安太堡煤礦復(fù)墾區(qū)土壤重金屬含量及污染評(píng)價(jià)

江山，劉煥煥，張菁，王改玲

(山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，山西 太谷 030801)

煤礦區(qū)復(fù)墾土壤的環(huán)境質(zhì)量狀況關(guān)系到礦區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)能否正常進(jìn)行以及人體的健康安全，隨著人們環(huán)保意識(shí)的提升，礦區(qū)復(fù)墾土壤的環(huán)境質(zhì)量已引起廣泛關(guān)注。土壤中的重金屬主要包括汞、鎘、鉻、砷、鉛、銅、鋅、鎳等，在土壤環(huán)境中是研究較多的一類重要的污染物。通過采礦、礦物冶煉、污水灌溉、大氣沉降等途徑進(jìn)入土壤，隱蔽性和潛伏性的特性使其不易被發(fā)覺。而重金屬含量一旦過量，在生物體內(nèi)積累產(chǎn)生毒害后，可引起植物生理功能紊亂、營(yíng)養(yǎng)失調(diào)且不能被降解，繼而使土壤環(huán)境質(zhì)量下降，并通過食物鏈向人體遷移，對(duì)人體造成潛在危害[1]。

煤炭露天開采，雖然帶來了巨大的經(jīng)濟(jì)效益，但由于直接挖掘引起地表挖損和巖土排棄等原因，原地貌形態(tài)、地層結(jié)構(gòu)已不復(fù)存在，原有土壤的層次結(jié)構(gòu)及物質(zhì)組成已徹底改變，形成所謂的“礦山土”[2]。在開采過程中產(chǎn)生的大量污水、煤矸石等廢棄物未經(jīng)處理排放到環(huán)境中會(huì)直接或間接造成重金屬在土壤中的遷移和富集[3]。目前，金屬礦產(chǎn)開采、冶煉對(duì)土壤重金屬含量的影響已引起普遍關(guān)注，對(duì)露天煤礦復(fù)墾土壤肥力亦有較多研究[4-6]，而露天煤礦復(fù)墾土壤的環(huán)境質(zhì)量研究則鮮有報(bào)道。

安太堡露天煤礦是我國(guó)大型的露天煤礦，地處于朔州市區(qū)與平魯區(qū)交界處的干旱、半干旱生態(tài)脆弱區(qū)，經(jīng)過20余年的土地復(fù)墾，已形成集林地、草地和耕地為一體的綜合復(fù)墾工程[7]。為了有效地保護(hù)人體的健康，降低復(fù)墾土壤利用的潛在風(fēng)險(xiǎn)，本文以山西平朔安太堡露天煤礦復(fù)墾耕地和草地為研究對(duì)象，測(cè)定土壤中重金屬含量并對(duì)復(fù)墾土壤環(huán)境質(zhì)量進(jìn)行分析評(píng)價(jià)，旨在為安太堡露天煤礦的土地復(fù)墾及復(fù)墾土壤合理利用提供依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

安太堡露天煤礦地處黃土高原東部，與黃土高原的晉陜蒙“黑三角”相連[8]，地理坐標(biāo)為E 112°11′～113°30′，N 39°23′～39°37′，勘探面積380平方公里，探明地質(zhì)儲(chǔ)量127.5億噸。地帶性土壤為栗鈣土與栗褐土的過渡類型，土壤物理風(fēng)化作用強(qiáng)烈，土質(zhì)偏砂；礦區(qū)對(duì)環(huán)境變化敏感，生態(tài)環(huán)境十分脆弱，目前總體上呈農(nóng)業(yè)耕作景觀[7]。

在復(fù)墾土壤土體重構(gòu)[9]過程中，安太堡露天煤礦采用巖土混排、厚層黃土覆蓋工藝-采煤過程中剝離的巖土由大型自卸車運(yùn)來，卸車后推平、壓實(shí)后，表層覆蓋50～150 cm土壤。因此，原地貌地表被第四紀(jì)黃土廣泛覆蓋，堆墊形成的排土場(chǎng)呈平臺(tái)、邊坡相間分布的階梯式地形，相對(duì)高度100～150 m，臺(tái)階坡面高度20～40 m，臺(tái)階坡面角大于30°。目前，已形成了4座相對(duì)高度45～190 m的排土場(chǎng) (內(nèi)排、南排、西排、西排擴(kuò)大區(qū))[10]。植被重建工藝為種草、農(nóng)作物、灌木林、喬灌混交林、草灌喬。

