草原區煤礦開采對周邊旱作農田土壤養分和重金屬的影響

劉 軍，張成福，孫冬杰，景艷賓 （內蒙古農業大學沙漠治理學院，內蒙古呼和浩特 010010）

煤炭資源開發與利用為推動社會經濟快速發展做出了巨大貢獻，但煤炭開發會擾動土層，破壞植被，使礦區與周邊土壤性質產生較大差異［1-2］，產生的廢水、廢渣、煤矸石以及煤礦粉塵遷移和沉降過程中攜帶的重金屬也會污染礦區周邊土壤［3］。農田土壤質量直接關系著人類生存健康［4-5］，因此，開展煤礦開采對周邊農田土壤重金屬污染的研究意義重大。

當前，煤礦周邊農田土壤重金屬污染問題已受到國內外學者廣泛關注。BHUIYAN等［6］發現孟加拉北部礦區周邊農田土壤Mn、Zn、Pb和Ti來源于人為活動，特別是煤炭開采活動。REHMAN等［7］發現巴基斯坦 Sewakht礦山附近土壤 Cd、Cr、Co和 Ni的致癌風險已高于兒童極限。王其楓等［8］對廣東韶關主要礦區周邊農田土壤Pb和Cd形態分布和生物有效性研究發現，蔬菜中Pb和Cd含量與土壤酸提取態、可還原態、可氧化態及土壤有效態含量顯著相關。劉玥等［9］發現神府礦區煤矸石周邊土壤Pb、Zn、Cu和Cd含量均大大超過中國土壤元素背景值，且Pb和Cd單項潛在生態風險等級已達到中等。

近年來，相關學者針對土壤重金屬污染做了眾多研究，但對草原區煤礦周邊旱地土壤養分和重金屬污染之間關系的研究尚鮮有報道。因此筆者選取鄂爾多斯市伊金霍洛旗納林陶亥鎮丁家圪堵煤礦周邊旱地為研究對象，分析土壤養分和重金屬含量狀況，選用單因子污染指數和綜合污染指數評價法對重金屬污染程度進行評價，采用相關性分析與主成分分析法探索土壤養分與重金屬之間相互關系以及重金屬異常富集來源，以期為草原區煤礦周邊旱地質量保護和重金屬污染治理提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

丁家圪堵煤礦住于鄂爾多斯市伊金霍洛旗納林陶亥鎮，地理坐標為 39°24′～39°25′N，110°16′～110°19′E，地處草原向荒漠草原過渡的半干旱、干旱地帶。研究區地形總體為西高東低，最高點位于礦區中部，海拔標高為1 284 m，最低點位于礦區北部，海拔標高為1 260 m，最大標高差為24 m，一般相對標高差為8 m，植被稀少，呈荒漠-半荒漠丘陵地貌特征。研究區屬于典型溫帶大陸性氣候區，日照豐富，無霜短期，平均氣溫為5.3～7.8℃，降水主要集中在7—9月，年降水量為170～350 mm，年蒸發量為2 000～3 000 mm，全年8級以上大風日在40 d以上。主要土壤類型為風沙土、栗鈣土和粗骨土。煤礦始建于1996年，原設計能力為30萬t·a-1，2007年改擴建為90萬t·a-1。煤田內畢連免溝向東南方向延伸，溝中常年有流水，直接充水含水層為孔隙、裂隙含水層，涌水量小，條件簡單，礦床水文地質條件為簡單-中等。煤層以黑色為主，煤質較好，為特低灰、特低硫、特低磷、高中發熱量和高揮發分的長焰煤，頂板巖性為細砂巖、砂質泥巖，底板巖性為泥巖、粉砂質泥巖，主要開采方式為房柱式開采。

1.2 樣品采集

于2014年4月，旱地耕作前，在礦區附近旱地采集土壤樣品。以礦區東南向邊界為起始，在冬季主風向下風向，以1/4圓為基礎，設置距礦區邊界0～500（F）、＞500～1 250（S）和＞1 250～2 500 m（T）3個樣區，每個樣區中心設置3個樣點，樣點按照等邊三角形分布且間距為50 m，在地勢平坦處采集0～10和＞10～20 cm土層樣品，選擇距離礦區5 km、周圍無其他礦區且地形與研究區類似的旱地作為對照（CK）。取樣前將樣點土壤表層殘留物和雜質清理干凈，以梅花采樣法取4個土樣混勻，然后采用四分法取樣，共采集樣品24個（質量約為1.00 kg）。由于采樣深度較淺，且為防止采樣過程中樣品受采樣工具污染，采用木鏟操作，使用塑料袋密封帶回實驗室，經自然風干后，剔除雜質和植物根系，使用瑪瑙研缽研磨后過75 μm孔徑尼龍篩，裝袋備用。

