摘要：為探究礦區(qū)生態(tài)修復工程對土壤污染源頭防控工作的成效，本研究對江西某礦區(qū)煤矸石、礦區(qū)新覆土壤、礦區(qū)下游農(nóng)用地土壤、灌溉水及底泥進行系統(tǒng)的環(huán)境質(zhì)量調(diào)查，并對樣品Cd含量進行分析測試。采用莫蘭指數(shù)、地累積指數(shù)、生態(tài)風險指數(shù)對礦區(qū)及周邊表生環(huán)境中Cd的源匯關系、污染程度、生態(tài)風險進行評估。結果顯示礦區(qū)周邊土壤受煤矸石和礦區(qū)新覆土壤以及自然本底的多重影響，Cd含量（0.33 mg·kg-1）介于煤矸石與新覆土壤之間，污染程度（Igeo為-2.03～0.37）介于輕微污染-中度污染之間，生態(tài)風險（Er 為11～58）介于低風險-中度風險之間。研究表明礦區(qū)生態(tài)修復工作對下游農(nóng)田保護效果顯著，周邊農(nóng)田土壤Cd元素含量、污染程度、風險水平相較于煤矸石均顯著降低。但在土地開發(fā)利用過程中，需注意土壤酸化問題，及時避免由于酸化而引起的大量重金屬的釋放。

關鍵詞：煤礦；鎘；生態(tài)風險；評價；江西

中圖分類號：X53 文獻標志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）11-2565-10 doi：10.11654/jaes.2024-0898

鎘（Cd）作為有毒的人體非必需元素，在土壤中具有長期性、積累性、不可降解性等多種潛在風險，對環(huán)境和人體具有嚴重威脅[1-3]。在煤礦開發(fā)區(qū)，快速的產(chǎn)業(yè)發(fā)展和有效措施的缺乏曾被認為是土壤Cd污染最為主要的原因[4-5]。據(jù)統(tǒng)計，中國的煤炭消費量從1971年的6 000萬t上升到2015年的19.2億t，并可能在2050年達到峰值[6-7]。在煤炭開采和選礦過程中產(chǎn)生的煤矸石，其比例占到煤炭總產(chǎn)量的10%～15%，并以每年2 億t 堆積量的速度增長[8-9]。已有研究表明，截至2006年，中國煤矸石的累計產(chǎn)量已超過45億t，占用土地面積超過1.5萬km2[10]。重度堆積的煤矸石暴露地表，通過長期的自然風化和雨水淋濾，會釋放出大量具有毒性、蓄積性和持久性的重金屬元素，對周邊的水體、土壤造成污染，威脅植物生長和人類健康[5]。

相較于發(fā)達國家在20世紀初就開始的采石場生態(tài)修復工作，中國的起步工作則相對較晚。原國土資源部在《全國礦產(chǎn)資源規(guī)劃（2008—2015年）》中明確提出，為解決歷史遺留的礦山地質(zhì)環(huán)境問題，需要通過多種渠道籌集資金以實施恢復治理工作。該規(guī)劃設定的目標是：到2015年，礦山地質(zhì)環(huán)境的恢復治理率應達到35% 以上，歷史遺留礦山廢棄土地的復墾率應超過30%。此外，至2020年，這一目標需進一步提升，力爭實現(xiàn)恢復治理率達到40%以上[11]。在《全國礦產(chǎn)資源規(guī)劃（2016—2020年）》中，原國土資源部進一步提出建設一批國家級綠色礦山和綠色礦業(yè)發(fā)展示范區(qū)建設重大工程[12]。萍鄉(xiāng)自2022年被生態(tài)環(huán)境部正式列為“十四五”全國13個土壤污染防治先行區(qū)以來，高度重視土壤污染防治工作，通過實施一批重大項目加強了耕地土壤污染源頭防控，為深入打好污染防治攻堅戰(zhàn)和經(jīng)濟社會發(fā)展形成有力支撐。伴隨著修復政策的落實，相關的工程措施、化學治理、微生物修復等方法被推廣使用，但修復效果的評價工作仍較為缺乏。

