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电镀行业排放重金属及全氟化合物时空分布及风险评估

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王晨熹, 鹿晓菲, 杨济妮, 赵子鹰, 张琦凡, 史斌, 李倩倩, 苏贵金, 许玉琳, 冯思婷, 孟晶. 电镀行业排放重金属及全氟化合物时空分布及风险评估[J]. 环境化学, 2024, 43(6): 1881-1897. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022121801
引用本文: 王晨熹, 鹿晓菲, 杨济妮, 赵子鹰, 张琦凡, 史斌, 李倩倩, 苏贵金, 许玉琳, 冯思婷, 孟晶. 电镀行业排放重金属及全氟化合物时空分布及风险评估[J]. 环境化学, 2024, 43(6): 1881-1897. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022121801
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WANG Chenxi, LU Xiaofei, YANG Jini, ZHAO Ziying, ZHANG Qifan, SHI Bin, LI Qianqian, SU Guijin, XU Yulin, FENG Siting, MENG Jing. Spatial and temporal distribution and risk assessment of heavy metals and perfluorinated compounds from electroplating industry[J]. Environmental Chemistry, 2024, 43(6): 1881-1897. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022121801
Citation: WANG Chenxi, LU Xiaofei, YANG Jini, ZHAO Ziying, ZHANG Qifan, SHI Bin, LI Qianqian, SU Guijin, XU Yulin, FENG Siting, MENG Jing. Spatial and temporal distribution and risk assessment of heavy metals and perfluorinated compounds from electroplating industry[J]. Environmental Chemistry, 2024, 43(6): 1881-1897. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022121801
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电镀行业排放重金属及全氟化合物时空分布及风险评估

  • 1.

    沈阳建筑大学市政与环境工程学院，沈阳，110168

  • 2.

    中国科学院生态环境研究中心，北京，100085

  • 3.

    生态环境部对外合作与交流中心，北京，100035

  • 4.

    中国科学院大学，北京，100049

    • 通讯作者: E-mail：zhao.ziying@fecomee.org.cn;  jingm@rcees.ac.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划（2018YFC1800300），国家自然科学基金（42277387）和辽宁省自然科学基金（2021-BS-171）资助.

  • 中图分类号: X-1；O6

Spatial and temporal distribution and risk assessment of heavy metals and perfluorinated compounds from electroplating industry

  • 1.

    School of Municipal and Environmental Engineering, Shenyang Jianzhu University, Shenyang, 110168, China

  • 2.

    Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing, 100085, China

  • 3.

    Foreign Cooperation and Exchange Center of the Ministry of Ecology and Environment, Beijing, 100035, China

  • 4.

    University of Chinese Academy of Sciences, Beijing, 100049, China

    • Corresponding authors: ZHAO Ziying, zhao.ziying@fecomee.org.cn ;  MENG Jing, jingm@rcees.ac.cn
  • Fund Project: National Key Research and Development Program (2018YFC1800300), Natural Science Foundation of China (42277387) and Natural Science Foundation of Liaoning Province (2021-BS-171).

摘要

  • 摘要: 随着我国经济高速增长，电镀行业也进入快速发展期，电镀过程中产生的污染物日益受到关注. 本文对电镀过程中不同环节产生的污染物进行探究，识别出重金属、全氟化合物等特征污染物. 通过对全国不同地区电镀厂污染物排放的系统分析，阐明生产工艺、运行时间等对污染物时空分布的影响，发现检测出高浓度重金属、全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulphonate， PFOS）以及全氟烷基醚磺酸盐（6:2 chlorinated polyfluorinated ether sulfonate， F-53B）的电镀厂集中分布在长三角、珠三角和京津冀等经济区. 与《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准》（GB36600—2018）建设用地第二类用地土壤污染风险筛选值对比，Ni和Cr(Ⅵ)超标较为严重，超标倍数最高达9.24倍和1965倍，超标点位均位于电镀场地内部，尤其是电镀车间及废水处理区域. 建厂时间越早的电镀厂因管理处置措施不完善等原因检测出的污染物浓度越高. 对于全氟化合物，电镀园区污水中PFOS和F-53B的含量较高，达到mg·L−1水平，非电镀园区水体中PFOS和F-53B的含量在pg·L−1至ng·L−1水平. 在同一地区随着年度的增长，PFOS和F-53B的含量也在增加，F-53B的增长速度远高于PFOS. 对重金属和PFOS进行风险评估，发现单个重金属的潜在生态风险指数Eir平均值排序为Cd>Hg>Ni>Cu>Cr>Pb>Zn>As，这与不同地区背景值差异有关. 地表水中PFOS的风险熵RQ值为0—7.5，存在健康风险的点位分布在电镀园区内部及周边，非电镀园区附近的地表水均无健康风险. 本研究可为电镀场地污染控制以及新污染物的防控提供支撑.
    Abstract: Along with the robust growth of the economy, electroplating industry has entered a rapid developing period, and the contaminants generated during electroplating process have drawn tremendous attention. In this paper, the pollutants produced in different links of electroplating process were investigated. The characteristic pollutants such as heavy metals and perfluorinated compounds were identified. The effects of production technologies and running time on the spatial and temporal distribution of pollutants were illustrated via systematic analysis. High levels of heavy metals, perfluorooctane sulphonate (PFOS), and perfluoroalkyl ether sulfonate (6:2 chlorinated polyfluorinated ether sulfonate, F-53B) were detected in electroplating plants concentrated in the economic zones, namely the Yangtze River Delta, the Pearl River Delta and the Beijing-Tianjin-Hebei. Compared with the risk screening values on heavy metals for soil contamination of the second type land in the "Soil Environmental Quality Risk Control Standard for Soil Contamination of Development Land" (GB36600—2018), Ni and Cr(Ⅵ) exceeded the standard seriously, with the maximum multiple of 9.24 times and 1965 times. The exceeding points were all located inside the electroplating sites, especially electroplating workshops and wastewater treatment areas. The earlier the electroplating plants were built, the higher the concentrations of pollutants were detected due to imperfect management and disposal measures. For perfluorinated compounds, the contents of PFOS and F-53B in the wastewater of electroplating park were relatively high, reaching the level of mg·L−1, while the contents of PFOS and F-53B in the water of non-electroplating park ranged from pg·L−1 to ng·L−1. In the same area, the content of PFOS and F-53B also increased with the annual increase, but the growth rate of F-53B was much higher than that of PFOS. Risk assessment of heavy metals and PFOS showed that the average value of potential ecological risk index Eir was Cd>Hg>Ni>Cu>Cr>Pb>Zn>As, which was related to the variations of background values in different regions. The RQ value of the risk entropy of PFOS in surface water ranged from 0 to 7.5. The points with health risks were distributed in and around the electroplating parks, the surface water not near the electroplating park did not show health risks. Insights gained from this study can provide support for electroplating site pollution control and prevention of new pollutants.

  • 塑料的商业生产始于20世纪50年代[1]，现广泛应用于包装、医疗、农业等行业，仅2019年全球塑料产量就高达3.68亿吨[2]。塑料在光照辐射、机械磨损、风化侵蚀、动物和微生物的作用下，可逐渐分解成粒径更小的塑料颗粒[3]。微塑料(microplastics, MPs)的概念最早出现在2004年Science发表的一篇文章[4]，定义为粒径小于5 mm的塑料颗粒[5]，粒径小于100 nm的被称为“纳米塑料”(nanoplastics, NPs)[6]。MPs通过大气、洋流等作用在全球范围内长距离运输[7]，并在环境中持续存在和积累。水体[8]、沉积物[9]、土壤[10]、大气[11]甚至深海和极地都能检测到MPs[7]。尽管多项研究回顾了MPs在水环境中的发生、分布、生态风险及水体MPs与其他污染物的环境地球化学行为[8, 12-13]，但关于陆地MPs的综述论文却很少[14-15]。陆地MPs是海洋MPs的主要来源，其MPs污染程度可能是海洋的4—23倍[16]。土壤作为陆地系统中MPs的汇[17]，对MPs的储存和转移起着至关重要的作用[18]。因此，充分认识MPs在土壤环境中的丰度、来源、迁移和生态毒性对于科学评估和源头控制土壤MPs污染十分关键。

    在Web of Science核心数据库中以“microplastics”和“soil”为关键词进行了搜索(截至2021年8月21日)，产生了608篇文献。通过共现网络分析(图1)，发现土壤环境MPs的研究始于2016年，相关研究主要包括：1)土壤类型，全球学者普遍注重农田土壤MPs的研究；2)MPs的来源，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥料的施用、污水灌溉和地膜覆盖等；3)MPs的分析方法，包括采样、分离(筛分、密度分离、消解等)、鉴定(目检法、光谱法、热解质谱分析法等)；4)土壤MPs的丰度、类型(如聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS))、形状(如纤维、薄膜、碎片、颗粒等)；5)MPs的生物效应，包括对植物、动物和微生物的影响。由此可见，MPs的来源、种类、分布、检测方法及生态健康风险是当前土壤MPs污染研究的热点方向。已发表的文献中，Praveena等[19]、陈雅兰等[20]较为全面的综述了土壤中MPs的提取与鉴定方法，郝爱红等[14]、Zhao等[15]从土壤中MPs的来源、迁移、分析方法、污染特征和生态风险等方面入手，揭示了土壤MPs的归宿和生态风险，但有关土壤MPs与多种有害污染物共同暴露的生物毒性、土壤中老化或降解MPs的生态风险鲜有报道。有学者对全球土壤MPs污染做了简单的总结[17, 21]，但所收集的数据不够全面。因此，本文在总结最新国内外研究进展的基础上，从土壤环境中MPs的来源、丰度、迁移及其生态健康风险方面进行了综述，并提出了相关领域未来的研究重点。相比先前的研究，本文更加全面的总结了土壤中MPs的丰度，通过绘制分布图以更加直观的形式展现了全球土壤MPs污染，并将土壤老化/降解MPs的生态风险以及MPs的复合污染毒性和潜在生态风险展开了系统地回顾和展望，填补该领域综述论文的空白。本文将为评估土壤MPs潜在的生态健康风险提供有价值的参考。

