能源型工業(yè)園區(qū)土壤重金屬污染分布特征及污染源研究

曹莉華， 張?zhí)焓妫?付 佳， 王海芳

(1. 中北大學(xué) 化工與環(huán)境學(xué)院， 山西 太原 030051； 2. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院， 江蘇 南京 210095；3. 合肥工業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境工程學(xué)院， 安徽 合肥 230009)

能源型工業(yè)園區(qū)土壤重金屬污染分布特征及污染源研究

曹莉華1， 張?zhí)焓?， 付 佳3， 王海芳1

(1. 中北大學(xué) 化工與環(huán)境學(xué)院， 山西 太原 030051； 2. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院， 江蘇 南京 210095；3. 合肥工業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境工程學(xué)院， 安徽 合肥 230009)

以山西省朔州市某能源型工業(yè)園區(qū)重金屬污染土壤為研究對(duì)象， 采集表層和亞表層土壤樣品， 分析了重金屬Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr的含量， 采用GIS技術(shù)研究了各重金屬元素的空間分布特征. 利用Hankson潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法對(duì)表層土壤重金屬進(jìn)行了風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估. 結(jié)果表明： 園區(qū)表層土壤的Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr含量的均值都超過了山西省土壤背景值， 但均未超過土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)， 其中Cd和Hg污染較為嚴(yán)重； Cd有21.43%的樣點(diǎn)處于中等生態(tài)危害， Hg有66.07%和17.86%的樣點(diǎn)處于中等生態(tài)危害和強(qiáng)生態(tài)危害， 園區(qū)整體土壤狀況達(dá)到輕微的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)； 從空間分布圖來看， 園區(qū)主要污染源為冶金廠、 電廠、 水泥廠.

土壤重金屬； 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)； 空間分布； 污染源

0 引 言

土壤是生物圈中最活躍的部分， 容易受到各種人類活動(dòng)所產(chǎn)生的污染的影響. 地球上各種自然和人為產(chǎn)生的污染物最終都匯集于土壤中. 全國土壤污染狀況調(diào)查顯示， 我國土壤污染狀況整體并不樂觀， 國內(nèi)部分地區(qū)土壤污染比較嚴(yán)重， 工礦業(yè)廢地土壤污染、 農(nóng)田土壤質(zhì)量都是土壤污染的主要問題； 以無機(jī)物污染為主， 其次是有機(jī)物污染， 最后污染較小的是復(fù)合型污染物， 超標(biāo)點(diǎn)位中82.8%的點(diǎn)位屬于無機(jī)物污染[1]. 基于土壤污染現(xiàn)狀， 土壤重金屬的研究已經(jīng)成為國內(nèi)外學(xué)術(shù)界關(guān)注的重點(diǎn)， 李海光等[2]研究火電廠周邊農(nóng)田表層和亞表層土壤發(fā)現(xiàn)表層重金屬含量高于亞表層， 重金屬Hg主要來自外源污染； Ranko等[3]采用地質(zhì)統(tǒng)計(jì)分析得出鋼鐵生產(chǎn)行業(yè)土壤中重金屬濃度的空間分布與被調(diào)查地區(qū)的盛行風(fēng)有關(guān)； 謝萍娟等[4]對(duì)寶雞市近郊農(nóng)田土壤進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)得出鉻對(duì)所有樣地均有造成生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的可能， 故探究金屬污染物的來源尤為重要.

本文選擇山西省朔州市某能源型工業(yè)園區(qū)為研究區(qū)域， 對(duì)不同污染源周邊表層和亞表層土壤進(jìn)行樣品的采集分析. 首先對(duì)采樣土壤中重金屬進(jìn)行含量分析， 后利用Hankson潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法對(duì)表層土壤重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)， 并利用GIS技術(shù)和地理統(tǒng)計(jì)分析方法對(duì)土壤重金屬的空間分布進(jìn)行研究， 最后對(duì)研究區(qū)污染源進(jìn)行識(shí)別， 通過了解污染場(chǎng)地土壤污染物的來源和空間分布特征， 從而有效地控制土壤污染、 保障環(huán)境安全和農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展[5].

