能源型工业园区土壤重金属污染分布特征及污染源研究

曹莉华， 张天舒， 付 佳， 王海芳

(1. 中北大学 化工与环境学院， 山西 太原 030051； 2. 南京农业大学 资源与环境科学学院， 江苏 南京 210095；3. 合肥工业大学 资源与环境工程学院， 安徽 合肥 230009)

能源型工业园区土壤重金属污染分布特征及污染源研究

曹莉华1， 张天舒2， 付 佳3， 王海芳1

(1. 中北大学 化工与环境学院， 山西 太原 030051； 2. 南京农业大学 资源与环境科学学院， 江苏 南京 210095；3. 合肥工业大学 资源与环境工程学院， 安徽 合肥 230009)

以山西省朔州市某能源型工业园区重金属污染土壤为研究对象， 采集表层和亚表层土壤样品， 分析了重金属Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr的含量， 采用GIS技术研究了各重金属元素的空间分布特征. 利用Hankson潜在生态风险指数法对表层土壤重金属进行了风险评估. 结果表明： 园区表层土壤的Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr含量的均值都超过了山西省土壤背景值， 但均未超过土壤环境质量标准中二级标准， 其中Cd和Hg污染较为严重； Cd有21.43%的样点处于中等生态危害， Hg有66.07%和17.86%的样点处于中等生态危害和强生态危害， 园区整体土壤状况达到轻微的生态风险； 从空间分布图来看， 园区主要污染源为冶金厂、 电厂、 水泥厂.

土壤重金属； 风险评价； 空间分布； 污染源

0 引 言

土壤是生物圈中最活跃的部分， 容易受到各种人类活动所产生的污染的影响. 地球上各种自然和人为产生的污染物最终都汇集于土壤中. 全国土壤污染状况调查显示， 我国土壤污染状况整体并不乐观， 国内部分地区土壤污染比较严重， 工矿业废地土壤污染、 农田土壤质量都是土壤污染的主要问题； 以无机物污染为主， 其次是有机物污染， 最后污染较小的是复合型污染物， 超标点位中82.8%的点位属于无机物污染[1]. 基于土壤污染现状， 土壤重金属的研究已经成为国内外学术界关注的重点， 李海光等[2]研究火电厂周边农田表层和亚表层土壤发现表层重金属含量高于亚表层， 重金属Hg主要来自外源污染； Ranko等[3]采用地质统计分析得出钢铁生产行业土壤中重金属浓度的空间分布与被调查地区的盛行风有关； 谢萍娟等[4]对宝鸡市近郊农田土壤进行风险评价得出铬对所有样地均有造成生态风险的可能， 故探究金属污染物的来源尤为重要.

本文选择山西省朔州市某能源型工业园区为研究区域， 对不同污染源周边表层和亚表层土壤进行样品的采集分析. 首先对采样土壤中重金属进行含量分析， 后利用Hankson潜在生态风险指数法对表层土壤重金属进行评价， 并利用GIS技术和地理统计分析方法对土壤重金属的空间分布进行研究， 最后对研究区污染源进行识别， 通过了解污染场地土壤污染物的来源和空间分布特征， 从而有效地控制土壤污染、 保障环境安全和农业可持续发展[5].

1 材料和方法

1.1 研究区概况

研究区域位于山西省朔州市山阴县中北部北周庄镇， 境内有208国道、 大运公路， 北同蒲铁路纵贯南北， 交通便利， 西邻县煤炭生产基地， 运煤专线岱马路东西横穿， 资源优势良好. 工业园区占地600亩， 是以煤炭产业为基础的循环经济园区， 分布有发电厂、 洗煤厂、 冶金厂、 水泥厂等企业， 园区企业形成一个循环经济产业链， 洗煤废水进入发电厂灰库喷淋， 洗煤厂固体废物煤矸石用于燃烧发电， 发电厂灰渣粉煤灰最后运往水泥厂制备水泥， 这些企业对经济发展起到巨大推动的同时也带来了土壤污染等环境问题.

1.2 样品采集

2015年10月， 对园区各企业周边土壤进行了采集. 采样点位主要布设在各企业周边， 如图 1 所示， 共采集样品56个， 采样深度为土壤表层0～20 cm， 亚表层20～50 cm， 利用GPS确定好采样点位后进行样品采集， 每个土壤样品均由附近的5个样品混合而成[6]. 利用四分法取样， 将样品装入聚氯乙烯塑料袋密封并贴好样品信息标签带回实验室， 于实验室自然风干后研磨， 用四分法分成两份， 一份过孔径为0.250 mm的筛用于土壤pH、 有机质、 水分的分析， 一份过孔径为0.150 mm的筛用于土壤重金属的分析.