    图 1  已发表论文中以“微塑料”、“土壤”为关键词的共现网络分析图[22]。
    Figure 1.  Co-occurrence network analysis of published research papers with “microplastics” and “soil” as keywords
    每个节点(关键词)大小与其出现频次成正比，连线颜色表示论文发表年份，数据截至2021年8月21日
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    1.   土壤MPs的来源、丰度和迁移 (Source, abundance and migration of soil MPs)

    1.1   土壤MPs的来源

    土壤中MPs的来源十分广泛(图2)，人们日常生活(如未合理处置的塑料垃圾)和农业活动(如污泥堆肥、有机肥施用、地膜覆盖及农田灌溉等)产生的MPs会直接进入土壤[23-26]，或通过地表径流[27]和大气沉降[28]间接输送到土壤环境。

    图 2  土壤中MPs的来源与迁移
    Figure 2.  Origin and migration of MPs in soil
    (红色和黑色箭头/文字分别表示MPs的来源和迁移路径)
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    1.1.1   未合理处置的塑料垃圾

    土壤中存在着与水环境类似、种类繁多的MPs碎片[29]，它们与塑料污染密不可分。根据目前的塑料废弃物管理趋势预测，2050年全球产生的塑料垃圾中将有120万吨进入垃圾填埋场或自然环境[30]，必然会对生态环境造成影响。日常生活使用的一次性塑料袋/瓶、口罩/手套、衣服等均含有塑料，如使用后被随意丢弃在路边或非法倾倒地点[31]，会造成附近土壤塑料污染。作为塑料垃圾的重要组成部分，塑料袋全球每年的消费量约为5000—10000亿个，其中900多亿个塑料袋不可回收[32]，可在环境中老化降解生成MPs。自2020年新冠疫情爆发以来，大量一次性口罩排放到环境中。据估计，2020年全球生产的一次性口罩约520亿个[33]。每片新口罩中可释放（183.0±78.4）个MPs，而使用过的口罩因附着了空气中的MPs会释放更多的MPs(每片（1246.6±403.5) 个) [34]。由此，未合理处置的一次性口罩引起的土壤塑料和MPs污染不容忽视。

    1.1.2   污泥堆肥的长期积累

    污泥堆肥可能导致土壤MPs的增加[24]。生活废水经污水处理厂，可大大减少MPs(去除率约99%)向水环境直接排放[24]，但未被处理的MPs通常积聚在污泥中[35]，由于污泥含有丰富的N、P、K等营养元素[36]，许多地区将污泥用作农田肥料[24]，MPs便由此进入土壤。不同国家污泥中MPs的含量与经济发展水平、人口密度和废物处置等因素有关[37]。对于经济发达、人口密度高的国家，因使用药品、个人护理品(PPCPs)及洗衣产生的污水量大[38]，污泥中MPs的含量相应较高。在欧洲和北美地区，每年通过污泥堆肥进入农田的MPs分别有约6.3×104—4.3×105和4.4×104—3.0×105吨[39]。土壤MPs的丰度随污泥施用量的增加而增加[24]。研究发现，在农田中仅施用一次污泥，15年后该区域土壤中仍可检测出塑料纤维[40]，表明MPs在土壤中难以降解，会产生持久性污染。

    1.1.3   有机肥料的施用

    有机肥料的重复施用除了会引起重金属和抗生素等污染残留[41]，还会导致土壤MPs污染，而后者常常被人们忽视[42]。研究发现，有机肥中普遍含有的MPs可能来自运输饲料的塑料管道、储存消毒剂或抗生素的塑料瓶[43]。江西鹰潭，猪粪中MPs的平均年丰度约为（1250±640）个·kg−1(干重)，施用了猪粪的农田中MPs的年均累积量约为（1.25±0.61）个·kg−1[42]；施用猪粪22年后的农田中MPs丰度（(43.8±16.2)个·kg−1)明显高于未施用猪粪的农田（(16.4±2.7)个·kg−1)[42]。德国是全球对肥料质量要求最严格的国家之一，但每年通过施用有机肥进入农田的MPs高达3.5×1010—2.2×1012个[26]。我国作为有机肥生产和使用大国，据估计，我国每年通过有机肥进入农田土壤中的MPs可达52.4—26400吨[3]。但该数据仅仅基于德国波恩、斯洛文尼亚等地区关于有机肥中塑料污染的报道[23, 26, 44]，并结合我国有机肥每年实际施用量(2200万吨左右)来进行估算的，该估算忽略了粒径小于0.5 mm的MPs，且缺乏我国有机肥中关于MPs丰度的报道，因此，未来的研究中还应多关注我国有机肥中MPs的污染情况，以便全面评估我国通过有机肥进入土壤的MPs量。

    1.1.4   农业灌溉和地表径流

    农业灌溉是MPs进入土壤的又一重要途径。据统计，全球每年生活污水产生量超过356 km3，处理后的出水中有23.8 km3主要用于农业灌溉[45]。生活污水中含有大量源于PPCPs和衣物的MPs。虽然常规的处理工艺可有效去除污水中绝大部分MPs，但出水中仍有残留的MPs通过农业灌溉进入土壤环境[15]。在部分水资源匮乏的国家，未经处理的污水也会被用于灌溉农田[23]。据报道，全球约有3.6×105 km2的农田是使用未处理或者部分处理的生活污水进行灌溉的[46]，必然会向土壤中输入更多的MPs。此外，天然水体中也存在MPs，例如：我国长江水中MPs高达6.6×103个·m−3[47]，珠江水中MPs的丰度介于397—7924个·m−3之间[48]，即使在偏远的内陆湖泊沿岸也有大量MPs存在，如青藏高原湖泊中MPs丰度可达（625±411）个·m−3[49]。这些水环境中的MPs也可通过灌溉或随地表径流进入土壤环境中。随着研究的深入，人们开始对生态环境敏感区(如青藏高原[49]、沙漠[50]、黄土高原[51])MPs污染进行研究，作为东南亚多条河流重要发源地的青藏高原，无处不在的MPs可能使其污染范围不断扩大到其他水系，或通过地表径流进入土壤环境，而该地区生态环境脆弱，存在调查难度大、恢复年限长等问题，未来的研究应该更加注重生态环境敏感区MPs污染及其健康风险评价。

    1.1.5   地膜的广泛应用

    地膜是农田土壤MPs污染的重要来源[23, 25]。2016年全球农用塑料薄膜市场交易量为400万吨，预计到2030年将以每年5.6%的速度增长[25]。全球约有1.29×105 km2的农田覆盖有地膜[52]，我国地膜使用量最大，占全世界地膜覆盖面积的90%[17]。从田地中去除地膜费时费力，大量被残留的地膜在阳光辐射等作用下逐步破碎裂解，形成MPs[29]。农田土壤中MPs的含量随覆盖时间的延长逐渐增加[17]。在我国石河子市，随着地膜连续覆盖时间从5年增加至30年，MPs丰度从10.10 mg·kg−1增加到了61.05 mg·kg−1[53]。目前，大力研制与推广的环保型可降解地膜是解决塑料污染最有效的途径，但研究表明，MPs对污染物(如抗生素、农药等)的吸附能力大小排序为：老化可降解MPs>可降解MPs>非可降解MPs，且老化程度越高对污染物的吸附量越大[54-55]，在这种情况下可降解地膜的使用，特别是地膜在环境中不可避免的老化行为，可能会给环境带来更大的生态危害，在未来的农业发展中应该重视这一问题。

    1.1.6   大气沉降输入

    土壤MPs也有部分来自大气中悬浮的塑料颗粒。多项研究表明，大气中存在MPs，如南海西北部大气中MPs的丰度为（0.035±0.015）n·m−3[56]。大气中的MPs主要来源于建筑材料、纺织品磨损、灰尘、道路油漆、轮胎和制动器磨损[57]。轮胎磨损产生的MPs主要来自各种车辆，全球车辆轮胎磨损的MPs排放量为人均0.81 kg·a−1[58]，飞机轮胎磨损释放的MPs相对较少，约占荷兰轮胎磨损MPs排放总量的2%[58]。空气中密度小的大塑料颗粒和MPs可通过大气沉降和风力传输沉积在城市或乡村陆地表面[59]，还可传输到偏远、人烟稀少的地区[28]。据报道，我国烟台市大气MPs沉降通量达1.5×105个·(m2 a)−1[60]；法国巴黎大气MPs沉降通量达2—355个·(m2 d)−1，且该地区每年有3—10吨的纤维被大气沉降物沉积[59]。由此可见，大气沉降是MPs沉积到陆地的重要途径。值得思考的是，粒径小于50 μm的MPs可以重新悬浮到大气中[61]，增加人体吸入MPs的风险，而多数国家并没有将大气中的MPs作为空气污染的一部分进行监测，为了明晰MPs对人类健康构成的潜在风险，将MPs纳入空气污染的监测范围迫在眉睫，尤其是在MPs污染严重的大城市。

    总体来看，国内外大量关于土壤中MPs的来源研究仅停留在对来源的简单陈述，只有少部分做了MPs的溯源追踪方法。目前，环境中MPs的溯源方法主要集中于水体和沉积物，通过非仪器分析法(目视分析法、密度分析法、灼烧分析法等)从MPs的颜色、形状、密度等特性初步判识MPs的外观及用途[62]，或通过仪器检测(光谱分析法、显微分析法、色谱质谱分析法等)判识MPs的化学成分及结构[63]，两者相结合可追溯环境中MPs的来源。从已有研究成果来看，土壤MPs的溯源依旧没有可靠且简单易行的检测方法。值得注意的是，进入到环境的塑料碎片和MPs，由于各种物理化学作用，最终会破碎形成NPs，更小的粒径以及颜色、形状等特性不够显著增加了对MPs来源追溯的难度，因此亟需建立适合更小粒径的NPs的检测方法和理化指标。

