釩鈦磁鐵礦冶煉渣場周邊土壤-魚塘-河流系統中釩鉻分布特征及生態風險評價

邵波霖,朱殿梅,凌 凱,孫家佞,程 馨,鐘可意 (成都理工大學生態環境學院,四川 成都 610059)

攀枝花市釩鈦磁鐵礦儲量豐富,已探明儲量約為96.6億t,其中,釩(V)儲量約占世界總儲量的11.6%[1-2]。由于釩和鉻(Cr)化學性質相似,兩者會大量伴生在釩鈦磁鐵礦中[3-4],所以在釩鈦磁鐵礦開采和冶煉過程中,會向周圍環境釋放出大量V,并伴隨著廣泛的Cr污染[5-6]。例如,攀枝花市某釩冶煉廠表土中V含量高達1 131.6～4 793.6 mg·kg-1,某選礦廠表土中V平均含量為130.38 mg·kg-1,這遠遠超過中國土壤背景值(82 mg·kg-1)[5-6]。在另一項研究中,攀枝花市某尾礦庫旁金沙江中V濃度為0.076～0.285 mg·L-1,超過GB 5749—2022《生活飲用水衛生標準》中0.01 mg·L-1的限制值,而在粉塵樣品中V和Cr平均含量分別高達4 280和1 185 mg·kg-1[7]。釩鈦磁鐵礦的冶煉活動產生了大量富含重金屬元素的冶煉廢渣,而這些冶煉廢渣長期無防護露天堆存,易遭受風化淋溶作用,其中的V、Cr會隨地表徑流或大氣揚塵進入周邊土壤、水體等生態系統中[8],造成環境污染,并最終通過食物鏈危害人體健康[9]。

V和Cr都是氧化還原敏感元素,在環境中能以多種價態存在[10]。天然存在的V和Cr主要來自母巖,通常存在于低溶解度的礦物中,如V3+和Cr3+[11]?；剂先紵弯撹F冶煉等人為來源相關的V與Cr,主要存在形式為V5+與Cr3+[12]。高價態V和Cr化合物極易遷移,并具有強烈的生物毒性[13-14]。例如,Cr6+比Cr3+具有更高的遷移性與毒性,長期攝入會增加患肺癌或胃癌的風險[15-16]。V5+的毒性和遷移能力都大于V4+[17],攝入過量的V5+可誘發腹瀉、嘔吐、肺癌,并且可能會導致胎兒發育不良[18-20]。此外。以5價形式存在的釩酸鹽結構與磷酸鹽相似,所以它還會干擾生物正常代謝[21]。高溫冶煉破壞了礦物的晶格結構,使得冶煉渣中的V和Cr更容易進入土壤和水體中[22],進而危害人類健康。因此,工業活動造成的重金屬污染引起公眾關注[23],含V、Cr廢渣已被列為危險廢物。已有研究大多關注釩鈦磁鐵礦礦區[24]、尾礦庫[7]和冶煉廠[5-6]周邊的污染問題,也有研究[12,22,25-26]關注冶煉廢渣中重金屬的浸出行為。孫寧[8]和周婭等[27]對攀枝花市冶煉廢渣堆放場周邊土壤的污染情況進行研究,鐘禮春等[28]通過地球化學軟件(PHREEQC)對冶煉渣場淺層地下水中V的存在價態進行模擬。而這些研究一般關注冶煉渣場單一環境介質的污染問題,鮮有研究考慮冶煉廢渣露天堆存對多個環境介質的影響。此外,前人研究多重視污染場地的重金屬含量問題,鮮有研究結合環境介質的理化性質與重金屬的地球化學性質對重金屬在環境中的存在價態與遷移轉化途徑進行討論。因此,對釩鈦磁鐵礦冶煉廢渣堆放場不同生態系統中V和Cr的分布特征、遷移規律及潛在生態風險開展研究十分必要。

以巴關河渣場周邊各環境介質中V和Cr為研究對象,通過采集和分析渣場周邊土壤、魚塘水體-底泥以及巴關河河水-沉積物中V、Cr濃度水平,探討其在不同生態系統中的分布規律;同時采用改進BCR順序提取法分析土壤、魚塘底泥和河流沉積物中V、Cr的賦存形態,并對土壤、沉積物和底泥的污染情況進行評價;在此基礎上結合V和Cr的地球化學性質探討其遷移規律。研究結果可以揭示冶煉廢渣露天堆存對周圍環境造成的影響,并為當地V和Cr的生態安全管理提供基礎數據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

