ma et al.，2019)。在监测技术上，除了常规的温盐深监测、基于声学的多波束扫描和水体流速监测、基于光学的固体悬浮颗粒浓度监测外(蔡树群等， 2007； 李潇等， 2017)，还可以通过图像处理技术估算海底多金属结核储量(Sharma et al.，2010)，利用声波反射技术评估海底生态系统(Lin et al.，2019)。对于海底沉积物动态变化的监测，目前的研究多通过监测水体的深度的变化，间接地监测海床面位置的变化，从而反应沉积物的动态变化。

图 1 a为海底多金属结核形态及分布特征(引自(Hein et al.，2013))，b为多金属结核的CT扫描内部结构(引自(Hein et al.，2020))Fig. 1 Morphological characteristics of submarine polymetallic nodules(The left picture shows the polymetallic nodules(Hein et al.，2013) and the right picture shows the CT scan of the interior of the polymetallic nodules (Hein et al., 2020)

本文基于大量文献资料，从深海多金属结核的生成、分布特征及赋存区工程地质条件进行了介绍，系统地总结了近几十年深海多金属结核开采尝试的研究，归纳了深海多金属结核开采潜在的环境工程地质问题，对比了目前深海多金属结核开采的环境评价方法及监测技术，总结认为开采区表层沉积物工程地质条件是决定采矿活动环境影响程度的关键因素，基于此提出了今后深海多金属结核开采环境工程地质监测与评价的发展建议，以期达到定量化评估海底采矿过程对海洋物理化学环境的影响程度并尽可能地减少对环境的影响。

1 深海多金属结核地质背景概述

多金属结核因其富含多种金属(铜、钴、镍、锰)而得名，亦被称作铁锰结核或锰结核，多以球形和椭球形为主，粒径一般在2～10 cm之间(戴瑜等， 2013)。多金属结核主要分布在水深4000～6000 m的海底沉积物表层30 cm以浅的区域(Hein et al.，2013)如图 1，该水深处固体颗粒沉积速率较低，一般小于10 mm·ka-1(眭良仁等， 1995； Bau et al.，1996)。目前认为，绝大多数结核的成矿物质来源于海水或沉积物间隙水，成矿机制大致分为水成型、成岩型和热液型3种，结核生长速率一般为1～10 mm · ma-1(Petersen et al.，2016; 周怀阳， 2008， 2015)，沉积物的沉积速率约为结核生长速率的1000倍。

1.1 多金属结核的分布特征

多金属结核蕴藏在海洋底部，资源勘查结果表明，太平洋海底多金属结核分布广泛，约有海区总面积的10%～30%分布有多金属结核(Achurra et al.，2009)。 除太平洋以外，在印度洋和大西洋均有多金属结核的分布如图 2(Miller et al.，2018)。但东太平洋克拉里昂—克里帕顿断裂带之间的海底区域(CC区)的多金属结核最为富集，该区域也是深海采矿的热点区域(方银霞等， 2000； Beaudoin et al.，2014)，CC区的坐标范围为北纬5°～20°，西经110°～180°(杜灵通等， 2003)。该区域在法律上并不属于任何国家，为了将大洋底部矿产资源列为人类共同遗产，由发展中国家提出成立国际海底管理局(ISA)，共同管理国际海底区域的矿产开采权(Bourrel et al.，2018)。任何国家或组织都可以在ISA处申请，从而拥有某块区域的勘探权，该区域在ISA出台勘探规章之前一般称之为“专属经济区”或“开辟区”，自2000年出台了《“区域”内多金属结核探矿和勘探规章》(何宗玉等， 2016)起截至2020年12月，ISA已经批准了18份海底区域多金属结核勘探合同(Ardron et al.，2019)。其中有15份合同分布在CC区，每个合同区的面积为75 000 km2(周怀阳， 2015)。

图 2 海底矿产资源在全球的分布(Miller et al.， 2018)Fig. 2 Distribution of pacific polymetallic nodules mine development area(Miller et al.， 2018)

