隨著世界經濟的快速發展，許多發展中國家的城市化進程也十分迅速。與此同時，城市垃圾更是以驚人的速率增長，對生活和環境造成了十分嚴重的影響\\(NIE,2008\\)。中國是最大最典型的發展中國家，垃圾年產生量已超過1.50×108t。由于土地資源日益稀缺，而焚燒處置具有顯著的減量化效果，并且具有可回收余熱等優點，已成為不少發展中國家的城市解決垃圾問題的重要方案\\(NIE,2008;張倩和徐海云,2012\\)。截至2011年2月底，中國投入運行的垃圾焚燒發電廠約有90座，且十二五期間按規劃將增加到160多座（張倩和徐海云,2012）。

垃圾焚燒過程產生的主要污染包括尾氣、底渣和飛灰。焚燒底渣環境毒性較小,可作為一般工業固廢進行處理。相對于作為危險廢物進行管理和處置的焚燒飛灰，直接排放的焚燒尾氣對焚燒廠周邊環境的影響范圍更大也更為直接。發展中國家的垃圾大多是混合收集的，含重金屬的垃圾未經分選進行焚燒，重金屬會隨著焚燒尾氣排放到大氣中并最終通過干濕沉降進入土壤（CHENG等，2007;WERTHER，2007;杜鋒等,2011）。重金屬大都具有強毒性和生物累積性，而一般程度較輕的重金屬污染由于其具有隱蔽性、不易降解、不可逆性和持久累積性，造成的后果亦可能十分嚴重。雖然正規垃圾焚燒廠都配有嚴格的尾氣處理系統，但無論尾氣中重金屬是否達標，由于尾氣的不斷排放以及重金屬在土壤中遷移困難，仍然會在焚燒廠周邊土壤中形成重金屬累積，成為污染事故隱患。目前國外已有不少關于垃圾焚燒廠周邊土壤重金屬污染的研究報道，但主要是對重金屬濃度進行分析\\(FRANCESCA和MARCO,2011;JORDI等，2011;MIREN等，2010\\)。國內趙宏偉等針對垃圾焚燒爐周邊地區環境汞污染和深圳清水河垃圾焚燒廠周圍重金屬情況進行過研究\\(WANG，2011;趙宏偉等,2009\\)研究發現重金屬在焚燒廠周邊土壤中比起自然背景值有明顯的累積。

近年來，國內多次出現食品及飲用水重金屬超標事件，保障食品安全已成為中國政府亟待解決的重要問題。浙江杭嘉湖平原地處我國經濟金三角地區，該區已有一大批成熟運行的垃圾焚燒廠。垃圾源與大多數發展中國家一樣是未經分選的城市生活垃圾，但相對于1988年投入運行的深圳清水河垃圾焚燒廠，該廠的焚燒及尾氣處理技術都是目前的主流技術\\(張倩和徐海云，2012\\)。該廠所在區域是長三角地區重要的糧食生產地，廠址周邊以農田和果園為主，一旦發生土壤重金屬污染事故，重金屬將通過食物鏈效應形成嚴重的食品安全隱患。本文以該廠周邊環境土壤中的重金屬為研究對象，分析重金屬濃度的空間分布，探究其主要來源，對評估垃圾焚燒廠尾氣排放對周邊環境的長期影響及保障食品安全都具有十分重要的意義。

1、材料與方法

1.1研究區概況

嘉興市處于亞熱帶季風氣候區，屬典型的亞熱帶季風氣候，年平均氣15～16℃，年平均風向如圖1。

嘉興垃圾焚燒發電廠位于嘉興市南湖區大橋鎮，于2003年投入運行。該廠目前生活垃圾處理量約1900t·d-1，采用加脫硫劑設備、氣固快速流化混合半干法煙氣凈化塔和布袋除塵法處理煙氣。煙囪內徑2500mm，煙囪主體高度100m。焚燒廠周邊用地以農業（耕地）為主，部分為果園（見圖2）。

1.2采樣布點

本研究共采集了74個土樣，采樣時間為2012年8月。結合當地地形特征，采用輻射形布點法，設定西（W）、西北\\(NW\\)、北\\(N\\)、東北\\(NE\\)、東\\(E\\)、東南\\(SE\\)、南\\(S\\)、西南\\(SW\\)8個采樣方向。以煙囪為中心,在各風向0～2km范圍內分別選取5、5、5、4、4、5、5、4個無明顯人為干擾樣點\\(見圖2\\)，以GPS定位。每個樣點分別采集表層\\(0～20cm\\)和次表層土壤\\(20～40cm\\)封存于PVC袋內，每個樣品均根據梅花布點法在樣點3m×3m范圍內采集的5個等容小樣均勻混合而成。土壤的pH為6.33,背景點選在上風向。