    1.2   土壤MPs的迁移行为

    MPs在土壤中可发生水平和垂直迁移[64]，其迁移行为受土壤和MPs理化性质的影响[21, 65]。土壤的理化性质(包括孔隙度、土壤质地、矿物和腐殖质含量等)对MPs的迁移有重要影响。土壤的孔隙大小由其质地决定，可直接影响MPs的迁移[30]，砂土表面的MPs在渗透作用下可垂直迁移至距地表1.5—7.5 cm的土壤中[66]。由于土壤裂缝，干燥气候可能会加速MPs向下移动[66]。土壤矿物和腐殖酸共存时会增加MPs的垂直传输距离(9—10 cm)[67]。Wu等[68]发现, PS微球的迁移能力随土壤矿物(Fe/Al氧化物)含量的增高而降低，这是由于带负电的MPs与带正电的Fe/Al氧化物发生静电吸引所致。此外，MPs的特性(包括粒径、形状、电荷和表面化学等)也会影响其在土壤中的迁移。当MPs的粒径小于土壤孔隙尺寸时，MPs能通过土壤孔隙和裂缝向下移动，粒径小的MPs也容易被土壤动物摄食而转移到更深层的土壤中[69-70]。由于MPs与土壤团聚体的相互作用不同，不同形状的MPs可能对土壤中MPs的迁移产生阻塞作用影响其迁移行为[65]。如：塑料微球和微粒比微纤维更易下移到土壤深层，因为微纤维与土壤颗粒缠结形成土块后无法迁移[71]。高密度的MPs(如PET(聚对苯二甲酸乙二醇酯))可能会因重力作用而促进其在土壤中的迁移[72]。表面含有羧基、磺酸基、低密度氨基官能团的PS微球，比含有高密度氨基官能团的PS微球更易在海沙中迁移，这是由于带正电的高密度氨基MPs与带负电的沙粒之间存在静电吸引，从而阻碍MPs的迁移行为[73]。

    除了在土壤内部迁移外，土壤中的MPs也会在风力、气流、地表径流等作用下迁移到空气和水等环境介质中[64, 66]。土壤表面的MPs尤其是微纤维等轻质塑料颗粒，可以被风和气流抬升到空气中，最终长距离传播到其他陆地或地表水中[59]。此外，地表径流可促使MPs进入深层土壤甚至含水层。据报道，澳大利亚维多利亚州地下水中MPs的平均丰度为38个·L−1[74]，向地下水迁移的MPs可能带来新的环境问题，但目前仍缺乏对地下水MPs污染的环境风险预测、评估和防控研究。

    1.3   全球土壤环境中MPs的丰度

    我们收集了全球不同地区土壤环境中检出的MPs的理化性质和丰度，绘制了图3。目前，虽然只有少量研究报道了土壤环境中MPs的丰度情况，但可看出MPs广泛存在于多种土壤中(如农业土壤、公园土壤、湿地土壤、沙漠土壤等)，其丰度从几个·kg−1到数万个·kg−1不等，多数地区土壤MPs丰度在0—5×103个·kg−1之间，粒径大多小于1 mm[75-77]；MPs形状有纤维、薄膜、碎片、颗粒等，PP、PE、PS是土壤中最主要的聚合物类型。土壤环境中MPs的丰度普遍高于水和沉积物中的[8]，说明土壤环境是MPs重要的汇。在全球范围内，亚洲、欧洲、北美、大洋洲的土壤环境中都发现了MPs，且不同地区丰度差异较大。从图3中可看出，智利梅利皮利亚县田地因长期施用污泥导致土壤MPs丰度高达18000—41000个·kg−1，明显高于其他地区[24]；西班牙东南部穆尔西亚蔬菜农田土壤和墨西哥坎佩切家庭花园土壤中也检测到了数量较高的MPs，丰度分别为（2116±1024）个·kg−1和（870±1900）个·kg−1[78-79]；但德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州农田表层土壤中MPs仅有（5.8±8）个·kg−1[80]，且该国弗兰科尼亚中部农田中MPs的丰度最低，仅为（0.34±0.36）个·kg−1[81]。

    图 3  文献报道的全球部分地区土壤环境MPs污染情况
    Figure 3.  MPs pollution of soil environment in some regions of the world reported in the literatures
    (数据更新于2021年10月，没有标记的区域不代表没有MPs污染)
    (Updated in October 2021, unmarked areas do not represent no MPs contamination)
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    作为最大的塑料生产国和消费国[82]，我国土壤MPs污染引起了越来越多的关注。在我国大多数受人为活动影响较少的土壤中MPs含量较低，如山东东营黄河三角洲湿地无植物覆盖的土壤和长江沿岸休耕的土壤中MPs丰度仅为60个·kg−1[83]和（28.4±22.0）个·kg−1[84]；但农业土壤中MPs的含量通常较高，如:云南滇池柴河流域土壤MPs丰度为7100—42960个·kg−1[85]；湖北武汉、山东寿光的农田土壤中也含有较高丰度的MPs(4.3×104—6.2×105、275—4165个·kg−1)[76-77]，这可能是塑料地膜老化降解、污泥施用和污水灌溉所致。而少数地区如黄土高原[51]、上海菜地[75]等农田土壤中MPs丰度较小。在工业活动频繁的地区，也可能会引入较高丰度的MPs，广东贵屿电子废物拆解区土壤中MPs的丰度达34100个·kg−1[86]。沿海地区可通过海水养殖、旅游和港口建设等活动引入大量MPs[87]。一些偏远地区也存在少量MPs，可能是通过游客活动、卡车轮胎磨损和农用地膜引入的[88]，或与大气传输有关。

    土壤中MPs的垂直分布没有明显的规律[76]。例如我国上海郊区[75]、山东寿光[76]和德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州[80]农田中表层土壤MPs丰度高于深层土壤MPs丰度，黄土高原[51]、山东胶州湾菜地和果园土壤[89]、毛里求斯农业土壤[90]中深层土壤含有更多的MPs，而我国云南滇池柴河流域农田[85]和墨西哥家庭花园[79]的表层和深层土壤MPs含量无显著差异。不同地区土壤MPs垂直分布可能会受到土壤翻耕、地表径流等因素的影响[51]，动物的摄食和排泄行为也可能影响MPs在表层和深层土壤之间的垂直转移[58, 64]。此外，少数研究还报道了土壤质地、植被覆盖、栽培时间、恢复年限等与MPs丰度的关系[50, 76, 85]。例如: 我国山东寿光的农业土壤和砂质壤土中MPs丰度显著高于粉质壤土[76]，毛乌素沙漠土壤MPs丰度高于草地和林地[50]；设施栽培时间>25与<10年的农田土壤中MPs丰度差异不显著，表明早期的设施栽培措施导致土壤中MPs的累积数量不高[85]。由此可见，土壤中MPs无处不在，不同地区土壤MPs污染水平之间的差异是人类农业活动、工业生产等因素共同作用的结果。值得注意的是，已有研究采用的分离、计数MPs的方法不一，在单位上也有区别，可能会低估或高估了土壤中MPs的真实污染水平。因此，未来的研究亟需建立土壤MPs分离和检测标准。在深层土壤中，MPs受阳光辐照的影响减小，且可降解塑料的微生物种群较少[91]，这意味着土壤深处MPs的老化降解可能减慢，其持久性可能会更长。那么，除了表层土壤，检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤中MPs的污染状况。

    2.   土壤MPs污染的生态健康风险（Ecological health risks of soil MPs pollution）

    土壤MPs可通过多种途径对生态系统构成潜在威胁(图4)。MPs的存在可直接影响土壤动植物、微生物的生长[92-94]，后经食物链的积累和传递可能对人体健康构成潜在威胁[79]。土壤MPs在土壤环境中能够吸附多种污染物质(如重金属、抗生素、农药等)[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，这会给土壤动植物的生长带来极大的危害，而土壤环境中的MPs大多处于老化/降解状态，较原生MPs对污染物表现为更高的吸附能力[97]，可能会对土壤生态系统构成更大的威胁。

    图 4  土壤MPs污染的生态健康风险
    Figure 4.  Ecological health risks of soil MPs pollution
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    2.1   MPs对陆生植物的影响

    MPs进入农业土壤会对植物产生暴露，阻塞种子孔隙、限制根吸收水和养分[92]，影响植物的芽高、生物量和发芽率等[98-100]。Bosker 等[101]发现，绿色荧光塑料颗粒(50、500、4800 nm, 107个·mL−1)因堵塞种子的荚膜孔道会限制水芹种子发芽。而含PP、高密度聚乙烯(HDPE)、低密度聚乙烯(LDPE)和PET的土壤MPs能促进番茄植株的生长，但会延迟结果和降低果实产量[102]。MPs还可通过改变土壤结构、容重、持水能力和营养成分[103-104]，间接影响植物根系性状、生长状态和养分吸收[99, 105]。de Souza Machado等[100]发现，MPs污染使得土壤容重降低，通气增加，有助于植物根系渗透到土壤中。然而，MPs(如微纤维)也会缠住幼根，阻碍幼苗的生长[92]。

    MPs对植物生长的影响与其类型、暴露浓度、粒径等因素有关。de Souza Machado等[105]发现，PA、PE、HDPE、PP(均为2.0%)均会改变大葱的生物量、元素组成和根系性状，其影响程度因聚合物类型而异。Boots等[98]对比研究了生物降解的聚乳酸(PLA, 65.6 μm, 0.1% W/W)和难降解合成纤维((丙烯酸(AA)和尼龙混合物), 0.001% W/W)对黑麦草发芽的影响，发现两种MPs均会降低发芽率，PLA还会降低芽高。Qi等[99]也报道了类似的结果，即1%的淀粉基生物降解塑料和PE均抑制了小麦生长，且前者比后者的抑制作用更强。由此，生物降解材料来源的MPs对植物可能产生更强的毒性效应，值得进一步研究。一些研究表明粒径大小不同的MPs对植物的影响也不同，与5 μm PS(10、50、100 mg·L−1)相比，100 nm PS对蚕豆的生长抑制作用、遗传毒性和氧化损伤更强[106]。但目前，对于MPs在植物中的积累和转运以及对植物的毒性作用和机制等的认识仍不清楚。

