土壤环境重金属污染风险的综合评价模型.pdf

监 测 与 评 价 土壤环境重金属污染风险的综合评价模型 王晓钰 1， 2 1． 新乡学院化学与化工学院，河南 新乡 453003;2． 湖南大学环境科学与工程学院，长沙 410082 摘要 综合考虑了土壤环境中重金属的总量富集污染及各重金属在土壤中不同赋存形态的生物有效性差异， 将风险评 估指数 RAC 嵌入地累积指数模型， 建立了土壤环境重金属污染风险的综合评价模型。应用所建模型评价某典型污 灌区土壤中各重金属污染的风险程度， 通过分析评价结果以及和同类模型评价结果的对比， 所建模型更全面、 真实地 表征了该区域土壤重金属污染的风险水平， 为我国土壤资源管理和优先控制因子的选取提供了新思路。 关键词 土壤;重金属;风险评估指数 RAC ;生物可利用性 AN INTEGRATED MODEL FOR ASSESSING THE RISK OF HEAVY METALS POLLUTION IN SOIL ENVIRONMENT Wang Xiaoyu1， 2 1． College of Chemistry and Chemical Engineering，Xinxiang University，Xinxiang 453003，China; 2． College of Environmental Science and Engineering，Hunan University，Changsha 410082，China AbstractIn consideration of the pollution degree with gross content of heavy metals and the corresponding bioavailability of different chemical speciations of heavy metal，an integrated model for assessing the risk of soil environmental pollution was established based on index of geo-accumulation and risk assessment code RAC ． As a study case，the soil pollution of heavy metal in a typical sewage irrigation area was put forward to test and verify the developed integrated assessment model． In a sense，according to the comparative analysis among the results of other common assessment s，the developed model could provide new ideas and s for the soil resource management and the selecting of priority control section of the case region． Keywordssoil;heavy metals;risk assessment code RAC ;bioavailability 0引言 近几十年来， 随着我国工农业的快速发展， 大量 污染物涌入环境系统， 加上我国长期对土壤污染的危 害缺乏足够的认识， 土壤环境恶化， 尤其是农业土壤， 成为经济、 社会与 环境 协 调 发 展 中 凸 现 的 重 大 问 题 ［1- 2］。重金属是一种持久性有毒污染物， 可改变土 壤的化学组成， 直接或间接破坏土壤的生态结构， 并 通过土壤 － 作物系统迁移累积， 进而影响农产品安全 并威胁人类健康 ［2- 4］。据中国农业部进行的全国污灌 区调查， 约 140 万 hm2的污水灌区中， 遭受重金属污 染的土地面积占污水灌区面积的 64. 8 ［2］。另外， 2009 年发生在中国湖南浏阳的镉中毒事件、 湖南砷 中毒事件和陕西凤翔血铅超标事件等， 都成为威胁和 谐社会建设的公共事件。土壤重金属污染评价作为 确定污染程度和制定污染控制策略的重要参考而被 广泛关注。目前， 国内外对于土壤重金属污染的评价 方法已有很多 ［2， 5］， 其中主要方法有 单因子指数评 价法、 内梅罗综合污染指数法、 地累积指数评价模型 法 ［6］、 潜在生态危害指数法［7］和叠加污染综合指数 法等。