楊勇，劉愛軍，朝魯孟其其格，單玉梅，烏尼圖，陳海軍，王明玖1. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010019；. 內(nèi)蒙古自治區(qū)草原勘察規(guī)劃院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010051；3. 內(nèi)蒙古自治區(qū)農(nóng)牧業(yè)科學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010031；4. 中國科學(xué)院內(nèi)蒙古草業(yè)研究中心，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010031；5. 內(nèi)蒙古自治區(qū)生物技術(shù)研究院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010010

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錫林郭勒露天煤礦礦區(qū)草原土壤重金屬分布特征

楊勇1， 2，劉愛軍2，朝魯孟其其格2，單玉梅3， 4，烏尼圖2，陳海軍5*，王明玖1*
1. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010019；2. 內(nèi)蒙古自治區(qū)草原勘察規(guī)劃院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010051；3. 內(nèi)蒙古自治區(qū)農(nóng)牧業(yè)科學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010031；4. 中國科學(xué)院內(nèi)蒙古草業(yè)研究中心，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010031；5. 內(nèi)蒙古自治區(qū)生物技術(shù)研究院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010010

摘要：在內(nèi)蒙古典型草原上，以錫林郭勒勝利煤田西一號和西二號露天礦為研究對象，采用野外樣帶取樣和室內(nèi)分析相結(jié)合的方法，研究了露天煤礦區(qū)土壤重金屬含量（Cr、Cu、Mn、Ni、Zn和Pb元素）的空間分布特征，并探討土壤重金屬來源，旨在為典型草原露天礦區(qū)土壤重金屬防治和草原生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)理論依據(jù)。結(jié)果表明：研究區(qū)土壤重金屬Cr、Cu、Mn、Ni、Zn和Pb的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為27.53、16.17、353.49、14.78、44.65和3.44 mg·kg-1，低于國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)，僅Cu含量高于內(nèi)蒙古背景值；礦區(qū)東北方向樣帶，所有采樣點的土壤重金屬含量高于內(nèi)蒙古背景值；露天礦開采對周圍土壤重金屬空間分布有顯著影響，土壤重金屬元素含量在礦區(qū)中心處最高，并向四周逐漸降低；礦區(qū)周圍0.5 km范圍內(nèi)土壤重金屬含量均超過內(nèi)蒙古自治區(qū)背景值。統(tǒng)計分析（相關(guān)分析、主成分分析和聚類分析）結(jié)果顯示，土壤重金屬Cr、Cu、Mn、Ni和Zn來源可劃歸為一類，Pb單獨為一類。

關(guān)鍵詞：錫林郭勒；露天煤礦；典型草原；土壤重金屬；分布特征

引用格式：楊勇， 劉愛軍， 朝魯孟其其格， 單玉梅， 烏尼圖， 陳海軍， 王明玖. 錫林郭勒露天煤礦礦區(qū)草原土壤重金屬分布特征［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報， 2016， 25（5）: 885-892.

YANG Yong， LIU Aijun， CHAO Lumengqiqige， SHAN Yumei， WU Nitu， CHEN Haijun， WANG Mingjiu. Spatial Distribution of Soil Heavy Metals of Opencut Coal Mining in Inner Mongolia Xilingol Typical Steppe ［J］. Ecology and Environmental Sciences，2016， 25（5）: 885-892.

煤炭資源是社會發(fā)展和國民經(jīng)濟(jì)的重要物質(zhì)基礎(chǔ)，在社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展中占有非常重要的戰(zhàn)略地位，具有不可替代的作用（白中科等，2006），煤炭開采有力地推動了地區(qū)經(jīng)濟(jì)與社會的發(fā)展，同時也帶來了一系列嚴(yán)重的生態(tài)環(huán)境問題（Ferandez-manso et al.，2012）。我國的大型露天開采煤礦大多分布在生態(tài)脆弱的干旱、半干旱草原地區(qū)，這些地區(qū)植被覆蓋率較低，水土流失和土地荒漠化十分嚴(yán)重。露天煤礦開采對原本脆弱的草原生態(tài)造成嚴(yán)重破壞，導(dǎo)致了當(dāng)?shù)夭菰鷳B(tài)系統(tǒng)的進(jìn)一步退化，已引起人們的高度關(guān)注。礦區(qū)土壤環(huán)境問題已成為我國目前環(huán)境污染領(lǐng)域的研究熱點（白中科等，2006；楊勝香等，2012；李國平等，2013；張廣勝等，2015）。

