煤矸石堆積區土壤重金屬形態組成與生物有效性的空間變化特征-以峰峰礦區為例

孫濤，宋世杰，常 青，王晨晨，張艷杰，彭芮思，王 藝

(1.西安科技大學 地質與環境學院，陜西 西安 710054；2.陜西省煤炭綠色開發地質保障重點實驗室，陜西西安 710054；3.中煤科工西安研究院(集團)有限公司，陜西 西安 710077；4.河北省科學院地理科學研究所，河北 石家莊 050000；5.河北省地理信息開發應用工程技術研究中心，河北 石家莊 050000)

煤炭生產與消費產生的碳排放占我國碳排放總量的70%～80%[1-2]，因此，在碳達峰碳中和的國家戰略目標下[3-4]，煤炭資源智能綠色開發與清潔低碳利用成為我國煤炭工業實現可持續發展的必由之路[5-7]。然而，煤炭資源長期、大規模的開采造成了煤礦區生態環境的嚴重損害。特別是我國東部煤礦區，早期開采工藝落后、環保意識淡薄等因素導致的大量生態環境損害問題影響深遠、亟待解決，其中煤矸石的地表排放與堆存最為典型[8-10]。煤矸石作為煤炭開采業最主要的固體廢棄物，數量龐大、大量壓占土地資源，且在堆存過程中容易發生自燃、揚塵等現象，造成周圍環境污染[11]。尤其是煤矸石中含有As、Pb、Hg、Cd、Cu、Cr等多種重金屬元素，在自然風化、淋濾等作用下，造成周邊土壤發生重金屬污染，進一步加劇東部地區土地資源的稀缺性，激化人地矛盾。更為重要的是，由于土壤重金屬污染具有隱蔽性、累積性等特點，容易通過食物鏈最終威脅到人體健康[12]。

因此，煤矸石堆積區土壤重金屬污染特征及規律逐漸成為研究熱點。目前，國內外學者已經開展了針對性研究，并取得了一批有價值的成果。叢鑫等[13]發現在遼寧海州礦區煤矸石山周邊的土壤Ni、Cu 污染嚴重，且污染程度隨空間距離的增加而降低；Li Chang等[14]研究論證了安徽淮北礦區煤矸石山中含有的Cd、Cr、Hg、Mn 等重金屬可以通過風化、浸出等作用向周圍土壤遷移釋放，并造成較為嚴重的土壤重金屬污染；陳昌東等[15]揭示了河南平煤九礦矸石山周邊土壤中重金屬Cd、Cr、Pb、Cu 污染最為嚴重，內梅羅綜合污染指數為47.94，達到重度污染級別；張明亮等[16]以豫北煤礦煤矸石山為研究對象，闡明了煤矸石山周邊土壤重金屬Cu、Zn、Pb、Cr 和Cd 含量隨距離增加而減少的空間變化規律，并發現距矸石山5～10 m 處的土壤潛在生態風險指數可達164.34～272.34，風險等級為中等。煤矸石中重金屬元素對周圍土壤環境的威脅程度不僅與重金屬元素的種類、總量有直接關系，也與元素形態密切相關。王興明等[17]研究發現淮南煤礦矸石山周邊土壤中重金屬Zn、Pb、Cd、Cu 的交換態和潛在可利用態的質量分數大，生物有效性高，對土壤質量及農作物品質造成較大威脅；李東艷等[18]開展了河南馬村礦煤矸石周邊土壤中重金屬形態特征及生態風險研究，結果表明，土壤中Cd 的可交換態質量分數最高，具有較高的生物有效性和生態風險。但目前對于煤矸石堆積區土壤中重金屬形態組成特征及生物有效性空間變化規律的認識因地而異，還需進一步研究。

鑒于此，筆者以河北峰峰礦區典型煤矸石堆積區土壤為研究對象，通過野外采樣與室內實驗，測定煤矸石山周圍(300 m 以內、40 cm 以淺)土壤中Cu、Cr、As、Pb 這4 種重金屬的形態組成特征；計算其生物有效性；細致剖析各種重金屬在土壤中的形態組成特征及生物有效性的空間變化規律，以期在豐富和擴展相關研究的同時，為峰峰礦區精準治理煤矸石堆積區土壤重金屬污染提供科學依據。