多年的资源勘查工作表明CC区多金属结核平均丰度约为15 kg · m-2(Petterson et al.，2019)，地形对该区的结核分布有明显的影响，丘陵之间的洼地和海丘顶部的平原最为富集(张富元等， 2011)。且区内的坡度范围在0°～3.6°时，坡度越大，结核覆盖率越高，较陡的地形可能更有利于结核的发育(梁东红等， 2014)。但是对于微地貌与深海多金属结核丰度分布间的关系尚未明确，目前的研究仅基于统计及概率学上的归纳得到的认识，就微地貌与多金属结核分布的关系尚需深入研究。这一问题不仅可以补充多金属结核的成矿机理，还能为以后结核商业化开采前的工程地质分区提供依据。Glasby(2000)整理并评估了CC区的多金属结核资源潜力，认为该区域赋存有75亿吨锰、7800万吨钴、3.4亿吨镍和2.65亿吨铜，尽管已经组织过多次的试采工作，但出于资源勘查及经济条件的考虑，他仍认为深海多金属结核的商业化开采还为时过早。

此外，我国南海也有多金属结核矿床的分布，但其金属元素丰度较低，不如大洋多金属结核丰富(陆怡等， 2020； 石学法等， 2021)，南海多金属结核多分布在陆坡区，水深1000～3500 m之间，结核大小及形态各异且主要为水成型结核(吴时国等， 2020)。

1.2 结核赋存区工程地质条件

深海多金属结核开采区，表层沉积物的工程地质条件是影响采矿车在海底行走的关键因素(王树仁等， 2000)。表层沉积物的工程地质性质不仅决定了采矿车在海底行走的难易程度，同时还影响了采矿时固体颗粒悬浮量的多少，因此对于开采区表层沉积物的工程地质性质的调查是非常有必要的。由于多金属结核一般蕴藏在水深4000～6000 m的海底，该水深环境下海床附近水动力条件较弱，悬浮在水体中的沉积物粒径也非常的小。就CC区表层沉积物性质而言，通过目前检索到的文献资料，整体上CC区海底表层沉积物成分比较均一，以低有机含量的硅质黏土为主，颗粒极细，并含有大量的水分(宋连清， 1999; Oebius et al.，2001; Choi et al.，2011; Kim et al.，2019)。

早在1983年中国大洋航次就对中国勘探区进行了工程地质调查，宋连清(1999)基于这些调查结果及室内实验数据，对中国勘探区工程地质条件进行了分区(吕文正， 2008)，整体区域面积较大分区较为粗犷。中国的多金属结核勘探区多位于CC区的西部，经度间隔约10°。虽然整体水动力条件较弱，但也存在着周期性的水流速度大于15 cm · s-1的海底风暴(倪建宇等， 2002)，与北赤道流流速15～50 cm · s-1相吻合，且6～8月份流速逐渐增大(张富元等， 2001)。但目前对于深海底流的观测多采用潜标进行，对于近海底几米处的水动力的精准量测仍有较大难度。未来更加合适的海床基、更加合理的原位观测位置，将有可能改善现有的潜标观测精确度低的局面。

而对于海底沉积物而言，结核赋存区海床通常上部是半流体状态，由水、沉积物、多金属结核组成； 下部是固态，由结核、沉积物组成(于彦江等， 2016)。多金属结核区表层0～20 cm深处沉积物力学性质特征大致为：剪切强度为0～10 kPa、贯入阻力0～15 kPa、黏聚力0～8 kPa、内摩擦角0°～7°(刘少军等， 2014)， 表 1 中统计了中国勘探区西部表层15～20 cm 处沉积物性质，这一深度处沉积物性质对采矿车的设计起到了关键的作用。

表 1 中国勘探区西部表层15～20 cm处沉积物性质Table 1 Properties of sediments 15～20 cm above the surface of western exploration zone in China

对比其他国家勘探区表层沉积物性质，图 3为德国及韩国在CC区所做的力学性质测试(Oebius et al.，2001； Choi et al.，2011)，结核赋存区沉积物顶部10 cm区域为半液体区域几乎没有抗剪强度； 10～20 cm区域抗剪强度升高，为顶部结核提供支撑力，开采时是采矿车的第一个支撑层； 此外，沉积物在20 cm深度附近抗剪强度出现异常变化，推测是由于生物扰动造成，最新的研究结果通过对比秘鲁盆地开采扰动实验26年后沉积物的孔隙结果特征认为，海床面以下沉积物20 cm处的生物活动区域受沉积物扰动影响剧烈，生物活动有明显的痕迹可寻如图 4(Vonnahme et al.，2020)，该深度处的扰动程度是否在未来有望为采矿活动对生物活性影响定量评价提供判定阈值还有待进一步探讨。

