基于地積累指數(shù)法和生態(tài)危害指數(shù)法對黃河灘地土壤重金屬污染的研究

李剛+蔡苗+魏樣

摘要：為了全面了解韓城市下峪口黃河灘地土壤重金屬的污染狀況，通過布點(diǎn)采樣，檢測了該地區(qū)土壤中重金屬的含量，并采用地積累指數(shù)法和生態(tài)危害指數(shù)法對該地區(qū)黃河灘區(qū)河道和沙洲中7種土壤重金屬（鎘、鉻、鎳、銅、鋅、砷、鉛）的污染狀況和潛在生態(tài)危害進(jìn)行了分析。結(jié)果表明：兩種評價(jià)方法所得結(jié)果基本一致，韓城下峪口地區(qū)黃河灘地重金屬含量符合國家土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)二級標(biāo)準(zhǔn)，其風(fēng)險(xiǎn)水平較低，不會對該地區(qū)土地整治和水田耕作造成影響，雖然黃河灘地土壤中鋅含量略高，但是通過土體有機(jī)重構(gòu)方法能夠使得鋅的影響降到最低。

關(guān)鍵詞：黃河灘地；土壤重金屬污染；地積累指數(shù)法；生態(tài)危害指數(shù)法

中圖分類號：X705

文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：1674-9944（2016）24-0005-05

1 引言

近年來，黃河河道河勢嚴(yán)重西移致使韓城市下峪口下延段部分高岸及灘地持續(xù)坍塌，頻繁出險(xiǎn)，造成大片灘地塌入河中，村莊后靠，防汛壓力逐年加大，嚴(yán)重危及沿岸人民群眾生命財(cái)產(chǎn)安全。根據(jù)韓城市市政府統(tǒng)計(jì)，近年來黃淤66～63斷面間每年塌灘平均長度約7 m，

每年坍塌土地面積約100 hm2，橋南、下峪口、李村、林皋、潘莊等10 余村1.5 萬人先后被迫搬遷3～4次，特別是2006年桃汛以來，河勢西移態(tài)勢進(jìn)一步加劇，高岸持續(xù)坍塌后退約50 m，塌岸毀地萬余畝。沿黃群眾多次上訪，強(qiáng)烈要求控制韓城段河勢，筑堤修壩，防止高岸灘地坍塌，恢復(fù)治理所失耕地及荒蕪灘地，進(jìn)一步保護(hù)當(dāng)?shù)厝罕娚?cái)產(chǎn)安全。因此，通過對韓城下峪口地區(qū)黃河灘地的綜合整治，對促進(jìn)地方經(jīng)濟(jì)和社會發(fā)展具有十分重要的意義。

韓城市下峪口地區(qū)存在較多煤礦企業(yè)及熱電廠，可能會對黃河灘地土壤中重金屬含量產(chǎn)生影響，這主要因?yàn)橥寥乐械闹亟饘倌軓耐寥肋w移到其它生態(tài)系統(tǒng)中，如地下水、植物等，并通過飲用水和食物鏈影響人類健康[1]。因此，對土壤中重金屬含量及其潛在危害性進(jìn)行合理的評價(jià)尤為重要。為了探明該項(xiàng)目區(qū)土壤重金屬含量及其污染現(xiàn)狀，本研究通過普探調(diào)查，采用地積累指數(shù)法和生態(tài)危害指數(shù)法對該地區(qū)土壤重金屬的含量進(jìn)行評價(jià)分析，為土地整治項(xiàng)目的施工提供決策依據(jù)。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

韓城市下峪口土地整治項(xiàng)目東靠黃河河道，涉及薛村、昝村、番莊村、謝村、三林村、林皋村等6個(gè)村。地理位置介于東經(jīng)110°30′34″～110°33′36″，北緯35°31′02″～35°34′01″，距離縣城10 km。項(xiàng)目區(qū)為河道灘地和沙洲兩部分組成，地面開闊、平坦，地下水位較高，多為沙質(zhì)淤土，大部分老灘位置較高，常年水淹不到，歷史上就已開發(fā)耕種，是適宜開發(fā)的土地資源。樣品采集區(qū)地處我國內(nèi)陸，屬于暖溫帶半干旱大陸性季風(fēng)氣候，四季分明，氣候溫和，光照充足。多年平均降水量555.2 mm，年內(nèi)分配不均，年內(nèi)降水主要集中在夏秋兩季，7～9三個(gè)月平均降水量達(dá)306 mm，占全年降水量的一半以上。多年平均氣溫13.7 ℃，其中春季14.6 ℃，夏季25 ℃，秋季13.4 ℃，冬季0.2 ℃。最熱月為7月，多年平均26.6 ℃；最冷月為1月，平均-1.5 ℃，氣溫年較差28.1 ℃。年極端最高溫度達(dá)42.6 ℃，年極端最低溫為-16.7 ℃。全年氣溫日較差平均10.3 ℃，其中6月份最大為12.7 ℃，11月份最小為8.8 ℃，日較差較大，有利于各種植物干物質(zhì)的積累。