1 研究區概況

峰峰礦區隸屬河北省邯鄲市，地理坐標為36°20'-36°34'N，114°3'-114°16'E。區內氣候類型為暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，年平均氣溫14.1℃，年平均降水量627 mm，冬、春季節主導風向為西北風，夏、秋季節無主導風向。峰峰礦區位于平原與丘陵過渡連接地帶，地形以傾斜平原為主，地勢十分平緩。礦區內土壤類型以黃土輕壤質石灰性褐土為主，土地利用類型多為農田，玉米、小麥等農作物分布最為廣泛。由于開采歷史長、規模大，峰峰礦區煤矸石的地表排放與堆存問題非常突出。據統計，目前該礦區有煤矸石山20 座，總堆存量超過5 589.10 萬t，占地面積超過179.37 hm2，堆存時間長達23～72 a[19]。

2 材料與方法

2.1 樣品采集與預處理

以河北峰峰礦區某典型的在用煤矸石堆積區為采樣區，采樣區西側為城鄉居民區，人類活動活躍復雜，東、南、北側為地勢平坦的農耕區，區內無地表徑流。該目標煤矸石山設計資料及現場實際顯示，煤矸石堆積區底部設有防滲層，并在四周最外界設有“地下1 m、地上2 m”的漿砌石擋墻及配套排水溝，防止煤矸石山在自然降水作用下產生的淋濾液向地下及四周擴散遷移。因此，主導風向是煤矸石山向外釋放重金屬元素的主要潛在動力源。針對上述實際情況設計采樣方案(圖1)：(1) 以目標煤矸石山為中心，沿主導風向布設4 條采樣線，其中在上風向區域即西北方向(NW)布設1 條采樣線，在下風向區域即東南方向(SE)布設1 條采樣線，同時以東南方向采樣線為對稱軸向兩側成45°角加密布設2 條采樣線，即正東方向(E)和正南方向(S)。(2) 每條采樣線上在距煤矸石堆積體邊緣水平距離20、40、80、150、300 m 處設置5 個采樣斷面，在每個采樣斷面上沿采樣線法向方向布置間距0.5 m 的3 個采樣點(即平行樣)，每個采樣點用土鉆采集深度為0～40 cm 土壤。(3) 在上風向區域內距離目標煤矸石山500 m 且遠離道路、居民點等人工設施的荒地塊上隨機布設3 個采樣點，采集相應深度土壤作為對照組(CK 值)。(4) 將每個采樣點的土壤(約0.5 kg)，共計63 個樣品，分別裝入密封袋中，標記編號，帶回實驗室。(5)所有土壤樣品進行剔除雜質、自然風干、研磨過0.074 mm 篩等預處理，用于測定土壤理化性質、重金屬總量及形態組成。

2.2 測定方法

根據峰峰礦區目標煤矸石山周邊土壤中Cu、Cr、As、Pb、Hg、Mn、Cd、Ni、Zn 9 種重金屬元素總量普查結果，僅有Cu、Cr、As、Pb 4 種重金屬元素含量較高且明顯超過研究區背景值，其余重金屬元素含量則與研究區背景值無明顯差異。因此，將Cu、Cr、As、Pb 作為代表性的土壤重金屬元素進行形態檢測與組成特征分析。采用Tessier 連續提取法[20]，使用電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-OES Optima 8000)測定各重金屬元素的有效態(即可交換態與碳酸鹽結合態之和)、鐵(錳)氧化物結合態、有機結合態、殘渣態4 種形態的含量；土壤理化性質檢測儀器及結果見表1。由表1 可知，除了土壤pH 與總有機碳TOC 外，其余5 項指標在研究區內空間均質化明顯?？紤]到土壤pH 與TOC 是影響和控制土壤重金屬元素形態組成特征的關鍵因素，本文將重點分析和討論土壤pH、TOC對Cu、Cr、As、Pb 這4 種土壤重金屬形態組成及其空間變化特征的影響。

表1 煤矸石堆積區土壤理化性質Table 1 Soil physicochemical properties in coal gangue accumulation area

2.3 數據處理

采用SPSS21.0 對實驗數據進行顯著性分析和相關性分析，顯著性分析采用單因素方差分析法，顯著水平設為0.05；相關性分析采用Pearson 相關性系數法；重金屬生物有效性采用生物活性系數MF 表征[21]，如下式：

式中：F1為可交換態含量，mg/kg；F2為碳酸鹽結合態含量，mg/kg；F3為鐵(錳)氧化物結合態含量，mg/kg；F4為有機結合態含量，mg/kg；F5為殘渣態含量，mg/kg。

