崔丽蓉，叶丽丽，陈永山，闫超凡，蒋金平,

1. 广西环境污染控制理论与技术重点实验室，广西 桂林 541004；2. 泉州师范学院资源与环境科学学院，福建 泉州 362000；3. 广西岩溶地区水污染控制用水安全保障协同创新中心，广西 桂林 541004

重金属是一种不可逆的、潜在的、隐蔽的重要污染物。土壤重金属可以直接或间接危害人体健康，因此成为近年来研究的热点（李忠义等，2009）。采矿是土壤中重金属的主要来源，伴随着矿山的开采，土壤结构发生改变，大量的地表植物被破坏，含着重金属的物质会随雨水淋洗、径流、沉降、迁移等方式进入土壤环境，造成了生态失衡、土壤环境质量退化（洪涛等，2019；梁玉祥等，2020）。因此，矿区废弃地成为了矿区农业生态环境实施可持续发展的首要障碍。实施矿区土壤复垦，一方面可以改善矿区环境生态质量，减少环境污染；另一方面可以增加耕地面积，提高粮食产量，促进社会发展，实现社会效益和生态效应的双赢（薛燕琴等，2013）。近几年，国内外学者针对矿厂周边复垦土壤重金属污染空间分布及来源解析进行了大量的研究（赵富强等，2014；尹炳等，2020）。吴健等（2018）对上海多个工业复垦区土壤质量研究发现土壤重金属Cu、Zn污染较为突出，考虑到毒性响应因素Cd、Hg更得引起关注。张菁等（2018）以露天煤矿排土场复垦3、8和20年的苜蓿地为研究对象发现，随着复垦年限的延长，土壤有机质增加，全磷递减。王锐等（2021）研究表明As、Cd、Zn、Hg和Ni是汞矿复垦过程中极易受人类活动影响的元素。矿区复垦地重金属含量及空间解析的研究，大多只针对于铅、锌、汞、煤矿区，对于金属铝矿区的研究较少（覃事娅等，2010；张连科，2016；王建波等，2019）。

铝土矿是国家重要的战略安全矿产资源之一，其提取出的金属铝是世界上仅次于钢铁的第二重要金属。平果铝矿是中国特大型铝土矿，已探明的铝矿储量有2.9×108t氧化二铝含量高达60.45%。对平果铝矿 1700 km2的矿区进行综合规划，制订了30年科学规划，计划到2035年将供矿铝硅比由设计的15降至9，使得一些低品位矿区的数千万吨贫矿，经过贫富搭配，极大地延长了矿山寿命。然而，铝土矿矿石埋藏浅、易开采，且主要分布在坡地、台地、谷地、峰丛洼地的耕地内，其采矿用地呈现出“两多一高”的特点，即占地多、占用耕地多、占地速率高。面对日益尖锐的人地矛盾、矿地矛盾，对采矿用地供地方式进行改革，显得愈发重要和迫切（张文敏等，2000；李小平，2007）。平果县铝土矿采用“剥离-采矿-回填复垦-还地”一体化循环联合工艺系统和作业模式对土壤进行复垦，先将表层土壤剥离，采矿作业完成后用推土机平整，然后将剥离的土壤回填，铺设基层、耕作层（王太海等，2016；潘文灿，2017）。早期的复垦地大多已经通过改良用于农产品的生产，为了研究铝土矿复垦土壤的适耕性及关键的制约因子，以平果铝土矿区不同时期的复垦土壤为研究对象，分析了土壤肥力因子、金属污染物含量及空间分布特征，以期为铝土矿复垦土壤的安全利用提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

平果铝矿位于广西西南部的百色市平果县（107°53′—108°18′E、23°12′—23°54′N）。地处右江河畔中游，地势北高南低，南北低山丘陵，中部岩溶地貌。平果铝矿区主要分布在北部低山丘陵之间，矿体分布点多、面广，埋藏浅、矿层薄，呈“鸡窝”状。该地属高温多雨的亚热带季风气候，光照充足，年平均气温21.5 ℃，年平均日照时数1619.4 h，无霜期345 d以上，年均降雨量1359 mm，雨量充沛，雨热同季。

