礦業(yè)活動(dòng)對(duì)銻礦區(qū)土壤的重金屬污染特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)影響

黃中杰，鄧仁健，周賽軍，汪建群

(湖南科技大學(xué) 土木工程學(xué)院，湖南 湘潭 411201)

銻及其化合物對(duì)生物具有慢性毒性及致癌性[1]，被多個(gè)國(guó)家列為重點(diǎn)控制污染物[2]。每年約有3.8×104t的銻因采礦、選礦、冶煉等各種工業(yè)活動(dòng)被釋放到環(huán)境中[3]，且銻往往與Pb、As、Cd等伴生[4]。因此，“人為源”引起的復(fù)合重金屬銻污染引起了廣泛關(guān)注[5-6]。湖南錫礦山(XKS)銻礦區(qū)具有全球最大的銻儲(chǔ)量和開(kāi)采量，上百年持續(xù)的礦業(yè)活動(dòng)使該礦區(qū)土壤受到嚴(yán)重的污染[4]，該礦區(qū)土壤重金屬污染程度和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)備受關(guān)注。相關(guān)研究者發(fā)現(xiàn)，該礦區(qū)土壤中銻等重金屬濃度在時(shí)間分布上具有顯著差異，且呈現(xiàn)加重趨勢(shì)[7-11]，究其原因，可能與礦業(yè)活動(dòng)強(qiáng)度、土地開(kāi)發(fā)利用情況和采樣點(diǎn)有關(guān)，有待進(jìn)一步分析。不同性質(zhì)土壤中銻含量也呈現(xiàn)出差異性，可能與其土地特性有關(guān)?；诖?，筆者根據(jù)礦區(qū)使用功能，將錫礦山銻礦區(qū)分為4個(gè)研究區(qū)，選擇廢礦渣、菜地、荒地、公路沿線排水溝底泥、生態(tài)草地、林地、河流底泥等典型土壤樣品作為研究對(duì)象，測(cè)定其Sb、As、Pb、Cd及pH值、有機(jī)物的含量，利用ArcGIS和surfer軟件，將重金屬含量及其造成的影響與礦區(qū)地理情況結(jié)合，用克里金(Kriging)法插值分析礦區(qū)的重金屬濃度、地累積指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分布情況[12]，解析土壤復(fù)合重金屬區(qū)域分布特征、與污染源的關(guān)系、污染程度和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，討論了礦區(qū)各污染源、礦業(yè)企業(yè)關(guān)停、生態(tài)場(chǎng)地修復(fù)等治理措施對(duì)礦區(qū)土壤重金屬污染的影響，以期為銻礦區(qū)的土壤重金屬污染治理提供參考。

1 材料與方法

1.1 采樣點(diǎn)分布及樣品采集

錫礦山南北長(zhǎng)約9 km，東西寬約2 km，面積約18 km2，銻礦區(qū)是呈南北走向的“條狀”礦區(qū)，該礦區(qū)的礦業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)和居民生活區(qū)域整體而言是條狀分布，主要公路從中穿過(guò)，串連4個(gè)區(qū)域。礦區(qū)污染的主要原因之一是礦業(yè)活動(dòng)[12]，筆者將研究與區(qū)域功能相結(jié)合，側(cè)重于研究礦業(yè)活動(dòng)長(zhǎng)期以來(lái)造成的重金屬污染分布特征及其對(duì)周圍生態(tài)的影響。

