清遠(yuǎn)電子垃圾拆解區(qū)土壤重金屬污染空間分布特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

崔羅肖，胡啟智，李蒙，吳家龍，范慧中，陳思思，任宗玲*

（1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，廣州 510642；2.廣東省地質(zhì)局廣東省水文地質(zhì)大隊(duì)，廣州 510510；3.廣東省土地開發(fā)整治中心，廣州 510635）

電子垃圾主要為人們?nèi)粘Ｉ钪惺褂玫氖謾C(jī)、電腦、電視等電子產(chǎn)品報(bào)廢后形成的多金屬材料復(fù)合體，含有多種貴金屬，具有一定的回收價(jià)值[1]。隨著現(xiàn)代技術(shù)的迅猛發(fā)展和電子產(chǎn)品的更新?lián)Q代，電子垃圾數(shù)量快速增長。據(jù)統(tǒng)計(jì)，2016年全世界產(chǎn)生電子垃圾4 470萬t，2019年產(chǎn)生5 360萬t，這些電子垃圾帶來了一系列的環(huán)境污染問題[2-3]。約80%的電子垃圾被運(yùn)送到亞洲的一些發(fā)展中國家進(jìn)行處理，其中又有90%左右被運(yùn)送到我國進(jìn)行處理[4]。廣東省清遠(yuǎn)市龍?zhí)伶?zhèn)作為我國最主要的電子垃圾回收地之一，經(jīng)過30多年的發(fā)展，已形成了較大規(guī)模的電子垃圾拆解區(qū)[5-8]。其中，大部分電子垃圾的拆解在家庭式作坊中進(jìn)行，其直接利用焚燒、熔融、酸解等簡(jiǎn)單粗放的方式回收貴重金屬[9-11]。由于處理方式的落后，以及環(huán)保意識(shí)的缺失，拆解過程中產(chǎn)生的殘?jiān)U水、飛灰等未經(jīng)處理直接進(jìn)入環(huán)境，使周邊環(huán)境受到嚴(yán)重的重金屬污染，進(jìn)而危害到人類公共健康和生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)功能穩(wěn)定[12-13]。針對(duì)電子垃圾的污染問題，近20多年來我國相繼頒布實(shí)施了一系列相關(guān)法規(guī)政策，如1996年頒布實(shí)施的《固體廢物污染環(huán)境防護(hù)法》和2007年頒布的《電子廢棄物污染環(huán)境防治管理辦法》，逐步推動(dòng)了電子垃圾的規(guī)范處理和污染防治[14]。此外，龍?zhí)伶?zhèn)政府尤為重視當(dāng)?shù)仉娮永鸾庑袠I(yè)的污染問題，開展了整治活動(dòng)，關(guān)停了違規(guī)作坊。近年來，當(dāng)?shù)仉娮永`規(guī)拆解活動(dòng)得到了一定遏制，家庭作坊式拆解活動(dòng)已較少見，但當(dāng)?shù)氐耐寥牢廴救匀皇且粋€(gè)需要持續(xù)關(guān)注的問題。

研究表明，龍?zhí)伶?zhèn)的電子垃圾拆解回收已導(dǎo)致重金屬在當(dāng)?shù)卮髿?、水體、底泥和農(nóng)田土壤中顯著富集[14-17]，電子垃圾的簡(jiǎn)單粗放拆解回收被認(rèn)為是當(dāng)?shù)刂亟饘傥廴镜闹饕獊碓碵18]。長期的電子垃圾拆解回收活動(dòng)不僅造成耕層土壤重金屬污染，引發(fā)了農(nóng)產(chǎn)品安全問題[19-21]，而且表層土壤中的重金屬還呈現(xiàn)出較強(qiáng)的活性和遷移性。張金蓮等[22]的研究表明，龍?zhí)伶?zhèn)電子垃圾拆解區(qū)周邊的大多數(shù)農(nóng)田表層土壤中Pb、Cd、Cu活性形態(tài)占比在總量一半以上，且在20～100 cm的深層土壤中呈現(xiàn)出縱向遷移趨勢(shì)。目前，電子垃圾拆解的重金屬污染研究側(cè)重于農(nóng)田土壤中重金屬含量及其形態(tài)特征分析，而關(guān)于不同用地類型土壤重金屬的空間擴(kuò)散分布特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究仍較少。