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于山西省朔州市山陰縣中北部北周莊鎮(zhèn)， 境內(nèi)有208國道、 大運(yùn)公路， 北同蒲鐵路縱貫?zāi)媳保?交通便利， 西鄰縣煤炭生產(chǎn)基地， 運(yùn)煤專線岱馬路東西橫穿， 資源優(yōu)勢(shì)良好. 工業(yè)園區(qū)占地600畝， 是以煤炭產(chǎn)業(yè)為基礎(chǔ)的循環(huán)經(jīng)濟(jì)園區(qū)， 分布有發(fā)電廠、 洗煤廠、 冶金廠、 水泥廠等企業(yè)， 園區(qū)企業(yè)形成一個(gè)循環(huán)經(jīng)濟(jì)產(chǎn)業(yè)鏈， 洗煤廢水進(jìn)入發(fā)電廠灰?guī)靽娏埽?洗煤廠固體廢物煤矸石用于燃燒發(fā)電， 發(fā)電廠灰渣粉煤灰最后運(yùn)往水泥廠制備水泥， 這些企業(yè)對(duì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展起到巨大推動(dòng)的同時(shí)也帶來了土壤污染等環(huán)境問題.

1.2 樣品采集

2015年10月， 對(duì)園區(qū)各企業(yè)周邊土壤進(jìn)行了采集. 采樣點(diǎn)位主要布設(shè)在各企業(yè)周邊， 如圖 1 所示， 共采集樣品56個(gè)， 采樣深度為土壤表層0～20 cm， 亞表層20～50 cm， 利用GPS確定好采樣點(diǎn)位后進(jìn)行樣品采集， 每個(gè)土壤樣品均由附近的5個(gè)樣品混合而成[6]. 利用四分法取樣， 將樣品裝入聚氯乙烯塑料袋密封并貼好樣品信息標(biāo)簽帶回實(shí)驗(yàn)室， 于實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干后研磨， 用四分法分成兩份， 一份過孔徑為0.250 mm的篩用于土壤pH、 有機(jī)質(zhì)、 水分的分析， 一份過孔徑為0.150 mm的篩用于土壤重金屬的分析.

圖 1 采集樣品的點(diǎn)位示意圖Fig.1 Sampling point of the sample diagram

1.3 分析方法

采用烘干重量法進(jìn)行土壤水分的測(cè)定. 土壤pH的測(cè)定采用0.01 mol/L氯化鈣溶液為浸提液， 其與土之比為2.5∶1， 然后用酸度計(jì)測(cè)定溶液的pH值. 土壤有機(jī)質(zhì)的測(cè)定采用重鉻酸鉀滴定法.

土壤樣品經(jīng)HCl-HNO3-HF-HClO4法消解后， 采用火焰原子吸收分光光度計(jì)(AA7020)測(cè)定Cu、 Zn、 Cr元素， 采用石墨爐原子吸收分光光度計(jì)(AA7020)測(cè)定Pb、 Cd元素； 土壤樣品經(jīng)王水水浴消解后， 采用原子熒光分光光度計(jì)(AFS3100)測(cè)定As、 Hg元素[7-8]. 各金屬元素的檢測(cè)方法、 來源、 檢出限見表 1. 檢測(cè)過程中采用質(zhì)量控制措施， 質(zhì)控方法有空白樣、 標(biāo)準(zhǔn)樣品(國家土壤標(biāo)準(zhǔn)樣品GSS-13)的測(cè)定， 質(zhì)量控制數(shù)據(jù)見表 2.

表 1 土壤重金屬元素檢測(cè)方法、 來源和檢出限

表 2 質(zhì)量控制數(shù)據(jù)

1.4 土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)方法

目前土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)最常用的方法有單項(xiàng)污染指數(shù)法、 內(nèi)梅羅污染指數(shù)法、 綜合污染指數(shù)法等， 考慮到不同重金屬的生物毒性造成的生態(tài)危害不同， 本文采用1980年Hakanson提出的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法[9-10]對(duì)表層土壤Cu， Zn， Pb， Cd， As， Hg， Cr進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)， 計(jì)算公式如下：

單項(xiàng)污染系數(shù)

某一種金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)

綜合生態(tài)危害指數(shù)

1.5 數(shù)據(jù)處理

本文的研究數(shù)據(jù)包括Cu、 Zn、 Cr、 Pb、 Cd、 As、 Hg的含量， 土壤的pH、 有機(jī)質(zhì)、 水分含量， 采用SPSS 19.0完成土壤理化性質(zhì)及重金屬含量的統(tǒng)計(jì)性分析， 采用ArcGIS 10.2中克里格插值法完成重金屬污染的空間分布特征.

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤的基本理化性質(zhì)及主要重金屬含量

土壤的pH、 有機(jī)質(zhì)、 水分等理化性質(zhì)如表 3 所示， 表層土壤的pH范圍為8.19～9.31， 平均值為8.82， 有機(jī)質(zhì)含量范圍為1.1%～3.1%， 水分含量范圍為1.7%～11.4%； 亞表層土壤的pH范圍為7.26～8.93， 平均值為8.18， 有機(jī)質(zhì)含量范圍為0.6%～2.6%， 水分含量范圍為1.2%～8.5%. 本文選取國家《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB15618-1995)中的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)(pH>7.5)作為標(biāo)準(zhǔn)值[11-15].

