明山煤礦區(qū)廢棄地重金屬污染土壤環(huán)境質(zhì)量評價(jià)

摘要：為了科學(xué)評價(jià)廣東省明山煤礦區(qū)廢棄地土壤重金屬污染情況，于2010年11月至2011年3月采集明山煤礦區(qū)廢棄地受重金屬污染的5個(gè)樣點(diǎn)的土壤樣品，運(yùn)用原子吸收分光光度法對土壤中7種重金屬元素進(jìn)行測定。結(jié)果表明，①土壤pH為2.87～6.16，土壤較貧瘠。②土壤污染主要是Cd、Mn污染，其中Cd平均含量為2.052 mg/kg（0.759～3.109 mg/kg），超標(biāo)嚴(yán)重；Mn平均含量為421.215 mg/kg（387.057～488.660 mg/kg），污染嚴(yán)重。③從內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)看，樣點(diǎn)1、樣點(diǎn)4、樣點(diǎn)5為極重污染，樣點(diǎn)2、樣點(diǎn)3為中度污染。

關(guān)鍵詞：重金屬污染；煤礦區(qū)廢棄地；環(huán)境質(zhì)量評價(jià)；廣東明山煤礦

中圖分類號：X53 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）18-4351-04

礦山開采給人類帶來了巨大的財(cái)富，也給區(qū)域生態(tài)環(huán)境帶來了極大問題，其中礦坑排水、礦石及廢石堆所產(chǎn)生的淋濾水、礦山工業(yè)和生活廢水、礦石粉塵、燃煤排放的煙塵和SO2等，嚴(yán)重危害礦區(qū)生態(tài)環(huán)境和人們的身心健康，引發(fā)一系列經(jīng)濟(jì)、生態(tài)、社會等方面的問題[1，2]。煤矸石是煤炭開采、洗選加工過程中產(chǎn)生的固體廢棄物，大量煤矸石的堆積不僅侵占大量工礦用地、林地、耕地、居民地，還破壞地質(zhì)、地貌景觀；煤矸石自燃時(shí)排放大量有害氣體污染空氣；刮風(fēng)時(shí)，大量粉塵漂浮空中引起環(huán)境污染；下雨時(shí)，矸石山的淋濾液污染物隨雨水徑流和地下水的滲透污染周圍農(nóng)田和江河湖泊；矸石山塌崩時(shí)，滾石、渣石流危及生命安全?？梢娒喉肥蔀楣?、液、氣三害俱全的污染源，亟待治理[3-6]。

土壤是人類賴以生存的寶貴自然資源。隨著人口—資源—環(huán)境之間矛盾的日趨尖銳，煤礦區(qū)土壤質(zhì)量問題日益受到世界范圍內(nèi)的廣泛而特別的關(guān)注。礦區(qū)及周邊農(nóng)田土壤重金屬（Cu、Zn、Cd、Pb、Hg、Cr、As、Ni、Co等）作為生態(tài)系統(tǒng)中一類具有很大危害的化學(xué)污染物，不能為土壤微生物所分解，相反微生物可富集重金屬，并且在一定條件下可以轉(zhuǎn)化為毒性更強(qiáng)的金屬有機(jī)化合物，造成農(nóng)作物可食部分重金屬含量超標(biāo)，通過食物鏈的逐級富集和傳遞，影響人類健康與生態(tài)安全[7-11]。因此，科學(xué)評價(jià)煤礦區(qū)廢棄地土壤及重金屬污染狀況，不僅能更加了解礦區(qū)廢棄地土壤的本質(zhì)，更好地利用土地資源，而且對于農(nóng)業(yè)、林業(yè)生產(chǎn)具有重要的指導(dǎo)意義。本研究以廣東省明山煤礦區(qū)為例，旨在通過對廢棄地重金屬污染土壤環(huán)境質(zhì)量的綜合評價(jià)，為該礦區(qū)重金屬富集植物篩選、土地復(fù)墾及生態(tài)重建提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

