某铜选冶场地土壤重金属污染特征及风险评价

吴灿萍,周 罕,,陈 安,徐继刘,付 俊

(1.昆明理工大学国土资源工程学院,昆明 650093;2.中国有色金属工业昆明勘察设计研究院有限公司,昆明 650051;3.云南省岩土工程与地质灾害重点实验室,昆明 650051;4.云南铜业股份有限公司,昆明 650051)

【研究意义】重金属污染具有长期潜伏、不能降解、易被植物吸收、易迁移、污染来源多样和污染状况时空异质等特点[1],在采矿、选矿及冶金等工程活动中都不同程度地影响着周边的土壤及水体条件,直接或间接地对农作物及人体健康构成威胁[2]。研究土壤重金属污染特征,可为土壤污染防治提供科学指导,对改善周围土壤环境、保障周围人民群众生命健康有着重要意义。【前人研究进展】国内外学者在土壤重金属污染相关领域的研究主要通过分析土壤重金属含量、形态和空间分布以及土壤理化性质,同时结合污染物风险评价来反映土壤中重金属元素的污染程度、空间分布特征、迁移转化规律、生物可利用性及有效性、健康风险、生态风险等[3-8]。孙厚云等[9]分析了新疆东天山某铜矿区土壤重金属污染空间分布特征及来源,并进行了生态风险评价。陈文德等[10]运用单因子指数法、内梅罗指数法和生态危害指数法对香格里拉县雪鸡坪春都铜矿区土壤进行了污染评价。吕达[11]运用内梅罗综合污染指数法、单因子污染指数、潜在生态危害评价法及地累积指数法对冬瓜山铜矿区的重金属污染现状进行了综合评价。迪娜·吐尔生江等[12]对新疆奴拉赛铜矿周边土壤重金属污染的评价表明土壤重金属含量表现为矿区>尾矿区>农田,土壤重金属潜在生态风险指数0～30 cm表层高于30～70 cm深层土壤。程睿[13]对江西某铜矿弃渣场下游农田土壤污染的评价表明矿区酸性废水是下游农田土壤重金属来源的重要媒介,是导致土壤重金属超标的主要原因。【本研究切入点】通过测定铜选冶场地土壤中的Cd、As、Hg、Cu、Cr、Ni、Pb重金属含量,利用单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法、地累积指数法及潜在生态危害指数法分析研究区土壤污染状况,结合相关统计分析对场地重金属来源进行分析。【拟解决的关键问题】查明研究区域土壤重金属污染状况,评估重金属污染风险程度,以期为该区域土壤污染防治提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区处于澜沧江东侧山间河谷盆地边缘,山脉走向多为近南北向,地势东高西低,属深切割的中山地形,区内土壤类型主要为红壤和赤红壤。气候属亚热带高原型湿润季风气候,四季不分明,但干、雨季节区分较为明显。年气温变化在2.1～36.7 ℃,年平均气温17.2～20.1 ℃;每年5—10月雨季,年降雨量1033.5～1743.3 mm,平均1342.6 mm;年蒸发量1667.2～1920.4 mm,平均1827.12 mm。

选冶厂以铜矿石为原料,采用“堆浸—萃取—电积”工艺,生产电积铜产品,矿石中除Cu外,主要伴生As、Pb元素。厂区占地约368 280 m2,生产设施包括破碎车间、浸出车间、萃取车间、电积车间、工艺池(料液池、高位池、萃取液池、缓冲池)絮凝物处理装置等。

1.2 样品采集及处理

生产区土壤采用40 m×40 m网格进行布点,最大采样深度设置为3.0 m。厂区内池体、罐区、堆渣场下游等重点区域采用20 m×20 m布点,最大采样深度设置为6.0 m。所取样品装入聚乙烯袋中,土样除去杂物,经自然风干,研磨并过100目筛,土壤样品Cu、Ni、Cd、Cr、Pb采用原子吸收分光光度计测定,Hg、As采用原子荧光法测定(图1)。

图1 采样位置Fig.1 Sampling location

1.3 评价方法

1.3.1 单因子污染指数法 土壤中的某种重金属含量实测值与其评价标准的比值,反映了该重金属元素的污染程度[12,14]。

(1)

式中,重金属i的单因子污染指数用Pi表示;重金属i的实测值用Ci表示;重金属i的评价标准值用Si表示,本研究采用GB36600—2018《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》中筛选值。

1.3.2 内梅罗综合污染指数法 内梅罗综合污染指数法[12,15-16]兼顾了污染物的极大值和平均值,突出高浓度重金属对环境质量的影响,避免平均作用对权重的削弱,综合反映了土壤中不同污染物的污染。

