礦井中水灌溉下土壤重金屬的污染特征研究

張麗星,周瑞平,海春興,岳大鵬

礦井中水灌溉下土壤重金屬的污染特征研究

張麗星1,2,周瑞平2*,海春興2,岳大鵬1

(1.陜西師范大學(xué)地理科學(xué)與旅游學(xué)院,陜西 西安 710119；2.內(nèi)蒙古師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,內(nèi)蒙古 呼和浩特 010022)

為探討礦井中水生態(tài)灌溉土壤的重金屬空間分布和污染特征,在野外長(zhǎng)緩坡面進(jìn)行自上而下的“梯田式”灌溉試驗(yàn),連續(xù)灌溉3a,對(duì)灌溉坡地(灌溉區(qū))與未灌溉坡地(未灌溉區(qū))土壤重金屬(As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn)含量進(jìn)行對(duì)比分析,并利用地累積指數(shù)法評(píng)價(jià)土壤重金屬污染水平.結(jié)果表明,研究區(qū)土壤重金屬含量均低于農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值,灌溉區(qū)土壤As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的均值超過(guò)內(nèi)蒙古背景值,灌溉區(qū)土壤Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量顯著高于未灌溉區(qū)(< 0.05).灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)表層與深層土壤重金屬含量無(wú)顯著差異,而在沿坡面方向上重金屬的分布特征具有顯著差異.與未灌溉區(qū)相比,灌溉區(qū)Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量在中上坡位出現(xiàn)顯著累積現(xiàn)象,而下坡位變化不大.對(duì)兩個(gè)樣區(qū)表層(0～20cm)土壤重金屬污染特征進(jìn)行評(píng)價(jià),結(jié)果顯示灌溉區(qū)Cr、Cu、Ni、Pb和Zn在中上坡位為輕度污染,未灌溉區(qū)土壤As部分樣點(diǎn)處于輕度污染狀態(tài),其他重金屬整體處于清潔狀態(tài).綜上,礦井中水灌溉會(huì)造成中上坡位土壤重金屬累積,出現(xiàn)一定的污染風(fēng)險(xiǎn),而對(duì)下坡位影響較小.研究結(jié)果可為礦井水資源化及水資源可持續(xù)發(fā)展提供數(shù)據(jù)支撐.

礦井中水；生態(tài)灌溉；重金屬污染；布爾臺(tái)礦

在中國(guó),煤礦多分布在缺水地區(qū),包括西北、東北和中部的干旱和半干旱地區(qū).尤其是西北地區(qū),煤礦資源探明儲(chǔ)量占全國(guó)的35.3%,而水資源僅占全國(guó)的5.7%[1],屬于資源性缺水地區(qū).隨著煤炭工業(yè)的快速發(fā)展,煤礦開(kāi)采過(guò)程中排放大量的礦井水[2],進(jìn)一步加劇了當(dāng)?shù)厮Y源的危機(jī).礦井水資源化是緩解水資源危機(jī)的重要措施[1-3].經(jīng)過(guò)相應(yīng)工藝處理且達(dá)到預(yù)期用途的礦井中水,經(jīng)濟(jì)成本低且有助于降低污染物排放,是實(shí)現(xiàn)水資源良性循環(huán)及可持續(xù)利用的重要手段之一.但由于礦井水處理不到位,排放不規(guī)范等原因,導(dǎo)致不少地區(qū)出現(xiàn)土壤重金屬污染問(wèn)題.因此,深入研究礦井中水灌溉下土壤重金屬的污染,對(duì)于此類地區(qū)的可持續(xù)發(fā)展具有現(xiàn)實(shí)意義.

重金屬是影響土壤環(huán)境質(zhì)量的一個(gè)重要因素[4-7],此類污染物不僅會(huì)造成土壤污染影響植物生長(zhǎng),而且會(huì)通過(guò)生物放大效應(yīng)威脅人類健康[8-9].我國(guó)礦井水資源化的比例為工業(yè)用水占比超過(guò)50%,生態(tài)環(huán)境用水占比達(dá)30%,農(nóng)業(yè)和生活用水最少[1].早在2005年我國(guó)煤炭礦區(qū)就有利用礦井水進(jìn)行礦區(qū)生態(tài)灌溉、降塵[10-11].這雖然在一定程度上緩解了缺水危機(jī),但也造成了土壤重金屬富集,存在一定的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[12-13].由于地層礦物溶濾和采煤活動(dòng)的影響,礦井水中含有Fe、Mn、Zn、As、Pb等重金屬元素,不適宜直接用于生態(tài)灌溉[14-15].那么,經(jīng)過(guò)處理再利用的礦井水灌溉是否會(huì)導(dǎo)致土壤重金屬污染,這與灌溉水的化學(xué)特性,灌溉時(shí)間及灌溉方式等有關(guān)[16-17].合理地利用礦井中水于生態(tài)灌溉,對(duì)于水資源短缺及生態(tài)環(huán)境脆弱的西北地區(qū),具有十分重要的意義.