    2.2   MPs对陆生动物的影响

    MPs被动物摄入后会影响其摄食行为、生长和繁殖[107]。与水生动物相比，MPs对陆生动物影响的生态毒理学研究非常有限，且主要集中在无脊椎动物(如蚯蚓)[93]。已有研究证实MPs暴露对蚯蚓的毒性作用主要包括抑制生长、体重减轻、肠道损伤、免疫响应、肠道微生物群落的改变，以及死亡率增加[70, 108-109]。少数研究报道了土壤MPs也会影响蜗牛[110]、土壤线虫[111]、小鼠[112]等的健康。MPs对动物的影响存在剂量-效应关系。Huerta Lwanga等[107]发现，0.2%的PE(<150 μm)对蚯蚓(Lumbricidae)的生长和存活没有影响，但较高的添加量(1.2%)有抑制作用。Cao等[108]同样发现，低剂量(≤0.5%)的PS(58 μm)对蚯蚓生长的影响不明显，但高剂量(1%、2%)的MPs显著抑制了蚯蚓的生长，死亡率达40%。PS(0.05—0.1 μm)在高暴露量(10%)下可观察到蚯蚓肠道微生物群的明显变化[113]。虽然低浓度MPs暴露不会明显影响动物的生长和引起动物死亡，但会诱使动物组织病理损伤和免疫响应[70]。在评估MPs对动物健康的影响时，粒径是除暴露剂量之外的重要影响因素，Lei等[111]研究了不同粒径的PS(0.1、0.5、1.0、2.0、5.0 μm)对土壤线虫(Caenorhabditis elegans)的影响，发现相同质量浓度(1 mg·L−1)下1.0 μm PS暴露后土壤线虫的存活率最低。然而，对于MPs对陆生动物的潜在影响，如MPs在动物组织中的积累和运输、MPs对动物的毒性作用和机制等方面的认识仍存在空白。

    2.3   MPs对土壤微生物的影响

    MPs内含或吸附的有机物可为微生物提供碳源[21]，微生物在MPs表面定殖后形成生物膜[114]，继而构成具有特殊微生物群落组成和功能的“塑料圈”[115]。研究发现，电子拆解厂区域的MPs(如PP、聚碳酸酯(PC)和ABS)及其周围环境的细菌群落存在显著差异，这可能是因为MPs为微生物提供了新的生态位[116]，或通过改变土壤理化性质(如破坏土壤结构、降低土壤密度、改变土壤持水能力等)影响了微生物的群落结构和功能[65, 117]。添加MPs后土壤微生物群落多样性的影响研究还处于起步阶段，Huang、Judy等[118-119]认为，HDPE(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PVC(<2 mm, 0.01%、0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PET(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)和LDPE(2 mm×2 mm, 0.076 g·kg−1)的存在并没有显著改变土壤微生物群落的丰度和多样性。但也有研究发现土壤中添加低或高浓度(1%、5%)的LDPE(678 μm)和高浓度(5%)的PVC(18 μm)均显著增加了β变形杆菌目(Betaproteobacteriales)和假单胞菌目(Pseudomonadales)的相对丰度，而高浓度的PVC(18 μm, 5%)显著降低了鞘脂单胞菌科(Sphingomonadaceae)的丰度[120]。这些研究结果之间的差异可能与MPs的类型、浓度、以及土壤的理化性质有关。不同类型的MPs对微生物活性影响不同，PP颗粒(<180 μm, 7%、28%)对土壤微生物活性有积极影响[103]，然而，Lozano等[94]发现PP碎片(<5 mm, 20%)会降低土壤微生物活性，PS颗粒(32.6 nm±11.9 nm, 1000 ng·g−1)、LDPE(643 μm, 17%)也对土壤微生物活性显示出负面影响[65, 121]，de Souza Machado等[105]的研究也报道了类似的结果，但在这些研究中，MPs粒径、形状、大小和浓度各不相同，因此很难得出MPs对微生物毒性的一般性结论。

    此外，MPs作为致病菌和耐药菌的载体[122]，可能影响土壤中ARGs的分布和迁移。MPs与ARGs在环境中广泛共存，由于ARGs对人类健康的潜在不利影响，其传播越来越受到关注。水生环境中，多项研究表明MPs(如PVC、聚乙烯醇(PVA))可影响ARGs的分布和传播[123]。在土壤中，PS(0.08—0.10 mm, 0.1%)的存在已被证实会增加抗生素和ARGs的保留时间[124]，Lu等[125]也得出了类似的结果，MPs可促进土壤中ARGs丰度和数量，但还需要更多的证据来证实MPs污染是否促进ARGs在土壤环境中传播的结论。此外，Zhu等[126]发现土壤温度和湿度的升高均显著提高了MPs上ARGs的丰度，因此，在全球气候变化的情况下，土壤MPs对ARGs影响需引起更多的关注。

    2.4   MPs对人类健康的潜在影响

    MPs可通过改变土壤理化性质、降低土壤肥力，影响土壤的生态功能和粮食生产[127]，对人类的生存和发展产生潜在影响。MPs也可经陆生食物链传递进入人体。MPs及其吸附的污染物可在动植物体内积累[79]，食用植物可以从土壤中吸收和积累微型(0.2 μm)荧光PS珠[128]，100 nm PS可以在蚕豆、生菜根中积累，然后运输到茎叶[106]。一些重要的家禽(如鸡)也可食用MPs[79]，而当人们食用被污染的家禽或蔬菜时，MPs可能在人体内大量积累。据估计，在墨西哥每人每年通过食用鸡肉就可摄入840个塑料颗粒[79]，MPs一旦进入人体，可能引起炎症与应激反应、产生生殖与发育毒性，或改变肠道微生物的组成和功能[129]。MPs(＜150 μm)可能会从肠腔转移到淋巴和循环系统，进而导致全身暴露[129]。Schirinzi等[130]证明了MPs(PS, 10 μm)和NPs(PS, 40、250 nm)可诱导人体细胞发生氧化应激，并在细胞水平上引起细胞毒性。MPs和NPs与免疫系统作用还可能会导致免疫毒性，进而引发不良反应(即免疫抑制、免疫激活和异常炎症反应)[131]。Prata[132]还发现，由于摄入MPs引起的慢性炎症和刺激可能会因DNA损伤而导致癌症。此外，常见的塑料添加剂，如邻苯二甲酸盐、阻燃剂、双酚A等，与生殖和发育障碍有关，可能引发乳腺癌、血液感染、青春期过早和生殖器缺陷[133]。目前开展的土壤MPs由食物链传递被吸食进入人体的研究还比较少，但已经在人类食物[129]和粪便[134]中检测到了MPs，甚至在人类胎盘、婴儿粪便、婴儿内脏中也发现了MPs的存在[135]，虽然没有证据表明这些MPs是来源于土壤环境，但该结果应该足以引起人们对土壤MPs的重视。此外，大气MPs或许能通过反射阳光辐射对气候有冷却效果[136]，而土壤中的MPs通过扬尘进入大气环境是否也有同样的效应，进而引起一系列的生态健康问题，如气候变化、水文调节及粮食安全等[137]。

    2.5   MPs与其他污染物的复合污染毒性及生态风险

    MPs因疏水性强、比表面积大[138]，可以吸附多种有机和无机污染物，如多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)、重金属等[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，从而影响土壤动植物的生长。对植物来说，Gao等[96]发现当加入邻苯二甲酸二丁酯(DBP)时，PS (100—1000 nm、>10000 nm)加重了DBP诱导的植物毒性，增强了对生菜(Lactuca sativa L. var . ramosa Hort)的负面影响，且小粒径PS（100—1000 nm）对生菜的不利影响略大。Liu等[139]发现土壤中PE(200—250 μm，0.5%、1%、2%、5%、8% W/W)和菲(100 mg·kg−1)共同污染比单一处理对小麦幼苗(Triticum aestivum L. cv. NAU 9918)的毒性更强，PE的单一污染破坏了小麦叶片的光合系统，而PE和菲复合污染则加剧了这种破坏。MPs与土壤中重金属等无机污染物的复合污染也引起了人们的关注。Dong等[140]研究发现，在As(Ⅲ)存在下，大尺寸的PS(5 µm)可以迁移到胡萝卜的叶和根部，这是由于As(Ⅲ)增加了PS表面的负电荷，同时As(Ⅲ)也会导致细胞壁扭曲和变形，并导致更多的MPs进入胡萝卜，降低其质量。另一项研究表明，PET(<2 mm)还可以作为载体将重金属运输到小麦根际区域[141]。而Zong等[142]的研究表明，与单一重金属处理相比，PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)与Cu2+、Cd2+的结合增加了小麦中叶绿素含量，增强了光合作用，减少了活性氧(ROS)的积累，表明PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)对Cu2+、Cd2+的生物利用度和毒性具有缓解作用。对动物来说，Zhou等[143]发现PP(<150 μm, 0.03%、0.3%、0.6%、0.9%)与重金属(Cd, 8 mg·kg−1)二者联合暴露会对蚯蚓(Eisenia foetida)产生更强的负面影响，降低蚯蚓的生长速度并增加其死亡率。而另一项研究却发现，PVC可能通过吸附/结合As(Ⅴ)，降低As(Ⅴ)的生物利用度来缓解As(Ⅴ)对肠道菌群的影响，从而防止As(Ⅴ)的减少和总砷在肠道中的积累，降低对蚯蚓(Metaphire californica)的毒性[144]。然而，Sun等[145]发现，MPs(40—50 μm, 10 mg·kg−1、300 mg·kg−1)可显著增加毒氟磷杀虫剂在蚯蚓体(Eisenia fetida)内的生物蓄积性，加重对蚯蚓的氧化损伤和干扰代谢。Boughattas等[146]将MPs(100 µg·kg−1)和除草剂2,4-二氯苯氧乙酸(2-4-D)(7 mg·kg−1)共同暴露于土壤中，结果表明，MPs增加了蚯蚓中的2,4-D生物积累，破坏了溶酶体膜的稳定性和氧化状态，并增加了抗氧化基因的表达。

