臺州市路橋區4種綠化類型土壤重金屬污染特征及風險評價

吳才華 ，張曉勉，謝長明，岳春雷，李賀鵬，王 珺，徐 康

（1.臺州市路橋區林特總站，浙江 臺州 318050；2.浙江省林業科學研究院，浙江 杭州 310023）

重金屬作為非生物降解型污染物，在環境系統中所產生的污染具有隱蔽性、長期性和不可降解性等特點，而且重金屬易通過食物鏈在動植物體內積累，對生物和人體健康造成威脅，是自然環境中潛在的生態危害[1-5]。20 世紀以來，隨著電子信息等高科技產業迅猛發展，電子技術的更新不斷加快，全球越來越多的廢舊電子和電器設備被淘汰。電子廢物中含有大量的銅、鎳、鉛、鎘等重金屬，電子廢物的拆解回收可以帶來廉價的原材料和豐厚的利潤。但是電子廢物不合理的處理方式，導致有害重金屬進入環境，對人類的身體健康和自然環境造成嚴重的危害[4-7]。

近年興起的植物修復技術（phytoremediation）是一種綠色環保的重金屬污染土壤原位修復技術，能在不破壞土壤生態環境的情況下，修復被污染的土壤[4,7-8]。運用城市園林綠化植物作為特色植物進行土壤重金屬修復，已成為當前土壤重金屬污染修復的研究熱點[8-11]。而利用重金屬污染土地培育重金屬積累能力強的園林綠化苗木，既能逐步吸收土壤中的重金屬元素又可以產生一定的經濟效益還能美化環境，為重金屬污染土壤安全利用提供了新模式和新嘗試。本文選擇浙江省臺州市路橋區峰江街道重金屬污染區域，通過對主要園林綠化類型土壤重金屬污染情況對比研究，以期為園林植物在重金屬污染土壤修復及安全利用等方面提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

浙江省臺州市路橋區位于溫黃平原東南側，背山面海，丘陵平原相間，區內河道縱橫，湖塘密布，屬于亞熱帶季風氣候，冬夏盛行風向分別為西北風和東南風，光照適宜，年平均氣溫為16.1℃，雨水充足，年降水量為1 441.9 mm。臺州市路橋區峰江街道再生金屬園曾是我國最大的電子廢物拆解基地，于20 世紀70年代建廠，2015年前后關閉，存在將近50年，園區總占地107 hm2，包括園區周邊小手工作坊，總占地面積達到10 km2。由于粗放的拆解工藝和小作坊的手工操作，使得電子廢物中Cd，Cu，Pb，Zn 等重金屬污染物及化學污染物得不到有效處理，拆解電子垃圾產生的殘渣、污水經過污灌、渣堆等途徑進入周圍大片的農田和水域，造成嚴重污染[10,12]。

1.2 樣品采集及分析

選擇路橋區峰江街道分布比較廣和比較有代表性的苗圃地、拆解園區（2015年已搬遷廢棄）綠化帶、拆解廠（2015年已搬遷廢棄）內綠化帶、城鎮建成區道路綠化帶4種綠化類型，采集各綠化類型土壤為研究對象。在峰江街道建成區及周邊按4種不同綠化類型選擇種植年代相近（2010年左右種植）的樣地12個（表1），每個綠化類型選擇3個，各樣地喬木間距（3～5）m×（3～5）m，灌木間距（0.5～1）m×（0.5～1）m。2018年4 月，在每個樣地以1.5 m 距離為半徑，采取多點（4～5個）采集表層（0～20 cm）土壤混合樣品，每個樣地采集到混合樣品運用四分法得到土壤樣品1 kg，共采集土壤混合樣品12個。以每個綠化類型對應的3個樣地土壤重金屬數據平均值為該綠化類型土壤重金屬含量分析計算依據。土壤樣品風干后磨碎，分別過20 目篩、100目塑料篩，備用[13]。

