湖南省某冶煉廠周邊農田土壤重金屬污染及生態(tài)風險評價

陸泗進，王業(yè)耀，何立環(huán)

中國環(huán)境監(jiān)測總站 國家環(huán)境保護環(huán)境監(jiān)測質量控制重點實驗室，北京 100012

近年來，隨著工農業(yè)生產的迅速發(fā)展，土壤重金屬污染問題日益嚴重，尤其是冶煉區(qū)周邊的農田土壤，進而對農產品品質造成污染，并對畜禽及人體構成威脅和危害［1-4］。因此，研究土壤尤其是農田土壤重金屬分布特征，并對土壤重金屬進行生態(tài)風險評價具有十分重要的意義。

當前，國內外對土壤重金屬污染物研究主要集中在研究土壤中重金屬的污染現狀、來源識別、形態(tài)分析、污染評價等方面［5-9］。常用的土壤重金屬污染評價方法包括:單因子污染指數法、內梅羅綜合污染指數法、地質累積指數法等。同時，研究人員也開始采用Hakanson潛在生態(tài)風險指數法等對土壤重金屬的生態(tài)風險進行評價。另外，由于重金屬不同的存在形態(tài)可能會產生不同的環(huán)境效應，并直接影響到重金屬的生物有效性、毒性、遷移以及在自然界的循環(huán)［10］。因此，研究重金屬的形態(tài)分布可以提供更為詳細的重金屬元素生物可利用性和潛在生態(tài)風險信息［10-12］。目前，基于重金屬有效態(tài)的生態(tài)風險評價，如采用風險評價代碼(RAC)評價重金屬生態(tài)風險等逐步在開展中［13-14］。重金屬風險評價代碼法主要關注重金屬有效態(tài)，特別是水溶態(tài)和可提取態(tài)的生態(tài)風險，為開展重金屬生態(tài)風險評價提供了另一種新的思路。但重金屬風險評價代碼法只能評價出單個重金屬的生態(tài)風險，對于多種重金屬綜合的生態(tài)風險尚不能評價。如何能將重金屬風險評價代碼法和Hankanson潛在生態(tài)風險指數法(RI)各自的優(yōu)勢結合起來開展土壤重金屬的生態(tài)風險評價，還需要大量基礎研究。

以湖南省某冶煉廠區(qū)周邊農田土壤為研究對象，分析其重金屬的污染特征、可能來源以及形態(tài)分布，在此基礎上運用風險評價代碼法和潛在生態(tài)風險指數法評價其生態(tài)風險，以期為重金屬污染耕地治理和污染耕地利用提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)位于湖南省郴州市某冶煉廠周邊暫無耕種的農田土壤。該地位于東經113.042 98°～113.044 37°，北緯 25.692 1°～25.716 2°。當地屬亞熱帶溫濕氣候，雨量充沛，氣候溫和，年平均氣溫17.1℃，年平均降水量1 538.3 mm。研究區(qū)地形以山地、丘陵為主，土壤主要為黃色黏土。

1.2 樣品的采集與分析

在該區(qū)域的農田土壤按照網格法布設采樣點位(100 m×100 m)，共采集土壤樣品35個，采樣深度為0～20 cm，在小范圍內多點采樣后混合為一個樣，然后用四分法選取1 kg土壤。為防止樣品間的交叉污染以及采樣工具之間的污染，采樣中一律使用塑料工具操作。土壤樣品最終密封保存在塑料袋中待測。樣品采集后，剔除石塊、生物殘骸與植物碎片，置于陰涼干燥處風干后，研磨，并過0.25 mm篩后備用。

1.3 重金屬總量和化學形態(tài)分析

采用硝酸－氫氟酸－高氯酸高溫溶解土壤樣品進行消解，利用電感耦合等離子質譜法(Perkin-Elmer 3300 DV)測定土壤中 Cu、Pb、Zn、Cr;Cd 采用AAS(Hitachi 508)測定;As采用 AFS(AFS-1201)測定;Hg采用氫化物發(fā)生－原子熒光法測定。分析中同時包含3個土壤國標樣的質量控制，質控樣測定均值、偏差都在規(guī)定要求范圍內，平行樣測定含量相對偏差均在10%以內［11］。