在平果铝矿选取了3个复垦区为研究对象，分别为A区（1998年复垦）、B区（2003年复垦）和C区（2013年复垦）。A区主要种植玉米，复垦面积约为34705 m2；B区不仅有玉米红薯等农作物，还有芥菜、南瓜、豆角等蔬菜作物，复垦面积约为11503 m2；C区主要种植双高甘蔗，复垦面积约为60241 m2。A区和C区复垦时，对于黏土地板，先用推土机平整，再翻松，然后再铺耕作层；对于灰岩底板，先经爆破平整后，再铺基层土，最后再铺耕作层，B区除了上述复垦措施，部分地区还通过添加粉煤灰后在覆土进行复垦（文衍科等，2006）。

1.2 土壤采集与处理

本研究通过均匀布点法采集平果铝矿A、B、C复垦区表层土壤（0—20 cm）。为确保样品的代表性，在每个样区采集多个土壤样品，每个样点由多点混合而成，共采集土壤124个（A区43个，B区33个，C区48个），同时使用GPS仪记录采样点地理坐标。土壤样品去除砾石和动植物的残体后风干、研磨过100目筛。

土壤pH值采用水土质量比为1∶2.5的pH电位法测定；土壤有机质采用水合热重铬酸钾氧化-比色法测定；全氮采用凯氏定氮法测定；全磷采用酸溶-钼锑抗比色法测定；全钾采用氢氧化钠熔融法测定。土壤样品重金属采用HNO3-H2O2法消解，电感耦合等离子体质谱仪 ICP-MS（美国 PerkinElmer NexION 350型）测定；As、Hg采用王水消解，原子荧光形态分析仪（北京吉天SA-20型）测定。土壤 Al形态采用郭天荣等（2013）的介绍的分级方法，即用KCl、NH4Ac、HCl、NaOH等4种浸提剂分别浸提Al，其中KCl浸提交换性Al3+；而NH4Ac浸提交换性Al3+、单聚体羟基铝离子；HCl浸提出交换性Al3+、单聚体羟基铝离子及胶体Al(OH)30；NaOH能浸取的活性铝包括所有能形成羟基铝化合物的无机铝及腐殖酸铝。土壤样品做3个平行样，取平均值作为样品重金属元素的最终测定值。测定过程中加入国家标准土壤参比物质（GSS-7）进行质量控制，从而保证数据的有效性和分析方法的准确性，所有元素测试结果的标准偏差（RSD）均在15%以内。分析时使用的化学试剂均为优级纯，所用玻璃器皿均在配置的10%硝酸溶液中浸泡24 h以上。

运用Microsoft Office 2016软件对数据进行处理，SPSS 26软件进行相关性分析和主成分分析，Origin 2018和ArcGIS 10.7进行作图。

1.3 污染评价方法

1.3.1 污染负荷法

以广西土壤环境背景值为参比（徐莉等，2016），采用Tomlinson提出的污染负荷（PLI）法对土壤重金属进行污染评价。该方法是所有重金属污染因子的几何平均值，可用于区域土壤重金属污染综合性评价，它可以直观反映各个重金属对污染的贡献程度，以及重金属在时间、空间的变化趋势（李一蒙等，2015；孙钦帮等，2017；张云芸等，2019）。其计算公式为：

式中：

Fi——重金属i的污染指数；

ci——重金属i的质量分数；

cn——重金属i的评价标准。

IPL——重金属污染负荷指数；

n——参加评估的重金属元素个数。重金属的污染负荷分级标准见表1。

表1 污染负荷指数分级标准Table 1 Classification standard of pollution load index

1.3.2 潜在生态风险指数法

以农用地土壤污染风险筛选值（GB 15618—2018，6.5＜pH＜7.5）参比值（陈同斌等，2020），采用Hakanson（1980）从沉积学角度建立起来的潜在生态危害法对铝土矿复垦地进行评价。该方法不仅考虑土壤重金属含量，而且将重金属的生态效应、环境效应及毒理学联系在一起，采用具有可比性、等价属性指数分级法进行评价（陈秀端等，2012；周亚龙等，2021）。综合潜在生态风险指数IRj涉及重金属单项潜在生态风险指数、重金属毒性响应系数以及重金属污染指数，其计算公式如下所示：

