曹莉華， 張?zhí)焓妫?付 佳， 王海芳

(1. 中北大學 化工與環(huán)境學院， 山西 太原 030051； 2. 南京農業(yè)大學 資源與環(huán)境科學學院， 江蘇 南京 210095；3. 合肥工業(yè)大學 資源與環(huán)境工程學院， 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 化工與環(huán)境學院， 山西 太原 030051； 2. 南京農業(yè)大學 資源與環(huán)境科學學院， 江蘇 南京 210095；3. 合肥工業(yè)大學 資源與環(huán)境工程學院， 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)風險指數(shù)法對表層土壤重金屬進行了風險評估. 結果表明： 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)境質量標準中二級標準， 其中Cd和Hg污染較為嚴重； Cd有21.43%的樣點處于中等生態(tài)危害， Hg有66.07%和17.86%的樣點處于中等生態(tài)危害和強生態(tài)危害， 園區(qū)整體土壤狀況達到輕微的生態(tài)風險； 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； 風險評價； 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所產生的污染的影響. 地球上各種自然和人為產生的污染物最終都匯集于土壤中. 全國土壤污染狀況調查顯示， 我國土壤污染狀況整體并不樂觀， 國內部分地區(qū)土壤污染比較嚴重， 工礦業(yè)廢地土壤污染、 農田土壤質量都是土壤污染的主要問題； 以無機物污染為主， 其次是有機物污染， 最后污染較小的是復合型污染物， 超標點位中82.8%的點位屬于無機物污染[1]. 基于土壤污染現(xiàn)狀， 土壤重金屬的研究已經成為國內外學術界關注的重點， 李海光等[2]研究火電廠周邊農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]采用地質統(tǒng)計分析得出鋼鐵生產行業(yè)土壤中重金屬濃度的空間分布與被調查地區(qū)的盛行風有關； 謝萍娟等[4]對寶雞市近郊農田土壤進行風險評價得出鉻對所有樣地均有造成生態(tài)風險的可能， 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， 對不同污染源周邊表層和亞表層土壤進行樣品的采集分析. 首先對采樣土壤中重金屬進行含量分析， 后利用Hankson潛在生態(tài)風險指數(shù)法對表層土壤重金屬進行評價， 并利用GIS技術和地理統(tǒng)計分析方法對土壤重金屬的空間分布進行研究， 最后對研究區(qū)污染源進行識別， 通過了解污染場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)， 境內有208國道、 大運公路， 北同蒲鐵路縱貫南北， 交通便利， 西鄰縣煤炭生產基地， 運煤專線岱馬路東西橫穿， 資源優(yōu)勢良好. 工業(yè)園區(qū)占地600畝， 是以煤炭產業(yè)為基礎的循環(huán)經濟園區(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)形成一個循環(huán)經濟產業(yè)鏈， 洗煤廢水進入發(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往水泥廠制備水泥， 這些企業(yè)對經濟發(fā)展起到巨大推動的同時也帶來了土壤污染等環(huán)境問題.

1.2 樣品采集

2015年10月， 對園區(qū)各企業(yè)周邊土壤進行了采集. 采樣點位主要布設在各企業(yè)周邊， 如圖 1 所示， 共采集樣品56個， 采樣深度為土壤表層0～20 cm， 亞表層20～50 cm， 利用GPS確定好采樣點位后進行樣品采集， 每個土壤樣品均由附近的5個樣品混合而成[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簽帶回實驗室， 于實驗室自然風干后研磨， 用四分法分成兩份， 一份過孔徑為0.250 mm的篩用于土壤pH、 有機質、 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

采用烘干重量法進行土壤水分的測定. 土壤pH的測定采用0.01 mol/L氯化鈣溶液為浸提液， 其與土之比為2.5∶1， 然后用酸度計測定溶液的pH值. 土壤有機質的測定采用重鉻酸鉀滴定法.