釩鈦磁鐵礦冶煉渣場位于攀枝花市西區半封閉的U型河谷中,巴關河自北向南穿過該渣場,附近遍布居民區,伴有大型羅非魚養殖場與大片農田。研究區屬于以南亞熱帶為基帶的島狀式干熱河谷氣候區,旱雨季分明,一般6—10月為雨季,其他時間為旱季,年降水量為760～1 200 mm,全年約90%的降水集中在雨季,多為陣雨,且降水強度大,易造成污染物隨地表徑流擴散,主導風向為西南季風[5]。攀枝花市年平均氣溫(19.7～20.5 ℃)變化小[29],而日平均氣溫變化大,有利于巖土物理風化和化學風化作用的進行。該渣場于1991年投入運營,設計庫容為5 500萬m3,使用年限為45 a,現在是攀鋼集團有限公司排棄冶煉渣的唯一場所。攀枝花市冶煉廢渣年出渣量為320萬～360萬t,累積排放總量約為8 200萬t[26],主要露天堆放于巴關河渣場。

1.2 樣品采集

于2022年1月采集渣場冶煉渣樣品3份,周邊魚塘水樣和底泥樣品各11份,巴關河河水和沉積物樣品各5份以及土壤樣品84份,各采樣點位置見圖1。同時,在金沙江上游選取受人類活動影響較小的區域采集對照土壤樣品、對照沉積物樣品和對照水樣。土壤樣品采集以渣場為中心,等間距采集不同方位土壤樣品,在采樣點設置上盡量避開農田、公路和居住區等受人為因素影響較大的區域,依據HJ/T 166—2004《土壤環境監測技術規范》,采用五點交叉取樣法采集土壤樣品,將其混合均勻后棄去多余土壤,挑出雜質后裝入布袋中。沉積物和底泥樣品利用塑料鏟采集,在采集點周圍多次取樣,混合均勻后裝入塑封袋中,運回實驗室后放入潔凈玻璃器皿中自然風干;水樣使用以體積比為20%的硝酸浸泡24 h的100 mL塑料離心管采集,離心管在采樣水體中反復潤洗3次后收集水樣,然后采用便攜式pH計(雷磁PHB-5,上海)和ORP計(雷磁YHBJ-262,上海)現場測試pH和Eh,然后加入硝酸(優級純,質量分數為65%～68%)使水樣中硝酸質量分數達到2%,水樣運回實驗室后低溫保存。

圖1 采樣點位置示意Fig.1 Schematic diagram of sampling location points

1.3 樣品分析與質量控制

土壤、冶煉渣、沉積物和魚塘底泥樣品在自然條件下風干后研磨過0.075 mm孔徑篩備用,采用HNO3-HF混合酸高溫高壓密閉消解體系進行消解[29]。采用BCR順序提取法提取樣品酸溶性組分、還原性組分、氧化性組分和殘余組分[30]。采用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS,Nexlon 1000,美國)測試樣品中V和Cr含量。所采集水樣利用0.22 μm孔徑濾膜抽濾后直接上機測試。固體樣品pH按固液比為1∶2.5攪拌30 min并靜置1 h后用pH計測定。為確保重金屬含量測定的準確性,在實驗進行之前將所用的消解罐以20%(V∶V)硝酸浸泡,并在電熱板上以70 ℃消煮24 h,消煮后用超純水沖洗5次,烘干后使用。試驗所用試劑均購自成都市科隆化學品有限公司,純度為優級純及以上,試驗用水均為超純水。每批樣品設置3個空白樣品,并抽取20%的樣品作為平行樣品,利用國家土壤標準物質(GBW07404)和沉積物標準物質(GBW07318)進行質量控制。所有樣品均重復測定3次,相對標準偏差(RSD)均小于5%,平行樣品相對偏差小于10%。標準物質V和Cr回收率分別為91.49%～105.76%和92.17%～105.38%,標準物質鈧(Sc)回收率為96.87%～110.26%,測定結果較為準確。

1.4 污染評價方法

1.4.1富集因子法

富集因子法被廣泛用于評估人為活動對土壤與沉積物中金屬濃度的影響[31],選擇人為來源較少且在地殼中含量較低的Sc作為參比元素[32],以四川省土壤重金屬平均含量作為背景值計算富集系數(FE)[33],其計算公式為

(1)