明山煤礦位于廣東省梅縣白宮鎮(zhèn)，地理位置為北緯23°23′-24°56′、東經(jīng)115°18′-116°56′，平均海拔550 m，屬亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候。該地區(qū)年均氣溫20.6～21.4 ℃，7月平均氣溫28.3～28.6 ℃，1月平均氣溫11.1～11.3 ℃，年均降雨量1 483.4～1 798.4 mm，75%以上降雨量集中在4～9月，年平均降雨時(shí)間為150 d，無霜期為309 d。

據(jù)廖富林等[12]2005年調(diào)查，明山煤礦廢棄地自然定居植物共計(jì)64種，分屬30科59屬，其中禾本科10種、菊科7種、豆科5種；全部自然定居植物中，29種為1～2年生草本植物、13種為多年生草本植物、18種為木本植物，另有4種藤本植物。據(jù)2010年11-12月實(shí)地踏查，尾礦區(qū)廢棄地業(yè)已形成一些相對穩(wěn)定的單種斑塊和小群落，如五節(jié)芒（Miscanthus floridulus）、勝紅薊（Ageratum conyzoides）、小飛蓬（Comnyza canadensis）、艾蒿（Artemisia argyi）、豬屎豆（Crotalaris mucronata）、毛馬唐（Digitaria chrysoblephar）、莠狗尾草（Setaria geniculata）、香附子（Cyperus rotundus）等，這些在煤礦廢棄地成功定居的土著先鋒植物，可作為廢棄地植被生態(tài)恢復(fù)與治理的優(yōu)先選用植物[12，13]。

2 研究方法

2.1 樣品采集

樣品采集于明山煤礦總廠附近的能發(fā)礦堆積場，該尾礦堆積場南北兩坡約45°、東坡約60°，且靠近一條大水溝，西坡較平緩。煤礦廢棄地周圍為低山，山坡的土壤為紅壤。

2010年11-12月，依據(jù)該堆積場具體地形、水文條件及煤矸石堆積的不同年限等，以矸石堆為中心，沿地表水自然流向東南向布設(shè)采樣線并按距離進(jìn)行采樣，分別在樣線的10、50、100、200、500 m各設(shè)一個(gè)采樣點(diǎn)（定為樣點(diǎn)1、樣點(diǎn)2、樣點(diǎn)3、樣點(diǎn)4、樣點(diǎn)5），然后以各樣點(diǎn)為中心，采集1 m2范圍內(nèi)的先鋒植物根系周圍0～30 cm深的尾礦區(qū)土壤，盡管樣點(diǎn)1、樣點(diǎn)4無植物分布，也采集樣點(diǎn)中心0～30 cm深的尾礦區(qū)土壤。

2.2 樣品測定

土壤于室溫下風(fēng)干，除去石塊、植物根系和凋落物等，用瑪瑙研缽磨碎，過100目篩（0.15 mm），在烘箱中干燥24 h后放在干燥器中備用。樣品用HCl-HNO3-HF-HClO4混合酸消化后，用原子吸收分光光度計(jì)測定鎳（Ni）、鎘（Cd）、銅（Cu）、鉛（Pb）、鋅（Zn）、錳（Mn）、鉻（Cr）含量，試驗(yàn)重復(fù)3次。土壤基本理化性質(zhì)分析測定參照文獻(xiàn)[14]進(jìn)行。

2.3 土壤環(huán)境質(zhì)量評價(jià)

采用單因子指數(shù)和內(nèi)梅羅（Nemerow）綜合污染指數(shù)相結(jié)合的方法進(jìn)行重金屬污染程度評價(jià)[15，16]。

單因子指數(shù)法：Pi=Ci/Si （1）

式（1）中，Pi為土壤污染物i的單項(xiàng)污染指數(shù)；Ci為土壤中污染物i的實(shí)測含量；Si為污染物i的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，采用GB15618—1995中的土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)式（2）中，Pn為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)；Pimax為單因子污染指數(shù)最高值；Pi為單因子污染指數(shù)的算術(shù)平均值。