1.3 樣品分析和質量控制

土壤養分與重金屬指標由農業部農產品質量安全監督檢驗測試中心（呼和浩特）測定。其中，土壤養分中全N含量采用凱氏定氮法測定，全P含量采用NaOH熔融-鉬銻抗比色法測定，全K含量采用火焰光度法測定，有機質含量采用K2CrO7-H2SO4外加熱容量法測定，pH值采用電位法測定；土壤重金屬元素中Cd和Pb含量采用石墨爐原子吸收分光光度法測定，Cu、Zn、Ni和Cr含量采用火焰原子吸收分光光度法測定，Hg含量采用冷原子吸收法測定，As含量采用硼氫化鉀-硝酸銀分光光度法測定。所用玻璃器皿均使用質量為數為10%的硝酸溶液浸泡24 h，所用試劑均為優級純，分析用水均為超純水。樣品分析過程中進行土壤樣品空白實驗，同時采用20%平行樣和土壤標準物質（GBW07402）進行質量控制，測定結果均在誤差允許范圍內。

1.4 土壤重金屬評價方法

當前土壤重金屬污染評價方法主要為單因子指數法［3，10］，計算公式為 Pi=Ci/Si，其中，Pi為單因子污染指數；Ci為污染物實測值；Si為污染物參比值，選擇GB 15618—2018《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》中農用地土壤污染風險篩選值作為參比值。Pi越大，則土壤污染越嚴重［11-12］（表1）。

表1 重金屬污染指數分級表Table 1 Classification of heavy metal pollution index

1.5 數據分析與處理

采用SAS 9.5軟件進行多元統計方差、相關性和主成分分析。采用Excel 2007軟件表格制作。

2 結果與分析

2.1 土壤養分狀況分析

由表2可知，在總體上，隨距礦區距離和土層深度增加，除＞10～20 cm土層pH值略高于0～10 cm土層且差異不顯著外，0～10 cm土層土壤有機質和全N含量呈逐漸增加趨勢且高于＞10～20 cm土層。在0～10 cm土層，F區域土壤有機質含量與其他樣點差異顯著（P＜0.05），且T、CK和S區域分別為F區域的5.62、3.77和3.64倍；F區域土壤全N含量與S、CK區域略有差異，且與T區域差異顯著（P＜0.05），T、S和CK區域分別為F區域的6.38、4.15和3.46倍；F區域土壤pH值為8.93，略高于其他樣點，但差異不顯著（P＞0.05）。在＞10～20 cm土層，F區域有機質含量與S區域略有差異，與T和CK區域差異顯著（P＜0.05），但總體差異小于表層土壤，T、CK和S區域土壤有機質含量分別為F區域的3.62、3.08和2.49倍；pH值與全N含量變化與0～10 cm土層基本一致，但差異不顯著（P＞0.05）。這說明草原煤礦區周邊1 250 m范圍內旱地土壤養分變化較明顯，尤其0～10 cm土層土壤養分變化較大，其中，土壤有機質和全N含量變化顯著，土壤pH值變化不顯著。

由表2可知，在0～10 cm土層，隨距礦區距離增加，土壤全P含量呈先降低后升高趨勢，F和S區域與T和CK區域相比差異顯著（P＜0.05），平均值由小到大依次為S、F、T和CK區域；但各區域土壤全K含量變化不大，差異不顯著（P＞0.05）。在＞10～20 cm土層，各區域土壤全P和全K含量變化規律基本一致；F區域土壤全P含量與S、T和CK區域差異顯著（P＜0.05）；F區域土壤全K含量顯著高于S和T區域（P＜0.05），與CK有一定差異。這說明草原煤礦開采可能會影響距煤礦較近旱地土壤全P含量，但不一定會對土壤全K含量產生顯著影響。

表2 不同區域旱地土壤養分含量Table 2 Soil nutrient content of dry land soil at each sampling plot

