安太堡煤矿复垦区土壤重金属含量及污染评价

江山，刘焕焕，张菁，王改玲

(山西农业大学 资源环境学院，山西 太谷 030801)

煤矿区复垦土壤的环境质量状况关系到矿区农业生产能否正常进行以及人体的健康安全，随着人们环保意识的提升，矿区复垦土壤的环境质量已引起广泛关注。土壤中的重金属主要包括汞、镉、铬、砷、铅、铜、锌、镍等，在土壤环境中是研究较多的一类重要的污染物。通过采矿、矿物冶炼、污水灌溉、大气沉降等途径进入土壤，隐蔽性和潜伏性的特性使其不易被发觉。而重金属含量一旦过量，在生物体内积累产生毒害后，可引起植物生理功能紊乱、营养失调且不能被降解，继而使土壤环境质量下降，并通过食物链向人体迁移，对人体造成潜在危害[1]。

煤炭露天开采，虽然带来了巨大的经济效益，但由于直接挖掘引起地表挖损和岩土排弃等原因，原地貌形态、地层结构已不复存在，原有土壤的层次结构及物质组成已彻底改变，形成所谓的“矿山土”[2]。在开采过程中产生的大量污水、煤矸石等废弃物未经处理排放到环境中会直接或间接造成重金属在土壤中的迁移和富集[3]。目前，金属矿产开采、冶炼对土壤重金属含量的影响已引起普遍关注，对露天煤矿复垦土壤肥力亦有较多研究[4-6]，而露天煤矿复垦土壤的环境质量研究则鲜有报道。

安太堡露天煤矿是我国大型的露天煤矿，地处于朔州市区与平鲁区交界处的干旱、半干旱生态脆弱区，经过20余年的土地复垦，已形成集林地、草地和耕地为一体的综合复垦工程[7]。为了有效地保护人体的健康，降低复垦土壤利用的潜在风险，本文以山西平朔安太堡露天煤矿复垦耕地和草地为研究对象，测定土壤中重金属含量并对复垦土壤环境质量进行分析评价，旨在为安太堡露天煤矿的土地复垦及复垦土壤合理利用提供依据。

1 研究区概况

安太堡露天煤矿地处黄土高原东部，与黄土高原的晋陕蒙“黑三角”相连[8]，地理坐标为E 112°11′～113°30′，N 39°23′～39°37′，勘探面积380平方公里，探明地质储量127.5亿吨。地带性土壤为栗钙土与栗褐土的过渡类型，土壤物理风化作用强烈，土质偏砂；矿区对环境变化敏感，生态环境十分脆弱，目前总体上呈农业耕作景观[7]。

在复垦土壤土体重构[9]过程中，安太堡露天煤矿采用岩土混排、厚层黄土覆盖工艺-采煤过程中剥离的岩土由大型自卸车运来，卸车后推平、压实后，表层覆盖50～150 cm土壤。因此，原地貌地表被第四纪黄土广泛覆盖，堆垫形成的排土场呈平台、边坡相间分布的阶梯式地形，相对高度100～150 m，台阶坡面高度20～40 m，台阶坡面角大于30°。目前，已形成了4座相对高度45～190 m的排土场 (内排、南排、西排、西排扩大区)[10]。植被重建工艺为种草、农作物、灌木林、乔灌混交林、草灌乔。

2 研究方法

2.1 样地选择和采样

经过翻阅资料、野外调查，本文根据采矿、复垦的先后顺序，选取复垦方向为草地和耕地、复垦年限分别为3年、8年、20年的8块样地采集土壤样品。样地基本信息见表1与图1。

表1 采样地基本信息Table 1 Basic information of sampling points

图1 安太堡煤矿区采样地分布图Fig.1 Distribution of sampling sites in Antaibao Opencast Mine

2.2 样品采集与处理

按照HJ/T166-2004《土壤环境监测技术规范》的要求，于2016年9月对8块采样地进行了土壤样品采集。将每个采样地大致分为3个小区，每个小区按“S”型5点法随机采集0～20 cm土层土样，混合均匀后按四分法取足量土壤，同时记录标签、坐标和高程。将土样带回实验室，待土壤自然风干后经简单的前处理，采用四分法取适量土壤样品并磨碎过100目(孔径0.149 mm)的尼龙筛，装袋备用。

