典型钢铁冶炼场地重金属污染空间分布特征及风险评价*

黄波涛 钱诗颖 叶文娟

(上海市环境科学研究院,上海 200233)

土壤是人类生存和发展的物质基础,也是有毒金属污染物的重要汇集场所,而金属冶炼活动是土壤重金属污染的主要人为来源之一[1]。在推进产业结构调整、实现城市发展转型升级过程中,一些生产历史较长的工矿企业被关停搬迁,遗留的场地可能由于企业历史生产工艺落后、污染防治措施不到位等因素,冶炼飞灰、废渣、废水中的金属污染物进入到土壤环境中形成污染[2],[3]1513。土壤重金属污染具有持久性、隐蔽性、生物积累性强的特点,可通过食物链危害动植物及人类健康[4-5],为保障场地再开发利用的安全性,有必要对污染场地土壤重金属的空间分布、累积程度和健康风险进行研究和评价。

目前国内外已有较多与冶炼场地土壤重金属污染相关的研究报道,如李强等[6]5930研究某铅锌冶炼厂表层土壤的重金属污染状况,结果显示Cd、Pb污染严重,场地明显受人为污染;LI等[7]对华中某铜冶炼厂周边表层土壤、农作物和鱼类中的重金属进行了调查,发现土壤受到Cd、Cu、Pb和As的严重污染,且农作物和鱼肉中的重金属含量也超过相应的标准限值;彭驰等[8]统计了全球铜冶炼厂及周边土壤重金属污染富集情况,发现Cd和Cu累积最为严重。尽管如此,已有的报道多数集中在有色金属冶炼厂及其周边土壤的污染状况,且主要针对表层土壤污染状况进行评价[9-11],而对于钢铁冶炼厂内部土壤的重金属污染特征、空间分布与成因等研究相对较少。

本研究通过场地调查,结合描述性统计、地累积指数评价、潜在生态风险评价、健康风险评价等,掌握研究场地土壤重金属的空间分布特征、污染程度、生态风险水平及人体健康风险水平,以期为钢铁冶炼场地污染土壤的治理和修复提供数据支撑。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

研究区域为上海某钢铁冶炼厂的部分区域,该地块从事钢铁生产的历史悠久,于20世纪30年代建成,2018年关停,本次调查区域面积约为14.5万m2。该场地运行期间存在多次生产工艺、建筑物及构筑物的变更,停产前场地内主要为该厂的除尘区、钢渣处理区、扒渣厂房、废钢配料间、办公区等。

场地所在区域的地貌类型为冲积平原,地势平坦。地表有地坪,部分区域硬化地坪极厚,可达1.5 m,往下上层土壤为杂填土,夹杂少量建筑垃圾,厚约0.7～2.7 m;下层为粉质黏土,厚约0.5～2.2 m;最下为淤泥质粉质黏土,土质密实。

1.2 样品采集与分析测试

场地内土壤采样点的设置依据《建设用地土壤污染状况调查技术导则》(HJ 25.1—2019)和《建设用地土壤污染风险管控和修复监测技术导则》(HJ 25.2—2019),结合专业判断布点法和系统布点法,在研究区域内共设置了83个土壤采样点。每个土壤采样点采用Geoprobe原状土壤钻机高频冲击钻探取样。取出的土柱根据土层性质(杂填土、粉质黏土、淤泥质粉质黏土)采集表、中、深层各1个样品。同层土壤根据便携式土壤重金属检测仪(BRUKER S1 TITAN800)现场快筛结果最高值确定每个土层采样部位,取样时将部分颗粒较大的碎石砖块挑出,称取约1 kg土壤样品进行检测分析。采样深度一般为表层(0.2～1.5 m)、中层(1.5～4.0 m)、深层(4.0～6.0 m),其中个别点位由于地坪较厚,表层采样深度为2.0～3.0 m、中层为5.0～6.0 m、深层为6.0～8.0 m。研究场地共采集土壤样品249个,采样点分布示意图见图1。

图1 研究区域采样点分布示意图Fig.1 Distribution of sampling points in the study area

采集的土壤样品混匀后用四分法缩分,缩分后在室温避光条件下风干,去除植物残体及碎石砖块等杂物,研磨过100目尼龙筛,充分混合后待测。样品中As、Cd、Cu、Pb、Hg、Ni的检测采用《土壤环境建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 36600—2018)中推荐的测试方法。每个样品重复测定3次,实验室空白检测值、样品加标回收率及平行样间相对标准偏差均满足质控要求。

1.3 评价方法

参考上海市土壤环境背景值[12]及GB 36600—2018的第二类用地筛选值,采用描述性统计分析研究区内土壤重金属的数据特征;其次,采用MULLER[13]提出的地累积指数法评价表层土壤重金属的污染水平;在此基础上,采用HAKANSON潜在生态风险指数法[14]评价表层土壤重金属的生态风险;人体健康风险评价则采用美国环境保护署(USEPA)公布的健康风险评价模型[15]开展暴露计算与风险表征。