布爾臺(tái)礦區(qū)[18]位于西北地區(qū)黃土高原北緣與毛烏素沙地的過(guò)渡地段,由于特殊的地理位置使得土壤長(zhǎng)期受到煤炭開(kāi)采活動(dòng)及水蝕風(fēng)蝕的影響,造成土壤貧瘠,植被覆蓋率低,生態(tài)環(huán)境敏感脆弱.布爾臺(tái)礦區(qū)利用礦井中水通過(guò)溝灌的方式對(duì)丘陵坡地進(jìn)行生態(tài)綠化,在灌溉水的作用及地形因子影響下,使得重金屬在土壤中的遷移分布特征變得極為復(fù)雜.本文選取布爾臺(tái)礦區(qū)周邊灌溉和未灌溉的丘陵坡地,通過(guò)對(duì)比分析灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)土壤重金屬在不同深度和沿坡面的遷移分布規(guī)律,采用地累積指數(shù)法評(píng)價(jià)其污染程度,探討由上往下逐級(jí)灌溉方式對(duì)礦井中水污染物的生態(tài)截留效應(yīng),揭示礦井中水灌溉下丘陵坡地土壤重金屬的遷移分布規(guī)律及污染風(fēng)險(xiǎn),為礦井中水應(yīng)用于生態(tài)灌溉與生態(tài)環(huán)境修復(fù)提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于內(nèi)蒙古鄂爾多斯市伊金霍洛旗烏蘭木倫鎮(zhèn)布爾臺(tái)礦區(qū)(39°25￠492,110°1￠182),井田面積192.6km2,可采儲(chǔ)量20億t,設(shè)計(jì)生產(chǎn)能力2000萬(wàn)t/a,服務(wù)年限71.9a.井田地質(zhì)構(gòu)造簡(jiǎn)單,煤層傾角平緩,賦存穩(wěn)定,具有埋藏淺,易開(kāi)采的優(yōu)勢(shì).礦井為低瓦斯礦井.煤炭品種為中高發(fā)熱量的不粘煤和長(zhǎng)焰煤,主采煤層煤質(zhì)優(yōu)良,具有低灰、低硫、低磷、高揮發(fā)份的特點(diǎn),是優(yōu)質(zhì)的動(dòng)力、氣化、工業(yè)用煤.

礦區(qū)地處毛烏素沙漠與黃土丘陵溝壑兩大地貌類型交錯(cuò)過(guò)渡地帶,境內(nèi)地貌類型主要為丘陵溝壑,屬于溫帶半干旱大陸性季風(fēng)氣候,年平均降水量為357.1mm,年均氣溫6.2℃,降雨集中,易發(fā)洪水,由于地表物質(zhì)組成疏松、植被稀少、氣候干旱、多風(fēng)沙,水土流失嚴(yán)重,生態(tài)環(huán)境十分脆弱[19].

該區(qū)利用礦井中水進(jìn)行生態(tài)灌溉,灌溉水來(lái)源為布爾臺(tái)礦的礦井水處理廠.在坡頂設(shè)置蓄水池(8′8′10m,640m3),在坡面上沿等高線連續(xù)布設(shè)灌溉溝渠,各水平渠相距2～6m.灌溉水由蓄水池通過(guò)灌溉管道進(jìn)入最高處的水平渠內(nèi),水滿后進(jìn)入下一道水平渠,由上往下的“梯田式”逐級(jí)灌溉.每年土壤解凍后開(kāi)始灌溉,連續(xù)灌溉3a,每次灌水量為640m3.4月上旬灌溉一次,5、6、7月氣溫升高植被生長(zhǎng)旺盛,需水量大,一般15d左右澆水一次.8、9月為雨季,僅澆水1次,8月中旬后停止?jié)菜?促進(jìn)木質(zhì)化,10月下旬進(jìn)入越冬期,澆水1次.該區(qū)土質(zhì)為沙黃土.

1.2 研究方法

1.2.1 樣點(diǎn)采集 收集研究區(qū)的基本資料,經(jīng)過(guò)初步調(diào)查,結(jié)合地形分布和自然地理?xiàng)l件,根據(jù)其地貌特征和現(xiàn)場(chǎng)實(shí)際情況,樣區(qū)選擇了1個(gè)長(zhǎng)緩坡面,從坡頂?shù)狡碌籽仄旅娴墓喔葴锨B續(xù)均勻布設(shè)10個(gè)采樣位置,各樣點(diǎn)約間隔10m.其中,1～3、4～7和8～10號(hào)采樣位置分別布設(shè)在上坡位、中坡位和下坡位,其中1號(hào)采樣位置布設(shè)在坡頂,下坡位比上坡位和中坡位坡度起伏更大.坡面平行設(shè)置3組重復(fù)(圖2),每個(gè)平行樣之間的距離約為10m.沿灌溉溝渠一側(cè)采集土樣,采集前去除灌溉溝渠縱剖面表層的風(fēng)化物,分別采集0～20cm,20～60cm土層土樣.選擇1個(gè)未灌溉的坡面采集對(duì)照樣,采集方法與灌溉區(qū)相同.共計(jì)采集240個(gè)土樣,將采集的土壤樣品分裝好,帶回實(shí)驗(yàn)室測(cè)定分析.

1.2.2 土壤重金屬元素測(cè)定 (1)樣品制備與測(cè)定 利用激光誘導(dǎo)擊穿光譜(LIBS)技術(shù)測(cè)定土壤中As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的含量[20-21],試驗(yàn)儀器采用美國(guó)光譜公司(Applied Spectra Inc., ASI)生產(chǎn)的J200激光光譜元素分析儀.具體操作步驟如下:1)將采集的土壤充分混勻,取5g左右的土樣研磨,然后進(jìn)行200目過(guò)篩處理.2)用天平精確稱出1g研磨過(guò)篩后的樣品,在FYD-60型壓片機(jī)上壓片,放入J200激光元素分析儀的測(cè)樣室進(jìn)行激光打樣,獲取光譜信息.3)采用ASI公司的光譜分析軟件Data Analysis進(jìn)行定量分析.定量分析使用多變量分析方法,多變量分析是利用一個(gè)光譜范圍來(lái)建立多變量回歸模型,利用更多的光譜信息有助于減少基底效應(yīng),提高分析的準(zhǔn)確度和精確度[22-23].選擇8種國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)土壤樣品創(chuàng)建多變量分析庫(kù),分別為GBW07402, GBW07408, GBW07427, GBW07446, GBW07447, GBW07448, GBW07449, GBW07450, 然后利用主成分分析獲取合適的主成分因子,建立多元定標(biāo)模型.

圖2 采樣分布

(2)方法的精密度和準(zhǔn)確度 在圖3中,標(biāo)準(zhǔn)含量與預(yù)測(cè)含量擬合曲線的2>0.9,說(shuō)明本次模型預(yù)測(cè)精度較高,本次試驗(yàn)測(cè)定結(jié)果的RSD均小于5%,也說(shuō)明本方法測(cè)定結(jié)果的準(zhǔn)確性較好.