重金屬元素化學形態(tài)分析采用歐共體修正的BCR連續(xù)提取法。BCR法的提取步驟如下［12］:1)采用0.1 mol/L醋酸(HOAc)40 mL在室溫(25℃)下提取，提取液中重金屬含量表示可溶態(tài)和交換態(tài)部分的重金屬總和，文中以F1表示;2)上一步提取殘留物繼續(xù)用0.1 mol/L鹽酸羥胺(NH2OH·HCl)40 mL(pH=2.0)在室溫(25℃)下提取，提取液中重金屬含量表示可還原態(tài)部分的重金屬，文中以F2表示;3)上一步提取殘留物繼續(xù)用8.8 mol/L雙氧水(H2O2)20 mL分兩次在室溫下消化1 h后，恒溫水浴［(85+2)℃］消化1 h，冷卻至室溫后，用 0.1 mol/L醋酸銨(NH4OAc)50 mL(pH=2.0)在室溫(25℃)下提取，提取液重金屬濃度代表可氧化態(tài)部分的重金屬，文中以F3表示;剩下的部分即為殘渣態(tài)，文中以F4表示。詳細步驟及計算見參考文獻［12，15-16］。本次研究采用的 BCR 連續(xù)提取方法得到的7種重金屬的回收率范圍為91%～94%。

1.4 土壤重金屬生態(tài)風險評價

分別采用風險評價代碼(RAC)法和Hakanson的潛在生態(tài)風險評價(RI)開展了潛在生態(tài)風險評價［14，17］。潛在生態(tài)風險評價法的參比值采用湖南省土壤重金屬的背景值［18］，毒性系數采用Zn=1＜Cr=2＜Cu=Ni=Pb=5＜As=10＜Cd=30＜Hg=40［19］。土壤重金屬的潛在生態(tài)風險分級標準見表1［20］。RAC法基于BCR連續(xù)提取法獲得的F1的值的百分比對重金屬生進行態(tài)風險評價［13-14］。RAC法分級標準如下:F1(%)＜1，無風險;1～10，輕微風險;11～30，中等風險;31～50，高風險;＞50，極高風險。

表1 土壤重金屬的潛在生態(tài)風險分級標準

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬含量及污染狀況

由于土壤重金屬污染的非均勻性，采用最小值、10%值、25%值、中位值、75%值、90%值、最大值、平均值、標準差、變異系數等指標對研究區(qū)35個土壤樣品進行統(tǒng)計分析，7種重金屬含量特征見表2。

表2 35個土樣中重金屬總量測定

土壤重金屬含量整體特征為Cd濃度范圍0.2～10.4 mg/kg，中位值1.5 mg/kg，平均值2.8 mg/kg，標準差2.5;Hg濃度范圍0～2.3 mg/kg，中位值 0.2 mg/kg，平均值 0.6 mg/kg，標準差1.1;As濃度范圍9.1～263 mg/kg，中位值47.0 mg/kg，平均值57.2 mg/kg，標準差31.2;Pb濃度范圍6.8 ～2 355 mg/kg，中位值81.0 mg/kg，平均值226.5 mg/kg，標準差303.4;Cr濃度范圍1.5～301 mg/kg，中位值 90.3 mg/kg，平均值 99.7 mg/kg，標準差 61.5;Cu濃度范圍 14～172 mg/kg，中位值 46.4 mg/kg，平均值 60.5 mg/kg，標準差13.1;Zn濃度范圍123～759 mg/kg，中位值331 mg/kg，平均值347.1 mg/kg，標準差50.8。