地累积指数评价法是由 Muller 提出的一种可 较好地表征土壤中重金属富集程度的定量指标， 现广 泛应用于研究土壤或沉积物中重金属的污染程度。 但其评价过程中仍存在一些不足， 主要表现在地累积 指数仅仅以土壤中各重金属的总量为评价因子， 却未 考虑到各重金属的不同赋存形态的生物可利用性差 异。近年来很多学者 ［8- 9］指出， 重金属的生物毒性不 仅与其总量有关， 更大程度上取决于它们的化学形 态， 故常规的地累积指数评价可能掩盖有些浓度低但 毒性大的重金属的污染作用。 因此， 将用于评价重金属多形态生物可利用性的 511 环境工程 2013 年 4 月第 31 卷第 2 期 风险评估指数 RAC 引入土壤环境质量评价体系， 借助原地累积指数模型的架构， 建立了土壤环境重金 属污染风险的综合评价模型。采用所建模型评价了 某一典型污灌区的土壤重金属存在的风险， 而后通过 评价结果分析与同类模型的对比分析， 以期为土壤重 金属的污染评价提供了新的思路。 1土壤环境重金属污染风险的综合评价模型 1. 1地累积指数评价法 德国科学家 Muller 于 1969 年提出了地积累指数 模型， 其算式见式 1 Igeo i log2［ Ci/kBi］ 1 式中Ci为土壤污染物 i 的实测含量的统计均值， mg/kg; Bi为污染物 i 的地球化学背景值， mg/kg; k 为 修正造岩运动引起的背景波动而设定的系数。依据 地积累指数值Igeo 把土壤中重金属污染程度分为 7 个等级， 详见表 1。 表 1基于地累积指数的土壤重金属污染程度分级 Igeo 级数污染指标 ≤0 0清洁 0 ～ 11轻度污染 1 ～ 22偏中污染 2 ～ 33中度污染 3 ～ 44偏重污染 4 ～ 55重度污染 ≥5 6严重污染 1. 2风险评估指数 RAC RAC 是根据金属与土壤结合力的强弱和金属从 土壤中释放进入到食物链能力的大小， 划分金属的生 物可利用性程度及其对环境风险的经典定量评价方 法， 该准则将可交换态和碳酸盐结合态视为重金属的 有效形态部分， 再通过计算这两部分占重金属总量的 贡献率来定量评价沉积物中重金属的生物可利用性， 进而对其环境风险进行评估 ［9］。目前， 经典的重金 属形态分析方法是 Tessier 等 ［10］提出的， 按此方法土 壤中金属元素可以分为可交换态 Exchangeable 、 碳 酸盐结合态 Carbonate 、 铁 － 锰氧化物结合态 Fe/ Mn oxides 、 有机物络合态 Org． matt． /sulph 和残渣 态 Residual 。其中， 可交换态重金属是指吸附在黏 土、 腐殖质及其他成分上的重金属， 对环境变化敏感， 易于迁移转化， 能被植物吸收; 碳酸盐结合态重金属 指以沉淀的形式存在于碳酸盐中的重金属， 它对 pH 值的变化最为敏感， 酸性条件下易于解吸、 释放; 其他 重金属形态则相对较稳定。重金属的有效性越高， 其 对环境构成的风险越大。许多学者采用 RAC 已成功 地对土壤金属生物可利用性进行了评价 ［9， 11］， 其算式 见式 2 、 式 3 RACi， j Ci， j/Co 2 RACi RACi， 可交换态 RACi， 碳酸盐结合态 3 式中 RACi， j表示土壤中 i 金属的 j 形态的风险评估 指数值; Ci表示土壤中 i 重金属的 j 赋存形态的实测 值， mg/kg; Co表示 i 金属的实测的总含量， mg/kg。其 定量评价准则如表 2 所示。RACi表示土壤中 i 重金 属的风险评估值。 表 2 RAC 风险评价准则 风险级别 重金属总含量中有效赋存 形态所占百分数 / R 无风险＜ 11. 00 低风险1 ～ 101. 00 中等风险11 ～ 301. 40 高风险31 ～ 501. 60 非常高风险＞ 502. 00 1. 3土壤重金属污染综合评价模型 根据 RAC 的分级结果， 邀请本行业相关副教授 职称以上专家 15 人进行了专家咨询， 结合头脑风暴 法将重金属 RAC 中的不同风险程度分别以 5 个级别 的因子 R 定量化， 见表 2。 