草原区煤矿开采对周边旱作农田土壤养分和重金属的影响

引用本文

刘军, 张成福, 孙冬杰, 等. 草原区煤矿开采对周边旱作农田土壤养分和重金属的影响[J]. 生态与农村环境学报, 2019, 35(7): 909-916.

LIU Jun, ZHANG Cheng-fu, SUN Dong-jie, et al. The Impact of Coal Mining on Soil Nutrients and Heavy Metals in Rainfed Farmland in Arid Grassland Area[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2019, 35(7): 909-916.

草原区煤矿开采对周边旱作农田土壤养分和重金属的影响

刘军 , 张成福 , 孙冬杰 , 景艳宾

内蒙古农业大学沙漠治理学院, 内蒙古呼和浩特 010010

收稿日期：2018-07-27

基金项目：内蒙古农业大学引进人才科研启动项目（YJ2014-1）

作者简介：刘军(1984-), 男, 内蒙古固阳人, 实验师, 硕士, 研究方向为土地利用整治与保护。E-mail:314026272@qq.com.

通信作者：张成福, E-mail：ch893169@dal.ca.

摘要：为了解草原区煤矿开采对周边旱作农田土壤养分及重金属含量的影响，选取鄂尔多斯市伊金霍洛旗丁家圪堵煤矿周边旱地为研究对象，测定土壤养分（有机质、全N、全P、全K和pH）与重金属（Pb、Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、Hg和As）含量，并对土壤养分与重金属含量之间关系以及重金属污染来源进行分析。结果表明，煤矿对矿区周边旱田0~10 cm土壤层养分及重金属含量影响较大，土壤有机质与全N含量明显下降；在距离矿区500 m范围内，土壤Cu和As含量高于对照区（CK）；在2 500 m范围内，土壤Pb和Cr含量均高于CK；在1 250 m范围内，土壤有机质和全N含量均低于CK区域，并与区域内土壤Pb、Cr、Cu和As含量呈负相关。重金属来源分析表明，研究区土壤Zn主要来源于交通运输，Ni主要来源于农业生产活动，Cd与Hg来源于自然成土母质的同时还受到矿区范围外的人为活动影响。因此，对研究区旱地土壤进行治理与保护时应重点管控来自煤矿的Pb、Cr、Cu和As污染。

关键词：旱地土壤养分重金属污染煤矿区

The Impact of Coal Mining on Soil Nutrients and Heavy Metals in Rainfed Farmland in Arid Grassland Area

LIU Jun , ZHANG Cheng-fu , SUN Dong-jie , JING Yan-bin

Desert Science and Management College, Inner Mongolia Agricultural University, Hohhot 010010, China

Abstract: Coal mining has an important impact on the surrounding rainfed farmland. In order to clarify the effects of coal mining on soil nutrients and heavy metals content in arid grassland area, the soil nutrients (organic matter, total N, total P, total K and pH) and heavy metals (Pb, Cd, Cr, Cu, Zn, Ni, Hg) were measured in the rainfed farmland around Dingjiagou Coal Mine in Yijin Holuo Banner, Ordos City. The relationship between soil nutrients and heavy metals and the sources of heavy metal pollution were analyzed. The results show that coal mine had a great influence on soil nutrient and heavy metal content in 0-10 cm rainfed farmland around the mining area, and caused the decrease of organic matter and total N content in soil; in the range of 500 m around the coal mine, the contents of heavy metals Cu and As in soil were higher than CK; in the range of 2 500 m around the coal mine, the contents of Pb and Cr in soil were higher than CK. Soil organic matter and total N contents were lower than those of CK at 1 250 m range around the coal mine, and were negatively correlated with the contents of Pb, Cr, Cu and As in the soil; Zn mainly came from transportation; Ni mainly came from agricultural production activities; Cd and Hg came from natural soil parent materials and anthropogenic activity outside coal mine. Therefore, the pollution of Pb, Cr, Cu and As from coal mines should be controlled when the rainfed farmland in this area is to be protected.