根據生態風險評價編碼法(RAC)[22]，可將MF 劃分為5 個等級，即：極低(MF＜1%)，低(1%≤MF≤10%)，中(10%＜MF≤30%)，高(30%＜MF≤50%)，極高(MF＞50%)。

3 結果與分析

重金屬元素在土壤中的形態組成特征及其生物有效性主要受元素自身種類及土壤關鍵理化性質影響與控制[23]，而重金屬元素之間的相互作用有限[24]。前人研究成果表明[25]：Cu、Cr、As、Pb 這4 種重金屬元素在土壤中的相互作用微弱，一般可忽略不計。鑒于此，本文重點從土壤環境特性的角度對土壤重金屬形態組成及生物有效性的空間變化特征加以分析。

3.1 土壤重金屬形態組成及空間變化特征

基于前述實驗方法，測定了目標煤矸石堆積區土壤中Cu、Cr、As、Pb 元素的可交換態、碳酸鹽結合態、鐵(錳)氧化物結合態、有機結合態、殘渣態5 種形態含量，分別計算了重金屬元素5 種形態的質量分數，5 種形態的質量分數依次用ω1、ω2、ω3、ω4、ω5表示；因為可交換態與碳酸鹽結合態為重金屬在土壤與生物之間遷移交換的有效形態，即有效態，故將ω1與ω2做合并分析，其質量分數為(ω1+ω2)；根據計算結果繪制了有效態、鐵(錳)氧化物結合態、有機結合態、殘渣態的空間變化特征圖(圖2)，以及有效態、鐵(錳)氧化物結合態+有機結合態、殘渣態這3 類形態的質量分數及與CK 的比較(表2)；同時計算了4 種重金屬元素的有效態質量分數與土壤pH、TOC 質量分數的相關系數，見表3。

表3 煤矸石堆積區土壤中4 種重金屬有效態質量分數與pH、TOC 的相關系數Table 3 Correlation coefficients between the effective mass fractions of four heavy metals in the soil of the gangue accumulation area with pH and TOC

圖2 煤矸石堆積區土壤中重金屬形態組成空間變化特征Fig.2 Spatial variation characteristics of heavy metal speciation and composition in soil in coal gangue accumulation area

3.1.1 形態組成特征

由表2、圖2 可知，在任意方向和水平距離下，煤矸石堆積區土壤中Cu、Cr、As、Pb 的形態組成均為殘渣態質量分數最大，依次為36.38%～56.91%、73.43%～86.94%、75.07%～87.25%、42.95%～55.32%；有效態質量分數最小，依次為2.94%～10.19%、2.40%～8.61%、1.28%～3.19%、1.10%～2.81%。土壤重金屬Cu、Cr 各形態的質量分數由大到小為：殘渣態、有機結合態、鐵(錳)氧化物結合態、有效態，土壤重金屬As、Pb 各形態的質量分數由大到小為：殘渣態、鐵(錳)氧化物結合態、有機結合態、有效態。

3.1.2 不同水平距離下的變化特征

由表2、圖2 可知，隨著與煤矸石山水平距離的增加，煤矸石山任意方向上土壤中Cu、Cr、As、Pb 這4 種重金屬的有效態質量分數均降低，殘渣態則相反；土壤中Cu、Cr、As 的鐵(錳)氧化物結合態和有機結合態的質量分數在各方向均隨距離增加呈現波動式下降；土壤中Pb 元素有機結合態的質量分數在E、SE、S 方向上隨著距煤矸石山水平距離的增加呈現下降趨勢，但在NW 方向上無顯著變化，土壤中鐵(錳)氧化物結合態Pb 的質量分數在各方向上隨距離的變化均不明顯。具體而言：

(1) 當水平距離為20 m 時，土壤重金屬Cu、Cr 的有效態質量分數在NW、E、SE、S 方向上相對于CK的增大率GR(Growth Rate)均超過100%，土壤重金屬As、Pb 的有效態質量分數在E、SE、S 方向上相對于CK 的GR 均超過70%，均達到顯著性差異(p＜0.05)；其中，水平距離20 m 處土壤重金屬Cu、Cr 的有效態質量分數在NW、E、SE、S 方向上均為水平距離300 m處的2 倍以上，水平距離20 m 處土壤重金屬As、Pb的有效態質量分數在E、SE、S 方向上均為水平距離300 m 的1.7 倍以上。