2.2 土壤重金屬含量狀況分析

由表3可知，各區域土壤重金屬含量均低于GB 15618—2018中農用地土壤污染風險篩選值，除S區域土壤Pb、Cd和As外，0～10 cm土層重金屬含量在總體上高于＞10～20 cm土層。在0～10 cm土層，隨距煤礦距離增加，土壤Pb和Cr含量呈逐漸降低趨勢，其中，對于Pb，F區域與其他樣點差異顯著，S與CK區域差異顯著（P＜0.05）；對于Cr，F區域與各樣點差異顯著，S與T區域無顯著差異，但均顯著高于CK區域（P＜0.05）。各區域土壤Cd、Ni和Hg含量變化不大且無顯著差異（P＞0.05）。對于土壤Cu和As含量，S、T和CK區域均與F區域差異顯著（P＜0.05）。對于土壤Zn含量，無明顯分布規律，T區域與S和CK區域差異顯著（P＜0.05），與F區域略有差異。這說明在0～10 cm土層，煤礦周邊旱地土壤Cd、Ni、Hg和Zn含量變化規律不明顯；F區域土壤Cu和As含量最大；2 500 m范圍內土壤Pb和Cr含量均高于CK區域，且距離煤礦越近，Pb和Cr含量越高。

由表3可知，在＞10～20 cm土層，隨距煤礦距離增加，土壤Pb含量逐漸減低，差異性逐漸降低，其中，F和S區域與T區域稍有差異，與CK區域差異顯著（P＜0.05）。土壤Ni含量隨距煤礦距離增加而逐漸降低，F和S區域顯著高于T和CK區域（P＜0.05）。對于土壤Cu和As含量，S、T和CK區域顯著低于F區域（P＜0.05）。各區域土壤Cd、Cr、Zn和Hg含量無明顯差異。這說明在＞10～20 cm土層，隨距煤礦距離增加，土壤Cd、Cr、Zn和Hg含量變化不顯著；Pb與Ni含量在F和S區域較高，Cu與As在F區域較高。

表3 不同區域旱地土壤重金屬含量Table 3 Heavy metal content of dry land soil at each sampling plot mg·kg-1

2.3 土壤重金屬污染評價

對煤礦區周邊旱地重金屬進行單因子污染指數評價（表4）。由表4可知，不同區域土壤重金屬含量均屬清潔水平。在0～10 cm土層，除S區域Cd、Zn、As和Hg，T區域Ni和As外，F、S和T區域重金屬污染程度均高于CK區域，且F區域Pb、Cu、Cr和As污染程度比其他區域高。在＞10～20 cm土層，Pb和Ni污染程度隨距離煤礦距離增加而逐漸降低，其他重金屬污染程度隨距離增加無明顯變化規律。對于不同土層，F區域除Cd和Ni外，＞10～20 cm土層各重金屬污染程度均低于0～10 cm土層，而其他區域各土層重金屬污染程度差異不大。這說明對于煤礦周邊旱地，0～10 cm土層土壤重金屬污染較＞10～20 cm土層嚴重，500 m范圍內土壤重金屬污染相對較明顯，主要污染物為Pb、Cr、Cu和As。雖然總體上研究區土壤重金屬污染水平是清潔的，但有關部門應采取適當措施加強監測與保護，預防煤礦周邊旱地土壤受重金屬污染的程度加重。

表4 不同區域旱地土壤重金屬污染評價Table 4 The assessment of heavy metal pollution at each sampling plot

2.4 土壤養分與重金屬相關性分析

重金屬進入土壤后一般停留在表層幾厘米土層內［11］。由表5可知，對于土壤養分，有機質與全N呈極顯著正相關（P＜0.01），有機質和全N與pH值呈顯著負相關（P＜0.05）且相關強度基本一致，相關系數分別為-0.62與-0.63，土壤全P、全K與其他養分無顯著相關性（P＞0.05）。對于土壤重金屬，Pb與Cr、Cu和As呈極顯著正相關（P＜0.01），Ni與Cd和As呈顯著正相關（P＜0.05），Zn和Hg與其他重金屬無顯著相關性（P＞0.05）。對于重金屬與土壤養分，有機質與Pb呈極顯著負相關（P＜0.01），與Cr、Cu和As呈顯著負相關（P＜0.05），全N與Pb呈顯著負相關（P＜0.05），全P、全K和pH值與各重金屬無顯著相關性（P＞0.05）。這說明土壤Pb、Cr、Cu和As來源一致的可能性較大，其含量增加會降低礦區周邊旱地養分含量，并且重金屬Pb是影響有機質和全N含量變化的最重要因素；Cd與Ni來源相似，Zn與Hg和其他重金屬來源不同。