(2)

式中,单因子污染指数最大值用Pmax表示;单因子污染指数平均值用Pave表示(表1)。

表1 单因子污染指数和综合污染指数分级Table 1 Classification of single factor pollution index and comprehensive pollution index

1.3.3 地累积指数法 地累积指数法[17](Index of geoaccumulation)综合考虑了自然地质过程中背景值和人为活动对重金属污染的影响。

(3)

式中,地累积污染指数以Igeo表示;重金属i的实测值用Ci表示;重金属i的背景值用Bi表示,本研究采用云南省土壤背景值;K为常数,一般K值取1.5(表2)。

表2 地累积指数分级Table 2 Classification of the geoaccumulation index

1.3.4 潜在生态风险评价 潜在生态危害指数法[16](Potential ecological risk index)结合了土壤重金属的含量、生态效应、环境效应与毒理学特征,综合了重金属的毒性及其在土壤和沉积物中的迁移转化规律[18],是沉积物质量评价中应用最广泛的方法之一。

(4)

式中,Ci为土壤重金属浓度实测值;Si为该元素的评价标准,文章中采用云南省土壤环境背景值作为参比值;Ti为金属元素i的毒性响应系数,参考相关文献[10,19]重金属Cu、Cr、Ni、Zn、Pb、Cd、As、Hg对应的毒性系数为5、2、5、1、5、30、10、40;重金属i的潜在生态危害单项指数用Ei表示;某一点位中多种重金属综合潜在生态危害指数用RI表示(表3)。

表3 单项潜在生态风险指数和综合潜在生态风险指数分级Table 3 Classification of individual potential ecological risk index and comprehensive potential ecological risk index

1.4 数据处理

运用Excel 2010进行土壤中重金属含量统计分析,SPSS 19.0分析土壤重金属相关性和主成分,其中相关性分析采用Pearson相关系数分析,主成分分析采用因子分析,经KMO检验和Bartlett球度检验后分析重金属元素成分载荷。

2 结果与分析

2.1 土壤重金属含量特征

研究区土壤pH为4.10～6.50,土壤呈强酸性至弱酸性。由表4可见,Cu、Pb、Cd、As、Hg 5种重金属元素的平均含量均高于云南省土壤背景值,且5种重金属含量平均值分别是云南省土壤背景算术平均值的2.93、1.08、5.46、3.59、6.21倍。Cu、Cd、As、Hg元素变异系数分别为1.28、1.60、1.85、1.96,均大于1,属于强变异,表明这4种元素含量变化大、离散程度高,受人为活动影响较大[9]。

表4 土壤重金属含量统计Table 4 Statistics of heavy metals in soil

2.2 土壤重金属污染评价

由表5可知,重金属污染程度由强至弱为Cr(13.06)>As(1.65)>Ni(0.12)>Pb(0.11)>Cu(0.07)>Cd(0.06)>Hg(0.05),单因子污染指数中Cr介于9.33～16.67,属于重度污染,而从其含量来看远低于土壤背景值含量,这与其评价标准中含量较低有很大关系。As介于0.04～14.93,属于轻度污染,其平均含量却远高于土壤背景值。其余Cu、Ni、Pb、Cd、Hg均为清洁状态,其中除Ni外,平均含量均超过土壤背景值含量,内梅罗评价法计算表明研究区土壤为重度污染。

表5 土壤重金属单因子污染指数及综合污染指数评价结果Table 5 Evaluation results of soil heavy metal about single factor pollution index and comprehensive pollution index

由图2可知,各重金属元素平均地累积程度为Hg(2.06)>Cd(1.87)>As(1.26)>Cu(0.96)>Pb(-0.47)>Cr(-1.32)>Ni(-1.84),其中Hg为中度累积,Cd、As为偏中度累积,Cu为轻度累积,Pb、Cr、Ni无累积,地累积指数分析表明场地重金属污染除背景值影响外,很大程度上还受人为影响[14]。

由表6可知,重金属潜在生态危害单项指数由强到弱为Hg(249.71)>Cd(164.14)>As(35.93)>Cu(14.64)>Pb(5.42)>Ni(2.12)>Cr(1.2),除Hg、Cd外的其余5种重金属Ei平均值均小于40,为轻微生态风险,Cd、Hg元素的Ei处于160～320,为很强生态风险,RI值介于300～600,研究区整体潜在生态风险等级划分为强。相关研究说明Cd、Hg生态风险较强除与含量有关,与其毒性较高也有很大关系。