将 R 嵌入地累积指数模型， 构建出土壤环境重 金属污染风险的综合评价模型见式 4 IRIi Rlog2［ Ci/kBi］ /D 4 式中 IRI 为土壤重金属污染风险的综合评价指数; Ci为土壤污染物 i 的实测含量的统计均值， mg/kg; Bi 为 i 元素地球化学背景值， mg/kg;k 为修正造岩运动 引起的背景波动而设定的系数; D 是预留可选参数， 如关心受体耐受级 表征不同人群对某重金属的耐 受程度， 可划分为成年人、 青少年和幼儿， 级别值依次 降低， 本研究中暂设其对应的 D 值分别为 1、 0. 7 和 0. 3 。 2实例研究 2. 1采样与检测 对某污灌区进行采样监测 HJ/T 1662004土 壤环境监测技术规范 ， 采用网格 － 系统布点法， 以 100m 100m 网格为样品单元， 设置 20 个采样点， 每 个样品设 3 个平行样， 混匀后用四分法分别留取 1kg 样品， 于室温下自然风干， 细磨后过 200 目筛备用。 采用四酸法进行消解， 用原子吸收分光光度法 日立 Z- 5000 原子吸收光谱测定仪 测定土壤中重金 611 环境工程 2013 年 4 月第 31 卷第 2 期 属的总量， 结果见表 3。本文的数据处理均使用 SPSS 16vers 软件进行。 表 3案例污灌区土壤重金属的含量数据 重金属 项目 样本 数 最小值 / mg kg － 1 最大值 / mg kg － 1 平均值 / mg kg － 1 标准差 Cd600. 4580. 4320. 3424. 62 Ni6098. 041355. 75510. 94383. 28 Zn6026. 691692. 00943. 92568. 63 Cu607. 3477. 7831. 3323. 63 Cr607. 23100. 8036. 7129. 86 注 土壤样品 pH 均高于 7. 5。 2. 2土壤重金属形态测定 本试验样品土壤重金属形态的测定参照 HJ/T 1662004 进行， 取样品重金属元素各形态的统计均 值， 并对所得数据进行敏感度分析， 结果见图 1。 图 1案例污灌区土壤重金属各形态对总量的贡献率 2. 3其他参数的确定 k 是为修正造岩运动引起的背景波动而设定的 系数， 一般取值为 1. 5。 Bi取环保部颁布的环境影响 评价原则与方法 中对应区域值， 见表 4。 表 4污灌区土壤重金属的地球化学背景值及标准值 mg/kg 项目CdNiZnCuCr 背景值0. 07425. 80057. 30019. 00062. 900 GB 156181995土 壤 环 境质量标准 二级限值 0. 660. 0300. 0100. 0250. 0 2. 4案例区域土壤中重金属污染的综合评价及比较 分析 根据式 4 、 表 3 和图 1 计算得土壤中各重金属 的重金属污染综合评价结果 表 5 。从 Igeo的结果来 看 案例区域土壤各重金属的富集污染程度为 Cd ＞ Ni ＞ Zn ＞ Cu ＞ Cr， 其中 Cd 属于严重污染等级， Ni 和 Zn 属于偏重污染等级， Cu 属于轻度污染等级， Cr 属 于清洁级。从 RAC 结果来看 案例区域土壤各重金 属的生物可利用性水平为 Zn ＞ Cd ＞ Ni ＞ Cu Cr， 其 对应的 R 因子分别为 2， 1. 6， 1. 4， 1 和 1。根据所建 的 IRI 结果可知， 案例区域土壤中重金属污染的综合 评价结果排序为 Cd ＞ Zn ＞ Ni ＞ Cu ＞ Cr。 表 5案例区域土壤中重金属污染的综合评价结果 项目CdNiZnCuCr Igeo7. 517513. 7227473. 457090. 1367－ 1. 36184 R1. 61. 4211 IRI12. 028025. 2118466. 914180. 1367－ 1. 36184 IRI 与 Igeo的结果有所不同， 主要体现在 Ni 和 Zn 的污染程度排序上， 根据图 1 及 RAC 结果可知， 虽然 Ni 在案例区域土壤中的总量富集程度较高， 但其有 效赋存形态仅占总量的约 45 ， 而 Zn 虽然在富集污 染程度上略低于 Ni， 但其有效赋存形态的贡献为 52 ， 这就是造成 IRI 评价结果不同于 Igeo结果的原 因。综上， 根据 IRI 结果， 有关部门应将 Cd 和 Zn 作 为本区域的主要污染风险控制因子， 并缩短监测周期 以及时掌握最新的土壤中各重金属的形态变化， 预防 有些总量大但暂时主要以非有效态存在的重金属的 污染风险， 例如案例中的 Ni。 