我国煤矿周边土壤镉污染特点与健康风险
时间：2023-01-22 11:10:05 来源：柠檬阅读网 本文已影响 人 
史艳旻，史刚荣①
(淮北师范大学 生命科学学院，安徽 淮北 235000）
重金属作为煤矸石中典型的污染物之一，对土壤的污染是一个不可逆的过程.在重金属污染中，镉（Cd）因其污染面积广、危害大而被称为“五毒之首”.Cd虽然不是植物的必需元素，但由于它在土壤中具有很强的迁移性和较高的生物有效性，极易于被植物吸收和积累，并通过食物链的富集作用危害人类健康[4].人体或动物摄入过量镉导致亚急性、急性或慢性中毒，对肝脏等各器官造成严重损害，引起肾、肺、神经系统、睾丸、肠、皮肤和血液的形态和功能改变[5].因此，明确煤矿周边及采煤沉陷区镉污染现状，对于制定科学的阻控和修复措施具有重要意义.
近年来，煤矿周边及采煤沉陷区重金属污染问题已经引起国内外学者的极大关注.然而，我国煤矿周边及采煤沉陷区镉污染程度究竟如何？镉污染是否存在地区差异，关于这些问题目前尚不清楚.本文基于对文献的综合分析，对我国煤矿周边及采煤沉陷区镉污染现状、镉的垂直分布特征和赋存形态以及镉污染对人体的健康风险进行研究，旨在对我国煤矿周边及采煤沉陷区镉污染现状有个全面地认识，从而为采煤沉陷区镉污染防治提供科学依据.
1.1 文献检索、筛查和数据整理
通过综合利用百度学术搜索和CNKI、万方等数据库，对截至2021年发表的文献进行检索和筛查，从中获取相关数据进行分析与计算.首先对没有重复或没有明确标明重复次数的数据进行剔除，然后根据不同的研究内容分别对文献进行数据收集和整理.土壤Cd污染状况分析的数据，按省份、地区、煤矿区、土壤类型、样点、土壤Cd含量等进行整理.镉的垂直分布数据在上述项目的基础上，增加不同土层（0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm）的数据.为便于分析，对镉的赋存形态数据按Tessier提取法[6]和BCR提取法[7]分别整理后进行归并，即可交换态和碳酸盐结合态数据合并，相当于可提取态，铁锰氧化物结合态相当于可还原态，有机结合态相当于可氧化态.镉的健康风险评价则包括土壤Cd含量、作物种类、样品、籽实镉含量、富集系数（Bioconcentration factor,BCF）、危害商值（Hazard quotient,HQ）等.
1.2 数据统计分析
利用Excel进行数据整理.利用IBM®SPSS®Statistics 22.0进行数据统计分析.为明确土壤镉含量在不同省份和土层是否存在差异和交互效应，对相关数据进行二因素方差分析（two-way ANOVA），并通过Duncan法进行显著性检验.为确定不同煤矿区之间在土壤镉的赋存形态上的亲疏关系，对相关数据进行系统聚类分析.
2.1 我国煤矿区土壤镉污染概况
为搞清楚我国煤矿周边及采煤沉陷区土壤镉污染的基本情况，对相关文献进行整理和筛选，并对35篇文献的数据进行分析（表1）.从研究地域看，基本覆盖我国绝大部分煤矿大省，但不同区域的研究极不平衡.绝大多数研究集中在安徽（19篇，占所有统计文献的51%），其中仅淮南就达16篇，占所有统计文献的43%.此外，河南、江苏、山西等省份的研究相对较多，河北、陕西、新疆、云南也有零星报道.就土壤镉含量而言，江苏省徐州市煤矿周边土壤镉含量最高（平均值为20.40 mg/kg，范围0.17～76.08 mg/kg），陕西铜川市三里洞煤矸石堆积地次之（平均值为2.41 mg/kg，范围2.04～2.76 mg/kg），云南临沧市勐旺煤矿第3（2.13 mg/kg），安徽（淮南、淮北）位居第4（平均值为2.00 mg/kg，范围0.01～6.69 mg/kg）.
