楊 磊 ，熊黑剛

（1.新疆大學資源與環(huán)境科學學院，烏魯木齊 830046；2.新疆農(nóng)業(yè)大學管理學院，烏魯木齊 830052；3.北京聯(lián)合大學應(yīng)用文理學院，北京 100083）

0 引 言

煤礦開采可能會給其周邊農(nóng)田土壤帶來重金屬污染的風險。有研究顯示[1-4]，煤礦開采產(chǎn)生的酸性廢水中重金屬含量很高，并會對周圍土壤和水體造成污染，進而抑制和毒害農(nóng)作物的生長發(fā)育，制約當?shù)氐霓r(nóng)業(yè)發(fā)展，甚至通過大氣、水體或食物直接或間接危脅著人類的身體健康[5-6]。近幾年，肖雪等[7]通過野外采樣和實驗室分析，對淮河流域某鎮(zhèn)農(nóng)業(yè)土壤中 Zn，Cu，Cr，Ni，Cd和 Pb等 6種重金屬的含量特征進行了研究，結(jié)果表明Cd是6種重金屬中污染程度最嚴重的，整個研究區(qū)域土壤屬于輕度綜合潛在生態(tài)風險程度；陳小敏等[8]對北京市密云水庫上游金礦區(qū)周邊土壤重金屬( Hg，Pb，Cu，Cd，Ni，Zn 和 Co) 的空間分布、來源及污染現(xiàn)狀進行研究與評價；常華進等[9]則采用污染系數(shù)、富集系數(shù)、地累積指數(shù)和潛在生態(tài)危害指數(shù)評估了青海湖流域沙柳河下游沉積物中9種重金屬元素的污染程度。

準東煤田五彩灘礦區(qū)位于新疆阜康市吉木薩爾縣北部荒漠區(qū)，由于煤炭資源豐富，該區(qū)成為新疆重要的煤炭生產(chǎn)區(qū)。同時，該區(qū)古爾班通古特沙漠南緣城鎮(zhèn)附近分布有大量農(nóng)田，這就為當?shù)赝寥篮娃r(nóng)作物生產(chǎn)帶來了重金屬污染風險。雖然劉巍等[10]近年來對準東煤田露天礦區(qū)土壤 6種重金屬進行了污染現(xiàn)狀評價及來源分析，阿爾祖娜·阿布力米提等[11]分析了準東礦區(qū)周邊土壤重金屬與降塵重金屬的關(guān)系及污染風險評價，但是針對城市與礦區(qū)之間的土壤重金屬現(xiàn)狀分析及礦區(qū)對周圍城市土壤質(zhì)量影響的研究少有報道。因此，本文以準東礦區(qū)為中心，向西南部的阜康市建立緩沖區(qū)，研究礦區(qū)與城市之間的土壤重金屬狀況，根據(jù)距離礦區(qū)遠近程度的不同，做出了3個緩沖區(qū)（A區(qū)，B區(qū)和C區(qū)）的土壤重金屬污染水平及生態(tài)風險評價。

本文以準東-阜康市之間的土壤為研究對象，通過多元統(tǒng)計法研究了土壤中Zn，Cu，Cr，Hg，As和Pb 6種被確定為農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境中重點監(jiān)控的有害元素的含量特征，并利用單因子污染指數(shù)、地累積指數(shù)和Hakanson潛在生態(tài)風險指數(shù)分析評價各種重金屬污染狀。為準確掌握準東礦區(qū)土壤重金屬擴散的狀況，及產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)規(guī)劃提供基礎(chǔ)科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

采樣區(qū)域位于新疆準東煤礦-阜康市之間，位于古爾班通古特沙漠南緣城鎮(zhèn)附近（圖1），準東礦區(qū)與阜康市被古爾班通古特沙漠隔開。該區(qū)域位于歐亞大陸腹地，遠離海洋，屬典型的極端干旱大陸性氣候。冬季長而嚴寒，夏季短而炎熱，春秋季節(jié)不明顯，干旱少雨，日照充足，熱量豐富，晝夜溫差大，春秋季多風，平均氣溫7.0 ℃，多年平均降水量183.5 mm，多年平均蒸發(fā)量2 042.3 mm。

