平頂山礦區丘陵坡地土壤健康評價

楚純潔， 周金風， 杜越天

(1.平頂山學院資源與環境科學學院，河南平頂山 467000； 2.平頂山學院化學與環境工程學院，河南平頂山 467000)

土壤健康是土壤影響和促進人畜健康的能力。但各種不合理的人類活動將重金屬等大量難降解的污染物帶入土壤，不僅會影響土壤的結構、性狀，而且還可以通過不同途徑進入生物體內并不斷富集，對人體健康構成直接或間接的威脅。近年來，重金屬在污染土壤的健康風險評估方面受到了較多的關注，這些研究主要集中于城市土壤[1-2]、工礦區土壤[3-5]、農田土壤[6]、蔬菜種植基地土壤[7]，其中以工礦區重金屬污染土壤的健康風險研究最多。低山丘陵地區是我國生態環境破壞最嚴重的區域之一，其退化生態系統的診斷、評估與修復是改善區域生態環境、維護人類健康、提高低山丘陵區生產力并實現可持續發展的關鍵所在。低山丘陵區的土壤健康研究主要集中于森林土壤質量及健康評價[8-10]，側重于將土壤理化性質和生物學性質相結合，反映森林土壤自然地質過程和生物地球化學循環而造成的土壤中元素豐缺及其對人畜健康的潛在影響。平頂山礦區是我國北方重要的能源化工基地，主要分布于豫西石質丘陵地帶，特殊的地理位置使得土壤環境長期受到煤炭開采與水蝕、風蝕的嚴重影響。而長期煤炭資源開采所造成的生態環境問題，不僅直接影響礦區周邊丘陵坡地土壤的健康與生態安全，而且還嚴重威脅著主導下風向的平頂山市城區的環境質量與生態系統功能。但針對這一區域污染土壤的健康風險與評價研究仍鮮見報道，筆者曾研究過這一區域受采礦行為影響的丘陵坡地土壤的重金屬分布及污染特征[11]，其土壤健康狀況很有必要在此基礎上做進一步的深入評估。因此，本研究以平頂山礦區平煤四礦周邊的丘陵坡地為研究對象，將土壤養分性狀與重金屬污染指標相結合進行土壤健康評價，以分析特殊地形條件下煤炭開采對土壤健康的影響特點及規律，為退化土壤的修復及污染防治提供科學依據。

1　材料與方法

1.1　研究區概況

研究區位于豫西石質丘陵區(112°14′～113°45′E、33°08′～34°20′N)，為北亞熱帶向暖溫帶過渡的大陸性季風氣候，6—8月盛行南風或偏南風，其他月份以北風或偏北風為主，年均氣溫14.7 ℃，年均降水量759 mm。土壤具有典型的過渡性，為南方黃紅壤土向北方褐土的過渡類型，土壤粗骨性比較突出，土層淺薄，多有基巖裸露，土壤厚度多在5～45 cm[12]。

平頂山礦區主要分布于平頂山市區北部的丘陵南坡，東西長約30 km，自1956年以來共建有大型礦井11對，是我國北方重要的煤炭基地。礦區周邊丘陵多屬剝蝕侵蝕地形，工礦開發以來的土壤侵蝕速率增大近2倍，達到3 750 t/km2。采樣區為中平能化集團四礦所在的擂鼓臺南坡，母巖為中粗粒石英砂巖、粉砂巖及砂質頁巖。

1.2　樣品采集與處理

結合研究區地形分布，以礦區為中心，分別選取沿坡面變化(A軸)和沿礦區下風向變化(B軸)2條采樣軸線(圖1)。A軸為研究主軸線，依據不同海拔從坡頂至坡底按土地利用類型采樣，每個樣點采用蛇形取樣法采集多點表層混合樣(0～15 cm)。B軸為研究區污染主導風向的下風向(東南方向)，分別在距離礦區50、100、200、500、1 000、1 500 m處(高差相差較小)按蛇形取樣法采集多點表層混合樣。樣點分布詳情參考文獻[11]。

1.3　測試方法

將土樣自然風干后研磨，全部通過2 mm土壤篩；再分別取部分樣品繼續研磨，分別通過1.000、0.149 mm土壤篩，待測。土壤理化性質采用常規分析方法[13]：土壤顆粒組成采用比重計法，pH值用水土比電位法(水土比為2.5 ∶1.0)，土壤有機碳(SOC)含量采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法，全氮(TN)含量測定采用半微量凱氏定氮法，全磷(TP)含量測定采用氫氧化鈉堿熔-鉬銻抗比色法，全鉀(TK)含量測定采用火焰分光光度計法。測試重金屬元素包括銅、鋅、鉻、鎳、鉛5種，采用硝酸-氫氟酸-高氯酸加熱消解，采用火焰分光光度法測試(采用日本島津公司AA-6601F原子吸收分光光度計，氘燈作背景校正)。

