引言

近年来,中国土地资源日益紧缺,煤矿废弃地的治理与生态修复得到人们的普遍重视^[1]。与发达国家相比,中国煤矿废弃地研究较晚,自20世纪90年代以后生态修复研究逐渐深入,现已经取得了一定的成就^[2,3]。目前,废弃地生态修复研究主要集中在土壤改良和土地综合治理方面^[2]。与国外相比,有关煤矿废弃地“3S”等新技术、新理念应用方面存在很大差距^[4],如美国目前推广应用“师法自然生态修复法”,利用“3S”等技术模拟和构建自然生态演替进行修复的过程^[5]。淮南煤矿废弃地土壤存在一定程度的重金属污染,分析其污染状况和空间分布是土壤改良和综合治理的前提^[4,6]。国内外学者应用主成分、多元统计、空间自相关分析、GIS空间插值、地统计等方法对农田、林地、湖泊底泥、工业区等土壤重金属空间分布和特征变异开展研究^[7~13],但对煤矿废弃地研究很少^[2,5]。前人已有从植物配置和群落演替的角度对淮南大通煤矿废弃地提出生态修复方法^[14],但缺少对土壤环境问题的具体诊断,尤其是没有对土壤重金属污染产生的原因、空间分布和变异特征进行深入探讨,生态修复与环境治理缺少针对性。本研究在区域土壤环境调查的基础上,利用GIS等技术,分析土层重金属污染及空间分布特征,揭示废弃矿区生态环境问题产生的原因,为促进矿区废弃地的有效修复提供科学依据。

1 研究区概况

大通煤矿废弃地位于淮南市大通区南部,洞山以北和城区以南之间的区域（图1）,其中包括废弃的采煤煤矸石堆（斜坡）、废机井、废弃的化工厂滤池、废水井,面积约4.38 km²。原大通煤矿建于1903年,1911年投产,于1978年与2007年主井和小煤井相继闭坑。闭坑后对其煤矿塌陷区和机井利用煤矸石回填整治。2003年开始,淮南矿业集团依据因地制宜原则,对煤矿废弃地进行生态环境综合治理,以改善废弃地环境质量,但目前仍然存在水土环境质量差、植物长势不良等问题,其生态修复效果与城市环境建设目标还存在较大差距。

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图1   研究区位置示意和采样点

Fig. 1   The study area and distribution of sample locations

2 数据来源处理与研究方法

2.1 样品的采集处理与含量测定

2012 年7月3~4日选取42个土壤采样点（图1）,分北、中、南3个采样带,每个带至少取4个样点,每个点分0~10 cm、20~30 cm层次采样。废水井与滤池之间、废煤矸石堆斜坡均为重点采样区,加点密集采样（超过5个）。采样过程中调查记录植物生长状况、周围环境、土壤动物、腐殖层、土层历史变化等情况。土样剔除石块、木屑、动植物残体等异物,混合均匀后自然风干,玛瑙研钵研磨后过200 目尼龙筛;准确称取0.5 g土样,采用硝酸-氢氟酸-盐酸微波消解,0~20 min内升温至180℃保持20 min,然后至常温常压定容到50 mL。采用原子吸收分光光度计测定Pb、Cd、Cr、Cu元素含量,原子荧光光谱仪测定Hg元素含量。土壤中氨氮、有效磷、有机质的含量分别采用NaCl浸提-紫外分光光度法、钼锑抗比色法、重铬酸钾容量法测定。

2.2 土壤重金属污染评价

采用单因子指数和内梅罗综合污染指数评价采样点污染状况^[12]:

P_i=C_i /S_i （1）

P=[(P_max² + P_ave² ) / 2]^1/2 （2）

式中, P_i为第i种污染指数,C_i 为第 i 种污染物的浓度,S_i 为第 i 种污染物的评价标准（采用背景值）;P为综合污染指数,P_max为P_i污染指数中最大值,P_ave为P_i的算术平均值。对各样点表层土和深层土的重金属元素含量平均值计算综合污染指数。土壤重金属污染等级划分^[15]：P≤1为清洁区,1<P≤2.0为轻度污染,2.0<P≤3.0中度污染,3.0<P≤5.0为重污染,P>5.0严重污染。

2.3 空间数据GIS处理

在ArcGIS10.0中,先将研究区与地形图进行配准,利用GPS定位各采样点在研究区中的准确位置,在采样点属性表中输入重金属元素含量;利用SPSS15.0进行数据转换、正态分布检验、统计特征分析;再由地统计分析模块,用普通克里格法对研究区表层土（0~10 cm）、深层土（20~30 cm）重金属含量分别进行空间插值^[11,12],对区域化变量的未采样点进行取值,获得重金属元素含量空间分布图,对以上2层插值图进行栅格图层差值运算,分析重金属在土层中集聚分布状况;采用GS+7.0软件分析拟合重金属元素和污染的半方差函数模型和参数。