圖1 研究區(qū)采樣圖Fig. 1 Sampling plot of study area

2 材料與方法

2.1 樣品采集

2017年 5月對準東礦區(qū)進行綜合調(diào)查，首先基于ArcGIS測量可知準東礦區(qū)至阜康市距離直線距離約126 km，因此以準東礦區(qū)為中心，向阜康市每隔42 km分為一個緩沖區(qū)，分出了3個緩沖區(qū)為A區(qū)、B區(qū)、C區(qū)3個區(qū)域（如圖 1）。本試驗的樣品采集以準東礦區(qū)與阜康市之間的綠洲土壤為主和一些周邊未利用地及荒漠土壤，依據(jù)對角線法設(shè)置10 m × 10 m土壤樣方進行采樣，每個樣方按對角線采集5個樣品，每個土壤樣品采集深度0~20 cm，將每個樣方的5個土壤樣品混合均勻后作為該樣點的1個代表性樣品；整個研究區(qū)共采集27個樣方，（即27個采樣點）用GPS對其進行坐標定位，采樣點分布見圖 1。最后在土樣自然風干后，篩去土壤的一些雜質(zhì)(如植物殘茬、石粒、磚塊等雜質(zhì))，將土壤樣品平鋪在平整木板上，先用木棒進行研磨、壓碎，再過2 mm孔徑篩。最終稱量一定的土壤進行土壤指標的測定。

2.2 土壤重金屬測定

對采集回來的土壤樣品進行自然晾干，然后碾磨，過篩去除雜質(zhì)后，取0.5 g土壤樣品置于四氟乙烯干鍋中先加入9 mL濃鹽酸（HCl），其次加入3 mL濃硝酸（HNO3）加熱至沸騰20 min后，然后加入氫氟酸（HF）5 mL加熱30 min，再加入3 mL的高氯酸(HClO4)，加熱至全部溶解，最后加入10 mL的稀硝酸，以微沸狀態(tài)溶解15 min后冷卻，并用高純水定容至20 mL，共檢測6種重金屬元素：Zn，Cu，Cr，Hg，As和Pb。對Hg和As 2種元素進行測定主要是原子熒光光譜法檢測（東京日立高科技公司）；對Zn，Cu，Cr和Pb等4種元素采用火焰原子吸收光譜法（東京日立高科技公司日立Z-2000型原子吸收分光光度計）進行測定。

2.3 數(shù)據(jù)處理與分析方法

2.3.1 統(tǒng)計分析

本文利用SPSS19.0軟件，選取相關(guān)性分析、因子分析以及主成分分析法，對表層土壤重金屬進行特征及來源分析。

2.3.2 污染指數(shù)法及地積累指數(shù)法

土壤中重金屬污染程度可采用污染指數(shù)(contamination factor，CF)[12]來初步評價，即土壤中重金屬元素n 的實測值與該元素背景值比值，大于1表示該元素發(fā)生富集，否則就虧損，計算公式如下：

采用目前常用的地積累指數(shù)法對阜康農(nóng)田重金屬污染狀況及生態(tài)風險進行綜合分析與評價。地累積指數(shù)法是廣泛應(yīng)用于土壤重金屬的評價方法之一計算公式如下

式中Cn是元素n在重金屬中的含量，g/kg；Bn為該元素的地球化學背景值，g/kg；Cb為新疆土壤重金屬背景值，g/kg[13]，如表 1 所示：K 為考慮各地巖石差異可能會引起背景值的變動而取的系數(shù)(一般為1.5)。Igeo值與重金屬污染水平的劃分關(guān)系為：Igeo小于0為清潔狀態(tài)；0~1之間為輕度污染；1~2 之間為偏中度污染；2~3 之間為中度污染；3~4之間偏重污染；4~5為重污染；大于5為嚴重污染[14-15]。

2.3.3 生態(tài)風險指數(shù)法

Hakanson 潛在生態(tài)風險指數(shù)法是目前常用的重金屬質(zhì)量評價方法之一。該方法從重金屬生物毒性的角度來進行重金屬潛在生態(tài)風險評價，劃分其潛在生態(tài)風險等級[16-17]。Ei為單個重金屬元素的潛在生態(tài)危害風險參數(shù)；RI 為多種重金屬元素的潛在生態(tài)綜合危害指數(shù)。其計算公式為：