1.4　熵權模糊物元模型評價方法

1.4.1評價指標體系構建與分級土壤健康質量綜合評價指標體系的構建不僅要體現土壤質量的本質屬性，還要兼顧衡量土壤利用的可持續性[14]。平頂山礦區丘陵坡地土壤健康狀況主要受煤炭開采活動的影響，粉煤灰的空氣傳輸與坡面風蝕、雨水徑流遷移是主要的影響途徑。粉煤灰傳輸一方面導致了土壤中重金屬等污染物的遷移、累積；另一方面，進入土壤的粉煤灰在改善土壤質量方面又具有一定的作用。因此，考慮到平頂山礦區丘陵坡地土壤的退化特點，選取土壤重金屬和土壤養分性狀2類指標，建立評價指標體系。由圖2可知，該體系包括目標層、項目層和指標層，項目層中重金屬主要反映土壤環境質量，土壤養分主要反映土壤的肥力質量，指標層中重金屬包括銅、鋅、鉻、鎳、鉛5種元素，土壤養分指標包括全氮、全磷、全鉀、堿解氮、速效磷、速效鉀、有機質7種性狀。

重金屬類指標以GB 15618—1995《土壤環境質量標準》為依據，劃分為3個等級，重金屬含量以小于一級標準的土壤健康質量為最佳，大于三級標準為最差。土壤肥力指標參照《全國第二次土壤普查養分分級標準》，劃分為6個級別，土壤養分含量大于Ⅰ級標準最為理想，小于Ⅵ級標準的土壤質量最差。

1.4.2模糊物元評價模型土壤健康質量的概念具有模糊性，是一個多目標決策問題，單項評估指標并不能很好地反映客觀結果[15]，因此可以引入模糊物元分析的方法構建土壤健康質量的模糊物元模型。

1.4.2.1構造復合模糊物元模糊物元分析中所描述的事物M具有特征C(C1，C2，…，Cn)，其量值x(x1，x2，…，xn)具有模糊性，由此組成n維模糊物元Rn=(M，C，x)。設事物M具有m個，繼而可構成m個事物的n維復合模糊物元Rmn，相應的物元矩陣表示為

(1)

本研究中，事物M為所采集的19個混合樣品，M1～M14為A采樣軸線自坡頂至坡底的樣點，M15～M19為B采樣軸線自礦區中心由近及遠的樣點；其中，C1～C5為重金屬銅、鋅、鉻、鎳、鉛的含量，C6～C12為土壤養分全氮、全磷、全鉀、堿解氮、速效磷、速效鉀、有機質的含量。本研究土壤健康質量的復合模糊物元見公式(2)：

(2)

公式(1)、(2)中：Rmn為m個樣本的n個模糊特征(評價指標)的復合物元。

1.4.2.2計算從優隸屬度從優隸屬度的計算應區分不同類型指標的分級差異。

對于重金屬類指標，實測值的隸屬度依據公式(3)進行計算：

(3)

式中：bij為樣本j對于指標i模糊概念“潔凈”的相對從屬度；yi1、yi3分別對應于i指標的一級、三級標準值；xij表示第i個事物第j個特征對應的模糊量值。

對于土壤肥力指標，實測值的相對隸屬度依據公式(4)進行計算：

(4)

式中：bij為樣本j對于指標i模糊概念“豐富”的相對從屬度，yi1、yi6分別對應于i指標的Ⅰ級、Ⅵ級標準值，即i指標實測值高于Ⅰ級標準值對“豐富”的相對從屬度為1，i指標實測值低于Ⅵ級標準值對“豐富”的相對從屬度為0。

(5)

(6)

1.4.3權重確定權重的確定是模糊物元評價的重要環節，可采用熵權法有效消除主觀因素的影響。

計算信息熵(Hi)：

(7)

評價指標權重的確定：

(8)

依據公式(7)、公式(8)可得指標層各指標及項目層熵權權重(圖2)。

1.4.4計算歐式貼近度依據待評樣本歐式貼近度的相對大小，可以較直觀地反映土壤健康質量的綜合優劣狀況，其值越大，土壤健康質量越好。歐式貼近度的復合模糊物元RPH由公式(9)進行計算：

(9)