Key words: rainfed farmland soil nutrient heavy metal pollution coal mining area

煤炭资源开发与利用为推动社会经济快速发展做出了巨大贡献, 但煤炭开发会扰动土层, 破坏植被, 使矿区与周边土壤性质产生较大差异^[1-2], 产生的废水、废渣、煤矸石以及煤矿粉尘迁移和沉降过程中携带的重金属也会污染矿区周边土壤^[3]。农田土壤质量直接关系着人类生存健康^[4-5], 因此, 开展煤矿开采对周边农田土壤重金属污染的研究意义重大。

当前, 煤矿周边农田土壤重金属污染问题已受到国内外学者广泛关注。BHUIYAN等^[6]发现孟加拉北部矿区周边农田土壤Mn、Zn、Pb和Ti来源于人为活动, 特别是煤炭开采活动。REHMAN等^[7]发现巴基斯坦Sewakht矿山附近土壤Cd、Cr、Co和Ni的致癌风险已高于儿童极限。王其枫等^[8]对广东韶关主要矿区周边农田土壤Pb和Cd形态分布和生物有效性研究发现, 蔬菜中Pb和Cd含量与土壤酸提取态、可还原态、可氧化态及土壤有效态含量显著相关。刘玥等^[9]发现神府矿区煤矸石周边土壤Pb、Zn、Cu和Cd含量均大大超过中国土壤元素背景值, 且Pb和Cd单项潜在生态风险等级已达到中等。

近年来, 相关学者针对土壤重金属污染做了众多研究, 但对草原区煤矿周边旱地土壤养分和重金属污染之间关系的研究尚鲜有报道。因此笔者选取鄂尔多斯市伊金霍洛旗纳林陶亥镇丁家圪堵煤矿周边旱地为研究对象, 分析土壤养分和重金属含量状况, 选用单因子污染指数和综合污染指数评价法对重金属污染程度进行评价, 采用相关性分析与主成分分析法探索土壤养分与重金属之间相互关系以及重金属异常富集来源, 以期为草原区煤矿周边旱地质量保护和重金属污染治理提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 研究区概况

丁家圪堵煤矿住于鄂尔多斯市伊金霍洛旗纳林陶亥镇, 地理坐标为39°24′~39°25′ N, 110°16′~ 110°19′ E, 地处草原向荒漠草原过渡的半干旱、干旱地带。研究区地形总体为西高东低, 最高点位于矿区中部, 海拔标高为1 284 m, 最低点位于矿区北部, 海拔标高为1 260 m, 最大标高差为24 m, 一般相对标高差为8 m, 植被稀少, 呈荒漠-半荒漠丘陵地貌特征。研究区属于典型温带大陆性气候区, 日照丰富, 无霜短期, 平均气温为5.3~7.8 ℃, 降水主要集中在7—9月, 年降水量为170~350 mm, 年蒸发量为2 000~3 000 mm, 全年8级以上大风日在40 d以上。主要土壤类型为风沙土、栗钙土和粗骨土。煤矿始建于1996年, 原设计能力为30万t·a^-1, 2007年改扩建为90万t·a^-1。煤田内毕连免沟向东南方向延伸, 沟中常年有流水, 直接充水含水层为孔隙、裂隙含水层, 涌水量小, 条件简单, 矿床水文地质条件为简单-中等。煤层以黑色为主, 煤质较好, 为特低灰、特低硫、特低磷、高中发热量和高挥发分的长焰煤, 顶板岩性为细砂岩、砂质泥岩, 底板岩性为泥岩、粉砂质泥岩, 主要开采方式为房柱式开采。

1.2 样品采集

于2014年4月, 旱地耕作前, 在矿区附近旱地采集土壤样品。以矿区东南向边界为起始, 在冬季主风向下风向, 以1/4圆为基础, 设置距矿区边界0~500(F)、>500~1 250(S)和>1 250~2 500 m(T)3个样区, 每个样区中心设置3个样点, 样点按照等边三角形分布且间距为50 m, 在地势平坦处采集0~10和>10 ~ 20 cm土层样品, 选择距离矿区5 km、周围无其他矿区且地形与研究区类似的旱地作为对照(CK)。取样前将样点土壤表层残留物和杂质清理干净, 以梅花采样法取4个土样混匀, 然后采用四分法取样, 共采集样品24个(质量约为1.00 kg)。由于采样深度较浅, 且为防止采样过程中样品受采样工具污染, 采用木铲操作, 使用塑料袋密封带回实验室, 经自然风干后, 剔除杂质和植物根系, 使用玛瑙研钵研磨后过75 μm孔径尼龙筛, 装袋备用。