1.2.3 數(shù)據(jù)分析 (1) 土壤剖面重金屬差異分析為了便于體現(xiàn)表層與深層土壤重金屬含量的差異[24],將表層含量s除以深層含量d,用R表示,

R大于1表明重金屬表層含量大于深層含量,反之則表明其深層含量大于表層含量.通過(guò)表層含量與深層含量的比值可以直觀表征重金屬的富集情況,既可以得出重金屬在垂直方向上的分布規(guī)律,又能夠探討影響其分布的因子.

(2) 地質(zhì)累積指數(shù)法 地積累指數(shù)法[25]能夠充分反映自然條件和人類活動(dòng)對(duì)土壤的影響,可以直觀反映重金屬的累積程度.計(jì)算公式如下:

式中:Igeo為地質(zhì)累積指數(shù),Ci為元素i的實(shí)測(cè)含量值,Bn為重金屬的地球化學(xué)背景值,本文采用內(nèi)蒙古土壤背景值,k為由于各地區(qū)差異可能引起背景值波動(dòng)引入的常數(shù),通常k=1.5.地質(zhì)累積指數(shù)分級(jí)見(jiàn)表1.

表1 地質(zhì)累積指數(shù)評(píng)價(jià)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)

2 結(jié)果分析

2.1 土壤重金屬全量分析

根據(jù)表2土壤重金屬含量統(tǒng)計(jì)結(jié)果,通過(guò)與《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618-2018)的風(fēng)險(xiǎn)篩選值[26]相比,發(fā)現(xiàn)灌溉與未灌溉土壤這6種重金屬含量均未超出其風(fēng)險(xiǎn)篩選值.與內(nèi)蒙古土壤背景值[27]相比,灌溉區(qū)土壤中As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的均值超過(guò)內(nèi)蒙古土壤背景值,分別超過(guò)內(nèi)蒙古土壤背景值的46.0%、49.6%、86.8%、54.3%、32.0%、36.6%,表現(xiàn)為Cu超標(biāo)率最高.未灌溉區(qū)土壤中As、Cr、Cu和Pb的均值分別超過(guò)內(nèi)蒙古背景值的31.7%、3.0%、14.7%和6.0%.

從灌溉與未灌溉統(tǒng)計(jì)結(jié)果來(lái)看,灌溉區(qū)土壤As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量平均值均高于未灌溉區(qū),分別高10.8%、45.2%、62.8%、61.8%、24.5%和61.6%,表現(xiàn)為灌溉區(qū)Cu、Ni和Zn累積程度較高,且均超過(guò)了50%.通過(guò)配對(duì)檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn),Cr、Cu、Ni、Pb和Zn差異顯著(<0.05),其中Cr、Cu、Ni和Zn在0.01水平下差異顯著.

表2 灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)土壤重金屬全量描述統(tǒng)計(jì)特征

注:除變異系數(shù),各指標(biāo)的單位均是mg/kg.不同樣區(qū)不同小寫(xiě)字母表示差異顯著(<0.01),不同樣區(qū)不同大寫(xiě)字母表示差異顯著(<0.05).

2.2 土壤重金屬空間分異特征

2.2.1 重金屬的垂向富集特征 通過(guò)土壤重金屬表層與深層質(zhì)量比的比值[24]了解研究區(qū)各樣點(diǎn)在垂直方向上土壤重金屬富集情況.如圖4(a)所示,灌溉區(qū)重金屬表層與深層質(zhì)量比的平均比值在0.95～ 1.03,說(shuō)明灌溉區(qū)土壤重金屬含量在垂直方向上表層含量與深層含量差異不大.其中,Cu和Pb的比率為1.03,其他重金屬比率均小于1,說(shuō)明其在垂直方向上呈現(xiàn)表層含量大于深層含量的特點(diǎn).未灌溉區(qū)Pb的比率為0.97,其它重金屬的比率在1.00～1.15之間波動(dòng),反映出未灌溉區(qū)大部分重金屬含量在垂直方向上呈現(xiàn)表層大于深層的特點(diǎn).

如圖4(b)所示,上坡位的土壤重金屬垂直比率接近于1,中下坡位的土壤重金屬垂直比率多數(shù)大于1.灌溉區(qū)在樣點(diǎn)7、8和9的垂直比率明顯較高,且均大于1;在樣點(diǎn)10的垂直比率最低,其它樣點(diǎn)的垂直比率差異較小,在0.98～1.01波動(dòng).未灌溉區(qū)在樣點(diǎn)5、7和8的垂直比率明顯較高,且均大于1;在樣點(diǎn)6的垂直比率最低,其他樣點(diǎn)的垂直比率差異較小,在0.90～ 1.11波動(dòng).總的來(lái)說(shuō),上坡位的土壤重金屬在垂直方向上無(wú)明顯差異,中下坡位的土壤重金屬在垂直方向上總體呈現(xiàn)表層大于深層的特點(diǎn).

2.2.2 表層土壤重金屬沿坡面分布特征 灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)土壤重金屬遷移特征差異明顯(圖5),但區(qū)內(nèi)具有相似之處.灌溉區(qū)的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn具有極為相似的沿坡面變化規(guī)律(圖5(a)),表明這5種重金屬具有相似的遷移特征.Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量分別在中上坡位形成高值區(qū),且變異非常小,在下坡位顯著下降,并在坡底部位出現(xiàn)不同程度累積,尤其Cr累積程度最突出.Cr、Cu、Ni、Pb和Zn在中上坡位高值區(qū)的平均含量分別為70.1,32.7, 36.1,23.3,88.3mg/kg,均明顯高于內(nèi)蒙古背景值,而下坡位部分值高于內(nèi)蒙古背景值,但整體均低于中上坡位.As在中上坡位變異較小,這與其它6種元素類似,但隨海拔降低在中下坡位出現(xiàn)不同程度的峰值,最高值和最低值均出現(xiàn)在中下坡位.

未灌溉區(qū)各元素沿坡面變化與灌溉區(qū)不同(圖5(b)),隨海拔降低在各坡位出現(xiàn)不同峰值.As含量最高值出現(xiàn)在上坡位,其它元素含量最高值均出現(xiàn)在中下坡位,其中Cr和Cu的最高值出現(xiàn)在樣點(diǎn)7.通過(guò)配對(duì)t檢驗(yàn),在中上坡位(采樣點(diǎn)1～7)灌溉區(qū)的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量顯著高于未灌溉區(qū)(<0.01),說(shuō)明中水灌溉對(duì)上中坡位土壤重金屬累積具有顯著影響.