式中Tn為第n種重金屬的毒性系數(shù)；CF為第n種重金屬的污染指數(shù)。單因子生態(tài)風險劃分關(guān)系：Ei<40為低生態(tài)風險；40≤Ei＜80為中度生態(tài)風險；80≤Ei＜160為較高生態(tài)風險；160≤Ei＜320為高生態(tài)風險；Ei≥320為很高生態(tài)風險[11]。RI值與生態(tài)風險水平的劃分關(guān)系：RI小于150為低生態(tài)風險；150≤RI＜300為中等生態(tài)風險；300≤RI≤600為較高生態(tài)風險；RI >600為很高生態(tài)風險[10]。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤重金屬污染特征

土壤重金屬污染測定結(jié)果表明準東礦區(qū)土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)差異顯著，如土壤中Cu質(zhì)量分數(shù)在0.001~0.016 mg/kg范圍內(nèi)，而Cr質(zhì)量分數(shù)則在19.3~78.8 mg/kg之間(表1)。在進行重金屬元素污染和危害風險評價時，本文以新疆土壤背景值[13]作為參考體系。除Cr外，Zn和Cu元素的質(zhì)量分數(shù)的平均值均高于新疆背景值。因此，研究區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量狀況總體良好。其中A，B和C區(qū)域存在共性，土壤Cr，Zn和Cu元素均值超出新疆土壤背景值。由圖2可知這3個區(qū)域各重金屬所占比例相差不大，其中Cu元素隨著礦區(qū)距離的變大，所占各重金屬比例有所增大。變異系數(shù)可以反映重金屬空間分布的差異程度，一般變異系數(shù)小于15%的為小變異，在16.0%~35%之間的為中等變異，大于36.0%的為高度變異[18]。結(jié)果顯示A區(qū)域As，Hg，Cr，Cu和Zn這5種重金屬的變異系數(shù)分別為 83.8%，82.8%，37.0%，75.8%和 114%，屬于高度變異，表明這 5種重金屬空間分布不均勻，離散程度較大，存在高值區(qū)域，受外來影響較大。其中 B區(qū)域除Hg元素變異系數(shù)值較高以外，其余重金屬變異系數(shù)相對于A區(qū)域有所降少。C區(qū)域重金屬的變異系數(shù)相對于B區(qū)域也均有所減少?？傮w來看，距離礦區(qū)越遠，變異系數(shù)呈降少趨勢。

表1 土壤重金屬含量統(tǒng)計特征分析Table 1 Characteristics of statistical analysis of heavy metal content in soils

圖2 不同緩沖區(qū)的重金屬含量Fig. 2 Content of heavy metals in different buffers

由研究區(qū)土壤重金屬含量分布圖（圖3）可知，準東礦區(qū)附近土壤重金屬含量由東北向西南呈遞減趨勢，且以礦區(qū)周邊土壤重金屬含量最高，并隨離礦區(qū)距離的增加而減少，這是由于煤礦生產(chǎn)中排放的酸性廢水和煤矸石中的重金屬含量較高[19-20]，經(jīng)過長期風化產(chǎn)生的揚塵以及雨水淋溶作用會使重金屬在土壤中富集[21]，故離礦區(qū)越近的土壤中重金屬含量越高。從整體來看，除Cu和Hg含量高值分布于阜康農(nóng)田土壤外，其余重金屬高值均出現(xiàn)在準東礦區(qū)附近。而阜康市周邊土壤中出現(xiàn)Hg的高值，可能是施用化肥所致，而Hg是化肥的常見成分[22]，因此導致 Hg高值的原因可能是人類耕種及干擾活動造成[23]。

3.2 污染物來源分析及貢獻率估算

3.2.1 重金屬來源識別

首先對重金屬各元素進行因子分析，可得載荷矩陣(表2)，載荷系數(shù)越大表明其重金屬元素對土壤環(huán)境影響越大，起主導作用。選取載荷系數(shù)最大的因素變量，其中第1主成分中的Cr和Hg，載荷系數(shù)最大，說明第 1主成分中Cr和Hg起主要作用。第2主成分中的Pb與Zn，載荷系數(shù)最大，說明第2主成分中Pb與Zn起主要作用。第3主成分的As與Cu，載荷系數(shù)絕對值最大，說明第3主成分中As與Cu起主要作用。