國內(nèi)外學者對礦區(qū)生態(tài)修復技術、重金屬污染評估方法以及污染控制策略進行了廣泛研究。修復技術主要包括物理修復、化學修復、生物修復及其組合技術[13-14]，而重金屬污染評估則多采用地累積指數(shù)、潛在生態(tài)風險指數(shù)等方法[15-19]，這些研究為礦區(qū)生態(tài)修復提供了技術支持和理論基礎。

盡管礦區(qū)生態(tài)修復工作已經(jīng)取得了一定成效，但對修復效果的全面評估和長期監(jiān)測仍顯不足。本研究旨在通過系統(tǒng)地調(diào)查江西某礦區(qū)煤矸石、礦區(qū)新覆土壤、下游農(nóng)用地土壤、灌溉水及底泥的環(huán)境質(zhì)量，特別是Cd 元素的污染狀況，采用莫蘭指數(shù)、地累積指數(shù)、生態(tài)風險指數(shù)等方法，全面評估礦區(qū)生態(tài)修復工程的成效及潛在生態(tài)風險。本研究將明確礦區(qū)土壤Cd污染的源匯關系、污染程度及生態(tài)風險，為礦區(qū)生態(tài)修復提供科學依據(jù)，并為其他礦產(chǎn)資源豐富地區(qū)的生態(tài)恢復和風險評價工作提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

思古塘礦區(qū)位于江西省萍鄉(xiāng)市蘆溪縣北部邊陲（中心點坐標：27.695 9°N，114.047 1°E），距離蘆溪縣約7 km。區(qū)內(nèi)交通較為便利，滬昆線高速鐵路及公路東西向橫亙蘆溪縣，礦區(qū)南北兩側與公路及鐵路相近。礦區(qū)地處羅霄山脈東段北麓，屬侵蝕溶蝕低丘崗地地形，地勢東西兩側高，中間為平坦的水田及村莊。其周邊屬贛江水系，地表無大河流，區(qū)內(nèi)發(fā)育有多條沖溝，分布有多個水庫、水塘，用于農(nóng)業(yè)灌溉。較為典型的石塘水庫和東風水庫的蓄水量分別達到5.4×104m3和7.9×106 m3，水能資源豐富，為苗木灌溉提供了豐富的水資源條件。針對于思古塘礦區(qū)，治理對象主要為宏發(fā)煤礦、海源煤礦、利發(fā)煤礦3座政策性關閉的廢棄礦山，以及周邊早期的民采、私采礦點破壞區(qū)。受長期采礦影響，礦區(qū)未修復前地表植被大部分被破壞，土地裸露，碎石廢渣、煤矸石大量堆積，水土流失現(xiàn)象較嚴重。

2018 年，研究區(qū)開始實施廢棄礦山生態(tài)修復工作，對礦區(qū)采用“廢渣清運+地形整治+土壤改良+種植經(jīng)濟樹種”等綜合防治措施。清運煤矸石至周邊磚瓦廠利用，并將礦區(qū)地形改造為多級寬平臺與緩坡。采用種植土覆蓋及有機肥施用等方法進行土壤改良，確保適宜臍橙等經(jīng)濟樹種的生長，實現(xiàn)了礦區(qū)的生態(tài)恢復與土地再利用。這些措施不僅改善了礦區(qū)地質(zhì)環(huán)境，更提升了廢棄礦區(qū)的土地利用價值。

1.2 樣品采集與測試

本研究采用木制鏟采集表層土壤樣品。在取樣前，將不銹鋼鏟和木鏟分別套上一次性塑料封袋。每個點位樣品采集完畢后，立即更換塑料封袋，確保取樣工具的清潔，并防止不同土壤樣品之間的交叉污染。如圖1所示，表層土壤樣品既包括了礦區(qū)覆土，亦包括了周邊農(nóng)田土壤，以實現(xiàn)對研究區(qū)土壤的質(zhì)量評價以及修復工程對周邊農(nóng)田土壤所產(chǎn)生的環(huán)境效應評價。本次研究在礦區(qū)內(nèi)部采集覆蓋土壤樣品6件，礦區(qū)周邊采集農(nóng)用地土壤樣品45件，測試土壤Cd全量。

