台州市路桥区4种绿化类型土壤重金属污染特征及风险评价

吴才华 ，张晓勉，谢长明，岳春雷，李贺鹏，王 珺，徐 康

（1.台州市路桥区林特总站，浙江 台州 318050；2.浙江省林业科学研究院，浙江 杭州 310023）

重金属作为非生物降解型污染物，在环境系统中所产生的污染具有隐蔽性、长期性和不可降解性等特点，而且重金属易通过食物链在动植物体内积累，对生物和人体健康造成威胁，是自然环境中潜在的生态危害[1-5]。20 世纪以来，随着电子信息等高科技产业迅猛发展，电子技术的更新不断加快，全球越来越多的废旧电子和电器设备被淘汰。电子废物中含有大量的铜、镍、铅、镉等重金属，电子废物的拆解回收可以带来廉价的原材料和丰厚的利润。但是电子废物不合理的处理方式，导致有害重金属进入环境，对人类的身体健康和自然环境造成严重的危害[4-7]。

近年兴起的植物修复技术（phytoremediation）是一种绿色环保的重金属污染土壤原位修复技术，能在不破坏土壤生态环境的情况下，修复被污染的土壤[4,7-8]。运用城市园林绿化植物作为特色植物进行土壤重金属修复，已成为当前土壤重金属污染修复的研究热点[8-11]。而利用重金属污染土地培育重金属积累能力强的园林绿化苗木，既能逐步吸收土壤中的重金属元素又可以产生一定的经济效益还能美化环境，为重金属污染土壤安全利用提供了新模式和新尝试。本文选择浙江省台州市路桥区峰江街道重金属污染区域，通过对主要园林绿化类型土壤重金属污染情况对比研究，以期为园林植物在重金属污染土壤修复及安全利用等方面提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

浙江省台州市路桥区位于温黄平原东南侧，背山面海，丘陵平原相间，区内河道纵横，湖塘密布，属于亚热带季风气候，冬夏盛行风向分别为西北风和东南风，光照适宜，年平均气温为16.1℃，雨水充足，年降水量为1 441.9 mm。台州市路桥区峰江街道再生金属园曾是我国最大的电子废物拆解基地，于20 世纪70年代建厂，2015年前后关闭，存在将近50年，园区总占地107 hm2，包括园区周边小手工作坊，总占地面积达到10 km2。由于粗放的拆解工艺和小作坊的手工操作，使得电子废物中Cd，Cu，Pb，Zn 等重金属污染物及化学污染物得不到有效处理，拆解电子垃圾产生的残渣、污水经过污灌、渣堆等途径进入周围大片的农田和水域，造成严重污染[10,12]。

1.2 样品采集及分析

选择路桥区峰江街道分布比较广和比较有代表性的苗圃地、拆解园区（2015年已搬迁废弃）绿化带、拆解厂（2015年已搬迁废弃）内绿化带、城镇建成区道路绿化带4种绿化类型，采集各绿化类型土壤为研究对象。在峰江街道建成区及周边按4种不同绿化类型选择种植年代相近（2010年左右种植）的样地12个（表1），每个绿化类型选择3个，各样地乔木间距（3～5）m×（3～5）m，灌木间距（0.5～1）m×（0.5～1）m。2018年4 月，在每个样地以1.5 m 距离为半径，采取多点（4～5个）采集表层（0～20 cm）土壤混合样品，每个样地采集到混合样品运用四分法得到土壤样品1 kg，共采集土壤混合样品12个。以每个绿化类型对应的3个样地土壤重金属数据平均值为该绿化类型土壤重金属含量分析计算依据。土壤样品风干后磨碎，分别过20 目筛、100目塑料筛，备用[13]。