表1 采樣點主要植物及坐標Table 1 Main plants and locations of samples

土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 全量測定采用鹽酸（HCl）—硝酸（HNO3）—氫氟酸（HF）—高氯酸（HClO4）全分解法，其中Cu 和Zn 采用火焰法測定含量（HJ491-2009，GB/T17138-1997），Pb 和Cd 采用石墨爐法測定含量（GB／T17141－1997）。土壤pH 測定采用玻璃電極法測定（土水質量比為1.0:2.5）[14-15]。

1.3 評價方法

1.3.1 單因子污染指數法

單因子污染指數法計算公式為：

式中，Pi為土壤中重金屬i 的單項污染指數；Ci為土壤中重金屬i 的質量濃度，mg·kg-1；Si為重金屬i 的評價標準[16-17]；下同。本研究以溫黃平原土壤重金屬環境背景上限值[10]為計算基準（表2），按公式（1）計算4種重金屬的單因子污染指數。

本研究以國家《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）[18]二級標準作為參比值，對重金屬污染濃度進行評價。

表2 相關土壤環境質量評價標準Table 2 The standards for evaluating the pollution of soil environmental quality

1.3.2 內梅羅綜合污染指數法

內梅羅綜合污染指數法是在單因子指數法基礎上發展而來的，是目前國內外進行綜合污染評價比較常用的方法之一。利用該方法不僅可以得出重金屬的綜合污染狀況，還可以得到單項重金屬因子的污染狀況。另外，該方法是兼顧極值或突出最大值的計權型多因子環境質量評級方法，能夠較全面地評價重金屬的污染程度，內梅羅綜合污染指數（P綜）的計算公式[19-20]為：

式中，（Ci/Si）max為土壤中污染指數的最大值；（Ci/Si）ave為單項污染指數的算術平均值。本研究以溫黃平原土壤重金屬環境背景上限值[10]為計算基準，按公式（2）計算4種重金屬的綜合污染指數。表3 為重金屬污染指數與污染程度的關系。

表3 污染指數評價標準Table 3 The standards for evaluating the pollution index

1.3.3 潛在生態風險指數評價法

潛在生態風險指數法（the potential ecological risk index）同時考慮了土壤中金屬濃度、金屬污染物的種類、金屬毒性水平和水體對金屬污染的敏感性四個影響因素，目前有較多的學者采用該方法進行土壤中重金屬的生態危害評價[20-21]，潛在生態風險指數（RI）計算公式如下：

式中，Ei為重金屬i 的潛在生態危害系數；為土壤中重金屬i 的實測值；為重金屬i 的參數值；Ti為重金屬i 的毒性系數（Cd：30；Cu：5；Pb：5；Zn：1）。根據公式（3）計算土壤中重金屬的生態危害指數，結合評價標準（表4）進行危害程度分析。

1.4 數據處理

采用Excel 2007，SPSS 21.0 進行數據分析。

表4 潛在風險評價標準Table 4 The standards for evaluating the potential ecological risk

2 結果與分析

2.1 重金屬含量統計分析

由4種綠化類型表層土壤重金屬含量統計分析結果（圖1）可以看出，4種綠化類型表層土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 平均含量分別為594.57 mg·kg-1，717.92 mg·kg-1，692.90 mg·kg-1，4.18 mg·kg-1，均高于溫黃平原土壤重金屬環境背景上限值[10]和國家《土壤環境質量標準》（GB15618—1995）二級標準[18]（4種綠化類型表層土壤pH 均小于6.5）。通過對4種綠化類型表層土壤4種重金屬元素含量的分析，可以看出研究區主要綠化類型土壤已經受到重金屬污染，污染程度排序為Cd 最嚴重，其次為Cu，Pb，Zn。從空間差異看，土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 的變異系數分別為0.88，0.85，0.80，0.83，均大于0.8，表明4種重金屬元素空間分布上存在較大差異，受到人類活動干擾明顯。