重金屬變異系數除Hg、Pb略高外，其余5種均較低，說明 Cd、As、Cr、Cu、Zn 等空間差異均不大，且受外界狀況影響可能比較一致，這也反映重金屬在該區(qū)的來源可能具有同源性，表明該區(qū)域農田土壤主要受到冶煉廠生產的影響。此外，變異系數較低也說明，布設35個采樣點的土壤重金屬含量基本能反映出研究區(qū)農田土壤重金屬的整體狀況。

依據土樣的pH不同選用相對應的《土壤環(huán)境質量標準》(GB 15618—1995)中的二級標準，采用單因子指數法對7種重金屬進行了評價，上述土樣中7種重金屬都存在不同程度的超標。其中超標最嚴重的為Cd，超標率達到95.1%;其次是As，超標率為85%。7種重金屬超標率大小順序為Cd＞As＞ Pb＞Zn＞ Cu ＞Hg＞ Cr。按照單因子評價分級標準，Cr、Cu污染指數均在3以下，表明污染相對較輕。污染指數大于5屬重度污染比例最高的是 Cd(35.3%)，然后是 As(13.5%)、Pb(11.2%)。這表明土壤各重金屬均有一定程度的積累和超標，其中，Cd在采樣區(qū)土壤中發(fā)生了明顯的積累，污染可能較重。

地質累積指數法被廣泛應用于土壤及沉積物中重金屬的污染評價［8，21-22］。背景值采用湖南省土壤重金屬背景值［18］，不確定系數取值為1.5。地質累積指數法對7種重金屬污染程度的計算結果表明，研究區(qū)土壤中Cr、Hg都處于輕度污染或未污染程度;Cu除個別采樣點處于偏中度與中度污染水平，其余采樣點污染程度不明顯;土壤中Pb、As、Cd環(huán)境生態(tài)污染較嚴重，個別采樣點達到重度污染水平。地質累積指數法的計算結果也印證了單因子評價法的評價結論，該區(qū)域各重金屬均有不同程度的污染，且 Pb、As、Cd污染較重。地質累積指數法與單因子污染指數法相比，地質累積指數法考慮了人為污染因素、環(huán)境地球化學背景值，尤其是考慮到自然成巖作用可能會引起背景值的變動因素，在直觀判別重金屬污染級別上具有明顯優(yōu)勢。但由于該方法尚未能判別重金屬對生物的毒性以及區(qū)分各因子的不同污染貢獻比，因此想進一步分析重金屬生態(tài)風險還需要采用風險評價代碼法和潛在生態(tài)風險指數法來進行評價。

與國內的相關報道對比［23-27］，研究區(qū)域土壤Cd、Pb、As的含量也偏高。因此，應當注意該區(qū)域土壤重金屬污染，尤其是Pb、As、Cd等污染及其帶來的生態(tài)風險。

2.2 土壤重金屬相關性分析和聚類分析

統(tǒng)計學中的相關性分析已經被廣大國內外學者廣泛應用于研究土壤重金屬的領域［5］。由研究區(qū)域土壤重金屬之間的相關性情況(表3)可以看出，Zn 與 Cd、As、Hg及 Cd 與 Cu、Pb、As在土壤中均呈現顯著的正相關性，說明其地球化學性質相似，表明其可能具有相同的污染源;As、Cu及Hg、Cd均呈現中度正相關性。另外，Cd、Zn與有機質(OM)呈現顯著相關性，表明Cd、Zn的富集可能與土壤中的有機質含量有關。