為了進(jìn)一步了解清遠(yuǎn)市龍?zhí)伶?zhèn)電子垃圾拆解區(qū)不同利用類型土壤的重金屬污染狀況及擴(kuò)散程度，本研究在龍?zhí)伶?zhèn)白鶴塘、大坑寮、松源塘、對(duì)面崗4個(gè)村莊開展區(qū)域小尺度污染調(diào)查，采集荒地、旱地、水田土樣共44個(gè)，分析土壤樣品中As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、Hg的含量，研究土壤重金屬的污染狀況及水平空間分布特征，并進(jìn)行潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)性分析，以期為電子垃圾拆解區(qū)內(nèi)土壤的安全利用和修復(fù)提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與分析

如圖1所示，采樣區(qū)位于廣東省清遠(yuǎn)市龍?zhí)伶?zhèn)，大燕河以南，廣清高速以西（113°01'00″～113°02'00″E，23°35'00″～23°36'30″N），主要包括白鶴塘、大坑寮、松源塘、對(duì)面崗4個(gè)村莊。這4個(gè)村莊是當(dāng)?shù)刂饕募彝プ鞣皇讲鸾饣顒?dòng)核心區(qū)，目前仍有一些家庭作坊在作業(yè)。經(jīng)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，該采樣區(qū)域內(nèi)有3個(gè)主要的集中污染點(diǎn)，從左到右依次為殘?jiān)逊劈c(diǎn)（S1）[23]、電子垃圾焚燒點(diǎn)（S2）、酸洗廢渣堆（S3）；其中前二者為長期的堆放、焚燒活動(dòng)點(diǎn)（＞20 a），后者為新的堆放點(diǎn)，采樣時(shí)廢渣仍有余熱。村莊內(nèi)水渠、坑塘分布密集，通過大燕河與北江相連，為污染物的擴(kuò)散提供了便利條件。2020年11月水稻秋收后，根據(jù)土地利用類型，分別采集污染點(diǎn)周邊的荒地土樣16個(gè)、旱地土樣20個(gè)、水田土樣8個(gè)。每個(gè)采樣點(diǎn)采用五點(diǎn)取樣法，采集0～20 cm耕層土壤1.0 kg，混勻后帶回實(shí)驗(yàn)室。土壤樣品經(jīng)過自然風(fēng)干后，挑出石塊和植物根系，用瑪瑙研缽研磨后過0.15 mm和2 mm尼龍篩，放入密封袋中待測(cè)。

土壤pH采用pH計(jì)測(cè)定，水土比2.5∶1（V/m）浸提；有機(jī)質(zhì)（SOM）采用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定；陽離子交換量（CEC）采用乙酸銨浸提法測(cè)定。土壤重金屬全量測(cè)定參照《土壤和沉積物 金屬元素總量的消解 微波消解法》（HJ 832—2017），Cd、Pb、Cu、Cr、Zn、Ni的含量使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（Agilent ICP-OES 5100）測(cè)定，As、Hg的含量采用原子熒光光譜儀（AFS-933）測(cè)定。以環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤GBW07430（GSS-16，中國地質(zhì)科學(xué)院地球物理地球化學(xué)勘查研究所）為質(zhì)量控制樣品，分析得到各項(xiàng)重金屬含量回收率在88%～97%范圍內(nèi)，平行樣標(biāo)準(zhǔn)偏差均在6%以內(nèi)。

1.2 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)方法

1.2.1 單項(xiàng)污染指數(shù)分析和綜合污染指數(shù)分析

單項(xiàng)污染指數(shù)以土壤重金屬污染物的含量實(shí)測(cè)值與評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)含量的比值表示，其能較為直觀地反映出各項(xiàng)指標(biāo)的污染程度，該值越大，表明污染程度越大[24]。其計(jì)算公式為：

式中：Pi為重金屬i的單項(xiàng)污染指數(shù)；Ci為重金屬i的含量實(shí)測(cè)值，mg·kg-1；Si為重金屬i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值，以《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）中的污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值，mg·kg-1。

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法是利用各污染因子的單項(xiàng)污染指數(shù)計(jì)算得出綜合污染指數(shù)的方法，該方法兼顧各項(xiàng)污染因子的平均值和最大值，能夠更好地反映污染物的綜合污染程度[25]。其計(jì)算公式為：

式中：P綜為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)；Pi，max代表土壤重金屬單項(xiàng)污染指數(shù)的最大值；Pi，ave代表土壤重金屬單項(xiàng)污染指數(shù)的平均值。

表1為單項(xiàng)污染指數(shù)[26]和綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[27]。