圖3 農(nóng)田土壤中重金屬含量水平分布Fig. 3 Horizontal distributions of heavy metals in farmland soil

表2 旋轉(zhuǎn)因子載荷表Table 2 Rotating factor loading diagram

從表 3中可以看出，通過對準東礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的主成分分析，6種重金屬提取了6個主成分，其中前5個主成分累積解釋了總方差的97.2%，可以說前5個主成分概括了全部信息的大部分信息。第 1主成分的貢獻率為37.5%，由上述可知Hg 和Cr 在第1主成分上有較高正載荷(如表2)，是第1主成分中起主導作用的元素。Pb，Zn 載荷值處于低等水平，分別為0.145，0.279。其中貢獻最高的重金屬Cr，Cr元素主要來源煤炭開采過程中擴散的煤塵，所以第 1主成分可以反映煤塵的影響。第2主成分的貢獻率為 26.9%，在Pb上的載荷最高，為0.871。

對于準東礦區(qū)土壤重金屬樣品，F(xiàn)1中Cr有最高負載，為 0.849，其中根據(jù)姚峰[24]等對準東煤田的研究結(jié)果可知，Cr元素主要受到煤炭開采過程中擴散的煤塵下滲引起土壤重金屬Cr含量增加，又因為 Cu和Cr元素之間具有顯著性相關(guān)（0.429，P<0.05），說明 Cu和 Cr來自同一個污染源，即本文推測F1代表煤塵來源。

表3 重金屬主成分分析結(jié)果Table 3 Principal component analysis of heavy metals

表4 土壤重金屬相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis of heavy metals in soil

根據(jù)描述統(tǒng)計表可以看出Zn元素的平均值未超過新疆背景值，可以認為準東礦區(qū)土壤Zn元素主要來自于土壤母質(zhì)，即F2可代表土壤母質(zhì)來源。準東煤田常年進行開采，除煤炭開采以外還伴隨著一系列的煤電、煤化工等，這些活動均會引起大氣降塵中Hg和As重金屬含量升高。因此可以推斷土壤中Hg可能來源于煤炭燃燒，其次一些研究表明煤炭燃燒是Hg的主要來源[25-26]，所以本文認為F3可代表煤炭燃燒來源；而大氣中的As的來源部分是煤炭的燃燒[10]。然而郭欣等[27]研究結(jié)果表明煤燃燒釋放的飛灰中 As 占原煤含量的84.6%，且易于富集在灰塵中，隨顆粒物遠距離擴散，從而造成了研究區(qū)整體As 元素的污染。因此可以推斷As元素直接來源是大氣降塵，最終來源是煤，此處本文推測F4可代表大氣降塵來源。Pb 是交通運輸主要標志性污染物來源[28]，準東礦區(qū)常年開采，車流量大，交通運輸頻繁，所以該因子可以代表交通運輸來源，即F5為交通運輸來源。作者基于前人研究基礎(chǔ)上，對重金屬污染來源進行了可能性分析，經(jīng)因子分析所得的主要因子與重金屬來源建立了合理的聯(lián)系。

3.2.2 污染源貢獻率分析

利用因子分析-多元線性回歸解析重金屬來源及貢獻比率是比較常用的方法。表 5為各主因子對不同重金屬元素貢獻的比率，其中E/O表示因子分析-多元線性回歸所模擬的重金屬含量與實測含量間的比值，這一比值均接近于1，而模擬值和實際值之間的決定系數(shù)(R2)都達到了極顯著水平(P＜0.01)。因此，因子分析-多元線性回歸可以很好地模擬重金屬來源。按照歸一法取舍各主因子的貢獻率，結(jié)果如表5所示。表5中大于1%的數(shù)值按原值保留，小于1%的數(shù)值說明貢獻很小，可忽略不計，此處記為0。由于大多數(shù)重金屬的5個主因子貢獻率之和小于100%，表明仍有其他污染貢獻存在，將其稱作不確定因子，并以 UF 表示。