1.3 样品分析和质量控制

土壤养分与重金属指标由农业部农产品质量安全监督检验测试中心(呼和浩特)测定。其中, 土壤养分中全N含量采用凯氏定氮法测定, 全P含量采用NaOH熔融-钼锑抗比色法测定, 全K含量采用火焰光度法测定, 有机质含量采用K₂CrO₇-H₂SO₄外加热容量法测定, pH值采用电位法测定; 土壤重金属元素中Cd和Pb含量采用石墨炉原子吸收分光光度法测定, Cu、Zn、Ni和Cr含量采用火焰原子吸收分光光度法测定, Hg含量采用冷原子吸收法测定, As含量采用硼氢化钾-硝酸银分光光度法测定。所用玻璃器皿均使用质量为数为10%的硝酸溶液浸泡24 h, 所用试剂均为优级纯, 分析用水均为超纯水。样品分析过程中进行土壤样品空白实验, 同时采用20%平行样和土壤标准物质(GBW07402)进行质量控制, 测定结果均在误差允许范围内。

1.4 土壤重金属评价方法

当前土壤重金属污染评价方法主要为单因子指数法^{[3, 10]}, 计算公式为P_i=C_i/S_i, 其中, P_i为单因子污染指数; C_i为污染物实测值; S_i为污染物参比值, 选择GB 15618—2018 《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》中农用地土壤污染风险筛选值作为参比值。P_i越大, 则土壤污染越严重^[11-12](表 1)。

表 1 重金属污染指数分级表 Table 1 Classification of heavy metal pollution index

1.5 数据分析与处理

采用SAS 9.5软件进行多元统计方差、相关性和主成分分析。采用Excel 2007软件表格制作。

2 结果与分析 2.1 土壤养分状况分析

由表 2可知, 在总体上, 随距矿区距离和土层深度增加, 除>10~20 cm土层pH值略高于0~10 cm土层且差异不显著外, 0~10 cm土层土壤有机质和全N含量呈逐渐增加趋势且高于>10~20 cm土层。在0~ 10 cm土层, F区域土壤有机质含量与其他样点差异显著(P < 0.05), 且T、CK和S区域分别为F区域的5.62、3.77和3.64倍; F区域土壤全N含量与S、CK区域略有差异, 且与T区域差异显著(P < 0.05), T、S和CK区域分别为F区域的6.38、4.15和3.46倍; F区域土壤pH值为8.93, 略高于其他样点, 但差异不显著(P>0.05)。在>10~20 cm土层, F区域有机质含量与S区域略有差异, 与T和CK区域差异显著(P < 0.05), 但总体差异小于表层土壤, T、CK和S区域土壤有机质含量分别为F区域的3.62、3.08和2.49倍; pH值与全N含量变化与0~10 cm土层基本一致, 但差异不显著(P>0.05)。这说明草原煤矿区周边1 250 m范围内旱地土壤养分变化较明显, 尤其0~10 cm土层土壤养分变化较大, 其中, 土壤有机质和全N含量变化显著, 土壤pH值变化不显著。

表 2 不同区域旱地土壤养分含量 Table 2 Soil nutrient content of dry land soil at each sampling plot

由表 2可知, 在0~10 cm土层, 随距矿区距离增加, 土壤全P含量呈先降低后升高趋势, F和S区域与T和CK区域相比差异显著(P < 0.05), 平均值由小到大依次为S、F、T和CK区域; 但各区域土壤全K含量变化不大, 差异不显著(P>0.05)。在>10~20 cm土层, 各区域土壤全P和全K含量变化规律基本一致; F区域土壤全P含量与S、T和CK区域差异显著(P < 0.05); F区域土壤全K含量显著高于S和T区域(P < 0.05), 与CK有一定差异。这说明草原煤矿开采可能会影响距煤矿较近旱地土壤全P含量, 但不一定会对土壤全K含量产生显著影响。