    目前，不管是对MPs的单一毒性研究还是与其他污染物的复合毒性研究，都存在受试动植物类别有限、土壤类型单一、研究周期短等问题，且MPs的种类、大小和浓度与实际土壤环境有一定的差异，如实验室研究中所用MPs浓度往往会高于实际土壤环境中MPs的最大浓度（6.7%）[147]，未来的研究应在环境相关浓度条件下评估生态效应。更重要的是，没有充分考虑自然环境因素，真实土壤环境中MPs更多是处于老化或被生物膜定殖的状态，这无疑增加了MPs上的吸附位点，可能使得MPs上吸附的污染物更多，对陆地生态系统构成更严重的威胁。此外，粒径较小的MPs，特别是NPs，可能对陆地生态系统的健康风险更大[21]，应作为重点评估的对象。

    2.6   MPs的老化/降解及其潜在生态风险

    MPs在土壤中的长期积累可以进一步老化或降解[21]。除光照辐射、机械磨损、风化侵蚀外，土壤环境中动物群和微生物(如细菌和真菌)也可以降解MPs[21, 107, 148]。从土壤中分离得到的假单胞菌属细菌AKS2对LDPE的降解率在45 d内达到4%—6%[149]，在地膜中分离得到的红球菌C208对PE塑料薄膜的降解率在30 d内达8%[150]。但目前从土壤中分离出能降解MPs的菌株种类较少，因此探究用于降解土壤MPs的微生物可能是进一步研究的方向之一。而生物体可以通过咬、咀嚼或消化碎片来物理降解MPs[151-152]。蜡螟(Waxworms)、印度谷螟(Indian Mealmoths)已被证实能吞食PE并在其肠道微生物的帮助下降解塑料聚合物[153]。此外，大麦虫(Zophobas Morio)、黄粉虫(Tenebrio molitor)、蚯蚓等均具有降解MPs的能力[154-156]。老化/降解会改变MPs的表面结构、疏水性、结晶度和比表面积，并增加MPs表面C—O、C=O、—OH等含氧官能团的数量[8, 97]，导致老化或降解MPs具有更高的吸附能力，使其可以吸附其他污染物质，对土壤生态系统构成更大的威胁。

    目前，关于土壤MPs的老化或降解对陆地生态系统的危害研究并不多，主要是以下几个方面。首先，长期风化会使MPs分解成为NPs，许多研究已证明粒径较小的NPs可能较MPs具有更大的环境流动性和毒性[111]。Muhammad等[157]发现家蚕(Bombyx mori)暴露于PS MPs(5—5.9 μm, 10 μg·mL−1)的个体在感染后存活得更好，而暴露于PS NPs(50—100 nm, 10 μg·mL−1)的个体则表现出更高的死亡率。Liu等[158]也得出了类似的结果，相较于100 nm PS NPs，20 nm PS NPs(0.1—100 μg·L−1)对线虫(Caenorhabditis elegans)表现出更强的毒性。其次，老化MPs对污染物表现为更强的吸附能力，且老化的可降解MPs更强[51, 159]。Zhang等[159]研究发现，搁浅的PS泡沫对土霉素的吸附能力高于原始PS泡沫的吸附能力，Fan等[55]的研究也发现通过紫外线的老化过程，PLA、PVC对四环素、环丙沙星的吸附能力增加，且可降解PLA表现出更好的吸附能力，这些研究表明更多的有机污染物可以吸附并浓缩到老化的MPs上，形成的复合污染可能对生物体造成更严重的危害。最后，一些研究还探究了在超纯水和模拟肠液中，抗生素在原生/老化MPs上的解吸行为，发现与原生MPs相比，抗生素在老化MPs上解吸量更大，且模拟肠液中的抗生素解吸量比超纯水中大，这可能会对生物体造成更严重的危害[55]。除了老化MPs对生物体的危害外，也可能会带来其他的环境问题，如老化后形成的NPs由于粒径太小，如何从土壤环境中检测丰度及去除也是一大难题。综上，老化MPs的生态毒性问题及其带来的环境污染问题值得高度关注。

    3.   结论与展望（Conclusion and perspective）

    （1）土壤MPs的来源途径很多，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥的施用、农业灌溉、地膜覆盖等，但当前的研究仅停留在对土壤MPs来源的描述上，很少聚焦MPs的溯源研究，现有的技术条件无法将MPs从环境中根除，因此从源头管控就显得尤为重要。但如今土壤MPs溯源几乎处于空白状态，建议加强这方面的研究，为土壤中MPs的源头控制提供关键支撑。

    （2）MPs污染在全球土壤环境中普遍存在，应加大力度调查土壤MPs丰度。不同地点、土地类型、不同深度土壤中MPs污染水平和特征存在较大差异，频繁的农业活动导致农田土壤MPs污染较为严重，PE、PP、PS是土壤中最常见的MPs类型。通过大气传输、植物积累、动物摄食、翻耕等多种途径，MPs最终可迁移到深层土壤甚至含水层，因此检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤MPs的污染状况。迁移到地下水中的MPs可能带来新的环境问题，但相关的环境风险预测、评估和防控仍缺乏。

    （3）土壤MPs的存在会对动植物的生长产生不同影响，关于这方面的研究存在暴露时间短、受试动植物类别有限、土壤类型单一以及MPs种类、粒径大小和浓度与实际土壤环境有一定差异等问题，未来应结合实际土壤环境状况加强这方面的研究。土壤MPs经陆生食物链的传递和积累，可能对人类健康构成严重威胁，但关于环境相关浓度土壤MPs对不同类型动植物的阈值毒性水平及其在食物链中转移的研究还不足，这些问题在后续研究中需重点考虑，以全面揭示陆地生态系统中MPs带来的生态风险。

    （4）MPs因疏水性强、比表面积大，可以吸附多种有机和无机污染物，从而影响土壤生物的生长，MPs还可与自身释放的添加剂等形成复合污染，使得MPs的环境行为更加复杂。但目前关于土壤MPs与其携带的污染物结合和释放的机理尚不清楚，与多种有害污染物共同暴露对陆生生物的毒性效应和人体健康的风险亟待研究。未来的研究重点应关注MPs进入到土壤中如何参与其他元素(如重金属)和污染物的环境地球化学行为及生物效应。

    （5）土壤MPs的存在可改变微生物的群落结构和功能，反过来，在微生物、土壤动物、光照辐射等作用下MPs可进一步老化或降解，可能对土壤生态系统构成更大的威胁。但MPs影响土壤微生物的机制和途径暂不明晰，未来探究MPs对微生物群落结构、微生物活性的影响，MPs对全球生态系统和生物地球化学循环及对ARGs的影响是研究的重点方向之一。此外，还应寻找绿色、高效且环保的控制措施，以减少生物体对MPs的吸收，并降低其在土壤生态系统中的迁移。

  • 图 1  电镀主要工艺流程及污染物排放

    Figure 1.  Main process flow of electroplating and pollutants discharge

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    图 2  不同电镀工艺产生的污染物及贡献示意图

    Figure 2.  Schematic diagram of pollutants from different electroplating processes and their contributions

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    图 3  重金属浓度/标准浓度箱型图

    Figure 3.  Box diagram of concentration/standard concentration of heavy metals

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    图 4  不同地区分年度电镀场地重金属超标比例图

    Figure 4.  Proportion of excessive heavy metals in electroplating sites from different regions in different years

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    图 5  单因子潜在生态风险评价结果

    Figure 5.  Single factor potential ecological risk assessment results

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    图 6  潜在生态风险综合评价结果

    Figure 6.  Comprehensive assessment results of potential ecological risks

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    图 7  PFOS暴露风险评价结果

    Figure 7.  Exposure risk assessment results of PFOS

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    表 1  潜在生态风险指数法的污染评价等级划分

    Table 1.  Classification of pollution assessment by potential ecological risk index method

    Eir范围Eirrange RI范围RI range 重金属污染物生态风险程度分级Classification of ecological risk of heavy metal pollutants
    Eir<40 RI≤150 低
    40<Eir≤80 150<RI≤300 中
    80<Eir≤160 300<RI≤600 较高
    160<Eir≤320 RI＞600 高
    Eir＞320 极高
    Eir范围Eirrange RI范围RI range 重金属污染物生态风险程度分级Classification of ecological risk of heavy metal pollutants
    Eir<40 RI≤150 低
    40<Eir≤80 150<RI≤300 中
    80<Eir≤160 300<RI≤600 较高
    160<Eir≤320 RI＞600 高
    Eir＞320 极高
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    表 2  我国水环境中PFOS和F-53B总含量水平