進行土壤剖面采樣時，使用專用的土鉆等采樣工具進行單點采集。采樣過程中遇到碎石較多的情況時，則選擇在附近進行額外的挖掘采樣。樣品從規(guī)定的起始深度以下，連續(xù)采集2 m長的土柱，并且每20cm分裝一個樣品。在采集過程中，避免獲取基巖風化層的樣品。如果符合要求的土層太薄或未達到規(guī)定的深度，則于同一位置進行多次采樣，確保土壤樣品總量不少于1 000 g。土壤樣品依據(jù)GB/T 17141—1997標準方法進行測定，主要測定Cd全量。

灌溉水和底泥采集嚴格按照《地表水環(huán)境質(zhì)量監(jiān)測技術規(guī)范》（HJ91.2—2022）和《水質(zhì)采樣技術指導》（HJ 494—2009）等相關技術規(guī)范中的要求進行。裝樣前，容器先用井水蕩洗2～3次，除pH、水溫現(xiàn)場測定外，其余項目按要求使用不同的容器裝水樣，加入保護劑，密封保存，帶回實驗室上機測定。地表水樣品的保存參照《水質(zhì)采樣樣品的保存和管理技術規(guī)定》（HJ 493—2009）和項目分析標準中的規(guī)定。水樣加硝酸酸化至pH為1～2后，采用原子吸收分光光度法測定Cd含量；底泥樣品依據(jù)GB/T 17141—1997標準方法測定Cd含量。

煤矸石樣品采集嚴格按照《場地環(huán)境監(jiān)測技術導則》（HJ 25.2—2014）和《工業(yè)固體廢物采樣制樣技術規(guī)范》（HJ/T 20—1998）等相關技術規(guī)范中的要求進行，主要采用簡單隨機采樣法與分層采樣法。根據(jù)HJ 781—2016的相關標準，進行樣品的制備與測試。本次研究于礦區(qū)內(nèi)部及周邊采集煤矸石樣品5件，測定煤矸石中Cd含量以及水浸出液中Cd含量。

為確保嚴格按照技術規(guī)范進行采樣和測試，所有采樣人員均接受了相關培訓，熟悉采樣流程和注意事項。采樣過程中詳細記錄采樣點位、時間、環(huán)境條件等關鍵信息。測試過程中使用校準后的儀器，并記錄校準證書編號和有效期。所有測試數(shù)據(jù)均經(jīng)過復核，確保準確無誤。

1.3 土壤重金屬污染評價方法

1.3.1 地累積指數(shù)法

地累積指數(shù)法可估算重金屬分布的自然變化，并識別人類活動對環(huán)境的影響，用于定量評價土壤中各元素的累積程度[15]，計算公式為：

1.3.3 莫蘭指數(shù)法

空間自相關是指地理相鄰的要素在特征或?qū)傩陨险宫F(xiàn)出相似性或一致性的現(xiàn)象，該現(xiàn)象常通過空間自相關指標進行定量分析。目前常用的空間自相關指數(shù)有多種，其中莫蘭指數(shù)（Moran′s I）應用最為廣泛[17]。莫蘭指數(shù)分為全局莫蘭指數(shù)和局部莫蘭指數(shù)兩類。全局莫蘭指數(shù)用于判斷特定區(qū)域內(nèi)屬性值的分布模式，包括聚集、離散或隨機分布。而局部莫蘭指數(shù)的高值則表明具有相似變量值的區(qū)域單元在空間上呈現(xiàn)出聚集的趨勢，反之，低值則反映出不同的變量值的區(qū)域單元在空間上的聚集分布。具體的計算方法為：