(2) 當水平距離為20 m 時，土壤中Cu、Cr、As、Pb 的鐵(錳)氧化物結合態與有機結合態平均質量分數之和相對于CK 的GR 均超過20%，依次是水平距離300 m 處的1.19、1.36、1.52、1.12 倍。其中，當水平距離為20 m 時，土壤中Cu、Cr、As、Pb 的鐵(錳)氧化物結合態的平均質量分數相對于CK 的GR 依次為123.49%、50.24%、55.22%、14.12%，依次是水平距離300 m 的1.85、1.53、1.54、1.07 倍；土壤中Cu、Cr、As、Pb 有機結合態的平均質量分數相對于CK 的GR 依次為1.96%、29.17%、86.03%、40.00%，依次是水平距離300 m 的1.00、1.21、1.49、1.29 倍。

(3) 當水平距離為20 m 時，土壤中Cu、Cr、As、Pb 殘渣態的平均質量分數依次相對于CK 減小了27.52%、10.32%、9.80%、16.94%，依次是水平距離300 m 的0.78、0.91、0.91、0.88 倍。

以上結果表明，研究區煤矸石的堆存具有提高周圍土壤中Cu、Cr、As、Pb 的有效態質量分數和降低其殘渣態質量分數的效應，且該效應與煤矸石山的距離成反比，當水平距離達到或接近300 m 時，該效應基本消失。

3.1.3 不同方向上的變化特征

由表2、圖2 可知，在任意水平距離下，不同方向上土壤重金屬Cu、Cr、As、Pb 4 種形態的質量分數均存在差異。具體而言：

(1) 在NW、E、SE、S 方向上，土壤重金屬Cu、Cr的有效態平均質量分數相對于CK 的GR 均超過40.0%，各方向由大到小均為：SE、E、S、NW；As 的有效態平均質量分數在E、SE、S 方向上相對于CK 的GR 均超過50%，但在NW 方向上增大不明顯，各方向由大到小均為：SE、S、E、NW；Pb 的有效態平均質量分數在NW、E、S 方向上相對于CK 的GR 均在26% 左右，無明顯差異，但在SE 方向上GR 達到85.9%。

(2) 在E、SE、S 方向上，土壤中Cu、Cr、As、Pb的鐵(錳)氧化物結合態與有機結合態平均質量分數之和相對于CK 的GR 均超過14%；在NW 方向上，Cu、As 的鐵(錳)氧化物結合態與有機結合態平均質量分數之和相對于CK 的GR 均超過10%，在各方向由大到小均為：SE、S、E、NW。

其中，在NW、E、SE、S 方向上，土壤中Cu 的鐵(錳)氧化物結合態的平均質量分數相對于CK 的GR 均超過45%，各方向由大到小為：E、SE、S、NW；土壤中Cr、As、Pb 的鐵(錳)氧化物結合態平均質量分數相對于CK 的GR 依次超過13%、19%、9%，在4 個方向上由大到小均為：SE、S、E、NW。在NW、E、SE、S 方向上，土壤重金屬Cu 的有機結合態平均質量分數相對于CK 的GR 均小于7%，各方向由大到小為：SE、S、NW、E；而土壤重金屬Cr、As、Pb 的有機結合態平均質量分數在各方向上相對于CK 的GR 相差較大，但在各方向由大到小均為：SE、E、S、NW；其中土壤重金屬Cr 的有機結合態平均質量分數在SE 方向上相對于CK 增大了72.30%，但在NW 方向上減小了1.81%；土壤重金屬As 的有機結合態平均質量分數在各方向上的GR 均超過30%，土壤重金屬Pb 的有機結合態平均質量分數在各方向的GR 均超過13%。

(3) 在NW、E、SE、S 方向上，土壤重金屬Cu、Cr、As、Pb 的殘渣態平均質量分數相對于CK 均減小，且在各方向由大到小均為：NW、S、E、SE。其中土壤重金屬Cu 的殘渣態平均質量分數相對于CK 的減小率均超過11%，土壤重金屬As 的殘渣態平均質量分數相對于CK 的減小率均小于10%；土壤重金屬Cr 的殘渣態平均質量分數在SE 方向上相對于CK 的減小率達到11.33%，而在NW、E、S 方向上減小率均小于7%；土壤重金屬Pb 的殘渣態平均質量分數在E、SE、S 方向上相對于CK 的減小率均超過11%，但在NW方向上減小僅7.78%。