表1 采样点主要植物及坐标Table 1 Main plants and locations of samples

土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 全量测定采用盐酸（HCl）—硝酸（HNO3）—氢氟酸（HF）—高氯酸（HClO4）全分解法，其中Cu 和Zn 采用火焰法测定含量（HJ491-2009，GB/T17138-1997），Pb 和Cd 采用石墨炉法测定含量（GB／T17141－1997）。土壤pH 测定采用玻璃电极法测定（土水质量比为1.0:2.5）[14-15]。

1.3 评价方法

1.3.1 单因子污染指数法

单因子污染指数法计算公式为：

式中，Pi为土壤中重金属i 的单项污染指数；Ci为土壤中重金属i 的质量浓度，mg·kg-1；Si为重金属i 的评价标准[16-17]；下同。本研究以温黄平原土壤重金属环境背景上限值[10]为计算基准（表2），按公式（1）计算4种重金属的单因子污染指数。

本研究以国家《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）[18]二级标准作为参比值，对重金属污染浓度进行评价。

表2 相关土壤环境质量评价标准Table 2 The standards for evaluating the pollution of soil environmental quality

1.3.2 内梅罗综合污染指数法

内梅罗综合污染指数法是在单因子指数法基础上发展而来的，是目前国内外进行综合污染评价比较常用的方法之一。利用该方法不仅可以得出重金属的综合污染状况，还可以得到单项重金属因子的污染状况。另外，该方法是兼顾极值或突出最大值的计权型多因子环境质量评级方法，能够较全面地评价重金属的污染程度，内梅罗综合污染指数（P综）的计算公式[19-20]为：

式中，（Ci/Si）max为土壤中污染指数的最大值；（Ci/Si）ave为单项污染指数的算术平均值。本研究以温黄平原土壤重金属环境背景上限值[10]为计算基准，按公式（2）计算4种重金属的综合污染指数。表3 为重金属污染指数与污染程度的关系。

表3 污染指数评价标准Table 3 The standards for evaluating the pollution index

1.3.3 潜在生态风险指数评价法

潜在生态风险指数法（the potential ecological risk index）同时考虑了土壤中金属浓度、金属污染物的种类、金属毒性水平和水体对金属污染的敏感性四个影响因素，目前有较多的学者采用该方法进行土壤中重金属的生态危害评价[20-21]，潜在生态风险指数（RI）计算公式如下：

式中，Ei为重金属i 的潜在生态危害系数；为土壤中重金属i 的实测值；为重金属i 的参数值；Ti为重金属i 的毒性系数（Cd：30；Cu：5；Pb：5；Zn：1）。根据公式（3）计算土壤中重金属的生态危害指数，结合评价标准（表4）进行危害程度分析。

1.4 数据处理

采用Excel 2007，SPSS 21.0 进行数据分析。

表4 潜在风险评价标准Table 4 The standards for evaluating the potential ecological risk

2 结果与分析

2.1 重金属含量统计分析

由4种绿化类型表层土壤重金属含量统计分析结果（图1）可以看出，4种绿化类型表层土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 平均含量分别为594.57 mg·kg-1，717.92 mg·kg-1，692.90 mg·kg-1，4.18 mg·kg-1，均高于温黄平原土壤重金属环境背景上限值[10]和国家《土壤环境质量标准》（GB15618—1995）二级标准[18]（4种绿化类型表层土壤pH 均小于6.5）。通过对4种绿化类型表层土壤4种重金属元素含量的分析，可以看出研究区主要绿化类型土壤已经受到重金属污染，污染程度排序为Cd 最严重，其次为Cu，Pb，Zn。从空间差异看，土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 的变异系数分别为0.88，0.85，0.80，0.83，均大于0.8，表明4种重金属元素空间分布上存在较大差异，受到人类活动干扰明显。