2.3 分析项目及方法

镉：经HNO3-HF-HCl消解后，采用石墨炉原子吸收-分光光度法；

砷、汞：王水水浴-原子荧光测定；

铬、铅、铜、锌、镍：酸消解(HNO3-HF-HClO4)-ICP测定[11]。

2.4 评价方法

2.4.1 单因子指数法

单因子指数法[12]是利用实测数据和标准数据进行对比分类，对土壤中的某一污染物的污染程度进行评价，是国内外普遍采用的方法之一。公式1如下:

Pi=Ci/Si

(1)

其中，Pi表示重金属i的环境质量指数；Ci为重金属i的测量浓度(mg·kg-1)；Si为重金属i的评价标准(mg·kg-1)，本文选用GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》的土壤风险筛选值[13]。由于采样地复垦利用方向为耕地和牧草地，土壤pH大于7.5，各指标选用的标准值见表2。

表2 农用地土壤污染风险筛选值/mg·kg-1Table 2 Farmland soil pollution risk screening value

2.4.2 内梅罗(Nemerow)综合污染指数法

内梅罗(Nemerow)综合污染指数法是评价土壤中多种污染物综合效应的环境质量指数[14]，它可以较为全面反映土壤中各污染物的平均污染水平，突出了污染最严重的污染物的危害，相较于单一的单因子污染指数法，该方法更为全面和准确。其公式2为:

(2)

式中，PN表示土壤的综合污染指数;(Ci/Si)max为重金属中污染指数的最大值;(Ci/Si)ave表示重金属污染指数的算数平均值。依据单因子指数法和内梅罗综合污染指数法将土壤重金属污染划分为 5 个等级[15]，见表3。

2.4.3 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法是瑞典科学家 HaKanson[16]于1980 年提出的，将重金属含量因素、生态效应、环境效应皆考虑其中，并与毒理学联系在一起(纳入了重金属的生物毒性系数)，定量的划分出土壤中重金属对生态环境的危害潜力，对土壤环境污染的预控有重要意义。其计算公式为：

表3 土壤重金属污染分级标准Table 3 Soil heavy metal pollution grading standard

(3)

表4 潜在生态风险参数和风险指数与风险程度的对应关系Table 4 Corresponding relationship between potential ecological risk parameters and risk index and risk degree

3 结果分析

3.1 复垦土壤重金属含量分析

重金属含量是反映土壤环境质量的重要指标。各采样地表层土壤(0～20 cm)重金属含量测定结果表明，各样地土壤的Hg、Cd、Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni平均含量分别为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)。同一元素在不同样地的含量存在明显差异。其中Hg的含量以原地貌耕地最高，为0.037 mg·kg-1，显著高于其它样地(P<0.05，n=9，下同)，而以复垦3年耕地最低，这可能与Hg可通过大气沉降等途径进入土壤环境有关。各样地中Cd含量以复垦8年耕地最高，显著高于其它样地，其余样地间差异不显著。Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni含量均以复垦3年草地最高，Pb、Cu、Zn、Ni含量复垦3年耕地最低，As、Cr含量亦在复垦3年耕地较低。草地与耕地两种复垦模式下各重金属含量随复垦年限延长均未呈现明显变化规律；相同复垦年限条件下，各重金属含量亦未随复垦模式的不同呈现明显的变化规律。除Hg含量在原地貌耕地最高、Cr在原地貌耕地最低外，其它各重金属元素含量在原地貌耕地和3年自然恢复地中均位于最高值和最低值之间。