以上結果表明，研究區煤矸石提高周圍土壤中Cu、Cr、As、Pb 的有效態質量分數和降低殘渣態質量分數的作用范圍主要集中在下風向區域，這與研究區的主導風向有著密切關系。

3.1.4 原因分析

露天堆存的煤矸石在風力侵蝕作用下容易發生破碎并產生大量細小顆粒，在風力搬運作用下四處飄散[26]。在區域主導風向的影響下，風化形成的煤矸石細小顆粒會向下風向區域大量遷移[27]。而研究區目標煤矸石山周圍均為農田，其淺層土壤的主要理化指標及其特異性是影響土壤重金屬形態組成(特別是有效態)空間變化特征的關鍵因素。

由表3 可知：

(1) 土壤中Cu、Cr、As、Pb 元素的有效態質量分數在NW、E、SE、S 方向上與土壤TOC 質量分數均呈顯著性正相關(p＜0.05)；其中Cu、Cr、As、Pb 在E、SE 方向上達到極顯著水平 (p＜0.01)，Cr、As、Pb 元素在NW 方向上達到極顯著水平(p＜0.01)，Cu、As 在S 方向上達到極顯著水平(p＜0.01)。究其原因，是因為目標煤矸石山周邊淺層土壤因多年頻繁的農業活動而含有豐富的有機質，特別是水溶性有機質含量較高[28]。淺層土壤中的水溶性有機質不僅可以通過自帶的羥基、芳香基、羧基等功能基團與附著在煤矸石細小顆粒上的重金屬Cu、Cr、As、Pb 元素發生絡合、螯合作用形成配位體進入土壤溶液，提升4 種土壤重金屬有效態的含量[29]，且抑制了重金屬元素的離子態與土壤中顆粒態有機質、鐵(錳)氧化物等結合向其他形態轉化[30]；4 種土壤重金屬有效態的質量分數與土壤TOC 質量分數在不同方向上的相關性顯著程度不同，可能是局部種植的作物種類、施肥種類、灌溉模式等不同，導致區域上土壤中有機質含量出現差異造成。

(2) 土壤重金屬Cu、Cr、As、Pb 的有效態質量分數在SE 方向上與土壤pH 均呈極顯著性負相關(p＜0.01)，而在E、S 方向上相關性均不顯著；其中土壤重金屬Cu、Cr、As 的有效態質量分數在NW 方向上與土壤pH 呈顯著性負相關(p＜0.05)，而土壤中Pb 元素在NW 方向上與土壤pH 相關性不顯著。究其原因，是土壤酸堿度支配著土壤中氧化還原、吸附解吸、沉淀溶解等化學反應過程[31]，隨著土壤pH 值的下降，土壤中H+含量增加，置換出進入土壤中的煤矸石顆粒上附著的Cu、Cr、As、Pb，增加4 種土壤重金屬的可交換態含量，從而提升了土壤中重金屬元素的有效態質量分數[32]，該作用與凌云等[33]研究結果一致。但土壤有效態As 質量分數與土壤pH 的負相關性，與部分學者結果一致(如陳同斌等[34])，與部分學者結果相反(如鄭景華等[35])，可能是施肥對土壤pH 值的緩沖強度或灌溉強度差異造成。其次，4 種土壤重金屬有效態的質量分數與土壤pH 值的負相關性在局部區域不顯著，可能是不同區域因種植作物不同，而種植模式、土壤翻耕頻次、施肥種類和施肥量有差異造成[36]。

(3)土壤中Na+、Ca2+等陽離子對煤矸石顆粒表面的重金屬Cu、Cr、As、Pb 元素的置換，也可能是提高淺層4 種土壤重金屬有效態的質量分數的原因[37-38]。

3.2 土壤重金屬生物有效性的空間變化特征

結合研究區土壤Cu、Cr、As、Pb 4 種重金屬元素生物活性系數(MF)的計算結果與生態風險評價編碼法分級，繪制煤矸石堆積區土壤中重金屬生物有效性的空間變化特征，如圖3 所示。

圖3 煤矸石堆積區土壤重金屬MF 空間變化特征Fig.3 Spatial variation characteristics of soil heavy metal MF in coal gangue accumulation area

