晋南某钢铁厂及周边土壤重金属污染与潜在生态风险
2015-12-07陈轶楠马建华张永清
陈轶楠，马建华，张永清
1. 河南大学环境与资源研究所，河南 开封 475004；2. 山西师范大学城市与环境科学学院，山西 临汾 041000
晋南某钢铁厂及周边土壤重金属污染与潜在生态风险
陈轶楠1，马建华1，张永清2*
1. 河南大学环境与资源研究所，河南 开封 475004；2. 山西师范大学城市与环境科学学院，山西 临汾 041000
以晋南某钢铁厂土壤及周边农田表层土壤（0～20 cm）为对象，共设置49个采样点，用原子吸收法测定土壤Cd、Cr、Mn、Ni、Pb和Zn的质量分数，采用地积累指数法开展土壤重金属污染评价，潜在生态风险指数法进行潜在生态风险评价，并采用因子分析法对钢铁厂周边农田土壤重金属进行判源分析。结果表明：土壤重金属质量分数不同程度高于山西省土壤背景值，土壤Pb积累最为明显，存在偏中至中等污染。6种重金属潜在生态风险（E）大小顺序为：Cd（53.16）>Pb（21.17）>Ni（3.14）>Cr（3.38）>Mn（1.04）>Zn（1.1）。6种重金属的综合潜在生态风险指数（RI）平均为87.54，总体上属中等生态风险。Cd对RI的平均贡献率为60.05%，是主要的致险因子。炼铁厂区土壤污染比较严重，存在较强的潜在生态风险；厂区周围农田土壤重金属污染较轻，为轻微风险等级。钢铁厂周边农田土壤中的Mn和Ni属于自然源重金属，Cr和Cd属于混合源重金属，Zn和Pb属于工业源重金属。本研究可为本区土壤重金属环境污染与治理提供科学依据，同时为土壤重金属潜在生态风险评价提供更多案例研究。
钢铁厂；土壤重金属；地积累指数；潜在生态风险
重金属在土壤中的积累不仅直接影响土壤理化性状、降低土壤生物活性、阻碍养分有效供应（王学锋等，2003），而且可通过食物链富集，威胁人体健康（蔡立梅等，2008），因此土壤重金属污染是当今环境科学关注的重要内容之一。国内外很多学者对不同工业区周边土壤的重金属含量、分布、来源、污染状况等曾开展过大量研究（Wang et al.，2006；Lee et al.，2006；孙宏飞等，2009；邓超冰等，2009；Yang et al.，2010；赵秀峰等，2010；Peter et al.，2010；Mapani et al.，2010；郭伟等，2011； Wang et al.，2012；黄兴星等，2012；陆泗进等，2014；张广胜等，2015），但对工业企业内部的土壤重金属污染差异研究较少。Håkanson（1980）首次提出了水体沉积物的潜在生态风险评价方法，并针对其所研究的 8种污染物制定了单项风险指数（E）和综合风险指数（RI）及其分级标准。虽然很多学者将其引入到不同类型的工业区周边土壤重金属潜在生态风险的研究中（王博等，2013；Hashemi et al.，2013；Ogunkunle et al.，2013； Olafisoye et al.，2013；Dabkowska-naskret等，2014），但多数研究并没有根据其所研究的污染物种类和数量，对风险指数分级标准进行必要的调整，影响了评价结果的可靠性（马建华等，2011）。少数研究虽对该分级标准进行了一定调整，但没有给出具体的调整方法，且分级标准各不一致（徐清等，2008；Zhu et al.，2012；陈秀瑞等，2012），因此迫切需要规范的风险指数分级方法。
本文以山西省南部某钢铁企业内部及周边土壤为例，对 Håkanson潜在生态风险指数分级标准进行适当调整，建立适合本研究的E和RI分级标准，开展土壤重金属（Cd、Cr、Mn、Ni、Pb和Zn）潜在生态风险评价；同时用地积累指数法开展重金属污染评价，用因子分析法开展重金属判源分析。旨在为该区土壤污染与治理提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
本研究的钢铁厂位于晋西南地区，四周环山，中间为川地。属温带大陆性季风气候，年均气温12.6 ℃，年均降雨量525 mm，全年主导风向为EN和WS。地带性土壤类型为褐土。矿产资源丰富，是山西省重要的能源和工业基地之一，煤、焦、铁 3大行业是其经济支柱，产值占其工业总产值的70%。该钢铁厂始建于1958年，是一个集采矿、烧结、炼焦、炼铁、炼钢、轧材等工艺配套的大型钢铁联合企业，厂区周边分布有大面积的农田。
1.2 样品采集
在钢铁厂不同厂区及其周边农田随机布点采样，其中在炼钢厂（Lg）、炼铁厂（Lt）、球团厂（Qt）、烧结厂（Sj）、焦化厂（Jh）、生活区（Sh）、距离厂区400 m以内的近厂区（Jc）、距离厂区400～1000 m的远厂区（Yc）分别布设5、7、4、5、10、6、8、4个样点，共49个样点（图1）。每个采集点上，首先按照“梅花形”布点法采集5个表土（0～20 cm）子样；然后将子样充分混合，挑出植物残体和砾石后装入塑料自封袋中，备用。