表5 0～10 cm土壤養分與重金屬的相關系數Table 5 Correlation coefficient of soil nutrients and heavy metals at 0-10 cm soil layers

2.5 0～10 cm土層土壤重金屬主成分分析

由表6可知，前3個主成分的累計方差貢獻率達到89.68%，丟失信息較少。其中，第1主成分方差貢獻率為51.88%，Pb、Cr、Cu和 As載荷系數較大，均為正值，且差異不大，說明土壤Pb、Cr、Cu和As來源相同，且是研究區農田重金屬的控制元素；第2主成分方差貢獻率為21.67%，Zn和Hg載荷系數分別為0.63和0.40，大于其他重金屬，說明土壤Zn和Hg來源可能相同；第3主成分方差貢獻率為16.13%，載荷系數較大的為Cd，其次為Hg，說明土壤Cd和部分Hg來源可能相同；Ni在前3個主成分的載荷系數均較小，說明Ni來源單獨為一類。

表6 0～10 cm土層土壤重金屬主成分分析Table 6 Principal component analysis of heavy metals at 0-10 cm soil layers

2.6 土壤重金屬來源分析

礦區土壤重金屬的主要來源可分為自然源（成土母質）和人為活動源［13］。結合相關性分析與主成分分析結果可知，Pb、Cr、Cu和As來源一致，并且距礦區距離越近，差異性越顯著，說明這些重金屬主要來源于人為活動源，因采樣點分布于主風向的下風向，同時有煤炭運輸道路存在，而煤炭采用井下開采，所以Pb、Cr、Cu和As可能主要來源于主風向上煤炭堆放區與煤矸石堆大風吹揚以及煤炭運輸過程中道路煤塵擴散。

通過主成分分析可知，土壤Zn與Hg來源可能相同，Cd與部分Hg來源可能相同，Ni與其他重金屬來源不同；在相關性分析中，Ni與Cd具有顯著正相關（P＜0.05）；在土壤重金屬含量分析中，Zn含量在F區域與其他區域存在一定差異，Cd、Hg和Ni含量分別在各區域無顯著差異且Cd與Hg接近內蒙古土壤環境背景值；在單一污染指數評價中，Ni在各區域均為輕污染。綜合以上分析可知，Zn與Ni來源相對單一，Cd與Hg來源是復合的。對于Zn，韓玉麗等［14］研究表明汽車輪胎和車體磨損及發動機潤滑油燃燒是Zn的主要來源，因此，Zn主要來源于人為活動源中的煤炭及其他交通運輸；對于Ni與Cd，當地常用作物化學肥料為尿素和磷酸二銨，尿素中含有Ni元素，磷肥中含有Cd元素，因此，Ni與Cd主要來源于人為活動源中的農業生產活動；基于各重金屬之間的關系，對于Hg，可能同時來源于煤炭及其他交通運輸、農業生產活動以及自然成土母質，Cd除來源于農業生產活動外，同時還來源于自然成土母質。

綜上所述，Pb、Cr、Cu和As主要來源于大風對煤炭與煤矸石堆吹揚以及煤炭運輸過程中道路煤塵擴散，Zn主要來源于交通運輸，Ni主要來源于農業生產活動，Cd與Hg來源于自然成土母質的同時還受到煤礦開發以外的人為活動的復合影響。

3 討論

煤礦開采過程中煤炭運輸、煤矸石隨意堆排、大風揚塵等均會加劇礦區周邊農田土壤重金屬的積累，進而對土壤養分產生影響［3，15］。苗旭鋒等［16］研究發現礦冶區內長期開展農作物生產活動，土壤中速效N含量與重金屬含量的相關性不顯著。楊敏等［17］認為土壤有機質和堿解N含量在一定程度上影響重金屬的分布，并且堿解N的作用比有機質強烈。劉平等［18］在電廠煤粉塵沉降對周邊土壤影響的研究中發現煤粉塵在一定程度上增加了土壤有機碳和活性有機質含量。筆者研究則發現距離礦區越近，土壤有機質和全N含量越低，同時有機質與Pb、Cr、Cu和As呈顯著負相關，全N與Pb呈顯著負相關，說明土壤重金屬對土壤有機質、全N含量有顯著影響。究其原因可能是距離礦區越近，重金屬含量越高，土壤中酶合成作用下降，微生物生長受到抑制［19］，致使土壤有機質分解速度減慢，呼吸作用受到抑制，固N作用降低，C、N元素的周轉速率和能量循環減弱［15，20］，進而使得土壤有機質和全N含量降低。