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)既全面反映了各污染物對土壤的不同污染程度，又突出了高含量/濃度污染物對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響，因此，采用綜合污染指數(shù)評定、劃分土壤質(zhì)量等級更加客觀。綜合污染指數(shù)Pn依據(jù)土壤綜合污染等級劃分（表1）。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤理化性質(zhì)

由表2可知，礦區(qū)土壤pH范圍在2.87～6.16，呈酸性，特別是樣點(diǎn)1土壤pH僅2.87，屬強(qiáng)酸性，不能夠滿足植物最基本的生長要求；樣點(diǎn)3靠近民工工棚，雖有五節(jié)芒生長，但表層煤矸石較新鮮，故土壤pH也僅3.76。據(jù)畢銀麗等[17，18]研究，煤矸石中含有鋁、硫等致酸性物質(zhì)，在雨水的淋溶沖洗下，能夠酸化土壤條件，但隨著煤矸石堆積時(shí)限的延長、風(fēng)化程度的提高，經(jīng)長期雨水淋洗的煤矸石基質(zhì)成分已基本穩(wěn)定，故pH逐漸增大并最終接近于弱酸性。

通常認(rèn)為，土壤交換量的大小基本上代表土壤保持養(yǎng)分能力的強(qiáng)弱（保肥力高低），交換量大，也就是保存養(yǎng)分的能力大，反之則弱。從表2交換性鹽基、陽離子交換量看，均為樣點(diǎn)5的土壤交換性能最好，樣點(diǎn)1的交換性能最差，其中，交換性鹽基為8.75～9.20 cmol/kg、陽離子交換量為9.02～9.57 cmol/kg，其陽離子交換量小于10 cmol/kg，屬于保肥力弱的土壤；從土壤有機(jī)質(zhì)看，樣點(diǎn)4、樣點(diǎn)5的含量相對較高，而樣點(diǎn)1、樣點(diǎn)3的含量相對較低，總體上，土壤較貧瘠（有機(jī)質(zhì)為9.74～12.89 g/kg）。此外，交換性酸含量為0.27～0.48 cmol/kg。

3.2 土壤重金屬含量

由圖1可知，尾礦區(qū)土壤重金屬元素含量變化較大，其中，Cd含量為0.759～3.109 mg/kg（平均含量為2.052 mg/kg），土壤中Cd含量最高的是樣點(diǎn)5（3.109 mg/kg），是土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618-1995）[19]規(guī)定的二級土壤標(biāo)準(zhǔn)（0.3 mg/kg）的10倍多、三級標(biāo)準(zhǔn)（1.0 mg/kg）的3倍多；樣點(diǎn)1的Cd含量（2.541 mg/kg）接近二級標(biāo)準(zhǔn)的9倍、是三級標(biāo)準(zhǔn)的2.5倍；樣點(diǎn)2（0.759 mg/kg）、樣點(diǎn)3（0.823 mg/kg）的Cd含量較低，但也均超過二級標(biāo)準(zhǔn)，說明明山尾礦區(qū)土壤Cd含量超標(biāo)嚴(yán)重。余濤等[20]的研究表明，土壤pH是控制Cd等重金屬元素地球化學(xué)行為的重要因素，明山尾礦區(qū)土壤的酸性環(huán)境可能會加劇Cd等有害元素離子交換態(tài)含量的增加，從而產(chǎn)生嚴(yán)重的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