图1 钢铁厂及周边农田土壤样点分布图Fig. 1 Location of the sample sites in the steel factory and farmland
1.3 样品处理与重金属测定方法
将样品风干、碾磨，全部过100目尼龙筛。样品处理采用HCl-HNO3-HClO4-HF消解体系（GB/T 17141─1997）。土壤Cd和Pb用石墨炉原子吸收法（G-AAS）测定，Cr、Mn、Ni和Zn用火焰原子吸收法（F-AAS）测定。仪器是AAS nov AA 400原子吸收分光光度计（德国耶拿）。测定过程中，所有样品均由空白样、二次平行样和加标回收率进行质量控制。二次平行试验的相对偏差均在5%以内，样品加标回收率在95.8%～102.38%之间。
1.4 土壤重金属污染与潜在生态风险评价方法
1.4.1 地积累指数法
土壤重金属污染评价使用地积累指数法（index of geoaccumulation，Igeo），其计算公式为（Müller，1969）：
式中，Cn为土壤重金属n的实测质量分数，Bn是土壤重金属n的地球化学背景值，1.5为消除各地土壤元素背景值变动的系数。依据Igeo进行污染评价的分级标准为：Igeo<0为无污染，0
1.4.2 潜在生态风险指数法
土壤潜在生态风险评价采用潜在生态风险指数（ecological risk index，RI）法（Håkanson，1980），其计算公式为：
式中，RIj为j样点多种重金属综合潜在生态风险指数，ijE为j样点重金属i的单项潜在生态风险指数，iT为重金属 i的毒性响应系数（TCd=30>TPb=TNi=5>TCr=2>TZn=TMn=1)（徐争启等，2008），ijC 为重金属i的污染指数，ijc为j样点土壤重金属i的实测质量分数，irc为重金属i的参比质量分数。Håkanson（1980）研究了湖积物中8种污染物的潜在生态风险，分别提出了E和RI的分级标准，但从式（2）可见，RI的大小与参评污染物的种类和数量有关，因此应用 RI进行生态风险评价时，应该根据参评污染物的种类和数量对其进行调整（马建华等，2011）。
2 结果与讨论
2.1 土壤重金属质量分数分析
钢铁厂及周边农田土壤重金属Cd、Cr、Mn、Ni、Pb和Zn的平均质量分数分别为0.23、148.97、767.55、22.52、75.22和 92.82 mg·kg-1（图 2）。6种土壤重金属质量分数的变异系数在 17.69%～ 55.26%之间，均属中等变异。各个重金属都出现了较多的异常值，表明土壤重金属质量分数受钢铁厂人类活动影响强烈，区域差异比较明显。
图2 土壤重金属质量分数箱线图Fig. 2 Box plots of heavy metal concentrations of soils
不同采样区域土壤重金属的平均质量分数见表1。各采样区Pb平均质量分数达到背景值的5.11倍，除 Ni外，其他重金属的平均质量分数也都不同程度的超过了山西省表土背景值（中国环境监测总站，1990）。钢铁厂内土壤重金属平均质量分数高于其周围农田。厂区内土壤重金属质量分数也有很大变化，其中冶炼厂区（包括炼钢厂和炼铁厂）的土壤重金属平均质量分数最高，职工生活区土壤Cr、Mn和Pb的质量分数也比较高。远离厂区的农田土壤Cr、Mn和Ni的质量分数高于近厂区土壤。职工生活区土壤中部分重金属质量分数较高的原因，一方面是由于其位于厂区之内（见图 1），含重金属的粉尘沉降较多；另一方面生活垃圾和家庭轿车废弃排放量高于其他厂区土壤。远离厂区的农田土壤某些重金属质量分数高于近厂区土壤的原因可能是由于其接近厂区高架点状污染源的最大落地浓度和距离的缘故（陈雁平等，2009）。
表1 不同采样区域土壤重金属平均质量分数Table 1 Average concentration of soil heavy metals in different sampling areas
2.2 土壤重金属污染评价
以山西省表土重金属背景值（中国环境监测总站，1990）作为基准值（Bn），应用式（1）计算得到钢厂及其周边农田土壤6种重金属的Igeo值（表2）。各个重金属Igeo均值的大小顺序为：Pb（1.65）>Cr（0.53）>Cd（0.20）>Zn（-0.37）>Mn（-0.24）>Ni（-1.15）。绝大部分样点的Ni、Mn和Zn没有发生污染，未污染样点数分别占样点总数的 100%、75.25%和80.2%；土壤Cr污染较轻，未污染、轻污染、偏中污染和中污染的样点数分别占样点总数的18.81%、58.42%、20.79%和1.98%。土壤Pb污染较重，偏中污染和中污染样点比例分别为89.11%和10.89%，Pb是土壤最主要的污染因子。
