矿产资源是人类生产和生活的基本保障之一，而在矿山开采过程中产生的重金属对植物的生长发育有抑制和毒害作用，使植物在自然条件下生长受阻甚至无法定居，对原本脆弱的生态环境造成严重影响，还可能对经济发展产生制约，危害到人类的身体健康^{[1, 2]}.

煤矿开采所引起的矿区土壤重金属污染现象已经成为土壤生态环境保护的重大问题^[2]. 近年来，国内外学者针对煤矿开采造成的重金属污染及其产生的环境效应做了大量工作，研究工作主要集中在矿区废弃地污染治理^[3]、 矿区重金属污染下的生物效应^{[2, 4, 5, 6, 7]}、 工业城市土壤重金属污染^[8]、 煤矸石污染^[9]等方面，其中胡振琪等^[10]在煤矸石及煤矿复垦区重金属污染方面做了较为深入的研究. 然而，由煤矿开采直接引发的土壤重金属污染并不多见^{[11, 12, 13]}，干旱区脆弱生态系统下的露天矿区煤矿开采污染更是缺乏系统研究. 姚峰等^[14]、 李长春等^[15]在准东(准噶尔盆地东部)露天矿区对Zn、 Cu、 Ni、 Cr这4种重金属污染评价及来源分析为本文提供了良好的参考依据，但在重金属来源分析方面，研究内容相对较少，分析方法比较常规. 准东煤田总面积约1.3万km²，煤炭资源预测储量3 900亿t，占全国储量(5.56万亿t)的7%，是中国最大的整装煤田. 本文以干旱区脆弱生态环境下的新疆准东煤田露天矿区为研究对象，在已有的研究基础上增加特定的重金属元素，对该区域土壤重金属污染现状进行分析，以期为煤矿开采下的生物生理响应以及维持生态系统稳定性研究奠定基础，结合重金属来源分析为矿区环境污染防治和治理提供技术支撑，并为新疆类似环境(吐鲁番-哈密地区露天煤矿)下露天矿重金属污染防治提供理论依据.

研究区位于吉木萨尔县北部荒漠区，古尔班通古特沙漠南缘，为卡拉麦里西南山前戈壁荒漠地带，属典型的极端干旱大陆气候. 常年少雨，日照充足，热量丰富，昼夜温差大，春秋季多风，平均气温7.0℃，多年平均降水量183.5 mm，多年平均蒸发量2 042.3 mm. 全年主导风向为西北风，一般风力3-5级，多年平均风速2.0 m ·s^-1最大风速为16.0 m ·s^-1. 土地利用类型以沙地、 戈壁、 裸土地和裸岩石砾地为主. 植被稀少，属于蒙古类型的灌木和半灌木荒漠，主要植被有盐生假木贼[Anabasis salsa(C.A.M.)Benth]、 麻黄(Ephedra distachya L.)、 梭梭[Haloxylon ammodendron(C.A.M.) Bunge)]，常伴生少量猪毛菜(Salsola collina Pall.)、 驼绒藜[Ceratoides latens (J. F. Gmel.) Reveal et Holmgren]、 戈壁藜[Iljinia regelii (Bunge) Korov.]和霸王[Sarcozygium xanthoxylon Bunge]等植物，生长十分稀疏，覆盖度约为3%-5%，土壤以灰棕色荒漠土为主.

图 1

Fig. 1

图 1 研究区示意 Fig. 1 Study area

样品采集时间为2014年7月，设置50个土壤采样点，每个样点分0-10、 10-20、 2-30 cm三层取样，每层取3份，混合均匀后由样品袋封装，共150个样品，用GPS记录各个样点以及9个矿区的地理坐标. 样品采回后自然风干，过0.149 mm筛，强酸消煮后，测定土壤锌(Zn)、 铜(Cu)、 铬(Cr)、 铅(Pb)、 汞(Hg)和砷(As)这6种重金属元素含量，其中Hg、 As两种重金属元素使用普析通用PF6-2原子荧光光度计测定，Zn、 Cu、 Cr、 Pb 这4种重金属元素使用日立Z-2000型原子吸收分光光度计测定. 同时于2014年5月在各采样点2 m高处架设降尘缸，分别于7、 9、 12月收集降尘缸内样品，带回室内称重后混合，使用上述方法测得降尘的Zn、 Cu、 Cr、 Pb、 Hg和As含量. 为保证数据的准确性，每个样品有3个重复，空白样品与标准溶液(国家标准物质样品信息中心，GBW07426)同时消煮，进行精密度以及回收率的计算，各个元素检出限、 相对标准偏差、 回收率见表 1.