Cu含量為39.522～270.308 mg/kg，平均含量為91.281 mg/kg，其中樣點(diǎn)2 的Cu含量最高，為270.308 mg/kg，是二級標(biāo)準(zhǔn)果園標(biāo)準(zhǔn)值（150 mg/kg）的1.8倍、農(nóng)田標(biāo)準(zhǔn)值（50 mg/kg）的5.4倍；其他樣點(diǎn)Cu含量在100 mg/kg以下。說明存在一定程度的Cu污染，但污染不嚴(yán)重。Ni的含量為34.351～46.065 mg/kg，平均為38.991 mg/kg，樣點(diǎn)2、樣點(diǎn)5的Ni含量分別為46.065、45.048 mg/kg，略高于二級標(biāo)準(zhǔn)（40 mg/kg），說明土壤存在一定程度的Ni污染，但污染不嚴(yán)重。Pb、Zn、Cr含量分別為45.120～78.901（平均為61.967）、77.704～104.502（平均為88.831）、64.710～154.701（平均為91.442） mg/kg，參照土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，明山尾礦區(qū)土壤基本不受Pb、Zn、Cr污染影響。Mn含量為387.057～488.660 mg/kg，平均含量為421.215 mg/kg，但目前尚無國家標(biāo)準(zhǔn)。另據(jù)臧小平[21]研究，Mn可能是酸性土壤第二重要限制因素（我國南方磚紅壤和紅壤中，紅壤活性Mn含量一般為120 mg/kg，磚紅壤、赤紅壤為136 mg/kg），以此為參照，說明明山尾礦區(qū)Mn污染嚴(yán)重。

3.3 土壤重金屬污染評價(jià)

從單因子污染指數(shù)看（表3），樣點(diǎn)1污染最大的是Cd（8.470）、最小的是Pb（0.316），從大到小依次是Cd、Mn、Ni、Cr、Cu、Zn、Pb；樣點(diǎn)2污染最大的是Mn（2.977）、最小的是Pb（0.243），從大到小依次是Mn、Cd、Cu、Ni、Cr、Zn、Pb；樣點(diǎn)3污染最大的是Mn（3.759）、最小的是Pb（0.181），從大到小依次是Mn、Cd、Ni、Cr、Zn、Cu、Pb；樣點(diǎn)4污染最大的是Cd（10.093）、最小的是Pb（0.251），從大到小依次是Cd、Mn、Ni、Zn、Cr、Cu、Pb；樣點(diǎn)5污染最大的是Cd（10.363）、最小的是Pb（0.249），從大到小依次是Cd、Mn、Ni、Cr、Zn、Cu、Pb。

從各采樣點(diǎn)綜合污染指數(shù)看，受土壤重金屬污染最大的是樣點(diǎn)5，高達(dá)7.508，最小的是樣點(diǎn)2，為2.343，從大到小依次是樣點(diǎn)5、樣點(diǎn)4、樣點(diǎn)1、樣點(diǎn)3、樣點(diǎn)2，其中，樣點(diǎn)5、樣點(diǎn)4、樣點(diǎn)1為極重污染，樣點(diǎn)3、樣點(diǎn)2為中度污染。由于煤矸石堆積而引起尾礦區(qū)土壤污染一般均呈表面富集，且由近及遠(yuǎn)重金屬污染程度呈逐漸降低趨勢，但煤矸石堆場周邊的地形地貌、地質(zhì)條件等也是影響土壤重金屬污染的主要因素[4，6，22]。本研究中尾礦區(qū)各樣點(diǎn)土壤重金屬污染特征呈現(xiàn)出非線性遞減的波動(dòng)性也印證了這一觀點(diǎn)，分析其原因，主要是樣點(diǎn)4位于矸石山堆場的下坡，樣點(diǎn)5為一個(gè)洼坑，煤矸石在降雨等自然淋濾作用下，造成重金屬元素從煤矸石中析出，大量的淋濾液和礦坑排水經(jīng)運(yùn)移、沉淀作用后都在此不斷沉積、富集，最終造成樣點(diǎn)5、樣點(diǎn)4的重金屬污染很重，而樣點(diǎn)3、樣點(diǎn)2的重金屬污染相對較輕。此外，煤矸石強(qiáng)烈風(fēng)化產(chǎn)生的大量粉塵顆粒物在大氣中遷移，經(jīng)過干、濕沉降進(jìn)入地表，在雨水的淋濾作用下滲入土壤也是影響土壤中重金屬含量空間變化的重要因素。