为进一步验证所建 IRI 可行性和评价结果的可 参考性， 将 IRI 结果与我国常用的单因素指数评价结 果Ii Ci/Si，其中Ii 表示土壤污染物 i 的污染指 数;Ci为土壤污染物 i 的实测浓度的统计平均值， mg/kg;Si为土壤污染物 i 的评价标准值， mg/kg，Si 一般采用土壤环境质量标准 GB 156181995 中的 二级标准值 和内梅罗指数法评价结果 内梅罗指数 法是当前国内外进行综合污染指数计算的最常用的 方法之一， P ［ Pij， max2 Pij， ave2 /2］ 1 /2， P 为第 j 个 样点的综合指数， Pij， max为第 j 个样点中所有评价污染 物中单项污染指数的最大值; Pij， ave为第 j 样点中所评 价污染物单项污染指数的平均值 进行横向对比， 对 比结果列于表 6。 表 6案例区域土壤中重金属污染的各不同指数评价结果 项目CdNiZnCuCr IRI12. 028025. 2118466. 914180. 1367－ 1. 36184 I33. 897518. 5156613. 1463890. 3133250. 146841 P97. 76986 17. 074654. 5666930. 5929050. 303421 由表 6 可知 根据 I 和 P 结果， 案例区域土壤各 重金属的富集污染程度排序均为 Cd ＞ Ni ＞ Zn ＞ Cu ＞ Cr。I 和 P 指数小于或者等于 1 表示未受污染， 大于 1 则表示已受污染， 计算出的综合污染指数值越大表 示所受的污染越严重。IRI 结果与 I、 P 和 Igeo的结果 711 环境工程 2013 年 4 月第 31 卷第 2 期 排序基本一致; 由于 IRI 是基于 Igeo所建立的， 其有一 套较成熟的定量分级标准， 而 I 与 P 指数则只能定性 地表征污染程度; 通过对比， 除 IRI 外， 其余的三种指 数明显缺乏对重金属的赋存形态组成差异造成的重 金属生物可利用性差异的考量， 最后结果中 Ni 与 Zn 的污染风险定级差异很可能会误导决策。综上， IRI 良好地继承了地累积指数法的方法论优点， 随着 R 因子的嵌入， 使所建 IRI 模型有更高的污染风险分辨 力， 其结果也更全面、 真实地涵盖了评价区域土壤重 金属富集污染和潜在生物毒性风险信息。 2. 5模型的不确定性分析 本研究所构建的土壤环境重金属污染风险的综 合评价模型可以更全面、 真实地反映评价区域， 但是 评价过程中仍存在一定的不确定性， 其来源有采样数 量的局限性、 评价分级标准的不统一、 区域重金属的 分布差异等， 故需在这些方面做进一步改进。 3结论 1 基于 RAC 改进的土壤重金属污染综合评价模 型较好地弥补了原模型的不足， 能更全面、 真实地综 合表征评价区域土壤重金属富集污染和其相应的潜 在生物可利用性， 并预留了关心受体耐受级别 D 等 可选择参数， 提高了评价结果的可分辨性。 2 评价实例结果表明， 该区域土壤中各重金属 的综合污染程度由高到低依次为 Cd ＞ Zn ＞ Ni ＞ Cu ＞ Cr， 此结果略不同于原地累积指数评价结果， 其 原因是各重金属的不同赋存形态及其相应的生物可 利用性差异。与我国常用的土壤污染评价指数的对 比， 分析验证了所建模型有较高的实用价值。 参考文献 ［1］滕葳， 柳棋， 李倩． 重金属对农产品的危害与风险评估［M］． 北京 化学工业出版社，2010． ［2］范拴喜， 甘卓亭， 李美娟． 土壤重金属污染评价方法进展［J］． 中国农学通报， 2010， 26 17 310- 315． ［3］许学宏， 纪从亮． 江苏蔬菜产地土壤重金属污染现状调查与评 价［J］． 农村生态环境， 2005， 21 1 35- 37． ［4］杨潇瀛， 张力文， 张凤君． 土壤重金属污染潜在风险评价［J］． 世界地质， 2011， 30 1 103- 108． ［5］Li W X，Zhang X X， Wu B，et al． A comparative analysis of environmentalqualityassessmentforheavymetal- contaminated soils［J］． Pedosphere， 2008，18 3 344- 352． ［6］Muller G． Index of geoaccumlation in sediments of the Rhine river ［J］． Geojournal， 1969， 2 3 108- 118． ［7］Hakanson L． An ecology risk index for squatic pollution controlA sedimentological approach［J］． Water Research， 1980， 14 8 975- 1001． ［8］钱进， 王子健， 单孝全， 等． 