张 妮，冯振华，魏 菲，李 强，刘仕翔
(1.四川省地质矿产勘查开发局成都综合岩矿测试中心，成都 610081；
2.广西博世科环保科技股份有限公司，南宁 530007)
人类的生存离不开土壤，土壤也是人类历史发展过程产生深远影响的一个重要因素[1-2]。土壤中重金属多来源于人类活动，如农用化学品的使用、污水灌溉、工业生产、矿山开采及冶炼等一系列活动[3]，重金属可通过农作物进入人体，对人类健康存在极大的威胁[4～6]。矿山的非合理化开采以及煤矸石在露天环境中的长期堆放进一步影响了周边农田土壤环境，导致了严重的重金属污染问题，对于地处矿区周边的土壤来说其重金属含量通常情况下比较高，而且在土壤中会残留较长时间，涉及的影响范围也比较广，往往与居民点以及农田距离相对较近，因此必然会对人们的身体健康产生威胁[7]。近年来政府部门针对于矿山开采带来的环境问题，对矿山实施了政策性关闭、环境治理及修复等工作[8]。因此，合理评价矿区周边农田土壤重金属污染程度及生态风险是十分必要的，可为后期开展农田土壤治理修复及风险管控提供可靠的数据支撑。
在整个西南地区宜宾市都属于煤炭资源分布最为广泛的一个地区，宜宾市全境范围内分布着44种矿产，截至目前已经发现305处矿产地，在所有矿产中E级储量以上的矿产数量已经达到23种，其中有53亿t的煤资源，且煤炭资源主要是在筠连县、兴文县、珙县等几个地区分布。江安县是主要矿产工业区之一，据表明煤储量达4200余万t，矿产资源主要为石灰岩、硫铁矿、无烟煤、烟煤、含铜砂岩、天然气、页岩，其中石灰岩、硫铁矿、无烟煤、烟煤等主要分布在红桥、五矿两镇。红桥、五矿两镇煤矿厂均始建于20世纪90年代，开采物种为煤，开采方式为地下开采，开采K2煤层。根据政策要求，煤矿于2013年进行永久性关闭，现目前堆放区仍堆放着大量煤矸石，使得周围生态环境受到了极大的胁迫。
近年来，国内学者已对煤矿周边土壤重金属在来源解析、特征分析、污染评价等方面进行了大量的研究，其中张永文[9]等人研究过程中重点选择重庆某煤矿为研究对象，详细评价煤矿周边土壤重金属的污染状况和生态风险，仝双梅[10]等在研究过程中重点选择贵州的某煤矿为主要对象，详细评价了该煤矿周边土壤受重金属污染的具体状况以及污染特征，同时也对重金属污染给人体健康造成的风险进行了评价，均表明矿区周边土壤受到了污染。现阶段关于宜宾市江安县煤矿周边农田土壤污染现状的报道较少，以江安县为研究区的文章[11～13]多针对于耕地整体的土壤、不同乡镇稻田土壤重金属污染状况等方面，而江安县地下开采的这类型煤矿对周边农田影响并不明确。鉴于这种状况，本文详细研究该地区4个相连煤矿周边的农田重金属污染状况，在研究过程中主要利用的研究方法有单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法、潜在生态风险指数法，通过上述的研究能够为与江安县相类似的区域重金属污染防治工作提供可靠数据支撑。
1.1 研究区概况
研究区位于四川省南部山区的江安县红桥至五矿矿段之红桥段(西段)，地貌类型属浅切割低山区，地貌总体上受地质构造的制约，山脉走向与构造线方向一致，呈东西向展布。在地质构造上矿区位于珙长背斜北翼中段，为一单斜构造，地层走向近东西向，倾向北345°～350°，倾角60°～83°，属急倾斜煤层。煤层(无烟煤)主要赋存于二叠溪龙潭组第二加三段。本区可采煤层2层，K2、K1煤层，即“大汉炭”煤层和底部“细花炭”。
1.2 土壤样品采集及分析测试
研究区农田主要种植作物为红薯、蔬菜、水稻等，采用网格布点法对江安县红桥镇4个煤矿下游处的农田进行监测，采样密度为1个/50亩，共计107个(见图1)，采样过程中都是按照梅花点法来对每一个监测点位的中心点位置以及对角线4个位置采集0～20cm深度的5个土壤样品，通过四分法取1.0～1.5kg装入样品袋作为该点位样品。同时在研究区上游1.5km外选择未受煤矿开采活动影响的区域及相对未受人为干扰的区域采集10个土壤背景点位，取均值作为研究区土壤重金属背景值。完成样品采集后需要在室内环境下进行自然风干处理，将风干后的土样研磨通过20、100目尼龙筛进行详细筛分并密封装袋等待测试。
样品测试方法按照国家标准及行业标准执行，见表1。
图1 研究区土壤采样点位分布图Fig.1 Distribution of soil sampling points in the study area