上述评价方法使用的计算公式、分级方法及所涉及常规参数等参照文献[13]至[17],其中地累积指数按照(-∞,0]、(0,1]、(1,2]、(2,3]、(3,4]、(4,5]、(5,+∞) 7个区间划分为无污染、轻污染、中污染、中-重污染、重污染、重-极重污染、极重污染;单项重金属与场地综合潜在生态风险指数分别按照(0,40]、(40,80]、(80,160]、(160,320]、(320,+∞)与(0,100]、(100,200]、(200,400]、(400,800]、(800,+∞)划分为轻微、中等、较强、强、极强风险5个等级。健康风险评价模型相关参数的取值参照《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(HJ 25.3—2019)中推荐值与文献[15]、[18],重金属不同暴露途径的参考剂量和斜率因子参考李剑峰等[19]的研究。

2 结果与讨论

2.1 土壤重金属分布特征

场地内土壤(包括表层、中层、深层)中的6种重金属(As、Cd、Cu、Pb、Hg、Ni)含量统计情况见表1。6种重金属均100%检出,其中Cd、Cu、Pb、Ni的平均质量浓度高于上海市土壤环境背景值;As和Pb的最高值分别为82.60、1 320.00 mg/kg,分别为GB 36600—2018中规定的第二类用地筛选值的1.38、1.65倍;Cd、Pb的最大检出值分别为背景值的151.45、52.80倍。

表1 土壤中重金属统计分析Table 1 Statistical analysis of heavy metal in soil

通常而言,变异系数越大,表明土壤样品中金属含量的离散程度越高,受人类工业活动的影响也越大[20-21]。研究场地内土壤重金属变异系数表现为Cd>Pb>Hg>Cu>As>Ni,其中Cd和Pb的变异系数高达367.59%、207.38%,属于强变异(变异系数大于100%);其他4种重金属的变异系数介于50%～100%,变异程度中等。这表明研究场地受人类生产活动影响明显。

采用反距离权重插值法绘制场地各采样点表层土壤中6种重金属含量的空间分布图(见图2)。该场地土壤中As、Cd、Cu、Hg、Ni和Pb 6种重金属主要呈现局部性点状富集特征,这与其他冶炼场地的分布特征相似[22]484。其中As的高值区主要分布在钢渣处理区、废钢配料间;Hg的高值区主要位于扒渣厂房;Cu的高值区主要分布在钢渣处理区、废钢配料间和扒渣厂房;Ni的高值区主要分布在除尘区和废钢配料间;Cd和Pb的高值区相似性较高,主要集中在钢渣处理区。

图2 表层土壤重金属空间分布Fig.2 Spatial distribution of heavy metal in surface soil

综合来看,多数重金属的空间分布集中在钢渣处理区、扒渣厂房和废钢配料间,具有集中分布和复合污染的特点。这些区域的装卸、运输、配料、干燥等工艺过程中可能存在废水和废渣的泄漏,其中的重金属可随地表径流和土壤下渗等方式迁移扩散,从而引起局部的重金属含量过高[6]5936,[23]。

土壤中重金属随深度的分布特征反映了重金属元素在土壤中垂向迁移的能力[22]485。从各项重金属的垂直分布(见图3)来看,研究场地内As、Cd等6种重金属平均浓度呈现自上而下逐渐降低的趋势,且浓度最高值均分布在表层土壤中,Cd、Pb在表层的变异系数超过100%,其他4种重金属在表层的变异系数超过50%,空间分布不均匀;深层的淤泥质粉质黏土的重金属含量及变异系数较低,表明受外界影响较小。这与其他工业场地的重金属垂向分布情况一致[24]。

图3 土壤重金属垂向分布Fig.3 Vertical distribution of heavy metal in soil

表层的土壤为杂填土,被混凝土、建筑垃圾等固体废物覆盖,受到长期的人为干扰影响,重金属可通过侵蚀或与固体废物融合而扩散到表层土壤中。另外杂填土中含有石英、蒙脱石等黏土矿物对重金属具有一定的吸附作用,使得大部分重金属在表层土壤中稳定累积[25]。同时,研究场地的土壤为碱性(pH平均值为9.3),高pH环境会导致重金属的吸附和沉淀[26]。中层和深层土壤中的重金属含量逐步降低,可能是由于粉质黏土和淤泥质粉质黏土的渗透系数也逐渐降低,在一定程度上阻止了重金属元素向土壤下层迁移[27-28]。

2.2 土壤重金属污染评价

该钢铁冶炼场地表层土壤重金属地累积指数分级情况见表2。地累积指数平均值表现为Cd>Pb>Cu>Ni>As>Hg。研究区表层土壤中Cd、Pb存在无污染至极重污染;As、Cu、Ni存在无污染至中-重污染;Hg存在无污染至中污染。重金属达到轻污染及以上的样品比例排序为Cd(71.08%) = Pb(71.08%) >Cu(44.58%) >As(14.46%) = Ni(14.46%) = Hg(14.46%)。Cd和Pb的重污染及以上的样品数量相对较多,分别占总样品数的8.43%、3.61%。