國內(nèi)外學(xué)者針對礦區(qū)土壤重金屬進(jìn)行了大量研究。Panov et al.（1999）對俄羅斯煤田周圍土壤重金屬研究表明，土壤中Hg、As、Pb、Zn和Cd含量超標(biāo)。Teixeira et al.（2001）對巴西某煤礦區(qū)內(nèi)河流底部沉積物中的重金屬研究表明，礦區(qū)受到了Pb、Cu、Ni、Fe和Zn等重金屬污染。Benhaddya et al.（2014）研究了阿爾及利亞表層土壤重金屬污染空間分布特征，為研究區(qū)重金屬防治提供了數(shù)據(jù)支持。我國崔龍鵬等（2004）對淮南礦區(qū)土壤重金屬進(jìn)行了研究，表明采礦活動是礦區(qū)土壤受到重金屬污染的主要原因。楊建等（2008）對河南焦作礦區(qū)演馬礦煤矸石堆周圍土壤中重金屬進(jìn)行調(diào)查研究，發(fā)現(xiàn)研究區(qū)地形地貌特征和風(fēng)向會影響重金屬的遷移，煤矸石堆周圍土壤重金屬含量超標(biāo)出現(xiàn)在距離較近處。張連科等（2016）分析了包頭某鋁廠周邊土壤重金屬的空間分布，發(fā)現(xiàn)周邊土壤中重金屬含量高于內(nèi)蒙古背景值，并具有明顯的空間分布特征。劉碩等（2016）對龍口煤礦區(qū)土壤重金屬污染與空間分布特征進(jìn)行了研究，結(jié)果表明研究區(qū)土壤重金屬綜合污染程度較高。

目前，我國開展的礦區(qū)重金屬研究主要集中于南方地區(qū)，在內(nèi)蒙古露天煤礦區(qū)僅涉及礦區(qū)植被恢復(fù)模式或排土場水土流失的研究（耿海清等，2010；郭建英等，2015），鮮有針對內(nèi)蒙古典型草原露天煤礦區(qū)開展的較大范圍的土壤重金屬研究。在此背景下，本研究以內(nèi)蒙古錫林郭勒典型草原露天煤礦區(qū)為研究對象，應(yīng)用多變量統(tǒng)計方法分析土壤重金屬污染的來源，探討典型草原露天煤礦區(qū)土壤重金屬含量的分布特征，旨在為典型草原露天煤礦區(qū)土壤重金屬污染防治提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和科學(xué)依據(jù)。

1　材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

在內(nèi)蒙古錫林郭勒典型草原上，選取錫林郭勒盟勝利煤田西一號露天煤礦（原烏蘭圖嘎露天煤礦）和西二號露天煤礦（原宏文露天煤礦）為研究對象，分析露天煤礦開采對周邊草原土壤重金屬分布特征的影響。勝利煤田位于內(nèi)蒙古自治區(qū)錫林郭勒盟錫林浩特市境內(nèi)，南東邊界距錫林浩特市區(qū)西界約4 km，地理位置為N43°57′～44°14′，E115°30′～116°26′（圖1A）。該區(qū)域氣候?qū)儆跍貛О敫珊挡菰瓪夂颉鉁厝蛰^差和年較差大，冬季寒冷干燥，夏季溫暖濕潤。3—5月常有大風(fēng)，月平均風(fēng)速達(dá)4.9 m·s-1。根據(jù)當(dāng)?shù)囟嗄隁庀笥^測資料，多年平均氣溫為0.3 ℃，月均溫度最低為-21.6 ℃（1月），最高為 19.0 ℃（7月）。年均降水量為 336.9 mm，且60%～80%降水集中在生長季的5—8月。無霜期為4月末至 10月初，大約為 150 d。年蒸發(fā)量為1600～1800 mm，相當(dāng)于降雨量的4～5倍。

1.2 樣地設(shè)置

為研究露天煤礦開采對周圍土壤重金屬分布特征的影響，首先依據(jù)Google earth遙感影像，通過人工目視解譯確定 2014年勝利煤田西一號露天煤礦和西二號露天煤礦邊界限，并將礦區(qū)及距礦區(qū)邊界8 km范圍內(nèi)作為具體的重點研究區(qū)域。以礦區(qū)為中心，向礦區(qū)四周7個不同方向輻射設(shè)置調(diào)查樣線。根據(jù)遙感解譯結(jié)果和礦區(qū)實際情況，由于礦區(qū)東邊界距離錫林浩特市4.5 km，在東向設(shè)置了長度為4 km的調(diào)查樣線；礦區(qū)西北方向有處大型風(fēng)力發(fā)電場，為避免風(fēng)力發(fā)電場的干擾，未在礦區(qū)西北方向設(shè)置調(diào)查樣線。

圖1　研究區(qū)地理位置（A）和采樣點分布圖（B）Fig. 1　Location map of the study area （A） and sampling locations （B）

以礦區(qū)為中心，向東（E）、南（S）、西（W）和北（N），以及東北（NE）、東南（SE）和西南（SW）7個輻射方向各設(shè)置1條研究樣線，并根據(jù)礦區(qū)實際情況，在礦區(qū)東向樣線上，在距礦區(qū)外圍邊界0、0.5、1、2、4 km處各設(shè)置1個調(diào)查樣地，在其余6個方向樣帶上，在距礦區(qū)外邊界0、0.5、1、2、4、6、8 km處各設(shè)置1個調(diào)查樣地（圖1B）。用GPS詳細(xì)記錄每個樣地的地理信息。

