2016, Vol. 37
2. 新疆应用职业技术学院园林园艺系, 奎屯 833200;
3. 卡拉麦里山有蹄类自然保护区昌吉管理站, 昌吉 831800
2. Department of Landscaping and Gardens, Xinjiang Applicational Vocational and Technical College, Kuitun 833200, China;
3. Changji Management Station, Mt. Kalamaili Ungulate Nation Reserve, Changji 831800, China
煤炭产业区是以煤炭资源开发利用为主导的复合生态系统[1]，人类生产活动给生态环境带来扰动，反之被改变的自然环境也对人类生活造成潜在影响[2].新疆准东(准噶尔盆地东部)煤田煤炭资源丰富，是我国目前最大的整装煤田和特大型能源基地，地区人口近10万人[3, 4].自2006年大规模开发至今，已建成火烧山、五彩湾、大井、将军庙、北山和岌岌湖等一批具有世界水平的大型煤炭、煤电、煤化工产业园区.近年来，部分学者研究发现该区域土壤已经受到了一定程度的重金属污染[5~8].土壤重金属除了影响土壤的正常功能，阻碍植物正常生长，破坏生态环境[9]，同时具有一定的生物毒性，人体接触或摄入后会导致功能性障碍和不可逆损伤，危害人类健康[10].以往研究多以准东西部的五彩湾矿区为研究区，利用相关分析、主成分分析、因子分析等方法研究土壤重金属含量的相关性和来源[5, 6]；或侧重于利用内梅罗、地积累指数、生态风险指数法分析土壤重金属的累积状况和对自然环境所造成潜在危害[7, 8]，关于人口聚集的产业区周边土壤重金属污染对人类健康危害的相关研究却鲜见报道.
污染负荷指数(pollution load index，PLI)更适合于评价区域整体土壤重金属的污染程度，该方法通过采样点指数求出区域指数，能高度概括区域所包含的多种重金属的综合污染贡献程度[11~14]；健康风险评价(health risk assessment)基于场地环境调查分析污染场地土壤对人群的主要暴露途径，是了解区域土壤重金属对人体非致癌和致癌水平的重要手段[16, 17].例如，有研究者分别对河南省某棕地小区土壤重金属[18]、开封公园地表灰尘重金属[12]、某电镀厂周边土壤重金属[19]、长春城区近地表灰尘重金属[20]、某冶炼厂拆迁场地土壤重金属[10]、雅安市耕地土壤重金属[21]的污染程度及对人体健康风险进行了评价.然而，大部分学者对人体健康风险的研究多侧重于利用传统统计方法进行数值上的计算和评价，较少从区域空间异质性角度对其空间分布特征展开分析.
国内外学者的大量研究成果表明地统计分析(geostatistial analyst)既可以对未采样点的位置进行预测，也可以对预测精度进行度量，是研究区域土壤重金属空间变异结构及其分布特征最为有效的方法之一[22~38].因此，本研究在调查采样的基础上，基于准东火烧山、五彩湾、大井、将军庙、北山和岌岌湖这6个主要产园区周边土壤中Zn、Cu、Cr、Pb、Hg和As这6种重金属含量数据，评价该区域不同土壤深度重金属的污染负荷以及对人体的健康风险，进一步利用多元统计分析、地统计分析方法、GIS技术分别研究了该区域重金属含量、污染负荷指数和健康风险指数在不同土壤深度的差异显著性、空间变异结构及分布格局，并利用交叉验证方法检验了预测精度，旨在为该区域土壤重金属污染及人体健康风险的基础研究提供积累，对当地生产安全、经济发展规划及其周边土壤重金属的污染防治提供一定参考.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于准东经济技术开发区所辖的准东煤田境内，横跨新疆准噶尔盆地东部的吉木萨尔县、奇台县和木垒县3县；北纬44°30′~45°00′之间，东经88°40′~91°20′之间，海拔300~600 m，总面积约1.3万km2，北部为卡拉麦里山有蹄类自然保护区；该区域属于中温带干旱气候，冬寒夏热，年平均气温约3℃，干燥少雨，年降水量大约160~200 mm，且年季变化大，分布不均匀；日照丰富，日温差大，春夏季大风较多；地势由东南向西北倾斜，地形平坦开阔；土壤为荒漠盐碱土；无地表水流入，属于卡拉麦里平原区地下水子系统，生物主要依靠深层地下水缓慢补给维持；植被稀少，主要是琵琶柴、梭梭、蛇麻黄等旱生植物，生态环境极其敏感和脆弱.