表1 單項(xiàng)污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)等級(jí)Table 1 Grading of single pollution index and comprehensive pollution index

1.2.2 潛在生態(tài)危害指數(shù)分析

由瑞典科學(xué)家Hakanson提出的潛在生態(tài)危害指數(shù)分析法，充分考慮了土壤重金屬含量，并且與毒性水平以及環(huán)境對(duì)重金屬污染的敏感性相結(jié)合，對(duì)土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度進(jìn)行評(píng)估[28]。其計(jì)算公式如下：

式中：Ei為重金屬i的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)；Ti為重金屬i的毒性響應(yīng)系數(shù)；Ci為重金屬i的實(shí)測(cè)含量，mg·kg-1；Cn為土壤重金屬i的背景值，mg·kg-1；RI為多項(xiàng)重金屬的綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)。土壤重金屬毒性響應(yīng)系數(shù)和廣東省土壤環(huán)境背景值見表2，潛在生態(tài)危害指數(shù)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[29]見表3。

表2 土壤重金屬毒性響應(yīng)系數(shù)和廣東省土壤重金屬背景值（mg·kg-1）Table 2 Toxicity response coefficient of soil heavy metals and background value of soil heavy metals in Guangdong Province（mg·kg-1）

表3 潛在生態(tài)危害指數(shù)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)Table 3 Classification of potential ecological hazard index

1.3 土壤重金屬污染空間分布特征

使用ArcGIS（10.0）軟件，采用反距離權(quán)重法（IDW法）對(duì)土壤重金屬地累積指數(shù)（Igeo=log2[Ci/（1.5×Cn）]）進(jìn)行插值分析，得到土壤重金屬污染空間分布圖。該方法基于相近相似原理，通過已知點(diǎn)的值對(duì)未知點(diǎn)的值進(jìn)行預(yù)測(cè)。已知樣本點(diǎn)對(duì)于未知樣本點(diǎn)的影響隨兩者間距離的增加而減弱，用權(quán)重表示其影響程度，距離越近，對(duì)其賦值的權(quán)重越大[30]。具體計(jì)算公式為：

式中：z表示未知點(diǎn)的值；zi表示已知點(diǎn)的值；n表示已知點(diǎn)的數(shù)量；di表示已知點(diǎn)和未知點(diǎn)的距離；k為指定的冪值，插值時(shí)冪值取2。

1.4 數(shù)據(jù)處理

使用SPSS 25對(duì)供試土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)指標(biāo)以及重金屬含量進(jìn)行顯著性分析，所有處理結(jié)果中不同字母代表處理間差異顯著（P＜0.05，Duncan's法）；對(duì)土壤中8種重金屬含量進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，以解析并預(yù)測(cè)重金屬的來源。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)分析

如圖2所示，3種用地類型的土壤pH差異顯著（P＜0.05），荒地、旱地、水田土壤pH依次降低，范圍分別為6.50～10.15、5.34～7.55、4.59～6.70，平均值分別為7.37、6.25和5.38。研究表明[15，22]，龍?zhí)岭娮永鸾鈪^(qū)內(nèi)農(nóng)田土壤pH多為酸性，與本研究中農(nóng)田土壤（水田和旱地）的結(jié)果較為一致，但本研究中荒地土壤呈堿性，這可能是因?yàn)楫?dāng)?shù)鼐用癫捎脡A中和酸洗廢渣后，將廢棄物傾倒至荒地，造成了荒地土壤pH升高。采樣點(diǎn)SOM含量范圍為9.36～218.88 g·kg-1，荒地的SOM含 量[（76.54±63.20）g·kg-1]顯 著 高 于 水 田[（25.76±6.26）g·kg-1]和旱地[（16.85±5.14）g·kg-1]（P＜0.05），這可能是因?yàn)閮A倒至荒地中的廢渣含有較多塑料燒焦形成的粉末，致使土壤有機(jī)碳含量升高。CEC范圍為4.64～71.12 cmol·kg-1，荒地、旱地和水田土壤CEC平均值分別為（11.27±16.36）、（7.36±6.80）、（7.03±1.69）cmol·kg-1。3種利用類型土壤CEC之間差異并不顯著，但是荒地土壤更容易出現(xiàn)極值的現(xiàn)象，這也進(jìn)一步說明荒地土壤受到了電子垃圾拆解活動(dòng)更為顯著的影響。

圖2 供試土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)Figure 2 Basic physical and chemical properties of the soil