1.3 土壤樣品的采集

2014年7月至 9月中旬，在預(yù)設(shè)樣地上選擇100 m×100 m區(qū)域進(jìn)行取樣，并在其對角線上設(shè)置1條100 m樣線，在樣線上等距布設(shè)6個1 m×1 m調(diào)查樣方，分別編號為C1～C6。在C1、C3和C5 3個樣方內(nèi)采集試驗土樣。取樣時，將土壤表層的殘留物和雜質(zhì)清理干凈，用直徑5cm土鉆采集表層土樣（0～10 cm）。每個樣方內(nèi)鉆取5次，均勻混合后裝入塑封袋中，作好標(biāo)記帶回實驗室。將每份樣品采用四分法取樣，經(jīng)自然風(fēng)干后，去除非目標(biāo)物質(zhì)（沙礫和植物殘體等），過100目篩子后待分析。

1.4 土壤重金屬含量測定

在對煤矸石中重金屬含量分析的基礎(chǔ)上，選擇Cr、Cu、Mn、Ni、Zn和Pb 等6種重金屬元素作為測定對象。全量測定采用HNO3-HCl- HClO4開放式消煮法，用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ Inductively Coupled Plasma Optical Emission Spectrometer，Optima 2000 DV，PerkinElmer，USA）測定。為保證分析質(zhì)量，用國家地球化學(xué)標(biāo)準(zhǔn)樣進(jìn)行質(zhì)量控制，同時進(jìn)行空白和試劑的校正試驗（鮑士旦，2010）。

1.5 數(shù)據(jù)分析與處理

采用Excel 2003對所有數(shù)據(jù)進(jìn)行錄入及基本統(tǒng)計分析，包括所有數(shù)據(jù)的平均值、最小值、最大值、標(biāo)準(zhǔn)差和變異系數(shù)；采用SPSS 16.0進(jìn)行相關(guān)分析、主成分分析和聚類分析；采用SigmaPlot 12.0（Systat Software Inc.）進(jìn)行作圖。

2　結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量統(tǒng)計分析

露天煤礦區(qū)土壤Cr、Cu、Mn、Ni、Zn和Pb 6種重金屬含量描述統(tǒng)計分析表明，Mn的平均值最大，其次為Zn，Ni和Pb的平均值最小。6種重金屬元素含量均低于國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—1995）。與內(nèi)蒙古土壤背景相比，除 Cu高于內(nèi)蒙古背景值外，其余5種重金屬含量均值均低于內(nèi)蒙古背景值，但有部分樣點的含量高于內(nèi)蒙古背景值，說明土壤在一定程度上受到外界干擾。Pb在不同方向變化最大，變異系數(shù)最大，Cr和Mn次之，Cu變異系數(shù)最小，為15.13%。總體上，礦區(qū)6種土壤重金屬元素的變異系數(shù)在15.13%～31.27%之間，屬于中等變異性，說明這6種重金屬受人類活動影響強(qiáng)度較大（表1）。

表1　土壤重金屬統(tǒng)計分析Table 1　The statistical feature of soil heavy metal contents

2.2 不同方向土壤重金屬含量分析

對露天煤礦區(qū)東、南、西、北、東南、東北和西南7個方向土壤重金屬含量統(tǒng)計分析表明，土壤重金屬在不同方向上含量相差較大。Cr含量在7個方向大小順序依次為：北向＞東北＞西南＞東＞西＞東南＞南。Cu在礦區(qū)東向和東北方向的土壤中平均含量較大，含量最低為礦區(qū)西向，為14.47 mg·kg-1，與最大值相差4.05 mg·kg-1。Mn在礦區(qū)東向和北向的土壤中平均含量較大，在礦區(qū)西向含量最低，為307.01 mg·kg-1，與最大值相差96.27 mg·kg-1；其余方向上平均含量在307.17～386.04 mg·kg-1之間。Ni在礦區(qū)東北方向和東向的土壤中平均含量較大，分別為17.30和17.04 mg·kg-1，最低含量位于為礦區(qū)南向，與最大值相差4.26 mg·kg-1。Zn在礦區(qū)東向和北向的土壤中平均含量最大，分別為 52.03和47.69 mg·kg-1，平均最低含量為礦區(qū)東南向土壤，為40.63 mg·kg-1，與最大值相差11.40 mg·kg-1。Pb在礦區(qū)西向和東北方向平均含量較大，平均最低含量為礦區(qū)東向土壤，為2.78 mg·kg-1，與最大值相差1.60 mg·kg-1（表2）。

表2　不同方向土壤重金屬含量Table 2　Soil heavy metals contents in different sampling directions　　　　　　　　　　　　　　　mg·kg-1

2.3 不同采樣距離土壤重金屬含量變化

為了分析露天煤礦對周圍土壤重金屬空間分布的影響，計算7個方向上，土壤Cr、Cu、Mn、Ni、Zn和Pb 6種重金屬含量隨距礦區(qū)距離增加的變化特征。結(jié)果表明，總體上Cr、Cu、Mn、Ni和Zn 5種重金屬元素隨著距礦區(qū)距離的增加，其含量逐漸減小，尤其0～2 km范圍內(nèi)，下降較快。從2 km后，基本無明顯變化。Pb隨著距礦區(qū)距離的增加，無明顯變化規(guī)律，基本呈上下波動變化。但對每種重金屬元素，其含量在不同方向上隨著采樣點距礦區(qū)距離的增加，變化也不相同（圖2）。