筆者研究發現隨距礦區距離增加，旱地土壤全P含量變化顯著，而土壤全K含量變化不顯著。對于土壤全P，其原因可能是重金屬進入土壤后，土壤對P的保持能力受到影響。對于全K，一種可能性是重金屬含量未達到影響K在土壤中吸附、解吸和形態分配的水平［21］；另一種可能性是由于土壤pH值決定和影響著土壤元素和養分的存在狀態、轉化和有效性［2］，研究區pH值較高，對重金屬產生了較強的固定化作用，導致土壤可浸提態含量較低［22］。

張俊等［23］發現Pb和Cu來源于煤礦開采活動影響，黃大偉等［13］發現Cr來源于成土母質，高宇瀟等［24］發現開采造成的揚塵等對As影響較為明顯。筆者研究發現研究區土壤重金屬污染主要為Pb、Cr、Cu和As，主要來源于人為活動源，與前人研究結果略有差異。究其原因是結合多元統計方法對土壤重金屬來源分析對象局限在各研究區，僅考慮了各研究區內重金屬含量狀況和重金屬之間的相互關系，所以在重金屬來源分析中產生了差異。

筆者研究表明煤礦開采對500 m范圍內旱地重金屬污染較明顯，但重金屬含量均低于GB 15618—2018中農用地土壤污染風險篩選值且遠低于管制值，同時采用單因子污染指數評價發現，土壤重金屬污染水平為清潔，這與王麗等［25］、徐玉霞等［26］和齊雁冰等［11］研究結果相同。究其原因可能與煤礦開采量相對較小、開礦時間較短、重金屬積累較少有關。依照《國務院關于印發土壤污染防治行動計劃的通知》（國發〔2016〕31號），農用地按污染程度劃為優先保護類、安全利用類、嚴格管控類3個類別。按污染程度該研究區域旱地屬于優先保護類農用地，建議當地相關部門加強煤礦企業環境污染源監管與監測，做好土壤污染預防工作，切實保障當地農產品安全和人居環境安全。

煤礦周邊旱地土壤養分受重金屬污染影響較明顯，但是由于多種重金屬對旱地土壤的復合污染還受地區環境、耕作措施等因素的影響，情況較復雜，如從原理上探明不同重金屬排放是如何影響土壤中有機質、堿解N等土壤養分含量以及各重金屬因子之間相互關系還需要做長期、深入、細致研究。雖然煤礦開采過程中會產生大量降塵，會阻礙周邊旱地作物生長并增加土壤重金屬含量，但是降塵中的煤灰可能會增加土壤有機碳含量，所以，應關注降塵中煤灰對土壤有機碳的影響。筆者研究對象為煤礦周邊旱地土壤，因設計不足，在評價中未考慮重金屬對農產品質量的影響，故在后續研究中需加強土壤和農產品綜合評價研究。

4 結論

（1）對土壤養分狀況分析表明，煤礦開采對干草原區旱地0～10 cm土層影響大于＞10～20 cm土層，隨距礦區距離增加，土壤有機質與全N含量呈增加趨勢，全P先降低后增加，pH值均＞7且差異不大。這表明煤礦開采已經造成研究區周邊旱地土壤養分降低，并產生較嚴重影響。

（2）土壤重金屬含量狀況以及污染評價表明，煤礦開采區0～10 cm土層土壤受重金屬影響大于＞10～20 cm土層，500 m范圍內土壤重金屬污染較明顯，Pb、Cr、Cu和As富集明顯。這表明煤礦開采已導致礦區周邊旱地受到重金屬污染。

（3）通過相關性、主成分以及重金屬來源分析認為，來源于煤炭堆放區與煤矸石堆受大風吹揚以及煤炭運輸過程中道路煤塵擴散的Pb、Cr、Cu和As會降低礦區周邊土壤有機質和全N含量，Zn主要來源于交通運輸，Ni主要來源于農業生產活動，Cd與Hg來源于自然成土母質的同時還受煤礦開采以外人為活動的復合影響。這表明研究區周邊旱地土壤養分下降及重金屬污染主要來源于人為活動。

研究區土壤重金屬致使土壤養分下降的同時，重金屬污染程度正在日益加重，企業及相關部門應該采取有效措施重點對Pb、Cr、Cu和As污染進行治理，同時加強對其他重金屬元素的監測。