表2 不同采样区域土壤重金属的Igeo值Table 2 Pollution assessments of soil heavy metals by Igeoin different sampling areas
不同采样区域土壤重金属的Igeo值存在一定差别。总体来看，炼铁厂和炼钢厂土壤污染比较严重，主要污染因子是Pb和Cr，其次是Mn和Cd；厂区周围农田土壤重金属污染比较轻，主要污染因子是Pb，其次是Cr和Cd；其他厂区土壤重金属污染介于上述两类区域之间，并且具有生活区>焦化厂>烧结厂>球团厂的趋势。
2.3 土壤重金属潜在生态风险评价
2.3.1 关于E和RI分级标准的确定
Håkanson（1980）研究了湖积物中PCB、Hg、Cd、As、Pb、Cu、Cr和Zn等8种污染物的潜在生态风险，其毒性系数（T）分别为40、40、30、10、5、5、2和 1。根据污染物中最大毒性系数（TPCB=THg=40）和8种污染物的毒性响应系数之和（133）提出了E和RI的分级标准（表3）。由式（2）可见，RI的大小与参评污染物的种类和数量呈正相关，污染物的数目越多、毒性越强，RI值就越大。因此，根据本研究参评污染物的种类和数量，按照有关学者（Fernández et al.，2001；马建华等，2011；谷蕾等，2012；李一蒙等，2015）提出的调整方法，对E和RI的分级标准进行了调整（表3）。
表3 本研究的E和RI分级标准与Håkanson分级标准的比较Table 3 Comparisons of E and RI standards for different ecological risks with heavy metals between Håkanson’s and this paper
2.3.2 土壤重金属潜在生态风险
以山西省表土重金属背景值（中国环境监测总站，1990）为参比值（irc），应用式（2）计算得到该钢铁厂及其周边农田土壤各个重金属的E和6种重金属的RI（表4）。由表4可见，各个重金属的单项潜在生态风险指数的平均值大小顺序为：ECd（53.16）>EPb（21.17）>ENi（3.14）>ECr（3.38）>EMn（1.04）>EZn（1.1），Cd是最主要的生态风险因子。从总体上看，土壤Cd呈轻微风险、中等风险和较强风险的样点数分别占样点总数的2.97%、73.27%和23.76%。Pb呈轻微风险和中等风险的样点数分别占样点总数的89.11%和10.89%，也是不容忽视的风险因子。其他重金属的生态风险较轻微，轻微生态风险样点数均占样点总数的100%。
表4 钢铁厂及周边农田土壤重金属潜在生态风险评价Table 4 Potential Ecological Risk Assessment of soil heavy metals in and around the steel plant
研究区土壤的平均RI是87.54，总体处于中等生态风险水平，中等风险和较强风险的样点数分别占总样点数的82.18%和17.82%。土壤Cd和Pb对生态总风险的平均贡献率分别为60.05%和27.62%，其他重金属对生态风险的贡献很小，Cd是主要的致险因子。
不同采样区土壤重金属平均RI有一定差别（图3），表现为炼钢厂（114.01）>炼铁厂（100.81）>烧结厂（99.45）>生活区（96.85）>焦化厂（96.05）>球团厂（88.99）>远厂区（86.97）>近厂区（85.81）。炼钢厂土壤重金属达到较强污染水平，其他各采样区均为中等风险。厂区周围的农田土壤因受到钢厂“三废”的影响，再加上农药和化肥的使用，也出现了中等生态风险，但其平均 RI值要小于厂区内绝大部分土壤。本研究焦化厂并非重金属潜在生态风险最严重的区域，可能是由于其污染物多以有机类为主。
图3 不同采样区域土壤重金属潜在生态风险评价Fig.3 Ecological risk assessment of soil heavy metals in different areas
2.4 钢铁厂周边农田土壤重金属来源分析
钢铁厂周边农田土壤重金属是多源的，除与钢铁厂废弃物排放有关外，还与农业活动和地质背景等因素有关。土壤重金属判源分析的方法有相关分析、聚类分析、多元回归分析等（叶琛等，2011），下边仅应用因子分析对其重金属来源进行探讨。