表 1(Table 1)

表 1 质量控制 Table 1 Quality control 项目 锌Zn 铜Cu 铬Cr 铅Pb 汞Hg 砷As 检出限 0.005 mg ·L-1 0.01 mg ·L-1 0.01 mg ·L-1 0.02 mg ·L-1 0.2 μg ·L-1 5 μg ·L-1 相对标准偏差/% 1.5 1.0 3.0 1.0 3.5 3.0 平均回收率/% 96.2 99.5 100.3 105.4 98.2 100.1

表 1 质量控制 Table 1 Quality control

以国家土壤环境质量标准(GB 15618-1995)Ⅰ 级标准为评价依据，采用内梅罗指数法(Nemerow index)、 地质累积指数法(geo-accumulation index)、潜在生态危害指数法(potential ecological risk index)这3种常见的指数评价方法^[16]对准东露天矿区土壤重金属污染水平及潜在的生态危害进行评价(表 2). 内梅罗指数计算公式为：

地质累积指数法计算公式为：

潜在生态危害指数法^[17]计算公式为：

表 2(Table 2)

表 2 土壤重金属污染等级划分标准 Table 2 Criteria of pollution grade of soil heavy metals 地质累积指数 内梅罗指数 潜在生态危害指数 Igeo 分级 污染等级 Pi 污染等级 P综合 污染等级 Eri 单一因子风险程度分级 RI 生态风险等级 ＜0 0 无污染 Pi≤1 清洁 P综合≤0.7 清洁 ＜40 生态危害轻微 ＜150 生态危害轻微 0～1 1 无-中度污染 1＜Pi≤2 轻污染 0.7＜P综合≤1 警戒线 40～80 生态危害中等 150～300 生态危害中等 1～2 2 中度污染 2＜Pi≤3 中度污染 1＜P综合≤2 轻度污染 80～160 生态危害较高 300～600 生态危害较高 2～3 3 中度-强污染 Pi＞3 重度污染 2＜P综合≤3 中度污染 160～320 生态危害高 ≥600 生态危害高 3～4 4 强污染 P综合＞3 重度污染 ≥320 生态危害极高 4～5 5 强-极强污染 ＞5 6 极强污染

表 2 土壤重金属污染等级划分标准 Table 2 Criteria of pollution grade of soil heavy metals

根据样点以及矿区的地理坐标，可以计算出各个样点到每个矿区的距离，则样点到矿区的距离定义为：

D=min{d_ij}; i=1,2,…,50; j=1,2,…,6

运用Excel 2013和SPSS 19.0软件对数据进行处理和统计分析，采用Origin 8.0进行绘图.

对数据进行描述性统计，得到各样点重金属含量最大值、 最小值、 算数平均值、 变异系数、 标准差，并与新疆土壤重金属元素背景值^[18]、 土壤环境质量(GB 15618-1995)Ⅰ级标准做比较，见表 3. 与Ⅰ 级标准相比，矿区土壤重金属中Zn、 Pb含量均未超标，Cu超标率仅为2%，Cr在50个样点中有19个超标，超标率为38%，Hg有6个超标，超标率为12%，而As超标最严重，有45个样点超标，超标率为92%. As元素含量与Ⅲ级标准(30.00 mg ·kg^-1)相比，仍有57%的超标率，其他元素均未超 过Ⅱ级标准.

以国家土壤环境质量标准(GB 15618-1995)Ⅰ级标准为评价依据，分别得出研究区50个土壤样点内梅罗指数、 潜在生态危害指数，以新疆土壤元素为背景值计算出个样品地质累积指数，见表 4.

