李 晶，楊超元，殷守強，楊 震，劉乾龍，崔綠園

(1.中國礦業(yè)大學(北京) 地球科學與測繪工程學院，北京 100083; 2.溫州市勘察測繪研究院，浙江 溫州 325000)

礦區(qū)土壤污染問題已成為目前環(huán)境污染領域的研究熱點[1]。國內外許多學者針對礦區(qū)土壤重金屬污染進行了大量研究。除金屬礦外，煤礦區(qū)因成土母質、煤中伴生元素遷移、其它自然和人為因素影響等，煤礦區(qū)土壤重金屬污染研究也受到越來越多的關注。國內學者對撫順西露天礦、安徽宿州煤礦、淮南煤礦、龍口煤礦、北京大臺煤礦、勝利露天礦、神府煤田、新疆準東煤田、貴州煤礦等開展了案例研究[2-22]。蘇海民等(2014)對宿州市煤礦周邊農田土壤重金屬含量進行分析，發(fā)現(xiàn)隨著距離增加，土壤污染程度下降[2]。崔龍鵬等(2004)分析了采礦活動對淮南礦區(qū)土壤重金屬污染的貢獻，并認為其具有累積性[3]。劉碩等(2016)研究發(fā)現(xiàn)龍口煤礦區(qū)土壤重金屬綜合污染程度較高，汽車尾氣與煤炭燃燒是Pb的主要污染源，污水灌溉、工業(yè)活動是Cd，As，Ni和Cr的主要污染源[4]。劉衍等(2013)發(fā)現(xiàn)山東省鄒城市北宿煤礦和鮑店煤礦周圍土壤重金屬Cr含量隨著采樣點距離增加呈現(xiàn)遞減趨勢[5]。李榜江等(2014)研究認為，貴陽市花溪區(qū)煤礦廢棄地及周邊農田土壤重金屬(Cd，Pb，Cu，Zn和Cr)污染程度達到輕污染和中污染[6]。王麗等(2011)發(fā)現(xiàn)長期的煤炭開發(fā)、運輸?shù)然顒右褜е轮車寥朗艿街亟饘俨煌潭鹊睦鄯e性污染[7]。徐友寧等(2007)研究發(fā)現(xiàn)，大柳塔煤礦周邊受到了一定程度的土壤重金屬累積污染[8]。姚世廳等(2016)研究發(fā)現(xiàn)，以北京市土壤背景值為標準，北京市大臺煤礦區(qū)7種土壤重金屬(Pb，Cr，Cd，Zn，As，Cu，Hg)綜合污染程度已經(jīng)達到中度污染[9]。楊勇等(2016)以錫林郭勒勝利煤田西一號和西二號露天礦為研究對象，研究了礦區(qū)土壤重金屬含量(Cr，Cu，Mn，Ni，Zn和Pb)的空間分布特征，發(fā)現(xiàn)露天開采對周圍土壤重金屬空間分布有影響，土壤重金屬含量在礦區(qū)中心處最高，并向四周逐漸降低，并發(fā)現(xiàn)露天礦周邊土壤重金屬Cr，Cu，Mn，Ni和Zn來源趨向一致[10]。馬從安等(2007)對勝利露天煤礦5號煤層上覆巖層重金屬含量及賦存狀態(tài)研究，發(fā)現(xiàn)重金屬Cd的含量超標[11]。姚峰等(2013)研究發(fā)現(xiàn)，新疆準東煤田五彩灣露天礦Cu與Ni主要來源于土壤母質，與人為活動關系不密切，Zn具有多種來源[12]。劉世梁等(2016)對鄂爾多斯市伊金霍洛旗典型能源開發(fā)區(qū)土壤重金屬進行分析，得出礦區(qū)周邊土壤重金屬含量大多超出當?shù)乇尘爸?，且距離礦區(qū)越近的樣點污染指數(shù)越高[13]。熊鴻斌等(2015)研究認為，淮南煤礦區(qū)土壤重金屬含量隨煤矸石距離遠近而沒有規(guī)律性變化，煤矸石露天堆放對礦區(qū)土壤的影響并不明顯[14]。鄭永紅等(2013)研究認為，安徽淮南市潘一礦的矸石山和粉煤灰貯灰場對周邊土壤造成了一定的重金屬污染[15]。楊婭等(2015)[16]、張鋰等(2008)[17]、王義心等(2008)[18]、魏忠義等(2008)[19]、賈英等(2013)[20]、林承奇等(2016)[21]、范明毅等(2016)[22]也分別對貴州、山西、河南、遼寧、江西等地的煤礦區(qū)露采場或矸石山周邊土壤重金屬污染程度、空間和時間累積、重金屬遷移、土壤重金屬來源等開展了研究。國外學者也開展了類似的研究，PANOV等(1999)對俄羅斯煤田周圍土壤重金屬研究表明，土壤中Hg，As，Pb，Zn和Cd含量超標[23]。QIAN等(2016)對湖南省蘇仙區(qū)有色金屬礦山周邊土壤中As，Pb，Cu進行分析，得出在1 km緩沖區(qū)內隨著距礦區(qū)距離增加重金屬含量遞減，重金屬濃度的最大跌幅在2 km緩沖區(qū)左右[24]。TEIXEIRA等(2001)研究發(fā)現(xiàn)，巴西某煤礦區(qū)內受到了Pb，Cu，Ni，F(xiàn)e和Zn等重金屬污染[25]。BENHADDYA和HADJEL(2014)研究了阿爾及利亞表層土壤重金屬污染空間分布特征，為研究區(qū)重金屬防治提供了數(shù)據(jù)支持[26]。ARSLAN和CELIK(2015)應用地質累積指數(shù)法、富集因子法和單項污染指數(shù)法對土耳其某銀礦周邊土壤中As，Pb，Sb和Zn進行分析，認為附近土壤受到了人為擾動[27]。