式(1)中,FE為富集系數;Ci為重金屬元素i含量,mg·kg-1;Cj為參比元素j含量,mg·kg-1;Sample和Baseline分別表示樣品和四川省背景。富集程度分為未富集(FE≤1)、輕微富集(110)。

1.4.2地質累積指數法

采用地質累積指數法(Igeo)評估土壤、沉積物與底泥中重金屬的污染程度[34],其計算公式為

(2)

式(2)中,Igeo為地質累積指數;Cn為樣品中元素n含量,mg·kg-1;Bn為元素n背景值,mg·kg-1,四川省V和Cr背景值為96和79 mg·kg-1[33];1.5為修正指數。Igeo分為以下7類:未污染(Igeo≤0)、未污染至中度污染(05)。

1.4.3潛在生態風險指數法

潛在生態風險指數可以用來評估土壤與沉積物中重金屬引起的生態風險[35],其計算公式為

RI=∑Ei=∑Ti(Ci/Bi)。

(3)

式(3)中,RI為綜合生態風險指數;Ei為單個重金屬元素i引起的生態風險;Ti為重金屬元素i的毒性響應系數,Cr和V的Ti值均設置為2[36];Ci為研究區土壤中重金屬元素i含量,mg·kg-1;Bi為土壤中重金屬元素i的四川省背景值,mg·kg-1。潛在生態風險等級分為輕微(Ei≤40)、中等(40320);綜合生態風險依據RI值可分為輕微(RI≤150)、中等(150

1.5 數據分析與處理

采用SPSS 26軟件對數據進行統計分析。在進行各種參數檢驗之前,采用Shapiro-Wilk和Kolmogrov-Smirnov法檢驗數據分布的正態性。采用Brown-Forsythe法檢驗方差均勻性假設,采用T-test和非參數檢驗法分析不同樣品之間的元素差異。采用Spearman相關性分析工具分析樣品中各重金屬的相關性。采用Origin 2021軟件繪制圖表,采用ArcGIS 10.7軟件繪制空間分布圖與采樣點位置示意圖。

2 結果與分析

2.1 冶煉渣-土壤體系中V和Cr的分布特征

由表1可知,冶煉渣中V與Cr平均含量分別為3 163.3和638.3 mg·kg-1,土壤中V和Cr平均含量分別為253.1和315.4 mg·kg-1。

表1 冶煉渣場周圍各種介質中V和Cr含量Table 1 Summary statistics of V and Cr concentrations in various media around smelter fields

與四川省土壤背景值[37]相比,研究區土壤V與Cr樣本超標率分別為96.46%和94.04%,平均含量分別為四川省土壤背景值的2.6和4.0倍。與筆者研究采集的當地對照土樣相比,土壤中V和Cr含量也顯著高于區域背景值(t=9.06,P<0.001;t=8.02,P<0.001)。研究區土壤V平均含量高于攀枝花某尾礦庫周邊土壤V平均含量[5],但遠低于攀枝花冶煉區土壤V含量(1 493～4 793.6 mg·kg-1)[6]。

變異系數(CV)為標準差與算術平均值之比,可以反映重金屬元素在研究區域中分布的均勻性[38],CV可劃分為低變異(CV<16%)、中等變異(16%≤CV<36%)和高變異(CV≥36%),CV值越大,表明人類活動對其含量分布的影響就越大[39]。土壤中V和Cr均處于高度變異,說明它們在空間分布上存在較大差異,人為活動可能產生直接影響[40]。另外,研究區土壤剖面中V含量隨著深度增加而下降(表2),而Cr在土壤剖面的分布沒有明顯規律,這與前人研究結論[41-43]一致。值得注意的是,冶煉渣V含量遠高于Cr,但土壤中Cr含量卻顯著高于V(t=2.28,P<0.05),這說明研究區V和Cr在遷移轉化方式與賦存形態上可能存在很大差異。

表2 不同土壤剖面V和Cr含量Table 2 V and Cr contents in different soil profiles

2.2 魚塘水-底泥體系中V和Cr的分布特征

研究區魚塘水中V、Cr平均濃度分別為86.6和1.5 μg·L-1〔圖2(a)〕,V濃度約為金沙江對照水樣的17.6倍,而Cr濃度低于金沙江對照水樣。魚塘水中V平均濃度遠超過GB 5749—2022中V限制值(0.01 mg·L-1),所以羅非魚養殖場長期使用渣場排放的冷卻水進行養殖可能會導致V在魚體的積累,并最終通過食物鏈影響人體健康[44-45]。