Cr元素含量在礦區(qū)東向、東北方向上隨著距礦區(qū)距離的增加，呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢。在東向2 km和東北方向1 km處，Cr含量達(dá)到最低值，隨后 Cr含量隨著距礦區(qū)距離的增加而增加。在礦區(qū)南向、西向、北向和西南，Cr含量基本表現(xiàn)為在0～4 km范圍內(nèi)逐漸下降，下降幅度介于19.26%～35.15%之間。在礦區(qū)東南方向上，變化較復(fù)雜（圖2A）。

Cu元素含量在不同方向都為距礦區(qū)0 km處最高。在礦區(qū)東向、東南和東北方向上隨著距礦區(qū)距離的增加，呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢，在東向和東北方向2 km處達(dá)到最低值，在東南4 km處達(dá)到最低值。在礦區(qū)南向、西向、北向和西南4 km處，較0 km下降了23.51%～36.73%，隨后出現(xiàn)上下波動，變化幅度較?。▓D2B）。

Mn元素含量在礦區(qū)東向、東北方向上隨著距礦區(qū)距離的增加，呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢，在距礦區(qū)2 km處達(dá)到最低值。在南向、北向、東南和西南0～2 km范圍內(nèi)呈直線下降趨勢，隨后在波動變化中逐漸下降。在礦區(qū)西向，在距礦區(qū)0.5 km處出現(xiàn)下降，隨后逐漸增加，在2 km處達(dá)到第2個峰值（414.22 mg·kg-1），隨后在4 km處出現(xiàn)大幅度下降，下降幅度達(dá)54.58%，在6～8 km范圍內(nèi)變化幅度較?。▓D2C）。

Ni元素含量在東向呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢，在2 km處降到最低。在南向和東北向呈先降低后升高的變化趨勢，在南向2 km處和東北向處最低，之后有小幅升高趨勢。在西向和北向0～4 km范圍內(nèi)下降幅度較大，之后變化較小。在東南和西南呈不斷下降趨勢，在0～2 km下降較快，之后趨于平緩（圖2D）。

圖2　土壤重金屬含量隨采樣距離的變化Fig. 2　Variation of soil heavy metal contents with sampling distance

Zn元素含量在礦區(qū)東向、東南、東北和西南方向上隨著距礦區(qū)距離的增加，呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢，在2 km處達(dá)到最低值，隨后在東向和東北方向上呈大幅度升高趨勢，在東南和西南方向上有小幅度升高。在南向呈上下波動變化。在西向最大值出現(xiàn)在0.5 km處，在4 km處下降了41.35%，隨后出現(xiàn)升高—降低—升高的波動變化。在北向 0～1 km，出現(xiàn)較大幅度降低，隨后呈增大—減小的變化趨勢，但變化范圍較小（圖2E）。

Pb含量在東向隨著距離的增加無顯著變化規(guī)律。在南向呈波動式逐漸降低的變化趨勢。在西向呈現(xiàn)先增大后減小的拋物線趨勢。北向呈線性減小趨勢，減小速率較低。在西南0～1 km范圍內(nèi)逐漸增大，隨后開始降低，在4 km處降到最低，4～8 km有小幅度增大趨勢。在礦區(qū)東北方向上呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢，在1 km處達(dá)到最低值。在東南向呈上下波動變化，并在4～8 km范圍內(nèi)達(dá)到穩(wěn)定（圖2F）。

2.4 土壤重金屬來源解析

2.4.1 土壤重金屬元素間的相關(guān)分析

礦區(qū)土壤中不同重金屬元素含量之間的相關(guān)性分析表明，Pb與Cr、Cu、Mn、Ni、Zn間均無顯著相關(guān)性（P＞0.05）。Cr、Cu、Mn、Ni和Zn兩兩間呈極顯著正相關(guān)性（P＜0.01），其中 Cr和 Zn相關(guān)系數(shù)最低，Cr和Ni相關(guān)性較高，相關(guān)系數(shù)達(dá)0.855，相關(guān)系數(shù)數(shù)值在0.583～0.855之間（表3）?？梢猿醪酵茢?，土壤中Cr、Cu、Mn、Ni和Zn這5種元素的地球化學(xué)性質(zhì)相近，在相同的外界環(huán)境條件下其變化趨勢基本一致，具有相同的來源，極可能來源于露天煤礦。而Pb與以上元素不同，為單獨來源。

表3　土壤重金屬含量的相關(guān)系數(shù)Table 3　Pearson′s correlation coefficients （r） among soil heavy metal contents