对钢铁厂内部与周边农田土壤分别进行 KMO和 Bartlett球形检验，结果表明，厂区内部土壤的KMO值小于0.5，不适合做因子分析，而厂区周边农田土壤的 Bartlett球形检验统计量为 81.615，KMO值为 0.506，可以进行因子分析（杜强等，2011）。
因子分析表明（省略因子分析表），钢铁厂周边农田土壤6种重金属的来源可以分为3类。第一类重金属包括Mn和Ni，它们在因子1中具有较高的正荷载，分别为 0.951和 0.692。大量研究表明（Kartal et al.，2006；Zhang et al.，2009；张云等，2010），土壤中的Mn和Ni主要继承成土母质特性，为自然源重金属。第二类重金属包括Cr和Cd，它们在因子2中具有较高的正荷载，分别为0.892和0.913。该类土壤重金属一方面来自钢铁厂“三废”，另一方面还与农业活动有关，属于混合源重金属。本地区位于干旱缺水的晋南地区，污水灌溉现象比较普遍，污灌可导致土壤中多种重金属含量的增加（王焕校，2000；Sánchez-martin et al.，2000；郑喜坤等，2002）；长期大量施用化肥和含重金属的无机农药可导致重金属在土壤中的积累（陈怀满，1996）。第三类重金属包括Zn和Pb，它们在因子3中有较高的正载荷，分别是0.870和0.847。该类土壤重金属可能主要与工业“三废”（主要通过大气干湿沉降）排放有关，属于工业源重金属。这与已有的研究结论基本一致（Zechmeister et al.，2004；程文亮等，2010；耿婷婷等，2011）。
3 结论
（1）钢铁厂内部与周边农田土壤发生了 Cd、Cr、Mn、Pb和Zn不同程度的积累，平均质量分数均高于山西省土壤背景值。各个土壤重金属的平均Igeo的大小顺序为Pb（1.65）>Cr（0.53）>Cd（0.20）>Zn（-0.37）>Mn（-0.24）>Ni（-1.15）。土壤Pb的积累最为明显，发生偏中和中等污染，是最主要的污染因子，其次是Cr，其他重金属污染很轻微甚至没有发生污染。
（2）土壤6种重金属E的平均值大小顺序依次为Cd（52.79）>Pb（23.8）>Ni（3.52）>Cr（4.82）>Mn（1.39）>Zn（1.23），土壤Cd出现中等以上生态风险，是最主要的生态风险因子。土壤6种重金属的平均RI为87.54，总体上属中等生态风险，中等生态风险样点数占样点总数的82.18%，较强风险仅占17.82%。Cd对生态总风险的平均贡献率为60.05%，是主要的致险因子。
（3）冶炼厂区土壤污染比较严重，主要污染因子是Pb和Cr，其次是Mn和Cd；厂区周围农田土壤重金属污染较轻，主要污染因子是 Pb，其次是Cr和Cd；其他厂区土壤重金属污染介于上述两类区域之间。除炼铁厂土壤重金属出现较强的潜在生态风险外，其他各采样区均处于中等风险水平，但厂区周围农田土壤的平均RI低于厂区土壤。
（4）钢铁厂周边农田土壤中的Mn和Ni属于自然源重金属，主要继承成土母质特性；Cr和Cd属于混合源重金属，不仅与钢厂“三废”外放有关，还与农业活动有关；Zn和Pb属于工业源重金属，主要来自钢厂的“三废”排放。
DABKOWSKA-NASKRET H, JAWORSKA H, DLUGOSZ J, et al. 2014. Assessment of the total nickel content and its available forms in the soils around cement plant Lafarge Poland [J]. International Journal of Environmental Research, 8(1): 231-236.
HÅKANSON L. 1980. An ecological risk index for aquatic pollution control: a sedimentological approach [J]. Water Research, 14(8): 975-1001.
HASHEMI S A. 2013. Investigation of heavy metal pollution of trees in a contaminated industrial area in the north of Iran [J]. Toxicology and Industrial Health, 29(10): 931-934.
KARTAL S, AYDN Z, OGLUS T. 2006. Multivariate analysis of the data and speciation of heavy metals in street dust samples from the organized industrial district in Kayseri (Turkey) [J]. Atmosphere Environmental, 40(6): 2797-2805.
