煤矸山复垦土壤重金属污染的生态风险评价

于亚军，贺泽好

(山西师范大学地理科学学院, 山西 临汾 041004)

煤矸山复垦土壤重金属污染的生态风险评价

于亚军，贺泽好

(山西师范大学地理科学学院, 山西 临汾 041004)

【目的】土壤重金属污染是煤矸山复垦地植被恢复的重要障碍因素。因此，查明煤矸山复垦土壤重金属污染程度对指导煤矸山植被复垦具有重要作用。【方法】以山西省长治王庄煤矸山复垦6年的林地(SL)和草地(GL)为研究对象，分析了2种植被类型煤矸山土壤重金属Hg、As、Pb、Cd和Ni污染的生态风险。【结果】①从2种复垦地重金属含量的差异来看，在20～40 cm土层，复垦林地(SL)和复垦草地(GL)Pb、Hg、As和Ni不同程度偏高，其中Pb最明显，但在0～20 cm土层，2 种复垦地土壤重金属含量低于CK样地。②从土壤重金属潜在生态风险单个污染要素看，复垦煤矸山土壤中Hg和Cd是主要的污染元素，其中Hg属于极强的生态危害，Cd属于中等生态危害；在0～20 cm土层，GL样地和SL样地污染状况差异较小，但在20～40 cm土层污染程度差异较大；从土壤重金属潜在生态风险综合指数来看，0～20 cm土层危害程度表现为GL>SL；20～40 cm土层为 SL>GL。【结论】可见，2种复垦样地20～40 cm土层重金属含量高于普通灌草林地，并且Hg和Cd是复垦样地中主要的污染元素；2种复垦样地重金属综合污染程度在0～20 cm土层表现为复垦草地高于复垦林地，但在20～40 cm土层正好相反。

煤矸山；重构土壤；重金属污染；植被恢复；土地利用类型

【研究意义】目前，我国采煤过程中累计堆存煤矸石约40亿t，形成煤矸山1500多座[1]，占地面积超过1.33万hm2[2-3]。煤矸石在堆放过程中不仅占用大量土地，而且通过扬尘、自燃、雨水淋溶等方式导致严重的土壤、水体和空气污染[4]。因此，对煤矸山进行复垦治理是改善矿区生态环境，实施煤矿区生态重建的前提和核心[5]。采取推平覆土后进行植被绿化是我国北方地区治理矸石山的主要措施[6]，但复垦后煤矸石中的重金属元素会迁移转化进入推平覆土后形成的“重构土壤”中，造成其重金属污染，成为复垦煤矸山植被恢复的重要限制因素。研究表明复垦地利用类型和强度对土壤重金属元素迁移富集具有强烈影响[7-8]。因此，开展不同土地利用类型煤矸山土壤重金属污染状况的研究可为煤矸山植被复垦类型的选择提供理论指导。【前人研究进展】研究表明，复垦地利用类型不同会对土壤重金属积累产生影响，并且不同元素积累程度也有所差异[9]，但目前关于煤矸山复垦重构土壤重金属污染情况的报道并不多见。山西省已形成300多座煤矸山[10]。近年来，多个煤矸山通过覆土复垦的方法得到治理，是煤矸山复垦地土壤重金属污染状况研究典型区域。【本研究切入点】本研究以山西省长治潞安矿区复垦多年的煤矸山为研究对象，分析了2种利用类型复垦煤矸山土壤重金属Hg、As、Pb、Cd和Ni的含量，运用潜在生态危害指数法进行重金属污染程度评价。【拟解决的关键问题】以此查明林草地2种利用类型煤矸山土壤重金属的污染状况，为今后复垦煤矸山土地利用提供理论指导。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于山西省长治市潞安矿区，地处黄土高原东南部太行山脉，上党盆地，为温带大陆性季风气候，年均气温9.5 ℃，年均降水量550～650 mm，年日照时数为2518 h，无霜期160 d左右。研究样地位于该矿区王庄煤矿，其煤矸山(36°22′02.2″N，113°01′29.1″E，海拔959 m)形成于20世纪90年代，矸石堆存量约156 万m3，占地约7.7万m2，垂直高度35 m。此矸石山于2009年完成推平覆土和植被绿化。推平覆土时覆土土壤均来自矸石山附近，覆土厚度为80～100 cm。复垦类型包括灌木林地和草地2种，灌木林地主要栽植火炬树(RhustyphinaNutt)连翘(Forsythiasuspensa) 和荆条(Vitexnegundovar.heterophylla)；草地主要为白羊草[Bothriochloaischaemum(L.)Keng]、羊胡子草(Carexrigescens)和狗尾草[Setairaviridis(L.)Beauv][11]。