2.4.2 土壤重金屬含量特征的主成分分析

運用最大方差旋轉(zhuǎn)方法對土壤中6種重金屬含量進(jìn)行主成分分析（Principal component analysis，PCA），由初始特征值可以看出，前 2個主成分的累積方差貢獻(xiàn)率已經(jīng)達(dá)到 79.41%，可以解釋接近80%的總方差。旋轉(zhuǎn)前提取的第1個主成分的特征根大于1，旋轉(zhuǎn)后提取的2個主成分的特征根都大于1（表4）。因此，土壤中所有重金屬元素可以提取為2個主成分，這2個主成分的累積方差貢獻(xiàn)率達(dá)79.41%。

根據(jù)各主成分旋轉(zhuǎn)載荷矩陣可以得出，第1主成分主要反映Cr、Cu、Mn、Ni和Zn的組成信息，貢獻(xiàn)率為60.15%；第2主成分主要反映Pb的富集信息，貢獻(xiàn)率為19.26%（表5）。

表4　土壤重金屬含量主成分方差貢獻(xiàn)Table 4　The contribution of PCA variance for soil heavy metal contents

表5　土壤重金屬含量主成分分析Table 5　The analysis of PCA of soil heavy metal contents

2.4.3 土壤重金屬含量的聚類分析

聚類分析指將物理或抽象對象的集合分組為由類似的對象組成的多個類的分析過程，是目前被廣泛應(yīng)用于環(huán)境領(lǐng)域的一種多元統(tǒng)計方法。系統(tǒng)聚類法（分層聚類）是目前應(yīng)用較多的一種聚類分析方法。通過分層聚類樹狀圖可以直觀地反映出土壤元素間的相關(guān)性或親屬關(guān)系，可有效揭示土壤重金屬污染物的來源。本文以相關(guān)系數(shù)為距離測度方法，采用組間連接方法，對土壤中6種重金屬進(jìn)行聚類分析，其聚類樹狀圖形象、直觀地反映出了 6種重金屬元素的親屬關(guān)系。土壤重金屬可分為二聚類，第一聚類包括Cr、Cu、Mn、Ni和Zn，第二聚類為Pb（圖 3）。聚類分析的結(jié)果和主成分分析的結(jié)果保持一致，可以認(rèn)為Cr、Cu、Mn、Ni和 Zn來源相同，Pb則有單獨來源。

圖3　土壤重金屬元素聚類分析Fig. 3　Hierarchical cluster analysis of soil heavy metal concentrations

3　討論

土壤重金屬空間分布的影響因素較為復(fù)雜，除受土壤母質(zhì)影響外，還受外來人為因素的干擾（Spijker et al.，2005）。礦業(yè)活動是造成礦區(qū)周邊土壤中重金屬含量增加的重要因素，但由于擴(kuò)散條件不同，會導(dǎo)致土壤中重金屬在污染源不同方向上含量相差較大。孫葉芳等（2005）以浙江某鉛鋅礦區(qū)為研究對象，對污染土壤中的重金屬（Cu、Zn、Pb、Cd）進(jìn)行測定，并采用美國最新的重金屬污染評價方 法TCLP（ Toxicity characteristic leaching procedure）對土壤重金屬污染狀況進(jìn)行評價，結(jié)果表明，礦區(qū)附近土壤不同程度地受到Cu、Zn、Pb、Cd的污染，且土壤重金屬在不同方向上（東、南、西、北、東南、東北和西南）含量相差較大，處于煤矸石堆下風(fēng)向和地下水下游方向，土壤中重金屬元素含量較高。

本研究表明，露天煤礦區(qū)土壤重金屬含量在不同方向相差較大，基本上表現(xiàn)出東、東北、北3個方向土壤重金屬含量較高，這與研究區(qū)主導(dǎo)風(fēng)向有關(guān)。礦區(qū)周圍無明顯地面河流，錫林河在礦區(qū)東向已斷流，污染物主要以大氣及粉塵擴(kuò)散為主。根據(jù)錫林浩特市多年氣象資料顯示，礦區(qū)年主導(dǎo)風(fēng)向為西南風(fēng)，春季和冬季主導(dǎo)風(fēng)向為西南風(fēng)，夏季主導(dǎo)風(fēng)向為東南風(fēng)，秋季主導(dǎo)風(fēng)向為西南風(fēng)。因此造成處于下風(fēng)向的礦區(qū)北向和東北向土壤重金屬含量較大。同時本研究在礦區(qū)東向設(shè)置的采樣點，除受到主導(dǎo)風(fēng)向的影響外，也受到錫林浩特市的影響。東向E4采樣點，已達(dá)錫林浩特市近郊，土壤中Cr、Cu、Mn、Ni、Zn和Pb 6種重金屬含量都有升高趨勢，可能與該樣點距離錫林浩特市較近有關(guān)。因為礦業(yè)和城市活動為主的人為干擾是影響土壤重金屬空間分布的重要原因（李艷霞等，2007）。人類活動較為密集的地區(qū)土壤重金屬富集程度也較高（付傳城等，2014）。城市發(fā)展會對城市及周邊土壤造成重金屬污染（柳云龍等，2012），隨著城市人口的不斷增加、城鎮(zhèn)工業(yè)化的不斷發(fā)展、城市機(jī)動車保有輛的不斷增加，城市帶來的土壤重金屬污染將更加嚴(yán)峻（陳秀端等，2011）。