表1 我国煤矿周边土壤镉污染概况
根据生态环境部和国家市场监督管理总局联合发布的《土壤环境质量：农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618-2018），可以把土壤镉污染风险划分为3个等级：低风险（土壤镉含量等于或者低于风险筛选值0.3 mg/kg，农产品质量安全、农作物生长或土壤生态环境的风险低）、中风险（土壤镉含量大于风险筛选值0.3 mg/kg，小于或等于风险管制值2 mg/kg.农用地可能存在镉污染风险，原则上应当采取农艺调控、替代种植等安全利用措施，降低农产品超标风险）和高风险（土壤镉含量超过风险管制值2 mg/kg，农用地土壤污染风险高，食用农产品不符合质量安全标准）.从表1可以看出，我国煤矿周边土壤镉污染的总体情况是：低风险点位85个，占41.3%，中风险点位59个，占28.6%，高风险点位62个，占30.1%.可见，我国煤矿周边土壤镉污染相当严重，绝不可掉以轻心.不同地区煤矿周边土壤镉污染程度和生态风险差异很大，陕西和云南虽然报道的文献很少，但中、高风险点位占比最高（100%），其余依次为河南（90.9%）、江苏（88.0%）、安徽（75.9%）、河北（45.5%）和新疆（37.5%），而山西煤矿周边土壤镉污染均为低风险等级（表1）.由此可见，我国煤矿周边土壤镉污染具有南重北轻的特点，值得关注.
2.2 煤矿区土壤镉的垂直分布特点
镉在土壤中虽然不能被降解，但受到复杂的土壤环境效应影响而发生迁移和转化.通过研究煤矿区土壤镉的垂直分布规律，探讨土壤中镉的迁移特性，对于制定镉污染土壤治理与修复措施具有重要意义.为此，本文对11篇数据较为完整的文献进行综合分析，其中2篇只对0～20 cm和20～40 cm 2个土层进行研究[36-37]，其余9篇研究0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm等3个土层[2-3,11-12,16,21,24,30-31].对9篇3个土层的文献数据的方差分析结果表明，煤矿复垦区0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm土层土壤镉含量分别为1.03 mg/kg、0.99 mg/kg、1.38 mg/kg，虽然40～60 cm土层土壤镉含量稍高于其它两个土层，但不同土层之间差异并不显著（图1A；
F=2.374，P=0.100）.安徽淮南煤矿复垦区土壤镉含量（0.97 mg/kg）显著低于江苏徐州（1.42 mg/kg）（图1B；
F=4.142，P=0.045），但地区和土层对土壤镉含量的交互效应不显著（F=2.104，P=0.129）.在不考虑40～60 cm土层的情况下，对11篇文献数据的方差分析结果表明，煤矿复垦区0～20 cm和20～40 cm土层土壤镉含量分别为0.63 mg/kg和0.61 mg/kg，二者之间没有差异（图1C；
F=0.037，P=0.849），山西矿区土壤镉含量（0.11 mg/kg）显著低于江苏徐州（1.09 mg/kg）和安徽淮南（0.96 mg/kg）（图1D；
F=31.849，P=0.01）.同样，地区和土层对土壤镉含量的交互效应不显著（F=0.013，P=0.987）.
图1 我国煤矿周边土壤镉的垂直分布及其在不同省份间的差异
综上所述，从整体上看，我国煤矿复垦区土壤镉含量在不同土层之间差异并不显著，尽管不同地区煤矿复垦区土壤镉含量存在较大差异（江苏＞安徽＞山西），但镉在土壤中的这种垂直分布规律基本一致.管永[16]对淮南潘一矿和新庄孜矿两个复垦区的研究表明，两个复垦区土壤镉的纵向分布规律均不明显.郑刘根等[11]发现淮南新庄孜矿煤矸石充填复垦区镉从土层到煤矸石的变化不大.范廷玉等[12]也认为，淮南潘谢矿沉陷区复垦土壤中镉含量在垂直分布上相对均匀.复垦土壤中镉的垂直分布相对均匀一致的原因，可能是因为土壤层次在复垦过程中经过人工填埋而被打乱[24,27].