表 3 土壤基本理化性質(zhì)

7種重金屬元素Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr的含量檢測(cè)結(jié)果如表 4 所示， 表層土壤中Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr含量的均值都超過了山西省土壤背景值[16-17]， 但均未超過土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中的二級(jí)標(biāo)準(zhǔn). 土壤重金屬Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr系數(shù)為17.5%～61.5%， 屬于中等程度的變異[18-19]， 結(jié)果表明增加這些元素的土壤風(fēng)險(xiǎn)有可能來自于人類的生產(chǎn)活動(dòng).

表 4 土壤重金屬檢測(cè)結(jié)果

2.2 土壤重金屬的相關(guān)性分析

土壤固有的重金屬和人類工農(nóng)業(yè)生活產(chǎn)生的重金屬是造成土壤重金屬污染的主要原因. 來源相同的重金屬元素之間存在一定的相關(guān)性， 運(yùn)用Pearson相關(guān)系數(shù)分析了表層土壤(見表 5)和亞表層(見表 6)7種重金屬之間的相關(guān)性. 由表 5 可以看出表層土壤中Zn、 Cd、 As、 Cr相互之間在0.01水平有顯著相關(guān)關(guān)系， Cu與Pb、 Hg與Cd、 Pb與Hg之間在0.05水平顯著相關(guān)， 與其他重金屬之間在0.01水平顯著相關(guān)， 說明這7種元素的來源一致. 由表6可以看出亞表層土壤中Cu、 Zn、 As、 Hg相互之間在0.01水平有顯著相關(guān)關(guān)系， Cd與Pb、 Hg之間在0.05水平顯著相關(guān)， Cd與Cr之間正相關(guān)但不顯著， Cr與其他重金屬在0.01水平顯著相關(guān)[20-23].

表 5 表層土壤重金屬元素間的皮爾森相關(guān)性結(jié)果

表 6 亞表層土壤重金屬元素間的皮爾森相關(guān)性結(jié)果

2.3 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

根據(jù)土壤潛在生態(tài)危害系數(shù)對(duì)表層土壤重金屬進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)， 其結(jié)果如表 7 所示， 土壤Cu、 Zn、 Pb、 As、 Cr在100%樣點(diǎn)都處于輕微生態(tài)危害； 土壤Cd有78.57%的樣點(diǎn)處于輕微生態(tài)危害， 有21.43% 的樣點(diǎn)處于中等生態(tài)危害； 土壤Hg有16.07%的樣點(diǎn)處于輕微生態(tài)危害， 有66.07% 的樣點(diǎn)處于中等生態(tài)危害， 有17.86%的樣點(diǎn)處于強(qiáng)生態(tài)危害. 通過計(jì)算得到研究區(qū)的綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI的平均值為123， 表明研究區(qū)的整體土壤狀況達(dá)到輕微的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)； 居民區(qū)和辦公區(qū)的綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI的平均值為88.8， 表明居民區(qū)和辦公區(qū)的土壤狀況也達(dá)到輕微的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).

表 7 重金屬潛在生態(tài)危害程度

2.4 土壤重金屬的空間分布特征及污染源識(shí)別

利用ArcGIS 10.2軟件中的地理統(tǒng)計(jì)分析模塊對(duì)各個(gè)采樣點(diǎn)的重金屬含量進(jìn)行克里金插值分析， 土壤表層和亞表層重金屬元素含量的空間分布特征圖見圖 2. 從圖 2 可知， 表層土壤重金屬元素Cu的高含量主要分布在污染場(chǎng)地冶金廠， Zn的高含量主要分布在污染場(chǎng)地冶金廠、 電廠的周邊， Pb的高含量主要分布在污染場(chǎng)地冶金廠、 水泥廠的周邊， Cd的高含量主要分布在污染場(chǎng)地冶金廠， As的高含量主要分布在污染場(chǎng)地冶金廠， 其次是電廠， Hg的高含量主要分布在污染場(chǎng)地冶金廠， 其次是電廠， Cr的高含量主要分布在污染場(chǎng)地冶金廠， 且表層土壤的重金屬含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于亞表層土壤的重金屬含量， 因此可以初步判定土壤重金屬污染來源主要為外源人為因素[24].