圖5 不同坡位土壤重金屬含量分布

2.3 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)

通過(guò)以上分析表明,大部分重金屬含量在垂直方向上差異不顯著,個(gè)別重金屬表層含量顯著高于深層,因此選擇表層0～20cm土層土壤重金屬含量進(jìn)行污染程度分析.

根據(jù)灌溉區(qū)土壤重金屬地累積指數(shù)(geo)評(píng)價(jià)結(jié)果(圖6(a),圖7(a)),As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn均出現(xiàn)了輕度污染,主要位于中上坡位.如圖6a,根據(jù)geo分級(jí)標(biāo)準(zhǔn),As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的geo小于1,處于清潔—輕度污染狀態(tài).由圖7(a)可知,灌溉區(qū)中上坡位(樣點(diǎn)1 ～ 6)Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的geo介于0 ～ 1之間,達(dá)到輕度污染水平;中下坡位(樣點(diǎn)7 ～ 10)Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的geo小于0,尚屬清潔;其中As在中下坡位部分樣點(diǎn)的geo介于0 ～ 1,出現(xiàn)了輕度污染.

圖6 土壤重金屬地累積指數(shù)分布

在未灌溉區(qū)中(圖6b,圖7(b)),As、Cr和Cu部分樣點(diǎn)出現(xiàn)輕度污染,As主要在中上坡位出現(xiàn)輕度污染,Cr和Cu在樣點(diǎn)7出現(xiàn)輕度污染.如圖6b,As的geo為0～1,處于清潔—輕度污染狀態(tài);Ni、Pb和Zn的geo小于0,處于清潔狀態(tài),尚未受到污染.由圖7(b)可知,除樣點(diǎn)7之外,Cr和Cu的geo小于0,尚屬清潔;樣點(diǎn)7的Cr和Cu的geo為0～1,出現(xiàn)了輕度污染.灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)土壤重金屬污染程度差異明顯,主要污染因子為Cr、Cu、Ni、Pb和Zn.

圖7 不同坡位土壤重金屬地累積指數(shù)分布

3 討論

3.1 灌溉區(qū)土壤重金屬累積程度及空間分布分析

在本研究中,灌溉區(qū)中上坡位的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量顯著高于未灌溉區(qū)(<0.01),分別高了77.7%、113%、90.6%、53.8%、87.3%,說(shuō)明礦井中水灌溉造成土壤重金屬出現(xiàn)顯著累積現(xiàn)象.郭洋楠[28]在神東礦區(qū)中水灌溉后的植物中發(fā)現(xiàn)Cd、Cr和Pb含量增加,說(shuō)明礦井中水灌溉會(huì)造成土壤或植被中的重金屬富集.

灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)土壤重金屬元素在空間分布上既存在共性,又存在差異性.在共性方面,重金屬元素沿坡面的遷移分布不僅受到人類活動(dòng)的影響,也受到地形等自然條件的影響.一方面由于礦區(qū)開(kāi)采活動(dòng)及運(yùn)輸過(guò)程中引起的廢渣、粉煤灰等的遷移、沉降,進(jìn)而導(dǎo)致土壤出現(xiàn)一定程度的重金屬累積[29-30],另一方面由于丘陵地形的特殊性,受到坡面徑流、土壤侵蝕等侵蝕因子以及坡面重力沉降的影響[31-33],土壤出現(xiàn)一定程度的重金屬累積.在差異方面,二者土壤重金屬含量不論是在垂直方向上還是在坡面分布上都存在明顯的差異.在垂直方向上,灌溉區(qū)土壤重金屬含量總體呈現(xiàn)深層大于表層的特點(diǎn),未灌溉區(qū)則為表層大于深層,這表明灌溉導(dǎo)致重金屬略向下遷移.沿坡面方向,灌溉區(qū)在中上坡位變化平緩且形成高值區(qū),未灌溉區(qū)則在坡面上呈現(xiàn)明顯的波動(dòng)變化.由于灌溉水的作用導(dǎo)致重金屬通過(guò)淋濾入滲進(jìn)入土壤深層[34-35],并對(duì)中上坡位的重金屬的遷移累積產(chǎn)生顯著影響.未灌溉區(qū)坡面土壤重金屬的遷移分布則主要受到自然條件的影響,如雨水、風(fēng)力等侵蝕因子導(dǎo)致重金屬在坡度較緩位置累積,進(jìn)而在坡面呈現(xiàn)不同峰值.

3.2 由上往下逐級(jí)灌溉方式對(duì)礦井水污染物的生態(tài)截留效應(yīng)

與未灌溉區(qū)相比,灌溉區(qū)中上坡位(1～6號(hào)采樣位置)土壤Cr、Ni、Pb、Cu和Zn含量出現(xiàn)顯著累積現(xiàn)象,而下坡位(7～10號(hào)采樣位置)土壤重金屬含量變化不大.陳濤等[36]研究了污灌農(nóng)田土壤重金屬的污染風(fēng)險(xiǎn),表明距離灌渠越近,農(nóng)田土壤重金屬污染程度及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)越高.植被與土壤在水循環(huán)過(guò)程中起到極其重要的作用,其可以吸附水體中的重金屬,起到有效的生態(tài)攔截,具有水體凈化的作用[37].灌溉區(qū)土壤Pb在1～5號(hào)采樣位置的累積量超過(guò)未灌溉區(qū)土壤Pb含量的50%,Cr、Ni、Cu和Zn在1～6號(hào)采樣點(diǎn)的累積量超過(guò)未灌溉區(qū)各元素含量的80%.6號(hào)采樣位置以下的灌溉區(qū)土壤重金屬(Cr、Ni、Pb、Cu和Zn)含量累積程度低甚至出現(xiàn)降低現(xiàn)象,說(shuō)明6號(hào)采樣位置為一個(gè)臨界點(diǎn),中上坡位地塊對(duì)灌溉水中重金屬的吸附使得后續(xù)地塊的灌溉水中重金屬濃度降低[38],因此灌溉水中的污染物對(duì)下坡位(7～10號(hào)采樣位置)的土壤影響較小,相對(duì)更安全.該礦井中水利用方式不僅有利于生態(tài)綠化,提升區(qū)域水土保持能力,更可以實(shí)現(xiàn)區(qū)域水生態(tài)良性循環(huán).