1.2 土样采集与测定在准东6个煤炭产业园区周围布设52个采样点，产业园区及采样点位置如图 1所示.对开发时间较早、规模较大的五彩湾和火烧山产业园区周围的样点布置相对密集，所布设样点距离公路均超过300 m，同时用GPS仪记录采样点地理坐标，采样时间为2014年7月.每个样点按照0~10 cm、10~20 cm和20~30 cm土壤深度自下而上分层采样，每个样品重量约为1 kg，共156个样品，样品保存和处理均采用非金属容器.
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图 1 研究区域及采样点分布示意 Fig. 1 Sketch map of the study area and sampling sites |
土样在室温下自然风干，剔除杂质并研磨过100目筛.称取土壤样品0.500 0 g，置于聚四氟乙烯坩埚中，加入王水-氢氟酸-高氯酸组成的混合酸，放置电热板上进行消解，蒸至近干后，用体积分数为10%稀硝酸加热溶解，直至土壤消解至灰白色、消解液透明澄清，冷却后再用高纯水定容为20 mL的待测溶液.将待测溶液送至新疆大学理化测试中心进行测定，Hg和As通过北京普析通用PF6-2型双道全自动原子荧光光度计测定，检出限分别为Hg＜0.001 μg ·kg-1、As＜0.01 μg ·kg-1，精密度＜1.0%，测试线性范围＞103；Zn、Cu、Cr和Pb通过日立Z-2000型原子吸收分光光度计测定，检出限分别为0.001、0.001、0.004、0.002 mg ·kg-1，精密度≤1.0%，样品残留≤10-5.为保证分析的准确性，重金属含量测定全程做空白样，每个样品均采用3组平行实验，取均值作为样品测定最终含量.样品测试所使用的试剂均为优级纯，利用国家标准土壤物质(GSS-8)进行质量控制，各种金属的回收率均在国家标准参比物质的允许范围内，测试结果符合质量控制要求.
1.3 土壤重金属污染负荷基于Tomlinson提出的污染负荷指数法分析研究区重金属的污染程度，其计算公式为[39]:
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(1) |
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(2) |
式中，CFi为土壤重金属i的污染系数，ci为土壤重金属i的实测含量，ci0为重金属i的背景值，PLI为某采样点多种重金属的污染负荷指数，n为重金属元素个数. PLI分级标准按照已有研究将Tomlinson的二级分级细化为四级标准[12, 40]: PLI≤1为无污染，1＜PLI≤2为轻度污染，2＜PLI≤3为中度污染，PLI＞3为强度污染.
1.4 土壤重金属健康风险 1.4.1 暴露量计算国内健康风险评价主要采用美国环境保护署(US EPA)的RAGS (risk assessment guidance for superfund)健康风险评估模型[41~45]为基本框架，对其中部分参数进行修正后应用[46].参考我国环境保护部最新颁布实施的《污染场地风险评估技术导则(HJ 25.3-2014)》对场地污染物受体人群及暴露情景的规定，研究区为工业区，一般根据成人期的暴露量来评价土壤重金属的非致癌风险和致癌风险，土壤重金属暴露途径和暴露量计算如下[47].
经口摄入途径的暴露量(ADDing):
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(3) |
经呼吸吸入途径的暴露量(ADDinh):
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经皮肤接触途径的暴露量(ADDderm):
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(5) |
式(3)~(5)中，ADD为重金属暴露量，mg ·(kg ·d)-1；c为实测土壤重金属的浓度，mg ·kg-1.按照文献[47~49]，式中的参数取值如下: IngR为经口摄入频率，成人取100 mg ·d-1；CF为转换系数，取1×10-6kg ·mg-1；EF为暴露频率，取365 d ·a-1；BW为成人体重，取60 kg；InhR为呼吸频率，成人取20 m3 ·d-1；PEF为灰尘排放因子，取1.36×109 m3 ·kg-1；SA为暴露皮肤表面积，成人取4 350 cm2；SL为皮肤黏着度，取0.2 mg ·(cm2 ·d)-1；ABS为皮肤吸收因子，取0.001；ED为暴露期，假定人的生命周期为70 a，则成人期为24 a；ATnc和ATca为重金属非致癌和致癌平均暴露时间，取值分别为24×365 d和70×365 d.