如表5所示，在準東礦區(qū)，Hg的主要來源為煤炭燃燒，煤炭燃燒89.31%的貢獻率，交通運輸?shù)呢暙I為1.35%；交通運輸（F5）提供了40.1%Pb的來源，因此交通運輸是Pb的主要來源，同時煤塵提供了Pb 5.33%的來源；As的主要來源為大氣降塵，其中貢獻率為 19.65%，9.52%的As來源于煤塵；Cu和Cr的主要來源為煤塵，其貢獻率分別為60.23%和81.57%，其中針對Cu土壤母質(zhì)貢獻了29.65%；Zn的主要來源為土壤母質(zhì)，75.05%的Zn來源于土壤母質(zhì)，煤塵、大氣降塵和交通運輸分別貢獻了37.10%，17.03%和32.77%。

因子分析-多元線性回歸的結(jié)果表明，準東礦區(qū)主要重金屬元素貢獻率由高到低的來源依次是煤炭燃燒、煤塵、土壤母質(zhì)、交通運輸和大氣降塵。各個重金屬主要來源不同，不同重金屬各來源的貢獻率也不同。其中表5中Zn元素的5個主成分貢獻率超過100%，說明Zn元素不存在其他來源。而其余 5個重金屬元素均存在其他的來源。

表5 各主因子對不同重金屬元素的貢獻水平Table 5 Main factor contribution level of different heavy metals

3.3 不同區(qū)域土壤重金屬生態(tài)風險評價

3.3.1 單因子污染指數(shù)分析

土壤中重金屬污染程度可采用污染指數(shù)（CF）來初步評價，即土壤中重金屬元素i的實測值與該元素背景值比值，大于1表示該元素發(fā)生富集，否則就虧損[9]。本文選取背景值為新疆土壤重金屬背景值，將不同層的土壤重金屬樣品求取平均值，然后進行污染指數(shù)計算，得出準東礦區(qū)不同緩沖區(qū)的污染情況。其中A區(qū)域As，Hg，Pb和Cr元素的CF值均大于1，說明土壤As，Hg和Pb元素發(fā)生富集。B區(qū)域Cr元素的CF大于1，說明B區(qū)域只有Cr元素發(fā)生富集，但Hg元素出現(xiàn)異常值，由于B區(qū)域包括沙漠邊緣的土壤樣點，土壤重金屬含量相對于農(nóng)田的相對較低，所以出現(xiàn)了低值的異常值。C區(qū)域Cr元素發(fā)生富集，總體來看，距離礦區(qū)越遠重金屬污染狀況越輕，說明重金屬的污染來源是由于礦區(qū)的開采導致，其次污染范圍還未擴展到城市周邊，其余重金屬元素還在合理范圍之內(nèi)。

圖4 土壤重金屬污染指數(shù)分析Fig. 4 Analysis of heavy metal pollution index in soil

3.3.2 地累積指數(shù)法評價

地累積指數(shù)（Igeo）[29]可以較為有效地判別沉積物中重金屬污染程度[30-33]，圖 5顯示了研究區(qū)土壤中每種重金屬的地累積指數(shù)值的范圍和平均值。從地累積指數(shù)的平均值來看，研究區(qū)域土壤中重金屬污染的強弱依次為：Pb>As>Cr>Zn>Cu>Hg。由不同緩沖區(qū)土壤重金屬地累積指數(shù)可以看出各重金屬污染狀況相近，不同緩沖區(qū)的土壤重金屬中Hg元素的地累積指數(shù)小于0，大部分采樣點的Zn的地累積指數(shù)在0~3的范圍內(nèi)，所有采樣點土樣中Cr的地累積指數(shù)在3~5之間，而As和Pb的地累積指數(shù)大于 5。由地累積指數(shù)分級標準[34]可以判別，土壤中的Hg和Cu 2種重金屬未對土壤造成污染，重金屬Zn出現(xiàn)中度污染，重金屬Cr元素出現(xiàn)中度污染，而As和Pb這2種重金屬則超出嚴重污染，由此可以得出As和Pb是造成準東礦區(qū)土壤重金屬污染的主要來源。

除重金屬Zn以外，少量的采樣點的Cu存在輕度至中度污染，但是由于Cu本身毒性相對較低，因此Cu未對準東礦區(qū)造成生態(tài)系統(tǒng)風險?？傮w來看，各緩沖區(qū)基于地累積指數(shù)方法得出結(jié)果基本一致，各重金屬元素污染狀況相差不大。