圖2 水樣和沉積物/底泥中V和Cr的分布特征Fig.2 Distribution of V and Cr in sediment and water

底泥中V、Cr平均含量分別為381.7和123.1 mg·kg-1〔圖2(b)〕,分別為金沙江對照沉積物的5.5和1.4倍。魚塘水與底泥中V和Cr變異程度(>34%)較高,說明不同魚塘之間V和Cr分布差異較大,這可能與不同魚塘接受的渣場排放冷卻水量有關。將底泥與土壤進行比較發現,底泥中V含量為土壤的1.51倍,而底泥中Cr含量卻遠遠低于土壤,這說明V容易在底泥中富集,而Cr更容易在土壤中富集。重金屬在沉積物與水中含量的比值可以反映重金屬的活動性,比值越小,活動性越強,反之則越弱[46]。底泥-魚塘水中V和Cr的比值分別為4.4和80.7,這說明V更容易從底泥-水體系中吸附-解吸,對水生生物構成威脅。此外,魚塘水與底泥中V平均含量分別為Cr的57.7和3.1倍,這也說明研究區土壤與冶煉渣中V的存在形式使得V比Cr具有更高的溶解度與遷移能力,容易隨水流遷移進而轉入沉積物中。

2.3 河水-沉積物體系V和Cr的分布特征

巴關河河水中V和Cr平均濃度分別為8.9和1.6 μg·L-1〔圖2(a)〕,分別為金沙江背景水樣的1.8和0.7倍,V濃度已接近GB 5749—2022中V限制值。與魚塘水相比,河水中V濃度遠低于魚塘水,這是因為河水處于強擾動環境。巴關河沉積物中V和Cr平均含量分別為金沙江對照沉積物的5.0和3.2倍。與其他地區相比,筆者研究中沉積物V平均含量為鄱陽湖沉積物的2.3～10.2倍[47],V和Cr含量均值分別為草海濕地沉積物的3.9～4.4和2.2～2.8倍[48]。巴關河從渣場地下的隧道流過,但河水中V濃度超過金沙江對照水樣。河水中的V可能來自于沉積物的釋放,也可能是渣場污染了地下水,使得河水中V濃度超過對照點位。值得注意的是,沉積物中Cr含量遠高于魚塘底泥,這可能是由于魚塘定期清除淤泥造成的。總體來看,魚塘體系V和Cr分布規律與河流體系表現出高度一致性,所有水樣V平均濃度均顯著高于金沙江對照水樣(t=4.76,P<0.001),而Cr濃度均與金沙江對照水樣相近,這說明在巴關河渣場周邊水-沉積物體系中V污染是主要污染問題。

2.4 環境介質中V和Cr的賦存形態

BCR逐級提取法將重金屬存在形態分為弱酸溶態、可還原態、可氧化態和殘渣態,其遷移能力與生物可利用性依次遞減,其中的殘渣態幾乎不會被生物所利用。重金屬生物可利用性取決于弱酸溶態、可還原態和可氧化態總量,因此它們被合稱為生物可利用態,可以用來反映人為污染的水平[49]。進一步研究V、Cr在固體介質(冶煉渣、土壤、沉積物和底泥)中的賦存形態(圖3)發現,冶煉渣中V和Cr主要以殘渣態存在,其中,V弱酸溶態和可還原態占比分別為0.56%和27.8%,分別為Cr的11.2和33.5倍,這說明冶煉渣中V的遷移能力遠大于Cr。土壤中V和Cr也主要以殘渣態存在,平均占比分別為57.1%和89.4%。區域對照土樣中V和Cr殘渣態占比分別為85.34%和94.5%,研究區冶煉渣和土壤V殘渣態占比遠低于對照土樣,而Cr殘渣態占比差異不大。沉積物和底泥樣品中V主要以生物可利用態存在,其所占比例大于82.4%,而Cr依然以殘渣態為主,其所占比例大于74.5%。與土壤類似,金沙江對照沉積物中V和Cr殘渣態占比均遠高于沉積物和底泥?？傮w來看,研究區所有環境介質中V生物可利用態占比均遠遠超過Cr,所以研究區環境介質中V比Cr更容易在環境中遷移,也更容易被生物所利用。

S為土壤樣品,ZB-1為背景土壤樣品,C為沉積物/底泥樣品,JS-C0為金沙江背景沉積物樣品,SG為釩鈦磁鐵礦冶煉廢渣樣品;S1-1、S1-2和S1-3分別為S1處底層土、中層土和表土。圖3 V和Cr在固體介質中的賦存形態Fig.3 The BCR sequential extraction of V and Cr in solid matrices