1.4.2 健康风险表征本研究中的Zn、Cu、Cr、Pb、Hg和As这6种重金属对人体都具有健康风险，其中Cr、Pb和As为美国毒物与疾病登记署列入的致癌风险物质[50].非致癌风险用风险商(HQ)和风险指数(HI)来表征，计算公式为[47]:
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(6) |
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(7) |
式中，HQij为非致癌重金属i在第j种暴露途径下的单项非致癌风险指数(风险商)；ADDij为非致癌重金属i第j种暴露途径的暴露量，mg ·(kg ·d)-1；RfDij为非致癌重金属i在j种暴露途径的参考剂量，mg ·(kg ·d)-1；HI为6种重金属通过3种暴露途径所致的总非致癌风险指数；当HQij或HI＜1时表示非致癌健康风险属于可接受风险水平；当HQij或HI＞1时表示存在非致癌健康风险，值越大健康风险就越大.
致癌风险用风险指数(TCR)来表征，计算公式为[47]:
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(8) |
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(9) |
式中，CRij为致癌重金属i在第j种暴露途径下的单项致癌风险指数；ADDij为致癌重金属i在第j种暴露途径的暴露量，mg ·(kg ·d)-1；SFij为致癌重金属i在j种暴露途径的斜率因子，(kg ·d) ·mg-1；TCR为6种重金属通过3种暴露途径所致的总致癌风险指数；当CRij或TCR＜10-6，无致癌风险；10-6＜CRij或TCR＜10-4，人体可耐受的致癌风险；CRij或TCR＞10-4，人体不可耐受的致癌风险. 6种重金属3种暴露途径的参考剂量RfD和致癌风险斜率因子SF见表 1[47].
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表 1 重金属不同暴露途径RfD和SF Table 1 Reference doses for non-carcinogen metals and slope factors for carcinogen metals |
1.5 土壤重金属空间分布
利用半变异函数对土壤重金属含量、污染负荷、人体健康风险数据进行空间变异结构分析，并通过交叉验证检验并确定拟合度较高的理论模型和基础参数，进一步使用普通克里金插值生成空间分布格局图.
半变异函数r(h)是地统计学研究土壤重金属变异性的关键函数，反映了不同距离观测值之间的变化，是地统计学解释土壤空间变异结构的基础[51, 52]，计算公式如下[27~29]:
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(10) |
式中，r(h)为半方差函数；h为步长，描述分隔两样点的矢量，N(h)代表相距h的样点对数目，Z(xi)和Z(xi+h)分别描述区域化变量Z(x)在xi和xi+h处所取的实际测量值.
对样本数据进行异常值剔除和正态分布检验，是半变异函数分析和克里金插值得到有效结论的前提，否则可能存在比例效应，会增大估计误差[53].异常值检验采用样本平均值(A)加减3倍标准差(SD)[54]，通过计算表明本研究数据没有异常值；正态分布检验利用偏度和峰度检验、K-S检验、S-W检验并结合Q-Q图，对非正态分布数据采取对数变换或幂变换，并对变换后数据再次进行检验.
1.6 数据处理土壤重金属污染负荷和健康风险值计算在Excel 2003软件中进行，采样点分布图利用ArcGIS 10.0软件中的制图模块完成；土壤重金属含量数据统计、单因素方差分析及正态分布检验使用SPSS 19.0统计软件完成；空间变异结构分析及相关参数确定利用地统计软件GS+9.0完成；空间分布格局图通过ArcGIS 10.1软件中的Geostatistical Analyst模块和Spatial Analyst模块来完成.
2 结果与分析 2.1 重金属含量统计分析对研究区0~10 cm、10~20 cm和20~30 cm土壤深度的Zn、Cu、Cr、Pb、Hg、As含量进行描述性统计，并利用单因素方差分析(One-way ANOVA)检验重金属不同土壤深度含量差异显著性[23, 30]，结果如表 2所示.