1.2 土样采集及数据分析

样地为2009年复垦的林地(SL)和草地(GL)，同时选择样地附近普通灌草混生地(原地貌)为对照(CK)，土样采集时间为2015年4月，采样时按S型五点采样法用土钻分别采集0～20 和20～40 cm土层样品，将5个子样混合均匀后按四分法获取足够的样品装入塑料袋，标明采样信息后带回实验室，经自然风干后剔除植物的残根和石块等杂物，磨碎后过100目(孔径0.150 mm)尼龙筛，保存于塑料袋待测。

测定时称取约0.5 g 风干土样，放入聚四氟乙烯坩埚，加入10 mL 硝酸、8 mL 氢氟酸和1 mL 高氯酸(3种试剂均为优级纯)，加盖，放在电热板上消解，得到样品消解液，利用Nov-AA400火焰-石墨炉原子吸收光谱仪测定其含量，重复3次，取平均值[12]。

1.3 污染评价方法

潜在生态危害指数法[14]的计算公式为：

2 结果与分析

2.1 2种复垦样地土壤重金属含量与普通灌草地(CK)的差异

表2是复垦草地(GL)、复垦林地(SL)和普通灌草地(CK)0～20 和20～40 cm土层重金属含量情况。①在0～20 cm土层， GL和SL样地除Ni含量有差异外，其余Hg、As、Pb和Cd含量无明显差异。与CK样地比，2种复垦样地除Ni含量偏高外，其余Hg、As、Pb和Cd含量均偏低。②在20～40 cm土层， GL和SL样地Hg、As和Ni的含量差异明显，但Pb和Cd的含量相近。其中， SL样地Hg和Ni含量较高， 但GL样地As含量较高。与CK样地比， GL样地As、Pb和Ni的含量较高，但Hg和Cd的含量相近； SL样地Hg、As、Pb和Ni含量偏高，但Cd含量相近。

表1 潜在生态危害系数和危害指数与风险程度的关系

表2 2种复垦样地(GL和SL)和普通灌草地(CK)土壤重金属含量

注：表中同列不同大写字母上标表示差异极显著(P<0.01)，下同。

Note: Different capital letters in the same column mean significant differences at 0.01 levels. The same as below.

表3 2种复垦样地和普通灌草地(CK)重金属生态危害指数评价

2.2 2种复垦样地土壤重金属污染的生态风险与普通灌草地(CK)的差异

3 讨 论

研究发现，2种复垦地土壤重金属积累程度存在差异，特别是在20～40 cm土层，如Hg和Ni含量在复垦林地(SL)中明显高于复垦草地(GL)，而As含量在GL样地高于SL样地，同时，2种复垦地土壤重金属综合污染程度也表现出差异，如在0～20 cm土层，重金属危害程度为GL>SL，但在20～40 cm土层为 SL>GL，可见，植被类型的差异会在一定程度上影响复垦地重金属污染状况，这可能在于，复垦煤矸山土壤中重金属含量变化主要在于土壤中重金属淋溶量和下层煤矸石中重金属向上迁移量的对比状况，而不同植被类型会通过不同的根系作用对土壤孔隙状况产生影响，从而造成重金属迁移转化量的差异[13]。这也说明，选择合适的植被类型对减轻复垦地土壤重金属积累有重要作用。