1.3樣品處理與分析

樣品采集后，去除其中砂礫和植物殘屑，平攤于陰涼通風的潔凈室自然風干至恒重，使用木棍敲碎研磨并過1mm尼龍篩。土壤樣品中含量較大的Cr、Mn、Fe等金屬，用美國Innov公司AS-4000型XRF熒光光譜儀測定含量\\(柳云龍等，2012\\)，工作溫度范圍為-10～50℃，檢出限為1～20mg·kg-1。

每個樣品測定時間2min，重復測3次，變異系數在±18%間。含量較低的Cu、Cd、Pb、Hg，先準確稱取樣品0.25g,加入氫氟酸-反王水，然后在MARS微波儀中進行樣品消解，再用島津原子吸收分光光度計AA-6300C\\(P/N206-52430\\)（U.S.EPA.,1995）進行測定,Hg用F732-G數字顯示測汞儀進行測定。每個樣品測定3次，變異系數在±7.12%間。每批樣品均使用重金屬標準溶液，金屬回收率均在90%～110%范圍內。以上實驗均在重慶大學教育部三峽生態環境重點實驗室完成。

1.4數據分析

土壤重金屬的最值、平均值、相關系數等描述性統計分析采用PASW18.0軟件計算。利用基于主成分方法的因子分析\\(factorsanalysis，FA\\)，解釋重金屬濃度空間格局分異的原因。采用ESRI的ArcGIS9.0地統計模塊分析進行克里格插值。

1.5污染評價

土壤污染評價標準以浙江杭嘉湖平原土壤環境背景值及本次采樣的背景點為參照標準。土壤污染評價方法采用單因子指數法和內梅羅綜合指數法。單因子指數法適用于單一因子污染特定區域的評價，內梅羅綜合指數法能夠全面、綜合地反映土壤壤的污染程度，公式如下。

式中，Pi為土壤中污染物i的環境質量指數；Ci為污染物i的實測濃度\\(mg·kg-1\\)；Si為污染物i的評價標準\\(mg·kg-1\\)，采用浙江杭嘉湖平原土壤環境背景值和中國土壤環境背景值\\(魏復盛等,1991;LIU等,2006;汪慶華等,2007\\)及本次采樣的背景點分別進行計算分析；P綜為土壤中重金屬元素的綜合污染指數；n為參與評價的重金屬的種數。

2、結果與分析

2.1表層富集因子

表層富集因子是采用表層樣品的測定值與深層樣品的測定值的比來評價土壤及沉積物中重金屬的污染狀況，即對富集因子（EF）加以修正，采用CEF（CulturalEnrichmentFactor），CEF可表示為\\(Rognerud等,2000；Bentum等,2001\\):

ci—元素i的濃度;cn—標準化元素的濃度。

標準化元素常選擇地球化學性質穩定的元素，如Al,Ti,Sc,Zr\\(張秀芝等，2006\\)。surface和deep分別表示表層樣品和深層樣品。CEF值是表明表層土壤受擾動程度的重要指標，CEF>1表明表層物質受到人為影響，CEF<1表示表層物質沒有受到人為影響。

表1為兩層土壤重金屬含量的描述性統計分析，由于Cd、Hg未檢出，所以以下主要對Cr、Mn、Cu、Pb、Fe進行了分析。選取Ti作為標準化元素，對5種重金屬所有樣點的表層富集因子進行計算，其中CEF均值<1的有Cr（0.66～1.48），Mn（0.51~1.57），Fe（0.66～1.45）；1

2.2因子分析的重金屬空間分布

數據通過Bartlett球形檢定\\(p<0.001\\)，主成分分析結果具有統計學意義。重金屬濃度相關矩陣如表2所示，可用于判斷各重金屬因子的相互作用。表3為因子分析經Varimax旋轉后前3個主成分及各種金屬載荷，方差累計貢獻達82.68%。圖4則為對應的各重金屬3D載荷圖，重金屬間的多元關系可從中直觀看出。經K-S檢驗，均符合正態分布，以擬合的半方差函數模型為計算模型，采用普通克里克法進行最優內插，繪制了所研究的表層土壤重金屬空間分布格局圖,如圖4。

第一主成分貢獻率為37.88%，與Cr、Fe、Mn呈現較強的正相關，圖4（a）、（b）、\\(c\\)反映Cr、Mn、Fe這3種重金屬的濃度分布特征，可歸為一類。

通常研究都將Mn、Fe作為土壤自然源標識元素（BENTUM等,2011），所以可認為這一類主要為天然源。由圖4也可以看出，Cr、Fe、Mn的空間分布比較分散，無規律性，這類金屬受外環境影響較小，更多受成土過程和土壤流失影響，因此第一主成分應主要反映土壤環境自身的生物地球化學作用。

第二主成分貢獻率為22.74%，與Pb的相關性達到0.927，圖4（e）反映Pb濃度的分布特征。Pb原來是作為交通污染源的標識元素，隨著2000年國家頒布實施了新車用無鉛汽油標準GB17930-1999,所有汽車一律停止使用含鉛汽油改用無鉛汽油。所以，Pb過去雖然被作為交通污染源的標識，但現在已失去標識意義（王學松,2009）。