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表 2 土壤重金属含量统计和土层变化方差分析(n=52) Table 2 Analysis of statistical and soil layer variation of heavy metals contents in soil (n=52) |
Zn、Cu、Pb的含量范围分别为46.06~48.00、18.37~19.27、11.30~13.29 mg ·kg-1，均低于新疆土壤元素背景值68.80、26.70、19.40 mg ·kg-1[55]，超标率(超过新疆背景值样本数占总样本数的百分比)均小于12%；Cr、Hg、As的平均含量分别为80.29~85.42、0.06~0.07、30.64~31.52 mg ·kg-1，远远超过新疆背景值49.30、0.02、11.2 mg ·kg-1，且超标率均大于60%，表明准东煤炭产业区周边土壤可能已受到这3种重金属污染.
变异系数(CV)反映重金属含量的离散性以及人为活动对重金属含量的影响，其值越大，表明受人为活动干扰越强烈.根据Wilding[56]对变异系数的分类，CV＜15%属于轻度变异，15%＜CV＜36%属于中等变异，CV＞36%属于高度变异. 3个土壤深度中，Zn、Cu、Pb的变异系数均小于36%而大于15%，属于中等变异性质，Cr、Hg、As在3个土壤深度的变异系数均大于36%，其中Hg在0~10 cm的变异系数最大为143%，属于高度变异性质，表明这3种重金属的样本含量数据离散性比较大，受到外界煤矿开采的影响较大.
由图 2可知，6种重金属平均含量均在0~10 cm土壤最高，表明土壤表层更易受到煤炭生产影响导致土壤重金属积累；Zn、Cu、Pb含量随深度的增加呈现逐渐降低的变化趋势，但Cr、Hg、As随土壤深度增加则表现为“高-低-较高”的变化趋势，即含量在0~10 cm表层和20~30 cm底层高于10~20 cm中层土壤.单因素方差分析表明Zn、Cu、Cr、Hg、As的显著性水平均大于0.05，Pb的显著性水平为0.047，不同土壤深度重金属含量差异性不显著.
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图 2 重金属含量随土壤深度的变化 Fig. 2 Change of heavy metal content in different layers of soil |
利用公式(1)和公式(2)，计算得到Zn、Cu、Cr、Pb、Hg、As的平均污染系数(CF)和研究区整体平均污染负荷指数(PLI)，如图 3所示.在3个土壤深度中，CFZn、CFCu、CFPb均小于1，为无污染程度；CFCr大于1小于2，属于“轻度污染”；CFAs均大于2小于3，属于“中度污染”；CFHg大于3，属于“强度污染”.不同土壤深度PLI大小顺序为PLI0~10 cm(1.35)＞PLI20~30 cm(1.28)＞PLI10~20 cm(1.25)，总体上属于“轻度污染”，方差分析得出显著性水平为0.863(P＞0.05)，各土层的PLI差别不显著.
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图 3 不同土壤深度重金属CF值和平均PLI值 Fig. 3 CF and the average PLI of soil heavy metals in different layers of soil |
按照公式(3)~(7)计算得到研究区不同土壤深度针对成人经3种暴露途径的6种重金属的非致癌风险暴露剂量(ADD)、非致癌风险单项指数(HQ)和非致癌风险总指数(HI).由表 3可见，3个土壤深度6种重金属的HQ均小于1，属于“可接受风险水平”；平均HQ大小顺序均为: HQAs＞HQCr＞HQPb＞HQCu＞HQHg＞HQZn，对HI的贡献率分别为69.96%~71.37%、26.09%~26.88%、2.29%~2.65%、0.32%~0.33%、0.15%~0.17%、0.10%~0.11%，表明研究区总致癌风险主要受重金属As和Cr经口摄入暴露途径(HQing)所贡献；不同土壤深度HI大小顺序为HI0~10 cm(2.53E-01)＞HI20~30 cm(2.48E-01)＞HI10~20 cm(2.43E-01)，属于“可接受风险水平”，方差分析得出显著性水平为0.134(P＞0.05)，各土层的HI差别不显著.
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表 3 不同深度土壤重金属非致癌暴露量及风险指数 Table 3 Daily exposure and non-carcinogenic risk index for adults with heavy metals and pathway in soil at the six levels of soil depth |
2.3.2 致癌风险
按照公式(3)~(5)和公式(8)、(9)计算得到研究区不同土壤深度致癌重金属Cr、Pb、As的致癌风险暴露剂量(ADD)、致癌风险单项指数(CR)和致癌风险总指数(TCR).从表 4可知，3个土壤深度的CRCr和CRPb远小于10-6数量级，无致癌风险；CRAs为10-5数量级，在10-6和10-4数量级之间，存在“人体可接受的致癌风险”.不同土壤深度TCR大小顺序为TCR0~10 cm(2.81E-05)＞TCR20~30 cm(2.80E-05)＞TCR10~20 cm(2.74E-05)，存在“人体可接受的致癌风险”，方差分析得出显著性水平为0.056(P＞0.05)，各土层的TCR有一定差别，但显著性不高，可耐受致癌风险主要是As经通过经口摄入暴露途径所致，应当引起重视.