2.2 土壤重金屬含量分析

如圖3所示，參照《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）中的重金屬篩選值，8種重金屬在荒地土壤中均有不同程度超標(biāo)，其中Cd、Cu、Pb污染極為嚴(yán)重，平均含量依次為34.63、5 536.27、10 602.38 mg·kg-1，分別是篩選值的115、110倍及117倍，超標(biāo)率均為100%；Zn、Ni、Cr、As、Hg的平均含量分別為7 421.82、391.75、730.02、78.88、0.91 mg·kg-1，點(diǎn) 位 超 標(biāo) 率 分 別 為87.5%、68.8%、62.5%、43.8%、18.8%。旱地和水田土壤污染較輕，均為Cd、Cu、Pb超標(biāo)。其中，旱地土壤中Cd、Cu、Pb平均含量分別為0.42、80.38、88.28 mg·kg-1，分別為篩選值的1.40、1.60倍和0.98倍，點(diǎn)位超標(biāo)率分別為65.0%、65.0%、30.0%。水田土壤中Cd、Cu、Pb平均含量略高于旱地，分別為0.52、109.88、105.93 mg·kg-1，分別為篩選值的1.7、2.2倍和1.2倍，點(diǎn)位超標(biāo)率分別為50.0%、50.0%、25.0%。對(duì)于Zn、Ni、Cr、As、Hg，旱地和水田土壤中的平均含量均低于篩選值，但相比廣東省土壤背景值，除了Cr之外，其他元素均發(fā)生了1.1～4.0倍的富集。本研究中旱地、水田土壤重金屬含量與張朝陽等[15]、吳江平等[19]、張金蓮等[22]研究的農(nóng)田土壤重金屬含量基本一致；而荒地土壤重金屬含量與羅勇等[17，31]報(bào)道的該鎮(zhèn)拆解作坊表土、電子垃圾焚燒跡地土壤以及吳文成等[32]報(bào)道的遺留拆解場(chǎng)地土壤中重金屬含量范圍接近。這說明可能是拆解廢渣長期向周圍土地遷移擴(kuò)散造成了荒地土壤重度污染[23]。

圖3 土壤重金屬含量箱型圖Figure 3 Boxplot of soil heavy metals contents

通過相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)（表4），在荒地土壤中，As與Cd、Pb的相關(guān)系數(shù)分別達(dá)到0.769和0.648，具有極顯著的正相關(guān)性（P＜0.01），表明As與Cd、Pb之間可能存在著相同污染源，如半導(dǎo)體等電子元件拆解殘?jiān)?；Ni與Cr、Cu、Zn之間以及Zn與Cr之間也表現(xiàn)出顯著或極顯著的正相關(guān)性，說明Ni、Cr、Cu、Zn之間可能存在相似的復(fù)合污染源，如電路板、電纜線等拆解殘?jiān)黐19]。在水田和旱地中，Ni和As、Cr的相關(guān)系數(shù)分別為0.554和0.964，均達(dá)到極顯著正相關(guān)水平，且含量為輕度污染或未達(dá)到污染水平，表明Ni和As、Cr來源可能相同，以自然成土來源為主[33]。水田和旱地中Pb、Cd、Cu、Zn兩兩之間均呈極顯著正相關(guān)性，說明它們可能有相同的來源，包括電子垃圾拆解活動(dòng)造成的污染擴(kuò)散、灌溉水[14]和自然成土來源[23]。羅敏[14]對(duì)大燕河河流沉積物中重金屬含量的研究結(jié)果表明，河流沉積物中Cd、Cu、Pb、Zn受人類活動(dòng)影響強(qiáng)烈，污染較嚴(yán)重，而Cr、Ni、As則相反，說明灌溉水及其攜帶的懸浮顆粒物也極可能是該區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染的重要來源之一。

表4 供試土壤重金屬含量相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis of soil heavy metals contents

2.3 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)

2.3.1 單項(xiàng)和綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)