式中：

IRj——j样点多种重金属综合潜在生态风险指数；

——j样点重金属i单项潜在生态风险指数；

——j样点重金属i的污染指数；

——j样点土壤重金属i的实测质量分数；

——土壤重金属i的参比值；

——重金属i的毒性响应系数，它反映了某种物质的毒性水平和生物对它污染的敏感程度，分别为Hg=40；Cr=2；As=10；Cd=30；Pb=5。和RIj值对应的污染程度及潜在生态风险分级标准见表2。

表2 潜在生态风险指数和分级标准Table 2 Ecological risk index and classification of risk intensity

1.3.3 健康风险评价

健康风险评价以风险度作为指标，把环境污染与人体健康联系起来，定量描述污染物对人体产生健康危害的风险。不同类型污染物通过土壤摄食途径进入人体后所引起的健康风险分为致癌风险和非致癌风险（蔡刚刚等，2014）。计算公式如下：

非致癌风险：

致癌风险：

式中：

R——非致癌风险；

Icd——日均摄入量，mg·kg-1；

Drf——化学污染物在某种暴露途径下的参考剂量，mg·(kg·d)-1；

Rc——致癌风险；

Fs——斜率因子，(kg·d)·mg-1。

5种重金属元素（Cd、As、Pb、Hg、Cr）中，只有Cd和As具有较强的致癌能力，故只对这两种元素进行致癌风险评价。各金属健康风险评价风险参考剂量及斜率系数如表3所示。

表3 各金属健康风险评价风险参考剂量及斜率系数Table 3 Reference dose and slope factor value for each heavy metal element in soil

土壤摄食暴露途径的重金属日慢性摄取剂的计算公式为：

式中：

Cs——土壤表层污染物浓度，mg·kg-1；

Ri——土壤摄取速率，mg·d-1；

Fc——转换系数，10-6kg·mg-1；

Fi——摄取分数（为确保研究区人群健康，取FI=10），%；

Fe——暴露频率，d·a-1；

De——暴露持续时间，a；

mb——体质量，kg；

ta——平均接触时间，d。

本次评价的参数主要由美国EPA《暴露因子手册》查得，并结合研究区实际情况，确定了该区居民的暴露评价参数，见表4。

表4 健康风险评价暴露参数Table 4 Exposure parameter values of health risk assessment

2 结果与分析

2.1 土壤养分单项指标评价

参照土壤养分含量分级标准（田绪庆等，2015；周伟等，2018），平果铝矿复垦地土壤养分单项指标统计结果见表5。复垦区土壤pH、全钾差异不显著。pH在6.5—7之间，属于中性土壤，适合大多数作物的生长；全钾含量极低，处于极缺乏水平。不同复垦区有机质、全氮、全磷存在显著差异。A区土壤有机质质量分数大于20 g·kg-1，处于中上水平；全氮，全磷含量丰富；B区有机质呈现4级较缺乏水平，全氮、全磷含量很高；C区有机质含量处于中下水平，全氮含量呈现5级低水平，全磷含量丰富。与C区肥力情况相比，A区和B区养分有不同程度的提高。