表 3(Table 3)

表 3 土壤重金属参数统计 /mg ·kg-1Table 3 Statistic values of soil heavy metals/mg ·kg-1 统计参数 锌Zn 铜Cu 铬Cr 铅Pb 汞Hg 砷As 最大值 81.23 36.15 187.06 19.96 0.51 55.39 最小值 26.24 6.80 30.85 4.41 0.01 1.48 平均值 48.00 19.27 85.42 13.29 0.07 31.00 标准差 12.15 6.58 50.11 3.84 0.10 11.95 变异系数 0.25 0.34 0.59 0.29 1.52 0.39 新疆土壤背景值 68.80 26.70 49.30 19.40 0.01 11.20 Ⅰ级标准(GB 15618-1995) 100.00 35.00 90.00 35.00 0.15 15.00 超标率/% 0.00 2.00 38.00 0.00 12.00 91.84

表 3 土壤重金属参数统计 /mg ·kg-1Table 3 Statistic values of soil heavy metals/mg ·kg-1

根据表 2污染等级划分标准可以得出，Zn、 Cu、 Cr、 Pb等4种重金属地质累积指数均小于0，处于无污染水平，Hg最大，为1.14，处于中度污染水平，As次之，为0.62，处于无-中度污染水平. 单项污染指数平均值As(2.07)＞Cr(0.95)＞Cu(0.55)＞Zn(0.48)＞Hg(0.45)＞Pb(0.38)，其中As处于中度污染水平，这与重金属含量分析As超标率最高这一结果一致，其他元素均处于清洁水平，研究区总体处于轻度污染状态，而研究区生态风险等级为中等，主要贡献因子是Hg，生态危害系数为251.40，生态危害高，在今后的土壤修复过程中应为主要治理对象，其他元素均表现为轻微危害程度.

由表 3可以看出，由于研究区土壤重金属含量总体处于较低水平，因此3种评价结果整体上趋于一致，但对于具体评价结果的不同，其原因在于，地质累积指数由于主要考虑到地球化学背景值的影响，而单项污染指数会因为评价标准不同而有所变化，但其结果与重金属含量具有线性关系，因此与含量分析结果一致，潜在生态危害性指数由于考虑到不同重金属的毒害作用而进行了权重分析，将环境生态效应与毒理学联系起来，其评价结果会由于毒性系数作用而更偏重于毒理方面^[17]. 因此，综合3种评价方法可以得知，准东煤矿露天矿区土壤重金属主要治理对象为Hg，其次为As，其他重金属需做好防治措施.

表 4(Table 4)

表 4 土壤重金属污染评价结果 Table 4 Assessment results of soil heavy metal pollution 评价因子 锌Zn 铜Cu 铬Cr 铅Pb 汞Hg 砷As P综合/RI 等级划分 Igeo -1.15 -1.15 -0.03 -1.21 1.14 0.62 — — Pi 0.48 0.55 0.95 0.38 0.45 2.07 1.57 轻度污染 Eri 2.24 10.44 2.91 14.97 251.40 8.50 290.46 生态危害中等

表 4 土壤重金属污染评价结果 Table 4 Assessment results of soil heavy metal pollution

露天矿区地处古尔班通古特沙漠边缘，除采矿活动外，其他人为干扰较少，土层扰动较少，因此，通过比较表层土壤与深层土壤重金属含量，则可以证明重金属是否来源于自然成土过程. 分层测量土壤中0-10、 10-20、 20-30 cm重金属含量，并通过单因素方差分析发现，6种土壤重金属中只有Pb在各层分布有差异(P＜0.05)，其他元素均无差异. 通过进一步多重比较(LSD)发现，其差异主要来源于表层0-10 cm与20-30 cm土壤之间，且表层含量大于底层，因此可以排除成土母质造成的影响. 此外，Pb含量在研究区整体水平上的分层差异，应该与频繁的人为活动有关.

为进一步证明煤矿开采活动研究区土壤重金属含量的影响，分别收集并测量了各个样点土壤以及降尘中的重金属含量，各种金属含量如图 2所示. 降尘中Zn元素含量超高是由于收集容器中含有镀锌防锈漆(锌含量98.0%、 铝含量1.8%)，影响了数据的准确性，因此不做重点分析. 将两组数据进行单因素方差分析，结果发现Zn、 Cu、 Cr和Pb这4种重金属含量均值在土壤与降尘中差异显著(P＜0.05)，而Hg、 As两种重金属含量差异不显著(P＞0.05)，说明土壤和降尘的Hg和As含量具有一致性，而大气中Hg和As的来源部分是煤炭的燃烧^{[19, 20]}，五彩湾露天矿区除煤炭开采以外还伴随着一系列的煤电、 煤化工，因此可以推断，土壤中Hg和As部分可能来源于矿区的工业活动.

