辽南某村土壤重金属污染评价与来源分析

张 蕾, 李 洋, 易佳莹

(1. 沈阳师范大学 生命科学学院, 沈阳 110034;2. 沈阳师范大学 化学化工学院, 沈阳 110034)

0 引 言

土壤重金属的人为污染主要来自于工矿业和农业活动,2014年发布的全国土壤污染状况调查公报称全国采矿区土壤超标点位为33.4%,主要污染物为镉、铅、砷和多环芳烃等。尾矿库和矿渣堆不仅会造成土壤污染[1-3],同样会对水环境[4-5]和周围的农作物[3,6]质量产生不良影响,严重威胁着生态系统和人类健康。

辽宁南部某村,由于在该村的东南方向,即春夏季的上风向,建立了一座垃圾填埋场,当地居民饱受垃圾填埋场臭气的困扰。而由于重金属的污染无色无味,居民对垃圾填埋场旁露天堆放的矿渣堆却不以为意。2005年起,不断地有运输车将“硼泥”矿渣运到这里,且没有防水和防尘措施。为了调查该地区重金属污染情况,本研究通过微波消解和电感耦合等离子发射光谱法分析该村土壤中镍(Ni)、铬(Cr)、砷(As)、铅(Pb)、铜(Cu)和镉(Cd)等重金属含量,对该村的土壤重金属污染现状进行评价,以期为该村的环境治理与保护提供科学基础。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

调查区域位置如图1所示,露天堆放的矿渣堆西侧还有一所生活垃圾填埋场,它们大约于2005年建成。生活垃圾填埋场的固体废物主要来源于周边各大城市,例如鞍山、海城、营口、鲅鱼圈和大石桥等的城市垃圾。矿渣堆的主要成分是硼泥,硼泥是生产硼酸、硼砂等产品产生的废渣,露天堆放无遮盖处理,Google Earth地图可见矿渣堆分为南北2部分。垃圾填埋场和矿渣堆位于村庄东南方向,距村庄内最近一户人家为503 m。用ArcGIS 10.2软件手动矢量法描出垃圾填埋场和矿渣堆的边界(图1),并计算得到垃圾填埋场的面积约为65 962 m2,南部矿渣堆面积约为33 035 m2,北部矿渣堆面积为35 073 m2。居民生活饮用水来源于村庄西测距该矿渣堆2 000 m的位置的地下水,深约150 m。

底图来自Google Earth,图像来自于2016 CNES/Astrium, DigitalGlobe图1 研究区域矿渣堆和垃圾填埋场位置Fig.1 Location of the slag heaps and the landfill in the study area

1.2 样品采集

沿着矿渣堆到村界线最远处采集矿渣堆及土壤样品: 在矿渣堆、垃圾填埋场和矿渣堆中间、距离矿渣堆约35 m、200 m、500 m、800 m、1 000 m、1 200 m、1 300 m、1 400 m、2 000 m等不同距离处采集地表土, 其中500～2 000 m土样属于农业土壤, 土壤类型为棕壤土。 采样点位置图如图2所示。 各采样点地势平坦,土质均匀, 每个点位取3个土样, 采样深度均为0～20 cm。 采样的同时用GPS定位。

1.3 样品的分析

1.3.1 样品的预处理

土样采集后风干,过10目筛,部分用于测定土样pH值,用四分法取剩余的土样约20 g, 用玛瑙研钵研细, 使其全部通过100目筛,装瓶封存备用。

1.3.2 样品的测定

pH值测定于采样后24 h内完成,土样pH值采用风干土样与去离子水1∶1混合悬液测定。样品采用微波消解法消解,重金属含量用电感耦合等离子体原子发射光谱法(ICP-AES)测定[7]。平行样分析用于控制实验的精密度。平行样的相对误差小于5%。

1.4 重金属污染评价方法

为了比较不同污染物的污染程度,采用污染指数法评价重金属污染程度,污染指数的计算公式为

式中:Pi为土壤中污染物i的污染指数;ci和Si分别为污染物i的实测含量和标准含量,单位均为mg·kg-1。若污染指数大于1即为污染,小于1即为未造成污染。研究主要评价农业土壤污染情况,故