土壤中微量金属元素的植物可给性 研究进展［J］． 环境科学， 1995， 16 6 73- 75． ［9］关天霞， 何红波， 张旭东． 土壤中重金属元素形态分析方法及 形态分布的影响因素［J］． 土壤通报， 2011， 42 2 503- 512． ［ 10］董丽华， 李亚男， 常素云， 等． 沉积物中重金属的形态分析及风 险评价［J］． 天津大学学报， 2009， 42 12 1112 － 1116． ［ 11］Tessier A，Campbell P G C，Blasson M． Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals ［J］． Analytical Chemistry， 1979， 51 7 844- 851． ［ 12］郭广勇， 朱慧琦， 汪洁， 等． 奉贤地区土壤 Cu、 Zn 和 Pb 形态与 其生物可利用性研究［J］． 环境 科 学 与 管理， 2009， 34 10 127 － 129． ［ 13］李飞， 黄瑾辉， 曾光明， 等． 基于三角模糊数和重金属化学形态 的土壤重金属污染综合评价模型［J］． 环境科学学报， 2012， 32 2 432- 439． 作者通信处王晓钰410082湖南省长沙市岳麓区湖南大学环境 科学与工程学院 E- mailwangxy0373 163． com 2012 － 04 － 09 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 收稿 上接第 137 页 ［ 15］Fang M， Zheng M， Wang F， et al． The solvent-extractableorganic compoundsintheIndonesiabiomassburningaerosols characterization studies［J］． Atmospheric Environment， 1999， 33 5783- 795． ［ 16］Yue Z W， Fraser M P． Polar organic compounds measured in fine particulatematterduringTex-AQS2000 ［J］．Atmospheric Environment， 2004， 38 20 3253- 3261． ［ 17］唐孝炎， 张远航， 邵敏． 大气环境化学［M］． 2 版． 北京 高等教 育出版社， 2006 268- 351． ［ 18］Wang Y，Zhuang G S，Tang A H，et al． The ion chemistry and the source of PM2. 5aerosol in Beijing［J］． Atmospheric Environment， 2005， 39 21 3771- 3784． ［ 19］银燕， 童尧青， 魏玉香， 等． 南京市大气细颗粒物化学成分分析 ［J］． 大气科学学报， 2009， 32 6 723- 733． ［ 20］Wang Y，Zhang G S，Zhang X Y，et al．The ion chemistry， seasonal cycle， and sources of PM2. 5and TSP aerosol in Shanghai ［J］． Atmospheric Environment， 2006， 40 16 2935- 2952． ［ 21］Kerminenvm， Teinitak， Hillamor． Chemistry of sea salt particles in the summer Antarctic atmosphere［J］． Atmospheric Environment， 2000， 34 17 2817- 2825． 作者通信处汤蕾210036江苏省南京市鼓楼区凤凰西街 241 号 江苏省环境监测中心 E- mailtanglei775495 163． com 2012 － 07 － 20 收稿 811 环境工程 2013 年 4 月第 31 卷第 2 期