分析垃圾焚烧厂周边土壤重金属浓度的空间分布

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论文摘要

  随着世界经济的快速发展,许多发展中国家的城市化进程也十分迅速。与此同时,城市垃圾更是以惊人的速率增长,对生活和环境造成了十分严重的影响(NIE,2008)。中国是最大最典型的发展中国家,垃圾年产生量已超过1.50×108t。由于土地资源日益稀缺,而焚烧处置具有显著的减量化效果,并且具有可回收余热等优点,已成为不少发展中国家的城市解决垃圾问题的重要方案(NIE,2008;张倩和徐海云,2012)。截至2011年2月底,中国投入运行的垃圾焚烧发电厂约有90座,且十二五期间按规划将增加到160多座(张倩和徐海云,2012)。

  垃圾焚烧过程产生的主要污染包括尾气、底渣和飞灰。焚烧底渣环境毒性较小,可作为一般工业固废进行处理。相对于作为危险废物进行管理和处置的焚烧飞灰,直接排放的焚烧尾气对焚烧厂周边环境的影响范围更大也更为直接。发展中国家的垃圾大多是混合收集的,含重金属的垃圾未经分选进行焚烧,重金属会随着焚烧尾气排放到大气中并最终通过干湿沉降进入土壤(CHENG等,2007;WERTHER,2007;杜锋等,2011)。重金属大都具有强毒性和生物累积性,而一般程度较轻的重金属污染由于其具有隐蔽性、不易降解、不可逆性和持久累积性,造成的后果亦可能十分严重。虽然正规垃圾焚烧厂都配有严格的尾气处理系统,但无论尾气中重金属是否达标,由于尾气的不断排放以及重金属在土壤中迁移困难,仍然会在焚烧厂周边土壤中形成重金属累积,成为污染事故隐患。目前国外已有不少关于垃圾焚烧厂周边土壤重金属污染的研究报道,但主要是对重金属浓度进行分析(FRANCESCA和MARCO,2011;JORDI等,2011;MIREN等,2010)。国内赵宏伟等针对垃圾焚烧炉周边地区环境汞污染和深圳清水河垃圾焚烧厂周围重金属情况进行过研究(WANG,2011;赵宏伟等,2009)研究发现重金属在焚烧厂周边土壤中比起自然背景值有明显的累积。

论文摘要

  近年来,国内多次出现食品及饮用水重金属超标事件,保障食品安全已成为中国政府亟待解决的重要问题。浙江杭嘉湖平原地处我国经济金三角地区,该区已有一大批成熟运行的垃圾焚烧厂。垃圾源与大多数发展中国家一样是未经分选的城市生活垃圾,但相对于1988年投入运行的深圳清水河垃圾焚烧厂,该厂的焚烧及尾气处理技术都是目前的主流技术(张倩和徐海云,2012)。该厂所在区域是长三角地区重要的粮食生产地,厂址周边以农田和果园为主,一旦发生土壤重金属污染事故,重金属将通过食物链效应形成严重的食品安全隐患。本文以该厂周边环境土壤中的重金属为研究对象,分析重金属浓度的空间分布,探究其主要来源,对评估垃圾焚烧厂尾气排放对周边环境的长期影响及保障食品安全都具有十分重要的意义。

  1、材料与方法

  1.1研究区概况

  嘉兴市处于亚热带季风气候区,属典型的亚热带季风气候,年平均气15~16℃,年平均风向如图1。

  嘉兴垃圾焚烧发电厂位于嘉兴市南湖区大桥镇,于2003年投入运行。该厂目前生活垃圾处理量约1900t·d-1,采用加脱硫剂设备、气固快速流化混合半干法烟气净化塔和布袋除尘法处理烟气。烟囱内径2500mm,烟囱主体高度100m。焚烧厂周边用地以农业(耕地)为主,部分为果园(见图2)。

  1.2采样布点

  本研究共采集了74个土样,采样时间为2012年8月。结合当地地形特征,采用辐射形布点法,设定西(W)、西北(NW)、北(N)、东北(NE)、东(E)、东南(SE)、南(S)、西南(SW)8个采样方向。以烟囱为中心,在各风向0~2km范围内分别选取5、5、5、4、4、5、5、4个无明显人为干扰样点(见图2),以GPS定位。每个样点分别采集表层(0~20cm)和次表层土壤(20~40cm)封存于PVC袋内,每个样品均根据梅花布点法在样点3m×3m范围内采集的5个等容小样均匀混合而成。土壤的pH为6.33,背景点选在上风向。

  1.3样品处理与分析

  样品采集后,去除其中砂砾和植物残屑,平摊于阴凉通风的洁净室自然风干至恒重,使用木棍敲碎研磨并过1mm尼龙筛。土壤样品中含量较大的Cr、Mn、Fe等金属,用美国Innov公司AS-4000型XRF荧光光谱仪测定含量(柳云龙等,2012),工作温度范围为-10~50℃,检出限为1~20mg·kg-1。