草原地區(qū)土壤質量對牧區(qū)人民的生產(chǎn)和生活產(chǎn)生了直接或間接的影響[13]，重金屬可通過遷移和長期暴露等方式影響畜牧產(chǎn)品質量和人類健康[28]。寶日希勒礦區(qū)地處呼倫貝爾草原核心地區(qū)，生態(tài)環(huán)境異常脆弱，煤炭開采造成的生態(tài)損害可能更加嚴重[29]，礦區(qū)及周邊是否存在土壤重金屬污染及土壤重金屬空間分布特征，關系到生態(tài)脆弱區(qū)礦山開采與環(huán)境修復政策和草原生態(tài)保護政策制定，同時也是研究煤炭開發(fā)影響范圍的參考指標之一。筆者通過野外采樣、室內分析和定量統(tǒng)計等方法分析礦區(qū)采場周邊土壤重金屬含量并進行污染評價，在此基礎上，應用GIS空間分析等方法研究重金屬的空間分布特征并對其來源進行分析。一方面有助于揭示該區(qū)域土壤重金屬污染程度、空間異質性及其成因，也豐富該領域的區(qū)域研究案例，對制定相應的防治措施具有重要意義;同時，也有助于從重金屬污染視角研究煤炭開采影響的“類型”與“空間”邊界，以作為全面、客觀評價煤炭開采生態(tài)效應的有益補充。

1 研究區(qū)概況

寶日希勒露天礦位于內蒙古自治區(qū)呼倫貝爾市海拉爾區(qū)北部，東經(jīng)119.89°～119.97°，北緯 49.31°～49.50°。氣候類型屬大陸性亞寒帶氣候，冬季嚴寒，夏季較熱。據(jù)氣象站多年觀測，研究區(qū)全年主導風向為西北、西南，夏季還盛行東北風和東南風，年平均風速為3.5 m/s。寶日希勒規(guī)劃礦區(qū)包括一號露天礦、二號露天礦和東明露天礦等。