此外，本样区普通灌草地(CK)0～20 cm土层重金属含量明显高于2种复垦样地，其中Pb最明显，分别较SL和GL样地高45.6 %和49.5 %，其次为Hg、Cd和As。同时，若与山西省土壤背景值相比，CK样地Hg和Pb分别高出22.48 和1.54倍，但此趋势在20～40 cm土层并未出现。由此推断，造成普通灌草地重金属含量高于2种复垦样地的原因可能由于矿区剧烈的重金属粉尘沉降造成普通灌草地表层重金属大量积累，这与笔者在霍州矿区研究的结果类似[14]。

4 结 论

(1)复垦草地(GL)和复垦林地(SL)在0～20 cm土层除Ni含量存在差异外，其余Hg、As、Pb和Cd含量均无明显差异，与普通灌草地(CK)相比，2 种复垦样地Hg、As、Pb和Cd含量均偏低。在20～40 cm土层，GL和SL样地Hg、As和Ni含量差异明显，Pb和Cd含量相近；与CK相比， GL样地 As、Pb和Ni含量偏高， SL样地Hg、As、Pb和Ni含量偏高。

(2)复垦草地(GL)和复垦林地(SL)污染状况在0～20 cm土层没有明显差异，均表现为Hg 和 Cd 属极强的生态危害；Cd属中等生态危害；As、Pb和Ni属轻微生态危害。在20～40 cm土层，GL和SL样地污染状况存在较大差异，尤其是Hg、As、Cd和Ni元素；从土壤重金属潜在生态风险综合指数看，在0～20 cm土层，GL样地的RI值最高，危害程度为GL>SL，但在20～40 cm土层，SL样地RI值最高，危害程度为 SL>GL。

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HeavyMetalsPollutionandEcologicalRiskinReclaimedSoilofCoalWastePile

YU Ya-jun， HE Ze-hao

(College of Geography Sciences, Shanxi Normal University, Shanxi Linfen 041004, China)

【Objective】The heavy metal pollution is the key limiting to vegetation reclamation in reconstruction coal waste pile. Therefore, it is very important to identify the pollution status in reclaimed soil of the coal waste pile. 【Method】Taken the coal waste pile reclamation of shrubland (SL) and grassland (GL) of 6 years after reclamation in Wang village Changzhi city Shanxi province as a case, the pollution ecological risk of Hg, As, Pb, Cd and Ni in the two kinds of soil were analyzed. 【Result】(i) From the difference of heavy metal content in the 2 sampling plots, in 20-40 cm soil layer, the Pb, Hg, As and Ni in SL and GL were higher than that in CK, and Pb was the most obvious, but in 0-20 cm soil layer, the heavy metal content was lower than that in CK. (ii) From the point of view of soil heavy metal potential ecological risk of individual pollution elements, Hg and Cd in reclamation soil were the main pollution elements, Hg was very strong ecological risk, and Cd was medium ecological risk; In 0-20 cm soil layer, the difference of pollution risk in the 2 sampling plots was small, but it was obvious in 20-40 cm soil layer. The results of comprehensive pollution index indicated that, the pollution degree was GL>SL in 0-20 cm, but it was SL>GL in 20-40 cm soil layer. 【Conclusion】The soil heavy metal contents in SL and GL was higher than CK in 20-40 cm soil layer, and Hg and Cd were the main pollution elements in 2 sampling plots; The comprehensive heavy metals pollution index was higher in GL than that in SL in 0-20 cm soil layer, but it was opposite in 20-40 cm soil layer.

Coal waste pile; Reconstruction soil; Heavy metal pollution; Vegetation restoration; Land use type

1001-4829(2017)10-2367-04

10.16213/j.cnki.scjas.2017.10.034

2016-09-20

国家自然科学基金青年项目(41301304)

于亚军(1978-)，男，甘肃灵台人，博士，副教授，硕士生导师，主要从事区域环境与生态恢复方面的教学与科研工作，E-mail：yuyajun0211@126.com。

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(责任编辑 陈 虹)