此外，通过相关分析可以进一步判断重金属来源是否相同，如表 5所示，降尘中的Hg和As元素具有极高的相关性，说明其具有很好的伴生关系，来源相同，而土壤中的As与降尘中Hg和As都有较高的相关性，这进一步证明了土壤中的As元素是通过降尘进入土壤而非自然成土过程. 此外Zn和Cu也是一对伴生性元素，其在土壤和降尘中含量相关系数分别为0.88和0.61，但对于降尘中Cr与Zn、 Cu表现出的复杂的相关关系还有待于进一步的探讨.

图 2

Fig. 2

图 2 表层土壤与降尘重金属含量 Fig. 2 Heavy metal contents in surface soil and falling dust

表 5(Table 5)

表 5 土壤与降尘中重金属含量相关系数 1)Table 5 Correlation coefficients of heavy metal contents in soil and dusts Zn1 Cu1 Cr1 Pb1 Hg1 As1 Zn2 Cu2 Cr2 Pb2 Hg2 As2 Zn1 1.00 Cu1 0.88 1.00 Cr1 0.30 0.42 1.00 Pb1 0.08 0.15 -0.08 1.00 Hg1 -0.24 -0.15 0.36 -0.22 1.00 As1 0.28 0.26 0.01 0.33 -0.10 1.00 Zn2 -0.06 -0.01 0.06 0.23 0.23 0.15 1.00 Cu2 0.06 0.12 0.09 0.12 0.14 0.02 0.61 1.00 Cr2 0.70 0.15 0.14 0.05 0.24 -0.04 0.49 0.96 1.00 Pb2 -0.45 -0.28 0.06 -0.09 0.23 0.02 0.08 0.09 0.15 1.00 Hg2 -0.05 -0.04 -0.04 0.19 0.19 0.72 0.05 -0.03 -0.03 0.39 1.00 As2 -0.10 -0.03 0.04 0.12 0.27 0.61 0.02 0.02 0.06 0.56 0.94 1.00 1)元素后1表示土壤，2表示降尘

表 5 土壤与降尘中重金属含量相关系数 1)Table 5 Correlation coefficients of heavy metal contents in soil and dusts

为探讨距矿区远近对重金属含量的影响，根据距离定义，可以计算出各个样点到矿区的距离，将各样点按照距离进行聚类，最终将其分为两部分，第一部分共37个样点，距矿区平均距离为8.81 km，最大值为24.92 km，最小值为1.86 km，可将其定义为近距样点；另一部分共13各样点，平均距离为36.19 km，最大值为44.43 km，最小值为29.36 km，可将其定义为远距样点. 将这两部分样点区分后进行单因素方差分析，结果发现Zn、 Cu、 Cr、 Pb、 Hg和As 这6种重金属差异不显著(P值分别为0.05、 0.07、 0.36、 0.74、 0.65、 0.68)，因此可以推断出距离远近并不是矿区重金属分布的主要因素，可能还受到风向变化、 微地形、 以及矿区交叉的影响. 此外，根据坐标点，利用反距离权重空间插值法预测出研究区土壤各重金属空间分布图，见图 3. 可以看出，各种金属元素并非在矿区密集的区域含量高，多数高值和低值都是呈片状分布的，这一方面可以证明与矿区的距离不是影响重金属空间分布差异的最主要因素，同时还说明空间插值得到的结果很大程度上受到采样点分布的制约.

图 3

Fig. 3

图 3 重金属空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of heavy metals

土壤重金属准确的定量描述是评价重金属污染的基本前提，但对于重金属元素的选取，却没有统一的标准^{[12, 21, 22]}，这可能是由于研究区环境特点以及对重金属毒害侧重点不一造成的. 本研究针对特定的目标，结合前人研究，选取较为常用的6种重金属Zn、 Cu、 Cr、 Pb、 Hg和As为评价元素，对研究区污染现状及来源进行分析. 目前学者^{[23, 24]}多采用相关分析法、 聚类分析法以及因子分析法判别某种元素是否来源于土壤母质或者具有相同的来源，对于其他来源，因研究对象不同而略有差别. 由于本研究区地处荒漠区，位于卡拉麦里自然保护区边缘，在煤矿开采以前几乎不存在其它人为干扰，土壤剖面未受人为扰动，因此重金属来源具有相对专一性，鉴于特殊的环境，以期能够找到开采活动对生态环境影响的新证据.