寶日希勒一號露天礦共分為5個采區(qū)，合計儲量為1 327.16 Mt，主要為褐煤。2000-10-10投入試生產(chǎn)，截至2017年正在開采區(qū)為二采區(qū)。首采區(qū)、二采區(qū)之外分布有工業(yè)場地，用地面積0.275 6 km2。包括正在使用中的工業(yè)場地以及廢棄工業(yè)場地，主要位于項目區(qū)西南部，目前已經(jīng)完成了綠化。除了首采區(qū)和二采區(qū)外，已破壞土地還包括外排土場，原用地類型均為草地。本文重點研究一號露天礦露采場周邊土壤重金屬污染程度及其空間分布特征。

2 材料與方法

2.1 采樣點分布

本文研究目的是通過分析采場向外4 km范圍內重金屬含量在不同方向上隨采場距離的變化特征，為判斷采煤活動是否對采場外土壤重金屬含量造成影響及影響邊界的確定提供理論和數(shù)據(jù)支撐。依據(jù)研究目地和內容，結合研究區(qū)實際情況，制定土壤采樣方案。為節(jié)省成本，采樣階段僅考慮方向和采場距離這2項空間位置因素。以寶日希勒一號露天礦采場為中心，從采場邊緣向外沿西、西北、北、東北、東、南6個方向設置輻射狀的調查樣線。距采場邊界0～2 km范圍內采樣間隔為200 m，2～4 km范圍內采樣間隔為400 m。如圖1所示，共布設了58個采樣點，因西南方向是農田、東南方向是寶日希勒鎮(zhèn)，未布設采樣點。

圖1 研究區(qū)采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling points in the study area

2.2 樣品采集與處理

樣品采集時間為2017年9月下旬，土壤采樣深度為0～20 cm，在采樣點先采集1個樣品約0.5 kg，在該點附近2 m的范圍內選定另外2個采樣點，分別采集0.5 kg土壤樣品。將3個土壤樣品混合均勻，用四分法取500 g組成1個樣品，裝入布袋，樣品采后進行處理并測定Pb，Zn，Cr，Cu四種重金屬含量。Cu和Zn的測定采用微波消解和火焰原子吸收光譜法，Pb和Cr的測定采用微波消解和石墨爐原子吸收光譜法。

2.3 評價方法

以《土壤環(huán)境質量》標準(GB 15618—1995)Ⅰ級標準為評價依據(jù)，采用內梅羅指數(shù)法、地質累積指數(shù)法、潛在生態(tài)危害指數(shù)法[30]等3種指數(shù)對寶日希勒露天礦區(qū)周邊土壤重金屬污染水平及潛在的生態(tài)危害進行評價。

內梅羅指數(shù)[31-32]的計算方法為

Pi=Ci/Si

(1)

(2)

式中，Pmix為內梅羅綜合污染指數(shù);Pi為第i項重金屬污染指數(shù);Ci為第i項重金屬含量的實測值;Si為第i項重金屬含量的標準值;Pave為各項重金屬污染指數(shù)的平均值;Pmax各項重金屬污染指數(shù)的最大值。

地質累積指數(shù)[31]計算方法為

Igeo=log2[Ci/(KBi)]

(3)

式中，Igeo為地質累積指數(shù);Ci為元素i在土壤中含量;Bi為元素i的土壤背景值;K為成巖作用引起的背景值變動系數(shù)(一般取K=1.5)。

潛在生態(tài)危害指數(shù)法計算方法為

(4)

表1 土壤重金屬污染等級劃分標準
Table 1 Classification criteria of soil heavy metal pollution indexes