表5 土壤养分含量特征Table 5 Characteristics of soil nutrients

2.2 土壤金属特征

2.2.1 土壤重金属含量

不同复垦区土壤重金属质量分数统计结果如表6所示。A区复垦地土壤Hg，As、Pb、Cr和Cd质量分数均值均超过了广西土壤背景值，且分别是背景值的10.16、6.00、1.95、2.18、10.37倍。Cd、As含量均值高于农用地土壤污染风险筛选值，是筛选值的9.3、4.1倍，Pb、Cr和Hg含量均值低于筛选值，Cr部分样品超标。从变异系数来看，Cd的变异系数为0.42，属于高变异，来源复杂，受人为活动干扰较大；Hg、As、Pb、Cr的变异系数小于0.3，均属于中等变异，说明分布较集中，空间分异性相对于Cd而言不显著。

表6 不同复垦区土壤重金属质量分数统计Table 6 Statistics of heavy metal quality score in different reclamation areas soil

B区复垦地土壤5种重金属质量分数均值高于广西土壤背景值，是背景值的 5.92、5.69、1.92、1.96、7.41倍。Cd、As质量分数是筛选值的6.67、3.89倍，Pb、Cr和Hg均值低于筛选值，Cr部分样品超标。Cd、Pb的变异系数为Cd＞Pb＞0.3，表现为强变异性，来源复杂，受人为活动干扰较大；Hg、As、Cr属于中等变异。

C区复垦地土壤5种重金属质量分数是背景值的9.34、2.43、1.78、1.85、16.03倍。Cd、As含量均值超过农用地土壤污染风险筛选值，是筛选值16.03、2.42倍。Pb、Cr和Hg质量分数均值低于筛选值，Cr部分样品超标。Hg、Cd的变异系数分别为 0.50、0.59，说明其空间分布不均匀，存在点源污染，人为影响较为严重；As、Pb、Cr的变异系数小于0.3，均属于中等变异。

以上结果表明铝矿复垦区Cd，As污染严重，Pb、Cr和Hg存在不同程度的积累。人为活动导致不同复垦区重金属存在中等或高度变异。

2.2.2 土壤Al含量及其形态分析

不同植物对 Al的敏感程度不一，铝敏感植物即使在低浓度下也会产生毒害作用，例如，玉米、燕麦、黄瓜等植物在铝质土壤中难以生长（孔繁翔等，2000）。由表7可知，平果铝矿复垦区铝全量远高于广西土壤背景值 Al含量（6.53%），处于4.31%—15.63%之间，其质量分数均值分别是背景值的1.51、1.65、1.36倍。

表7 不同复垦区土壤Al总量及活性铝形态含量表Table 7 Total amount and speciation content of soil Al in different reclamation areas

在自然环境中，铝的迁移转化、生物可利用性及毒性不完全取决于总量，与其化学形态也有一定的关系。活性铝是较易被植物吸收的铝形态，包含交换态Al、单聚体羟基Al、酸溶无机Al和腐殖酸Al。交换态 Al是指土壤胶体表面以静电引力吸附而被中性盐提取的铝，主要以Al3+离子形式存在于土壤中，活动性很大，易被植物直接吸收。单聚体羟基 Al是有机阴离子与溶液中铝形成稳定的有机铝配合物，易迁移，对作物无害。酸溶无机Al是土壤中氢氧化铝的沉积物，主要以Al(OH)30的形态存在，稳定性较强，其含量主要与土壤母质或土壤类型有关。交换态Al和单聚体羟基A1的生物有效性较高，称为活性Al，它们较易被植物吸收或发生迁移，而酸溶无机Al和腐殖酸Al对植物的危害相对较小，是潜在的A1库（郭天荣等，2013）。平果铝土矿复垦区土壤溶出 Al主要以毒性较小的酸溶无机铝和腐殖酸铝存在。各形态铝含量分布为腐殖酸铝＞酸溶无机铝＞单聚体羟基铝＞交换态铝。复垦区可提取态铝总量含量大小为B＞C＞A，毒性较大的交换态铝是可提取态铝总量的0.04%、0.19%、0.03%。不同植物耐铝能力相差很大，当土壤有效铝浓度超过临界值时，植物表现出铝毒症状，其铝毒临界值为 10—40 mg·kg-1（Macleod，1992）。可以得出，铝矿复垦区土壤相对于部分植物而言，已呈现铝毒症状。