  每个样品测定时间2min,重复测3次,变异系数在±18%间。含量较低的Cu、Cd、Pb、Hg,先准确称取样品0.25g,加入氢氟酸-反王水,然后在MARS微波仪中进行样品消解,再用岛津原子吸收分光光度计AA-6300C(P/N206-52430)(U.S.EPA.,1995)进行测定,Hg用F732-G数字显示测汞仪进行测定。每个样品测定3次,变异系数在±7.12%间。每批样品均使用重金属标准溶液,金属回收率均在90%~110%范围内。以上实验均在重庆大学教育部三峡生态环境重点实验室完成。

  1.4数据分析

  土壤重金属的最值、平均值、相关系数等描述性统计分析采用PASW18.0软件计算。利用基于主成分方法的因子分析(factorsanalysis,FA),解释重金属浓度空间格局分异的原因。采用ESRI的ArcGIS9.0地统计模块分析进行克里格插值。

  1.5污染评价

  土壤污染评价标准以浙江杭嘉湖平原土壤环境背景值及本次采样的背景点为参照标准。土壤污染评价方法采用单因子指数法和内梅罗综合指数法。单因子指数法适用于单一因子污染特定区域的评价,内梅罗综合指数法能够全面、综合地反映土壤壤的污染程度,公式如下。

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  式中,Pi为土壤中污染物i的环境质量指数;Ci为污染物i的实测浓度(mg·kg-1);Si为污染物i的评价标准(mg·kg-1),采用浙江杭嘉湖平原土壤环境背景值和中国土壤环境背景值(魏复盛等,1991;LIU等,2006;汪庆华等,2007)及本次采样的背景点分别进行计算分析;P综为土壤中重金属元素的综合污染指数;n为参与评价的重金属的种数。

  2、结果与分析

  2.1表层富集因子

  表层富集因子是采用表层样品的测定值与深层样品的测定值的比来评价土壤及沉积物中重金属的污染状况,即对富集因子(EF)加以修正,采用CEF(CulturalEnrichmentFactor),CEF可表示为(Rognerud等,2000;Bentum等,2001):

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  ci—元素i的浓度;cn—标准化元素的浓度。

  标准化元素常选择地球化学性质稳定的元素,如Al,Ti,Sc,Zr(张秀芝等,2006)。surface和deep分别表示表层样品和深层样品。CEF值是表明表层土壤受扰动程度的重要指标,CEF>1表明表层物质受到人为影响,CEF<1表示表层物质没有受到人为影响。

  表1为两层土壤重金属含量的描述性统计分析,由于Cd、Hg未检出,所以以下主要对Cr、Mn、Cu、Pb、Fe进行了分析。选取Ti作为标准化元素,对5种重金属所有样点的表层富集因子进行计算,其中CEF均值<1的有Cr(0.66~1.48),Mn(0.51~1.57),Fe(0.66~1.45);1<CEF<2的有Cu(0.95~1.44),Pb(0.78~2.01)。因此认为Cr、Mn、Fe主要为自然源,可能与该区域土壤的成土背景相关;Cu、Pb则很可能受到外加人为污染。背景点的CEF<1,表明背景点的选取是有效的。

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  2.2因子分析的重金属空间分布

  数据通过Bartlett球形检定(p<0.001),主成分分析结果具有统计学意义。重金属浓度相关矩阵如表2所示,可用于判断各重金属因子的相互作用。表3为因子分析经Varimax旋转后前3个主成分及各种金属载荷,方差累计贡献达82.68%。图4则为对应的各重金属3D载荷图,重金属间的多元关系可从中直观看出。经K-S检验,均符合正态分布,以拟合的半方差函数模型为计算模型,采用普通克里克法进行最优内插,绘制了所研究的表层土壤重金属空间分布格局图,如图4。

  第一主成分贡献率为37.88%,与Cr、Fe、Mn呈现较强的正相关,图4(a)、(b)、(c)反映Cr、Mn、Fe这3种重金属的浓度分布特征,可归为一类。

  通常研究都将Mn、Fe作为土壤自然源标识元素(BENTUM等,2011),所以可认为这一类主要为天然源。由图4也可以看出,Cr、Fe、Mn的空间分布比较分散,无规律性,这类金属受外环境影响较小,更多受成土过程和土壤流失影响,因此第一主成分应主要反映土壤环境自身的生物地球化学作用。

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  第二主成分贡献率为22.74%,与Pb的相关性达到0.927,图4(e)反映Pb浓度的分布特征。Pb原来是作为交通污染源的标识元素,随着2000年国家颁布实施了新车用无铅汽油标准GB17930-1999,所有汽车一律停止使用含铅汽油改用无铅汽油。所以,Pb过去虽然被作为交通污染源的标识,但现在已失去标识意义(王学松,2009)。