2.2 重金属元素相关性分析

相关性研究可以用来分析污染重金属元素之间的相关性和来源异同，推断沉积物中重金属污染元素含量变化的影响因素[22]。对研究区不同绿化类型土壤中各重金属元素作Pearson 相关性分析，相关性系数和显著性检验结果见表5。由表5 可知，4种重金属元素中，Cu 和Pb，Cu 和Cd 之间相关性达到极显著水平（P＜0.01）；Cu 和Zn，Zn 和Pb，Zn 和Cd，Pb 和Cd 之间相关性达到了显著相关水平（P＜0.05）。研究区4种绿化类型表层土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 之间存在极强的线性关系，说明它们之间具有相当程度的同源特征，来自同一污染源的概率很大。有研究表明[23]，土壤沉积物中Cu，Pb，Zn，Cd 含量除受沉积母质“自然源”的影响外，更主要是受人为因素“人为源”的影响，路桥重金属污染与地质背景无必然联系，与土壤地质环境有一定关系，但主要由人为污染引起，特别与电子废弃物的不规范处置关系密切。

图1 不同绿化类型土壤重金属含量Figure 1 Heavy metal content of different greening types

表5 不同绿化类型土壤重金属元素相关系数Table 5 Relevance coefficient

2.3 土壤重金属污染评价

2.3.1 单因子污染指数评价 计算4种重金属单因子污染指数（表6）可以看出，Cu，Zn，Pb，Cd 单因子污染指数范围分别为1.22～29.55，1.12～11.07，1.07～31.28，2.24～35.20，平均值分别为14.16，5.79，16.34，18.01，4种重金属单因子污染指数平均值都大于3，说明4种重金属单因子污染都达到了重度水平，按平均值大小排序为Cd>Pb>Cu>Zn。

从不同绿化类型来看，苗圃地Cu，Zn，Pb 单因子污染指数均小于2，处于轻微污染水平；Cd 单因子污染指数介于2～3 之间，处于中度污染水平。城镇建成区道路绿化带Cu，Pb，Cd 单因子污染指数均大于3，为重度污染，Zn 单因子污染指数处于2～3 之间，为中度污染水平。拆解厂内绿化带和拆解园区道路绿化带Cu，Zn，Pb，Cd 单因子污染均指数大于3，为重度污染水平。

2.3.2 内梅罗综合污染指数评价 由研究区不同绿化类型内梅罗综合污染指数（图2）可以看出，4种绿化类型表层土壤重金属P综差别较大，4种绿化类型土壤中4种重金属P综分别为1.87，9.76，31.27，22.06，其中苗圃地P综介于1～2 之间，处于轻微污染等级；城镇建成区道路绿化带、拆解园区道路绿化带和拆解厂内绿化带土壤4种重金属P综都大于3，处于重度污染等级。

表6 单因子污染指数Table 6 Single factor pollution index

2.4 土壤重金属潜在生态风险分析

潜在生态危害指数法引入了毒性因子，弥补了内梅罗综合污染指数法未考虑评价因子对人类和生态环境的实际危害性等缺点，使评价更侧重于毒理方面，目前有较多的学者采用该方法进行土壤重金属生态危害评价[10,19-20]。通过计算4种重金属平均Ei可以看出（图3 中“E”柱），Cu，Zn，Pb，Cd 平均潜在生态风险系数（Ei）分别为70.78，5.79，81.71，540.43，其中Cd 平均Ei达到极强的风险水平，Pb 达到强的风险水平，Cu达到中等风险水平，Zn 为轻微的风险水平。Zn 由于其毒性系数相对较低，虽然超标率较高，但整体造成的生态危害并不大。

图2 不同绿化类型内梅罗综合污染指数Figure 2 Nemerow comprehensive pollution index for different greening types

图3 不同绿化类型RIFigure 3 Potential ecological risk index (RI) for different greening types

通过计算不同绿化类型土壤重金属的RI 可以看出（图3），4种绿化类型表层土壤重金属的RI 差别较大，其中苗圃地土壤4种重金属RI 为79.81，处于轻微生态风险水平；城镇建成区道路绿化带土壤4种重金属RI为381.30，处于强生态风险水平；拆解园区道路绿化带和拆解厂内绿化带土壤4种重金属RI 分别为962.39和1 242.03，均处于很强生态风险水平。综合RI 和P综可以看出，两者评价结论基本相符，但RI 比P综评价分级更为详细。