4 小結(jié)與討論

土壤是植物生長的載體，土壤理化特性決定土壤質(zhì)量的高低，同時(shí)大多數(shù)植物適宜于在中性、肥沃的基質(zhì)中生長。本研究中，土壤pH呈酸性（2.87～6.16），土壤陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量、交換性酸含量等偏低，明顯不適宜植物生長。因此，煤矸石山的生態(tài)恢復(fù)首要的是包括酸堿度在內(nèi)的基質(zhì)改良。盡管煤矸石山在長期堆放的過程中，在雨水的淋溶沖洗下，pH呈現(xiàn)逐漸增大趨勢（由極端酸性逐漸到弱酸性），但其自然過程緩慢、所需年限較長，而有關(guān)研究表明[17，18]，煤炭燃燒后的粉煤灰呈極端的堿性，若兩者混合使用可以以廢治廢達(dá)到變廢為寶的目的。一方面可以利用粉煤灰極端的堿性中和煤矸石極端的酸性，調(diào)節(jié)基質(zhì)的pH；另一方面，粉煤灰細(xì)小的顆粒填充于煤矸石粗大的石礫間，可降低矸石山中氧氣的濃度，起到防止矸石山自燃的功能，同時(shí)粉煤灰均勻的粒徑對煤矸石山的物理性質(zhì)具有一定的改良作用，具有廣闊的應(yīng)用前景。

煤矸石隨地質(zhì)條件和產(chǎn)地的不同，其組成會有很大差別。一些研究已表明，煤矸石的淋溶水中Cd、Zn、Cr、Hg、Pb和As等劇毒元素的含量均超過水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[4，6]。這些淋溶水將嚴(yán)重污染地下水和地面水，對生物和人類健康造成嚴(yán)重影響。本研究中所測定的7種重金屬元素（Ni、Cd、Cu、Pb、Zn、Mn、Cr）中，主要是Cd、Mn污染，且各樣點(diǎn)土壤重金屬污染特征呈現(xiàn)波動(dòng)性而非線性遞減，其中樣點(diǎn)1、樣點(diǎn)4、樣點(diǎn)5為極重污染，樣點(diǎn)2、樣點(diǎn)3為中度污染。據(jù)《重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》顯示（中國將對Hg、Cr、Cd、Pb等重金屬進(jìn)行重點(diǎn)防控），Cd污染是國家重點(diǎn)治理對象。相關(guān)研究表明[20，23]，Cd在pH較高、尤其是在含有較多CaCO3的堿性土壤中活性低，不易移動(dòng)，而在酸性條件下則易遷移，毒性增強(qiáng)。因此，提高土壤pH成為降低土壤Cd活性的有效措施之一。據(jù)臧小平[21]研究，土壤中Mn的可給性與pH存在相反的關(guān)系，明山煤礦廢棄地土壤呈酸性，土壤的交換態(tài)Mn多，易還原態(tài)Mn少，Mn污染嚴(yán)重。

植物修復(fù)是近年來發(fā)展的一種環(huán)境友好、低成本的礦區(qū)土壤復(fù)墾技術(shù)，煤矸石的植物修復(fù)就是在煤矸石山表面建立植被，利用植被固定表層矸石。但受礦區(qū)貧瘠、干旱、重金屬污染嚴(yán)重等極端地下環(huán)境條件的制約，植被恢復(fù)和生態(tài)重建的效益并不明顯。但在長期的野外調(diào)查時(shí)發(fā)現(xiàn)，在礦區(qū)局部營養(yǎng)條件較好的區(qū)域，如堆放垃圾和污泥區(qū)域，一些植物的植株生長旺盛、健壯，植被蓋度也較大，這為如何治理明山煤矸石廢棄地提供了有益的啟示。

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