露天煤礦開采會向外排放大量的煤矸石，煤矸石中的重金屬在長期堆積、風(fēng)化和淋溶作用下向土壤遷移，并出現(xiàn)一定的累積效應(yīng)（劉玉榮等，2003）。煤矸石對土壤造成的重金屬污染主要有兩種途徑：一是經(jīng)風(fēng)蝕后的矸石揚塵懸浮于大氣中，隨風(fēng)降落于矸石堆周圍土壤；二是矸石受大氣降水的沖刷和淋溶作用而使重金屬隨地表徑流進(jìn)入土壤（陳峰等，2006）。因此，其污染范圍與遷移途徑和遷移條件有關(guān)。王心義等（2006）對河南焦作礦區(qū)演馬礦煤矸石堆周圍土壤中重金屬的研究發(fā)現(xiàn)，煤矸石含Zn 123.89 mg·kg-1，但在距離煤矸石山340 m內(nèi)土壤含量 Zn超過 2900 mg·kg-1，最高達(dá) 9400 mg·kg-1。研究區(qū)地形地貌特征和風(fēng)向會影響重金屬的遷移。在本研究中，土壤重金屬含量在礦區(qū)中心較高，高于內(nèi)蒙古土壤背景值的樣點分布于距礦區(qū)0.5 km范圍內(nèi)，且隨著距礦區(qū)距離的增加而逐漸減小，基本與上述結(jié)果相一致。同類其他研究也表明煤矸石山周邊土壤重金屬含量隨著距離煤矸石山距離的增加而減?。ㄌ锊氏嫉龋?007；魏忠義等，2008）。在本研究中，受到主導(dǎo)風(fēng)向和城市建設(shè)的影響，Ni和Zn在礦區(qū)東向4 km處和東北向6 km、8 km處存在土壤重金屬含量高于內(nèi)蒙古土壤背景值的情況。

礦區(qū)土壤重金屬的來源分析，可為防控礦區(qū)土壤重金屬污染和周邊草地系統(tǒng)的有效管理提供科學(xué)信息。目前，相關(guān)分析、主成分分析和聚類分析被廣泛應(yīng)用于土壤重金屬來源分析的研究中（呂建樹等，2012；謝小進(jìn)等，2010；Mostert et al.，2010；Chabukdhara et al.，2012）。一般情況下，如果土壤中不同重金屬含量之間呈顯著相關(guān)性，可以說明金屬間具有同源關(guān)系或是復(fù)合污染（柴世偉等，2004；Yan et al.，2010）。在本研究中，Pb與Cr無顯著相關(guān)性（P＞0.05），與Cu、Mn、Zn和Ni呈顯著負(fù)相關(guān)性（P＜0.05），Cr、Cu、Mn、Ni和Zn兩兩之間呈極顯著正相關(guān)性（P＜0.01）。通過主成分分析和聚類分析也表明，土壤重金屬Cr、Cu、Mn、Ni和Zn可歸為一類，另一類為 Pb，礦區(qū)周圍土壤重金屬Cr、Cu、Mn、Ni和Zn來源相同，可能來源于礦區(qū)開采，Pb則有單獨來源，可能主要來源于土壤背景或道路車輛，包括汽車尾氣排放、工業(yè)煙塵、Pb和As殺蟲氣和污泥施用等（王軍等，2007；Besnard et al.，2001）。謝小進(jìn)等（2010）對上海農(nóng)田土壤重金屬分布的研究中發(fā)現(xiàn)，Pb的積聚與交通業(yè)有密切的關(guān)系，高值區(qū)集中分布在路網(wǎng)密集的區(qū)域。

4　結(jié)論

（1）研究區(qū)6種土壤重金屬平均含量低于國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)，僅有Cu含量高于內(nèi)蒙古自治區(qū)背景值。礦區(qū)東北方向樣帶，所有采樣點的土壤重金屬含量高于內(nèi)蒙古背景值。

（2）土壤重金屬元素含量在礦區(qū)中心處最高，并向四周逐漸降低。礦區(qū)周圍0.5 km范圍內(nèi)土壤重金屬含量均超過于內(nèi)蒙古自治區(qū)背景值。

（3）土壤重金屬Cr、Cu、Mn、Ni和Zn元素來源可歸為一類，Pb單獨為一類。

參考文獻(xiàn)：

BENHADDYA M L， HADJEL M. 2014. Spatial distribution and contamination assessment of heavy metals in surface soils of Hassi Messaoud， Algeria ［J］. Environmental Earth Sciences， 71（3）: 1473-1486.

BESNARD E， CHENU C， ROBERT M. 2001. Influence of organic amendments on copper distribution among particle-size and density fractions in Champagne vineyard soils ［J］. Environmental Pollution，112（3）: 329-337.

CHABUKDHARA M， NEMA A K. 2012. Assessment of heavy metal contamination in Hindon River sediments: A chemometric and geochemical approach ［J］. Chemosphere， 87（8）: 945-953.