2.2.3 土壤金属空间分布

采用 ArcGIS进行反距离加权插值分析法来绘制平果铝矿不同复垦区土壤金属空间分布图，结果见图1—3。A区污染物空间分布情况如图1所示：Hg、Cr、As、Al分布基本一致，于正南方位处于较高浓度，原因可能是位于坡下，经雨水冲淋使得重金属堆积；Pb含量在分布变化上较为平稳，基本均处于土壤环境筛选标准值120 mg·kg-1以下；Cd呈现块状分布，中部地区含量超标，是筛选值的10倍以上。由图2可知，B区Hg整体上处于0.7—1.2 mg·kg-1之间；As呈现从西北和东南方向往中间递减；Cd和Pb呈斑点状分布，中间浓度较高；Cr基本均处于土壤环境筛选标准值200 mg·kg-1以下；Al含量分布较为复杂，中部地带含量较高。由图3可知，C区As、Cr、Al存在一致的空间分布，Pb含量在分布变化上较为平稳，基本均处于土壤环境筛选标准值120 mg·kg-1以下；Cd含量大于筛选值的10倍（3 mg·kg-1）以上，中部地区高于筛选值的20倍以上。

图1 A区土壤金属空间分布Fig. 1 Spatial distribution of soil metals in area a

图2 B区土壤金属空间分布Fig. 2 Spatial distribution of soil metals in area b

图3 C区金属空间分布Fig. 3 Spatial distribution of soil metals in area c

2.2.4 土壤重金属来源及污染源分析

采用Pearson相关系数矩阵进一步探究平果铝矿金属间的相关性。相关性好的金属间可能存在某种同源关系或相似的迁移途径（徐慧秋，2016；徐玉霞等，2018）。由表 8可知，Al-Pb、Al-Cr、Pb-Hg、Pb-Cr都达到了极显著正相关（P＜0.01），Al-As在0.05水平上显著相关，表明这些金属具有部分相似的来源。As-Cd存在极显著负相关（P＜0.01），表明As和Cd的来源不同或两类间相互抑制。其他元素之间相关性并不显著。

表8 土壤金属元素之间的相关系数Table 8 Correlation analysis between metals in soil

土壤重金属包括自然因素及人为因素，采用主成分分析来判定平果铝矿金属来源。主成分分析是一种能够通过简化数据（即用较少的综合指标代替原来具有一定相关性的较多的指标）来反映原来多变量的大部分信息（赵曦等，2015）。以土壤金属为变量，按照特征根大于1为主成分原则，研究区6种金属共提取了3个主成分（表9）。主成分累积方差贡献率为77.65%，可以反映原始数据的大部分信息。

表9 铝矿区土壤金属主成分分析Table 9 Principle component analysis of soil metal in Aluminum Mining Area

主成分1（PC1）贡献率为36.07%，在3类主成分中所占比例最大，表明PC1显著影响研究区重金属分布。PC1的主要成分载荷包括As、Pb、Cr和Al，相应的因子载荷值为0.52、0.77、0.66和0.84。由于Al与As、Pb、Cr存在显著正相关关系，说明存在同源性。Al是矿区复垦土壤主要元素，受矿点影响，变异程度较大，As、Pb、Cr受外界干扰较小，由此可认为PC1主要来源于成土母质。第二主成分（PC2）的贡献率为23.61%，主要载荷为Cd。主成分3（PC3）的贡献率为17.97%，Hg在该成分上具有较高的载荷，为0.94，说明Hg、Cd表现出与其他重金属元素不同的地球化学行为特征，反映了Hg、Cd与其他金属元素来源存在较大区别，其重金属来源还需要进一步研究（张起源等，2020）。