2 研究方法

2.1 樣地選擇和采樣

經(jīng)過翻閱資料、野外調(diào)查，本文根據(jù)采礦、復(fù)墾的先后順序，選取復(fù)墾方向?yàn)椴莸睾透?、?fù)墾年限分別為3年、8年、20年的8塊樣地采集土壤樣品。樣地基本信息見表1與圖1。

表1 采樣地基本信息Table 1 Basic information of sampling points

圖1 安太堡煤礦區(qū)采樣地分布圖Fig.1 Distribution of sampling sites in Antaibao Opencast Mine

2.2 樣品采集與處理

按照HJ/T166-2004《土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范》的要求，于2016年9月對(duì)8塊采樣地進(jìn)行了土壤樣品采集。將每個(gè)采樣地大致分為3個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)按“S”型5點(diǎn)法隨機(jī)采集0～20 cm土層土樣，混合均勻后按四分法取足量土壤，同時(shí)記錄標(biāo)簽、坐標(biāo)和高程。將土樣帶回實(shí)驗(yàn)室，待土壤自然風(fēng)干后經(jīng)簡(jiǎn)單的前處理，采用四分法取適量土壤樣品并磨碎過100目(孔徑0.149 mm)的尼龍篩，裝袋備用。

2.3 分析項(xiàng)目及方法

鎘：經(jīng)HNO3-HF-HCl消解后，采用石墨爐原子吸收-分光光度法；

砷、汞：王水水浴-原子熒光測(cè)定；

鉻、鉛、銅、鋅、鎳：酸消解(HNO3-HF-HClO4)-ICP測(cè)定[11]。

2.4 評(píng)價(jià)方法

2.4.1 單因子指數(shù)法

單因子指數(shù)法[12]是利用實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)和標(biāo)準(zhǔn)數(shù)據(jù)進(jìn)行對(duì)比分類，對(duì)土壤中的某一污染物的污染程度進(jìn)行評(píng)價(jià)，是國(guó)內(nèi)外普遍采用的方法之一。公式1如下:

Pi=Ci/Si

(1)

其中，Pi表示重金屬i的環(huán)境質(zhì)量指數(shù)；Ci為重金屬i的測(cè)量濃度(mg·kg-1)；Si為重金屬i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)(mg·kg-1)，本文選用GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》的土壤風(fēng)險(xiǎn)篩選值[13]。由于采樣地復(fù)墾利用方向?yàn)楦睾湍敛莸兀寥纏H大于7.5，各指標(biāo)選用的標(biāo)準(zhǔn)值見表2。

表2 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值/mg·kg-1Table 2 Farmland soil pollution risk screening value

2.4.2 內(nèi)梅羅(Nemerow)綜合污染指數(shù)法

內(nèi)梅羅(Nemerow)綜合污染指數(shù)法是評(píng)價(jià)土壤中多種污染物綜合效應(yīng)的環(huán)境質(zhì)量指數(shù)[14]，它可以較為全面反映土壤中各污染物的平均污染水平，突出了污染最嚴(yán)重的污染物的危害，相較于單一的單因子污染指數(shù)法，該方法更為全面和準(zhǔn)確。其公式2為:

(2)

式中，PN表示土壤的綜合污染指數(shù);(Ci/Si)max為重金屬中污染指數(shù)的最大值;(Ci/Si)ave表示重金屬污染指數(shù)的算數(shù)平均值。依據(jù)單因子指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法將土壤重金屬污染劃分為 5 個(gè)等級(jí)[15]，見表3。

2.4.3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法

潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法是瑞典科學(xué)家 HaKanson[16]于1980 年提出的，將重金屬含量因素、生態(tài)效應(yīng)、環(huán)境效應(yīng)皆考慮其中，并與毒理學(xué)聯(lián)系在一起(納入了重金屬的生物毒性系數(shù))，定量的劃分出土壤中重金屬對(duì)生態(tài)環(huán)境的危害潛力，對(duì)土壤環(huán)境污染的預(yù)控有重要意義。其計(jì)算公式為：