土壤重金屬單項(xiàng)污染指數(shù)分析結(jié)果表明（表5），除了Hg之外，荒地土壤其他重金屬的單項(xiàng)污染指數(shù)均大于農(nóng)田土壤，其指數(shù)大小依次為Cd＞Pb＞Cu＞Zn＞Ni＞Cr＞As＞Hg，其中Cd、Pb、Cu、Zn含量均處于重度污染水平，Ni、Cr含量處于中度污染水平，As處于輕度污染水平，Hg未污染。水田土壤中單項(xiàng)污染指數(shù)依次為Cu＞Cd＞Pb＞As＞Hg＞Zn＞Ni＞Cr，其中Cu污染最嚴(yán)重，污染指數(shù)平均值為2.03，處于輕度污染水平，Cd和Pb含量次之，處于輕微污染水平，其他重金屬未污染。旱地土壤單項(xiàng)污染指數(shù)依次為Cd＞Cu＞Pb＞As＞Zn＞Ni＞Cr＞Hg，其中Cd、Cu處于輕微污染水平，其他重金屬未構(gòu)成污染。這與張金蓮等[22]和吳江平等[19]對(duì)龍?zhí)伶?zhèn)周邊農(nóng)田土壤的分析結(jié)果基本一致，研究所得的主要污染物均為Cd、Cu、Pb、Zn，說明這幾種重金屬在拆解區(qū)內(nèi)擴(kuò)散較嚴(yán)重，威脅到了農(nóng)田土壤的質(zhì)量安全。

表5 單項(xiàng)污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果Table 5 Evaluation results of single pollution index and comprehensive pollution index

盡管單項(xiàng)污染指數(shù)表明旱地、水田土壤僅為Cd、Cu、Pb的輕度或輕微污染水平，但是在綜合考慮多種重金屬污染的情況下，3種利用類型的土壤均達(dá)到了中度以上污染水平。其中荒地、水田土壤達(dá)到了重污染水平，而旱地土壤達(dá)到了中污染水平。值得注意的是，荒地、水田和旱地土壤綜合污染指數(shù)分別為409.91、6.37和2.47，荒地土壤污染水平達(dá)到安全線的585.6倍，污染尤為嚴(yán)重，對(duì)當(dāng)?shù)丨h(huán)境質(zhì)量和居民健康是一個(gè)巨大的隱患。農(nóng)田土壤呈酸性，為重金屬的遷移提供了有利條件，因此要提防由于土壤重金屬污染而造成的農(nóng)產(chǎn)品安全問題[19]。

2.3.2 潛在生態(tài)危害指數(shù)分析

土壤重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)結(jié)果（表6）顯示，荒地、旱地、水田的RI值分別為22 527.03、415.00、499.36，荒地土壤的RI指數(shù)高出旱地和水田的40倍，處于極高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平?；牡刂?，Cd是潛在生態(tài)危害指數(shù)最高的元素，貢獻(xiàn)率達(dá)到82.35%，為主要的生態(tài)危害來源；Cu、Pb、Hg表現(xiàn)出極高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平；Zn、Ni、As為中高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平；僅有Cr為低潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平。此外，旱地和水田土壤綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平均為高等，主要生態(tài)危害元素為Cd和Hg，貢獻(xiàn)率在80%以上；其他元素均為低潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平。任露陸等[18]的研究表明，龍?zhí)伶?zhèn)周邊農(nóng)田土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、Hg、As 6種重金屬的綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)范圍為350.23～1 540.45，平均值為631.53，其中Cd和Hg的貢獻(xiàn)率達(dá)到85.54%，與本研究結(jié)果一致。

表6 潛在生態(tài)危害指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果Table 6 Evaluation results of potential ecological hazard index

2.4 土壤重金屬污染空間分布特征

運(yùn)用反距離權(quán)重法對(duì)拆解區(qū)內(nèi)土壤重金屬地累積指數(shù)（Igeo）進(jìn)行空間插值，探究研究區(qū)域內(nèi)8種土壤重金屬污染的空間分布特征并解析污染源（圖4）。土壤重金屬地累積指數(shù)的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)為：清潔（Igeo≤0）、輕度污染（0＜Igeo≤1）、偏中度污染（1＜Igeo≤2）、中度污染（2＜Igeo≤3）、偏重度污染（3＜Igeo≤4）、嚴(yán)重污染（4＜Igeo≤5）和極重污染（Igeo＞5）[16，34]。對(duì)照該標(biāo)準(zhǔn)可以發(fā)現(xiàn)除Hg外，其他元素的污染空間分布特征相似，均呈現(xiàn)出由污染源中心向四周不同程度擴(kuò)散的趨勢(shì)，且隨著與污染源距離的增加，土壤重金屬污染程度逐漸降低，形成了西南-東北對(duì)角線方向上的白鶴塘及大坑寮污染嚴(yán)重、東南角和西北部的對(duì)面崗及松源塘污染較輕的空間分布格局。3個(gè)污染源中，新的酸洗廢渣堆的污染擴(kuò)散最小，大型殘?jiān)逊劈c(diǎn)（＞20 a）污染擴(kuò)散最為嚴(yán)重[23]?？梢姡寥乐亟饘傥廴镜臄U(kuò)散速度不但與各重金屬在土壤中遷移和富集能力的強(qiáng)弱有關(guān)，而且也需要時(shí)間的積累[35]。因此，應(yīng)警惕新的酸洗廢渣堆造成的污染擴(kuò)散遷移。