LEE C S, Li X D, WEN Z S, et al. 2006. Metal contamination in urban, suburban, and country park soils of Hong Kong: A study based on GIS and multivariate statistics [J]. Science of the Total Environment, 356(1-3): 45-61.
MAPANI B, ELLMIES R, KAMONA F, et al. 2010. Potential human health risks associated with historic ore processing at Berg Aukas, Grootfontein area, Namibia [J]. Journal of African Earth Sciences, 58(4): 634-647.
MÜLLER G. 1969. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River [J]. Geojournal, 2(3): 108-118.
OGUNKUNLE C O, FATOBA P O. 2013. Pollution loads and the ecological risk assessment of soil heavy metals around a Mega Cement Factory in Southwest Nigeria [J]. Polish Journal of Environmental Studies, 22(2): 487-493.
OLAFISOYE O B, ADEFIOYE T, OSIBOTE O A. 2013. Heavy metals contamination of water, soil, and plants around an electronic waste dumpsite [J]. Polish Journal of Environmental Studies, 22(5): 1431-1439.
PETER E, ADENIYI G. 2011. Spatial relationships of urban land use, soils and heavy metal concentrations in Lagos Mainland Area [J]. Journal of Applied Sciences and Environmental Management, 15(2): 391-399.
SÁNCHEZ-MARTIN M J, SÁNCHEZ-CAMAZANO M, LORENZO L F. 2000. Cadmium and lead contents in suburban and urban soils from two medium-sized cities of Spain: influence of traffic intensity [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 64(2): 250-257.
WANG M E, MARKERT B, CHEN W P, et al. 2012. Identification of heavy metal pollutants using multivariate analysis and effects of land uses on their accumulation in urban soils in Beijing, China [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 184(10): 5889-5897.
WANG X, S, QIN Y. 2006. Spatial distribution of metals in urban topsoils of Xuzhou (China): controlling factors and environmental implications [J]. Environmental Geology, 49(6): 905-914.