表3 土壤重金屬污染分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)Table 3 Soil heavy metal pollution grading standard

(3)

表4 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)參數(shù)和風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)與風(fēng)險(xiǎn)程度的對(duì)應(yīng)關(guān)系Table 4 Corresponding relationship between potential ecological risk parameters and risk index and risk degree

3 結(jié)果分析

3.1 復(fù)墾土壤重金屬含量分析

重金屬含量是反映土壤環(huán)境質(zhì)量的重要指標(biāo)。各采樣地表層土壤(0～20 cm)重金屬含量測(cè)定結(jié)果表明，各樣地土壤的Hg、Cd、Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni平均含量分別為0.021 mg·kg-1、0.094 mg·kg-1、15.04 mg·kg-1、11.12 mg·kg-1、64.69 mg·kg-1、33.55 mg·kg-1、69.76 mg·kg-1、36.90 mg·kg-1(表5)。同一元素在不同樣地的含量存在明顯差異。其中Hg的含量以原地貌耕地最高，為0.037 mg·kg-1，顯著高于其它樣地(P<0.05，n=9，下同)，而以復(fù)墾3年耕地最低，這可能與Hg可通過大氣沉降等途徑進(jìn)入土壤環(huán)境有關(guān)。各樣地中Cd含量以復(fù)墾8年耕地最高，顯著高于其它樣地，其余樣地間差異不顯著。Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni含量均以復(fù)墾3年草地最高，Pb、Cu、Zn、Ni含量復(fù)墾3年耕地最低，As、Cr含量亦在復(fù)墾3年耕地較低。草地與耕地兩種復(fù)墾模式下各重金屬含量隨復(fù)墾年限延長(zhǎng)均未呈現(xiàn)明顯變化規(guī)律；相同復(fù)墾年限條件下，各重金屬含量亦未隨復(fù)墾模式的不同呈現(xiàn)明顯的變化規(guī)律。除Hg含量在原地貌耕地最高、Cr在原地貌耕地最低外，其它各重金屬元素含量在原地貌耕地和3年自然恢復(fù)地中均位于最高值和最低值之間。

3.2 復(fù)墾土壤重金屬污染評(píng)價(jià)

以GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，計(jì)算出的各樣地土壤重金屬的污染指數(shù)如表6所示。結(jié)果顯示，各樣地土壤重金屬單項(xiàng)污染指數(shù)在0.004～0.496之間，單項(xiàng)污染指數(shù)總體表現(xiàn)為PAs>PCu>PCr>PZn>PNi>PCd>PPb>PHg；內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)為0.318～0.389，復(fù)墾3年草地的重金屬綜合污染指數(shù)最高，復(fù)墾3年耕地的重金屬綜合污染指數(shù)為最低，3年自然恢復(fù)和原地貌耕地分別為0.365和0.333，與各樣地均值相近?？傮w上講，各樣地土壤單項(xiàng)污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)均小于0.7，土壤未受到重金屬污染，屬于安全級(jí)。

表5 采樣地重金屬全量含量/mg·kg-1Table 5 Total content of heavy metals in the sampled area

注：同列不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)。
Note：Different lowercase letters show significant difference at the 0.05 level in the same column.

表6 采樣地土壤重金屬污染指數(shù)及污染等級(jí)Table 6 Heavy metal pollution index and pollution level of reclaimed soil

3.3 復(fù)墾土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

根據(jù)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)參數(shù)與潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，可對(duì)比出不同復(fù)墾模式與年限下各采樣地中重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度(表7)。不同元素的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)為：EAs>ECd>ECu>ENi>ECr>EPb>EHg>EZn。對(duì)于各樣地來說，所采地塊的土壤皆為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度，其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)在9.93～12.65之間，略有差異。復(fù)墾3年草地土壤RI潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最大，復(fù)墾3年耕地潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最小；原地貌耕地和3年自然恢復(fù)地潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)處于最高值和最低值之間?？梢钥闯?，隨著復(fù)墾年限的增加以及復(fù)墾模式的變化，土壤潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)無明顯變化規(guī)律。