根據(jù)礦業(yè)活動(dòng)特征，將錫礦山銻礦區(qū)分為冶煉、公路沿線、采礦和尾礦等4個(gè)區(qū)域(見(jiàn)圖1)。冶煉區(qū)為北礦冶煉廠及礦渣堆場(chǎng)區(qū)域，北冶煉廠和冶煉廢渣為主要污染源，設(shè)10個(gè)采樣點(diǎn)，均位于北礦冶煉廠附近(距離小于1 km)；南北礦區(qū)公路沿線區(qū)主要以礦石等運(yùn)輸產(chǎn)生的粉塵及地表徑流等為污染源，設(shè)13個(gè)采樣點(diǎn)，分布在主要公路兩側(cè)500 m范圍內(nèi)，盡量契合地形、間距合理；采礦區(qū)為南礦采礦與廢礦石堆場(chǎng)區(qū)域，南銻礦冶煉廠和鉛鋅礦冶煉廠殘留影響(于2014年關(guān)停)、南礦采礦和廢礦石堆放為主要污染源，設(shè)9個(gè)采樣點(diǎn)，起于堆場(chǎng)，止于采礦場(chǎng)；尾礦影響區(qū)處于南礦廢礦石堆場(chǎng)和尾礦庫(kù)區(qū)域，采礦廢水和地表徑流是主要污染源，設(shè)10個(gè)采樣點(diǎn)，均位于尾砂壩附近的株木山村，沿主要溝渠溪流分布。其中，采樣點(diǎn)包括荒地14個(gè)、廢渣2個(gè)、菜地7個(gè)、草地6個(gè)、林地2個(gè)和底泥11個(gè)，具體位置和特征描述如圖1和表1所示。結(jié)合研究區(qū)域地形，冶煉區(qū)、采礦區(qū)、尾礦區(qū)每間隔200 m左右設(shè)置一個(gè)采樣點(diǎn)，公路沿線區(qū)區(qū)域長(zhǎng)度較大，每間隔300 m左右設(shè)置一個(gè)采樣點(diǎn)。按照四分法對(duì)10～20 cm表層土壤進(jìn)行混合土壤樣品采集，樣品自然風(fēng)干后，去除碎石及雜物等，用木棍碾壓，過(guò)100目篩，貯存?zhèn)溆谩?/p>

1.2 樣品處理與分析

根據(jù)文獻(xiàn)方法[13]對(duì)pH值進(jìn)行測(cè)定。有機(jī)質(zhì)以燒失法測(cè)定[14]。根據(jù)文獻(xiàn)方法[15-16]先對(duì)土壤進(jìn)行消解預(yù)處理，即稱取土壤試樣0.1 g于聚四氟乙烯消化罐中，用少量水潤(rùn)濕，加入鹽酸-硝酸-水(3+1+4)混合酸4 mL，蓋好密封蓋，冷消解30 min，再將消化罐放入微波消解體系中，微波消解，然后采用雙道原子熒光光度計(jì)(AFS-9700，北京海光儀器公司)對(duì)土壤樣品中As、Cd、Pb的濃度進(jìn)行測(cè)定；采用原子吸收分光光度計(jì)(AA-7002A，北京三雄科技公司)對(duì)Sb的濃度進(jìn)行測(cè)定[17]，每個(gè)樣品均重復(fù)測(cè)定3次。

1.3 污染程度與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法

1.3.1 地累積指數(shù)法 地累積指數(shù)法主要利用重金屬濃度與背景值的關(guān)系來(lái)描述重金屬污染程度，可用式(1)來(lái)表達(dá)[18]。

Igeo=log2[Cn/k·Bn]

(1)

式中：Igeo為重金屬元素的地累積系數(shù)，無(wú)量綱；Cn和Bn分別為某測(cè)量元素的含量和土壤中該元素的背景值，mg/kg；k為巖石成因效應(yīng)，一般取1.5，無(wú)量綱。地累積系數(shù)的7個(gè)等級(jí)級(jí)數(shù)與污染程度見(jiàn)表2[18]。

圖1 采樣點(diǎn)分布圖Fig.1 Sketch map for sampling site in this study area

表1 采樣點(diǎn)特征描述Table 1 Description of sampling points

表2 地累積系數(shù)及重金屬污染程度分級(jí)Table 2 Ground accumulation coefficient and pollution level of heavy metals

1.3.2 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法是應(yīng)用沉積學(xué)原理來(lái)評(píng)價(jià)重金屬污染程度和生態(tài)危害的方法，能反映某一特定環(huán)境中單一及多種重金屬元素的綜合影響，且能夠定量地反映重金屬污染物的潛在生態(tài)危害程度[18]，其計(jì)算見(jiàn)式(2)。

(2)

表3 重金屬潛在生態(tài)危害系數(shù)生態(tài)危害指數(shù)RI與生態(tài)危害程度的關(guān)系Table 3 Relationship between potential ecological risk coeffieients (Eir), risk indices (RI) of heavy metals and pollution degree

2 結(jié)果與討論

2.1 礦區(qū)土壤重金屬總體分布特征

不同區(qū)域和不同土地性質(zhì)樣品的理化性質(zhì)及Sb、As、Pb、Cd含量統(tǒng)計(jì)情況如表4所示。由表4可知，土壤pH值在6.90～7.81之間；有機(jī)質(zhì)平均含量為82.20 mg/kg。研究表明Pb、As、Cd常與Sb伴生[3]，但在本研究中，pH值、有機(jī)質(zhì)含量與Sb、As、Pb、Cd濃度的相關(guān)性不顯著(R2<0.36，計(jì)算未列出)，暗示Pb、As、Cd和Sb等重金屬可能有多種來(lái)源。