地質累積指數(shù)Igeo分級污染等級內梅羅指數(shù)Pi污染等級Pmix污染等級潛在生態(tài)危害指數(shù)Eir單一因子風險RI生態(tài)風險≤00無≤1清潔≤0.7清潔≤40輕微≤150輕微0～11無—中度1～2輕度0.7～1.0警戒線40～80中等150～300中等1～22中度2～3中度1.0～2.0輕度80～160較高300～600較高2～33中度—強>3重度2.0～3.0中度160～320高>600高3～44強>3.0重度>320極高4～55強—極強56極強

2.4 空間統(tǒng)計分析方法

應用SPSS 21.0對重金屬含量進行相關性分析和單因素方差分析。對所有樣點重金屬進行相關性分析并分別對各方向重金屬單獨進行分析。

3 結果與分析

3.1 土壤重金屬含量

對土壤樣點的重金屬含量進行參數(shù)統(tǒng)計，得到各樣點4種重金屬含量的最大值、最小值、算術平均值、變異系數(shù)和標準差，見表2。

表2 土壤重金屬參數(shù)統(tǒng)計
Table 2 Statistics of soil heavy metals

統(tǒng)計參數(shù)CuCrPbZn最小值/(mg·kg-1)18.2628.5215.7835.36最大值/(mg·kg-1)39.8249.5334.7359.92標準差/(mg·kg-1)6.456.116.197.96平均值/(mg·kg-1)30.0239.3725.2347.46變異系數(shù)0.210.160.250.17內蒙古土壤背景值/(mg·kg-1)12.936.515.048.6國家Ⅰ級標準/(mg·kg-1)359035100超標率/%28000

與內蒙古土壤重金屬元素背景值、《土壤環(huán)境質量》(GB 15618—1995)Ⅰ級標準相比，礦區(qū)土壤中Pb，Zn和Cr均未超標，Cu超標，超標率為28%，但4種重金屬均未超過國家Ⅱ級標準，即土壤質量基本上對植物和環(huán)境不造成危害和污染，對人體健康沒有影響。4種重金屬元素變異系數(shù)為0.12～0.27，屬于中等變異，由于變異系數(shù)是反應元素變異程度的統(tǒng)計量，能在一定程度上反應元素受人為影響的程度，說明研究區(qū)土壤受到了擾動。

3.2 土壤重金屬污染等級

以《土壤環(huán)境質量標準》(GB 15618—1995)Ⅰ級標準為評價依據(jù)，分別計算研究區(qū)58個土壤樣點內梅羅指數(shù)和潛在生態(tài)危害指數(shù)，依據(jù)內蒙古土壤元素背景值計算出58個樣品地質累積指數(shù)，根據(jù)表1污染等級劃分標準，評價結果:Zn，Cr地質累積指數(shù)均<0，污染等級為無污染，Pb部分<0，部分介于0～1，超標率66%，污染等級為部分無污染，部分無～中度污染;Cu部分<0，部分介于0～1，部分介于1～2，污染等級為部分無污染，部分無～中度污染，占84%，部分中度污染，占12%;單項污染指數(shù):在西方向單項污染指數(shù)平均值Cu(0.80)>Pb(0.79)>Zn(0.49)>Cr(0.45);在西北方向單項污染指數(shù)平均值Cu(0.95)>Pb(0.76)>Zn(0.45)>Cr(0.41);在北方向單項污染指數(shù)平均值Cu(0.89)>Pb(0.70)>Zn(0.47)>Cr(0.42);在東北方向單項污染指數(shù)平均值Cu(0.90)>Pb(0.72)>Cr(0.48)>Zn(0.46);在東方向單項污染指數(shù)平均值Cu(0.82)>Pb(0.70)>Zn(0.47)>Cr(0.43);在南方向單項污染指數(shù)平均值Cu(0.86)>Pb(0.67)>Zn(0.50)>Cr(0.42);在不同方向上均表現(xiàn)出單項污染指數(shù)Cu>Pb>Zn且Cu>Pb>Cr，Zn與Cr單項污染指數(shù)接近;Cu單項污染指數(shù)接近平均值0.95≥Cu≥0.80，接近輕度污染，這與本文2.1節(jié)中直接對比土壤重金屬元素背景值、土壤環(huán)境質量標準(GB15617—1995)得出的重金屬Cu部分超標這一結果相對一致。各樣點的內梅羅綜合污染指數(shù)Pmix在0.7～1.0，總體上處于無污染狀態(tài)，但處于“警戒線”等級，應引起重視，西北(0.81)>東北(0.78)>北(0.77)>南(0.74)>西(0.72)>東(0.72)。潛在生態(tài)危害指數(shù)<150，生態(tài)風險等級為“生態(tài)危害輕微”。綜上所述，依據(jù)3種指數(shù)得到的評價結果總體上趨于一致，即研究區(qū)土壤重金屬含量總體上處于較低水平。