圖5 重金屬地累積指數(shù)Fig.5 Geo-accumulation index of heavy metal

3.3.3 Hakanson 潛在生態(tài)風險分析

地累積指數(shù)法主要考慮各種重金屬的累積程度，缺乏對重金屬響應(yīng)因素的考慮，而潛在生態(tài)風險指數(shù)可以同時考慮到由單種污染物造成的生態(tài)風險和來自不同污染物對生態(tài)系統(tǒng)的總風險[35]。本文對準東礦區(qū)土壤重金屬進行潛在生態(tài)風險評價，結(jié)果如圖 6所示。不同緩沖區(qū)重金屬潛在因子生態(tài)風險變化趨勢基本一致，由高到低為Hg>As>Pb>Cr>Cu>Zn。其中A區(qū)域土壤重金屬Hg潛在生態(tài)風險指數(shù)最高，但潛在生態(tài)風險指數(shù)絕大部分均小于40，說明A區(qū)域整體重金屬處于低等生態(tài)風險水平；B區(qū)域與A區(qū)域相似，但整體生態(tài)風險參數(shù)值有所降低，C區(qū)域相對于B區(qū)域生態(tài)風險指也有所降低；說明距離礦區(qū)越遠重金屬的生態(tài)風險指數(shù)值越小，即生態(tài)風險越低。RI可以表征重金屬元素對當?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的影響，可以反映總的污染造成的生態(tài)風險[15]。

本文對研究區(qū)土壤的RI研究結(jié)果表明，準東礦區(qū)不同緩沖區(qū)綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)由高到低為Hg>As>Pb>Cr>Cu>Zn，其中Hg的綜合潛在生態(tài)指數(shù)最高為中等生態(tài)風險（大于 150），其余重金屬的綜合潛在生態(tài)風險處于低等水平。從整體看B區(qū)域Hg元素的綜合潛在生態(tài)風險水平最高。As，Hg，Pb和Cr元素生態(tài)風險均呈現(xiàn)A區(qū)域>B區(qū)域>C區(qū)域的趨勢。說明距離礦區(qū)越遠，生態(tài)風險越低。綜上所述，本次調(diào)查的潛在生態(tài)風險指數(shù)與重金屬單因子生態(tài)風險的大小順序一致，Hg為主要生態(tài)風險主要貢獻因子，需要加強對Hg的重點監(jiān)測。

圖6 準東礦區(qū)土壤重金屬潛在生態(tài)風險因子(Ei)和潛在生態(tài)綜合危害指數(shù)(RI)特征Fig. 6 Potential ecological risk (Ei) feature and potential ecological complex hazard index (RI) of heavy metals for soil in Zhundong mining area

4 討論

露天煤礦的開采不僅對大氣、土壤、植被和水體等有著嚴重的影響，對煤礦周邊居民的健康也有較大影響，因此，了解和掌握煤礦及城鎮(zhèn)周邊農(nóng)田土壤污染狀況十分重要。在前人的研究中，李喬等[22]利用聚類分析等方法對準東煤礦周邊農(nóng)田土壤來源進行分析，根據(jù) 3個主成分得分最高的元素進行分析推斷表明：第1類來源主要是自然背景；第 2類來源主要是工業(yè)和生活垃圾及污水灌溉等；第3類來源主要是農(nóng)業(yè)活動。劉巍等[10,24]采用主成分分析對污染源進行解析，姚峰等[24]認為Cu和Zn來源為土壤母質(zhì)，其中Zn還可能來源于煤礦開采和人類活動。Cr主要來源于煤礦開采和人類活動。劉巍等[10]認為 Pb主要來源于煤炭燃燒或其他人為活動，Hg 和 As共同來源于煤炭燃燒的釋放。而本研究結(jié)果表明準東礦區(qū)Zn主要來源于土壤母質(zhì)，除此之外，還存在未知來源。該結(jié)果與姚峰等[24]研究結(jié)果基本一致。Pb元素主要來源于交通運輸和煤塵，本文定義的大氣降塵主要是煤炭燃燒釋放的煤塵，所以本文研究結(jié)果與劉巍研究結(jié)果基本一致。