表4 土壤樣品的理化性質(zhì)及Sb、As、Pb、Cd含量Table 4 The properties and contents of Sb, As, Pb and Cd in soils

表5給出了相關(guān)研究者在不同時(shí)間對(duì)該礦區(qū)土壤重金屬含量測(cè)量的對(duì)比情況：2002年，何孟常等[4]初步調(diào)查發(fā)現(xiàn)，該礦區(qū)土壤中Sb含量為100.6～5 045 mg/kg，As、Pb等重金屬含量也較高；2003年，何孟常等[9]進(jìn)一步調(diào)查得到土壤中Sb含量為97.08～4 489.9 mg/kg；2011年，李航彬等[11]人測(cè)得Sb含量?jī)H為185.6～2 081.3 mg/kg，而Okkenhaug等[10]測(cè)得的值高達(dá)527～11 798 mg/kg；2013年，莫昌琍等[8]測(cè)得該礦區(qū)不同區(qū)域農(nóng)用土壤銻含量為141.92～8 733.26 mg/kg；2014年，Li等[19]測(cè)得礦區(qū)Sb含量為74.2～16 389.0 mg/kg；2017年，周賽軍[7]測(cè)得廢渣堆場(chǎng)周圍土壤的平均銻含量?jī)H為1 267.20 mg/kg。可見(jiàn)，該礦區(qū)土壤中以銻為主的復(fù)合重金屬污染非常嚴(yán)重，且銻污染情況日益加重，其原因與礦業(yè)活動(dòng)緊密相關(guān)，冶煉、開(kāi)采、運(yùn)輸、尾礦堆積均是重要的礦區(qū)重金屬污染來(lái)源。

表5 本文樣品與其他研究的重金屬含量比較情況Table 5 Comparison of heavy metal content between samples in this paper and references

2.2 不同區(qū)域中土壤重金屬污染程度和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

根據(jù)采樣點(diǎn)的坐標(biāo)和測(cè)試結(jié)果，利用surfer軟件插值分析了該礦區(qū)土壤中Sb、As、Pb、Cd的濃度，具有明顯的區(qū)域特征(圖2(a)～(d))?？梢?jiàn)，冶煉區(qū)土壤中以Sb污染尤為突出，其平均含量遠(yuǎn)高于其他區(qū)域，而其他重金屬污染相對(duì)較低。公路沿線區(qū)土壤中Sb、Pb、As及Cd的平均含量均呈較高水平。采礦區(qū)土壤中Sb、As含量相對(duì)較低，Pb、Cd含量相對(duì)較高。尾礦區(qū)土壤中Sb、As及Cd含量與公路沿線區(qū)和采礦區(qū)接近。

以湖南土壤背景值作為參考值Bn，Sb、As、Pb及Cd的背景值[12, 22]分別取2.98、14.0、27.0、0.079 mg/kg，各樣本點(diǎn)濃度值帶入式(1)，插值分析得出礦區(qū)地累積指數(shù)圖見(jiàn)圖2(e)～(i)。由結(jié)果可知，4個(gè)區(qū)域中的Igeo-Sb>5，達(dá)到嚴(yán)重污染程度。冶煉區(qū)、公路沿線區(qū)以及尾礦區(qū)大部分區(qū)域Igeo-As<1.5，屬于輕度、偏中度污染，但22號(hào)采樣點(diǎn)(停產(chǎn)的鉛鋅礦冶煉廠)和32號(hào)采樣點(diǎn)(堆場(chǎng)附近)及其周圍屬于重度、偏重度污染。同樣，絕大部分區(qū)域的Igeo-Pb<2.8，Pb污染屬于輕度偏中度污染，但22號(hào)采樣點(diǎn)(停產(chǎn)的鉛鋅礦冶煉廠)附近屬于偏重度污染。絕大部分區(qū)域Igeo-Cd>5，均達(dá)到嚴(yán)重污染程度，需重點(diǎn)關(guān)注。綜上，冶煉區(qū)、公路沿線區(qū)、采礦區(qū)和尾礦區(qū)各重金屬?gòu)闹囟鹊角鍧崰顟B(tài)依次是Sb>Cd>Pb>As，Sb和Cd為主的復(fù)合重金屬污染極為嚴(yán)重。