表3 采樣區(qū)土壤重金屬之間的相關系數

同時采用歐氏距離方法將所研究的7種重金屬元素進行變量水平的聚類分析，該結果進一步表明，所研究的7種重金屬主要可以分成3種主成分，總共貢獻率達到了 95%。Pb、As、Zn、Cd 4種元素主要構成第一主成分，貢獻率為55.8%;Cr、Hg兩者主要構成第二主成分，貢獻率為24%;Cu元素構成第三種主成分，貢獻率為14%。這表明，研究區(qū)大部分重金屬元素來源可能比較接近，可能主要來自于人為污染，即冶煉作業(yè)造成的污染。Cu元素與其他元素之間的相關系數差別較大，說明Cu可能還有其他的污染來源。有研究認為，Cu主要受地球化學成因影響［28］，但也可能與農業(yè)生產有關:如有研究表明，鄱陽湖地區(qū)有施用人畜類便等有機肥的耕作習慣，而飼料中的Cu含量較高，動物糞便被施用到農田中后，可能會導致土壤中Cu含量增加［29］。

綜上，冶煉“三廢”的排放可能是導致研究區(qū)域農田土壤重金屬含量升高的主要原因。因此，應當進一步重視該地區(qū)農田土壤的安全監(jiān)控和生態(tài)風險。

2.3 重金屬風險評價代碼評價

采用改進的BCR連續(xù)提取法測定了土壤中重金屬水溶態(tài)和可提取態(tài)(F1)、可還原態(tài)(F2)、可氧化態(tài)(F3)、殘渣態(tài)(F4)等4種形態(tài)的含量，35 個土樣中 Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn 各形態(tài)的含量分布情況見表4。

表4 土壤中7種重金屬不同化學形態(tài)的組成百分比 %

在重金屬有效態(tài)中，Cd的水溶態(tài)和可提取態(tài)最高(F1，平均值達到33.1%)，重金屬水溶態(tài)和可提取態(tài)一般指被存在于土壤溶液或者被土壤膠體表面非專性吸附且能被中性鹽取代的，同時也易被植物根部吸收的部分，其對環(huán)境變化敏感，易于遷移轉化，可以直接被植物富集和利用［30］。所以水溶態(tài)和可提取態(tài)在BCR所有提取形態(tài)中對環(huán)境和生物的危害及毒性程度最高，且Cd元素的毒性相對較大，因此Cd的潛在生態(tài)風險不可忽視。

在重金屬有效態(tài)中，Pb、Cu、Zn的 F2、F3這兩部分含量較高，兩部分之和的平均值分別可達到27.0%、29.3%、30.4%。碳酸鹽結合態(tài)是指重金屬元素在土壤中與碳酸鹽礦物等形成的共沉淀結合態(tài)，這部分重金屬對土壤pH變化敏感，土壤pH降低，這部分重金屬就會釋放出來。鐵錳氧化物結合態(tài)就是重金屬被土壤中鐵錳氧化物吸附或本身就成為氫氧化物沉淀的一部分，這部分重金屬不易釋放。但土壤的pH和氧化還原電位變化對重金屬鐵錳氧化物結合態(tài)有重要影響。當氧化還原電位降低時，這種結合形態(tài)的重金屬鍵可以被還原成為生物可利用態(tài)［10-11］。因此，Cu、Zn的潛在生態(tài)風險也值得進一步關注。此外，Cd、Pb、Cu、Zn的有效態(tài)含量較高可能與當地土壤酸性較強有關。

F4含量最高的是 Hg、As、Cr，平均值分別為91.0%、73.1%、77.2%，可認為 Hg、As、Cr在環(huán)境中是惰性的，對生物的毒性較弱。

依據 Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn 7 種重金屬水溶態(tài)和F1含量百分比，采用風險評價代碼方法對其生態(tài)風險進行評價。結果表明，Cd所有點位均存在生態(tài)風險，為中、高和極高生態(tài)風險(所占比例分別為42.7%、52.8%、4.5%)。可見，Cd存在很大的生態(tài)風險。

Cu有61.2%的點位屬于低生態(tài)風險，38.8%的點位屬于中度生態(tài)風險;Zn全部為中度生態(tài)風險。由前可知，Cu和Zn的F2、F3這兩部分含量也較高。因此，當土壤pH和氧化還原電位發(fā)生變化時，這部分Cu、Zn也可能會游離出來成為水溶態(tài)和可提取態(tài)，因此 Cu、Zn生態(tài)風險不容忽視，特別是Zn的生態(tài)風險，應引起關注。