2.2 土壤重金属含量状况分析

由表 3可知, 各区域土壤重金属含量均低于GB 15618—2018中农用地土壤污染风险筛选值, 除S区域土壤Pb、Cd和As外, 0~10 cm土层重金属含量在总体上高于>10~20 cm土层。在0~10 cm土层, 随距煤矿距离增加, 土壤Pb和Cr含量呈逐渐降低趋势, 其中, 对于Pb, F区域与其他样点差异显著, S与CK区域差异显著(P < 0.05);对于Cr, F区域与各样点差异显著, S与T区域无显著差异, 但均显著高于CK区域(P < 0.05)。各区域土壤Cd、Ni和Hg含量变化不大且无显著差异(P>0.05)。对于土壤Cu和As含量, S、T和CK区域均与F区域差异显著(P < 0.05)。对于土壤Zn含量, 无明显分布规律, T区域与S和CK区域差异显著(P < 0.05), 与F区域略有差异。这说明在0 ~ 10 cm土层, 煤矿周边旱地土壤Cd、Ni、Hg和Zn含量变化规律不明显; F区域土壤Cu和As含量最大; 2 500 m范围内土壤Pb和Cr含量均高于CK区域, 且距离煤矿越近, Pb和Cr含量越高。

表 3 不同区域旱地土壤重金属含量 Table 3 Heavy metal content of dry land soil at each sampling plot

mg·kg^-1
区域	w(Pb)		w(Cd)		w(Cr)		w(Cu)		w(Zn)		w(Ni)		w(Hg)		w(As)
区域	0~10 cm	>10~20 cm	0~10 cm	>10~20 cm	0~10 cm	>10~20 cm	0~10 cm	>10~20 cm	0~10 cm	>10~20 cm	0~10 cm	>10~20 cm	0~10 cm	>10~20 cm	0~10 cm	>10~20 cm
F	27.73±0.21^a	23.21±0.54^a	0.046±0.004^a	0.046±0.001^a	71.32±1.03^a	33.25±1.06^a	38.05±0.46^a	25.71±0.37^a	51.86±0.98^ab	33.47±0.45^a	26.64±0.46^a	28.88±0.08^a	0.029±0.002^a	0.015±0.001^a	10.83±0.21^a	9.08±0.12^a
S	18.23±0.52^b	20.63±5.16^a	0.042±0.009^a	0.043±0.005^a	28.37±7.35^b	38.27±5.43^a	12.66±4.57^b	10.83±3.59^b	43.40±3.84^b	35.97±2.94^a	24.67±3.04^a	22.53±1.88^a	0.013±0.006^a	0.009±0.001^a	4.52±1.23^b	4.68±1.38^b
T	16.33±1.31^bc	14.37±0.57^ab	0.053±0.009^a	0.042±0.008^a	27.13±1.47^b	31.50±9.39^a	11.92±1.91^b	8.20±1.49^b	66.53±10.45^a	41.10±1.51^a	20.73±4.15^a	14.23±2.84^b	0.037±0.013^a	0.015±0.007^a	4.64±0.75^b	3.42±0.53^b
CK	14.05±0.72^c	10.53±1.54^b	0.041±0.003^a	0.054±0.012^a	14.30±0.40^c	27.05±4.65^a	9.09±0.48^b	12.60±2.89^b	41.90±0.64^b	36.50±4.10^a	24.60±1.73^a	13.80±3.23^b	0.017±0.009^a	0.017±0.007^a	4.66±0.55^b	4.52±0.53^b
参比值¹⁾	170		0.6		250		100		300		190		3.4		25
1）GB 15618—2018 《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》中农用地土壤污染风险筛选值。F、S和T分别为距矿区边界0 ~500、>500 ~ 1 250和>1 250 ~ 2 500 m区域，CK为对照区域。同一列数据后英文小写字母不同表示不同样地间某指标差异显著（P < 0.05）。