表1 内梅罗指数法评价土壤环境质量评价分级

土样中重金属的标准值采用土壤环境质量标准(GB 15618)的二级标准。在单因子污染指数的基础上对土壤采用内梅罗综合因子指数法进行重金属污染评价[8],计算公式为

式中:P综是综合污染指数;Pmax和Pave分别是各重金属污染指数中的最大值和平均值。按照表1将土壤环境质量分级评价。

1.5 数据分析

所有数据均采用各重复样的平均值±标准偏差来表示。数据分析采用SPSS 21.0,数据制图采用Origin 9.1,空间制图采用ArcGIS 10.2软件。

2 结果与分析

矿渣堆样品pH值为8.93±0.25,呈现弱碱性,研究区域土样pH值范围都在7.26～8.08之间。采用污染指数表示重金属含量与标准值的倍数关系。不同土样重金属污染指数及综合评价如表2所示。该研究区域Cd污染最为严重,其中矿渣堆的样品Cd浓度达到了7.48±0.33 mg·kg-1,农业土壤样品Cd点位超标率为100%,Cd浓度范围在1.74～2.93 mg·kg-1,超出国家土壤二级标准2～4倍。在距离矿渣堆200～2 000 m距离内,Cd含量并没有因为采样点距矿渣堆距离的增长而降低。其次,该村超标最严重的污染物为As,点位超标率也为100%。对于As污染,矿渣堆并没有表现出最高的浓度,而距离矿渣堆最近的农业土壤样品(5号)表现为最高的As浓度,浓度为64.0 mg·kg-1,而对于农业土壤,在研究范围内,随着其距矿渣堆距离的逐渐增大,As浓度呈现递减趋势。其他研究的农田土壤重金属中,仅11号的Ni显著超标。

表2 不同土样的重金属污染指数及污染评价Tab.2 Metal pollution index and environmental quality assessment of different soil samples

综合污染指数显示,土壤重金属污染程度并没有因为采样点距矿渣堆距离而降低,在研究区域7个农业土壤点位中,4个点位是中度污染,3个点位是重度污染,首要污染物均是Cd。需要指出的是,对1～4号样品评价时采用的是土壤环境质量标准的二级标准,但这些样品并非农业土壤,故评价结果只做数据对比用,并不能表明样品的实际环境质量,特别是1号为尾矿堆样品,并非土壤样品。

3 讨 论

硼泥一般无严重重金属污染[9],然而研究结果显示矿渣堆除Pb外各种重金属含量都较高,说明该矿渣堆可能混有其他重金属污染矿渣。该村土壤的重金属污染严重,土壤重金属污染程度并没有因为采样点距矿渣堆距离而降低,这可能与土壤类型或耕作用途有关,如5号采样点,虽然是距离矿渣堆最近的农业土壤采样点,但其污染程度相对较低,可能是因为采样时其表面覆盖了密度很大的玉米,玉米正值成熟期,生物量较大,一方面降低了矿渣堆中重金属在该采样点的干沉降,另一方面也能提取大量的重金属在玉米植株内,从而降低土壤中重金属的含量。但同时也不排除存在其他污染源的可能。采用相关性分析法可以帮助了解土壤重金属污染的同源性[10-11],确认其是否有可能来自矿渣堆,采用SPSS软件对各重金属元素浓度进行Pearson相关性分析,得到各采样点在各重金属之间的相关性,如表3所示。分析结果显示土壤中重金属Ni、Cr、As、Cd含量间呈显著的高度正相关关系。说明在各采样点Ni、Cr、As、Cd可能来自同一污染源。而Pb和Cu与其他污染物并无正相关关系,可能的原因为,矿渣堆铅含量不高,为138.8 mg·kg-1,土壤Pb污染有一个很重要的来源是交通污染,该村汽车保有量较高,可能会影响到农业土壤中的Pb含量,使其浓度在村中心(6～10号采样点)的浓度较高,所以与其他采样点的Pb污染没有相关关系。土壤中的Cu元素是植物营养的一种微量元素,虽然矿渣堆中Cu含量较高,为142.7 mg·kg-1,但在农田土壤中Cu可被农作物吸收利用,使其浓度降低。除去Pb,Cu这2种元素,对11个采样点的Ni、Cr、As、Cd元素浓度进行Pearson相关性(表4)分析,发现矿渣堆的样品与大部分土样都呈现显著的(p<0.05)极强(Pearson相关性>0.95)正相关,这进一步证明了土样中的重金属同源,考虑到矿渣堆Cd含量显著高于其他采样点,矿渣堆很可能是该村土壤污染的主要污染源。而除As外,Cd等污染物的浓度在距矿渣堆200～2 000 m范围内,并不随其距矿渣堆的距离增大而降低,说明矿渣堆的影响范围可能远大于该村的面积。