2 結果與分析

2.1 煤矸石與礦區(qū)覆土中Cd含量特征

2.1.1 煤矸石樣品

煤矸石中Cd含量特征如表2所示，Cd元素的全量范圍為0.50～1.10 mg·kg-1，中位值為0.90 mg·kg-1，平均值（0.84 mg·kg-1）略小于中位值，表明思古塘煤矸石中Cd含量無明顯極大值，數(shù)據(jù)分布不存在偏態(tài)現(xiàn)象。煤矸石中Cd的變異系數(shù)為25.64%，屬于中等變異性，說明在不同空間位置的煤矸石中，Cd元素的含量分布相對均勻。依據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）對煤矸石中的Cd進行質(zhì)量評價，結果表明，所有煤矸石樣品的Cd含量均超出標準規(guī)定的篩選值，低于管制值，是篩選值的1.67～3.67倍，具有一定的潛在生態(tài)風險。

煤矸石的水浸結果顯示各類重金屬元素的提取含量接近檢出限，均低于《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）中對應限值。

2.1.2 礦區(qū)土壤樣品

礦區(qū)土壤中Cd元素全量如表3所示，Cd的含量范圍介于0.18～0.43 mg·kg-1，平均值（0.28 mg·kg-1）與中位值（0.24 mg·kg-1）相當，表明客土中Cd含量的分布具有穩(wěn)健性，空間上不存在明顯的極值點。Cd元素在礦區(qū)土壤中的變異系數(shù)為34.67%，呈現(xiàn)中等變異性，覆蓋客土中Cd的含量在空間分布上相對集中，可以反映區(qū)域的基本特征。

對應《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），礦區(qū)2處土壤點位Cd含量超出篩選值（圖2），是篩選值的1.27～1.43倍，未超出土壤管控值。相較于煤矸石，礦區(qū)土壤的Cd含量和污染程度均顯著下降，表現(xiàn)出良好的修復效果。需要注意的是，礦區(qū)客土pH呈現(xiàn)酸性，變化范圍為3.78～6.00，該條件有利于重金屬元素的釋放，在后續(xù)的開發(fā)利用過程中需進行進一步評估。

2.2 灌溉水及底泥中Cd含量特征

土壤中重金屬元素的含量除了受地質(zhì)背景等內(nèi)在因素影響之外，還受到人為因素等外在物質(zhì)輸入的干擾。作為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)不可或缺的灌溉水也會對土壤有一定程度的影響，是農(nóng)用地中重金屬元素輸入的重要途徑。水樣采樣點分布在水渠各處，水樣源自河流、水庫等不同類型的源頭，基本代表了礦區(qū)周邊的灌溉水類型。

貫穿思古塘礦區(qū)的2條灌溉溝渠流向均為由西北至東南，沿渠采集的10件灌溉水樣品的pH值范圍為6.5～7.2，Cd含量均低于檢出限，也低于《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準》（GB 5084—2021）的規(guī)定限值，從灌溉輸入的角度分析風險較低。

于灌溉水樣品同點位采集底泥樣品10件，測定Cd 全量。結果如表4 所示，底泥pH 值范圍為6.41～8.09，呈中偏堿性，Cd含量范圍為0.17～0.55 mg·kg-1，平均值為0.37 mg·kg-1，中位值偏大，為0.43 mg·kg-1，說明底泥樣品中Cd含量存在極低值。底泥物源受礦區(qū)及沿河耕地土壤影響，相對于礦區(qū)覆土，底泥Cd含量偏高但仍屬于同一水平。但底泥處于堿性環(huán)境，理化性質(zhì)相對穩(wěn)定，不利于Cd的活化，風險較低。參比《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），底泥中有4 件樣品Cd 含量超出風險篩選值，是篩選值的1.37～1.83倍，無超出管控值樣品。

2.3 周邊土壤Cd污染特征

農(nóng)用地土壤Cd 含量測試結果如表5 所示，周邊農(nóng)田土壤pH 值波動較大，變化范圍為4.25～8.03，土壤分布由酸性跨到堿性。Cd 的含量范圍為0.11～0.58 mg·kg-1，中位值（0.31 mg·kg-1）與平均值（0.33mg·kg-1）相當，說明周邊土壤中Cd的含量不存在偏態(tài)分布，變異系數(shù)亦處于中等水平。參比《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），Cd 超篩選值點位比例為28.89%（圖3），是篩選值的1.03～1.93倍，可見由煤矸石到客土再到下游土壤，超篩選值的樣點占比處于持續(xù)下降的趨勢。13件超篩選值土樣的酸化問題較為突出，為下一步礦區(qū)土壤風險防控提供了方向。