2.2 樣品采集和處理

2.2.1 樣品分布

采樣點(diǎn)主要分布在沙洲和河道灘地（圖1），沙洲和河道灘地每100畝設(shè)定一個(gè)采樣單元，共采集表層0～30 cm土樣108個(gè)，其中沙洲土60個(gè)，河道灘地土48個(gè)。

2.2.2 樣品采集與處理

土樣采集取自沙洲和河道，每個(gè)樣點(diǎn)處5個(gè)點(diǎn)制成一個(gè)混合樣，用四分法取大約1 kg的樣品，保存在自封袋帶回實(shí)驗(yàn)室。在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)自然風(fēng)干，后取50 g，用木質(zhì)工具碾碎并在瑪瑙研缽上研磨，混勻后通過0.149 mm的尼龍篩過篩，保存在自封袋內(nèi)，用于土壤重金屬的檢測。

2.2.3 樣品分析

土壤樣品重金屬的測定：首先對樣品進(jìn)行消解[2]，然后利用ICP-MS測定土壤中鎘、鉻、鎳、銅、鋅、砷、鉛等元素，測定過程中，所有樣品均由空白樣、二次平行樣加標(biāo)回收率進(jìn)行質(zhì)量控制。實(shí)驗(yàn)室所用玻璃器皿均在10%的HNO3或HCl中浸泡24 h，然后分別用自來水、蒸餾水各洗滌3次。實(shí)驗(yàn)所用酸均為優(yōu)級純，其他試劑均為分析純。

2.3 研究方法

2.3.1 地積累指數(shù)法

地積累污染指數(shù)法（Mull指數(shù)）是德國海德堡的地學(xué)沉積物研究所Muller于1969年提出，是一種用于研究水體沉積物中重金屬污染的定量指標(biāo)[2]，被廣泛的應(yīng)用于土壤重金屬污染評價(jià)，其計(jì)算公式為：

式中，IGeo為地積累污染指數(shù)；Ci為重金屬i的實(shí)測濃度，Bi為所測元素的環(huán)境背景值（本研究選取陜西土壤背景值，見表1）[3，4]；k為常數(shù)，是對成巖作用可能引起背景值變動的修正，一般k=1.5。根據(jù)IGeo數(shù)值的大小，可以將重金屬污染程度分為7個(gè)等級，見表2[5]。

2.3.2 潛在生態(tài)危害指數(shù)法

潛在生態(tài)危害指數(shù)法是由瑞典科學(xué)家Hakanson提出[6，7]，主要是根據(jù)重金屬性質(zhì)及環(huán)境行為特點(diǎn)進(jìn)行評價(jià)的方法。該方法除了考慮土壤重金屬含量外，還將重金屬的生態(tài)效應(yīng)、環(huán)境效應(yīng)與毒理學(xué)研究聯(lián)系在一起，采用具有可比的、等價(jià)屬性指數(shù)分級法進(jìn)行評價(jià)。其公式如下：

式中，Eir為潛在生態(tài)危害單項(xiàng)系數(shù)，Tir為某一種金屬的毒性響應(yīng)系數(shù)，評價(jià)依據(jù)采用徐爭啟等人[8]結(jié)合Hankanson制定的標(biāo)準(zhǔn)化重金屬毒性系數(shù)所計(jì)算的毒性系數(shù)（表3）。Cif為單項(xiàng)污染系數(shù)，Ci為土壤重金屬濃度實(shí)測值，Cin為參比值，本研究采用陜西省土壤中重金屬元素背景值作為參比值。生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度劃分[9]（表4）。

3 結(jié)果分析

3.1 重金屬元素含量分析

韓城下峪口黃河灘地中河道灘地和沙洲中鎘、鉻、鎳、銅、鋅、砷、鉛這7種重金屬元素含量的描述性統(tǒng)計(jì)表明（表1）：就平均值而言，在河道灘地和沙洲中鋅含量的平均值最高，其次為鉻、鎳，鎘含量的平均值最小。除沙洲中銅的變異系數(shù)較大外，其余各重金屬元素的變異系數(shù)都較小，說明該地區(qū)黃河灘地土壤重金屬污染狀況類似，這可能與黃河灘地土壤形成和淤積年代有關(guān)[10]。此外，河道灘地和沙洲中鋅含量平均值分別為252.59 mg/kg和278.22 mg/kg，略高于陜西省土壤元素背景值，這可能與該地區(qū)長期燃煤有關(guān)。但是由表5可知，該區(qū)域黃河灘地土壤重金屬含量均符合國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)二級標(biāo)準(zhǔn)[11]，可用于土地整治及水田耕作。