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表 4 不同土壤深度水平重金属致癌暴露量及风险指数 Table 4 Daily exposure and carcinogenic risk index for adults with heavy metals and pathway in soil |
2.4 重金属空间分布特征 2.4.1 土壤重金属的空间变异结构
利用K-S和S-W检验对研究数据进行正态分布检验，若P值均大于0.05，则表示数据基本符合正态分布.从表 5中可以看出，Pb和As含量数据在3个土壤深度均呈正态分布；Zn和Cu含量数据在0~10 cm和10~20 cm土壤呈正态分布，在20~30 cm土壤作对数变换后服从正态分布；Hg含量数据经对数变换后呈正态分布；Cr含量数据经过对数转换、Box-Cox转换等方法后均不符合正态分布，不适合半方差分析及普通克里金插值[32]；3个土壤深度的PLI和HI经对数变换后均呈正态分布，TCR符合正态分布.
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表 5 研究数据正态分布检验 Table 5 Normal distribution test of the research data |
利用GS+9.0地统计软件对0~10 cm、10~20 cm和20~30 cm土壤深度的Zn、Cu、Pb、Hg、As含量、污染负荷以及健康风险值数据(或对数变换数据)进行半变异函数分析，得到拟合模型和相关参数.块金值C0通常表示因非自然因素引起的重金属空间异质性程度；结构方差C表示土壤母质等自然因素的影响程度；基台值C0+C表示系统总体变异程度，基底效应C0/C0+C表示人为等随机因素引起的重金属空间异质性在系统总异质性中的比重，可度量重金属空间相关性程度；变程表明土壤重金属的空间相关性的距离界限，即允许的最小采样间距，要想所采样品代表研究区域的真实情况，采样间距应满足最小间距的需求[22].基底效应小于25%，说明各采样点重金属具有强烈的空间相关性，异质性受气候、地形、土壤类型等自然因素的控制；比值在25%~75%之间，说明重金属具有中等空间相关性，异质性受空间结构和人为活动的共同作用；比值大于75%，说明重金属空间相关性很弱，异质性受人类活动的影响较大[35].
由表 6可知，准东产业区周边土壤重金属含量、污染负荷以及健康风险数据主要符合指数模型、球状模型和线性模型；Cu和Pb在3个土壤深度中的基底效应均小于25%，表明具有强烈空间相关性，空间异质性主要受自然因素影响；Zn和As在3个土壤深度的基底效应均介于25%~75%，属中等空间相关性，空间异质性受土壤自然因素和人为活动的共同影响；Hg在0~10 cm表层土壤的基底效应为45.1%，呈中等空间相关性，而在10~20 cm和20~30 cm土壤的基底效应分别为3.7%和0.1%，呈强烈相关性，其异质性在土壤表层受到自然因素和人为因素影响，在下层土壤中主要受自然因素影响；PLI和HI在3个土壤深度的基底效应均小于25%，表明具有强烈的空间相关性；TCR在3个土壤深度的基底效应均介于25%~75%，属中等空间相关性；研究区土壤重金属的允许最小采样间距处于0.0742~1.6900 km之间，其中Pb的变程最大，Cu的变程最小.
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表 6 土壤重金属空间变异参数1) Table 6 Spatial variation and precision parameters of soil heavy metals |
利用半变异函数图及交叉检验评价半变异函数分析和空间插值的总体精度[23]，平均误差ME和标准平均误差MSE绝对值接近0，均方根预测误差RMSE和平均标准预测误差ASE最接近，标准均方根预测误差RMSSE接近于1，表明所选择的模型较好，预测精度越高[35, 57].如表 7所示，研究区重金属含量、污染负荷和健康风险的预测结果较符合以上标准，空间插值精度较高，可准确反映出无监测点区域的土壤重金属状况.
