草原區(qū)煤礦開采對周邊旱作農(nóng)田土壤養(yǎng)分和重金屬的影響

劉 軍，張成福，孫冬杰，景艷賓 （內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)沙漠治理學(xué)院，內(nèi)蒙古呼和浩特 010010）

煤炭資源開發(fā)與利用為推動社會經(jīng)濟快速發(fā)展做出了巨大貢獻，但煤炭開發(fā)會擾動土層，破壞植被，使礦區(qū)與周邊土壤性質(zhì)產(chǎn)生較大差異［1-2］，產(chǎn)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(qū)周邊土壤［3］。農(nóng)田土壤質(zhì)量直接關(guān)系著人類生存健康［4-5］，因此，開展煤礦開采對周邊農(nóng)田土壤重金屬污染的研究意義重大。

當(dāng)前，煤礦周邊農(nóng)田土壤重金屬污染問題已受到國內(nèi)外學(xué)者廣泛關(guān)注。BHUIYAN等［6］發(fā)現(xiàn)孟加拉北部礦區(qū)周邊農(nóng)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(fā)現(xiàn)巴基斯坦 Sewakht礦山附近土壤 Cd、Cr、Co和 Ni的致癌風(fēng)險已高于兒童極限。王其楓等［8］對廣東韶關(guān)主要礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤Pb和Cd形態(tài)分布和生物有效性研究發(fā)現(xiàn)，蔬菜中Pb和Cd含量與土壤酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及土壤有效態(tài)含量顯著相關(guān)。劉玥等［9］發(fā)現(xiàn)神府礦區(qū)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(tài)風(fēng)險等級已達到中等。

近年來，相關(guān)學(xué)者針對土壤重金屬污染做了眾多研究，但對草原區(qū)煤礦周邊旱地土壤養(yǎng)分和重金屬污染之間關(guān)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(zhèn)丁家圪堵煤礦周邊旱地為研究對象，分析土壤養(yǎng)分和重金屬含量狀況，選用單因子污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)評價法對重金屬污染程度進行評價，采用相關(guān)性分析與主成分分析法探索土壤養(yǎng)分與重金屬之間相互關(guān)系以及重金屬異常富集來源，以期為草原區(qū)煤礦周邊旱地質(zhì)量保護和重金屬污染治理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)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(zhèn)，地理坐標(biāo)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(qū)地形總體為西高東低，最高點位于礦區(qū)中部，海拔標(biāo)高為1 284 m，最低點位于礦區(qū)北部，海拔標(biāo)高為1 260 m，最大標(biāo)高差為24 m，一般相對標(biāo)高差為8 m，植被稀少，呈荒漠-半荒漠丘陵地貌特征。研究區(qū)屬于典型溫帶大陸性氣候區(qū)，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(fā)量為2 000～3 000 mm，全年8級以上大風(fēng)日在40 d以上。主要土壤類型為風(fēng)沙土、栗鈣土和粗骨土。煤礦始建于1996年，原設(shè)計能力為30萬t·a-1，2007年改擴建為90萬t·a-1。煤田內(nèi)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(zhì)條件為簡單-中等。煤層以黑色為主，煤質(zhì)較好，為特低灰、特低硫、特低磷、高中發(fā)熱量和高揮發(fā)分的長焰煤，頂板巖性為細砂巖、砂質(zhì)泥巖，底板巖性為泥巖、粉砂質(zhì)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(qū)附近旱地采集土壤樣品。以礦區(qū)東南向邊界為起始，在冬季主風(fēng)向下風(fēng)向，以1/4圓為基礎(chǔ)，設(shè)置距礦區(qū)邊界0～500（F）、＞500～1 250（S）和＞1 250～2 500 m（T）3個樣區(qū)，每個樣區(qū)中心設(shè)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(qū)5 km、周圍無其他礦區(qū)且地形與研究區(qū)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(zhì)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(zhì)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(jīng)自然風(fēng)干后，剔除雜質(zhì)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(zhì)量控制