3.2 地積累指數(shù)評價(jià)結(jié)果

由表6可知，該地區(qū)鋅含量略高，其次銅和鎳有輕微污染，這主要是由于韓城市龍門地區(qū)有大量煤礦及熱電廠存在，通過大氣沉降等方式對該地區(qū)黃河灘地土壤產(chǎn)生一定的污染，但污染狀況不嚴(yán)重，通過對黃河灘地河道和沙洲的土地整治及水田耕作，能夠顯著降低該地區(qū)鋅、銅等土壤污染[12]。其余重金屬鎘、鉻、砷、鉛等含量很低，基本對該地區(qū)土壤無污染。

綜合分析上述重金屬的地積累指數(shù)等級，可以看出，韓城下峪口黃河灘地中7種重金屬元素污染程度由強(qiáng)至弱的順序?yàn)椋轰\>銅>鎳>鉛>砷>鎘>鉻。

3.3 生態(tài)危害指數(shù)法評價(jià)結(jié)果

由表7可以看出，韓城下峪口黃河灘地河道和沙洲中土壤均受到不同程度的重金屬污染和潛在生態(tài)危害，但污染和潛在生態(tài)危害程度都較低。從單項(xiàng)污染系數(shù)來看，黃河灘地中鎘、鉻、鎳、銅、鋅、砷、鉛這7種重金屬均為輕微污染，其中，鎳、銅、鎘等重金屬污染程度略高；由潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)可以看出，河道灘地中7種重金屬污染程度均為輕微，沙洲中鎳、銅等重金屬污染程度為中等，這可能是當(dāng)?shù)亻L期采煤、燃煤后，大氣沉降產(chǎn)生的結(jié)果。

根據(jù)Hankanson的潛在生態(tài)危害系數(shù)，韓城下峪口黃河灘地河道中7種重金屬潛在危害由強(qiáng)至弱順序?yàn)椋烘?gt;銅>鎘>鋅>砷>鉛>鉻；黃河灘地沙洲中7種重金屬潛在危害由強(qiáng)至弱的順序?yàn)椋恒~>鎘>鎳>砷>鉛>鋅>鉻。其中，銅、鎳、鎘對RI值的貢獻(xiàn)較大。

3.4 兩種評價(jià)方法結(jié)果比較

地積累指數(shù)法側(cè)重于對底泥沉積物中重金屬含量與背景值的對比評價(jià)，主要反映外源重金屬的富集程度，而Hankanson潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法不僅考慮了重金屬的含量，更側(cè)重于反映不同金屬的生物毒性影響，以定量的方法劃分重金屬的潛在危害程度[13]。

對比兩種不同的評價(jià)方法，就污染元素來說，結(jié)果都表明其中重金屬鎳、銅、鋅對土壤具有中等污染程度，其余重金屬污染程度較小。在評價(jià)中，二者評價(jià)結(jié)果基本一致，相比較而言，生態(tài)危害指數(shù)法較為保守，主要是針對鋅的污染評級有差異，這與徐玉霞等人的研究結(jié)果一致[4]。通過比較可知，應(yīng)用生態(tài)危害指數(shù)評價(jià)時(shí)會考慮到整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)中重金屬對環(huán)境的毒性因素，所以更符合實(shí)際狀況。

兩種評價(jià)方法結(jié)果都顯示重金屬鎳、銅、鋅對黃河灘地有一定的污染，其余重金屬污染程度較小（表8）。該地區(qū)黃河灘地重金屬元素來源主要是當(dāng)?shù)孛旱V開采和熱電燃煤后的大氣沉降，但是在整體上重金屬污染水平均比較低。

通過綜合分析，結(jié)果還表明，黃河灘地沙洲土壤重金屬的風(fēng)險(xiǎn)影響略高于河道，這主要是因?yàn)樯持奘菦_擊河道泥沙長期淤積的產(chǎn)物[14]，經(jīng)過長期的淤積過程，沙洲內(nèi)重金屬含量逐漸增加。此外，由于沙洲具有天然的過濾作用，通過黃河灘地的河水經(jīng)過沙洲時(shí)，沙洲內(nèi)部通過物理、化學(xué)以及生物等方式能夠截留河水中大量雜質(zhì)及重金屬有害物質(zhì)。因此在工程實(shí)施的過程中，通過水的滲透壓原理，將黃河水通過沙洲過濾，最終達(dá)到人畜飲用水標(biāo)準(zhǔn)，徹底解決項(xiàng)目區(qū)周邊群眾用水水源問題。對于沙洲重金屬殘余問題，通過韓城市下峪口黃河灘區(qū)土體有機(jī)重構(gòu)工程的開展，一系列物理、化學(xué)以及生物等有機(jī)重構(gòu)方法的應(yīng)用，例如在水田耕作過程中施用有機(jī)肥和磷肥[15]等措施，可以使得該地區(qū)土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)降到最低，保障周邊地區(qū)人民的安全生產(chǎn)及健康生活。