    Table 2.  Total content of PFOS and F-53B in China’s water environment

    研究区域Study area 采样地点Sampling location 采样时间Sampling time PFOS /（ng·L−1） F-53B /（ng·L−1） 数据来源Data sources
    电镀园区污水 珠三角 深圳 2019 3.53 0.51 [74]
    深圳 2019 12.4 2.37 [74]
    深圳 2019 34.9 8.54 [74]
    长三角 温州 2013 进水: 65—112 [12]
    出水: 43—78
    杭州 2020 进水: 5500000 进水: 154500 [69]
    出水: 795000 出水: 985000
    电镀园区周边地区 珠三角 中山 2015 <0.11—16.02 <0.01—0.35 [75]
    东莞 2015 <0.11—13.47 ND [75]
    东莞 2015 <0.11—9.22 <0.01—0.97 [75]
    惠州 2015 <0.11—32.52 <0.01—0.32 [75]
    长三角 浙江 2016 4.4—77 [76]
    上海 2019 5.89 <10—968 [64]
    杭州 2020 300—1500 300—1500 [69]
    其他地区 山东 2016 0.59—5.7 [76]
    非电镀园区周边地区 长三角 浙江 2013 8.5—14.8 31.6—77.3 [77]
    浙江 2013 0.9—2.6 <0.56—5.1 [77]
    浙江 2013 2.7—3.2 2.8—3.6 [77]
    上海 2013 3.8—14.1 2.6—7 [77]
    上海 2013 1.0—10.7 <0.56—6.7 [77]
    上海 2013 0.8—1.0 1.0—2.3 [77]
    长江 2016 0.39—12.12 0.12—12.94 [73]
    江苏 2016 0.22—15.2 0.21—27.6 [73]
    江苏 2016 0.258—79 0.17—1.83 [78]
    珠三角 广东 2016 1.38—23.57 0.13—11.06 [73]
    广东 2017 ND—0.307 [79]
    广东 2018 0.0115—0.09398 [79]
    京津冀 河北 2013 0.4—0.5 <0.56 [77]
    河北 2013 15.7—17.8 12.1—12.4 [77]
    天津 2013 16.5—55 17.8—78.5 [77]
    北京 2013—2014 ND—50.75 ND—6.93 [80]
    河北 2016 <0.21—7.9 [81]
    北京 2017 0.335 [82]
    河北 2017 ND—36.9 [83]
    长江经济带 江西 2016 0.31—0.52 0.84—3.58 [71]
    江西 2016 <0.01—5.8 <0.06—0.41 [71]
    景德镇 2016 <0.01—1.13 0.19—1.43 [71]
    非电镀园区周边地区 长江经济带 南昌 2016 0.09—17.01 <0.06—117.5 [71]
    上饶 2016 <0.01—32.65 0.1—0.49 [71]
    鹰潭 2016 <0.01—33.75 <0.06—4.59 [71]
    安徽 2016 1.96—29.7 0.69—52.2 [73]
    四川 2019 1.11—4.54 0.051—2.48 [84]
    其他地区 山东 2013 0.9—1.8 <0.56 [77]
    山东 2013 0.5—0.6 <0.56 [77]
    福建 2013 3.2—7.7 <0.56—0.8 [77]
    福建 2013 2.4—3.0 <0.56 [77]
    福建 2013 1.6—3.4 <0.56—2.0 [77]
    沈阳 2013 0.9—3.0 <0.56—3.6 [77]
    沈阳 2013 0.4—0.6 <0.56—1.1 [77]
    沈阳 2013 1.1 <0.56 [77]
    沈阳 2013 2.3—3.0 4.7—5.6 [77]
    山东 2015 2.05—10.2 1.52—15.6 [85]
    辽宁 2016 0.48—3.72 0.36—21.38 [73]
    山东 2016 0.09—4.4 0.01—0.29 [73]
    东北河流 2016 <0.21—51 [81]
    辽宁 2016 2.26—5.66 0.24—2.29 [73]
    山西 2017 0.05—12.27 0.02—8.37 [86]
    广西 2018—2019 0.06—0.21 ND—0.06 [87]
    山东 2019 ND—10.1 ND—2.59 [88]
    　　ND，未检出. ND，Not detected.
    研究区域Study area 采样地点Sampling location 采样时间Sampling time PFOS /（ng·L−1） F-53B /（ng·L−1） 数据来源Data sources
    电镀园区污水 珠三角 深圳 2019 3.53 0.51 [74]
    深圳 2019 12.4 2.37 [74]
    深圳 2019 34.9 8.54 [74]
    长三角 温州 2013 进水: 65—112 [12]
    出水: 43—78
    杭州 2020 进水: 5500000 进水: 154500 [69]
    出水: 795000 出水: 985000
    电镀园区周边地区 珠三角 中山 2015 <0.11—16.02 <0.01—0.35 [75]
    东莞 2015 <0.11—13.47 ND [75]
    东莞 2015 <0.11—9.22 <0.01—0.97 [75]
    惠州 2015 <0.11—32.52 <0.01—0.32 [75]
    长三角 浙江 2016 4.4—77 [76]
    上海 2019 5.89 <10—968 [64]
    杭州 2020 300—1500 300—1500 [69]
    其他地区 山东 2016 0.59—5.7 [76]
    非电镀园区周边地区 长三角 浙江 2013 8.5—14.8 31.6—77.3 [77]
    浙江 2013 0.9—2.6 <0.56—5.1 [77]
    浙江 2013 2.7—3.2 2.8—3.6 [77]
    上海 2013 3.8—14.1 2.6—7 [77]
    上海 2013 1.0—10.7 <0.56—6.7 [77]
    上海 2013 0.8—1.0 1.0—2.3 [77]
    长江 2016 0.39—12.12 0.12—12.94 [73]
    江苏 2016 0.22—15.2 0.21—27.6 [73]
    江苏 2016 0.258—79 0.17—1.83 [78]
    珠三角 广东 2016 1.38—23.57 0.13—11.06 [73]
    广东 2017 ND—0.307 [79]
    广东 2018 0.0115—0.09398 [79]
    京津冀 河北 2013 0.4—0.5 <0.56 [77]
    河北 2013 15.7—17.8 12.1—12.4 [77]
    天津 2013 16.5—55 17.8—78.5 [77]
    北京 2013—2014 ND—50.75 ND—6.93 [80]
    河北 2016 <0.21—7.9 [81]
    北京 2017 0.335 [82]
    河北 2017 ND—36.9 [83]
    长江经济带 江西 2016 0.31—0.52 0.84—3.58 [71]
    江西 2016 <0.01—5.8 <0.06—0.41 [71]
    景德镇 2016 <0.01—1.13 0.19—1.43 [71]
    非电镀园区周边地区 长江经济带 南昌 2016 0.09—17.01 <0.06—117.5 [71]
    上饶 2016 <0.01—32.65 0.1—0.49 [71]
    鹰潭 2016 <0.01—33.75 <0.06—4.59 [71]
    安徽 2016 1.96—29.7 0.69—52.2 [73]
    四川 2019 1.11—4.54 0.051—2.48 [84]
    其他地区 山东 2013 0.9—1.8 <0.56 [77]
    山东 2013 0.5—0.6 <0.56 [77]
    福建 2013 3.2—7.7 <0.56—0.8 [77]
    福建 2013 2.4—3.0 <0.56 [77]
    福建 2013 1.6—3.4 <0.56—2.0 [77]
    沈阳 2013 0.9—3.0 <0.56—3.6 [77]
    沈阳 2013 0.4—0.6 <0.56—1.1 [77]
    沈阳 2013 1.1 <0.56 [77]
    沈阳 2013 2.3—3.0 4.7—5.6 [77]
    山东 2015 2.05—10.2 1.52—15.6 [85]
    辽宁 2016 0.48—3.72 0.36—21.38 [73]
    山东 2016 0.09—4.4 0.01—0.29 [73]
    东北河流 2016 <0.21—51 [81]
    辽宁 2016 2.26—5.66 0.24—2.29 [73]
    山西 2017 0.05—12.27 0.02—8.37 [86]
    广西 2018—2019 0.06—0.21 ND—0.06 [87]
    山东 2019 ND—10.1 ND—2.59 [88]
    　　ND，未检出. ND，Not detected.
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    表 3  我国土壤、污泥环境中PFOS和F-53B总含量水平

    Table 3.  Total content of PFOS and F-53B in soil and sludge environment in China

    研究区域Study area 样品类型Sample type 采样地点Sampling location 采样时间Sampling time PFOS/（ng·g−1） F-53B/（ng·g−1） 数据来源Data sources
    电镀园区 长三角 土壤 宁波、杭州 2016 38.34—3672.59 6.33—837.15 [89]
    电镀园区周边 珠三角 土壤 中山 2015 0.37—14.95 0.04—10.77 [75]
    东莞 2015 0.41—5.89 0.09—0.65 [75]
    惠州 2015 0.37—4.54 0.02—209 [75]
    非电镀园区周边 全国 污泥 20个省市污水处理厂 2010—2011 ND—218 0.02—209 [90]
    　　注：ND（Not detected）为未检出.
    研究区域Study area 样品类型Sample type 采样地点Sampling location 采样时间Sampling time PFOS/（ng·g−1） F-53B/（ng·g−1） 数据来源Data sources
    电镀园区 长三角 土壤 宁波、杭州 2016 38.34—3672.59 6.33—837.15 [89]
    电镀园区周边 珠三角 土壤 中山 2015 0.37—14.95 0.04—10.77 [75]
    东莞 2015 0.41—5.89 0.09—0.65 [75]
    惠州 2015 0.37—4.54 0.02—209 [75]
    非电镀园区周边 全国 污泥 20个省市污水处理厂 2010—2011 ND—218 0.02—209 [90]
    　　注：ND（Not detected）为未检出.
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出版历程
  • 收稿日期:  2022-12-18
  • 录用日期:  2023-03-29
  • 刊出日期:  2024-06-27
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Citation: WANG Chenxi, LU Xiaofei, YANG Jini, ZHAO Ziying, ZHANG Qifan, SHI Bin, LI Qianqian, SU Guijin, XU Yulin, FENG Siting, MENG Jing. Spatial and temporal distribution and risk assessment of heavy metals and perfluorinated compounds from electroplating industry[J]. Environmental Chemistry, 2024, 43(6): 1881-1897. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022121801
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电镀行业排放重金属及全氟化合物时空分布及风险评估

    通讯作者: E-mail：zhao.ziying@fecomee.org.cn;  jingm@rcees.ac.cn
  • 1. 沈阳建筑大学市政与环境工程学院，沈阳，110168
  • 2. 中国科学院生态环境研究中心，北京，100085
  • 3. 生态环境部对外合作与交流中心，北京，100035
  • 4. 中国科学院大学，北京，100049
  • 收稿日期:  2022-12-18
  • 录用日期:  2023-03-29
  • 网络出版日期:  2024-09-02
基金项目:
国家重点研发计划（2018YFC1800300），国家自然科学基金（42277387）和辽宁省自然科学基金（2021-BS-171）资助.