3.3 土壤重金屬空間分布特征

利用克里金插值法預測出研究區(qū)土壤相應重金屬含量空間分布圖(圖2)。從圖2可以看出，Pb元素在西北、西2個方向含量相對高，而在其他方向含量較低;Cu，Cr元素在不同方向未表現(xiàn)出含量較高現(xiàn)象，相對高值只出現(xiàn)在個別采樣點。

3.4 土壤重金屬來源分析

Pb元素在西、西北2個方向含量相對高，通過遙感影像和實地調查發(fā)現(xiàn)，采場西、西北方向上在2007年開始有道路分布，而地類在其他方向上相對均一，西方向起始采樣點位置緊鄰S201省道，推測西和西北方向Pb含量相對較高與道路運輸有一定關系，其他方向相對高值區(qū)域分布比較分散，主要集中在個別采樣點上，且多遠離采場邊緣，重金屬含量高低與相對采場距離關系不明顯，未發(fā)現(xiàn)有類似相關文獻中的重金屬含量地理距離衰減特征[2,10,13]。結合遙感影像和實地調查發(fā)現(xiàn)，部分土壤重金屬相對高值采樣點分布在居民區(qū)、電廠、運輸路線附近。

通過對土壤重金屬含量進行相關分析，可以定量判定重金屬元素空間分布的相互依存關系，據(jù)此可探索不同重金屬元素是否具有相同的來源[4]。一般而言，如果2種重金屬元素含量之間有明顯的正相關性，可以推測兩者具有相同來源的可能性較大;如果兩者有明顯的負相關性，可以推測它們存在較強的拮抗作用[33];如果兩者的相關系數(shù)接近于0，兩者具有相同來源的可能性極小[34]。相關性分析甚至可用于辨識污染源類型[35]，包括自然源、人為源和混合來源[36]。各樣本不同重金屬相關性分析(表3)表明，西北、西、南方向各重金屬相關性不強，重金屬元素之間不存在相互依存關系，具有相同污染來源的可能性較低，也可能與此3條樣線周圍分布有道路和居民點、地類相對復雜有關。東、東北和北3條樣線方向上地類相對均質，東方向Zn跟Cu相關性較強，相關系數(shù)為0.61，北方向Pb跟Cu相關性較強，相關系數(shù)為0.51，可以看出這2個方向的兩種重金屬元素來自相同污染源的可能性比較大。選取地類比較均一的東、東北和北方向，將各重金屬元素實測含量按照距離采場0，200，400，600，800，1 000，1 400，1 800，2 400和4 000 m分成10組進行單因素方差分析，結果表明Pb，Cr，Zn和Cu含量差異不顯著(顯著性檢驗P值分別為0.54，0.17，0.33和0.53)，據(jù)此推斷出，采場距離并不是影響采場周邊土壤重金屬含量分布的主要因素，個別采樣點重金屬含量較高可能與附近道路、居民點、運輸路線等有關。

圖2 研究區(qū)土壤重金屬含量空間分布Fig.2 Spatial distribution of heavy metals in study area

表3 不同類別土壤重金屬含量之間的相關系數(shù)
Table 3 Correlation coefficients among different soil heavy metal contents