Hg有2個點位為低生態(tài)風險(所占比例為5.7%)，其余點位均無生態(tài)風險。結合重金屬形態(tài)分析結果，Hg主要以殘渣態(tài)存在于土壤中。因此，Hg的生態(tài)風險較低。Cr全部點位均為低生態(tài)風險。As主要以低生態(tài)風險為主(所占比例為77.2%)，有8個點位屬于中度生態(tài)風險(所占比例為22.8%)。Pb主要以低生態(tài)風險為主(所占比例為80%)，有7個點位屬于中度生態(tài)風險(所占比例為20%)。結合重金屬形態(tài)分析結果，As的F3含量所占比例較高(17.3%)、Cr和Pb的F2含量所占比例較高(14.1%、18.1%)，因此，當土壤pH和氧化還原電位發(fā)生變化時，這部分As、Cr、Pb可能也會游離出來成為水溶態(tài)和可提取態(tài)，可見，研究區(qū)As、Cr、Pb可能存在一定的潛在生態(tài)風險。

綜上，重金屬風險評價代碼評價結果表明，該研究區(qū)土壤Cd的生態(tài)風險最高，Cu、Zn的生態(tài)風險次之，As、Cr、Pb的生態(tài)風險也不能忽視。

2.4 重金屬潛在生態(tài)風險評價

重金屬風險評價代碼法主要關注重金屬有效態(tài)，特別是水溶態(tài)和可提取態(tài)所存在的風險，但該方法只能評價出單個重金屬的生態(tài)風險，對于多項重金屬所存在的綜合的生態(tài)風險尚不能評價。為此，本研究還采用Hakanson的潛在生態(tài)風險指數法對研究區(qū)土壤的重金屬生態(tài)風險進行了評價，結果見表5。

表5 重金屬潛在污染評價

由表5可知，Cd的潛在生態(tài)風險程度最大，6.7%的采樣點Cd達到中等生態(tài)風險，13.3%的采樣點Cd達到強生態(tài)風險，33.3%的采樣點Cd達到很強生態(tài)風險，46.7%的采樣點Cd達到極強生態(tài)風險;Hg的潛在生態(tài)風險程度次之，以很強或較強生態(tài)危害為主;Pb、As處于中等的生態(tài)風險;Cr、Cu、Zn均屬輕度生態(tài)風險。由上述7種重金屬的潛在生態(tài)危害系數的均值來看，其潛在生態(tài)危害大小順序:Cd(324)＞Hg(125.4)＞Pb(35.1)＞As(15.2)＞Cu(8.7)＞Zn(5.9)＞Cr(3.0)。

多種重金屬的綜合潛在生態(tài)風險指數(RI)的范圍為46.4～1 627.5。14.3%的采樣點處于輕微生態(tài)風險程度，25.7%的采樣點處于中等生態(tài)風險程度，45.7%的的采樣點處于強生態(tài)風險程度，14.3%的采樣點處于很強的生態(tài)風險程度。35個采樣點中除5個點位外，其余30個點位都達到了中等及以上的風險程度。可見，該區(qū)域農田土壤重金屬存在很高的生態(tài)風險，可能會存在農產品安全隱患。此外，重金屬Cd是在潛在生態(tài)危害中占有較大的貢獻率，不同釆樣點的Cd潛在生態(tài)危害系數與相應的RI具有較好的一致性，這可能主要與Cd潛在生態(tài)危害較大有關。該地區(qū)Cd的生態(tài)風險應引起高度關注。