3.3 礦井中水灌溉對(duì)土壤的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析

在礦井中水灌溉下,雖然各重金屬含量均低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值,但是存在一定的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).本研究中,灌溉區(qū)Cr、Cu、Ni、Pb和Zn在中上坡位(1～6號(hào)采樣位置)顯著累積,出現(xiàn)輕度污染.楊金芳[39]研究了焦作礦區(qū)經(jīng)過(guò)簡(jiǎn)單沉淀處理的礦井水灌溉小麥,發(fā)現(xiàn)小麥各部位Cr、Cu、Pb和Zn均發(fā)生了明顯的累積現(xiàn)象,顯著的高于正常井水灌溉.Ma等[40]研究表明長(zhǎng)期礦山廢水灌溉導(dǎo)致土壤中Cr和Pb累積,不僅抑制了土壤酶的活性,引起植物生理功能障礙,促進(jìn)了作物對(duì)重金屬的吸收,而且降低了作物產(chǎn)量,增加了土壤重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn).然而,更值得關(guān)注的是礦井中水灌溉下土壤重金屬的經(jīng)年累積量,是否能夠長(zhǎng)期灌溉.陳濤等[36]研究表明污灌年限越長(zhǎng),土壤重金屬污染程度及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)越強(qiáng),污灌20a的農(nóng)田土壤重金屬表現(xiàn)出“中等”環(huán)境風(fēng)險(xiǎn),而污灌40a、50a的農(nóng)田土壤則表現(xiàn)出“強(qiáng)”等級(jí)生態(tài)危害.因此,依據(jù)該區(qū)灌溉3a的土壤重金屬累積量,推算出土壤Cr、Ni、Pb、Cu和Zn的年最大累積量為11.2mg/kg、6.2mg/kg、5.0mg/kg、8.5mg/kg、18.5mg/kg.根據(jù)土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618-2018)中的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值,粗略估算該區(qū)在礦井中水持續(xù)灌溉14a后,土壤中Cu和Zn累積量達(dá)到污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值(表3),土壤出現(xiàn)偏中度污染風(fēng)險(xiǎn).因此,中短期的礦井中水利用是可行的,這樣不僅實(shí)現(xiàn)了礦井水資源化,還可以保護(hù)礦區(qū)水資源平衡,解決過(guò)度開(kāi)采地下水帶來(lái)的區(qū)域地表水資源短缺、地面塌陷和裂縫、植被退化等生態(tài)環(huán)境問(wèn)題.但是在今后的灌溉中也應(yīng)著重關(guān)注重金屬Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的污染,強(qiáng)化礦井水處置與達(dá)標(biāo)排放,減少生態(tài)環(huán)境中重金屬的輸入風(fēng)險(xiǎn).

重金屬在土壤中具有累積性、隱蔽性、不可逆性等特點(diǎn),嚴(yán)重制約國(guó)民經(jīng)濟(jì)的發(fā)展和土壤資源可持續(xù)利用.因此,亟需降低和控制中水灌溉導(dǎo)致的土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn),一方面需要從源頭上改善灌溉水質(zhì),另一方面利用土壤重金屬污染防治技術(shù),降低與修復(fù)土壤中的重金屬污染.目前,針對(duì)礦井水中含有重金屬元素(Pb、Cd,、Hg、As、Cr等)的處理利用,通常采用絮凝沉淀法和離子交換法[41].而對(duì)于煤礦大規(guī)模污水處理,化學(xué)沉淀法和吸附法更具有優(yōu)勢(shì)[42].此外,植物修復(fù)技術(shù)在治理土壤重金屬污染方面具有廣闊的應(yīng)用前景[43].可以篩選具有較強(qiáng)的抗重金屬污染能力的植物和具有較強(qiáng)的富集重金屬元素能力的植物或較大生物量的植物種植在灌溉溝渠內(nèi)[44-45],形成生態(tài)溝渠,可以有效攔截灌溉水中重金屬,實(shí)現(xiàn)生態(tài)凈化.

表3 礦井中水灌溉的土壤污染風(fēng)險(xiǎn)預(yù)測(cè)

4 結(jié)論

4.1 研究區(qū)土壤重金屬含量均低于土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值 (GB 15618 - 2018).灌溉區(qū)土壤As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的均值超過(guò)內(nèi)蒙古背景值,未灌溉區(qū)土壤中As、Cr、Cu和Pb的均值超過(guò)內(nèi)蒙古背景值.灌溉區(qū)的Cr、Cu、Ni、Pb和Zn與未灌溉區(qū)差異顯著(< 0.05).

4.2 灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)重金屬在垂直方向上差異不大,沿坡面方向差異明顯.在坡面方向上,灌溉區(qū)土壤重金屬在中上坡位變化平緩且形成高值區(qū),未灌溉區(qū)土壤重金屬在坡面呈現(xiàn)波動(dòng)變化.與未灌溉區(qū)相比,灌溉區(qū)土壤Cr、Cu、Ni、Pb和Zn含量在中上坡位出現(xiàn)顯著累積現(xiàn)象,而下坡位變化不大,指示中上坡位植被與土壤對(duì)灌溉水中的重金屬具有良好的攔截效應(yīng).

4.3 灌溉區(qū)與未灌溉區(qū)土壤重金屬污染程度差異明顯,灌溉區(qū)主要的污染因子為Cr、Cu、Ni、Pb和Zn,這與灌溉水質(zhì)密切相關(guān).灌溉區(qū)中上坡位Cr、Cu、Ni、Pb和Zn出現(xiàn)輕度污染,下坡位處于清潔狀態(tài);未灌溉區(qū)土壤中上坡位As出現(xiàn)輕度污染,下坡位處于清潔狀態(tài).礦井中水用于坡地生態(tài)灌溉,不僅有利于生態(tài)修復(fù),更對(duì)水資源良性循環(huán)具有重要意義.