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

表 1 土壤重金屬元素檢測方法、 來源和檢出限

表 2 質量控制數(shù)據(jù)

1.4 土壤環(huán)境質量評價方法

目前土壤環(huán)境質量評價最常用的方法有單項污染指數(shù)法、 內梅羅污染指數(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)風險指數(shù)法[9-10]對表層土壤Cu， Zn， Pb， Cd， As， Hg， Cr進行風險評價， 計算公式如下：

單項污染系數(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、 有機質、 水分含量， 采用SPSS 19.0完成土壤理化性質及重金屬含量的統(tǒng)計性分析， 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 結果與討論

2.1 土壤的基本理化性質及主要重金屬含量

土壤的pH、 有機質、 水分等理化性質如表 3 所示， 表層土壤的pH范圍為8.19～9.31， 平均值為8.82， 有機質含量范圍為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， 有機質含量范圍為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)境質量標準》(GB15618-1995)中的二級標準(pH>7.5)作為標準值[11-15].

表 3 土壤基本理化性質

7種重金屬元素Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr的含量檢測結果如表 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)境質量標準中的二級標準. 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]， 結果表明增加這些元素的土壤風險有可能來自于人類的生產活動.

表 4 土壤重金屬檢測結果

2.2 土壤重金屬的相關性分析

土壤固有的重金屬和人類工農業(yè)生活產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性， 運用Pearson相關系數(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水平有顯著相關關系， Cu與Pb、 Hg與Cd、 Pb與Hg之間在0.05水平顯著相關， 與其他重金屬之間在0.01水平顯著相關， 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水平有顯著相關關系， Cd與Pb、 Hg之間在0.05水平顯著相關， Cd與Cr之間正相關但不顯著， Cr與其他重金屬在0.01水平顯著相關[20-23].

表 5 表層土壤重金屬元素間的皮爾森相關性結果

表 6 亞表層土壤重金屬元素間的皮爾森相關性結果

2.3 土壤重金屬潛在生態(tài)風險評價

根據(jù)土壤潛在生態(tài)危害系數(shù)對表層土壤重金屬進行風險評價， 其結果如表 7 所示， 土壤Cu、 Zn、 Pb、 As、 Cr在100%樣點都處于輕微生態(tài)危害； 土壤Cd有78.57%的樣點處于輕微生態(tài)危害， 有21.43% 的樣點處于中等生態(tài)危害； 土壤Hg有16.07%的樣點處于輕微生態(tài)危害， 有66.07% 的樣點處于中等生態(tài)危害， 有17.86%的樣點處于強生態(tài)危害. 通過計算得到研究區(qū)的綜合生態(tài)風險指數(shù)RI的平均值為123， 表明研究區(qū)的整體土壤狀況達到輕微的生態(tài)風險； 居民區(qū)和辦公區(qū)的綜合生態(tài)風險指數(shù)RI的平均值為88.8， 表明居民區(qū)和辦公區(qū)的土壤狀況也達到輕微的生態(tài)風險.

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別

利用ArcGIS 10.2軟件中的地理統(tǒng)計分析模塊對各個采樣點的重金屬含量進行克里金插值分析， 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地冶金廠， Zn的高含量主要分布在污染場地冶金廠、 電廠的周邊， Pb的高含量主要分布在污染場地冶金廠、 水泥廠的周邊， Cd的高含量主要分布在污染場地冶金廠， As的高含量主要分布在污染場地冶金廠， 其次是電廠， Hg的高含量主要分布在污染場地冶金廠， 其次是電廠， Cr的高含量主要分布在污染場地冶金廠， 且表層土壤的重金屬含量遠遠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)型經濟園區(qū)， 通過檢測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， 最后粉煤灰運入水泥廠制作水泥. 由于園區(qū)所在區(qū)域全年主導風向為西北風， 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. 結合風險評價結果， 園區(qū)的整體土壤狀況達到輕微的生態(tài)風險， 其中居民區(qū)和辦公區(qū)風險程度較輕.

3 結 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污染較為嚴重.

2) 利用Hankson潛在生態(tài)風險指數(shù)法對表層土壤重金屬進行評價， Cd、 Hg污染較為嚴重， Cd有21.43%的樣點處于中等生態(tài)危害， Hg有66.07% 和17.86%的樣點處于中等生態(tài)危害和強生態(tài)危害， 工業(yè)園區(qū)的整體土壤狀況達到輕微的生態(tài)風險， 其中居民區(qū)和辦公區(qū)風險程度較輕.

3) 工業(yè)園區(qū)主要的污染場地為冶金廠， 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)恢復治理的研究.

1673-3193(2017)02-0209-08

X820.4

A

10.3969/j.issn.1673-3193.2017.02.020