在研究區范圍內，結合風玫瑰圖，其主導風向下風向（W,SW,NW）區域表現出隨離焚燒煙囪距離增大土壤重金屬含量增大的明顯趨勢，且Pb含量與離煙囪距離顯著相關\\(p<0.05\\)，在y方向上還出現了類似水平擴散的帶狀分布。因此，第二主成分很可能表征了垃圾焚燒廠排放物擴散、沉降行為對周邊土壤環境的影響。該區域地形平坦，故可排除地形的影響。而Pb隨相對位置變化表現出的含量變化主要是由風主導的源擴散結果，因而與風頻、風向密切相關。Pb、Cd、Hg是揮發性很強的重金屬，也是焚燒尾氣排放的重要標識性污染物，因此我國垃圾焚燒尾氣排放標準中對重金屬的指標要求也只限于Pb、Cd、Hg三項。該廠監測報告顯示焚燒尾氣中排放Pb的量為0.51t·a-1，遠遠大于Cd（3.7×10-2t·a-1）和Hg（6.7×10-4t·a-1）。由于Cd、Hg排放量很低，實際土壤采樣分析未檢出，因此Pb更適合作為垃圾焚燒源的標識元素。由于重金屬在土壤中遷移能力十分有限，沉降到土壤后勢必形成累積。Pb的濃度空間分布也揭示了在廠區周邊土壤中存在重金屬累積效應，不容忽視。

第三主成分貢獻率22.06%，與Cu的相關性高達0.976。從圖4\\(d\\)可以看出Cu在西側與東南側各出現一個類似島狀的高濃度區。這兩個區域均屬于果園種植區，相比于水稻種植果園施用的農藥量明顯更大一些，在種植過程中可能噴灑了含Cu較高的農藥（如CuSO4），使土壤中的Cu含量偏高\\(LIU等,2006;章明奎,2008\\)。西側位于交通干線兩側，其污染區濃度明顯高于東側，這可能是源于農業與交通的共同污染。由此可知，第三主成分以農藥施用為主，也存在部分交通污染的影響。

2.3土壤重金屬的復合污染

土壤重金屬分布不能直觀的體現土壤的受污染程度，以下采用單因子指數法和內梅羅指數計算研究區內土壤重金屬綜合污染指數。背景點測定值為在當地無其他干擾的上風向分別取了2個點的平均值；土壤環境背景值采用已有文獻中的值。污染程度判別標準為：Pi≤1為非污染，1

從表4的分析數據可以看出，使用文獻報道的背景值綜合評價結果（P=1.83）略高于使用測定背景值\\(P=1.49\\)，但不管使用哪一種背景值，其評價結果都具有以下兩個顯著的共同特征：1）復合污染指數介于1和2之間，表明該區域土壤重金屬總體呈輕微污染狀況；2）Cu、Pb的污染程度高于Cr、Mn、Fe，尤其是Pb，其污染程度明顯高于其他重金屬，對總體污染的貢獻度最大。Pb作為焚燒尾氣的重要標識性元素，故該污染評價結果可說明焚燒尾氣污染是該區域土壤重金屬污染的的重要來源之一。

從與土壤環境標準值的比較可以看出，重金屬Cr的表層土含量均值超過土壤環境標準，但是實測背景點含量與參考文獻的報道值均超過這一標準值且與表層土樣點含量基本持平，因此可以認為Cr的超標主要是源于地球化學作用與成土背景。重金屬Cu雖然表層土含量均值未超過土壤環境標準，但是卻明顯高于背景值，表明其受到了較為明顯的人為影響。重金屬Pb雖然表層土含量均值遠遠低于土壤環境標準，但是卻遠高于背景值，表明其受到了顯著的人為影響。

3、結論

1）嘉興垃圾焚燒廠周邊區域表層土壤重金屬Cr、Mn、Cu、Pb、Fe平均質量含量分別為174.05、707.76、47.68、41.95、39057.89mg·kg-1。表層富集因子表明，Cr、Mn、Fe基本不對土壤環境造成污染，Cu、Pb對環境造成了輕微污染。

2）因子分析表明可將Cr、Mn、Cu、Pb、Fe分成分為三類：Cr、Fe、Mn;Cu;Pb。Cr、Mn、Fe主要來源于地球化學作用，Cu、Pb受到了人為影響。Cu可能主要源于果園農藥施用產生的重金屬污染。而Pb則很可能源于焚燒尾氣的擴散沉降及其在土壤中的累積，其濃度分布與距離、風向、風頻密切相關，廠區周邊土壤中存在重金屬累積效應，不容忽視。

3）污染評價結果表明該焚燒廠周邊區域土壤重金屬平均復合污染程度為輕度污染，Pb對污染程度貢獻最大。Cr的超標主要源于地球化學作用與成土背景，Cu和Pb的平均濃度雖未超標但明顯高于本區域背景值，說明受到人為影響，需引起注意。