表 3 不同区域旱地土壤重金属含量 Table 3 Heavy metal content of dry land soil at each sampling plot

由表 3可知, 在>10~20 cm土层, 随距煤矿距离增加, 土壤Pb含量逐渐减低, 差异性逐渐降低, 其中, F和S区域与T区域稍有差异, 与CK区域差异显著(P < 0.05)。土壤Ni含量随距煤矿距离增加而逐渐降低, F和S区域显著高于T和CK区域(P < 0.05)。对于土壤Cu和As含量, S、T和CK区域显著低于F区域(P < 0.05)。各区域土壤Cd、Cr、Zn和Hg含量无明显差异。这说明在>10~20 cm土层, 随距煤矿距离增加, 土壤Cd、Cr、Zn和Hg含量变化不显著; Pb与Ni含量在F和S区域较高, Cu与As在F区域较高。

2.3 土壤重金属污染评价

对煤矿区周边旱地重金属进行单因子污染指数评价(表 4)。由表 4可知, 不同区域土壤重金属含量均属清洁水平。在0 ~ 10 cm土层, 除S区域Cd、Zn、As和Hg, T区域Ni和As外, F、S和T区域重金属污染程度均高于CK区域, 且F区域Pb、Cu、Cr和As污染程度比其他区域高。在>10 ~ 20 cm土层, Pb和Ni污染程度随距离煤矿距离增加而逐渐降低, 其他重金属污染程度随距离增加无明显变化规律。对于不同土层, F区域除Cd和Ni外, >10 ~ 20 cm土层各重金属污染程度均低于0 ~ 10 cm土层, 而其他区域各土层重金属污染程度差异不大。这说明对于煤矿周边旱地, 0 ~ 10 cm土层土壤重金属污染较>10 ~ 20 cm土层严重, 500 m范围内土壤重金属污染相对较明显, 主要污染物为Pb、Cr、Cu和As。虽然总体上研究区土壤重金属污染水平是清洁的, 但有关部门应采取适当措施加强监测与保护, 预防煤矿周边旱地土壤受重金属污染的程度加重。

表 4 不同区域旱地土壤重金属污染评价 Table 4 The assessment of heavy metal pollution at each sampling plot

区域	土层/cm	Pb		Cd		Cr		Cu		Zn		Ni		Hg		As
区域	土层/cm	P_i	污染等级	P_i	污染等级	P_i	污染等级	P_i	污染等级	P_i	污染等级	P_i	污染等级	P_i	污染等级	P_i	污染等级
F	0 ~ 10	0.16	ⅰ	0.08	ⅰ	0.29	ⅰ	0.38	ⅰ	0.17	ⅰ	0.14	ⅰ	0.009	ⅰ	0.43	ⅰ
	>10 ~ 20	0.14	ⅰ	0.08	ⅰ	0.13	ⅰ	0.26	ⅰ	0.11	ⅰ	0.15	ⅰ	0.004	ⅰ	0.36	ⅰ
S	0 ~ 10	0.11	ⅰ	0.07	ⅰ	0.11	ⅰ	0.13	ⅰ	0.14	ⅰ	0.13	ⅰ	0.004	ⅰ	0.18	ⅰ
	>10 ~ 20	0.12	ⅰ	0.07	ⅰ	0.15	ⅰ	0.11	ⅰ	0.12	ⅰ	0.12	ⅰ	0.003	ⅰ	0.19	ⅰ
T	0 ~ 10	0.10	ⅰ	0.09	ⅰ	0.11	ⅰ	0.12	ⅰ	0.22	ⅰ	0.11	ⅰ	0.011	ⅰ	0.19	ⅰ
	>10 ~ 20	0.08	ⅰ	0.07	ⅰ	0.15	ⅰ	0.08	ⅰ	0.14	ⅰ	0.07	ⅰ	0.005	ⅰ	0.14	ⅰ
CK	0 ~ 10	0.08	ⅰ	0.07	ⅰ	0.11	ⅰ	0.09	ⅰ	0.14	ⅰ	0.13	ⅰ	0.006	ⅰ	0.19	ⅰ
	>10~20	0.06	ⅰ	0.09	ⅰ	0.15	ⅰ	0.13	ⅰ	0.12	ⅰ	0.07	ⅰ	0.005	ⅰ	0.18	ⅰ
F、S和T分别为距矿区边界0~500、>500~1 250和>1 250~2 500 m区域，CK为对照区域。P_i为单因子污染指数。