需要指出的是，与0～20 cm、20～40 cm土层相比，40～60 cm土层土壤镉含量略高而且变幅较大.这可能是因为复垦过程中充填煤矸石、粉煤灰等物料所致.张明[31]发现，粉煤灰充填复垦地40～60 cm的粉煤灰层镉含量明显高于0～20 cm土层和20～40 cm土层.张治国[2]也认为，与煤研石接触层土壤中镉含量要高于表层土壤.与煤矸石或粉煤灰接触的土壤镉含量略高于表层土壤，这是由于充填复垦后，煤矸石或粉煤灰中的镉向覆土层有迁移作用[3].
体验式自主学习模式的关键在于“自主体验”，就是让学生对所学知识产生兴趣，从“要我学”到“我要学”转变。所谓态度决定一切，学生积极学习是一个好的开始，轻松有趣的学习氛围对强化学生的体验意愿具有显著的推动作用，同时网络环境能够使学生更加方便快速地发现学习内容，使其体验兴趣会得到有效激发，从而会更加积极地进行体验式学习。
2.3 煤矿复垦区土壤镉的赋存形态
镉进入土壤环境后，可通过吸附解吸、氧化还原、络合溶解和沉淀等物理、化学和生物过程发生化学形态变化，而土壤中镉的赋存形态则决定着其生物有效性、迁移能力和环境行为.因此，镉的危害性不仅与含量有关，而且取决于其在土壤中的赋存形态.目前，关于煤矿复垦区土壤镉的赋存形态研究主要有两种方法：1）Tessier提取法[6]，将镉的赋存形态分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态；
2）欧共体标准司提出的BCR提取法[7]，将镉的赋存形态分为酸可提取态、可还原态、可氧化态和残渣态.为便于比较和分析，对Tessier法和BCR法的数据进行统一，即可交换态和碳酸盐结合态数据合并，相当于可提取态，铁锰氧化物结合态相当于可还原态，有机结合态相当于可氧化态（表2）.
表2 我国几个煤矿周边土壤镉的赋存形态
为进一步探讨煤矿区土壤镉的形态分布规律，对数据进行系统聚类分析（图2）.聚类分析表明，煤矿区土壤镉的形态分布格局分为3类：第1类为淮北临涣采煤沉陷区，土壤中酸可提取态镉的比例最高（55.2%），该形态的镉容易发生迁移转化，可被植物吸收，生物有效性最强，对人类健康和生态系统的潜在风险也最大；
第2类为兰州红古煤矿、焦作市中马村矿、淮南某煤矿，土壤中酸可提取态镉的比例也很高（分别为33.0%、37.0%和44.5%），与残渣态相当甚至更高，对人类健康和生态系统的潜在风险很大；
第3类为其余5个矿区，土壤的Cd均以残渣态为主，残渣态是镉的最稳定形态，迁移转化能力弱，不能被植物直接吸收利用，生态风险也最低.即便如此，酸可提取态镉的比例依然较大（17.4%～29.2%），生态风险依然不容小觑.此外，所有煤矿区土壤镉的可氧化态（有机物结合态）比例都最小（2.0%～11.1%），这可能与煤矿区土壤有机质含量较低有关.
图2 我国煤矿周边土壤镉的赋存形态的系统聚类热图
不同作物田块镉的赋存形态存在一定差异.例如，庞文品等[42]对贵州省兴仁县某典型煤矿区的研究表明，稻田、薏米地及植烟土镉的赋存形态为：残渣态＞酸可提取态＞可还原态＞可氧化，而菜园土中则表现为：可还原态＞残渣态＞酸可提取态＞可氧化态.