图 1 采集样品的点位示意图Fig.1 Sampling point of the sample diagram

1.3 分析方法

采用烘干重量法进行土壤水分的测定. 土壤pH的测定采用0.01 mol/L氯化钙溶液为浸提液， 其与土之比为2.5∶1， 然后用酸度计测定溶液的pH值. 土壤有机质的测定采用重铬酸钾滴定法.

土壤样品经HCl-HNO3-HF-HClO4法消解后， 采用火焰原子吸收分光光度计(AA7020)测定Cu、 Zn、 Cr元素， 采用石墨炉原子吸收分光光度计(AA7020)测定Pb、 Cd元素； 土壤样品经王水水浴消解后， 采用原子荧光分光光度计(AFS3100)测定As、 Hg元素[7-8]. 各金属元素的检测方法、 来源、 检出限见表 1. 检测过程中采用质量控制措施， 质控方法有空白样、 标准样品(国家土壤标准样品GSS-13)的测定， 质量控制数据见表 2.

表 1 土壤重金属元素检测方法、 来源和检出限

表 2 质量控制数据

1.4 土壤环境质量评价方法

目前土壤环境质量评价最常用的方法有单项污染指数法、 内梅罗污染指数法、 综合污染指数法等， 考虑到不同重金属的生物毒性造成的生态危害不同， 本文采用1980年Hakanson提出的潜在生态风险指数法[9-10]对表层土壤Cu， Zn， Pb， Cd， As， Hg， Cr进行风险评价， 计算公式如下：

单项污染系数

某一种金属的潜在生态危害系数

综合生态危害指数

1.5 数据处理

本文的研究数据包括Cu、 Zn、 Cr、 Pb、 Cd、 As、 Hg的含量， 土壤的pH、 有机质、 水分含量， 采用SPSS 19.0完成土壤理化性质及重金属含量的统计性分析， 采用ArcGIS 10.2中克里格插值法完成重金属污染的空间分布特征.

2 结果与讨论

2.1 土壤的基本理化性质及主要重金属含量

土壤的pH、 有机质、 水分等理化性质如表 3 所示， 表层土壤的pH范围为8.19～9.31， 平均值为8.82， 有机质含量范围为1.1%～3.1%， 水分含量范围为1.7%～11.4%； 亚表层土壤的pH范围为7.26～8.93， 平均值为8.18， 有机质含量范围为0.6%～2.6%， 水分含量范围为1.2%～8.5%. 本文选取国家《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)中的二级标准(pH>7.5)作为标准值[11-15].

表 3 土壤基本理化性质

7种重金属元素Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr的含量检测结果如表 4 所示， 表层土壤中Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr含量的均值都超过了山西省土壤背景值[16-17]， 但均未超过土壤环境质量标准中的二级标准. 土壤重金属Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr系数为17.5%～61.5%， 属于中等程度的变异[18-19]， 结果表明增加这些元素的土壤风险有可能来自于人类的生产活动.

表 4 土壤重金属检测结果

2.2 土壤重金属的相关性分析

土壤固有的重金属和人类工农业生活产生的重金属是造成土壤重金属污染的主要原因. 来源相同的重金属元素之间存在一定的相关性， 运用Pearson相关系数分析了表层土壤(见表 5)和亚表层(见表 6)7种重金属之间的相关性. 由表 5 可以看出表层土壤中Zn、 Cd、 As、 Cr相互之间在0.01水平有显著相关关系， Cu与Pb、 Hg与Cd、 Pb与Hg之间在0.05水平显著相关， 与其他重金属之间在0.01水平显著相关， 说明这7种元素的来源一致. 由表6可以看出亚表层土壤中Cu、 Zn、 As、 Hg相互之间在0.01水平有显著相关关系， Cd与Pb、 Hg之间在0.05水平显著相关， Cd与Cr之间正相关但不显著， Cr与其他重金属在0.01水平显著相关[20-23].