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表 7 土壤重金属交叉验证精度参数 Table 7 Precision parameters of cross validation of heavy metals in soil |
2.4.2 土壤重金属空间分布格局
根据原始数据和理论半变异函数模型的特征参数，采用ArcGIS 10.1软件地统计模块普通克里金插值得到研究区土壤重金属含量(0~10 cm)、污染负荷和健康风险空间分布特征图，由于Cr含量数据不符合正态分布，采用空间分析模块的反距离加权插值(IDW)方法得到其空间分布，如图 4所示.
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图 4 土壤重金属含量的空间分布(0~10 cm) Fig. 4 Spatial distribution maps of heavy metal content in the 0-10 cm soil layer |
Zn、Cu和As含量呈阶梯状分布格局，沿南北方向递减，高值区主要集中在火烧山、五彩湾、大井、将军庙、北山和岌岌湖产业区附近及其北部区域，研究区南部含量较低；Pb和Hg含量呈现斑块状分布格局，Pb含量高值区包括在火烧山和五彩湾产业区西北部、大井产业区南部以及将军庙产业区的东北部，组成明显的“V”形高值带；Hg含量空间分布较均匀，方位变化不明显，在中南部区域呈现出大范围的高值区域，火烧山和五彩湾产业区以西、将军庙和北山产业区以北反而呈现较小面积的含量低值区，说明影响Hg在土壤中的累积因素较复杂，可能主要来源于面源污染；Cr含量呈现多岛状分布格局，高值区位于研究区中部产业区附近，面积相对均较小，并以此为中心向四周辐射状递减.总体来看，产业区附近重金属富集程度较为严重，呈现峰值区，反映了煤炭产业对土壤表层重金属含量分布的影响.
根据所有采样点土壤重金属PLI值(无强度污染)作出研究区3个土壤深度PLI等级分布，如图 5所示.可以看出，0~10 cm表层土壤属于中度污染(2＜PLI≤3)的区域位于产业区周围及北部，面积大且呈现连续的斑块状分布，与轻度污染(1＜PLI≤2)区域相接，无污染(PLI≤1)区域面积小且较分散，位于研究区东、西部；10~20 cm土壤的PLI分布更为集中，中度污染区域呈现较大面积的岛状分布格局，主要分布于五彩湾、将军庙和北山产业区附近；20~30 cm土壤中度污染范围明显减少，仅分布在大井产业区附近，西北部的五彩湾等区域则为轻度污染区域且面积约占研究区面积的50%.总体来看，随着土壤深度增加，属于中度污染的区域面积逐渐减小，而无污染(PLI≤1)和轻度污染(1＜PLI≤2)的区域范围逐渐变大，表明土壤表层重金属污染程度受到更多煤炭产业的影响，20 cm以下土壤深度的重金属污染则可能更多受到自然因素的影响而呈现更加均匀的分布特征.
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图 5 不同土壤深度重金属PLI空间分布 Fig. 5 Spatial distribution of PLI of heavy metals in different layers of soil |
根据所有采样点土壤重金属HI和TCR值作出的研究区3个土壤深度非致癌和致癌健康风险分布，如图 6所示. HI的高风险范围随土壤深度增加面积有所减小趋势，而TCR的这一趋势则不太明显；结合重金属含量分布(图 4)可以发现，HI和TCR的空间分布特征与0~10 cm土壤中As含量分布极为相似，这与As对研究区健康风险特别是致癌风险的贡献率最大有关；在研究区中部出现两个明显的TCR孔穴状低值区，这可能与采样点分布距离有关，但具体原因还需进一步研究.总体来看，HI和TCR的分布格局随土壤深度变化较为平稳，健康风险呈现自北向南逐渐减小的趋势，具有一定梯度特征；人口聚集的产业区附近作为重金属含量和污染程度的高值区，对人体的健康风险同样相对较高，应当引起重视.
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图 6 不同土壤深度重金属HI和TCR空间分布 Fig. 6 Spatial distribution of non-carcinogenic and carcinogenic risk index of heavy metals in soil at different depths |
土壤重金属含量的增加主要是由于人为活动的影响造成的，如重工业或者矿区的开发等都会使大量的重金属流入表层土壤，导致该区域土壤中重金属含量剧增[31].准东煤炭产业区周边土壤Zn、Cu、Pb、Cr、Hg、As平均含量均在0~10 cm土壤最高，表明土壤表层更易受到煤炭生产影响，这与郑国璋[58]的研究结果相一致，即认为受人为活动干扰导致土壤重金属易在土壤表层积累. Zn、Cu、Pb含量随深度的增加呈现逐渐降低的变化趋势，这与文献[59~62]研究得出土壤剖面金属含量基本呈现出由表向下逐渐减少的变化规律相一致；但Cr、Hg、As含量在0~10 cm表层和20~30 cm底层高于10~20 cm中层土壤，其原因是否受到当地植被根系对重金属的富集特性[63]或其他因素的影响还需今后进一步的研究和商榷.