土壤養(yǎng)分與重金屬指標(biāo)由農(nóng)業(yè)部農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全監(jiān)督檢驗測試中心（呼和浩特）測定。其中，土壤養(yǎng)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(zhì)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(zhì)量為數(shù)為10%的硝酸溶液浸泡24 h，所用試劑均為優(yōu)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(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GBW07402）進行質(zhì)量控制，測定結(jié)果均在誤差允許范圍內(nèi)。

1.4 土壤重金屬評價方法

當(dāng)前土壤重金屬污染評價方法主要為單因子指數(shù)法［3，10］，計算公式為 Pi=Ci/Si，其中，Pi為單因子污染指數(shù)；Ci為污染物實測值；Si為污染物參比值，選擇GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)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(shù)分級表Table 1 Classification of heavy metal pollution index

1.5 數(shù)據(jù)分析與處理

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

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤養(yǎng)分狀況分析

由表2可知，在總體上，隨距礦區(qū)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(zhì)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(xiàn)區(qū)域土壤有機質(zhì)含量與其他樣點差異顯著（P＜0.05），且T、CK和S區(qū)域分別為F區(qū)域的5.62、3.77和3.64倍；F區(qū)域土壤全N含量與S、CK區(qū)域略有差異，且與T區(qū)域差異顯著（P＜0.05），T、S和CK區(qū)域分別為F區(qū)域的6.38、4.15和3.46倍；F區(qū)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(xiàn)區(qū)域有機質(zhì)含量與S區(qū)域略有差異，與T和CK區(qū)域差異顯著（P＜0.05），但總體差異小于表層土壤，T、CK和S區(qū)域土壤有機質(zhì)含量分別為F區(qū)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(qū)周邊1 250 m范圍內(nèi)旱地土壤養(yǎng)分變化較明顯，尤其0～10 cm土層土壤養(yǎng)分變化較大，其中，土壤有機質(zhì)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(qū)距離增加，土壤全P含量呈先降低后升高趨勢，F(xiàn)和S區(qū)域與T和CK區(qū)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(qū)域；但各區(qū)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(qū)域土壤全P和全K含量變化規(guī)律基本一致；F區(qū)域土壤全P含量與S、T和CK區(qū)域差異顯著（P＜0.05）；F區(qū)域土壤全K含量顯著高于S和T區(qū)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(chǎn)生顯著影響。

表2 不同區(qū)域旱地土壤養(yǎng)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(qū)域土壤重金屬含量均低于GB 15618—2018中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值，除S區(qū)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(xiàn)區(qū)域與其他樣點差異顯著，S與CK區(qū)域差異顯著（P＜0.05）；對于Cr，F(xiàn)區(qū)域與各樣點差異顯著，S與T區(qū)域無顯著差異，但均顯著高于CK區(qū)域（P＜0.05）。各區(qū)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(qū)域均與F區(qū)域差異顯著（P＜0.05）。對于土壤Zn含量，無明顯分布規(guī)律，T區(qū)域與S和CK區(qū)域差異顯著（P＜0.05），與F區(qū)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(guī)律不明顯；F區(qū)域土壤Cu和As含量最大；2 500 m范圍內(nèi)土壤Pb和Cr含量均高于CK區(qū)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(xiàn)和S區(qū)域與T區(qū)域稍有差異，與CK區(qū)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(xiàn)和S區(qū)域顯著高于T和CK區(qū)域（P＜0.05）。對于土壤Cu和As含量，S、T和CK區(qū)域顯著低于F區(qū)域（P＜0.05）。各區(qū)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(qū)域較高，Cu與As在F區(qū)域較高。