表 5 表层土壤重金属元素间的皮尔森相关性结果

表 6 亚表层土壤重金属元素间的皮尔森相关性结果

2.3 土壤重金属潜在生态风险评价

根据土壤潜在生态危害系数对表层土壤重金属进行风险评价， 其结果如表 7 所示， 土壤Cu、 Zn、 Pb、 As、 Cr在100%样点都处于轻微生态危害； 土壤Cd有78.57%的样点处于轻微生态危害， 有21.43% 的样点处于中等生态危害； 土壤Hg有16.07%的样点处于轻微生态危害， 有66.07% 的样点处于中等生态危害， 有17.86%的样点处于强生态危害. 通过计算得到研究区的综合生态风险指数RI的平均值为123， 表明研究区的整体土壤状况达到轻微的生态风险； 居民区和办公区的综合生态风险指数RI的平均值为88.8， 表明居民区和办公区的土壤状况也达到轻微的生态风险.

表 7 重金属潜在生态危害程度

2.4 土壤重金属的空间分布特征及污染源识别

利用ArcGIS 10.2软件中的地理统计分析模块对各个采样点的重金属含量进行克里金插值分析， 土壤表层和亚表层重金属元素含量的空间分布特征图见图 2. 从图 2 可知， 表层土壤重金属元素Cu的高含量主要分布在污染场地冶金厂， Zn的高含量主要分布在污染场地冶金厂、 电厂的周边， Pb的高含量主要分布在污染场地冶金厂、 水泥厂的周边， Cd的高含量主要分布在污染场地冶金厂， As的高含量主要分布在污染场地冶金厂， 其次是电厂， Hg的高含量主要分布在污染场地冶金厂， 其次是电厂， Cr的高含量主要分布在污染场地冶金厂， 且表层土壤的重金属含量远远高于亚表层土壤的重金属含量， 因此可以初步判定土壤重金属污染来源主要为外源人为因素[24].

图 2 土壤表层和亚表层重金属含量的空间分布特征图Fig.2 Spatial distribution of heavy metals in surface and subsurface soils

从图 2 可以看出工业园区主要的污染场地为冶金厂， 造成其周边重金属含量高的主要原因是冶金过程中无组织废气的排放以及工业固体废弃物的排放； 其次是电厂， 造成其周边土壤重金属污染的原因是电厂废气的排放[25]. 由于研究区为循环型经济园区， 通过检测电厂固体废物粉煤灰中重金属元素的含量， 得出其明显高于电厂周边土壤重金属元素的含量， 粉煤灰中的重金属主要来自煤矸石的燃烧以及洗煤废水喷淋， 最后粉煤灰运入水泥厂制作水泥. 由于园区所在区域全年主导风向为西北风， 而水泥厂位于园区的西南方向， 其受其他企业污染较小， 因此， 造成污染场地水泥厂土壤重金属的污染主要是由制作水泥的原材料粉煤灰所含重金属污染所带来的， 通过检测发现粉煤灰中重金属含量明显高于水泥厂周边土壤重金属含量. 土壤重金属的低含量区分布在居民楼和办公楼， 均值未超山西省土壤背景值. 结合风险评价结果， 园区的整体土壤状况达到轻微的生态风险， 其中居民区和办公区风险程度较轻.

3 结 论

1) 研究区表层土壤的重金属元素Cu、 Zn、 Pb、 Cd、 As、 Hg、 Cr含量的均值都超过了山西省土壤背景值， 变异系数为17.5%～61.5%， 属于中等程度的变异. 其中Cd、 Hg污染较为严重.

2) 利用Hankson潜在生态风险指数法对表层土壤重金属进行评价， Cd、 Hg污染较为严重， Cd有21.43%的样点处于中等生态危害， Hg有66.07% 和17.86%的样点处于中等生态危害和强生态危害， 工业园区的整体土壤状况达到轻微的生态风险， 其中居民区和办公区风险程度较轻.

3) 工业园区主要的污染场地为冶金厂， 其次是电厂和水泥厂， 水泥厂周边土壤重金属污染主要来自电厂固体废物粉煤灰， 土壤重金属的低含量区分布在居民楼和办公楼.

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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

曹莉华(1988-)， 女， 硕士生， 主要从事土壤重金属污染的研究.

王海芳(1986-)， 女， 副教授， 主要从事生态恢复治理的研究.

1673-3193(2017)02-0209-08

X820.4

A

10.3969/j.issn.1673-3193.2017.02.020