2.4 農(nóng)田土壤Cd剖面垂向變化

土壤剖面樣品的采集是為了解土壤的成壤過程、沉積過程及其引起的含量特征的變化趨勢，揭示沉積歷史和環(huán)境變化。此次在礦區(qū)下游灌渠旁采集了4條土壤剖面，編號TRPM01和TRPM03為靠近礦區(qū)的2 條剖面，TRPM02 和TRPM04 為對應的離礦區(qū)較遠的剖面（圖4）。在剖面上，Cd元素在頂層土壤中的含量均高于底層土壤，頂層土壤中Cd含量為底層土壤的1.61倍，存在明顯的外源輸入特征，表明人為擾動已經(jīng)促進了表生環(huán)境中元素的富集，引發(fā)了一定的潛在風險。Cd自土壤深部至地表波動幅度較大，對應了礦區(qū)開采過程中的天然風化、污染（煤矸石）輸入、客土修復等多種過程的交織。Cd含量在深部（150～200 cm）變化較為穩(wěn)定，處于低水平，說明該深度主要以天然風化作用為主。中深層土壤出現(xiàn)了不同程度的波動，即在風化基礎上摻雜了人為的擾動，如上游煤矸石的淋溶輸入，所有剖面樣品的最高值均出現(xiàn)在該層位。表層土壤相對于中深層土壤，Cd含量降低，但是仍出現(xiàn)上升趨勢，表明客土修復對下游土壤重金屬的累積起到了緩沖作用，有效緩解了環(huán)境壓力，但也表明對于耕地等人為活動較為強烈的地區(qū)，還需進行持續(xù)監(jiān)測，以防危及作物質(zhì)量及人體健康。

3 討論

3.1 源匯關系分析

由研究結果可知，思古塘礦區(qū)周邊土壤重金屬Cd污染狀況不甚樂觀，為進一步分析煤矸石開采對礦區(qū)周邊土壤重金屬Cd含量的影響，基于研究區(qū)域內(nèi)45個土壤重金屬樣本點的數(shù)據(jù)，采用空間分析方法對土壤Cd含量與土壤點位距礦區(qū)的距離進行空間相關性分析。使用ArcGIS 計算全局莫蘭指數(shù)，并通過GeoDa計算雙變量局部莫蘭指數(shù)，以期明確污染源與土壤中Cd含量在空間分布上的相互關系和協(xié)同特征[17]。

計算得知，Cd元素全局莫蘭指數(shù)為0.419 6，空間相關性在Plt;0.001水平下顯著，表明Cd元素在空間上呈聚集性分布的結果。為進一步分析礦區(qū)污染對土壤重金屬Cd含量的影響，采用雙變量局部莫蘭指數(shù)（Bivariate Local Moran′s I）方法對土壤重金屬Cd 含量及其與礦區(qū)距離的空間相關性進行了分析，結果以聚類圖（圖5）的形式呈現(xiàn)，將區(qū)域分為5 個類別：高Cd含量與遠離礦區(qū)的高距離聚類（H-H）、低Cd含量與近礦區(qū)的低距離聚類（L-L）、低Cd含量與遠離礦區(qū)的高距離聚類（L-H）、高Cd含量與近礦區(qū)的低距離聚類（H-L）以及無顯著聚類。分析結果顯示，土壤Cd含量與距礦區(qū)距離之間呈現(xiàn)出明顯的低-高和高-低的聚類趨勢，而高-高和低-低的聚類分布相對較少。其中高-低聚類主要分布在研究區(qū)中北部，即礦區(qū)周邊地區(qū)，說明礦區(qū)附近地區(qū)土壤重金屬含量較高，環(huán)境污染比較嚴重，其可能與礦區(qū)的重金屬淋溶有關。聚類結果為低-高類型的區(qū)域在礦區(qū)最下游即遠離礦區(qū)的地方大量存在，該區(qū)域重金屬污染較輕，距礦區(qū)距離也較遠。位于研究區(qū)最南側的兩個點位呈現(xiàn)出了高-高聚類的情況，其可能屬于高背景區(qū)。在礦區(qū)上游，以及緊鄰礦區(qū)的下游點位呈現(xiàn)了低-低聚類，說明其未受到礦區(qū)煤矸石所淋溶的滲濾液的污染，成因還需進一步確認。通過莫蘭指數(shù)分析，充分證明了歷史上礦區(qū)開采活動對周邊農(nóng)用地土壤造成了明顯的污染。