3.4 重金屬元素相關(guān)系分析

圖2為各個(gè)重金屬間的相似性矩陣即Pearson相關(guān)系數(shù)矩陣。從相關(guān)性系數(shù)中可以看出數(shù)值大部分為正值且數(shù)值較大，說明各個(gè)重金屬有各自不同的相關(guān)性。其中，Hg、Cd與其它重金屬元素間的相關(guān)系數(shù)較小，無顯著相關(guān)性；Ni與Cu的相關(guān)系數(shù)最大為0.957，Pb與Cu相關(guān)系數(shù)第二為0.945；Pb與Cr、Zn、Ni達(dá)到極顯著相關(guān)(P<0.01)、與As在0.05水平下顯著相關(guān)；As與Cu、Ni間為0.796和0.773；Cr與Cu、Zn和Ni間也分別為顯著或極顯著的相關(guān)關(guān)系；Cu-Zn、Cu-Ni、Zn-Ni間也呈現(xiàn)顯著的相關(guān)性。綜上可得，Cu-Ni、Pb與Cu、Zn、Ni和Cr，Cr與Cu、Ni間的關(guān)系最為緊密，Hg-Cr間相似性最小，表明安太堡煤礦復(fù)墾區(qū)中的不同復(fù)墾方式下土壤中重金屬可能存在共同來源，復(fù)墾治理時(shí)需要考慮重金屬間的相關(guān)性與內(nèi)在聯(lián)系，實(shí)行重金屬的綜合預(yù)防、治理，以減少人力、物力的損耗。

表7 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)Table 7 Potential ecological risk index of heavy metals in reclaimed soil in mining area

為進(jìn)一步分析平朔復(fù)墾地區(qū)土壤重金屬的相似性，采用因子分析法對(duì)采樣地的復(fù)墾耕地土壤的10種重金屬進(jìn)行主成分分析，在距離分析的基礎(chǔ)上經(jīng)KMO與Bartlett球形度檢驗(yàn)結(jié)果見圖3。成分1、成分2與成分3的主體分析累加貢獻(xiàn)率為62.1%、80.85%和93.6%，相比之下可認(rèn)為該區(qū)域土壤重金屬來源主要包含成分1與成分2兩個(gè)方面。由圖可知，As、Ni在成分1上有較高的荷載，Hg在成分2上具有最高荷載，而Cd在成分3上荷載較高。說明As、Hg、Cd與其他重金屬具有差異性，在礦區(qū)復(fù)墾土壤中需要重點(diǎn)關(guān)注。

圖2 重金屬元素相關(guān)系數(shù)可視化矩陣Fig.2 Heavy metal elements correlation coefficient visualization matrix注：*表示相關(guān)性顯著(P<0.05),**表示相關(guān)性極顯著(P<0.01)。Note:* indicates a significant correlation (p <0.05),** indicates a extremely significant correlation (P<0.01).

圖3 重金屬KMO與Bartlett球形度檢驗(yàn)Fig.3 Heavy metals’ KMO and Bartlett sphericity test

4 討論

安太堡礦區(qū)復(fù)墾土壤作為一種人工土壤，復(fù)墾基質(zhì)來源于不同地質(zhì)年代形成的巖土，在地形重塑、土地再造過程中，有一定的隨意性。本文研究表明，各樣地土壤重金屬Cr、As、Hg、Cd、Ni、Cu、Zn 和Pb的含量均未超過國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，可以作為耕地或草地利用。草地與耕地兩種復(fù)墾模式下,隨著復(fù)墾年限的增加各重金屬含量未呈現(xiàn)明顯變化規(guī)律；相同復(fù)墾年限條件下，各重金屬含量亦未隨復(fù)墾模式的不同呈現(xiàn)明顯的變化規(guī)律。表明造成土壤重金屬含量差異的主要原因在于復(fù)墾基質(zhì)本身，而不同基質(zhì)中重金屬含量及其對(duì)復(fù)墾土壤環(huán)境質(zhì)量的影響還有待進(jìn)一步探討。