另外可以看出，Hankanson的潛在生態(tài)風險指數法的結果與重金屬風險評價代碼評價結果不完全一致，原因可能是潛在生態(tài)危害指數法引入了反映重金屬毒性水平和生物對重金屬污染敏感程度的毒性系數，潛在生態(tài)風險指數法可以使不同種類重金屬的毒性水平在評價中體現出來，它將重金屬的生態(tài)效應、環(huán)境效應與毒理學聯系在一起，但基于重金屬總量;而重金屬風險評價代碼法主要關注重金屬有效態(tài)，特別是水溶態(tài)和可提取態(tài)所存在的風險，因此造成兩者的評價結果不完全一致。比如，Hg的毒性系數為40，As的毒性系數為10，Zn的毒性系數為1;而Hg的水溶態(tài)和可提取態(tài)含量最低，As次之，Zn相對較高。因此，采用Hankanson的潛在生態(tài)風險指數法一定程度上會造成Zn的風險計算結果偏低，而Hg、As的計算結果偏高;重金屬風險評價代碼法則主要依據水溶態(tài)和可提取態(tài)含量，因此Zn的生態(tài)危害要高于As、Hg。因此，如何能將重金屬風險評價代碼法和Hankanson潛在生態(tài)風險指數法各自優(yōu)勢結合起來開展土壤重金屬的生態(tài)風險評價需要深入研究。此外，對于潛在生態(tài)風險指數法，如何能獲得更合理的重金屬元素的毒性系數還需進一步深入探討和完善。

3 結論

1)單因子指數法和地質累積指數法計算結果表明，研究區(qū)的農田土壤確實已受到不同程度的污染，7種重金屬都存在超標或污染，特別是土壤中 Pb、As、Cd等的污染較嚴重，應引起高度關注。

2)相關分析結果及聚類分析結果表明，研究區(qū)大部分重金屬元素來源可能比較接近，可能主要來自于人為污染，即冶煉作業(yè)造成的污染。Cu元素與其他元素之間的相關系數差別較大，說明Cu可能還有其他的污染來源。

3)不同重金屬在的形態(tài)分布差異較大。在重金屬有效態(tài)中，Cd的水溶態(tài)和可提取態(tài)最高，Pb、Cu、Zn可還原態(tài)、可氧化態(tài)這兩部分含量較高。殘渣態(tài)含量最高的是Hg、As、Cr。

4)依據重金屬水溶態(tài)和可提取態(tài)含量百分比，采用風險評價代碼方法對其生態(tài)風險進行評價。結果表明，Cd在所有點位均存在生態(tài)風險，為中、高和極高生態(tài)風險;Cu有61.2%的點位屬于低生態(tài)風險，38.8%的點位屬于中度生態(tài)風險;Zn全部為中度生態(tài)風險;Hg有2個點位為低生態(tài)風險(占比5.7%)，其余點位均無生態(tài)風險;Cr全部點位均為低生態(tài)風險;As主要以低生態(tài)風險為主(占比77.2%)，有8個點位屬于中度生態(tài)風險(占比22.8%);Pb主要以低生態(tài)風險為主(占比80%)，有7個點位屬于中度生態(tài)風險(占比20%)。

5)采用Hakanson的潛在生態(tài)風險指數法對研究區(qū)土壤的重金屬生態(tài)風險進行了評價，7種重金屬潛在生態(tài)危害大小順序:Cd(324)＞Hg(125.4)＞Pb(35.1)＞As(15.2)＞Cu(8.7)＞Zn(5.9)＞Cr(3.0)。綜合潛在生態(tài)風險指數的范圍為46.4～1 627.5。14.3%的采樣點處于輕微生態(tài)風險程度，25.7%的采樣點處于中等生態(tài)風險程度，45.7%的的采樣點處于強生態(tài)風險程度，14.3%的采樣點處于很強的生態(tài)風險程度。

綜上可見，本研究區(qū)域農田土壤存在很高的生態(tài)風險，可能存在農產品安全隱患。此外，重金屬Cd在潛在生態(tài)危害中占有較大的貢獻率，該地區(qū)Cd的生態(tài)風險應引起高度關注。

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