图 3 a为德国勘探区某点处沉积物抗剪强度曲线(Oebius et al.，2001)， b为韩国勘探区坐标某点处的抗剪强度曲线(Choi， 2011)Fig. 3 The picture on the left is the shear strength curve of the sediment at a certain point in the exploration zone of Germany(Oebius et al.，2001)，the picture on the right is the shear strength curve of the sediment at a certain point in the exploration zone of Korea(Choi， 2011)

以上沉积物物理力学性质的获取多为甲板单元测试或室内土工实验测试结果，原位测试结果较少，最近的一次测试是2019年我国长沙矿冶研究院研制的原位土工力学测量装置于中国五矿集团勘探区进行了测试，设备整体工作正常(彭赛锋， 2020)。但是针对这种多金属结核区表层沉积物强度小于10 kPa的超软沉积物，其测量精度的要求更为苛刻，随着海洋工程地质专业的发展(刘晓磊等， 2017， 2020; 李正辉等， 2019)，海底探测技术的进步(范宁等， 2017; 贾永刚等， 2017; 朱超祁等， 2017)，我们所测得的海底沉积物土力学性质的原位测试技术更加成熟，结果更加精确。除此之外，借助陆地上较为成熟的工程地质分区评价模型(仉义星等， 2019)，开展更多金属结核潜在开采区工程地质分区及评价模型，结合多金属结核面临的实际工程地质问题全方位考虑其工程地质单元的划分及各工程地质单元稳定性也是未来多金属结核潜在开采区工程地质调查应该进行的工作。

图 4 多金属结核赋存区不同扰动区表层沉积物柱状样及CT扫描图像(Vonnahme et al.，2020)Fig. 4 Columnar samples and CT scanning images of surface sediments in different disturbed areas of polymetallic nodule occurrence area (Vonnahme et al.， 2020)

2 结核开采方式

深海多金属结核的研究自20世纪60年代开始，一些国家和组织在CC区及其他海区进行了多次试采工作，经过近几十年的发展，开采的技术也发生了许多变化，尽管目前以哪种开采方式进行多金属结核的商业化开采还尚未定论，但多年来的开采技术研究仍以管道提升式的开采方式为主如图 5(Petterson et al.， 2019)。20世纪70年代是海底采矿发展的黄金时期，表 2中整理了从1978年至今世界各国组织的针对多金属结核开采进行的试采工作，包括试验模式、海域、水深和试采量等信息。

图 5 深海多金属结核采矿系统示意图(Petterson et al.，2019)Fig. 5 Schematic diagram of deep sea polymetallic nodule mining system(Petterson et al.，2019))

表 2 1978年至今世界各国组织的多金属结核试采工作汇总Table 2 Summary of trial mining of polymetallic nodules organized by countries around the world from 1978 to present

统计结果表明1978年进行的多金属结核试采工作最多，主要试采区域也都集中在CC区，管道式和连续链斗式的采矿方式都进行了尝试，其中美国虽没有申请勘探区，但其试采活动却最为积极。

经过一段时间的探索后，世界各国对海底多金属结核开采的热度明显降低， 1980年开始迅速衰落，主要原因是经济压力太大、环境影响不明确(Bourrel et al.，2018; Da Ros et al.，2019)，特别是环境影响问题尚未清晰，给多金属结核的商业化开采带来了巨大的压力。ISA明确规定，结核区环境扰动实验和环境影响评价报告是结核开采的前提条件，新西兰原定计划在2019年在其近海领域进行结核的开采工作，但基于环境影响的考虑还是放弃了该计划(Sparenberg， 2019)。即使是作为拥有世界上首艘专业深海采矿船的企业加拿大鹦鹉螺公司，近些年一直致力于深海采矿的相关设计、建造和开采工作，但在巴布亚新几内亚海底索尔瓦拉1(Solwara 1)经过近10年的探索最终还是以失败告终。

表 3 世界各国组织的深海多金属结核开采环境影响试验研究汇总Table 3 Summary of experimental research on environmental impacts of deep-sea polymetallic nodules organized by countries around the world