圖4中，Cd、Cu、Pb、Zn污染擴(kuò)散面積最大，幾乎整個(gè)研究區(qū)土壤均發(fā)生污染，僅有零星地塊Pb或Zn未污染。Cd的污染程度最高，平均地累積指數(shù)為3.99，超過一半的研究區(qū)域土壤Cd污染偏重度以上；Cu的平均地累積指數(shù)為3.20，約1/3的研究區(qū)域土壤Cu污染偏重度以上；Pb和Zn的平均地累積指數(shù)分別為2.40和2.20，重度污染主要發(fā)生在污染源中心500 m范圍內(nèi)，其他土壤以輕度-中度污染為主。Ni、Cr平均地累積指數(shù)分別為0.83、-0.05，以未污染-輕度污染為主，污染擴(kuò)散面積較??；尤其是Cr，約3/4的研究區(qū)域土壤未污染，說明Cr主要源于自然背景含量。As的平均地累積指數(shù)為0.88，雖然也呈現(xiàn)由污染源向四周擴(kuò)散的規(guī)律，整體以輕度污染為主，但與Cr、Ni不同的是，As輕度污染的范圍很廣，僅有西北角區(qū)域及零星地塊未污染。此外，Hg平均地累積指數(shù)為1.37，整體偏中度污染，其污染空間分布與污染源關(guān)系較小，也呈現(xiàn)出大范圍污染特征。因此，As和Hg的擴(kuò)散途徑可能還包括電子垃圾焚燒產(chǎn)生的煙塵沉降及農(nóng)田灌溉，從而造成這種大面積土壤中-輕度污染[23]。

圖4 土壤重金屬含量空間分布圖Figure 4 Spatial distribution map of soil heavy metals content in the study area

3 結(jié)論

（1）采樣區(qū)中荒地土壤為重度污染，其中Cd、Cu、Pb的超標(biāo)率為100%；Zn、Ni、Cr、As、Hg的超標(biāo)率分別達(dá)到87.5%、68.8%、62.5%、43.8%、18.8%。旱地和水田土壤均主要為Cd、Cu、Pb污染；Zn、Ni、Cr、As、Hg雖然未超標(biāo)，但除Cr之外均發(fā)生了明顯的富集。

（2）單項(xiàng)及綜合污染指數(shù)分析表明：荒地土壤達(dá)到了重污染水平，Cd、Pb、Cu、Zn是其主要的污染元素；水田土壤主要為Cu、Cd、Pb的輕度或輕微污染；旱地土壤中僅Cd、Cu處于輕微污染水平。潛在生態(tài)危害指數(shù)結(jié)果顯示：荒地土壤處于極高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平，Cd是最重要的生態(tài)危害元素；旱地和水田土壤為高等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平，主要生態(tài)危害元素為Cd和Hg。

（3）除Hg之外，采樣區(qū)中土壤重金屬均呈現(xiàn)出由污染源中心向周邊不同程度擴(kuò)散的趨勢(shì)，且隨著與污染源距離的增加，土壤重金屬污染程度逐漸降低，形成了西南-東北對(duì)角線方向上的白鶴塘及大坑寮污染嚴(yán)重、東南角和西北部的對(duì)面崗及松源塘污染較輕的空間分布格局。本研究中，Cd、Cu、Pb、Zn污染擴(kuò)散面積大且污染程度高，可能與電子垃圾拆解活動(dòng)造成的污染隨大氣、水流等擴(kuò)散直接相關(guān)；Ni、Cr污染擴(kuò)散面積較小且污染程度低，可能以自然成土來源為主；而As和Hg污染程度低但擴(kuò)散面積大，因此除了自然來源，污染源還可能包括電子垃圾焚燒產(chǎn)生的煙塵沉降及農(nóng)田灌溉。

續(xù)圖4土壤重金屬含量空間分布圖Continued figure 4 Spatial distribution map of soil heavy metals content in the study area