從來源分析來看，前人的研究只分析了重金屬元素的主要來源，并未將其定量化。本文在前人的基礎(chǔ)上采用因子-多元回歸方法將其來源定量化，為該區(qū)域的重金屬治理監(jiān)測有著重要的意義。

從評價結(jié)果來看，重金屬的污染程度和潛在生態(tài)風險存在差異的主要原因是 2種評價方法的側(cè)重點不同，地積累指數(shù)法主要是在地質(zhì)背景的基礎(chǔ)上強調(diào)某種重金屬的污染程度，而潛在生態(tài)風險不僅考慮了重金屬的性質(zhì)、在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，還引入了毒性響應(yīng)，除了能為改善環(huán)境提供依據(jù)還能為人們的健康生活提供參考，使得評價更側(cè)重于毒理方面。本研究中 Hg 潛在風險指數(shù)最高，Hg 元素的潛在風險最大，而在礦區(qū)（A區(qū)域）相對于B區(qū)域和C區(qū)域潛在生態(tài)風險較小一些。由于準東礦區(qū)重金屬的遷移擴散受復雜地形地貌、景觀特征、風力風向和人為采礦活動的影響，尤其是礦區(qū)開采強度不一、多大風天氣會導致煤粉等污染物在大氣中的擴散有所差異[11]，所以導致不同的區(qū)域潛在風險不同。

從空間分布狀況來看，阿爾祖娜·阿布力米提等[11]針對準東礦區(qū)研究結(jié)果表明 Hg 污染高值區(qū)主要集中在煤礦開采區(qū)域，包括煤化工廠和周邊的排土場、煤矸石堆場等。As 污染高值區(qū)主要在五彩灣和將軍廟礦區(qū)周圍；Cr主要分布在道路兩側(cè)和將軍廟礦區(qū)及其以西的工業(yè)區(qū)等人為活動頻繁地帶。李喬等[22]主要對準東周邊農(nóng)田土壤重金屬研究得出：Hg含量高的地方位于各個縣市種植和畜牧業(yè)較發(fā)達的區(qū)域 ；Cu在吉木薩爾縣和奇臺縣尤為集中，從分布規(guī)律來看，主要分布在種植區(qū)域，少數(shù)分布在養(yǎng)殖區(qū)域和景區(qū)。本研究結(jié)果表明Cu和Hg元素高值主要分布在阜康農(nóng)田土壤， As，Pb，Cr和Zn高值均出現(xiàn)在準東礦區(qū)附近。從分布結(jié)果看來，本文研究結(jié)果與阿爾祖娜·阿布力米提和李喬等[11,22]研究結(jié)果基本一致。說明Hg與Cu受準東煤礦開采活動的影響較小；而As、Pb和Cr主要受到煤礦開采的影響，進一步說明準東重金屬的分布規(guī)律主要受污染源分布的影響。

5 結(jié)論

本文對準東礦區(qū)不同緩沖區(qū)土壤進行了重金屬分析及生態(tài)風險評價主要得出以下結(jié)論：

1) 準東礦區(qū)不同緩沖區(qū)土壤重金屬含量差異顯著，空間分布不均勻，離散性較大，除Cu、Hg含量高值分布于B區(qū)域土壤外，其余重金屬高值均出現(xiàn)在準東礦區(qū)（A區(qū)域）附近土壤中。

2) 準東礦區(qū) 89.31%的 Hg來源于煤炭燃燒，40.1%的Pb來源于交通運輸，19.65%的As來源于大氣降塵，Cu和Cr的主要來源為煤塵，其貢獻率分別為60.23%和81.57%，其中29.7%的Cu來源于土壤母質(zhì)，75.1%的Zn來源于土壤母質(zhì)。除Zn外，土壤重金屬還存在未知來源，有待后續(xù)研究。

3) 準東礦區(qū)土壤重金屬總體表現(xiàn)為中度污染水平，其中Pb和As超出嚴重污染指標，為研究區(qū)農(nóng)田土壤主要污染物；重金屬單因子生態(tài)風險由高到低為 Hg>As>Pb>Cr>Cu>Zn，綜合潛在生態(tài)風險整體處于中等水平，距離礦區(qū)越遠，生態(tài)風險水平呈降低趨勢。