YANG Z P, LU W X, LONG Y W. et al. 2010, Assessment of heavy metals contamination in urban topsoil from Changchun City, China [J]. Journal of Geochemical Exploration, 108(1): 27-38.
ZECHMEISTER H G, RISS A, HANUS-ILLNAR A. 2004. Biomonitoring of atmospheric heavy metal deposition by mosses in the vicinity of industrial sites [J]. Journal of Atmospheric Chemistry, 49(1-3): 461-477.
ZHANG M K, WANG H. 2009. Concentrations and chemical forms of potentially toxic metals in road-deposited sediments from different zones of Hangzhou, China [J]. Journal of Environmental Sciences, 21(5): 625-631.
ZHU H N, YUAN X Z, ZENG G M, et al. 2012. Ecological risk assessment of heavy metals in sediments of Xiawan Port based on modified potential ecological risk index [J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 22(6): 1470-1477.
蔡立梅, 马瑾, 周水章, 等. 2008. 东莞市农业土壤重金属的空间分布特征及来源解析[J]. 环境科学, 29(12): 3496-3502.
陈怀满. 1996. 土壤-植物系统中的重金属污染[M]. 北京: 科学出版社.
陈秀瑞, 卢新卫, 杨光, 等. 2012. 西安市区表层土壤重金属风险评价[J].城市环境与城市生态, 25(2): 41-46.
陈雁平, 袁林江. 2009. 高架连续点源落地浓度预测中风速的确定[J]. 3(4) : 764-768
程文亮, 王永刚, 王莉. 2010. 临钢降尘重金属含量及风险评价[J]. 山西师范大学学报(自然科学版), 24(4): 1009-4490.
邓超冰, 李丽和, 王双飞, 等. 2009. 典型铅锌矿区水田土壤重金属污染特征[J]. 农业环境科学学报, 28(11): 2297-2301.
杜强, 贾丽艳. 2011. SPSS统计分析从入门到精通[M]. 北京: 人民邮电出版社.
耿婷婷, 张敏, 蔡五田. 2011. 北方某钢铁厂部分厂区土壤重金属污染的初步调查[J]. 环境科学与技术, 34(S1): 343-346.
谷蕾, 宋博, 仝致琦, 等. 2012. 连霍高速不同运营路段路旁土壤重金属分布及潜在生态风险[J]. 地理科学进展, 31(5): 632-638
郭伟, 赵仁鑫, 张君. 2011. 内蒙古包头铁矿区土壤重金属污染特征及其评价[J]. 环境科学, 32(10): 3009-3105.
黄兴星, 朱先芳, 唐磊, 等. 2012. 北京市密云水库上游金铁矿区土壤重金属污染特征及对比研究[J]. 环境科学学报, 32(6): 1520-1528.
陆泗进, 王业耀, 何立环, 2014. 会泽某铅锌矿周边农田土壤重金属生态风险评价[J]. 生态环境学报, 23(11): 1832-1838
马建华, 王晓云, 侯千, 等. 2011. 城市幼儿园地表灰尘重金属污染及潜在生态风险[J] .地理研究, 30(3): 486-495.
邵学新, 黄标, 孙维侠, 等. 2006. 长江三角洲典型地区工业企业的分布对土壤重金属污染的影响[J]. 土壤学报, 43(3): 397-401.
孙宏飞, 李永华, 姬艳芳, 等. 2009. 湘西汞矿区土壤中重金属的空间分布特征及其生态环境意义[J]. 环境科学, 30(4): 1159-1165.
王博, 夏敦胜, 贾佳, 等. 2013. 中国西北地区典型钢铁工业城市表土重金属污染的环境磁学响应[J]. 吉林大学学报(地球科学版), 43(3): 962-973.
王焕校. 2000. 污染生态学[M]. 北京: 高等教育出版社.
王培俊, 刘俐, 李发生, 等. 2010. 炼焦过程产生的污染物分析[J]. 煤炭科学技术, 38(12): 114-118
王学锋, 朱桂芬. 2003. 重金属污染研究新进展[J]. 环境科学与技术, 26(11): 54-56.