3 结论与讨论

3.1 结论

（1）研究区4种绿化类型表层土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 平均含量与国家《土壤环境质量标准》（GB15618—1995）二级标准相比已超标。相关分析表明4种重金属元素之间具有相当程度的同源特征，主要由人为污染引起，特别与电子废弃物的不规范处置关系密切。

（2）内梅罗综合污染指数表明，苗圃地处于轻微污染等级，城镇建成区道路绿化带、拆解园区道路绿化带和拆解厂内绿化带土壤4种重金属综合污染指数均处于重度污染等级。

（3）从不同绿化类型土壤重金属潜在生态风险评价可以看出，苗圃地处于轻微生态风险水平，城镇建成区道路绿化带处于强生态风险水平，拆解园区道路绿化带和拆解厂内绿化带均处于很强生态风险水平。

3.2 讨论

研究表明[10,24]，土壤重金属污染扩散途径主要有电子废弃物拆解产生的粉尘与焚烧产生的飞灰随大气沉降产生的污染和电子废弃物拆解点经雨水冲刷、淋溶下渗、地表径流造成的污染两个途径。研究区4种绿化类型土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 存在的不同程度污染，除各样地自身植物、土壤等因素外，从污染扩散途径角度可以解释为城镇建成区道路绿化带、拆解厂内绿化带、拆解园区道路绿化带距离污染源较近，受飞灰、雨水冲刷、地表径流污染较重；特别是拆解厂内由于焚烧、酸洗等作业方式使重金属干湿沉降进入厂区土壤更为直接；拆解园区道路绿化带除受整个园区拆解作业大环境导致的重金属干湿沉降外，还受到园区内大量运输电子废弃物的载重车辆尾气及含有大量重金属污染物的道路飞灰影响；城镇建成区道路绿化带与拆解园区道路绿化带所受重金属污染途径基本相同。苗圃地距拆解污染源相对较远，污染途径主要为零星废渣堆积导致的雨水冲刷、淋溶下渗、地表径流等，研究表明[23]焚烧和酸洗导致的重金属干湿沉降对土壤环境的影响明显大于废渣经雨水淋溶下渗等方式造成的影响，故苗圃地整体污染较轻。苗圃地Cd 单因子污染指数比Cu，Zn，Pb 较重，处于中度污染水平，部分原因可能为Cd 一般作为使用农药和化肥等农药活动的标识元素[19]，苗圃地以前为农地，之前种植农作物以及之后开展苗木生产过程中施肥、施农药等措施导致了土壤中Cd 含量较高。

研究表明[7,25-28]，土壤重金属植物修复技术与物理修复、化学修复相比具有独特的优势，植物修复土壤重金属分为两种，一种是种植重金属超富集植物，另一种是种植非重金属富集植物，园林植物多数为非重金属富集植物，但具有生物量大、根系发达等优势，不同园林植物均具有修复重金属污染土壤的潜力，在修复城市土壤重金属污染方面有着特殊意义，具有良好的推广和应用价值。研究区的苗圃地以前大部分为遭受重金属污染的农地，为实现重金属污染土壤的安全利用，当地采用建设苗圃开展园林绿化苗木生产的模式，目前该模式已成为当地面积最大、采用最广、综合效益最高的重金属污染土壤安全利用模式。相关研究也表明[27-28]，利用污染土地种植园林绿化苗木与物理修复、化学修复等措施相比，在治理效果的永久性、治理过程的原位性、治理成本的低廉性、环境美学的兼容性、后期处理的简易性等方面具有独特的优势；利用污染土地种植园林绿化观赏苗木，不会进行食物链的传递积累，减少了对人体的危害[26]，是一种相对比较安全的重金属污染土壤利用模式。