表 4 不同区域旱地土壤重金属污染评价 Table 4 The assessment of heavy metal pollution at each sampling plot

2.4 土壤养分与重金属相关性分析

重金属进入土壤后一般停留在表层几厘米土层内^[11]。由表 5可知, 对于土壤养分, 有机质与全N呈极显著正相关(P < 0.01), 有机质和全N与pH值呈显著负相关(P < 0.05)且相关强度基本一致, 相关系数分别为-0.62与-0.63, 土壤全P、全K与其他养分无显著相关性(P>0.05)。对于土壤重金属, Pb与Cr、Cu和As呈极显著正相关(P < 0.01), Ni与Cd和As呈显著正相关(P < 0.05), Zn和Hg与其他重金属无显著相关性(P>0.05)。对于重金属与土壤养分, 有机质与Pb呈极显著负相关(P < 0.01), 与Cr、Cu和As呈显著负相关(P < 0.05), 全N与Pb呈显著负相关(P < 0.05), 全P、全K和pH值与各重金属无显著相关性(P>0.05)。这说明土壤Pb、Cr、Cu和As来源一致的可能性较大, 其含量增加会降低矿区周边旱地养分含量, 并且重金属Pb是影响有机质和全N含量变化的最重要因素; Cd与Ni来源相似, Zn与Hg和其他重金属来源不同。

表 5 0~10 cm土壤养分与重金属的相关系数 Table 5 Correlation coefficient of soil nutrients and heavy metals at 0-10 cm soil layers

指标	有机质	全N	全P	全K	pH	Pb	Cd	Cr	Cu	Zn	Ni	Hg
全N	0.84**
全P	0.47	0.40
全K	0.03	-0.04	-0.10
pH	-0.62*	-0.63*	-0.13	-0.40
Pb	-0.69**	-0.58*	-0.51	0.12	0.19
Cd	0.28	0.37	0.10	0.39	-0.10	-0.05
Cr	-0.61*	-0.50	-0.46	0.23	0.18	0.94**	0.25
Cu	-0.65*	-0.56	-0.41	0.23	0.24	0.90**	0.26	0.98**
Zn	0.01	0.24	0.04	-0.04	-0.04	0.14	0.14	0.13	0.06
Ni	-0.19	-0.12	-0.12	0.24	0.22	0.18	0.58*	0.40	0.47	-0.52
Hg	0.42	0.31	0.36	0.05	-0.23	0.18	0.20	0.19	0.14	0.36	-0.10
As	-0.64*	-0.56	-0.30	0.25	0.32	0.83**	0.34	0.94**	0.98**	0.03	0.58*	0.16
表示P < 0.05；*表示P < 0.01。

表 5 0~10 cm土壤养分与重金属的相关系数 Table 5 Correlation coefficient of soil nutrients and heavy metals at 0-10 cm soil layers

2.5 0 ~ 10 cm土层土壤重金属主成分分析

由表 6可知, 前3个主成分的累计方差贡献率达到89.68%, 丢失信息较少。其中, 第1主成分方差贡献率为51.88%, Pb、Cr、Cu和As载荷系数较大, 均为正值, 且差异不大, 说明土壤Pb、Cr、Cu和As来源相同, 且是研究区农田重金属的控制元素; 第2主成分方差贡献率为21.67%, Zn和Hg载荷系数分别为0.63和0.40, 大于其他重金属, 说明土壤Zn和Hg来源可能相同; 第3主成分方差贡献率为16.13%, 载荷系数较大的为Cd, 其次为Hg, 说明土壤Cd和部分Hg来源可能相同; Ni在前3个主成分的载荷系数均较小, 说明Ni来源单独为一类。