表3 不同區(qū)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(qū)周邊旱地重金屬進行單因子污染指數(shù)評價（表4）。由表4可知，不同區(qū)域土壤重金屬含量均屬清潔水平。在0～10 cm土層，除S區(qū)域Cd、Zn、As和Hg，T區(qū)域Ni和As外，F(xiàn)、S和T區(qū)域重金屬污染程度均高于CK區(qū)域，且F區(qū)域Pb、Cu、Cr和As污染程度比其他區(qū)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(guī)律。對于不同土層，F(xiàn)區(qū)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(qū)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(nèi)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(qū)土壤重金屬污染水平是清潔的，但有關(guān)部門應(yīng)采取適當(dāng)措施加強監(jiān)測與保護，預(yù)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(qū)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(yǎng)分與重金屬相關(guān)性分析

重金屬進入土壤后一般停留在表層幾厘米土層內(nèi)［11］。由表5可知，對于土壤養(yǎng)分，有機質(zhì)與全N呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），有機質(zhì)和全N與pH值呈顯著負相關(guān)（P＜0.05）且相關(guān)強度基本一致，相關(guān)系數(shù)分別為-0.62與-0.63，土壤全P、全K與其他養(yǎng)分無顯著相關(guān)性（P＞0.05）。對于土壤重金屬，Pb與Cr、Cu和As呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），Ni與Cd和As呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），Zn和Hg與其他重金屬無顯著相關(guān)性（P＞0.05）。對于重金屬與土壤養(yǎng)分，有機質(zhì)與Pb呈極顯著負相關(guān)（P＜0.01），與Cr、Cu和As呈顯著負相關(guān)（P＜0.05），全N與Pb呈顯著負相關(guān)（P＜0.05），全P、全K和pH值與各重金屬無顯著相關(guān)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(qū)周邊旱地養(yǎng)分含量，并且重金屬Pb是影響有機質(zhì)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(yǎng)分與重金屬的相關(guān)系數(shù)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(shù)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(qū)農(nóng)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(shù)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(shù)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(shù)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(qū)土壤重金屬的主要來源可分為自然源（成土母質(zhì)）和人為活動源［13］。結(jié)合相關(guān)性分析與主成分分析結(jié)果可知，Pb、Cr、Cu和As來源一致，并且距礦區(qū)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(fēng)向的下風(fēng)向，同時有煤炭運輸?shù)缆反嬖?，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(fēng)向上煤炭堆放區(qū)與煤矸石堆大風(fēng)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(guān)性分析中，Ni與Cd具有顯著正相關(guān)（P＜0.05）；在土壤重金屬含量分析中，Zn含量在F區(qū)域與其他區(qū)域存在一定差異，Cd、Hg和Ni含量分別在各區(qū)域無顯著差異且Cd與Hg接近內(nèi)蒙古土壤環(huán)境背景值；在單一污染指數(shù)評價中，Ni在各區(qū)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(fù)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(fā)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(dāng)?shù)爻Ｓ米魑锘瘜W(xué)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(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動；基于各重金屬之間的關(guān)系，對于Hg，可能同時來源于煤炭及其他交通運輸、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動以及自然成土母質(zhì)，Cd除來源于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動外，同時還來源于自然成土母質(zhì)。

綜上所述，Pb、Cr、Cu和As主要來源于大風(fēng)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(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動，Cd與Hg來源于自然成土母質(zhì)的同時還受到煤礦開發(fā)以外的人為活動的復(fù)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(fēng)揚塵等均會加劇礦區(qū)周邊農(nóng)田土壤重金屬的積累，進而對土壤養(yǎng)分產(chǎn)生影響［3，15］。苗旭鋒等［16］研究發(fā)現(xiàn)礦冶區(qū)內(nèi)長期開展農(nóng)作物生產(chǎn)活動，土壤中速效N含量與重金屬含量的相關(guān)性不顯著。楊敏等［17］認為土壤有機質(zhì)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(zhì)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(fā)現(xiàn)煤粉塵在一定程度上增加了土壤有機碳和活性有機質(zhì)含量。筆者研究則發(fā)現(xiàn)距離礦區(qū)越近，土壤有機質(zhì)和全N含量越低，同時有機質(zhì)與Pb、Cr、Cu和As呈顯著負相關(guān)，全N與Pb呈顯著負相關(guān)，說明土壤重金屬對土壤有機質(zhì)、全N含量有顯著影響。究其原因可能是距離礦區(qū)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(zhì)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(zhuǎn)速率和能量循環(huán)減弱［15，20］，進而使得土壤有機質(zhì)和全N含量降低。