3 结核开采的环境工程地质影响

目前海底采矿机多使用液压汲取式的开采系统，虽然这种方式具有优良的可操作性、环境友好度以及应用前景，从而在国际范围内的多金属结核开采中被广泛采用(刘少军等， 2014)，但是绿色环保、科技高效仍然是多金属结核开采的重大难题，采矿车的集矿工程对沉积物的扰动最大(于淼等， 2018)。开采作业时悬浮起来的物质会在水动力作用下发生运移，遇到合适的洋流会被运移到很远的地方(Bornhold et al.，1994)，塑料袋甚至在马里亚纳海沟水深10 898 m处被发现(Sanae， et al.，2018)。同时深海地形有较大的起伏，相对平缓的地形沉积物的扰动会产生更大的影响(Ahnert et al.，2000)，而大洋多金属结核多赋存在海底平原上，这使得采矿产生的影响传播得更远。

一些研究认为深海采矿主要产生3个方面的环境影响(何宗玉， 2003; 邱电云等， 1997)：(1)海底采矿线路上海底生物及沉积物的扰动； (2)底层羽状流悬浮泥沙颗粒； (3)开采及尾矿排放区水体的化学变化。总的来说影响的对象就是海底沉积物、海水及生物群落，在空间上则是对海底沉积物、底层海水和上层尾矿排放区水体。表 3中统计了世界各国近年来组织的深海多金属结核开采环境影响扰动试验，环境监测内容也是多以海底沉积物、海水化学性质和生物群落的监测为主，美国、日本、印度三国对此做了较多的工作。此外，近些年对于沉积物扩散分布的研究明显增多(Jaeckel， 2016)，无论是尾矿排放的沉积物扩散还是海底扰动再悬浮的沉积物扩散分布，都是采矿产生环境工程地质影响的问题，而沉积物工程地质性质是影响其扩散分布特征的关键因素。

与此同时，深海多金属结核开采活动对环境产生影响，同样深海环境也对开采活动有着较大的作用，这种采矿的影响是相互的。就深海环境而言，深海水动力及生态系统动力缓慢，环境相对稳定，但由于深海海水压力巨大，这种高压环境对多金属结核的开采方式、设备等都有不同程度的制约，深海多金属结核区工程地质环境条件对深海多金属结核开采系统的主要影响如表 4 所示。此外，尽管采矿区水动力条件很弱，但开采产生的环境影响并不局限于开采区附近，再悬浮起的沉积物可以运移到几公里以外的地方(Montserrat et al.，2019)。

表 4 环境条件对采矿系统设计和运行的影响(改自Sharma， 2011)Table 4 Impact of environmental conditions on the design and operation of mining systems(modified from Sharma， 2011)

3.1 扰动表层沉积物

采矿对底层沉积物的扰动主要发生在采矿机在海底运动集矿的时候，如前所述目前集矿多采用液压采集的方式，工作时采集头喷射水流切割、穿过半液体层到达固态结核层，将结核和半液体物质冲入采集系统(丁六怀等， 2003； 戴瑜等， 2013)。采集头产生的水压流会使半液体层乃至固态沉积物从结核上冲掉后成为悬浮物，在采矿机附近扩散，从而导致海底环境的变化，严重影响声波通讯及声呐扫描等声学仪器的使用(Zhao et al.，2018)。此外，采矿机的移动会造成海底流场的改变，采矿机附近的沉积物颗粒将受到这个弱流场的改变，使悬浮状态发生改变(齐瀚琛等， 2017)。

有研究表明，多金属结核开采过程中沉积物与结核的体积比平均约为9︰1，这意味着开采时1 m3的结核会有9 m3的沉积物受到扰动(Sharma et al.，2010)。换算成质量计算则每吨锰结核开釆将导致2.5～4.5 t海底沉积物再悬浮，按照大洋多金属结核平均丰度计算下来，每开采1000 t结核，约有40 000 t的沉积物受到影响(赵羿羽等， 2017)。商业开采时，液压提升系统开采规模大约是5000 t · d-1(Ozturgut et al.，1981)，在这种采集速率下，搅动的沉积物约10 000 m3(眭良仁等， 1995)。结核开采过程中会在集矿机附近形成离地约50 m高的水体扰动区，较小的颗粒随底层流扩散而形成羽状流，颗粒物浓度为15～150 μg·L-1(Ozturgut et al.，1981)。羽状流的扩散速度约3～4 cm · s-1，虽然室内模型实验显示不会扩散太远(Tureblood et al.， 1997), 但多金属结核在海底分布不均匀，且海底地形多变，微地貌复杂，在高沉积速率区域(例如峡谷/峡湾)或在人为诱发的高沉降作用下，容易发生浑浊流动和斜坡破坏(Bornhold et al.，1994)。当采矿活动进行时，如此巨量的沉积物的扰动，悬浮在水体中的沉积物随时间的分布特征及运移规律是影响环境的重要问题，沉积物性质、颗粒的大小、水流的强弱、地形的变化等因素皆会影响再悬浮沉积物的时空分布特征(再悬浮沉积物扩散的高度、距离及存在的时间)，因此许多学者就此问题开展了系列研究。