2.2 重金屬元素相關性分析

相關性研究可以用來分析污染重金屬元素之間的相關性和來源異同，推斷沉積物中重金屬污染元素含量變化的影響因素[22]。對研究區不同綠化類型土壤中各重金屬元素作Pearson 相關性分析，相關性系數和顯著性檢驗結果見表5。由表5 可知，4種重金屬元素中，Cu 和Pb，Cu 和Cd 之間相關性達到極顯著水平（P＜0.01）；Cu 和Zn，Zn 和Pb，Zn 和Cd，Pb 和Cd 之間相關性達到了顯著相關水平（P＜0.05）。研究區4種綠化類型表層土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 之間存在極強的線性關系，說明它們之間具有相當程度的同源特征，來自同一污染源的概率很大。有研究表明[23]，土壤沉積物中Cu，Pb，Zn，Cd 含量除受沉積母質“自然源”的影響外，更主要是受人為因素“人為源”的影響，路橋重金屬污染與地質背景無必然聯系，與土壤地質環境有一定關系，但主要由人為污染引起，特別與電子廢棄物的不規范處置關系密切。

圖1 不同綠化類型土壤重金屬含量Figure 1 Heavy metal content of different greening types

表5 不同綠化類型土壤重金屬元素相關系數Table 5 Relevance coefficient

2.3 土壤重金屬污染評價

2.3.1 單因子污染指數評價 計算4種重金屬單因子污染指數（表6）可以看出，Cu，Zn，Pb，Cd 單因子污染指數范圍分別為1.22～29.55，1.12～11.07，1.07～31.28，2.24～35.20，平均值分別為14.16，5.79，16.34，18.01，4種重金屬單因子污染指數平均值都大于3，說明4種重金屬單因子污染都達到了重度水平，按平均值大小排序為Cd>Pb>Cu>Zn。

從不同綠化類型來看，苗圃地Cu，Zn，Pb 單因子污染指數均小于2，處于輕微污染水平；Cd 單因子污染指數介于2～3 之間，處于中度污染水平。城鎮建成區道路綠化帶Cu，Pb，Cd 單因子污染指數均大于3，為重度污染，Zn 單因子污染指數處于2～3 之間，為中度污染水平。拆解廠內綠化帶和拆解園區道路綠化帶Cu，Zn，Pb，Cd 單因子污染均指數大于3，為重度污染水平。

2.3.2 內梅羅綜合污染指數評價 由研究區不同綠化類型內梅羅綜合污染指數（圖2）可以看出，4種綠化類型表層土壤重金屬P綜差別較大，4種綠化類型土壤中4種重金屬P綜分別為1.87，9.76，31.27，22.06，其中苗圃地P綜介于1～2 之間，處于輕微污染等級；城鎮建成區道路綠化帶、拆解園區道路綠化帶和拆解廠內綠化帶土壤4種重金屬P綜都大于3，處于重度污染等級。

表6 單因子污染指數Table 6 Single factor pollution index

2.4 土壤重金屬潛在生態風險分析

潛在生態危害指數法引入了毒性因子，彌補了內梅羅綜合污染指數法未考慮評價因子對人類和生態環境的實際危害性等缺點，使評價更側重于毒理方面，目前有較多的學者采用該方法進行土壤重金屬生態危害評價[10,19-20]。通過計算4種重金屬平均Ei可以看出（圖3 中“E”柱），Cu，Zn，Pb，Cd 平均潛在生態風險系數（Ei）分別為70.78，5.79，81.71，540.43，其中Cd 平均Ei達到極強的風險水平，Pb 達到強的風險水平，Cu達到中等風險水平，Zn 為輕微的風險水平。Zn 由于其毒性系數相對較低，雖然超標率較高，但整體造成的生態危害并不大。

圖2 不同綠化類型內梅羅綜合污染指數Figure 2 Nemerow comprehensive pollution index for different greening types

圖3 不同綠化類型RIFigure 3 Potential ecological risk index (RI) for different greening types

通過計算不同綠化類型土壤重金屬的RI 可以看出（圖3），4種綠化類型表層土壤重金屬的RI 差別較大，其中苗圃地土壤4種重金屬RI 為79.81，處于輕微生態風險水平；城鎮建成區道路綠化帶土壤4種重金屬RI為381.30，處于強生態風險水平；拆解園區道路綠化帶和拆解廠內綠化帶土壤4種重金屬RI 分別為962.39和1 242.03，均處于很強生態風險水平。綜合RI 和P綜可以看出，兩者評價結論基本相符，但RI 比P綜評價分級更為詳細。