3.2 地累積指數(shù)

地累積指數(shù)計算結果如表6所示。煤矸石中的Cd 含量最高，平均地累積指數(shù)為0.85，呈現(xiàn)中度污染。礦區(qū)覆土Cd含量最低，地累積指數(shù)為負值，表明目前礦區(qū)內(nèi)土壤環(huán)境質(zhì)量較高。底泥中的Cd含量受到上游煤矸石、礦區(qū)土壤的綜合影響，介于煤矸石與礦區(qū)土壤之間，平均地累積指數(shù)為負值，表明修復效果較為可觀。礦區(qū)周邊的農(nóng)用地土壤中部分點位呈現(xiàn)輕微污染，其比例占到22.22%，這部分樣品在酸、中、堿性土壤中均有分布，表明該現(xiàn)象并非是客土修復引起的，而是前期受到煤矸石淋溶輸入的干擾，尚累積有較高的Cd含量，呈現(xiàn)出一定的風險。

在修復工程實施前，上游煤矸石暴露于地表，在風化淋濾作用下，還原狀態(tài)的Cd被大量釋放，隨水體遷移至下游，在水動力條件較弱的時段沉積形成底泥。底泥雖然多數(shù)條件下較為穩(wěn)定，但是也有在水動力條件較強的時候引發(fā)二次污染的可能。修復工程不但從源頭清理了煤矸石，并進行了低Cd含量的客土覆蓋，使得下游土壤環(huán)境得到了極大改善。研究表明，與江西處于同一氣候條件帶的黔西北、渝西等煤礦周邊土壤Cd污染達到中度及以上水平[15，18]，說明在近似風化淋濾程度的對比下，經(jīng)過礦區(qū)修復，下游的農(nóng)田土壤Cd含量相對于我國其他煤礦區(qū)土壤，處于相對優(yōu)質(zhì)的水平。

3.3 潛在生態(tài)風險

作為常見的評價指數(shù)，生態(tài)風險指數(shù)中引入了重金屬毒性系數(shù)，對研究區(qū)內(nèi)重金屬的環(huán)境評價具有重要的參考價值。本文以土壤污染風險篩選值作為依據(jù)，在評估污染程度的基礎上，結合Cd對生態(tài)環(huán)境所帶來的影響，實現(xiàn)了對Cd風險的雙重評價。對礦區(qū)不同樣品生態(tài)風險評價的結果如表7所示，由表7可知，廢棄物煤矸石的Cd生態(tài)風險處于較高水平，而修復客土生態(tài)風險則最低。受二者綜合影響，周邊農(nóng)田土壤及底泥中的Cd總體上呈現(xiàn)低生態(tài)風險。值得注意的是，周邊農(nóng)田土壤中有33.33%的點位呈中生態(tài)風險，這一比例高于地累積指數(shù)中的污染占比，說明未污染的點位在考慮生態(tài)效應時并非是絕對安全的，因此在進行作物生產(chǎn)活動時，需充分考慮重金屬毒性效應。這意味著，雖然下游環(huán)境污染程度較低，但考慮到Cd毒性效應較強，Cd還是對周邊土壤和水體環(huán)境造成了一定的威脅。