3.2 复垦土壤重金属污染评价

以GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》作为评价标准，计算出的各样地土壤重金属的污染指数如表6所示。结果显示，各样地土壤重金属单项污染指数在0.004～0.496之间，单项污染指数总体表现为PAs>PCu>PCr>PZn>PNi>PCd>PPb>PHg；内梅罗综合污染指数为0.318～0.389，复垦3年草地的重金属综合污染指数最高，复垦3年耕地的重金属综合污染指数为最低，3年自然恢复和原地貌耕地分别为0.365和0.333，与各样地均值相近。总体上讲，各样地土壤单项污染指数和综合污染指数均小于0.7，土壤未受到重金属污染，属于安全级。

表5 采样地重金属全量含量/mg·kg-1Table 5 Total content of heavy metals in the sampled area

注：同列不同小写字母表示差异显著(P<0.05)。
Note：Different lowercase letters show significant difference at the 0.05 level in the same column.

表6 采样地土壤重金属污染指数及污染等级Table 6 Heavy metal pollution index and pollution level of reclaimed soil

3.3 复垦土壤重金属潜在生态风险评价

根据潜在生态风险参数与潜在生态风险指数，可对比出不同复垦模式与年限下各采样地中重金属的生态风险程度(表7)。不同元素的生态风险指数为：EAs>ECd>ECu>ENi>ECr>EPb>EHg>EZn。对于各样地来说，所采地块的土壤皆为轻微生态风险程度，其潜在生态风险指数在9.93～12.65之间，略有差异。复垦3年草地土壤RI潜在生态风险指数最大，复垦3年耕地潜在生态风险指数最小；原地貌耕地和3年自然恢复地潜在生态风险指数处于最高值和最低值之间。可以看出，随着复垦年限的增加以及复垦模式的变化，土壤潜在生态风险指数无明显变化规律。

3.4 重金属元素相关系分析

图2为各个重金属间的相似性矩阵即Pearson相关系数矩阵。从相关性系数中可以看出数值大部分为正值且数值较大，说明各个重金属有各自不同的相关性。其中，Hg、Cd与其它重金属元素间的相关系数较小，无显著相关性；Ni与Cu的相关系数最大为0.957，Pb与Cu相关系数第二为0.945；Pb与Cr、Zn、Ni达到极显著相关(P<0.01)、与As在0.05水平下显著相关；As与Cu、Ni间为0.796和0.773；Cr与Cu、Zn和Ni间也分别为显著或极显著的相关关系；Cu-Zn、Cu-Ni、Zn-Ni间也呈现显著的相关性。综上可得，Cu-Ni、Pb与Cu、Zn、Ni和Cr，Cr与Cu、Ni间的关系最为紧密，Hg-Cr间相似性最小，表明安太堡煤矿复垦区中的不同复垦方式下土壤中重金属可能存在共同来源，复垦治理时需要考虑重金属间的相关性与内在联系，实行重金属的综合预防、治理，以减少人力、物力的损耗。

表7 土壤重金属潜在生态风险指数Table 7 Potential ecological risk index of heavy metals in reclaimed soil in mining area

为进一步分析平朔复垦地区土壤重金属的相似性，采用因子分析法对采样地的复垦耕地土壤的10种重金属进行主成分分析，在距离分析的基础上经KMO与Bartlett球形度检验结果见图3。成分1、成分2与成分3的主体分析累加贡献率为62.1%、80.85%和93.6%，相比之下可认为该区域土壤重金属来源主要包含成分1与成分2两个方面。由图可知，As、Ni在成分1上有较高的荷载，Hg在成分2上具有最高荷载，而Cd在成分3上荷载较高。说明As、Hg、Cd与其他重金属具有差异性，在矿区复垦土壤中需要重点关注。

图2 重金属元素相关系数可视化矩阵Fig.2 Heavy metal elements correlation coefficient visualization matrix注：*表示相关性显著(P<0.05),**表示相关性极显著(P<0.01)。Note:* indicates a significant correlation (p <0.05),** indicates a extremely significant correlation (P<0.01).