以湖南土壤重金屬背景值作為參比值，Sb、As、Pb和Cd的毒性系數(shù)Tr分別取10、10、5和30[23]，由式(2)計(jì)算出研究區(qū)潛在生態(tài)危害指數(shù)，見(jiàn)圖2(j)～(n)。由圖2(j)可知，4個(gè)區(qū)域土壤中Sb的潛在生態(tài)危害系數(shù)均遠(yuǎn)高于320，其中冶煉區(qū)潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最高，公路沿線區(qū)、采礦區(qū)和尾礦區(qū)Sb的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)接近。由圖2(k)可知，各區(qū)域As的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)多處于輕微與中等危害范圍，但是22號(hào)采樣點(diǎn)(停產(chǎn)的鉛鋅礦冶煉廠)和32號(hào)采樣點(diǎn)(堆場(chǎng)附近)周圍的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)高，需要引起注意。由圖2(l)可知，各區(qū)土壤中Pb的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)顯示整個(gè)礦區(qū)呈輕微偏中等的生態(tài)危害，而在公路沿線區(qū)末端和采礦區(qū)，Pb具有很強(qiáng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，最主要的污染源可能為該位置的鉛鋅冶煉廠。由圖2(m)可知，各區(qū)Cd的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)遠(yuǎn)大于320，生態(tài)危害極強(qiáng)。各重金屬總潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)均高于600，表明該地區(qū)礦業(yè)活動(dòng)所帶來(lái)的生態(tài)危害極強(qiáng)，且冶煉對(duì)土壤環(huán)境生態(tài)危害最大。研究區(qū)總潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)最大的區(qū)域?yàn)橐睙拝^(qū)、公路沿線區(qū)末端以及采礦區(qū)(圖2(n))。冶煉區(qū)各重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)危害大小依次是Sb>Cd>Pb>As，Sb是主要污染因子，貢獻(xiàn)率達(dá)到了77%；公路沿線區(qū)、采礦區(qū)和尾礦區(qū)各重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)危害大小依次是Cd>Sb>Pb>As，Cd是主要污染因子，其貢獻(xiàn)率達(dá)到51%～69%。

2.3 礦業(yè)工程活動(dòng)對(duì)土壤重金屬污染的影響

錫礦山銻礦區(qū)有南、北礦冶煉廠，其中2014年以后南冶煉廠被關(guān)停，北冶煉廠一直在生產(chǎn)。由表5可知，北冶煉廠附近土壤中銻含量呈逐年升高的趨勢(shì)，由2002年的5 045 mg/kg[4]升高到2013年的8 733.26 mg/kg[8]，2018年則達(dá)到了10 544.16 mg/kg，而南冶煉廠關(guān)停后其濃度逐漸下降到3 070.69 mg/kg。除了南北冶煉廠以外，在公路沿線區(qū)分布了一些中小型銻冶煉或加工企業(yè)(采樣點(diǎn)2、16、21、22和23)，而公路沿線區(qū)土壤銻等重金屬濃度很高。可見(jiàn)，銻冶煉是其附近土壤銻污染的主要來(lái)源，其中，銻冶煉廠外排的煙塵和雨水淋溶沖刷冶煉渣是銻污染的主要成因[8]。公路沿線區(qū)土壤樣品中Sb、Pb、As及Cd的平均含量均呈較高水平，其中Sb高于Okkenhaug等[10]2011年實(shí)測(cè)值(1 062 mg/kg)，其總的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)高達(dá)37 416。由于該區(qū)距離北冶煉廠較遠(yuǎn)，且有山坡阻擋，南礦冶煉廠(關(guān)停)、礦渣和礦石堆場(chǎng)均在其下游，可見(jiàn)公路沿線區(qū)受到北冶煉廠外排放的煙塵污染相對(duì)較小，故推測(cè)礦石、礦渣等貨物運(yùn)輸所產(chǎn)生的粉塵是該區(qū)土壤重金屬污染主要來(lái)源[24-25]，且運(yùn)輸時(shí)間越久污染越嚴(yán)重。采礦區(qū)土壤Sb含量(2 688.68 mg/kg)低于其他區(qū)域，原因可能是采礦區(qū)中礦石和廢冶煉渣中Sb含量較低且主要以殘?jiān)鼞B(tài)形態(tài)存在，其溶解和遷移特性差，但高于Okkenhaug等2011年實(shí)測(cè)值(1 938 mg/kg[10]和2 103.65 mg/kg[7])，該區(qū)重金屬污染也呈現(xiàn)加重趨勢(shì)。可見(jiàn)，堆放的廢礦石在微生物、降雨淋溶作用下會(huì)釋放相關(guān)重金屬[7]，使?jié)撛谏鷳B(tài)風(fēng)險(xiǎn)加劇，這在銻礦區(qū)重金屬污染防治過(guò)程應(yīng)該引起重視。尾礦區(qū)土壤中Sb、As及Cd含量與公路沿線區(qū)和采礦區(qū)接近，但高于Okkenhaug等[10]2011年所測(cè)得值(1 837 mg/kg)。靠近南礦鉛鋅礦冶煉廠(關(guān)停)附近公路沿線區(qū)和采礦區(qū)土壤中Pb含量明顯高于冶煉區(qū)和尾礦區(qū)，考慮到尾礦區(qū)處于公路沿線區(qū)和采礦區(qū)下游，其重金屬污染物主要來(lái)源大氣沉降、地表水和地下水遷移，表明Pb易被土壤吸附，遷移速度和范圍要比Sb、As及Cd小，所以，Pb污染范圍相對(duì)較小且集中。