3 結論與討論

3.1 結論

（1）研究區4種綠化類型表層土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 平均含量與國家《土壤環境質量標準》（GB15618—1995）二級標準相比已超標。相關分析表明4種重金屬元素之間具有相當程度的同源特征，主要由人為污染引起，特別與電子廢棄物的不規范處置關系密切。

（2）內梅羅綜合污染指數表明，苗圃地處于輕微污染等級，城鎮建成區道路綠化帶、拆解園區道路綠化帶和拆解廠內綠化帶土壤4種重金屬綜合污染指數均處于重度污染等級。

（3）從不同綠化類型土壤重金屬潛在生態風險評價可以看出，苗圃地處于輕微生態風險水平，城鎮建成區道路綠化帶處于強生態風險水平，拆解園區道路綠化帶和拆解廠內綠化帶均處于很強生態風險水平。

3.2 討論

研究表明[10,24]，土壤重金屬污染擴散途徑主要有電子廢棄物拆解產生的粉塵與焚燒產生的飛灰隨大氣沉降產生的污染和電子廢棄物拆解點經雨水沖刷、淋溶下滲、地表徑流造成的污染兩個途徑。研究區4種綠化類型土壤中Cu，Zn，Pb，Cd 存在的不同程度污染，除各樣地自身植物、土壤等因素外，從污染擴散途徑角度可以解釋為城鎮建成區道路綠化帶、拆解廠內綠化帶、拆解園區道路綠化帶距離污染源較近，受飛灰、雨水沖刷、地表徑流污染較重；特別是拆解廠內由于焚燒、酸洗等作業方式使重金屬干濕沉降進入廠區土壤更為直接；拆解園區道路綠化帶除受整個園區拆解作業大環境導致的重金屬干濕沉降外，還受到園區內大量運輸電子廢棄物的載重車輛尾氣及含有大量重金屬污染物的道路飛灰影響；城鎮建成區道路綠化帶與拆解園區道路綠化帶所受重金屬污染途徑基本相同。苗圃地距拆解污染源相對較遠，污染途徑主要為零星廢渣堆積導致的雨水沖刷、淋溶下滲、地表徑流等，研究表明[23]焚燒和酸洗導致的重金屬干濕沉降對土壤環境的影響明顯大于廢渣經雨水淋溶下滲等方式造成的影響，故苗圃地整體污染較輕。苗圃地Cd 單因子污染指數比Cu，Zn，Pb 較重，處于中度污染水平，部分原因可能為Cd 一般作為使用農藥和化肥等農藥活動的標識元素[19]，苗圃地以前為農地，之前種植農作物以及之后開展苗木生產過程中施肥、施農藥等措施導致了土壤中Cd 含量較高。

研究表明[7,25-28]，土壤重金屬植物修復技術與物理修復、化學修復相比具有獨特的優勢，植物修復土壤重金屬分為兩種，一種是種植重金屬超富集植物，另一種是種植非重金屬富集植物，園林植物多數為非重金屬富集植物，但具有生物量大、根系發達等優勢，不同園林植物均具有修復重金屬污染土壤的潛力，在修復城市土壤重金屬污染方面有著特殊意義，具有良好的推廣和應用價值。研究區的苗圃地以前大部分為遭受重金屬污染的農地，為實現重金屬污染土壤的安全利用，當地采用建設苗圃開展園林綠化苗木生產的模式，目前該模式已成為當地面積最大、采用最廣、綜合效益最高的重金屬污染土壤安全利用模式。相關研究也表明[27-28]，利用污染土地種植園林綠化苗木與物理修復、化學修復等措施相比，在治理效果的永久性、治理過程的原位性、治理成本的低廉性、環境美學的兼容性、后期處理的簡易性等方面具有獨特的優勢；利用污染土地種植園林綠化觀賞苗木，不會進行食物鏈的傳遞積累，減少了對人體的危害[26]，是一種相對比較安全的重金屬污染土壤利用模式。