方向PbZnCrCu方向PbZnCrCuPb1.00 Pb1.00 西北向Zn0.15 1.00 西向Zn-0.11 1.00 Cr-0.04 0.01 1.00 Cr0.28 -0.42 1.00 Cu0.10 -0.16 0.39 1.00Cu-0.67 -0.08 -0.20 1.00 Pb1.00 Pb1.00 東北向Zn0.23 1.00 南向Zn-0.13 1.00 Cr0.35 0.34 1.00 Cr-0.02 -0.03 1.00 Cu-0.40 -0.10 0.08 1.00 Cu0.10 0.23 -0.73 1.00 Pb1.00 Pb1.00 東向Zn-0.12 1.00 北向Zn-0.13 1.00 Cr0.28 0.42 1.00 Cr-0.49 -0.38 1.00 Cu-0.51 0.61 -0.18 1.00 Cu0.51 -0.52 -0.02 1.00

4 結論與討論

(1)寶日希勒礦區(qū)土壤重金屬含量表明:與土壤環(huán)境質量(GB 15618—1995)Ⅰ級標準相比，礦區(qū)土壤重金屬中Pb，Zn，Cr均未超標，Cu超標率為28%，但未超過國家Ⅱ級標準，對農牧業(yè)生產(chǎn)、人體健康和環(huán)境基本沒有影響。

(2)以內蒙古土壤背景值為標準，采用3種方法對研究區(qū)重金屬元素污染程度進行評價:Pb和Cu部分無污染，部分中度污染，Zn和Cr沒有污染。綜合污染程度指數(shù)處于“警戒線”水平，應引起重視。潛在生態(tài)危害指數(shù)<150，處于輕微生態(tài)風險等級。

(3)寶日希勒礦區(qū)土壤重金屬空間分布特征分析結果表明，在附近有道路分布的西、西北方向及S201省道附近的采樣點上，Pb的含量相對較高。推測采樣點部分重金屬元素含量相對高可能與附近居民點、電廠、運輸路線等有關。

(4)重金屬元素含量相關性和距離分析結果表明，Zn與Cu在東方向、Pb與Cu在北方向具有較強的相關性，各元素之間在其他方向均未表現(xiàn)出較強的相關性。Pb，Cr，Zn和Cu含量與采場距離關系不密切，沒有呈現(xiàn)距離衰減特征。

(5)參照2018年頒布實施的《土壤環(huán)境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)，研究區(qū)監(jiān)測的各項土壤重金屬含量遠低于規(guī)定的風險篩選值，土壤污染風險低，可以忽略。

本文研究目標是評估草原型露天煤礦區(qū)土壤重金屬污染狀況，探究采場外土壤重金屬含量的空間分布特征。與多數(shù)已有研究相似，本研究在項目區(qū)僅進行了1次土壤采樣分析，難以完全避免研究成果的偶然性。盡管課題組對勝利礦區(qū)也做了類似的研究，得出了基本一致的結論，即類似區(qū)域采煤活動對采區(qū)周邊土壤造成重金屬污染的風險較低，未發(fā)現(xiàn)具有明顯的距離變化特征。后續(xù)仍有必要進行多次跟蹤監(jiān)測分析，以持續(xù)提升研究成果的科學性和嚴謹性。

此外，因為采場是采煤強擾動區(qū)域，東南和西南方向土壤受采煤以外其他人類活動的影響較大，因此本文未在采場內部、東南和西南方向取樣。后續(xù)研究，可通過對采場內部、采場外耕地和建筑附近土壤和礦物取樣，以判斷采場內外土壤重金屬含量的關聯(lián)性，進一步分析采煤、建設、農牧業(yè)等各種人類活動對土壤重金屬含量的相互干擾的影響和更加準確地揭示土壤重金屬的來源。