表 6 0 ~ 10 cm土层土壤重金属主成分分析 Table 6 Principal component analysis of heavy metals at 0-10 cm soil layers

2.6 土壤重金属来源分析

矿区土壤重金属的主要来源可分为自然源(成土母质)和人为活动源^[13]。结合相关性分析与主成分分析结果可知, Pb、Cr、Cu和As来源一致, 并且距矿区距离越近, 差异性越显著, 说明这些重金属主要来源于人为活动源, 因采样点分布于主风向的下风向, 同时有煤炭运输道路存在, 而煤炭采用井下开采, 所以Pb、Cr、Cu和As可能主要来源于主风向上煤炭堆放区与煤矸石堆大风吹扬以及煤炭运输过程中道路煤尘扩散。

通过主成分分析可知, 土壤Zn与Hg来源可能相同, Cd与部分Hg来源可能相同, Ni与其他重金属来源不同; 在相关性分析中, Ni与Cd具有显著正相关(P < 0.05);在土壤重金属含量分析中, Zn含量在F区域与其他区域存在一定差异, Cd、Hg和Ni含量分别在各区域无显著差异且Cd与Hg接近内蒙古土壤环境背景值; 在单一污染指数评价中, Ni在各区域均为轻污染。综合以上分析可知, Zn与Ni来源相对单一, Cd与Hg来源是复合的。对于Zn, 韩玉丽等^[14]研究表明汽车轮胎和车体磨损及发动机润滑油燃烧是Zn的主要来源, 因此, Zn主要来源于人为活动源中的煤炭及其他交通运输; 对于Ni与Cd, 当地常用作物化学肥料为尿素和磷酸二铵, 尿素中含有Ni元素, 磷肥中含有Cd元素, 因此, Ni与Cd主要来源于人为活动源中的农业生产活动; 基于各重金属之间的关系, 对于Hg, 可能同时来源于煤炭及其他交通运输、农业生产活动以及自然成土母质, Cd除来源于农业生产活动外, 同时还来源于自然成土母质。

综上所述, Pb、Cr、Cu和As主要来源于大风对煤炭与煤矸石堆吹扬以及煤炭运输过程中道路煤尘扩散, Zn主要来源于交通运输, Ni主要来源于农业生产活动, Cd与Hg来源于自然成土母质的同时还受到煤矿开发以外的人为活动的复合影响。

3 讨论

煤矿开采过程中煤炭运输、煤矸石随意堆排、大风扬尘等均会加剧矿区周边农田土壤重金属的积累, 进而对土壤养分产生影响^{[3, 15]}。苗旭锋等^[16]研究发现矿冶区内长期开展农作物生产活动, 土壤中速效N含量与重金属含量的相关性不显著。杨敏等^[17]认为土壤有机质和碱解N含量在一定程度上影响重金属的分布, 并且碱解N的作用比有机质强烈。刘平等^[18]在电厂煤粉尘沉降对周边土壤影响的研究中发现煤粉尘在一定程度上增加了土壤有机碳和活性有机质含量。笔者研究则发现距离矿区越近, 土壤有机质和全N含量越低, 同时有机质与Pb、Cr、Cu和As呈显著负相关, 全N与Pb呈显著负相关, 说明土壤重金属对土壤有机质、全N含量有显著影响。究其原因可能是距离矿区越近, 重金属含量越高, 土壤中酶合成作用下降, 微生物生长受到抑制^[19], 致使土壤有机质分解速度减慢, 呼吸作用受到抑制, 固N作用降低, C、N元素的周转速率和能量循环减弱^{[15, 20]}, 进而使得土壤有机质和全N含量降低。