2.3 土壤重金属评价

2.3.1 污染负荷危害评价

以广西背景值为参比，根据污染负荷危害指数划分标准，对平果铝矿复垦地土壤进行评价，结果见表 10。复垦区土壤 Cd、As、Hg单项污染指数（CF）污染指数 Cd＞As＞Hg＞3，达到了重度污染水平；Pb属于中度污染；B区和C区Cr属于轻度污染水平，A区Cr达到了中度污染水平。从综合负荷指数PLI值来看，A区＞C区＞B区＞3，所有复垦区土壤污染等级都达到了重度污染。

表10 铝矿区重金属污染负荷指数和潜在生态风险指数评价指数Table 10 Evaluation index of heavy metal pollution load index and potential ecological risk index in aluminum mining area

2.3.2 潜在生态风险指数评价

由表 10可知，以农用地土壤污染风险筛选值（GB 15618—2018）为参比，复垦地单项潜在生态风险指数均值表现为：Cd＞As＞Hg＞Pb＞Cr，A 区和 B区Cd的生态危害系数处于很强生态危害水平，而C区的Cd污染指数等级达到了极强风险；As、Hg、Pb和Cr基本均处于轻微风险。不同复垦区综合潜在危害指数表现为：C区＞A区＞B区。C区和A区的综合风险都达到了较强风险，B区复垦地为中等风险。Cd对不同复垦区重金属 RI的贡献率高达90%以上。

2.3.3 健康风险评价

根据美国环境保护署（USEPA）推荐的健康风险评价方法，对研究区域农田土壤中的重金属通过摄食途径所导致存在健康风险的平均个人年风险见表11和表12。

表 11是土壤重金属对成人的健康危害的风险评价数据，在非致癌重金属元素分析中，非致癌金属元素对成人的健康危害风险均小于ICRP推荐的最大可接受水平5.0×10-5a-1，可知Hg、Pb、Cr对成人健康的危害较小，可以忽略不计。各非致癌重金属元素对成人健康危害的风险大小为 Cr＞Pb＞Hg，研究区域重金属对成人健康危害风险大小为：A＞B＞C。通过致癌重金属元素对成人健康危害的风险分析可以看出，A、B区的健康危害风险均高于USEPA推荐的最大可接受水平 1.0×10-4a-1，可见A、B复垦土壤已经存在显著的健康风险；C区高于ICRP推荐的最大可接受水平，因此C区对成人的健康危害风险较小，基本处于可接受水平。各调查区重金属对成人的致癌风险大小为：A＞B＞C。两种致癌元素对成人的健康危害风险 As＞Cd，As的健康危害风险是Cd的3.73—14.29倍。

表11 铝矿区土壤重金属对成人健康危害的平均年风险Table 11 Average annual risk values of heavy metals for adults in aluminum mining area (a-1)

表 12是土壤重金属对儿童的健康危害的风险评价数据，在非致癌重金属元素分析中，非致癌金属元素对成人的健康危害风险均小于ICRP推荐的最大可接受水平5.0×10-5a-1，可知Hg、Pb、Cr对成人健康的危害较小，可以忽略不计。各非致癌重金属元素对成人健康危害的风险大小为 Cr＞Pb＞Hg，研究区域重金属对儿童健康危害风险大小为：A＞B＞C。通过致癌重金属元素对儿童健康危害的风险分析可以看出，A、B、C区的健康危害风险均高于USEPA推荐的最大可接受水平1.0×10-4a-1，可见A、B、C复垦土壤已经存在显著的健康风险。各调查区重金属对儿童的致癌风险大小为：A＞B＞C。两种致癌元素对成人的健康危害风险As＞Cd，As的健康危害风险是Cd的3.72—14.31倍。

表12 铝矿区土壤重金属对儿童健康危害的平均年风险Table 12 Average annual risk values of heavy metals for children in aluminum mining area (a-1)