[1] 閆佳偉,王紅瑞,趙偉靜,等.我國(guó)礦井水資源化利用現(xiàn)狀及前景展望 [J]. 水資源保護(hù), 2021,37(5):117-123. Yan J W, Wang H R, Zhao W J, et al. Current status and prospect of mine water reutilization in China [J]. Water Resources Protection. 2021,37(5):117-123.

[2] 呂情緒,李 果,許 峰,等.神東礦區(qū)礦井水水化學(xué)特征及其灌溉適宜性評(píng)價(jià) [J]. 能源與環(huán)保, 2021,43(12):116-122. Lv Q X, Li G, Xu F, et al. Hydrochemical characteristics of mine water and its suitability for irrigation in Shendong Mining Area [J]. China Energy and Environmental Protection, 2021,43(12):116-122.

[3] 李競(jìng)贏,劉啟蒙,楊明慧.張集礦礦井水水化學(xué)特征及資源化利用研究 [J]. 煤炭科學(xué)技術(shù), 2022,12(3):1-10. Li J Y, Liu Q M, Yang M H. Study on chemical characteristics and resource utilization of mine water in Zhangji mine [J]. Coal Science and Technology, 2022,12(3):1-10.

[4] 劉福田,王學(xué)求,遲清華.中國(guó)西南“三江”流域區(qū)土壤鉈空間分布及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2021,41(4):1765-1777. Liu F T, Wang X Q, Chi Q H. Spatial variation and health risk assessment of thallium in floodplain soil in “Three Rivers” regions of southwest China [J]. China Environmental Science, 2021,41(4):1765- 1777.

[5] Xiang M, Li Y, Yang J, et al. Heavy metal contamination risk assessment and correlation analysis of heavy metal contents in soil and crops [J]. Environmental Pollution, 2021,278(2):116911.

[6] Cai Z, Lei S, Zhao Y, et al. Spatial Distribution and Migration Characteristics of Heavy Metals in Grassland Open-Pit Coal Mine Dump Soil Interface [J]. IJERPH, 2022,19.

[7] 馬嬌陽(yáng),田 穩(wěn),王 坤,等.污染場(chǎng)地土壤重金屬的生物可給性及毒性研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2021,41(10):4885-4893. Ma J Y, Tian W, Wang K, et al. Bioaccessibility and their toxic effects of heavy metal in field soils from an electronic disassembly plant [J]. China Environmental Science, 2021,41(10):4885-4893.

[8] Xiang M, Li Y, Yang J, et al. Heavy metal contamination risk assessment and correlation analysis of heavy metal contents in soil and crops [J]. Environmental Pollution, 2021,278(2):116911.

[9] Yang X J, Cheng B J, Gao Y, et al. Heavy metal contamination assessment and probabilistic health risks in soil and maize near coal mines [J]. Frontiers in Public Health, 2022,10:1004579.

[10] 何緒文,楊 靜,邵立南,等.我國(guó)礦井水資源化利用存在的問(wèn)題與解決對(duì)策 [J]. 煤炭學(xué)報(bào), 2008,(1):63-66. He X W, Yang J, Shao L N, et al. Problem and counter measure of mine water resource regeneration in China [J]. Journal of China Coal Society, 2008,(1):63-66.

[11] 孫紅福,陳 健,李 博,等.干旱地區(qū)煤礦高礦化度礦井水資源化利用 [J]. 煤炭工程, 2015,47(9):117-119. Sun H F, Chen J, Li F, et al. Resource utilization of high TDS Mine water in arid regions [J]. Coal Engineering, 2015,47(9):117-119.

[12] 馬守臣,馬守田,邵 云,等.礦井廢水灌溉對(duì)小麥生理特性及重金屬積累的影響 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2013,24(11):3243-3248. Ma S C, Ma S T, Shao Y, et al. Effects of irrigation with mine wastewater on physiological characters and heavy metals accumulation of winter wheat [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2013,24(11):3243-3248.

[13] 孫亞軍,陳 歌,徐智敏,等.我國(guó)煤礦區(qū)水環(huán)境現(xiàn)狀及礦井水處理利用研究進(jìn)展 [J]. 煤炭學(xué)報(bào), 2020,45(1):304-316. Sun Y J, Chen G, Xu Z M, et al. Research progress of water environment, treatment and utilization in coal mining areas of China [J]. Journal of China Coal Society, 2020,45(1):304-316.

[14] 王甜甜,楊 建,趙 偉.沙地生態(tài)脆弱區(qū)礦井水資源灌溉適宜性評(píng)價(jià) [J]. 節(jié)水灌溉, 2022,317(1):20-25. Wang T T, Yang J, Zhao W. Evaluation of suitability of mine water resources for irrigation in sandy ecologically vulnerable areas [J]. Water Saving Irrigation, 2022,(1):20-25.

[15] 馮啟言,張 彥,孟慶俊.煤礦區(qū)廢水中溶解性有機(jī)質(zhì)與銅的結(jié)合特性 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2013,33(8):1433-1441. Feng Q Y, Zhang Y, Meng J G. Quantitative characterization of Cu binding potential of dissolved organic matter in wastewater of mining area [J]. China Environmental Science, 2013,33(8):1433-1441.

[16] Drewry J J, Carrick S, Penny V, et al. Effects of irrigation on soil physical properties in predominantly pastoral farming systems: a review [J]. New Zealand Journal of Agricultural Research, 2020, 64(4):1-25.

[17] Lyu S, Wu L, Wen X et al. Effects of reclaimed wastewater irrigation on soil-crop systems in China: A review [J]. The Science of the total environment, 2021,813:152531-152531.

[18] 張麗星.中水灌溉對(duì)坡地土壤質(zhì)量的影響 [D]. 呼和浩特:內(nèi)蒙古師范大學(xué), 2021. Zhang L X. Effects of reclaimed water irrigation on soil quality in the slope: A case of irrigation sites in the Buertai mine [D]. Hohhot: Inner Mongolia Normal University, 2021.