表3 研究区域土样中不同重金属Pearson相关性Tab.3 Pearson correlation of different heavy metals in soil samples in the study area

注: *表示在0.05水平(双侧)上显著相关;**表示在0.01水平(双侧)上显著相关。

表4 基于Ni、Cr、As和Cd含量比较各采样点土样与矿渣堆土样Pearson相关性

注: *表示在0.05水平(双侧)上显著相关; **表示在0.01水平(双侧)上显著相关。

4 结 论

对辽宁南部某村土壤中Ni、Cr、As、Pb、Cu和Cd等重金属含量进行了采样分析,并采用污染指数法评价了重金属污染程度,且采用相关性分析法分析了该村重金属来源。得出主要结论如下:

1) 该村土壤的重金属污染程度为中度污染和重度污染。其中农业土壤样品Cd和As点位超标率均为100%,Cd的污染最为严重,浓度范围在1.74～2.93 mg·kg-1,超出国家土壤二级标准2～4倍。农田土壤污染会导致食品安全问题,建议对矿渣堆进行封闭处理,该村土壤在修复后方可继续投入农产品的生产。

2) Pearson相关性分析结果显示矿渣堆样品中与大部分土样中的重金属含量都呈显著的极强正相关关系,同时考虑到矿渣堆Cd含量显著高于其他采样点,判断矿渣堆很可能是该村土壤污染的主要污染源。同时不排除存在其他污染源的可能。

参考文献:

[1]ETTLER V. Soil contamination near non-ferrous metal smelters: A review[J]. Appl Geochem, 2016,64:56-74.

[2]宋凤敏,张兴昌,王彦民,等. 汉江上游铁矿尾矿库区土壤重金属污染分析[J]. 农业环境科学学报, 2015,34(9):1707-1714.

[3]周楠,唐东山,邓钦文,等. 湖南某尾矿库周边农田土壤及蔬菜重金属污染与健康风险评价[J]. 绿色科技, 2016(6):1-5.

[5]邹文佳,张淇翔,石林,等. 江西某铜矿排土场与尾矿库重金属释放规律及其对地下水的污染风险[J]. 有色金属工程, 2016,6(1):90-94.

[6]SUN Z,CHEN J,WANG X,et al. Heavy metal accumulation in native plants at a metallurgy waste site in rural areas of Northern China[J]. Ecol Eng, 2016,86:60-68.

[7]刘雷,杨帆,刘足根,等. 微波消解ICP-AES法测定土壤及植物中的重金属[J]. 环境化学, 2008,27(4):511-513.

[8]郭笑笑,刘丛,朱兆洲,等. 土壤重金属污染评价方法[J]. 生态学杂志, 2011,30(5):889-896.

[9]孙青,郑水林,李慧,等. 中国硼资源及硼泥资源化综合利用前景[J]. 地学前缘, 2014,21(5):325-330.

[10]JALEES M I,ASIM Z. Statistical modeling of atmospheric trace metals in Lahore, Pakistan for correlation and source identification[J]. Environ Earth Sci, 2016,75(9):842.

[11]孙春媛,赵文吉,郑晓霞,等. 北京城区土壤重金属空间分布及与降尘的关联性分析[J]. 中国科技论文, 2016,11(9):1035-1040.