表6 土壤重金属潜在生态风险评价结果Table 6 Evaluation results of potential ecological risk of soil heavy metals

2.3 土壤重金属来源分析

2.3.1 土壤重金属相关性分析 由表7可见,对各重金属元素相关性进行分析,Hg与Cu呈极显著正相关,2种元素具有较高的同源性。Pb、Cd、As 3种元素之间两两呈极显著正相关,说明3种元素化学性质相似,常常以伴生或共生的方式存在,来源具有高度同源性。

表7 土壤重金属元素相关性Table 7 Correlation among heavy metal elements in soil

2.3.2 土壤重金属主成分分析 土壤重金属主成分分析经KMO检验(>0.5)和Bartlett球度检验(P<0.001),分析结果具有统计学意义。分析正交旋转后因子载荷,由表8可见,其中提取4个特征值较大的成分,方差累计贡献率达88.07%,在一定程度上能够反映出场地土壤重金属元素来源情况。

表8 土壤重金属主成分分析矩阵Table 8 Principal component analysis matrix of soil heavy metals

第一主成分方差贡献率为34.13%,其中Cd、As、Pb元素具有较高载荷,分别为0.940、0.796、0.787,这与相关性分析结果一致;第二主成分方差贡献率为27.50%,其中Cu、Hg元素具有较高载荷,分别为0.951、0.929,与相关性分析中Hg、Cu呈显著相关的结果吻合。从含量分布来看,厂区表层土壤中铜含量相对较高,同时Pb、As为矿石伴生元素,几种元素变异程度高,相关性显著,受人为影响大。相关研究表明化石燃料燃烧和金属冶炼是Cd、Hg、As重金属的重要来源[20-21],且组合污染特征主要是人为源输入的结果[22],说明第一、二主成分重金属主要与场地选冶等工程活动相关[9,23];第三主成分方差贡献率为13.94%,其中Cr元素具有较高载荷;第四主成分方差贡献率为12.50%,其中具有较高载荷的重金属元素为Ni。Cr、Ni平均含量均低于土壤背景值含量,污染程度较低,且变异程度低,受人为因素影响较小,可能受研究区土壤背景值影响[24-25]。

3 讨 论

本研究中单因子评价风险较高的为Cr、As元素,地累积指数及生态风险评价风险较高的为Hg、Cd、As元素,一方面是因为选用了不同的评价标准,不同参考标准下评价结果存在差别[26];另一方面,不同评价方法是从不同角度出发,考虑不同因素下的影响,所得结果存在一定差异。例如,生态风险评价受重金属元素的毒性影响较大。曹阳等[27]在电石渣堆放场重金属生态风险分析中表明Hg、Cd、As生态风险较高;程嘉熠等[28]研究表明Hg、Cd是造成双台子河口区潜在生态风险的主要重金属污染因子。因此,土壤重金属污染评价应结合重金属含量、土壤背景值、重金属形态等方面,运用多种评价方法相互补充,才能更加全面、客观地反映重金属对环境的污染和潜在风险状况[2,29]。

矿产资源的形成本身就是元素富集的一个过程,矿业开发更加剧了元素的富集程度,在矿山开采以及各种工业活动的影响下往往存在重金属复合污染情况。张云等[3]对铜尾矿区的重金属污染分析表明尾矿库周边存在Cu、Cd、As重金属超标,程睿[13]研究表明铜矿弃渣场以铜污染最为严重,其次伴随有不同程度的Pb、Cd、As污染;吕达[11]研究表明冬瓜山铜矿区中As和Cu污染较为严重。在本研究中同样存在Cd、As、Hg 3种元素风险较高的情况,后续土壤污染治理应充分结合研究区重金属污染特征,制定相应的修复措施。

4 结 论

(1)研究区土壤中Cu、Pb、Cd、As、Hg 5种重金属元素的平均含量均高于云南省土壤背景水平,Cu、Cd、As、Hg 4种元素变异程度高,受人为影响大。

(2)单因子污染指数表明Cr属于重度污染,As属于轻度污染,其余重金属没有污染。地累积指数评价中Hg为中度累积,Cd、As为偏中度累积,Cu为轻度累积,其余重金属元素为无累积。潜在生态危害风险分析表明As、Cu、Pb、Ni、Cr 5种重金属潜在生态风险程度为轻微,Cd、Hg生态风险程度为很强,研究区整体为强生态风险。

(3)研究区土壤重金属污染受人类活动和自然因素共同影响。其中Cd、As、Hg元素风险较高,应重点关注并对场地进行污染治理,以改善土壤质量及周围环境。