表1 元素分析方法与检出限Tab.1 The elemental analysis methods and detection limits
1.3 评价方法
以《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)[17]中土壤筛选值作为评价标准值。
1.3.1 重金属污染评价
在水库上游设立水文站，及时提供准确、可靠的水文情报预报，为水库防洪提供切实可靠的水雨情即时资料，便于水库采取有效防洪措施。有供水任务时，可以随时了解水库水质情况。此外，还可以掌握泥沙淤积等情况。
1.3.1.1 单因子污染指数法 该方法在实际利用过程中是选择每个元素层面来对土壤重金属污染状况进行评价，并采用以下公式进行计算：
(1)
式中：Ci为重金属i的实测值；
Si为重金属i的评价标准值；
Pi为重金属i的单因子污染指数；
分级标准[18]：Pi≤1，无污染；
1
1.3.1.2 内梅罗综合污染指数法 利用该方法不仅能够将土壤受到不同污染物的影响作用进行分析，同时也能够针对土壤在高浓度污染物作用下产生的影响进行分析[19～21]。采用以下公式进行计算：
(2)
(3)
1.3.2 重金属潜在生态风险评价
潜在生态风险指数法[23]是从重金属的含量、毒性水平、协同作用以及敏感性等多个角度进行综合考虑，评价结果能够将人类受到的直接影响进行充分体现，在评价领域中得到了推广[24]。以下为其具体计算公式：
(4)
(5)
2.1 土壤重金属含量分布特征
2.1.1 土壤重金属含量统计
研究区农田土壤的pH值处于4.22～8.29范围内，其中强酸性(pH≤5.5)、弱酸性(5.5
由表2可以得知，研究区农田土壤中8种重金属平均值均高于区域土壤背景值。其中As、Cd、Cu、Hg平均值是区域土壤背景值的2倍以上；
Cr、Ni、Pb平均值是区域土壤背景值的1.5～2倍；
Zn平均值为124mg/kg，略高于区域土壤背景值；
累积程度由高到低依次为Hg>Cd>As>Cu>Cr>Ni>Pb>Zn，各元素累积指数大于1.5的样品数占样品总数的比例分别为97.2%、92.5%、86.0%、66.4%、61.7%、48.6%、44.9%、36.4%，表明Cd、Hg在土壤中累积程度及累积范围均较广。
所有重金属中变异系数相对较高的元素为Cd、Cu、Hg，而其他重金属其变异系数处在0.31～0.39范围内，表明煤矿的开采活动对土壤中Cd、Cu、Hg影响最大。
表2 研究区农田土壤重金属含量特征Tab.2 Concentrations distribution of heavy metals in farmland soils in the study area (mg/kg)
2.1.2 土壤重金属空间分布
土壤重金属含量的空间分布情况见图2。由图可以看出Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Zn存在较为相似的空间分布，含量较高的区域均分布在靠近煤矿开采区及堆放区一侧，表明有相同的来源。研究表明，江安县成土母质中Cd平均值是低于区域背景值[12]，表明研究区土壤中Cd高含量并不是成土母质造成的，而是受到煤矿开采活动及煤矸石长时期露天堆放的影响。此外，不合理的施用磷肥也是土壤Cd的重要来源[26]。As含量较高的区域分布广泛，无明显规律，除了受到煤矿开采活动影响外，也可能与成土母质、煤炭燃烧、农药化肥及污水灌溉有关[27]。Pb元素含量分布比较均匀的是，这很可能与汽车尾气的排放存在一定的关联[28]。
图2 土壤重金属含量的空间分布图Fig.2 Spatial distribution of soil heavy metal content
2.2 土壤重金属污染评价
2.2.1 单因子污染指数评价
评价结果见表3。单项重金属污染指数平均值从高到低依次为Cd>Cu>Cr>Ni>Zn>As>Pb>Hg，对于Hg元素来说其目前处于无污染状态，其他重金属均具有污染，污染程度最为严重为Cd，该重金属的污染样品占比达到96.26%，且重度污染样品占比达到4.67%；
Cu污染程度次之，有29.91%的样品存在Cu污染，最高可达到轻度污染；
As、Cr、Ni、Pb、Zn仅个别样品存在轻微污染；
研究表明，无序堆放的煤矸石等废渣会对土壤中Cd和Cu含量产生较大的贡献率[29]。从总体层面来看，整个研究区农田土壤中最具普遍性和严重性的元素为Cd和Cu，尤其是Cd。