復(fù)墾3年草地土壤Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni含量顯著高于其它樣地，綜合污染指數(shù)及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)亦最高，經(jīng)實(shí)地調(diào)查發(fā)現(xiàn)，該樣地處于內(nèi)排畦狀整地微地形設(shè)計(jì)區(qū)，田間道路主要由煤矸石堆墊而成，矸石中重金屬可能經(jīng)長(zhǎng)期釋放淋溶而進(jìn)入土壤。張世鑫等[18]亦得出相同結(jié)論；張明亮等[19]也通過淋溶模擬試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)矸石山周邊表層土壤中重金屬含量隨著距煤矸石堆的距離減小而呈明顯的上升趨勢(shì)。煤矸石是我國(guó)當(dāng)前(煤礦開采中)排棄量最大的工業(yè)固體廢棄物，常被作為礦區(qū)土地復(fù)墾中的基質(zhì)或鋪路材料；作為復(fù)墾基質(zhì)，矸石中的重金屬直接污染土壤[20]；煤矸石露天堆放，在大氣降水的沖刷、淋溶作用下裸露的煤矸石中重金屬將會(huì)隨著地表徑流進(jìn)入土壤中，或經(jīng)風(fēng)蝕以揚(yáng)塵而懸浮于大氣中，飄落于煤矸石堆周邊的土壤中而對(duì)其形成污染[21]。如何防治矸石風(fēng)化過程中重金屬的釋放、淋溶是值得考慮的問題。另外，煤矸石中含有的FeS經(jīng)氧化后常常引發(fā)自燃，產(chǎn)生的有害氣體對(duì)大氣有直接的影響，所以還應(yīng)注意對(duì)其進(jìn)行包埋等處理。

土壤環(huán)境重金屬污染現(xiàn)狀評(píng)價(jià)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示，樣地土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)參數(shù)在9.93～12.65之間，屬于輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度。與其它元素相比，As、Cd、Ni不僅具有較高的生物毒性，其單項(xiàng)污染指數(shù)亦較高，致使其潛在風(fēng)險(xiǎn)參數(shù)高于其它元素，可能與采礦和燃煤等產(chǎn)生的粉塵污染及復(fù)墾基質(zhì)有關(guān)。結(jié)合重金屬的相關(guān)性與因子分析亦可看出As、Hg、Cd與其他重金屬具有差異性，是礦區(qū)復(fù)墾土壤中需要持續(xù)關(guān)注的元素。亢晨宇[22]對(duì)比0～20 cm與20～40 cm 土層重金屬含量表明，底層矸石內(nèi)As元素隨年限增長(zhǎng)有逐漸向上遷移的趨勢(shì)，其他研究[23]也有類似情況。徐良驥等[24]的試驗(yàn)數(shù)值顯示煤矸石基質(zhì)中Cd元素含量高于該地區(qū)土壤背景值，對(duì)復(fù)墾土壤已構(gòu)成潛在的威脅性；崔龍鵬等采用元素富集系數(shù)法已證明:礦區(qū)土壤已表現(xiàn)來自采礦活動(dòng)的重金屬污染貢獻(xiàn)，且具有累積性[25]。

5 結(jié)論

(1)研究區(qū)各樣地土壤Hg、Cd、Pb、As、Cr、Cu、Zn和Ni重金屬含量均未超過國(guó)家GB 15618—2018土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，可作為耕地或草地的復(fù)墾利用。各重金屬元素含量均未隨復(fù)墾年限或復(fù)墾模式的變化呈明顯變化規(guī)律，說明復(fù)墾基質(zhì)是影響復(fù)墾土壤重金屬含量的主要原因。

(2)由矸石堆墊道路圍繞的復(fù)墾3年草地中Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni含量顯著高于其它樣地，內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)亦高于其它樣地，說明煤矸石堆墊后重金屬的釋放、淋溶是影響土壤重金屬含量和土壤環(huán)境質(zhì)量的重要原因。

(3)各樣地土壤As、Cd 和Ni潛在風(fēng)險(xiǎn)參數(shù)高于其它元素、因子分析中亦有較高的荷載，所以在安太堡采煤過程中需要持續(xù)關(guān)注。