摘要: 随着我国经济高速增长，电镀行业也进入快速发展期，电镀过程中产生的污染物日益受到关注. 本文对电镀过程中不同环节产生的污染物进行探究，识别出重金属、全氟化合物等特征污染物. 通过对全国不同地区电镀厂污染物排放的系统分析，阐明生产工艺、运行时间等对污染物时空分布的影响，发现检测出高浓度重金属、全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulphonate， PFOS）以及全氟烷基醚磺酸盐（6:2 chlorinated polyfluorinated ether sulfonate， F-53B）的电镀厂集中分布在长三角、珠三角和京津冀等经济区. 与《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准》（GB36600—2018）建设用地第二类用地土壤污染风险筛选值对比，Ni和Cr(Ⅵ)超标较为严重，超标倍数最高达9.24倍和1965倍，超标点位均位于电镀场地内部，尤其是电镀车间及废水处理区域. 建厂时间越早的电镀厂因管理处置措施不完善等原因检测出的污染物浓度越高. 对于全氟化合物，电镀园区污水中PFOS和F-53B的含量较高，达到mg·L−1水平，非电镀园区水体中PFOS和F-53B的含量在pg·L−1至ng·L−1水平. 在同一地区随着年度的增长，PFOS和F-53B的含量也在增加，F-53B的增长速度远高于PFOS. 对重金属和PFOS进行风险评估，发现单个重金属的潜在生态风险指数Eir平均值排序为Cd>Hg>Ni>Cu>Cr>Pb>Zn>As，这与不同地区背景值差异有关. 地表水中PFOS的风险熵RQ值为0—7.5，存在健康风险的点位分布在电镀园区内部及周边，非电镀园区附近的地表水均无健康风险. 本研究可为电镀场地污染控制以及新污染物的防控提供支撑.

English Abstract

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  • 电镀是工业产业链中的重要环节，在电子电器、装备制造等领域都有广泛应用. 近年来我国电镀行业发展迅速，且分布较为集中，主要位于长三角、珠三角、京津冀等制造业比较发达的地区[1]. 我国电镀加工中涉及最广的是镀锌、镀铜、镀镍、镀铬. 电镀行业使用大量强酸、强碱、重金属溶液，甚至铬酸酐、持久性有机污染物等有毒有害化学品，通过电镀液泄漏、三废排放等，将锌、铜、镍、铬等重金属和全氟化合物（perfluorinated compounds，PFASs）排入环境，危害生态系统安全[2 − 6]. 我国对电镀排放重金属的研究已久，尤其是电镀废水的处置以及对周边土壤和水体环境的影响. 卢然等搜集电镀地块调查报告和文献，分析地块中重金属、氰化物和有机物，结果发现土壤及地下水中超标因子主要为重金属[7]. 刘芸等使用化学品足迹法筛查电镀行业潜在高风险化学品，发现仅电镀一个行业在达标排放的情况下，就可能对区域生态环境产生风险[8]，但缺乏对全国整体污染状况的分析.

    全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulphonate，PFOS）是一类典型全氟化合物. 长久以来，PFOS及其盐类是电镀过程中普遍使用的铬雾抑制剂，旨在保护工人免受空气中高毒性的铬暴露. 然而，因其具有高持久性、远距离运输和生物积累的特点，对生态环境和人类健康构成巨大威胁[9 − 11]，2009年被列入斯德哥尔摩公约. 全氟烷基醚磺酸盐（6:2 chlorinated polyfluorinated ether sulfonate，F-53B）在20世纪70年代首次合成，已有50多年使用历史[12 − 13]. 当前作为PFOS在电镀行业的替代品，其需求也在不断增加. F-53B被证实具有生物累积性[14]、难降解性[12]，在污水、污泥、土壤、水体等多种环境中被广泛检出. 部分研究发现，F-53B的生物累积潜力可能高于PFOS[13 − 14]. 同时有迹象表明，F-53B可以在水生食物网中被生物放大[15]，是目前为止发现最具生物持久性的全氟化合物[16]. 目前，针对电镀行业污染物排放的研究通常针对工业场地及周边区域展开，但缺乏对全国电镀污染物分布特征及风险评估的综合报道，尤其是针对全氟化合物的系统分析. 因此，本文通过对国内外文献的整体综述，阐述生产工艺、运行时间等对重金属及全氟化合物时空分布的影响，进而评估不同区域电镀行业带来的环境风险.

    • 1.   材料与方法（Materials and methods）

      1.1.   研究区域

    • 改革开放的深入和制造业的发展推动了电镀行业的进步. 从规模上看，我国已经成为电镀业大国. 长三角、珠三角、京津冀和长江经济带作为我国经济快速发展区，电镀分布较为集中，也是本文的重点研究区域. 本文研究区域还包含出经济快速发展区之外的其他地区，我国其他地区也存在部分电镀厂，但数量相比于经济快速发展区较少.

      • 1.2.   数据来源及分析方法

    • 本文通过文献检索平台，搜集重金属相关文献48篇、全氟化合物相关文献22篇. 采用Meta（Meta-analysis）分析方法，统计了各个电镀厂的建厂年份、生产工艺、地理位置以及污染物浓度等信息，对所搜集的数据进行定量合并分析，结合风险评价方法研究电镀厂污染物对电镀场地内部及周边区域环境的影响. Meta分析是用于比较和综合针对同一科学问题研究结果的统计学方法，相比于一般的统计学方法，Meta分析可以通过异质性检验，提高结果的全面性、客观性和真实性[17 − 18].

    2.   电镀行业污染物排放环节识别（Identification of pollutant emission links in electroplating industry）

    • 电镀是利用电解原理在金属或其它材料表面附着一层金属或合金的过程，从而增强硬度，提高耐磨性、防腐性、导电性、反光性等[19]. 电镀的主要工艺流程及污染物排放环节见图1.

      首先是电镀前处理，这个环节使用有机溶剂、清洗剂、乳化剂、表面活性剂等多种添加剂，从而达到去除镀件表面污染物、活化镀件表面和改善镀件表面缺陷的效果[20]. 其次是电镀环节，为了提高电镀效果、保护操作人员健康、保护机器设备、减少浪费，使用光亮剂、PFOS和F-53B等添加剂，这些添加剂中含有大量的氟化物. 在电镀加工过程中，不同的电镀工艺也会排放不同的重金属[21]. 最后是电镀后处理环节，主要包括脱水、钝化和防腐等工艺，此过程脱水剂、钝化剂以及保护剂中一般含一种或多种有机化合物[22]. 在电镀生产过程中会产生电镀废液、固体废弃物以及废气，其中含有大量重金属、全氟化合物、氰化物等. 氰化物在电镀过程中主要起到络合作用. 整个电镀过程中产生的废水经末端处理后排放到河流、土壤等环境介质中，造成环境与健康风险[7]. 企业管理不规范同样会导致电镀过程中电解液和电镀废水跑冒滴漏以及管道泄漏，或是电镀原辅料等随意堆放造成重金属、全氟化合物等污染[23]. 对电镀生产过程中可能产生的污染物进行分析，主要有重金属、有机物、氰化物和氟化物. 图2为不同电镀工艺产生的污染物及贡献示意图，可以看出各种重金属污染物主要来源于对应镀种，有机物主要来源于脱脂过程. 氟化物的来源较多，除脱脂、镀锌、镀铜、镀镍和镀砷外，其他工艺均有氟化物产生. 镀锌、镀镉、镀铜和镀合金中都有氰化物的产生. 原国家经济贸易委员会在2002年发布了第三批关于《淘汰落后生产能力、工艺和产品的目录》的第32号令，提出全面淘汰含氰电镀工艺的指令，目前我国电镀行业工艺大都为无氰工艺. 本文重点关注场地土壤中检出频率较高的重金属以及场地和周边区域中持久性有机污染物PFOS及其替代品F-53B.

      为了控制重金属和全氟化合物的污染，掌握污染物的生产、使用、排放及影响是非常必要的. 蔡昂祖等人使用APCS-MLR对邯郸市某工业园区周边重金属进行源解析，发现电镀在内的工业源对土壤中重金属的贡献率达28.31%[24]. 刘胜然等利用PMF对珠三角某市土壤中重金属进行源解析，发现电镀聚集区工业源对Cr的贡献达66.4%，Cr是典型的电镀污染产物，说明土壤中的重金属与电镀行业有着密切联系[25]. 关于全氟化合物的报道也有很多，Li等对华北平原地下水中的PFASs进行源解析，发现金属电镀贡献为17.2%[26]. 对全国的研究发现，2010年我国主要工业来源的PFOS总排放量为70 t，金属电镀工业使用PFOS被确定为PFOS的最大污染源，排放量为35 t[27]. 上海一制造商为全国电镀厂提供F-53B，研究估算出2013年F-53B的年消耗量约为13.4 t，在2006—2015年期间保持稳定，约为每年10—14 t. 基于全国工业调查和统计数据，估算得出从2006年到2015年F-53B的累积环境排放量约为125 t[28]. 整体看出，电镀场地排放重金属和全氟化合物对周边环境的影响以及对新污染物的贡献不容忽视.