表2 表层土壤重金属地累积指数分级情况Table 2 Classification of heavy metal accumulation index in surface soil

该钢铁冶炼厂的钢渣处理工艺主要是对浸泡冷却后的钢渣切割或落锤破碎,随后进行筛分和精加工,这个过程中易产生大量的粉尘。Cd和Pb的沸点较低,容易赋存于飞灰等细颗粒物中[29],在处理过程中可随细颗粒物逸散或进入冷却水中,从而扩散到土壤环境。因此在钢铁冶炼场地,尤其是钢渣处置、配料、堆放等相关区域,应着重关注土壤中Cd、Pb的累积。

2.3 土壤重金属潜在生态风险评价

表层土壤重金属潜在生态风险指数分级情况(见表3)显示,潜在生态风险指数平均值表现为Cd>Hg>Pb>As>Cu>Ni。Ni均为轻微风险;As、Cu、Pb主要为轻微风险,中等风险及以上样品占比在5%以下;Hg风险水平以轻微、中等为主,较强风险及以上的样品占比为7.23%;Cd的风险相对较高,较强风险及以上的样品有43个,占比51.81%。

表3 表层土壤重金属潜在生态风险指数分级情况Table 3 Classification of potential ecological risk index of heavy metal in surface soil

表层土壤综合潜在生态风险指数空间分布见图4。研究区整体处于轻微至极强风险等级,中等风险及以上样品占比73.49%,较强风险及以上样品占比38.55%。整体而言,研究区生态风险较高,Cd为生态风险的主要贡献因子。场地内不同区域的的生态风险差异较大,场地内处于极强生态风险的区域主要为钢渣处理区和废钢配料间,仓库、汽水加工房、储气罐等区域主要为轻微至中等生态风险。可见,冶炼过程中,生产区的土壤重金属生态风险最为明显且严重[3]1519。

图4 表层土壤重金属综合潜在生态风险指数空间分布Fig.4 Spatial distribution of comprehensive potential ecological risk index of heavy metal in surface soil

2.4 土壤重金属人体健康风险评价

将土壤中6种重金属的检出最高值作为最大暴露浓度进行人体健康风险评价,计算成人与儿童的致癌、非致癌风险指数(见表4、表5)。表4显示,6种重金属对成人与儿童的非致癌风险表现为Pb>As>Cd>Ni>Cu>Hg,其中,Pb、As为该场地土壤重金属非致癌风险的主要贡献元素,儿童经口摄入非致癌健康风险指数最大值均大于1,因此认为这两种重金属主要通过经口摄入途径对儿童健康造成不良影响;其他重金属在不同暴露途径中的非致癌健康风险指数均小于1,对人体健康影响相对更小[30]。致癌健康风险指数显示,Cd和As的儿童致癌健康风险指数≥1×10-4,其中Cd的儿童经口摄入风险指数为1.01×10-4,因此部分采样区域可能对儿童的健康构成潜在致癌风险,且致癌的暴露途径主要为经口摄入;Pb、Ni在不同暴露途径中的致癌健康风险指数均小于1×10-4,对人体不产生致癌风险或风险可接受[31]。

表4 土壤重金属非致癌健康风险指数Table 4 Non-carcinogenic health risk index of heavy metal in soil

表5 土壤重金属致癌健康风险指数Table 5 Carcinogenic health risk index of heavy metal in soil

通过模型计算健康风险具有一定程度的不确定性,不能完全代表真实情况,但对于潜在的健康风险仍应保持警惕,因此需着重管控研究区内Cd、Pb、As的污染区域,以免产生不利影响。

3 结 论

(1) 统计结果表明,研究区域土壤重金属含量主要在表层杂填土积累,其中Cd和Pb变异系数大于100%,为强变异,受到钢铁冶炼活动的影响较大;表层土壤重金属的空间分布表明,重金属的累积主要位于扒渣厂房、钢渣处理区和废钢配料间,且有集中分布与复合污染的趋势。

(2) 地累积指数评价结果显示,Cd和Pb的污染相对较为严重,重污染及以上的样品比例分别为8.43%、3.61%。潜在生态风险评价结果表明,研究场地整体的生态风险较高,中等及以上风险样品占比73.49%,Cd为研究区生态风险的主要贡献因子。

(3) 人体健康风险评价结果表明,Pb、As为该场地土壤重金属非致癌风险的主要贡献元素,可能通过经口摄入途径对儿童健康造成不良影响;Cd、As可能对人体具有潜在的致癌风险。有必要对研究区内Cd、Pb、As的污染区域加强管控,以免产生不利影响。