筆者研究發(fā)現(xiàn)隨距礦區(qū)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(tài)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(yǎng)分的存在狀態(tài)、轉(zhuǎn)化和有效性［2］，研究區(qū)pH值較高，對重金屬產(chǎn)生了較強的固定化作用，導(dǎo)致土壤可浸提態(tài)含量較低［22］。

張俊等［23］發(fā)現(xiàn)Pb和Cu來源于煤礦開采活動影響，黃大偉等［13］發(fā)現(xiàn)Cr來源于成土母質(zhì)，高宇瀟等［24］發(fā)現(xiàn)開采造成的揚塵等對As影響較為明顯。筆者研究發(fā)現(xiàn)研究區(qū)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(jié)果略有差異。究其原因是結(jié)合多元統(tǒng)計方法對土壤重金屬來源分析對象局限在各研究區(qū)，僅考慮了各研究區(qū)內(nèi)重金屬含量狀況和重金屬之間的相互關(guān)系，所以在重金屬來源分析中產(chǎn)生了差異。

筆者研究表明煤礦開采對500 m范圍內(nèi)旱地重金屬污染較明顯，但重金屬含量均低于GB 15618—2018中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值且遠低于管制值，同時采用單因子污染指數(shù)評價發(fā)現(xiàn)，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(jié)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(guān)。依照《國務(wù)院關(guān)于印發(fā)土壤污染防治行動計劃的通知》（國發(fā)〔2016〕31號），農(nóng)用地按污染程度劃為優(yōu)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(qū)域旱地屬于優(yōu)先保護類農(nóng)用地，建議當(dāng)?shù)叵嚓P(guān)部門加強煤礦企業(yè)環(huán)境污染源監(jiān)管與監(jiān)測，做好土壤污染預(yù)防工作，切實保障當(dāng)?shù)剞r(nóng)產(chǎn)品安全和人居環(huán)境安全。

煤礦周邊旱地土壤養(yǎng)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(fù)合污染還受地區(qū)環(huán)境、耕作措施等因素的影響，情況較復(fù)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(zhì)、堿解N等土壤養(yǎng)分含量以及各重金屬因子之間相互關(guān)系還需要做長期、深入、細致研究。雖然煤礦開采過程中會產(chǎn)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(yīng)關(guān)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(shè)計不足，在評價中未考慮重金屬對農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量的影響，故在后續(xù)研究中需加強土壤和農(nóng)產(chǎn)品綜合評價研究。

4 結(jié)論

（1）對土壤養(yǎng)分狀況分析表明，煤礦開采對干草原區(qū)旱地0～10 cm土層影響大于＞10～20 cm土層，隨距礦區(qū)距離增加，土壤有機質(zhì)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(jīng)造成研究區(qū)周邊旱地土壤養(yǎng)分降低，并產(chǎn)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(qū)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(nèi)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(dǎo)致礦區(qū)周邊旱地受到重金屬污染。

（3）通過相關(guān)性、主成分以及重金屬來源分析認為，來源于煤炭堆放區(qū)與煤矸石堆受大風(fēng)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(qū)周邊土壤有機質(zhì)和全N含量，Zn主要來源于交通運輸，Ni主要來源于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動，Cd與Hg來源于自然成土母質(zhì)的同時還受煤礦開采以外人為活動的復(fù)合影響。這表明研究區(qū)周邊旱地土壤養(yǎng)分下降及重金屬污染主要來源于人為活動。

研究區(qū)土壤重金屬致使土壤養(yǎng)分下降的同時，重金屬污染程度正在日益加重，企業(yè)及相關(guān)部門應(yīng)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(jiān)測。