德国学者Oebius et al. (2001)基于20世纪90年代在秘鲁海盆的航次调查及扰动实验，结合室内模拟采矿系统的动作，估算了采矿造成的海底沉积物迁移和扩散，得到不同粒径、不同浓度的颗粒在海底的沉降速度，以此评估扰动对海底环境影响的空间和时间尺度。韩国学者Choi et al. (2011)通过其在太平洋勘探区的调查活动，分析了采矿过程，估算了扰动造成的海底沉积物的再分布的距离。但上述研究并未将原位测试与数值模拟相结合，英国学者Spearman et al. (2020)首次将原位测试结果、室内实验结果和数值模拟结果相结合(图 6)，分析了采矿区扰动试验后不同时间不同高度处的悬浮泥沙浓度的情况，但在进行的36次扰动实验中，原位观测装置仅捕捉到了19次悬浮泥沙浓度的异常，对于监测点布放的位置还有待利用预测的模型进行修正，以期获取更好的监测结果。目前我国尚未进行勘探区的环境扰动实验，采矿造成环境影响的机制、水体中固体悬浮颗粒的时空分布规律还有待进一步研究。

图 6 英国西南部热带海山采矿扰动实验环境监测装置、监测结果及模型预测结果(改自Spearman， 2020)Fig. 6 Experimental environmental monitoring device， monitoring results and model prediction results of mining disturbance on tropical seamounts in southwest England(modified from Spearman， 2020)

3.2 改变表层沉积物性质

结核开采过程中悬起的泥沙会阻碍水体中的氧气向下输送，影响海底边界层的氧气的交换，从而改变海底表层沉积物的氧化还原环境(Haffert et al.，2020)。同时，海底沉积物的再悬浮和尾矿的排放都会改变水体的化学特征，集矿过程及管道运输过程中结核间相互碰撞会产生很多细小的颗粒，这种情况会加剧对水体化学特征的影响。受到影响的水体化学特征主要包括：营养盐浓度、溶解氧浓度、金属元素浓度(Ahnert et al.，2000)和水温等(Hirota， 1981)，这些水体中化学性质的变化同样会通过海底边界层的物质交换传递到表层沉积物中。此外，研究表明，当真正进行商业化开采时，巨大的沉积物扰动及结核的破碎会使得重金属离子在重沉积的表层沉积物中大量富集(Ramirez et al.，2005)。

采矿过程中采矿车的行进不仅会压实车辙处的沉积物，还会向车辙两侧翻动沉积物。采矿过程中大量的沉积物经过扰动会迅速地沉积到采矿车的两侧， 1978年的采矿试验表明车辙两侧迅速沉积的沉积物的厚度在2～6 cm之间，且车辙两侧100 m距离的位置仍可以看到重沉积的沉积物(Ozturgut， 1981)。不管是车辙处压实的沉积物还是车辙外重沉积后的沉积物其物理力学性质均会发生较大的改变，如图 4 中所示，犁沟内外沉积物孔隙结构在26年后仍与参考区相比有较大的差异。除此之外，Volz et al. (2020)统计了不同国家矿区扰动试验后表层沉积物孔隙度随深度及时间的变化情况，结果表明沉积物孔隙度变化范围在0.65～0.8之间，且表层5 cm内沉积物孔隙度的变化最大如图 7。但由于样本较少并没能表述出扰动后沉积物孔隙度随时间及深度变化的一般规律，且现有的研究中对于沉积物力学性质变化的测量未见报道。

图 7 不同国家矿区扰动后沉积物孔隙度沿深度分布情况(改自Volz et al.，2020)Fig. 7 Distribution of sediment porosity along depth after disturbance in mining areas of different countries(modified from Volz et al., 2020)