综合以上可知，复垦区土壤对成人、儿童健康危害风险最大的致癌重金属元素为As，Cd也存在一定的健康风险。

3 讨论

3.1 铝土矿复垦土壤肥力因子特征

本研究中，复垦区土壤肥力不高，随着复垦年限的增加，土壤pH含量变化不明显，土壤SOM含量增加，TN、TP先增加后减少，TK含量降低。这可能是由于复垦前期，在外界作用的情况下，施肥较多，导致其N、P浓度增加；K含量逐渐减少原因可能是复垦区域植物对 K的吸收及钾肥施用量较小导致的。张乃明等（2003）研究发现：随着铝矿复垦年限的增加，复垦土壤SOM、N均呈逐年增加趋势，土壤中TP、TK、pH变化不明显。薛燕琴等（2013）研究发现铝矿复垦后土壤有机质、全氮、速效磷含量均呈递增趋势，速效钾含量逐渐降低。本研究部分结论与其相似。说明经过复垦处理后土壤在长期的自然、人为及耕作措施等因素的影响下，土壤再次开始熟化，适于耕作。追肥、灌水等农事操作使得土壤肥力逐渐恢复，进而改善土壤有机质，逐渐趋于利于作物生长的方向。

3.2 铝土矿复垦土壤金属元素污染因子特征

铝是地壳中含量最丰富的金属元素，约占地壳组成的8%，是土壤中大量存在的一种元素。土壤中的铝是一种惰性元素，在风化过程中铝在土壤中相对富集（魏世清等，2007）。一般情况下铝元素对植物没有毒害作用，甚至会促进植物的生长，但是当土壤铝含量达到一定阈值时就会毒害植物（仝雅娜等，2008）。不同的植物，铝表现毒性的浓度不同，即不同植物对铝的耐受程度不同。马尾松在 50—100 mg·kg-1存在抑制作用（刘厚田等，1992），杉木的毒害阈值 Al3+≥1.39 mmol·L-1（土壤溶液中），柳杉阈值在 1.5—2.0 mmol·L-1之间（蒋时姣等，2015）马尾松阈值为4.0 mg·L-1（罗承德等，2000）小麦、玉米、油菜、大豆和花生交换铝含量大于5 cmol·kg-1就会表现出毒害作用（秦瑞君等，1999）。荞麦和金荞麦根际土壤铝毒害的阈值为活性铝溶出量0.106—0.143 mg·kg-1和 0.046—0.057 mg·kg-1之间（陈微微等，2007）。本研究中，铝土矿采空复垦区土壤Al质量分数是广西背景值的1.35倍以上，活性Al含量最小为4722.65 mg·kg-1，对于植物产生较大影响的交换态Al最小也达到了1.77 mg·kg-1，说明活性 Al的溶出量已可以使部分植物产生铝毒症状。

复垦土壤中Cd、As是农用地筛选值的6.67—16.03倍和2.42—4.10倍，其余元素均值均未超标。Hg、Cd、Cr、Pb、As质量分数均值均超过了广西土壤背景值，存在一定程度的重金属积累；各重金属元素含量超过背景值的程度为：Cd＞Hg＞As＞Cr＞Pb，其中Cd、Hg、As的超标程度明显高于其他元素，Cd污染范围最广。平果铝矿金属空间分布及相关分析表明，Al污染与As、Cr、Pb相关性较强，主成分分析来看，As、Cr、Pb、Al来源基本一致，说明其主要受到母土土质影响，在成矿过程中，重金属存在伴生关系，铝矿开采导致土壤中重金属的输入（王志杰等，2019）。Cd在PC2上具有较高的正载荷。有研究表明工矿企业生产中使用的原料、添加物、废物和大型货运车辆产生的尾气，以及肥料中都含有一定的Cd，导致Cd富集程度较高（钟雪梅等，2017；易文利等，2018）。王雄（2019）、聂兴山（2017；2018）研究孝义铝土矿复垦土壤，发现Cd是主要超标的重金属元素，且处于高风险水平，其污染源来自复垦所用的离石黄土。而广西铝土矿采用剥离-采矿-复垦一体化技术，且由于广西铝土矿呈鸡窝状分布，运输过程会经过复垦区，产生的矿粒粉尘极易对复垦区土壤造成重金属污染（王浩等，2020），且由于复垦土壤肥力较差，通常会施用较多肥料对复垦土壤进行改良。综上，平果铝矿Cd污染较重的原因极有可能是矿区大型货运运输、肥料施用或是复垦用土复合作用的结果。PC3的主要正载荷是Hg，Hg进入土壤的途径可分为大气沉降、污水灌溉和农业活动这几种主要途径，且95%以上可以迅速被土壤吸收或固定（王锐等，2021）。Hg在PC2中正载荷为0.207，说明Hg与农业活动也有一定的关系。此外，复垦土壤与矿区废弃物之间的物质转移也会导致土壤重金属含量差异。而土壤中过量的重金属累积，不仅可以在植物体内残留，对植物生长发育产生严重危害，而且当人类长期食用含重金属超标的食物时，会产生各种各样的疾病。因此，在矿区复垦时，选择复垦用土及控制其土壤质量是复垦的关键。平果铝土矿复垦土地要进行安全利用及农业生产，必须经过不断改良，提高复垦土壤的适耕性。