3 结果与分析

3.1 土壤重金属元素含量特征

大通煤矿废弃地42个采样点土壤重金属元素含量统计结果：5种重金属在表层（0~10 cm）和深层（20~30 cm）土壤中的平均含量由高到低的顺序均为：Cr>Pb>Cu>Cd>Hg;Pb在表层平均含量大于深层,其它4元素是表层平均含量小于深层（表1）。参考国家土壤环境质量（GB15618-1995）二级标准,Hg和Cd平均含量超标,与淮南环境背景值^[16]对比,均已超标,单因子平均污染指数变化范围2.000~36.300,均有不同程度的污染,其中以Cd污染最为严重,其次是Hg、Cr、Pb,而Cu相对小。42个采样点重金属综合污染评价等级,12个为严重污染,主要分布在原化工厂滤池和废水井区;13个为重污染,煤矸石堆和废机井区;其它17个为中度和轻度污染。原化工厂排放的废水和煤矸石堆淋溶出的元素富集是大通煤矿废弃地Cd和Hg等重金属污染的主要原因。

3.2 重金属元素含量表层土分布

通过5种元素含量在地表土插值分析显示（图2）：土壤中Hg含量以原煤矸石堆场斜坡以及化工厂滤池之间区域分布最高,含量在0.299~0.487 mg/kg,为背景值的13.04~21.12倍^[16],且以之为中心向周围区域逐渐降低,说明地表土Hg污染与以前的煤矸石堆放和化工厂废水排放有关。土壤中Cd含量分布以原煤矿废机井和化工厂的废水井区域含量分布最高,含量在1.756~2.245 mg/kg,为背景值的28.9~36.7倍。Cr含量分布以化工厂及周围区域为污染最为严重,含量在0.366~0.456 g/kg,带状分布与废弃煤矸石堆场斜坡方向较一致,说明其来源与化工废水和煤矸石淋滤液渗入土壤扩散有关。Pb含量变化以煤矸石堆场斜坡为中心,向两侧呈逐渐降低趋势。Cu含量在0.063~0.149 g/kg的分布带范围面积较小,主要受原化工厂影响。

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图2   大通煤矿废弃地表层土壤重金属元素含量

Fig.2   The spatial distribution of heavy metals in the soil with the depth of 0-10 cm in Datong area

3.3 重金属元素含量深层土分布

在深层土中重金属元素含量插值分析显示（图3）：Hg以废机井和矸石堆放处含量最高,原因是废机井回填的煤矸石以及煤矸石堆经过雨水淋溶使Hg富集。Cd含量以塌陷沉降剖面处为中心向周围呈降低趋势,Cr以原化工厂废水井和滤池区为最高,超出土壤背景值的5.51~6.81倍^[16],Cd和Cr高值区是煤矿塌陷地区或地势低洼区,地表化工废水和煤矸石淋溶水流聚集到此使Cd和Cr元素富集。Pb在深层土中分布状况与表层土极为相似,废机井和废矸石堆为主要的高值区。Cu高值区是在废机井和矸石堆斜坡处。Pb和Cu污染受煤矸石堆影响显著。

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图3   大通煤矿废弃地底层土壤重金属元素含量分布

Fig. 3   The spatial distribution of heavy metals in the soil with the depth of 20-30 cm in Datong area

3.4 土壤重金属污染分布聚集性

将重金属在深层土图层与表层土图层进行差值运算,显示重金属元素含量分布聚集状况（图4）：正值说明深层含量高于表层,负值说明表层高于底层。Hg在废机井、矸石堆、化工厂废水井和滤池区域的深层土聚集,说明Hg污染来源是煤矸石淋溶和化工厂废水;煤矸石经风化、降水淋溶使Hg释放到底层土富集;化工厂废水（Hg含量很高）渗透,加上Hg密度大,也使Hg在底层土不断富集,但Hg表层含量低可能与其易挥发性也有关。Cd含量是底层土大于表层土,其来源与煤矸石和化工厂排放废水有关,均在底层土中富集,污染严重。Cr在废水井和滤池区是表层土含量高,来源主要是化工厂废水。Pb和Cu在废机井、矸石堆区域底层含量高,来源是煤矸石,废水井区域的表层土含量高,主要来源化工厂废水。