4 结核开采工程地质环境监测与评价

4.1 监测内容及监测技术

ISA规定深海采矿项目从勘探转向开采的前提是制定有效的环境管理计划(Montserrat et al.，2019)，从2012年开始，ISA就启动了《国际海底区域矿产资源开发规章(草案)》，后几经修改于2019年公布，制定开发规章的重要内容及目标之一就是采取有效的措施实现对“勘探区”海洋环境的保护(何宗玉等， 2016)。与此同时，为了更好在海底采矿的国际竞争中占据有利位置，我国于2016年2月26日颁布了中华人民共和国深海海底区域资源勘探开发法，并于2016年5月1日开始实施，文中明确规定了环境监测是每个海底采矿项目所必须进行的工作，并对环境监测的内容进行了要求。

表 5中统计了20世纪70年代进行的深海多金属结核试采研究的浪潮中，OMI和OMA进行试采实验时采矿系统尾矿排放的监测参数及特征(王春生等， 2001a，2001b)。不管是20世纪70、80年代的环境评价，还是现在通过对法属波利尼西亚深海采矿项目的论证研究，最后都认为采矿环境影响监测与评价是海底采矿能否进行的关键因素(Le Meur et al.，2018)。环境管理计划中就必须包括进行长期的环境监测，多金属结核勘探规章第31条要求海底勘探者在所属勘探区内必须确定环境基线，建议海底勘探者进行以下6个方面的调查：(1)尾矿排放处的水体数据(温度、浊度、盐度、流速)； (2)水体的化学元素； (3)沉积物性质(物理、化学、力学)及沉积物再分布(时空分布)； (4)底栖生物群落多样性、活性； (5)浮游动物的扰动； (6)固体物质的搬运。

表 5 OMI和OMA采矿系统试验时尾矿排放特征(王春生等， 2001a，2001b)Table 5 Discharge characteristics averaged over the mining period for mining tests conducted by OMI and OMA(Wang et al., 2001a,2001b)

针对监测内容，传统的海洋环境监测包括海水的温度、盐度和深度，就监测技术而言一般通过声学、光学、电学的方式进行，如：光散射传感器(OBS)、声学多普勒流速仪(ADV)、声学多普勒流速剖面仪(ADCP)、生物光学传感器、电导率传感器等(蔡树群等， 2007;Yuan et al.，2009)， 表 5 的参数也都是一些针对海水特征的参数。但实际上针对不同的监测内容，其监测的侧重点也大不相同，如采集海底稀土时对环境影响的监测，一般利用一些高精度的X射线、光电子能谱、离子体质谱等方法主要监测沉积物及水体中的金属离子浓度(Balaram， 2019)。而在多金属结核开采环境监测上，本质上就是监测海底挖泥对环境的影响，则监测目标应放置在沉积物的动态变化上，而目前的采矿研究中对沉积物动态变化的原位观测工作较为薄弱，采矿区环境扰动实验沉积物扰动原位监测数据鲜有发表，究其原因主要是原位监测技术有待改进。目前，针对海床沉积物动态变化监测，贾永刚教授团队提出基于沉积物电性特征长期监测海床沉积物动态变化的方法(郭磊， 2016; 贾永刚等， 2018; Fan et al.，2020)，研制了海底边界层动态变化原位监测装置。该装置既能监测海底沉积物界面的位置，又能同步监测水体中固体悬浮颗粒的浓度及表层沉积物的性质。该项工作的顺利推进也将有助于未来多金属结核开采时沉积物扰动原位监测的研究，为再悬浮沉积物的运移扩散的精准预测提供原位监测的数据。

4.2 环境影响评价方法

ISA规定在深海采矿活动开始之前必须提交有效的采矿环境影响评价报告。GSR(全球海洋矿产资源公司)于2018年提交了世界上第一份环境影响评价报告，有近三分之一的内容在描述2009年采矿扰动实验沉积物的扰动情况，从环境扰动实验到环境影响评价报告历时近9年。无独有偶，新西兰海底铁矿石开采项目环境评价耗时7年，花费约折合人民币3700万元(Kim et al.， 2014)。Ellis et al. (2017)通过新西兰地区海底采矿的相关研究成果，讨论了基于生态环境和海洋空间规划的发展，认为环境管理框架适用于该地区海底采矿项目的环境的管理评价。Durden et al.(2017)在认为所有的开采项目都应考虑时空大小、环境的变化速率大小和周期性，并通过多因素评价模型，指出了开采过程中各阶段所需的环境管理框架。Durden et al.(2018)通过整合行业相关环境评价的应用，为深海采矿制定了理想化的环境监测评价过程，并提出了制定实施环境影响评价的4个主要影响因素。