對比其他煤礦區(qū)Cd 風險等級（表7），在貴州[15，18]、江西西部[16]、濟寧[20]、江安[21]等煤礦區(qū)均出現(xiàn)了不同程度的高風險甚至極高風險點位。而本研究區(qū)則不存在高風險區(qū)，表明修復工程的生態(tài)效果是十分顯著的，但是部分農(nóng)田土壤和底泥中仍存在著中風險點位，也說明客土修復雖然起到了顯著的效果，但是歷史開采已產(chǎn)生了較嚴重污染，后續(xù)需要針對性地治理，實現(xiàn)精準防控。

3.4 研究啟示

煤礦開采活動對生態(tài)環(huán)境造成了嚴重污染，成為全球范圍內(nèi)亟待解決的環(huán)境問題之一[4-5，22]。盡管不同地區(qū)礦區(qū)的地理氣候條件各異，但在煤礦污染的主體修復策略上，卻呈現(xiàn)出高度的相似性[14]。其中客土修復技術作為一種有效的治理手段，通過引入未受污染的土壤覆蓋或替換污染土壤，顯著降低了污染源的直接暴露，從而在一定程度上遏制了污染形勢惡化[23]。在礦區(qū)生態(tài)修復工作中，雖然客土修復技術已展現(xiàn)出明顯成效，但僅憑單一方法難以全面優(yōu)化礦區(qū)及周邊土壤環(huán)境。因此，未來需積極探索包括原位鈍化、深翻耕、優(yōu)化施肥等在內(nèi)的綜合修復措施，力求修復效果的最大化。同時，必須高度重視土壤酸化問題，因其可能加劇重金屬的釋放與遷移，增加環(huán)境隱患。在礦區(qū)修復及后續(xù)土地利用中，應采取施用石灰、有機肥等有效措施預防土壤酸化，降低重金屬污染風險?？紤]到礦區(qū)土壤污染的長期性與復雜性，加強長期監(jiān)測與評估工作至關重要，需建立完善的監(jiān)測體系，實時追蹤土壤污染動態(tài)，為修復與管理提供科學支撐。此外，還應大力推動礦區(qū)生態(tài)修復技術的創(chuàng)新與應用，借助科技力量不斷研發(fā)新技術，并促進其在實際修復中的廣泛應用，以提升修復工作的整體效率與成效。

4 結論及建議

4.1 結論

（1）以平均值計，煤矸石中Cd含量儲備最高，修復客土Cd含量最低，下游土壤和底泥Cd含量介于二者之間，在部分酸性土壤中，Cd含量超出了國家標準（GB 15618—2018）中的篩選值。地累積指數(shù)評價顯示，農(nóng)田土壤平均污染程度表現(xiàn)為未污染，部分點位（22.22%）前期受煤矸石影響較大，表現(xiàn)為中度污染。

（2）Cd 毒性系數(shù)較高，煤矸石中的Cd 生態(tài)風險達到了較高水平，礦區(qū)土壤、農(nóng)田土壤及底泥的平均生態(tài)風險均為低生態(tài)風險，反映了客土修復的顯著效果。但是仍有部分農(nóng)田土壤存在中等風險，針對這部分重點區(qū)應進行后續(xù)的防控和治理。

（3）礦物灌溉水水質(zhì)良好，不存在外源輸入的風險，但是底泥中的Cd 含量（0.37 mg·kg-1）、污染程度（未污染-中度污染）以及生態(tài)風險（低風險-中等風險）仍需要注意，以防止水體擾動、水動力條件較強時引發(fā)二次污染，尤其上游土壤酸化較為嚴重。

4.2 建議

本研究對礦區(qū)修復工程的短期效果進行了評估，但礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境恢復是一個長期過程。未來的研究應加強對修復區(qū)域長期環(huán)境變化的監(jiān)測，包括土壤理化性質(zhì)的持續(xù)演變、重金屬元素在生態(tài)系統(tǒng)中的遷移轉化過程、生物多樣性的恢復情況。通過設立長期觀測站點定期采集和分析數(shù)據(jù)，可以更全面地了解修復工程的長期效果，為礦區(qū)的可持續(xù)發(fā)展提供科學依據(jù)。

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