3.3 铝土矿复垦土壤风险评估

土壤重金属是影响矿区土壤质量的重要因素。为了探究矿区土壤是否可以达到安全利用及农业生产的水平，需对其进行重金属风险评估。聂兴山（2017，2018）研究孝义铝矿复垦区土壤重金属Cd达到了5级重污染程度，属于严重污染水平。王雄（2019）研究表明孝义铝矿复垦土地耕作层综合潜在生态风险指数在属于中等程度潜在生态风险，而且主要污染因子是Cd，次要污染因子是Pb。平果铝矿复垦区污染负荷危害指数表明：复垦区土壤主要污染元素Cd、As、Hg处于重度污染水平，且复垦区土壤污染等级达到了重度污染。潜在生态风险指数显示C区＞A区＞B区，说明与新复垦的土壤相比，早期复垦土壤的重金属污染有一定程度的减小。Cd对不同复垦区重金属RI的贡献率高达90%以上，是铝矿复垦区土壤最主要的生态风险因子，受人为活动影响较大。健康风险表明复垦土壤中对成人、儿童健康危害风险最大的致癌重金属元素为As，而Cd也存在一定的健康风险。非致癌重金属元素对成人和儿童的健康危害风险较小。多数农田土壤质量研究发现，区域重金属污染程度和潜在风险均由Cd引起，土壤Cd的污染治理急需得到政府与人们的重视（谢萍娟等，2014；王陆军等，2015）。

4 结论

广西壮族自治区平果县铝土矿部分采空区通过复垦重新用于耕种，但复垦土壤质量表现出较大的差异。不同时期复垦的土壤质量分析及风险评估结果表明养分含量及重金属污染可能是制约复垦土壤安全利用的关键制约因子。

（1）铝土矿采空区复垦土壤养分水平较低，与新复垦的土壤相比，早期复垦土壤的养分有一定程度的提高。

（2）铝土矿采空区复垦土壤中 Hg、Cd、Cr、Pb、As超过了广西土壤背景值，而Cd、As是农用地筛选值的6.67—16.03倍和2.42—4.10倍，Cd污染严重，其次是As。复垦土壤高Al也是影响作物生长的因子之一。相关性和主成分分析结果表明该露天铝土矿采空区不同时期复垦土壤中金属存在高度的空间变异。

（3）铝土矿复垦土壤重金属污染评价结果表明所有的复垦土壤均属于重度污染。潜在生态风险评价指出B区属于中等环境风险，而A区和C区仍处于较强生态风险。Cd是铝矿复垦区土壤最主要的生态风险因子，其受人为活动影响较大。健康风险表明复垦土壤中对成人、儿童健康危害风险最大的致癌重金属元素为As，而Cd也存在一定的健康风险。因此，该调查区域的铝土矿复垦土地要进行安全利用及农业生产，必须经过不断改良，提高复垦土壤的适耕性。