此外，采矿活动中应建立影响参照区和非影响参照区两个监控区域，Jones et al. (2018)从沉积物羽状流的分布、参照区的面积、生物栖息等方面考虑，为多金属结核开采的监测区的选择提供了重要参考建议。ISA将来要制定和实施的环境保护法规，包括功能区别和“有害影响”和“严重危害”的定义，将在国家管辖范围之内和之外产生深远的影响。Levin et al. (2016)对可能使用的开采方法及潜在的影响进行评价，审查了可以反映出重大环境变化的阈值和指标，重点讨论了海洋环境的特点特征，从生态系统的角度给出了严重危害和有害影响的定义。为了更好地评价海底采矿带来的环境效应影响，有的学者提出了专家独立审查和公众投票的方法(Lallier et al.，2016)。

以上均是基于整个海底采矿过程给予的环境评价研究，除此之外，还有许多学者针对采矿过程中的某一小点或阶段进行环境评价研究。如针对尾矿库的环境影响评价：Mestre et al. (2017)利用波尔塔曼湾处尾矿沉积物的人工再悬浮，分析不同悬浮情况下的金属浓度及毒性，并结合贻贝组织中的金属浓度，评价对生物的影响，最后对开采时产生的羽状流对尾矿区生物的影响有一个定量的评价。Thiel et al. (2014)通过仿真模型结合红海海域水动力条件，计算了尾矿附近3000 km2区域的尾矿覆盖情况及对物、岛礁影响。

总而言之，目前主要的评价方法是利用沉积物中金属离子浓度对生物生存的影响及运用数值模拟观察沉积物浓度变化等手段进行环境影响评价。采矿环境影响评价体系，多从影响因素出发综合分析，通过对生物活性的影响程度试图对多金属结核开采的影响进行定量评价。众多专家学者都在讨论采矿产生海洋物理化学条件的变化对生物活性的影响程度，并没有将产生影响的本质沉积物工程地质性质考虑在影响因素中，且还没有一个成熟的模型可以模拟再悬浮沉积物的时空分布特征，沉积物羽流的扩散仍存在不确定性。还没有一种评价模型，可以真正定量化地评估海底采矿带来的环境影响。

5 结论与展望

本文围绕多金属结核开采潜在工程地质环境影响，从多金属结核的地质背景、开采方式、工程地质环境影响内容、环境监测与评价4个方面进行总结，梳理目前深海多金属结核开采潜在工程地质环境影响研究中存在的问题，并针对该问题进行了展望，具体如下：

(1)潜在多金属结核开采区表层沉积物工程地质特征不仅决定了采矿车的运动方式，还直接影响了结核开采过程中再悬浮沉积物的时空分布，是深海多金属结核开采环境影响程度的决定性因素； 现有的研究在勘探区表层沉积物力学性质的原位精准量测、工程地质单元的精细划分方面尚有不足，未来结核开采区表层沉积物土力学性质的精准量测、工程地质单元的精细划分仍需进一步研究。

(2)现有的环境影响研究多落脚在生物活性上，对于扰动前后沉积物性质的变化鲜有考虑，且对于水体中固体悬浮颗粒的时空分布特征分析模型尚未成熟，缺少原位监测数据对模型结果进行验证，目前还无法实现海底采矿沉积物再悬浮后的运移分布特征的精准预测。未来针对海底沉积物动态变化、近海底水动力的长期原位监测技术有待进一步研究，基于原位监测数据修正的沉积物再悬浮运移分布精准预测模型将继续建立。

(3)我国目前在多金属结核开采研究中做了大量的调查工作，但仍未进行采矿环境扰动实验，针对深海多金属结核开采环境影响评价方法尚未建立，对于采矿产生的环境影响机制、再悬浮沉积物的时空演变规律、工程地质环境的影响程度都有待进一步研究，未来可以考虑基于沉积物工程地质特征变化对深海多金属结核开采环境影响程度进行定量评价。