此外,對表土、中層土和底層土中V和Cr形態進行分析發現,隨著深度下降,V和Cr生物可利用態占比均呈現下降趨勢。V酸溶態和可還原態占比均隨深度下降而迅速下降。Cr變化規律與V相似,但下降幅度較小。這可能是由于土壤中微生物以土壤有機物作為電子供體,將V5+和Cr6+還原為生物可利用性較弱的V4+和Cr3+,從而降低深層土壤中V和Cr生物可利用態含量[50-51]。整體來說,巴關河渣場地區V、Cr污染以生物可利用態為主。

2.5 土壤與沉積物V和Cr污染評價

基于EF平均值〔圖4(a)～(b)〕可知,土壤中V和Cr富集程度為Cr(3.66)>V(2.42),沉積物中為V(3.54)>Cr(2.10)。

箱體上、中和下線分別表示上四分位數、中位數和下四分位數,箱外上下橫線分別表示最大值和最小值,箱中方點表示平均值,箱外黑點表示偏離值。圖4 土壤及沉積物污染評價Fig.4 Evaluation results of soil and sediment pollution

79.76%的土壤樣品V呈現輕微富集,21.43%的呈現中度及以上富集。而土壤中Cr主要呈現中度及以上富集(55.9%),甚至在個別點位達到重度富集?？傮w來看,研究區固體介質中V和Cr都表現出明顯富集現象,這說明人為活動對該地區土壤污染狀況的影響很大。

基于Igeo平均值〔圖4(c)～(d)〕可知,土壤中V和Cr污染程度為Cr(1.07)>V(0.65),沉積物中為V(1.28)>Cr(0.37)。土壤V和Cr污染程度分別為未污染到中度污染和中度污染,沉積物V和Cr污染程度分別為中度污染和未污染到中度污染。從Igeo分布百分比來看,85.27%的土壤樣品受到V污染,其中,56.18%的土壤樣品集中在未污染到中度污染,28.09%的為中度及以上污染。79.88%的土壤樣品受到Cr污染,57.3%的呈現出中度及以上污染。沉積物中V污染更為嚴重,且主要集中在中度污染及以上(75%),Cr主要集中在未污染到中度污染(62.5%)。土壤中V和Cr的Ei值分別為1.72～15.89和1.57～25.52,沉積物中V和Cr的Ei值分別為5.51～14.76和1.78～12.35。土壤中Cr生態風險要高于V〔圖4(e)〕,而在沉積物中則相反〔圖4(f)〕?？傮w來看,研究區土壤和沉積物中V和Cr均呈現輕微的生態風險。

3 討論

3.1 V和Cr空間分布特征及來源

采用ArcGIS 10.7軟件進行反距離權重插值(IDW)分析獲得研究區V、Cr空間分布情況(圖5)。V、Cr污染主要集中在渣場西南和東南方向,推測渣場西南方向的高污染區可能是受到當地主導風向(圖6)與河谷風的影響。渣場東南方向出現污染峰值點,且主要分布在道路兩側。實地調查發現,渣場東南高污染區經常有大型運渣車轉運廢渣,并且此處分布著一處煤化工廠,廢渣轉運與工業產生的揚塵可能是該區呈現高污染的原因。

圖5 V和Cr空間分布特征Fig.5 Spatial distribution of V and Cr

圖6 研究區風頻玫瑰圖Fig.6 Wind frequency rose diagram of the study area

土壤與沉積物中V和Cr含量均顯著相關(土壤:r=0.76,P<0.01;沉積物:r=0.69,P<0.05),這表明土壤和沉積物中V和Cr可能是相同的來源或污染途徑。由于研究區除少量農業源外,沒有其他明顯重金屬污染源,因此可以認定冶煉渣場是該區域土壤和沉積物V、Cr超標的主要原因。