4 結(jié)論

（1）地積累指數(shù)法和生態(tài)危害指數(shù)評價(jià)法是區(qū)分自然與人類活動引起重金屬對環(huán)境影響評價(jià)的重要方法，通過這兩種方法均可以區(qū)分自然異常對土壤帶來的富集以及環(huán)境引發(fā)的元素污染和損耗，較為準(zhǔn)確地判斷人類對土壤污染的貢獻(xiàn)，最終為污染治理以及工程進(jìn)度提供一定的理論依據(jù)。

（2）本研究采用陜西省土壤元素背景值計(jì)算地積累指數(shù)和生態(tài)危害指數(shù)，最終所獲得的結(jié)果基本一致，說明評價(jià)結(jié)果可靠，所獲得的結(jié)果可以作為該區(qū)域的土體有機(jī)重構(gòu)和土地工程開發(fā)的參考依據(jù)。

（3）兩種研究結(jié)果均表明沙洲土壤重金屬的風(fēng)險(xiǎn)影響略高于河道。

（4）通過評價(jià)比較，結(jié)果顯示：韓城下峪口地區(qū)黃河灘地重金屬含量均符合國家土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)二級標(biāo)準(zhǔn)，其風(fēng)險(xiǎn)水平較低，不會對該地區(qū)土地整治和水田耕作造成影響。

參考文獻(xiàn)：

[1]范拴喜.土壤重金屬污染與控制[M].北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社，2011.

[2]孫 銳，舒 帆，郝 偉，等.典型Pb/Zn礦區(qū)土壤重金屬污染特征與Pb同位素源解析[J].環(huán)境科學(xué)，2011，6（4）：1146～1153.

[3]薛澄澤，肖玲，吳乾豐，等.陜西省主要農(nóng)業(yè)土壤中十種元素背景值研究[J].西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），1986（3）：30～53.

[4]徐玉霞，彭囿凱，汪慶華，等.應(yīng)用地積累指數(shù)法和生態(tài)危害指數(shù)法對關(guān)中西部某鉛鋅冶煉區(qū)周邊土壤重金屬污染評價(jià)[J].四川環(huán)境，2013，32（4）：79～82.

[5]Loska K，Wiechu？a D，Korus I.Metal Contamination of Farming Soils Affected by Industry[J].Environment International，2004，30（2）：159～65.

[6]王廣林，劉登義.冶煉廠污灌區(qū)土壤-水稻系統(tǒng)重金屬積累特征的研究[J].土壤，2005，37（3）：299～303.

[7]許中堅(jiān)，吳燦輝，劉芬，等.典型鉛鋅冶煉廠周邊土壤重金屬復(fù)合污染特征研究[J].湖南科技大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2007，22（1）：111～114.

[8]徐爭啟，倪師軍，庹先國，等.潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價(jià)中重金屬毒性系數(shù)計(jì)算[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2008，31（2）：112～115.

[9]雷 凱，盧新衛(wèi)，王利軍，等.渭河西安段表層沉積物重金屬元素分布及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J].地質(zhì)科技情報(bào)，2008，27（3）：83～87.

[10]張鵬巖，秦明周，陳龍，等.黃河下游灘區(qū)開封段土壤重金屬分布特征及其潛在風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J].環(huán)境科學(xué)，2013，34（9）：3654～3662.

[11]葉 琛，李思悅，卜紅梅，等.三峽水庫消落區(qū)蓄水前土壤重金屬含量及生態(tài)危害評價(jià)[J].土壤學(xué)報(bào)，2010，47（6）：1264～1269.

[12]華 珞，陳世寶，白玲玉，等.有機(jī)肥對鎘鋅污染土壤的改良效應(yīng)[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，1998（2）：55～59.

[13]邵 堅(jiān)，趙曉娟.遼寧太子河沉積物重金屬污染及潛在生態(tài)危害評價(jià)[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2012，35（5）：184～188.

[14]李志威，王兆印，張康.典型沙洲形態(tài)與河道的關(guān)系[J].泥沙研究，2012，（1）：68～73.

[15]姜慧敏.外源磷對鎘、鋅復(fù)合污染土壤修復(fù)的機(jī)理研究[D].北京：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院，2006.