[19] 張 偉,郝春明,劉 敏.內(nèi)蒙古布爾臺(tái)煤礦高氟礦井水特征及成因分析 [J]. 華北科技學(xué)院學(xué)報(bào), 2021,18(3):10-18. Zhang W, Hao C M, Liu M. Characteristics and cause analysis of high fluoride mine water in Buertai coal mine, Inner Mongolia [J]. Journal of North China Institute of Science and Technology, 2021,18(3):10- 18.

[20] Gu Y H, Zhao N J, Ma M J, et al. Mapping analysis of heavy metal elements in polluted soils using laser-induced breakdown spectroscopy [J]. Spectroscopy and Spectral Analysis, 2018,38(3): 982-989.

[21] 袁 迪,高 勛,姚 爽,等.應(yīng)用LIBS技術(shù)測(cè)量土壤重金屬Cr含量 [J].光譜學(xué)與光譜分析, 2016,36(8):4. Yuan D, Gao Y, Yao S, et al. The detection of heavy metals in soil with laser introduced breakdown spectroscopy [J]. Spectroscopy and Spectral Analysis, 2016,36(8):4.

[22] Wang T, He M, Shen T, et al. Multi-element analysis of heavy metal content in soils using laser-induced breakdown spectroscopy: A case study in eastern China [J]. Spectrochimica Acta Part B Atomic Spectroscopy, 2018,149:300-312.

[23] 項(xiàng)麗蓉,麻志宏,趙欣宇,等.基于不同化學(xué)計(jì)量學(xué)方法的土壤重金屬激光誘導(dǎo)擊穿光譜定量分析研究 [J]. 光譜學(xué)與光譜分析, 2017, 37(12):3871-3876. Xiang L R, Ma Z H, Zhao X Y, et al. Comparative analysis of chemometrics method on heavy metal detection in soil with laser-induced breakdown spectroscopy. Spectroscopy and Spectral Analysis, 2017,37(12):3871-3876.

[24] 劉世梁,郭旭東,姚喜軍,等.草原煤礦開(kāi)采區(qū)土壤重金屬污染分布特征及影響因子 [J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2016,16(3):320-325. Liu S L, Guo X D, Yao X J, et al. Analysis of the influential factors and the heavy metal content distribution in the soil in prairie coal-mining regions [J]. Journal of Safety and Environment, 2016,16 (3):320-325.

[25] Odewande A A, Abimbola A F. Contamination indices and heavy metal concentrations in urban soil of Ibadan metropolis, southwestern Nigeria [J]. Environmental geochemistry and health, 2008,30(3):243- 254.

[26] GB 15618—2018 土壤環(huán)境質(zhì)量, 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)[S]. GB 15618—2018 Soil environment quality, risk control standard for soil contamination of agricultural land [S].

[27] 中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站.中國(guó)土壤元素背景值 [M]. 北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 1990:259-330. Central Station of Environmental Monitoring of China. Background values of soil elements in China [M]. Beijing:China Environmental Science Press, 1990:259-330.

[28] 郭洋楠.中水灌溉對(duì)神東礦區(qū)園林植物生長(zhǎng)影響 [J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)信息, 2012,15:64. Guo Y N. Treated water irrigation has a long impact on garden plants in Shendong mining area [J]. China Agricultural Informatics, 2012,15:64.

[29] Liu X, Bai Z, Shi H, et al. Heavy metal pollution of soils from coal mines in China [J]. Natural Hazards, 2019,99(2):1-15.

[30] Prasad B, Sangita K. Heavy metal pollution index of ground water of an abandoned open cast mine filled with fly ash: A case study [J]. Mine Water & the Environment, 2008,27(4):265-267.

[31] Sangati M, Borga M, Rabuffetti D, et al. Influence of rainfall and soil properties spatial aggregation on extreme flash flood response modelling: An evaluation based on the Sesia river basin, North Western Italy [J]. Advances in Water Resources, 2009,32(7):1090- 1106.

[32] 李 琦,時(shí) 鵬,楊 倩,等.土地利用和侵蝕過(guò)程對(duì)土壤重金屬分布的影響 [J]. 北京師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2019,55(1):153-159. Li Q, Shi P, Yang Q, et al. Changes in land use and soil erosion affect heavy metal distribution [J]. Journal of Beijing Normal University (Natural Science), 2019,55(1):153-159.

[33] 莫帥豪,王雪松,鄭粉莉,等.典型黑土區(qū)坡面侵蝕-沉積對(duì)土壤微生物養(yǎng)分限制的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2023,43(6):3023-3033. Mo S H, Wang X S, Zheng F L, et al. Effects of slope erosion- deposition on soil microbial nutrient limitation in the typical Mollisol region of Northeast China [J]. China Environmental Science, 2023, 43(6):3023-3033.

[34] 劉夢(mèng)娟,王雪梅,季宏兵.再生水農(nóng)業(yè)灌溉對(duì)重金屬累積的研究進(jìn)展 [J]. 灌溉排水學(xué)報(bào), 2021,40(S2):77-80. Liu M J, Wang X M, Ji H B. Research progress of heavy metal accumulation in reclaimed water agricultural irrigation [J]. Journal of Irrigation and Drainage, 2021,40(S2):77-80.

[35] 陳晨晨,武 謙,張占友,等.瀾滄江中下游流域土壤侵蝕時(shí)空演變特征 [J]. 水土保持研究, 2022,29(2):11-17,30. Chen C C, Wu Q, Zhang Z Y, et al. Spatiotemporal change of soil erosion in the middle and lower reaches of Lancangjiang River [J]. Research of Soil and Water Conservation, 2022,29(2):11-17,30.

[36] 陳 濤,常慶瑞,劉 京,等.長(zhǎng)期污灌農(nóng)田土壤重金屬污染及潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012,31(11):2152-2159. Chen T, Chang Q R, Liu J, et al. Pollution and potential environment risk assessment of soil heavy metals in sewage irrigation area [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2012,31(11):2152-2159.