3.2 V和Cr在環境介質中的存在價態

研究區固體基質中V含量由高到低依次為冶煉渣>底泥>沉積物>土壤,這與前人研究結果[5]類似,V更容易隨著水流進入沉積物中。釩鈦磁鐵礦中V主要以V3+和V5+存在[52],而礦物中V3+和V4+會在冶煉過程中大量轉化為V5+,其中一部分V5+會進入冶金廢渣中[41]。研究[53]表明冶煉渣中V在水流作用下會連續浸出。而王彤[26]研究發現,即使在純水條件下,巴關河渣場冶煉渣中V都能被大量浸出,并且浸出液中V幾乎全部以高毒性的V5+形式存在。相比V4+而言,V5+易溶于水,且生物可利用性遠高于V4+[50]。此外,不同的環境條件也會影響V的遷移轉化和存在形式,V4+在酸性條件(pH<5)下是穩定的,但隨著pH值高于5,V4+會逐漸轉化為V5+[23]。當pH>9.3時,環境中的V主要以+5價的HVO42-形式存在[10]。研究區魚塘水、沉積物、土壤和冶煉渣pH平均值分別為9.53、8.15、8.21和9.42,均呈現出堿性環境,水樣Eh分布范圍為36～125 mV。依據V的地球化學性質[10],研究區環境介質中V可能大量以易溶于水的V5+形式存在。此外,形態分析結果也表明,研究區各環境介質中V生物可利用態占比均遠超對照樣品,而在自然條件下V主要以釩酰根離子(VO2+)形式存在于土壤礦物中,其遷移性和生物可利用性極低[10]。在排渣過程中,紅渣溫度(1 200 ℃)較高,渣場采取灑水降塵、降溫處理,由此產生大量富含V5+的廢水,隨后轉入沉積物中,造成當地魚塘上覆水和底泥V含量較高。此外,V5+大量轉入沉積物和底泥中,這可能是沉積物和底泥中V的生物可利用態含量遠高于土壤和冶煉渣的原因。

研究區固體基質Cr含量由高到低依次為冶煉渣>土壤>沉積物>底泥。Cr在環境中的存在形式主要為Cr3+和Cr6+,Cr3+遷移性較差,只有當pH<5.5時才具有低溶解度,而Cr6+遷移性較強且在任意pH條件下都可溶解[54]。魚塘水和河水中Cr濃度遠遠低于V,甚至接近背景水樣,這說明冶煉渣和土壤中的Cr遷移性很差,尤其不容易隨水流遷移。CHAURAND等[53]的浸出試驗也表明冶煉廢渣中Cr極難浸出,并且浸出液中Cr也主要以遷移性較差的Cr3+形式存在。研究區魚塘水體均呈現較強堿性(pH=8.3～12.3),Cr3+基本不可溶解[54]。水中Cr濃度遠低于V,甚至接近背景值,這說明土壤和冶煉渣中Cr可能主要以Cr3+形式存在,所以不容易被雨水浸出。此外,進入環境中的Cr3+在缺少錳氧化物、過氧化氫和羥基等物質時,Cr3+很難被氧化為Cr6+,而Cr6+卻可以在微生物等作用下還原,因此環境中Cr能長期以Cr3+形式穩定存在[55]。形態分析也發現研究區土壤和冶煉渣中Cr殘渣態占比超過80%,遠大于V殘渣態占比,所以Cr的存在形式使其不易遷移。因為廢渣中Cr3+不易隨水流遷移,所以大氣揚塵是研究區土壤和沉積物中Cr的主要來源。

V和Cr對動植物的危害主要取決于價態,例如,Cr3+是生物體生長發育的必需元素,而Cr6+則對動植物有強烈的毒害作用,研究區各環境介質中的V可能主要以高毒的V5+形式存在,而Cr可能主要以低毒的Cr3+形式存在,因此研究區環境介質中V對動植物的影響可能要大于Cr。此外,受研究區主導風向(西南季風)和河谷風的影響,富含V、Cr的大氣揚塵易在西南方向沉降,而渣場西南方向有大片耕地和居住區,應當引起足夠重視。

4 結論

(1)研究區土壤、底泥和沉積物中V和Cr平均含量均超過該地區自然背景值,其富集程度均呈輕微-中度富集,這表明釩鈦磁鐵礦冶煉廢渣露天存放給周邊各環境介質造成一定程度污染。

(2)土壤、沉積物和底泥中V和Cr生物可利用態占比均高于該地區背景樣品,并且研究區各環境介質中V生物可利用態占比均遠高于Cr。V遷移能力和生物可利用性更強,也是研究區主要污染物。

(3)污染評價結果顯示,研究區土壤中V和Cr污染程度分別為未污染到中度污染和中度污染,沉積物與底泥中V和Cr污染程度分別為中度污染和未污染到中度污染,V和Cr呈輕微生態風險。

(4)結合研究區環境介質中V和Cr含量、形態及地球化學性質分析結果,研究區土壤、魚塘水-底泥和河水-沉積物中V和Cr可能分別主要以V5+和Cr3+形式存在。