研究区中Zn、 Cu、 Cr这3种重金属元素并未表现出明显的污染状态，李长春等^[15]在该地区对Zn、 Cu、 Ni、 Cr这4种重金属元素作了分析，结果表明，研究区土壤受Cr污染最严重，Zn、 Cu、 Ni污染相对较轻，与本研究Cr超标率38%，Cu超标率2%，Zn未超标等结论一致. 对于Cr污染来源，李长春等认为其主要受煤矿开采时煤尘和人为因素的影响，根据《新疆维吾尔自治区准东煤田五彩湾矿区总体规划(审批版)》(《规划》)煤质分析显示，煤层中不同程度的伴生有Cr元素，但在本研究中，未找到足够的证据来说明Cr元素含量的超标是来自于煤矿开采以及其他人为活动. 姚峰等^[14]在研究区土壤重金属来源分析中表明，Zn与Cu相关性极显著，与本研究结论一致，说明这两种元素应该具备较好的伴生性，且来源相同.

在本研究中As是超出评价标准最严重的元素，整体处于中度污染的水平. 王国胜^[25]的研究表明，研究区原煤质为一级含As煤，但《规划》中显示煤中伴生元素As含量值超过地壳值100倍，说明As在煤中含量较一般金属元素高，魏晓飞等^[26]研究表明，煤中的As具有较高的挥发性，硫化物中的沸点为707.0℃，煤燃烧释放的飞灰中As占原煤含量的84.6%^[27]，且容易富集在细飞灰中，随颗粒物远距离扩散，从而造成了研究区整体As元素的污染. 因此可以断定，燃煤释放的As是其扩散污染的重要渠道^[28]. 鉴于Hg元素具有较高的毒害作用，其成为研究区另一个危害程度较大的重金属元素. 降尘分析表明，降尘中As、 Hg元素的含量与土壤中的As、 Hg元素含量没有差异，因此，土壤中这两种元素来自于降尘. 相关分析发现，降尘中的Hg元素与As具有极高的相关性，虽然未有证据表明研究区煤中是否含Hg，但有研究^{[29, 30]}证实煤炭燃烧会造成大气中Hg污染，与As元素不同的是，土壤中的Hg元素并未与降尘中的Hg具有良好的相关性，这可能与Hg在燃烧后的形态特征有关^[31].

Pb元素含量虽未超过环境质量标准，但其含量却在剖面中发生了变异，且表层含量高于底层，胡小娜等^[32]在干旱区绿洲灌漠土Cu、 Zn 和Pb 的吸附解吸特征中提到，灰漠土对铅的吸附能力远远大于Cu、 Zn，武文飞等^[33]在油菜对重金属富集试验中也得出Pb容易在土壤中形成难以移动的PbCO₃、 Pb₃(PO₄)₂、 PbSO₄等络合物，因此可以推断，造成这种变异的原因，来自于某一时期的人类活动，使得Pb元素在表层土壤中富集，并未向下层扩散. 此外，虽然《规划》中表明煤中伴生有Pb，并易随燃煤释放富集于细飞灰中扩散^{[26, 34]}，但未造成一定危害，应注意防范.

(1)土壤重金属含量分析表明，除Zn、 Pb含量未超出环境质量标准外，其余元素含量均检出超限，与环境质量一级标准相比，50个样点中，其中Cu超标率为2%，Cr超标率为38%，Hg超标率为12%，As超标最严重，超标率为92%.

(2)以国家土壤环境质量标准为依据，对研究区各元素污染评价得出：6种元素中Hg与As元素都处于中度污染水平，其他元素均无污染；研究区整体处于轻度污染水平，生态风险等级为中等，主要贡献因子是Hg，生态危害系数为251.40，生态危害高.

(3)重金属含量剖面分析表明，Pb元素在土壤层中发生了变异，降尘分析与相关分析表明，降尘与土壤中Hg和As元素含量具有一致性，具有共同的来源. 与矿区的距离大小，并不是造成重金属含量分布差异的主要原因.

(4)准东煤田露天矿区煤矿开采应做好重金属元素Hg和As的治理工作，其他元素应加强防范.