3.2.1 風險水平

由圖3 可知，在研究區范圍內，土壤重金屬Cu、Cr、As、Pb 的MF 均為低風險水平；僅在SE 方向且水平距離為20 m 處，重金屬Cu 的MF 達到中等風險水平。由此可以看出，研究區土壤4 種典型重金屬元素的生物有效性較低，可以滿足土地安全利用的要求。

3.2.2 空間變化特征類型

由圖3 可知，土壤重金屬Cu、Cr、As、Pb 生物有效性的空間變化特征在表現出“下風向區域大于上風向區域，水平距離近處大于水平距離遠處”等共性的同時，也呈現鮮明的個性。由此可將前述4 種土壤重金屬生物有效性的空間變化特征劃分為2 類。第Ⅰ類的空間變化基本特征為：MF 值一般大于3%，且在方向和水平距離2 個維度上呈現明顯的空間異質性，如Cu、Cr；第Ⅱ類的空間變化基本特征為：MF 值一般小于3%，且在方向和水平距離2 個維度上呈現明顯的空間同質性，如As、Pb。

3.2.3 精準防控與安全利用策略

由圖3 可知，當水平距離分別為20、40、80、150、300 m 時，土壤重金屬Cu 在各方向上的MF 平均值依次為中等風險水平閾值的86.35%、69.78%、63.68%、47.93%、32.23%，可見在距煤矸石山80 m 范圍內，土壤重金屬Cu 的MF 值超過中等風險閾值的60%；土壤重金屬Cr 在各方向上的MF 平均值依次是中等風險水平閾值的70.78%、63.38%、48.48%、35.38%、31.43%，可見在距煤矸石山40 m 范圍內，土壤重金屬Cr 的MF 超過中等風險閾值的60%；土壤重金屬As、Pb 在各方向上的MF 平均值則維持在低風險水平。

鑒于目標煤矸石山繼續長期使用的狀態和重金屬在土壤中的累積特性，土壤重金屬Cu、Cr、As、Pb 的生態風險應予以重視，并采取不同的土壤污染精準防控及安全利用策略。具體而言，第一，對在用的煤矸石山進行及時的局部苫蓋、覆土、綠化，從源頭上最大限度地減少煤矸石細小顆粒向周圍土壤的風力遷移擴散；第二，針對土壤重金屬Cu 和Cr 的生物有效性已接近中等風險水平且具有明顯的空間異質性等特征，采取“防治并重”的技術策略，在以煤矸石山為中心、方圓300 m 特別是下風向區域150 m 范圍內，在強化重金屬Cu、Cr 總量及有效態含量的長期高頻原位監測的同時，通過土壤翻耕與改良[39]、科學施肥[40]、合理灌溉[27]、農作物優選[41]等措施降低土壤重金屬Cu、Cr的生物有效性，減少其向農作物遷移；第三，針對土壤重金屬As 和Pb 的生物有效性較低且具有明顯的空間同質性等特征，采取“監控為主”的技術策略，在以煤矸石山為中心、方圓300 m 范圍內，開展重金屬As、Pb 總量及有效態含量的長期低頻原位監測，并根據監測結果及變化趨勢制定與實施針對性防控措施。

4 結論

a.煤矸石的堆存具有提高周圍土壤中Cu、Cr、As、Pb 有效態質量分數和降低殘渣態質量分數的效應，Cu、Cr 有效態含量的空間變化特征受主導風向和土壤有機質的雙重影響，而As、Pb 有效態含量的空間變化特征主要受控于土壤有機質。

b.基于土壤重金屬生物有效性的空間變化特征與差異，將Cu、Cr、As、Pb 4 種土壤重金屬劃分為2 類。Cu、Cr 為第Ⅰ類，As、Pb 為第Ⅱ類；當距煤矸石山水平距離分別小于80、40 m 時，土壤重金屬Cu、Cr 的MF 平均值超過中等風險水平閾值的60%，應予以重視。

c.煤矸石堆積區土壤重金屬污染精準防控及安全利用策略應從源頭控制、防治并重、監控為主等進行考慮，不同重金屬、不同距離采用針對性措施。

d.重金屬元素在土壤中的環境行為和遷移轉化過程是導致不同種類土壤重金屬在煤矸石山周邊淺層土壤中呈現不同形態組成和生物有效性空間變化特征的根本，其主控因素和內在機理需要進一步深化研究。此外，以安全利用煤矸石山周邊具有潛在重金屬污染風險的農田為目標的植物修復與農作物優選技術方法也值得深入研究。