笔者研究发现随距矿区距离增加, 旱地土壤全P含量变化显著, 而土壤全K含量变化不显著。对于土壤全P, 其原因可能是重金属进入土壤后, 土壤对P的保持能力受到影响。对于全K, 一种可能性是重金属含量未达到影响K在土壤中吸附、解吸和形态分配的水平^[21]; 另一种可能性是由于土壤pH值决定和影响着土壤元素和养分的存在状态、转化和有效性^[2], 研究区pH值较高, 对重金属产生了较强的固定化作用, 导致土壤可浸提态含量较低^[22]。

张俊等^[23]发现Pb和Cu来源于煤矿开采活动影响, 黄大伟等^[13]发现Cr来源于成土母质, 高宇潇等^[24]发现开采造成的扬尘等对As影响较为明显。笔者研究发现研究区土壤重金属污染主要为Pb、Cr、Cu和As, 主要来源于人为活动源, 与前人研究结果略有差异。究其原因是结合多元统计方法对土壤重金属来源分析对象局限在各研究区, 仅考虑了各研究区内重金属含量状况和重金属之间的相互关系, 所以在重金属来源分析中产生了差异。

笔者研究表明煤矿开采对500 m范围内旱地重金属污染较明显, 但重金属含量均低于GB 15618— 2018中农用地土壤污染风险筛选值且远低于管制值, 同时采用单因子污染指数评价发现, 土壤重金属污染水平为清洁, 这与王丽等^[25]、徐玉霞等^[26]和齐雁冰等^[11]研究结果相同。究其原因可能与煤矿开采量相对较小、开矿时间较短、重金属积累较少有关。依照《国务院关于印发土壤污染防治行动计划的通知》(国发〔2016〕 31号), 农用地按污染程度划为优先保护类、安全利用类、严格管控类3个类别。按污染程度该研究区域旱地属于优先保护类农用地, 建议当地相关部门加强煤矿企业环境污染源监管与监测, 做好土壤污染预防工作, 切实保障当地农产品安全和人居环境安全。

煤矿周边旱地土壤养分受重金属污染影响较明显, 但是由于多种重金属对旱地土壤的复合污染还受地区环境、耕作措施等因素的影响, 情况较复杂, 如从原理上探明不同重金属排放是如何影响土壤中有机质、碱解N等土壤养分含量以及各重金属因子之间相互关系还需要做长期、深入、细致研究。虽然煤矿开采过程中会产生大量降尘, 会阻碍周边旱地作物生长并增加土壤重金属含量, 但是降尘中的煤灰可能会增加土壤有机碳含量, 所以, 应关注降尘中煤灰对土壤有机碳的影响。笔者研究对象为煤矿周边旱地土壤, 因设计不足, 在评价中未考虑重金属对农产品质量的影响, 故在后续研究中需加强土壤和农产品综合评价研究。

4 结论

(1) 对土壤养分状况分析表明, 煤矿开采对干草原区旱地0~10 cm土层影响大于>10~20 cm土层, 随距矿区距离增加, 土壤有机质与全N含量呈增加趋势, 全P先降低后增加, pH值均>7且差异不大。这表明煤矿开采已经造成研究区周边旱地土壤养分降低, 并产生较严重影响。

(2) 土壤重金属含量状况以及污染评价表明, 煤矿开采区0~10 cm土层土壤受重金属影响大于>10~20 cm土层, 500 m范围内土壤重金属污染较明显, Pb、Cr、Cu和As富集明显。这表明煤矿开采已导致矿区周边旱地受到重金属污染。

(3) 通过相关性、主成分以及重金属来源分析认为, 来源于煤炭堆放区与煤矸石堆受大风吹扬以及煤炭运输过程中道路煤尘扩散的Pb、Cr、Cu和As会降低矿区周边土壤有机质和全N含量, Zn主要来源于交通运输, Ni主要来源于农业生产活动, Cd与Hg来源于自然成土母质的同时还受煤矿开采以外人为活动的复合影响。这表明研究区周边旱地土壤养分下降及重金属污染主要来源于人为活动。

研究区土壤重金属致使土壤养分下降的同时, 重金属污染程度正在日益加重, 企业及相关部门应该采取有效措施重点对Pb、Cr、Cu和As污染进行治理, 同时加强对其他重金属元素的监测。

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