FERANDEZ-MANSO A， QUINTANO C， ROBERTS D A. 2012. Evaluation of potential of multiple endmember spectral mixture analysis （MESMA） for surface coal mining affected area mapping in different world forest ecosystems ［J］. Remote Sensing of Environment，127（12）: 181-193.

MOSTERT M R， AYOKO G A， KOKOT S. 2010. Application of chemometrics to analysis of soil pollutants ［J］. Trac Trends in Analytical Chemistry， 29（5）: 430-445.

PANOV B S， DUDIK A M， SHEVCHENKO O A， et al. 1999. On pollution of the biosphere in industrial areas: the example of the donets coal basin ［J］. International Journal of Coal Geology， 40（2-3）: 199-210.

SPIJKER J， VRIEND S P， GAANS P F M V. 2005. Natural and anthropogenic patterns of covariance and spatial variability of minor and trace elements in agricultural topsoil ［J］. Geoderma， 127（1-2）: 24-35.

TEIXEIRA E， ORTIZL L， ALVES M， et al. 2001. Distribution of selected heavy metals in fluvial sediments of coal mining region of Baixo Jacui，RS， Brazil ［J］. Environmental Geology， 41（1）: 145-154.

YAN C Z， LI Q Z， ZHANG X， et al. 2010. Mobility and ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments of Xia-men Bay and its adjacent areas， China ［J］. Environmental Earth Sciences， 60（7）: 1469-1479.

GB 15618—1995， 土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)［S］.

白中科， 付梅臣， 趙中秋. 2006. 論礦區(qū)土壤環(huán)境問題［J］. 生態(tài)環(huán)境，15（5）: 1122-1125.

白中科， 耿海青， 郭二民， 等. 2006. 關(guān)于煤炭開發(fā)生態(tài)補(bǔ)償?shù)娜舾梢庖姡跩］. 環(huán)境保護(hù)， （9）: 46-48.

鮑士旦. 2010. 土壤農(nóng)化分析［M］. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社.

柴世偉， 溫琰茂， 韋獻(xiàn)革， 等. 2004. 珠江三角洲主要城市郊區(qū)農(nóng)業(yè)土壤的重金屬含量特征［J］. 中山大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版）， 43（4）: 90-94.

陳峰， 胡振琪， 柏玉， 等. 2006. 矸石山周圍土壤重金屬污染的生態(tài)風(fēng)險評價［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 25（增刊）: 575-578.

陳秀端， 盧新衛(wèi)， 趙彩鳳， 等. 2011. 西安市二環(huán)內(nèi)表層土壤重金屬空間分布特征［J］. 地理學(xué)報， 66（9）: 1281-1288.

崔龍鵬， 白建峰， 史永紅， 等. 2004. 采礦活動對煤礦區(qū)土壤中重金屬污染研究［J］. 土壤學(xué)報， 41（6）: 896-904.

付傳城， 王文勇， 潘劍君， 等. 2014. 城鄉(xiāng)結(jié)合帶土壤重金屬時空變異特征與源解析-以南京市柘塘鎮(zhèn)為例［J］. 土壤學(xué)報， 51（5）: 1066-1077.

耿海清， 陳帆， 劉杰， 等. 2010. 煤炭富集區(qū)開發(fā)模式解析—以錫林郭勒盟為例［J］. 地域研究與開發(fā)， 29（4）: 32-37.

郭建英， 何京麗， 李錦榮， 等. 2015. 典型草原大型露天煤礦排土場邊坡水蝕控制效果［J］. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報， 31（3）: 296-303.

李國平， 郭江. 2013. 能源資源富集區(qū)生態(tài)環(huán)境治理問題研究［J］. 中國人口·資源與環(huán)境， 23（7）: 42-48.

李艷霞， 徐理超， 熊雄， 等. 2007. 典型礦業(yè)城市農(nóng)田土壤重金屬含量的空間結(jié)構(gòu)特征-以遼寧省阜新市為例［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 27（4）: 679-687.

劉碩， 吳泉源， 曹學(xué)江. 2016. 龍口煤礦區(qū)土壤重金屬污染評價與空間分布特征［J］. 環(huán)境科學(xué)， 37（1）: 270-279.

劉玉榮， 黨志， 尚愛安. 2003. 煤矸石風(fēng)化土壤中重金屬的環(huán)境效應(yīng)研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 22（1）: 64-66.

柳云龍， 章立佳， 韓曉非， 等. 2012. 上海城市樣帶土壤重金屬空間變異特征及污染評價［J］. 環(huán)境科學(xué)， 3（2）: 599-605.

呂建樹， 張祖陸， 劉洋， 等. 2012. 日照市土壤重金屬來源解析及環(huán)境風(fēng)險評價［J］. 地理學(xué)報， 67（7）: 971-984.

孫葉芳， 謝正苗， 徐建明， 等. 2005. TCLP法評價礦區(qū)土壤重金屬的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險［J］. 環(huán)境科學(xué)， 26（3）: 153-156.