根據公式(9)可分別計算得出平頂山礦區丘陵坡地土壤19個樣點的綜合歐式貼近度RPH以及項目層A1、A2的分類歐式貼近度RPH1、RPH2。

2　結果與分析

2.1　不同海拔土壤健康質量的變化

由圖3-a可知，平頂山礦區丘陵坡地土壤重金屬的貼近度RPH1無明顯波動，均接近于1，表明研究區土壤雖有一定重金屬積累現象，但尚未出現明顯的污染[11]，土壤環境質量較好。土壤的綜合歐式貼近度RPH與土壤養分歐式貼近度RPH2非常接近，隨海拔上升具有一致的變化特征，說明平頂山礦區丘陵坡地土壤的綜合健康質量主要取決于土壤養分條件，重金屬污染對土壤總體的健康狀況影響較小。土壤養分歐式貼近度RPH2隨海拔的變化與重金屬銅、鋅、鉻、鎳、鉛含量的變化趨勢一致[11]，總體上隨海拔的上升而趨于減小，且均在近坡頂附近(海拔383～434 m)、礦區及以下坡面、近坡底附近形成高值區，說明土壤養分與土壤重金屬元素具有同源性，均與采礦活動中大量產生的粉煤灰性質有關。同時，土壤養分與土壤重金屬元素也具有相似的坡面遷移特點，在近坡頂附近的富集主要與粉塵、粉煤灰的大氣傳播與沉降有關，而在近坡底附近的富集則可能受地形侵蝕因子與粉塵大氣傳播的雙重影響。由圖3-a可知，海拔300 m以上土壤的綜合歐式貼近度RPH的平均值為0.353，其中近坡頂處的RPH峰值僅為0.441，而海拔300 m以下RPH平均值則達到0.527，且在坡底海拔154 m處達到最大值，為0.574。沿坡面A軸線在近坡頂、礦區附近、坡底RPH峰值的出現，反映了這些位置的土壤健康質量明顯高于其他坡面土壤，顯然與粉煤灰對土壤養分的調節有關。這是因為粉煤灰作為一種土壤添加劑在農業、林業領域應用廣泛，對于提高土壤養分有一定作用。有研究認為，粉煤灰中的全磷和有效磷含量均高于土壤，在土壤中施用粉煤灰可以明顯提高土壤中的有效磷含量[16]。由圖2可知，在所有評價指標中，速效磷的權重最大，達到 0.422 2，由此也說明平頂山礦區丘陵坡地土壤速效磷對土壤養分的改善具有明顯作用。另一方面，粉煤灰也常用作重金屬穩定劑，對土壤中重金屬具有較強的鈍化作用[17]。這也使得土壤重金屬的生物有效性降低，并在一定程度上減輕了土壤重金屬污染對平頂山礦區丘陵坡地土壤健康質量的影響。

2.2　不同距離土壤健康質量的變化

由圖3-b可知，土壤綜合RPH與土壤養分RPH2非常接近且變化一致，說明礦區下風向不同距離處土壤健康質量主要取決于土壤肥力性狀，受土壤重金屬污染的影響較小。由圖3可以看出，土壤重金屬貼近度RPH1基本無明顯波動，在此不作分析。土壤養分貼近度RPH2隨距離的波動相對較小，且隨距離變化無明顯遞增或遞減趨勢，說明該軸線方向土壤的肥力并不主要依賴于采礦活動中粉煤灰等的傳播。B軸線土壤養分RPH2平均值達到0.562，明顯高于沿坡面變化的A軸線，在距離礦區200 m和1 000 m處出現了相對高值，分別達到0.616、0.595，反映出該軸線方向土壤健康質量及肥力質量明顯高于A軸線。由于礦區下風向各樣點海拔較接近，且均為旱作農田，可以認為此類土壤的肥力質量主要與農業耕作活動中的化肥施用有關。

2.3　不同坡位土地利用方式對土壤健康質量的影響

從不同坡位土地利用方式歐式貼近度的對比來看(圖4)，各坡位土地利用方式下的土壤重金屬歐式貼近度RPH1均接近于1.00，土壤養分歐式貼近度RPH2與土壤綜合RPH非常接近且變化特征一致。對比發現，草地、林地和坡耕地土壤的RPH2均為下坡值高于上坡值，而這3種土地利用方式之間在坡上或坡下沒有明顯差異。這說明平頂山礦區丘陵坡地土壤肥力質量及土壤健康質量均呈坡下高于坡上，不同土地利用方式對土壤肥力及土壤健康質量無差異性影響。

3　結論

平頂山礦區丘陵坡地土壤的綜合健康質量主要取決于土壤養分條件，重金屬污染對土壤總體的健康狀況影響較小。土壤健康質量沿坡面隨海拔下降而變好，并在近坡頂附近、礦區及以下坡面、近坡底附近形成3個高值區，土壤健康質量較好，這與采礦活動中粉煤灰空氣傳輸及坡面水蝕、風蝕遷移所造成的養分積累有關。礦區下風向土壤健康質量隨距離變化無明顯增減趨勢，且整體質量明顯高于坡地，這主要與農田耕作有關。坡下的土壤健康質量高于坡上，不同土地利用方式對土壤健康質量無差異性影響。

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