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图4   大通煤矿废弃地重金属元素含量分布聚集

Fig. 4   The accumulation of heavy metals in the soil in Datong area

3.5 土壤重金属和有机质含量的相关性

大通煤矿废弃地土壤中重金属元素之间除Cr与Hg的负相关关系显著外,其它均表现出较大的正相关关系（表2）,如Cd与Pb、Cu之间,Cu与Pb、Cr之间,Hg与Pb的正相关关系显著,这些元素相关性指示大通煤矿废弃地土壤中存在多种元素复合污染的危害,同时也显示重金属污染来源于煤矸石、化工厂废水,具有同源性。土壤重金属元素与营养物质多数呈负相关关系,如Cu与氨氮、有机质之间,Pb与氨氮、Cr与氨氮、有机质之间,Cd与氨氮、有机质之间,均呈现显著负相关关系（表2）,其原因是元素含量受化工厂废水污染影响较显著,重金属污染使土壤微生物活性和多样性明显降低,进而使土壤中物质循环和转化过程受阻,营养物质含量偏低,故负相关关系显著。而Cu与速效磷、Cd与速效磷、Hg与氨氮、速效磷之间均呈显著正相关关系;对Hg和Cd而言,主要来源于煤矸石淋溶过程与富集,同时土壤成土时间长,土壤发育和植物生长也使营养物质含量增加,所以呈显著正相关关系。

注:*0.05水平显著相关（双尾）, ^**0.01水平显著相关（双尾）。

3.6 土壤重金属污染空间变异特征

拟合Hg、Cd、Cr、Pb、Cu的单因子污染指数值及综合污染指数值（P）的半方差函数,获得最优理论模型和参数（表3）。块金常数C₀表示测量误差及采样尺度的非连续性而产生的随机变异,C₀+C₁表示随机性变异与结构性变异之和,块金常数与基台值的比值是随机因素产生的空间变异占总体变异的比例,比例小于0.25说明重金属污染的空间相关性显著,主要由结构性变异产生的。块金常数与基台值比值均小于0.168,表明废弃地土壤重金属污染的结构性变异较大,即受植被、地形和土壤母质等自然条件影响显著,废弃地植被多样、煤矸石堆与塌陷引起地形复杂等是影响空间变异的主要原因。Hg的块金常数与基台值比值为0.168,相对其它元素较大,变异受随机因素（如化工厂污水、煤矸石）影响相对较大。变程是空间变异尺度的大小,土壤重金属污染空间变异尺度范围为10.502~64.110 m,只有Cu的变异尺度相对较大（64.110 m）,空间变异均在微小尺度内,这与研究区有废弃矿井、沉降剖面、煤矸石堆、化工厂废水井、滤池等微地貌,及土地利用干扰的复杂性密切相关,从而影响重金属元素空间分布。

土壤重金属污染指数值的变异函数曲线如图5。Hg和Cu污染指数值变异函数采用指数模型较理想,而Cd、Cr、Pb污染指数值和综合污染指数值的变异函数采用高斯模型较理想,决定系数（R²）表示拟合精度,R²越大表示模拟效果越好,决定系数均在0.856以上,各方差函数模型选取符合拟合要求,拟合效果好。在变程范围内,块金常数与基台值比值均小于25%,土壤重金属污染表现出明显的空间自相关性（与煤矸石和化工厂废水有关）,土壤单元之间影响范围和采样间距较小。

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图5   大通煤矿废弃地土壤重金属污染指数半方差模型

Fig. 5   Fitted semi-variance model of heavy metals pollution in soils in Datong area

4 结 论

1） 淮南大通煤矿废弃地土壤中Cd、Hg、Cr和Pb为主要污染元素,化工厂和煤矸石堆区域重金属复合污染严重,Hg、Cd、Pb和Cu主要来源是化工厂废水和煤矸石,Cr主要来源是化工厂废水;Hg和Cd均在底层土富集,Cr主要在表层土含量高,Pb和Cu分别在底层土和表层土富集。

2） 煤矸石释放的重金属在土壤底层富集,化工厂废水使表层土重金属含量高。多数重金属元素之间正相关关系显著,具有同源性,土壤重金属元素之间关系研究进一步揭示了大通煤矿废弃地土壤重金属污染来源与其在土层中分布的内在联系。煤矿废弃地生态修复应该根据土壤重金属污染来源和地形分布等影响因素,采取有效措施加强重金属复合污染治理。Hg和Cd与营养物质正相关关系显著,由于煤矸石淋溶引起的Hg和Cd等土壤重金属污染的同时,也使K、Mg等营养元素增加,促进土壤物质循环和土壤发育,土壤生物数量会相对有所增加,使营养物质积累,有利于废弃地土壤生态修复。Cr和Pb与营养物质负相关关系显著,原因是化工厂废水引起的Cr、Pb等土壤重金属污染使土壤生物数量减少,生物活动及成土过程受阻,从而使营养物质积累减少。土壤重金属元素与有机物质之间的相关关系研究有助于理解不同来源土壤重金属污染对土壤生物、土壤成土过程的影响,对废弃地土壤环境治理和生态修复具有重要指导意义。

3） 大通煤矿废弃地土壤重金属综合污染空间变化受区域的地形和植被等自然因素影响显著,但空间变异均是微小尺度,其变化特征与废弃地复杂的地物和强烈的人为干扰有关,这与实际情况也是非常一致的。

The authors have declared that no competing interests exist.

参考文献

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