贵屿电子垃圾处理对河流底泥及土壤重金属污染

上游底泥中，Cd主要以可交换态（55.8%）存在，碳酸盐态（17.3%）次之，而还原态、氧化态和残渣态的比例比较低，仅分别为7.74%、8.12%、11.0%。Cr主要以可交换态（28.4%）和残渣态（25.6%）存在，碳酸盐态和氧化态次之，还原态的比例最低。Cu绝大比例存在于氧化态中（70.6%），还原态（17.2%）次之，碳酸盐态（0.78%）比例最小。Pb以可交换态为主，可交换态为37.1%，其次，还原态和残渣态分别为29.5%、20.2%，碳酸盐态和氧化态比例较低。Zn主要以还原态（37.6%）和可交换态（37.4%）存在，残渣态和氧化态次之，碳酸盐态均无检出。在河流不同位置底泥样品中，各种重金属形态含量分布规律一致。
表1土壤与废渣连续提取程序

表2底泥中的Cd、Cr、Cu、Pb、Zn地球化学形态分布

a表示重金属质量分数平均值±标准差（mg•kg-1）；b表示该形态占总量的百分比（%）；cnd表示未检出
2.2土壤中重金属污染特征
电子垃圾回收场的农田土壤的Cd、Cr、Cu、Pb、Zn的平均含量分别是54.1~57.1、278~320、93.5~116、382~415、46.2~68.1mg•kg-1（表3），依次分别是《国家土壤环境质量标准》（GB15618—1995）[9]二级标准的190、1.28、2.32、1.66、0.32倍。各采样区的农田土壤重金属质量分数基本一致，与底泥重金属相比，土壤中金属污染程度低于底泥。以农土1为例，Cd主要以可交换态（58.5%）存在，碳酸盐态（17.8%）次之，残渣态、氧化态和还原态的含量比例比较低，仅分别为10.3%、6.83%、6.66%。Cr主要以可交换态（29.5%）和残渣态（28.4%）存在，碳酸盐态和氧化态次之，还原态的比例最低。Cu主要存在氧化态中（53.5%），还原态（33.4%）次之，碳酸盐态（1.42%）比例最小。Pb以可交换态为主，可交换态为41.69%，其次还原态和残渣态比例分别为24.4%、23.0%，碳酸盐态和氧化态的比例最小。Zn则主要以还原态（30.5%）和残渣态（31.8%）存在，其次为可交换态和氧化态，碳酸盐态均无检出。由此可见废旧电子垃圾的不合理回收已经对当地的农田土壤造成严重的重金属污染，其中Cd、Pb的污染严重。与罗勇等[10]在2008年对广东省另一电子垃圾回收区清远龙塘镇的调查对比，龙塘镇电子废物焚烧迹地Cd、Cr、Cu、Pb、Zn的平均含量分别是10.3、63.3、1851、1715、1016mg•kg-1，重金属的含量均高于该研究结果，重金属含量特征基本一致。
表3土壤中的Cd、Cr、Cu、Pb、Zn地球化学形态分布

金属形态常被广泛应用于评价微量元素的迁移性和生物有效性[11-12]。Harrison[13]等曾提出金属的移动性和生物有效性随着连续提取的顺序依次降低，除废渣态以外，其它所有形态都具有一定程度的生物有效性，以可交换态和碳酸盐态的生物有效性最大[14]。Hseu[15]证实了可交换态和碳酸盐态Zn与DTPA可提取态具有最为直接的显著相关性，可作为评价金属对生物有效性的指标[16]。本研究中，用重金属的可交换态和碳酸盐态之和代表金属的生物有效性。结果表明，各样品中可交换态和碳酸盐态含量百分比为：Cd>Cr>Pb>Zn>Cu，表明其生物迁移性为Cd>Cr>Pb>Zn>Cu。Cd、Cr、Cu、Pb、Zn的生物有效性比较大，含量又相当高，长期存在环境中，使得当地的环境风险很大，在酸性条件下，重金属危害性可能更加严重[17]。
3结论
（1）电子垃圾回收活动，由于回收方式的粗放化，导致重金属在周围环境中不断积累。电子垃圾回收场附近的河流及农田土壤Cd、Cr、Cu、Pb、Zn中，除了Zn之外均超过《国家土壤环境质量标准》二类土壤环境质量标准，污染最严重的是Cu、Cd，其次为Pb。
（2）底泥及农田土壤重金属迁移性依次为Cd>Cr>Pb>Zn>Cu。底泥和土壤重金属生物有效高，表明了重金属迁移性较大，对当地环境存在极大风险性。
参考文献：略