田彩霞， 郭保華. 2007. 煤矸石堆對周圍土壤中重金屬元素影響分析［J］.礦業(yè)安全與環(huán)保， 34（3）: 23-25.

王軍， 陳鎮(zhèn)樓， 王初， 等. 2007. 上海崇明島蔬菜地土壤重金屬含量與生態(tài)風(fēng)險預(yù)警評估［J］. 環(huán)境科學(xué)， 28（3）: 647-653.

王心義， 楊建， 郭慧霞. 2006. 礦區(qū)煤矸石堆放引起土壤重金屬污染研究［J］. 煤炭學(xué)報， 31（6）: 808-812.

魏忠義， 陸亮， 王秋兵. 2008. 撫順西露天礦大型煤矸石山及其周邊土壤重金屬污染研究［J］. 土壤通報， 39（4）: 946-949.

謝小進(jìn)， 康建成， 李衛(wèi)江， 等. 2010. 上海寶山區(qū)農(nóng)用土壤重金屬分布與來源分析［J］. 環(huán)境科學(xué)， 31（3）: 768-774.

謝小進(jìn)， 康建成， 閆國東， 等. 2010. 黃浦江中上游地區(qū)農(nóng)用土壤重金屬含量特征分析［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 30（8）: 1110-1117.

楊建， 陳家軍， 王心義. 2008. 煤矸石堆周圍土壤重金屬污染空間分布及評價［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 27（3）: 873-878.

楊勝香， 袁志忠， 李朝陽， 等. 2012. 湘西花垣礦區(qū)土壤重金屬污染及其生物有效性［J］. 環(huán)境科學(xué)， 33（5）: 1718-1724.

張廣勝， 徐文彬， 李俊翔， 等. 2015. 一個未開采的鉛鋅礦周邊土壤重金屬含量及生態(tài)安全評價［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報， 24（3）: 522-528.

張連科， 李海鵬， 黃學(xué)敏， 等. 2016. 包頭某鋁廠周邊土壤重金屬的空間分布及來源解析［J］. 環(huán)境科學(xué)， 37（3）: 1139-1146.

DOI：10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.05.023

中圖分類號：X53

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號：1674-5906（2016）05-0885-08

基金項目：內(nèi)蒙古科技創(chuàng)新引導(dǎo)獎勵資金計劃“大型露天煤礦生態(tài)修復(fù)技術(shù)集成與示范”（20140701）；內(nèi)蒙古自治區(qū)科技計劃項目“不同生態(tài)類型區(qū)域生態(tài)評估及風(fēng)險預(yù)測技術(shù)研究”（2013年立項）；內(nèi)蒙古自治區(qū)自然科學(xué)基金項目（2015MS3084）

作者簡介：楊勇（1984年生），男，助理研究員，博士研究生，研究方向為草地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能。E-mail: yangyong606@Gmail.com

*通信作者。E-mail: wangmj_0540@163.com； chenhaijun2004@163.com

收稿日期：2016-04-15

Spatial Distribution of Soil Heavy Metals of Opencut Coal Mining in Inner Mongolia Xilingol Typical Steppe

YANG Yong1， 2， LIU Aijun2， CHAO Lumengqiqige2， SHAN Yumei3， 4， WU Nitu2，CHEN Haijun3*， WANG Mingjiu1*
1. College of Ecology and Environmental Science， Inner Mongolia Agricultural University， Hohhot 010019， China；
2. Inner Mongolia Institute of Grassland Survey and Planning， Hohhot 010051， China；
3. Inner Mongolia Academy of Agriculture & Animal Husbandry Science， Hohhot 010031， China；
4. Inner Mongolia Research Center for Prataculture， Chinese Academy of Science， Hohhot 010031， China；
5. Inner Mongolia Institute of Biotechnology， Hohhot 010010， China

Abstract：In this study， the Spatial distribution of Soil Heavy Metals of Opencut Coal Mining was analized in the two Shengli Coal Field in Xilingol typical steppe by the approach of combining field survey and lobarotory analyses. The sources of heavy metals in the mining area was discussed to provide evidence for preventing soil heavy metal pollution and for grassland ecosystem safety. The results indicated that the average concentrations of Cr， Cu， Mn， Ni， Zn， and Pb in the soil of the study area was 27.53， 16.17， 353.49，14.78， 44.65 and 3.44 mg·kg-1， respectively， being lower than the second class level of the National Soil Environment Safety Standard. But the average concentration of the Cu was higher than the background value of soil in the Inner Mongolia. The open-cut coal mining exerted a significant impact on the spatial distribution of heavy metals in the soil. The content of soil heavy metal elements was the highest in the center of the mining area， and gradually decreased to the surrounding areas， and was higher in the northeastern of the mining area. Within 0.5 km from the mining area， the content of soil heavy metals exceeded soil background values in the Inner Mongolia. The results of correlation analysis， principal component analysis and cluster analysis showed that Cr，Cu， Mn， Ni and Zn in the mining area come from the same source， while Pb came from the other source.

Key words：Xilingol； opencut coal mining； typical steppe； soil heavy metal； distribution characteristics