冶煉、礦產(chǎn)品運(yùn)輸、采礦、廢礦石和尾礦堆放等礦業(yè)活動(dòng)會(huì)使區(qū)域土壤重金屬含量具有顯著的區(qū)域特征，銻冶煉過(guò)程中對(duì)土壤的污染大于采礦、礦產(chǎn)品運(yùn)輸、廢礦石和尾礦堆放等活動(dòng)產(chǎn)生的影響。因此，銻冶煉污染控制是銻礦區(qū)重金屬污染防控首要整治對(duì)象，同時(shí)，也不能忽視礦產(chǎn)品運(yùn)輸、采礦、尾礦等工程活動(dòng)對(duì)礦區(qū)土壤帶來(lái)的污染和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

2.4 不同用地性質(zhì)中土壤重金屬污染程度和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

由表4可知，廢礦渣土壤、荒地、林地、底泥、菜地和生態(tài)修復(fù)草地中Sb的含量分別為16 525.31、3 958.06、3 362.94、2 906.23、1 616.97和2 256.23 mg/kg。可見(jiàn)，不同用地性質(zhì)中重金屬Sb含量差別顯著，廢礦渣土壤Sb的含量最高，而菜地和生態(tài)修復(fù)草地含量相對(duì)較低。底泥中As、Pb、Cd的含量均高于其他土壤(表4)，表明As、Pb、Cd在土水遷移過(guò)程中易被底泥吸附累積。不同用地性質(zhì)土壤中，Sb和Cd的地累積指數(shù)分別為8.26～11.67和6.23～8.14(圖3(a))，均達(dá)到嚴(yán)重污染程度；其中，Sb的地累積指數(shù)最高和最低分別為廢礦渣土壤和菜地；Cd的地累積指數(shù)最高和最低分別為底泥和草地。菜地、林地的As地累積指數(shù)級(jí)數(shù)均為0級(jí)；荒地和草地As地累積指數(shù)為1級(jí)，屬于輕度污染；廢渣和底泥As地累積指數(shù)為2級(jí)，屬于偏中污染。Pb的地累積指數(shù)底泥和林地最高，呈中度污染，其余的均低于中度污染。

由圖3(b)可知，荒地、廢礦渣、菜地、草地、林地、公路沿線排水溝及河流底泥樣品中Sb的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)均遠(yuǎn)超過(guò)了320，其大小依次為廢礦渣>荒地>林地>底泥>草地>菜地，Sb生態(tài)危害極強(qiáng)。不同用地性質(zhì)土壤As的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)相對(duì)較小，但底泥達(dá)到強(qiáng)的生態(tài)危害，說(shuō)明底泥對(duì)As吸附能力高于其他土壤。菜地、草地、廢礦渣、林地土壤中Pb的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)在16.44～37.17之間，具有輕微的生態(tài)危害；荒地、底泥性質(zhì)土壤中Pb的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分別為49.25和76.99，具有中等生態(tài)危害。各用地性質(zhì)Cd的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)遠(yuǎn)超過(guò)了320，均具有極強(qiáng)的生態(tài)危害，其生態(tài)危害大小依次為底泥>廢礦渣>林地>荒地>菜地>草地。不同用地性質(zhì)土壤中重金屬總生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)依次為廢礦渣>底泥>荒地>林地>菜地≈草地?；牡?、廢渣、草地和林地土壤樣品中重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)危害，Sb的貢獻(xiàn)率達(dá)到51%～81%，為主要貢獻(xiàn)因子；菜地、底泥土壤樣品中重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)危害，Cd的貢獻(xiàn)率達(dá)到60%～69%，為主要貢獻(xiàn)因子。