图3 重金属KMO与Bartlett球形度检验Fig.3 Heavy metals’ KMO and Bartlett sphericity test

4 讨论

安太堡矿区复垦土壤作为一种人工土壤，复垦基质来源于不同地质年代形成的岩土，在地形重塑、土地再造过程中，有一定的随意性。本文研究表明，各样地土壤重金属Cr、As、Hg、Cd、Ni、Cu、Zn 和Pb的含量均未超过国家土壤环境质量标准，可以作为耕地或草地利用。草地与耕地两种复垦模式下,随着复垦年限的增加各重金属含量未呈现明显变化规律；相同复垦年限条件下，各重金属含量亦未随复垦模式的不同呈现明显的变化规律。表明造成土壤重金属含量差异的主要原因在于复垦基质本身，而不同基质中重金属含量及其对复垦土壤环境质量的影响还有待进一步探讨。

复垦3年草地土壤Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni含量显著高于其它样地，综合污染指数及潜在生态风险指数亦最高，经实地调查发现，该样地处于内排畦状整地微地形设计区，田间道路主要由煤矸石堆垫而成，矸石中重金属可能经长期释放淋溶而进入土壤。张世鑫等[18]亦得出相同结论；张明亮等[19]也通过淋溶模拟试验发现矸石山周边表层土壤中重金属含量随着距煤矸石堆的距离减小而呈明显的上升趋势。煤矸石是我国当前(煤矿开采中)排弃量最大的工业固体废弃物，常被作为矿区土地复垦中的基质或铺路材料；作为复垦基质，矸石中的重金属直接污染土壤[20]；煤矸石露天堆放，在大气降水的冲刷、淋溶作用下裸露的煤矸石中重金属将会随着地表径流进入土壤中，或经风蚀以扬尘而悬浮于大气中，飘落于煤矸石堆周边的土壤中而对其形成污染[21]。如何防治矸石风化过程中重金属的释放、淋溶是值得考虑的问题。另外，煤矸石中含有的FeS经氧化后常常引发自燃，产生的有害气体对大气有直接的影响，所以还应注意对其进行包埋等处理。

土壤环境重金属污染现状评价和潜在生态风险评价结果显示，样地土壤生态风险参数在9.93～12.65之间，属于轻微生态风险程度。与其它元素相比，As、Cd、Ni不仅具有较高的生物毒性，其单项污染指数亦较高，致使其潜在风险参数高于其它元素，可能与采矿和燃煤等产生的粉尘污染及复垦基质有关。结合重金属的相关性与因子分析亦可看出As、Hg、Cd与其他重金属具有差异性，是矿区复垦土壤中需要持续关注的元素。亢晨宇[22]对比0～20 cm与20～40 cm 土层重金属含量表明，底层矸石内As元素随年限增长有逐渐向上迁移的趋势，其他研究[23]也有类似情况。徐良骥等[24]的试验数值显示煤矸石基质中Cd元素含量高于该地区土壤背景值，对复垦土壤已构成潜在的威胁性；崔龙鹏等采用元素富集系数法已证明:矿区土壤已表现来自采矿活动的重金属污染贡献，且具有累积性[25]。

5 结论

(1)研究区各样地土壤Hg、Cd、Pb、As、Cr、Cu、Zn和Ni重金属含量均未超过国家GB 15618—2018土壤环境质量标准，可作为耕地或草地的复垦利用。各重金属元素含量均未随复垦年限或复垦模式的变化呈明显变化规律，说明复垦基质是影响复垦土壤重金属含量的主要原因。

(2)由矸石堆垫道路围绕的复垦3年草地中Pb、As、Cr、Cu、Zn、Ni含量显著高于其它样地，内梅罗综合污染指数和潜在生态风险指数亦高于其它样地，说明煤矸石堆垫后重金属的释放、淋溶是影响土壤重金属含量和土壤环境质量的重要原因。

(3)各样地土壤As、Cd 和Ni潜在风险参数高于其它元素、因子分析中亦有较高的荷载，所以在安太堡采煤过程中需要持续关注。