2.4 煤矿区作物镉污染及其健康风险
为探讨煤矿区土壤镉污染是否通过食物链对人体健康产生危害，对7篇文献数据进行整理（表3）.从表3可以看出，除皖北恒源煤矿（土壤平均Cd含量为0.18 mg/kg）以外，其它矿区土壤平均Cd含量均超过风险筛选值（0.3 mg/kg），说明都不同程度受到镉污染.然而，所有矿区种植作物的HQ均值都小于1，其中水稻为0.47，玉米为0.10～0.36，小麦为0.04～0.27，大豆为0.11（表3）.这些结果表明煤矿区镉污染通过作物给人类带来的健康风险相对较小.
表3 我国几个煤矿周边作物镉污染及其健康风险
相对于以作物可食部分镉含量为基础的健康风险评价，基于土壤镉含量的生态风险评价对镉污染风险显得过于夸大.例如，徐州北郊矿区农田土壤Cd含量为0.86 mg/kg（0.34～1.91 mg/kg），有20个点位的Cd含量超过国家土壤二级标准值，说明这些点位已经不适用于农业用地[45].小麦籽实Cd含量为0.11 mg/kg（0.05～0.22 mg/kg），所有样品中Cd的HQ都小于1，表明摄入该矿区小麦，Cd不会危害人体健康[45].崔世展等[40]对勐旺煤矿周边茶园土壤和大叶种茶树的研究结果表明，茶园土壤Cd含量达2.13 mg/kg，远超1.5 mg/kg的风险管制阈值，但茶叶嫩叶中Cd含量较低（0.014 mg/kg），饮用茶叶对人体没有健康风险.
由于不同作物对镉的富集能力不同，给人体带来的健康风险也不同（表3）.例如，耿丹[46]对贵州织金县SH煤矿区20个稻米样品和9个玉米籽样品的研究表明，稻米和玉米籽中镉含量分别为0.18 mg/kg和0.04 mg/kg，15%的稻米样品Cd的HQ大于1，玉米籽样品中Cd的HQ仅为0.00～0.397，说明食用稻米可能会对人体产生健康风险，而玉米的健康风险相对较低[46].因此，在煤矿区筛选和种植低镉积累作物或品种，对于科学利用煤矿区复垦土壤和有效避免镉污染健康风险具有现实意义.
（1）我国煤矿周边土壤镉污染严重（中、高风险点位占58.7%），南部省份（陕西、云南、河南、江苏、安徽）高于北部省份（河北、新疆和山西）.
（2）在复垦土壤中，尽管煤矸石或粉煤灰中的镉有向覆土层迁移的趋势，但是土壤镉含量在不同土层之间差异并不显著.
（3）不同煤矿区土壤镉的赋存形态差异很大，可分为3类：第1类为淮北临涣采煤沉陷区，土壤中酸可提取态镉的比例最高（55.2%）；
第2类为兰州红古煤矿、焦作市中马村矿、淮南某煤矿，土壤中酸可提取态镉的比例也很高（分别为33.0%、37.0%和44.5%）；
第3类为其余5个矿区，土壤的Cd以残渣态为主，酸可提取态镉的比例相对较低（17.4%～29.2%）.
（4）煤矿区周边土壤镉污染通过作物给人类健康带来的风险相对较低，且因作物种类不同而不同.
猜你喜欢 结合态土层煤矿 河流不同分子量溶解性有机质对全氟化合物赋存形态的影响环境科学研究(2022年9期)2022-09-16壳聚糖改性竹生物炭对土壤外源污染镉形态分布的影响江苏农业科学(2022年15期)2022-08-11土钉喷锚在不同土层的支护应用及效果分析建材发展导向(2022年10期)2022-07-28不同钝化剂对弱酸性镉污染土壤的钝化效果生态与农村环境学报(2022年3期)2022-03-27土层 村与人 下当代陕西(2020年24期)2020-02-01土层——伊当湾志当代陕西(2020年24期)2020-02-01土层 沙与土 上当代陕西(2020年24期)2020-02-01湿地生境下土壤砷形态转化与微环境因子的关系江苏农业学报(2019年2期)2019-09-10英国深井煤矿关闭中外文摘(2016年4期)2016-03-17英国深井煤矿关闭三联生活周刊(2015年52期)2015-12-25