圖3 不同性質(zhì)土壤樣品中重金屬地累積指數(shù)和潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)Fig.3 Index of geoaccumulation and potential ecological of heavy metals of soil samples in different land properties

2.5 土地利用性質(zhì)對(duì)土壤重金屬污染和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的影響

鑒于錫礦山礦區(qū)的重金屬嚴(yán)重污染狀況，當(dāng)?shù)卣畯?012年開(kāi)始對(duì)部分污染土壤進(jìn)行生態(tài)修復(fù)[26]，如生態(tài)草地、林地等修復(fù)措施。為了評(píng)價(jià)生態(tài)修復(fù)對(duì)重金屬污染治理的生態(tài)效果，總結(jié)一些采樣點(diǎn)生態(tài)修復(fù)后土壤重金屬Sb含量、污染程度及總潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，采樣點(diǎn)13和15的鐵芒萁、狗芽根等生態(tài)草地修復(fù)可在一定程度(16.5%)上降低土壤中重金屬Sb的污染程度；同時(shí)，生態(tài)修復(fù)林地(香樟、苦楝)、菜地也具較好的修復(fù)效果(采樣點(diǎn)17和25)，如莫昌琍[8]2013年實(shí)測(cè)土壤中Sb濃度為2 803.83 mg/kg，2019年生態(tài)修復(fù)草地所測(cè)得的Sb含量為1 023.25 mg/kg，而菜地的平均含量也只有1 616.97 mg/kg(344.57～ 2 137.25 mg/kg)；可見(jiàn)生態(tài)草地、林地修復(fù)等措施均能夠降低土壤中Sb等重金屬含量，究其原因，可能與長(zhǎng)期的蔬菜和生態(tài)草皮種植將銻富集轉(zhuǎn)移有關(guān)[27]?？梢?jiàn)，草地、林地生態(tài)修復(fù)方法是治理土壤銻污染的一種有效方法。但蔬菜富集Sb等重金屬是當(dāng)?shù)鼐用裆眢w健康極大的潛在危害[7]，需要引起足夠的重視。此外，植物生態(tài)修復(fù)技術(shù)具有防止水土流失、成本低和操作簡(jiǎn)單等優(yōu)點(diǎn)[26]。但如何將富集了重金屬的超積累植物進(jìn)行集中處理或?qū)ζ渲械闹亟饘龠M(jìn)行回收利用是后期有待解決的問(wèn)題。

3 結(jié)論

1)湖南省錫礦山銻礦區(qū)所調(diào)查的土壤樣品中Sb、As、Pb及Cd平均含量分別為3 619.38、82.20、244.28、30.84 mg/kg，是湖南省土壤背景值的1 215、6、9和390倍?？梢?jiàn)，長(zhǎng)期的銻礦采冶活動(dòng)對(duì)當(dāng)?shù)赝寥涝斐闪艘許b和Cd為主的重金屬?gòu)?fù)合污染，環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)極高。

2)地累積指數(shù)法和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法均表明錫礦山土壤中的重金屬污染嚴(yán)重，具有極強(qiáng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，Sb和Cd為主要污染因子。

3)礦區(qū)土壤樣品中Sb、As、Pb及Cd的含量具有顯著的區(qū)域分布特征，最主要污染來(lái)源為銻加工企業(yè)；銻冶煉對(duì)土壤造成的污染遠(yuǎn)大于采礦、礦產(chǎn)品運(yùn)輸、廢礦石和尾礦堆放等活動(dòng)產(chǎn)生的影響。銻冶煉污染控制是銻礦區(qū)重金屬污染防控首要整治對(duì)象。

4)廢礦渣土壤、荒地、林地、底泥、生態(tài)修復(fù)草地和菜地等土壤樣品中的重金屬Sb含量差別顯著。生態(tài)草地、林地修復(fù)等措施均能夠降低土壤中Sb等重金屬含量，是治理土壤銻污染的一種有效手段。