[37] 范成新,劉 敏,王圣瑞,等.近20年來(lái)我國(guó)沉積物環(huán)境與污染控制研究進(jìn)展與展望 [J]. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2021,36(4):346-374. Fan C V, Liu M, Wang S R, et al. Research progress and prospect of sediment environment and pollution control in China in recent 20years [J]. Advances in Earth Science, 2021,36(4):346-374.

[38] 曾 鵬,郭朝暉,肖細(xì)元,等.構(gòu)樹(shù)修復(fù)對(duì)重金屬污染土壤環(huán)境質(zhì)量的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2018,38(7):2639-2645. Zeng p, Guo Z H, Xiao X Y, et al. Effect of phytoremediation with Broussonetia papyrifera on the biological quality in soil contaminated with heavy metals [J]. China Environmental Science, 2018,38(7): 2639-2645.

[39] 楊金芳.礦井廢水灌溉對(duì)小麥生長(zhǎng)及土壤環(huán)境的影響研究 [D]. 新鄉(xiāng):河南師范大學(xué), 2012. Yang J F. Studies about effects of irrigation with mine wastewater on wheat growth and soil environmental [D]. Xinxiang: Henan Normal University, 2012.

[40] Ma S C, Zhang H B, Ma S T, et al. Effects of mine wastewater irrigation on activities of soil enzymes and physiological properties, heavy metal uptake and grain yield in winter wheat [J]. Ecotoxicol Environ Saf, 2015,113(mar.):483-490.

[41] 孫文潔,任順利,武 強(qiáng),等.新常態(tài)下我國(guó)煤礦廢棄礦井水污染防治與資源化綜合利用 [J]. 煤炭學(xué)報(bào), 2022,47(6):2161-2169. Sun W J, Ren S L, Wu Q, et al. Water pollution’s prevention and comprehensive utilization of abandoned coal mines in China under the new normal life [J]. Journal of China coal society, 2022,47(6):2161- 2169.

[42] Zhang S Y, Wang H, He X W, et al. Research progress, problems and prospects of mine water treatment technology and resource utilization in China [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2019,50(2):1-53..

[43] Guo S Y, Xiao C Q, Zhou N, et al. Speciation, toxicity, microbial remediation and phytoremediation of soil chromium contamination [J]. Environmental chemistry letters, 2021,(2):19.

[44] 單立楠,丁能飛,王洪才,等.蔬菜地面源污染生態(tài)攔截系統(tǒng)與效果 [J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2013,29(20):168-178. Shan L N, Ding N F, Wang H C, et al. Effect of ecological interception system in reducing non-point source pollution from vegetable fields [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2013,29(20):168-178.

[45] 劉 偉,張永波,賈亞敏.重金屬污染農(nóng)田植物修復(fù)及強(qiáng)化措施研究進(jìn)展 [J]. 環(huán)境工程, 2019,37(5):29-33,44. Liu W, Zhang Y B, Jia Y M. Research progress of phytoremediation and strengthening measures for heavy metals contaminated farmland [J]. Environmental Engineering, 2019,37(5):29-33,44.

Pollution characteristics of soil heavy metals with the irrigation of treated mine water.

ZHANG Li-xing1,2, ZHOU Rui-ping2*, HAI Chun-xing2, YUE Da-peng1

(1.School of Geography and Tourism, Shaanxi Normal University, Xi’an 710119, China；2.College of Geographical Science, Inner Mongolia Normal University, Hohhot 010022, China)., 2023,43(10)：5349～5358

In order to investigate the influences of treated mine-water irrigation on the spatial distribution and possible pollution of soil heavy metal, a top-down “terrace style” irrigation experiment was conducted on a long and gentle slope in the field and a set of key heavy metal element (As, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn) were analyzed and compared for irrigated and unirrigated slope. The analysis was after a three-year controlled experiment, in which the treatment group slope was irrigated with treated mine-water whereas the control group slope not irrigated. Soil pollution introduced by heavy metal accumulation was assessed using the geo-accumulation index method. The results showed that soil heavy metal content on both sites were lower than the risk screening values for soil contamination of agricultural land. The means of Cr, Cu, Ni, Pb and Zn in the irrigated slope were lager than the corresponding background values of Inner Mongolia, and were significantly higher than those in the unirrigated slope (< 0.05). On both sites, the difference in heavy metal contents was not significant between surface and deep soils. However, it was that Cr, Cu, Ni, Pb and Zn had a significant accumulation effect in the upper and middle sections of the irrigated slope compared with corresponding sections of the unirrigated slope. In the lower sections of both sites, the difference in heavy metal contents was miner. A further geo-accumulation index assessment on heavy metal pollution of surface soil (0 ～ 20cm) of both sites revealed that the levels of Cr, Cu, Ni, Pb and Zn in the upper and middle sections of irrigated slope reached the threshold value for slightly polluted conditions. Slight as pollution appeared in some of the samples from unirrigated slope whereas all other heavy metal elements from this site were within the safety values. It is concluded that treated mine-water irrigation resulted in accumulation of heavy metals in the upper and middle sections of irrigated slopes which was a significant environmental risk. The current study provides useful scientific data for recycling of mine water and sustainable use of water resources.

treated mine water；ecological irrigation；heavy metal pollution；Buertai Mine

X703

A

1000-6923(2023)10-5349-10

2023－02－28

內(nèi)蒙古自治區(qū)科技重大專項(xiàng)(ZDZX2018058);內(nèi)蒙古自治區(qū)自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(2018MS04009)

* 責(zé)任作者, 教授, rpzhou@126.com

張麗星(1994-),女,內(nèi)蒙古呼和浩特市人,陜西師范大學(xué)地理科學(xué)與旅游學(xué)院博士研究生,主要從事生態(tài)修復(fù)與土壤健康研究.發(fā)表論文2篇.

張麗星,周瑞平,海春興,等.礦井中水灌溉下土壤重金屬的污染特征研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2023,43(10):5349-5358.

Zhang L X, Zhou R P, Hai C X, et al. Pollution characteristics of soil heavy metals with the irrigation of treated mine water [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5349-5358.