徐清, 张立新, 刘素红, 等. 2008. 表层土壤重金属污染及潜在生态风险评价——包头市不同功能区案例研究[J]. 自然灾害学报, 17(6): 6-12.
徐争启, 倪师军, 庹先国, 等. 2008. 潜在生态危害指数法评价中重金属毒性系数计算[J]. 环境科学与技术, 31(2): 112-115.
叶琛, 李思悦, 张全发. 2011. 三峡库区消落区表层土壤重金属污染评价及源解析[J]. 中国生态农业学报, 19(1): 146-149.
张广胜, 徐文彬, 李俊翔, 等. 2015. 一个未开采的铅锌矿周边土壤重金属含量及生态安全评价[J]. 生态环境学报, 24(3): 522-528
张辉, 马东升. 1997. 南京某合金厂土壤铬污染研究[J]. 中国环境科学, 17(1): 80-82.
张云, 张宇峰, 胡忻. 2010. 南京不同功能区街道路面积尘重金属污染评价与源分析[J]. 环境科学研究, 23(11): 1376-1381
赵秀峰, 王强盛, 石宁宁, 等. 2010. 石化园区周边农田土壤重金属污染分析与评价[J]. 环境科学学报, 30(1): 133-141．
郑喜坤, 鲁安怀, 高翔, 等. 2002. 土壤中重金属污染现状与防治方法[J].土壤与环境, 11(1): 79-84.
中国环境监测总站. 1990. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社.
Pollution and Potential Ecological Risk Assessment of Soil Heavy Metals in and around A Steel Plant in the South of Shanxi, China
CHEN Yinan1, MA Jianhua1, ZHANG Yongqing2*
1. Institute of natural resources and environment, Henan University, Kaifeng 475004, China; 2. College of Urban and Environmental Sciences, Shanxi Normal University, Linfen 041000, China
Forty-nine topsoil samples were collected from a steel plant and around it in the south of Shanxi province, the concentrations of Pb, Zn, Cr, Cu and Ni in samples was determined by the atomic absorption spectrophotometry (AAS). Soil pollution levels and potential ecological risks with heavy metals were assessed using geo-accumulation index (Igeo) method and the potential ecological risk index method (RI) respectively. Factor analysis method was used to analyze the sources of soil heavy metals. The results show that, firstly, the soil heavy metal concentrations are higher than that of soil background values of Shanxi province, the contents of Pb in soil were significantly higher, and are in level of partial moderate to moderate pollution. Secondly, the consequence of the average Eirfor heavy metals is Cd (53.16) >Pb (21.17)> Ni (3.14) > Cr (3.38) > Mn (1.04) > Zn (1.1). The value of average RI for metals is 87.54, which is of moderate ecological risk in general. The main factor for potential ecological risk is cadmium with the contribution rate of the total risk is 60.05%. Thirdly, the soil in the steel plant had polluted with metals seriously and appears strongly potential ecological risks, while the farmland soils around the plant polluted slightly and appears moderately ecological risk. The forth, Ni and Mn in farmland soils are natural-source metals mainly from soil parent material, Cd and Cr are mixed-source metals from parent material and agricultural activities, Pb and Zn are human-source metals mainly from the steel plant. The above results not only can be as the scientific basis for soil heavy metal pollution and its control in the area, but also can be as a case for the study of potential ecological risk assessment of heavy metals in soil.
steel plant; soil heavy metal; geo-accumulation index; potential ecological risk
10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.09.018
X53
A
1674-5906（2015）09-1540-07
陈轶楠，马建华，张永清. 晋南某钢铁厂及周边土壤重金属污染与潜在生态风险[J]. 生态环境学报, 2015, 24(9): 1540-1546.
CHEN Yinan, MA Jianhua, ZHANG Yongqing. Pollution and Potential Ecological Risk Assessment of Soil Heavy Metals in and around A Steel Plant in the South of Shanxi, China [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(9): 1540-1546.
国家自然科学基金项目（41430637；41171409）。
陈轶楠（1988年生），女，博士研究生，主要从事土壤污染与防治研究。E-mail: greta.nan666@163.com *通信作者。E-mail: yqzhang208@163.com
2015-06-28