圖 2 土壤表層和亞表層重金屬含量的空間分布特征圖Fig.2 Spatial distribution of heavy metals in surface and subsurface soils

從圖 2 可以看出工業(yè)園區(qū)主要的污染場(chǎng)地為冶金廠， 造成其周邊重金屬含量高的主要原因是冶金過程中無組織廢氣的排放以及工業(yè)固體廢棄物的排放； 其次是電廠， 造成其周邊土壤重金屬污染的原因是電廠廢氣的排放[25]. 由于研究區(qū)為循環(huán)型經(jīng)濟(jì)園區(qū)， 通過檢測(cè)電廠固體廢物粉煤灰中重金屬元素的含量， 得出其明顯高于電廠周邊土壤重金屬元素的含量， 粉煤灰中的重金屬主要來自煤矸石的燃燒以及洗煤廢水噴淋， 最后粉煤灰運(yùn)入水泥廠制作水泥. 由于園區(qū)所在區(qū)域全年主導(dǎo)風(fēng)向?yàn)槲鞅憋L(fēng)， 而水泥廠位于園區(qū)的西南方向， 其受其他企業(yè)污染較小， 因此， 造成污染場(chǎng)地水泥廠土壤重金屬的污染主要是由制作水泥的原材料粉煤灰所含重金屬污染所帶來的， 通過檢測(cè)發(fā)現(xiàn)粉煤灰中重金屬含量明顯高于水泥廠周邊土壤重金屬含量. 土壤重金屬的低含量區(qū)分布在居民樓和辦公樓， 均值未超山西省土壤背景值. 結(jié)合風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果， 園區(qū)的整體土壤狀況達(dá)到輕微的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)， 其中居民區(qū)和辦公區(qū)風(fēng)險(xiǎn)程度較輕.

3 結(jié) 論

1) 研究區(qū)表層土壤的重金屬元素Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr含量的均值都超過了山西省土壤背景值， 變異系數(shù)為17.5%～61.5%， 屬于中等程度的變異. 其中Cd、 Hg污染較為嚴(yán)重.

2) 利用Hankson潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法對(duì)表層土壤重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)， Cd、 Hg污染較為嚴(yán)重， Cd有21.43%的樣點(diǎn)處于中等生態(tài)危害， Hg有66.07% 和17.86%的樣點(diǎn)處于中等生態(tài)危害和強(qiáng)生態(tài)危害， 工業(yè)園區(qū)的整體土壤狀況達(dá)到輕微的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)， 其中居民區(qū)和辦公區(qū)風(fēng)險(xiǎn)程度較輕.

3) 工業(yè)園區(qū)主要的污染場(chǎng)地為冶金廠， 其次是電廠和水泥廠， 水泥廠周邊土壤重金屬污染主要來自電廠固體廢物粉煤灰， 土壤重金屬的低含量區(qū)分布在居民樓和辦公樓.

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Distribution Characteristics and Pollution Sources of Heavy Metal Pollution in Soil of Energy Type Industrial Parks

CAO Li-hua1, ZHANG Tian-shu2， FU Jia3， WANG Hai-fang1

(1. School of Chemical and Environmental Engineering, North University of China, Taiyuan 030051, China；2. College of Resources and Environment Science, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China；3. School of Resources and Environmental Engineering, Hefei University of Technology, Hefei 230009, China)

Taking the heavy metal pollution of soil in an energy-based industrial park in Shuozhou, Shanxi Province as the research object, the surface and sub-surface soil samples were collected.The contents of heavy metals Cu, Zn, Pb, Cd, As, Hg and Cr were analyzed, using GIS technology were used to study the spatial distribution characteristics of the heavy metal elements. The risk assessment of heavy metals in surface soils was carried out by Hankson potential ecological risk index method. Results show that, the contents of Cu, Zn, Pb, Cd, As, Hg and Cr in the surface soil of the park exceed the soil background value of Shanxi Province, but did not exceed the secondary standard of soil environmental quality standard. The samples of Cd and Hg are more serious, and 21.43% of Cd has moderate ecological hazard, 66.07% and 17.86% of Hg are in moderate ecological hazard and strong ecological hazard. The overall soil condition of the park reaches a slight ecological risk. From the spatial distribution map, the park's main sources of pollution are the metallurgical plant, power plants, cement plants.

soil heavy metal; risk assessment; spatial distribution; pollution sources

2016-09-03

曹莉華(1988-)， 女， 碩士生， 主要從事土壤重金屬污染的研究.

王海芳(1986-)， 女， 副教授， 主要從事生態(tài)恢復(fù)治理的研究.

1673-3193(2017)02-0209-08

X820.4

A

10.3969/j.issn.1673-3193.2017.02.020