表3 单因子污染指数法评价结果Tab.3 Evaluation result of single factor pollution index method
续表3
2.2.2 内梅罗综合污染指数评价
评价结果见表4。研究区所有的土壤样品中存在污染现象的样品占比达到61.68%，其中轻度污
表4 内梅罗综合污染指数法评价结果Tab.4 Evaluation result of Nemerow comprehensive pollution index method
染的样品占比达到27.10%，中度污染的样品占比达到14.02%，重度污染的样品占比达到20.56%，结果表明煤矿历史生产活动对周边土壤产生影响较大。
2.3 土壤重金属潜在生态风险评价
评价结果见表5。从单项重金属潜在生态风险来看，除Cd元素外其余元素属于低生态风险，Cd风险指数处于14.7～265范围内，其生态风险以中等、较高为主，中等生态风险的样品占比达到了47.66%，较高风险的样品所占比例为33.65%，表明Cd对人体健康的影响最为深刻，应当引起重视。从整体来看，绝大多数土壤处于低生态风险，有6.54%的样品处于中等生态风险程度。
表5 潜在生态风险指数法评价结果Tab.5 Evaluation result of potential ecological risk index method
2.4 讨论
本研究结果显示，研究区农田土壤中重金属平均含量均远超过区域土壤背景值，且变异系数相对较高的元素为Cd、Cu、Hg，表明这3种元素受煤矿开采活动等影响最大，这一结论与张永文[9]、仝双梅[10]等人关于西南某煤矿对周边农田土壤影响的研究结论是一致的，张永文等人研究结果表明土壤中Cd、Cu元素受到的影响最大；
仝双梅等人研究结果表明Cd、As、Hg元素受到的影响最大。有研究表明，长期开采矿产资源及露天堆放尾矿会严重破坏区域的土壤环境，导致土壤中重金属产生较高的变异性[30]。本研究区4个煤矿开采年限较长、年产量较大，生产时期“三废”存在随意排放现象，且现目前堆放区仍放置大量煤矸石，经风吹、日晒、雨淋，煤矿中重金属等有毒有害成分会不断渗出，造成周边农田土壤重金属污染。此外，研究区岩溶发育，岩溶土壤的表层具有吸附阻隔能力[31]，也可能导致土壤重金属污染及高变异性。
本研究结果显示，研究区农田土壤重金属污染的贡献最大且潜在生态风险最高的元素是Cd，这一结论与张永文[9]、仝双梅[10]等人关于西南某煤矿对周边农田土壤影响的研究结论是一致的，张永文等人研究结果表明土壤中Cd污染最严重，Cd、Hg为主要生态危害元素；
仝双梅等人研究结果表明土壤中Cu元素污染程度最大，Cd次之，Cd、Hg为主要生态危害元素。有研究表明，煤矸石、尾矿等废渣长时期的露天堆放，经过风吹、日晒、雨淋等自然条件下，废渣中的重金属等有害成分会不断渗出，随着地表径流污染周围土壤，进而增加人体健康风险[32]。
因此，本研究区农田土壤污染治理的重点是Cd元素，建议对污染源开展风险管控工作，对农田土壤及农作物加强监测，同时开展修复治理工作，防止重金属长期暴露而产生蓄积性污染。另外，可采用科普教育等形式对当地居民的科学防范做出指导。
3.1 8种重金属在研究区农田土壤中表现出了一定程度的积累，其平均值均高于区域土壤背景值，含量较高的区域主要分布在靠近煤矿这一侧农田，Cd、Hg累积程度最为突出，且变异系数大，受矿业活动最为明显。
3.2 所有土壤样品中Hg均处于无污染水平，其余7种重金属均有不同程度的污染，其中Cd污染程度最严重，最高达到重度污染水平；
Cu污染程度次之，最高为轻度污染水平；
其余5种元素仅个别样品存在轻微污染水平。
3.3 研究区土壤目前属于清洁、尚清洁、轻度污染、中度污染、重度污染等不同水平占比分别达到27.10%、11.22%、27.10%、14.02%、20.56%，其中贡献最大的污染因子为Cd。
3.4 从单项重金属潜在生态风险来看，除Cd外其余重金属均属于低生态风险，以中等、较高风险为主，最高达到高生态风险；
从整体来看，6.54%的土壤属于中等生态风险，其余土壤均属于低生态风险。
3.5 总体而言，从污染程度及生态风险来看，研究区农田土壤中Cd元素最为突出，应引起警惕。
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