  在研究区范围内,结合风玫瑰图,其主导风向下风向(W,SW,NW)区域表现出随离焚烧烟囱距离增大土壤重金属含量增大的明显趋势,且Pb含量与离烟囱距离显著相关(p<0.05),在y方向上还出现了类似水平扩散的带状分布。因此,第二主成分很可能表征了垃圾焚烧厂排放物扩散、沉降行为对周边土壤环境的影响。该区域地形平坦,故可排除地形的影响。而Pb随相对位置变化表现出的含量变化主要是由风主导的源扩散结果,因而与风频、风向密切相关。Pb、Cd、Hg是挥发性很强的重金属,也是焚烧尾气排放的重要标识性污染物,因此我国垃圾焚烧尾气排放标准中对重金属的指标要求也只限于Pb、Cd、Hg三项。该厂监测报告显示焚烧尾气中排放Pb的量为0.51t·a-1,远远大于Cd(3.7×10-2t·a-1)和Hg(6.7×10-4t·a-1)。由于Cd、Hg排放量很低,实际土壤采样分析未检出,因此Pb更适合作为垃圾焚烧源的标识元素。由于重金属在土壤中迁移能力十分有限,沉降到土壤后势必形成累积。Pb的浓度空间分布也揭示了在厂区周边土壤中存在重金属累积效应,不容忽视。

  第三主成分贡献率22.06%,与Cu的相关性高达0.976。从图4(d)可以看出Cu在西侧与东南侧各出现一个类似岛状的高浓度区。这两个区域均属于果园种植区,相比于水稻种植果园施用的农药量明显更大一些,在种植过程中可能喷洒了含Cu较高的农药(如CuSO4),使土壤中的Cu含量偏高(LIU等,2006;章明奎,2008)。西侧位于交通干线两侧,其污染区浓度明显高于东侧,这可能是源于农业与交通的共同污染。由此可知,第三主成分以农药施用为主,也存在部分交通污染的影响。

  2.3土壤重金属的复合污染

  土壤重金属分布不能直观的体现土壤的受污染程度,以下采用单因子指数法和内梅罗指数计算研究区内土壤重金属综合污染指数。背景点测定值为在当地无其他干扰的上风向分别取了2个点的平均值;土壤环境背景值采用已有文献中的值。污染程度判别标准为:Pi≤1为非污染,1<Pi≤2为轻度污染,2<Pi≤3为中度污染,Pi≥3为重度污染。P综≤0.7为安全,0.7<P综≤1为警戒线,1<P综≤2为轻度污染,2<P综≤3为中度污染,P综≥3为重度污染,评价结果如下表。

  从表4的分析数据可以看出,使用文献报道的背景值综合评价结果(P=1.83)略高于使用测定背景值(P=1.49),但不管使用哪一种背景值,其评价结果都具有以下两个显著的共同特征:1)复合污染指数介于1和2之间,表明该区域土壤重金属总体呈轻微污染状况;2)Cu、Pb的污染程度高于Cr、Mn、Fe,尤其是Pb,其污染程度明显高于其他重金属,对总体污染的贡献度最大。Pb作为焚烧尾气的重要标识性元素,故该污染评价结果可说明焚烧尾气污染是该区域土壤重金属污染的的重要来源之一。

  从与土壤环境标准值的比较可以看出,重金属Cr的表层土含量均值超过土壤环境标准,但是实测背景点含量与参考文献的报道值均超过这一标准值且与表层土样点含量基本持平,因此可以认为Cr的超标主要是源于地球化学作用与成土背景。重金属Cu虽然表层土含量均值未超过土壤环境标准,但是却明显高于背景值,表明其受到了较为明显的人为影响。重金属Pb虽然表层土含量均值远远低于土壤环境标准,但是却远高于背景值,表明其受到了显著的人为影响。

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  3、结论

  1)嘉兴垃圾焚烧厂周边区域表层土壤重金属Cr、Mn、Cu、Pb、Fe平均质量含量分别为174.05、707.76、47.68、41.95、39057.89mg·kg-1。表层富集因子表明,Cr、Mn、Fe基本不对土壤环境造成污染,Cu、Pb对环境造成了轻微污染。

  2)因子分析表明可将Cr、Mn、Cu、Pb、Fe分成分为三类:Cr、Fe、Mn;Cu;Pb。Cr、Mn、Fe主要来源于地球化学作用,Cu、Pb受到了人为影响。Cu可能主要源于果园农药施用产生的重金属污染。而Pb则很可能源于焚烧尾气的扩散沉降及其在土壤中的累积,其浓度分布与距离、风向、风频密切相关,厂区周边土壤中存在重金属累积效应,不容忽视。

  3)污染评价结果表明该焚烧厂周边区域土壤重金属平均复合污染程度为轻度污染,Pb对污染程度贡献最大。Cr的超标主要源于地球化学作用与成土背景,Cu和Pb的平均浓度虽未超标但明显高于本区域背景值,说明受到人为影响,需引起注意。

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