尽管研究区的污染程度总体上属于“轻度污染”、非致癌和致癌风险均属于“人体可接受风险水平”，但As、Cr、Hg这3种重金属的含量严重超过新疆背景值且有不同程度的污染，并且人口聚集的6个产业区附近为重金属污染和人体健康风险峰值区，极有可能对该区域人群身体健康造成危害.与刘硕等[30]对山东龙口煤矿的研究结论相一致，即As和Cr含量均远远超过当地土壤背景值，在中部桑园煤矿及其周围含量最高. As基底效应表明其空间变异受到原始土壤结构和的准东煤矿产业的共同影响，并且王晓军[63]研究发现昌吉州土壤As含量总体高于新疆背景值，因此As的非致癌风险和致癌风险贡献率最高可能与当地土壤母质中As含量较高也有一定关系. Cr具有较强变异性的特点，且在煤矿区域附近明显富集，可能与人类活动关系明显，姚峰等[6]也得出相同结论.总之，准东地区As、Cr、Hg这3种重金属污染应当引起足够的重视并有必要开展更进一步的研究.
由于研究区干旱少雨，地形平坦，无草地、森林和农业用地，主要为煤炭产业、生活、运输、采掘和堆占等其土地利用方式.阴俊齐等[64]研究得出准东矿区重金属污染分布受风向影响显著的结论.准东地区7月的主导风向为东南风，降尘量高值区分布较为集中，主要位于煤矿开采区以及工业区附近.因此研究区土壤重金属空间分布除了受土壤原始背景值及人类工业用地影响外，受降雨、地形因素的影响较小，主要受风速和风向的影响导致煤粉尘在风力作用下向矿区周边扩散.
本研究以6个产业区作为一个整体区域进行研究，考虑到产业发展时间及规模，本研究在西部五彩湾产业园区周围所布置的样本点较多且集中，而在东部其他产业区样本点布置较为稀少，这在某种程度上给结果造成一定的影响.因此，要想更细致地掌握工业生产对土壤重金属的作用，在后续研究中还需要通过收集各工业企业的地理位置、生产规模、污染物排放量等方面的资料，同时提高采样点密度、进行更小尺度的详细研究来反映或对比分析每一个产业园区周围土壤重金属的空间变异结构.
4 结论(1) 准东煤炭产业区周边0~10 cm、10~20 cm和20~30 cm土壤深度的Zn、Cu、Pb的平均含量低于新疆背景值，含量随深度增加逐渐降低；Cr、Hg、As的平均含量远远超过新疆背景值，含量随土壤深度增加呈现“高-低-较高”的变化趋势.
(2) 研究区土壤中Zn、Cu、Pb为无污染程度，Cr为轻度污染，As为中度污染，Hg为强度污染，研究区总体平均污染负荷为轻度污染；6种重金属的非致癌风险和研究区总体平均非致癌风险均为可接受风险水平；致癌重金属As存在一定可接受的致癌风险，Cr和Pb无致癌风险，研究区总体平均致癌风险为可接受致癌风险水平.
(3) 半变异函数拟合最佳理论模型主要有指数模型、球状模型和线性模型；Cu、Pb、Hg10~20 cm、Hg20~30 cm具有强烈空间相关性，Zn、As、Hg0~10 cm具有中等空间相关性，3个土壤深度PLI和HI均具有强烈的空间相关性，TCR属中等空间相关性.不同重金属呈现出阶梯、斑块、岛状等空间分布格局，但综合所有重金属空间分布情况发现，6种重金属在0~10 cm土壤重金属平均含量、PLI、HI和TCR值最高，人口聚集的6个产业区附近为重金属含量和污染程度较高、人体的健康风险峰值区，特别是Cr、Hg、As污染程度较严重，As对人体健康风险最大，应当引起重视并采取相应的防治措施.
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