    3.   电镀场地重金属时空分布及环境风险（Spatial and temporal distribution of heavy metals in electroplating site and environmental risks）

      3.1.   土壤中重金属分布

    • 为探究全国电镀场地重金属污染状况及风险，本文对建厂年份、生产工艺、地理位置以及重金属浓度等进行统计分析[3 − 5，29 − 67]. 将电镀场地及周边土壤中7种重金属Ni、Cd、Cr（Ⅵ）、Cu、Pb、Hg和As的平均浓度与《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准》（GB36600-—2018）中的第二类用地筛选值相比，比较值大于1即为超标，反之不超标，结果见图3（a）. Ni、Cr（Ⅵ）和Pb都存在超标现象，且超标点位均为电镀场地内部采样点. Ni的筛选值为900 mg·kg−1，经对比结果为0.0085—6.93，有两个数据超标，浓度分别为1188 mg·kg−1[35]和6240 mg·kg−1[65]，超标1.32倍和6.93倍，位于长三角和珠三角地区. 长三角电镀场地超标点位大多位于电镀车间和填埋场，造成这一现象的原因是电镀过程以及遗留的废液废渣. Cr（Ⅵ）的筛选值为5.7 mg·kg−1，结果范围为0.0007—310存在7个超标数据，有两个点位浓度达到1770 mg·kg−1[65]和61 mg·kg−1[57]，超标310倍和10.7倍. 超标电镀场地均位于珠三角地区，都存在镀铬工艺，与超标污染因子相符合. 检测均值为61 mg·kg−1的电镀厂主要工艺为镀铬、镀镍和镀铜，Cr（Ⅵ）的超标点位主要集中在电镀车间的深层土壤中，究其原因，土壤对Cr（Ⅵ）的吸附作用大小与地下水的pH有关，此电镀场地的地下水pH大都处于6.5—7.5之间，土壤对Cr（Ⅵ）的吸附量较小，且Cr（Ⅵ）易溶于水，还具有较强的迁移能力，电镀车间的岩土类型为全风化花岗岩，渗透性较好，有利于Cr（Ⅵ）向深部迁移[57]. Pb的筛选值为800 mg·kg−1，对比结果为0.0008—4.17，存在1个超标数据，超标4.17倍，位于珠三角[65]. 其它4类重金属Cd、Cu、Hg、As均值浓度的计算结果分别为0.0004—0.360、0.0001—0.123、0.0007—0.686和0.002—0.466，不存在超标现象.

      对比重金属最大浓度与标准中的第二类用地筛选值，结果见图3（b）. Ni、Cd、Cr（Ⅵ）、Pb和As都存在超标现象. Ni元素的计算结果范围为0.002—9.24，存在17个点位超标，超标1.25—9.24倍，其中超标最严重的点位浓度达8320 mg·kg−1[49]，该电镀场地位于长三角苏州地区，主要为镀锌、镀铬、镀镍，企业规模较小，环境管理较为薄弱，且车间地面破损，含Ni废水下渗是造成Ni严重超mg·kg−1标的重要原因. Cd的筛选值为65 mg·kg−1，对比结果为0.0001—9.94，存在1个点位超标，该电镀场地主要是镀铬、镀锌和镀镍，Cd的超标推测与局部填土有关，与电镀本身生产无直接关系[42]. Cr（Ⅵ）计算结果为0.0007—1965，8个点位超标，其中2个点位浓度达到2573 mg·kg−1[57]和11200 mg·kg−1[54]，超标451倍和1965倍. 超标最严重的电镀场地位于天津市，Cr（Ⅵ）的超标点位主要集中在电镀车间，重污染点位土壤pH呈现极强酸性（pH<4.5），根据其工艺及其他区域土壤pH的分析推测受到铬酸污染的影响，污染深度已达到7.0 m，同时造成地下水中铬的超标[52]. Pb元素计算范围为0.005—2.25，存在2个点位超标，超标1.14倍[67]和2.25[35]倍，超标最严重的电镀厂始建于1968年，由于建筑陈旧、设备落后、生产工艺较复杂、处理不规范等，遗留的废液废渣渗入土壤中导致重金属含量超标. As的筛选值为60 mg·kg−1，对比结果为0.07—1.88，存在1个点位超标，超标1.88倍，位于珠三角地区东莞市[67]. Cu和Hg元素计算结果为0.0003—0.687和0.001—0.137，不存在超标现象. 无论从均值浓度还是最大浓度来看，Cr（Ⅵ）超标最为严重，其次是重金属Ni. Cr（Ⅵ）主要来源于电镀行业中的镀铬、铬钝化等工艺，分析发现超标电镀场地均存在镀铬工艺. Cr（Ⅵ）和Ni的污染整体上也与我国镀铬、镀镍的广泛分布有关.

      通过对电镀场地建厂年份分析发现，一般建厂时间越早的电镀场地检测出与生产工艺相关的重金属浓度越高，见图4. 例如，在1968年建立的电镀场地Cr检测的平均值达到1324.5 mg·kg−1[35]，1986年建立的电镀厂检测出Cr的平均值为503.55 mg·kg−1[29]，而2000年建立的电镀厂土壤中Cr含量为72.2 mg·kg−1[44]，浓度降幅明显. 这可能是由于建厂时间较早的电镀场地生产工艺较为落后，防护措施不到位，导致污染更加严重. 重金属的含量也与电镀厂的运行时间有关，长三角江苏某电镀厂于1974年建立，2009年停产，运行35年，在其场地内部Cr浓度平均值为665 mg·kg−1[46]. 珠三角东莞某电镀厂于1994至2013年间运行，运行19年，在电镀场地内部检测到Cr的平均浓度为107.25 mg·kg−1[43]，明显低于江苏某电镀厂. 对于电镀场地土壤重金属污染的公开报道最早开始于2006年[37]，2006—2010年间相关研究较少，2011—2022年，人们对电镀污染越来越重视，关于电镀重金属污染的研究报道也越来越多.

      不同地区重金属在不同调查时间的超标比例见图3. 整体看出珠三角和长三角地区的研究较多，京津冀、长江经济带和其他地区研究较少. 虽然各个地区都存在一定的超标，但超标较为严重的点位集中在珠三角、长三角地区，这与我国电镀厂的分布有很大关系. 通过图3还可以看出，在同一地区，各个重金属除个别超高或较低的数据外，随着时间的推移，检测出的重金属浓度都有所增加，例如长三角地区的As元素，除2012年比值为0.46较为异常[39]，其他报道中2014年比值为0.063[60]，2018年和2020年比值均为0.16[29 − 30]，相对于2014年有所增加. 造成这一现象的原因是我国经济高速发展，电镀行业也进入快速发展时期，污染也随之加重.

      • 3.2.   土壤污染风险评估

    • 潜在生态风险指数法能够定量反映重金属对生态环境的影响程度，综合评价土壤中重金属潜在的生态危害，是土壤环境质量评价应用最为公认的方法之一. 单个重金属的潜在生态风险指数Eir计算如下:

      式中，Cif为某一重金属的污染系数；Cis为沉积物重金属实测含量（mg·kg−1）；Cin为第i种重金属评价的参比值；Eir为某一重金属的潜在生态风险指数；Tir为某一重金属的毒性系数，反映重金属的毒性水平及土壤对重金属污染的敏感程度；RI为多个重金属的潜在生态风险指数. 本文评价的参比值采用《中国土壤元素背景值》中不同地区的环境背景值[68]. 单个及多个重金属的潜在生态风险指数RI所对应的污染评价等级划分见表1.

      单因子潜在生态风险评价结果见图5. 从图5可以看出，As的所有Eir值均小于40，属于低生态风险等级. 其他重金属元素均存在一定风险. 单因子潜在生态风险指数最高值属于某电镀厂Ni元素，达到2166.67，远高于极高风险的界定值. Cd和Cu极高生态风险的电镀厂较多，占比16.13%和8.11%，其中Cd有80%位于珠三角地区，Cu有75%位于长三角地区. 对于Zn、Cr元素，建设用地土壤污染风险管控标准中没有提到其第二类用地筛选值，无法对其超标情况进行分析，但通过潜在生态风险评价结果可以看出Zn元素的计算结果为0.48—145.96，91.17%的电镀厂都属于低生态风险，对生态环境的危害相对较小. Cr中有88.5%的数据处于低生态风险范围，2.85%属于中生态风险等级，2.85%属于较高生态风险等级，5.71%属于高生态风险等级，最高潜在生态风险指数值为266.98，位于珠三角地区. 根据极高风险的比例大小排序，为Cd>Hg>Cu>Pb=Ni>Cr=Zn=As，根据各重金属元素Eir平均值大小可知Eir顺序为Cd>Hg>Ni>Cu>Cr>Pb>Zn>As，Cd和Hg的风险较高，均值为143.79和106.95，这与重金属超标分析的结果不一致，这可能是因为Cd和Hg在《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准》中的第二类用地筛选值为65 mg·kg−1和38 mg·kg−1，而其不同地区背景值差异明显，分布范围分别为0.056—0.267 mg·kg−1和0.019—0.289 mg·kg−1.

      潜在生态风险综合评价结果见图6. 有41.46%的数据属于低生态风险等级，19.51%的数据属于中生态风险等级，26.83%的数据属于较高生态风险等级，12.19%的数据属于高生态风险等级及以上. 从图中可以看出京津冀和长三角地区电镀场地土壤重金属潜在生态风险指数较低，范围为153.01—188.08和17.09—408.39. 长江经济带四川某电镀场地土壤潜在生态风险指数较高，达到1261.82. 珠三角地区土壤重金属潜在生态风险指数普遍较高，位于中风险等级及以上的，珠三角占比为54.17%，最高达到3400.34. 单因子潜在生态风险和综合潜在生态风险指数结果结合来看，生态风险指数高的数据主要集中在珠三角、长三角，与超标指数分析结果一致.

    4.   电镀行业排放全氟化合物时空分布及环境风险（Spatial and temporal distribution of perflurorinated alkyl substances from electroplating industry and environmental risks）

      4.1.   PFOS和F-53B的时空分布

    • 研究表明，电镀行业排放的主要PFASs为PFOS和F-53B[10,67]，其它全氟化合物如PFOA、PFBS、PFHxS、PFHpS、6:2 FTS由于无直接使用及检出较低[69]，关注较少. 因此本文重点分析了作为铬雾抑制剂的PFOS和其替代物F-53B. 针对电镀污水、电镀场地周边地区以及非电镀场地周边地区环境介质中的PFOS以及F-53B的含量进行统计分析，结果见表2. 研究发现电镀污水中的PFOS和F-53B含量整体高于其它水体. 长三角浙江某电镀园区多个电镀车间使用大量含PFOS和F-53B的铬雾抑制剂，在电解槽中检出高浓度全氟化合物，进而导致污水处理厂进水中PFOS和F-53B浓度达到5500000 ng·L−1和154500 ng·L−1，出水中浓度分别为795000 ng·L−1和985000 ng·L−1，比其他文献报道的污水中PFOS和F-53B浓度高约3—4个数量级. 据研究报道，现有的污水处理工艺对全氟化合物无明显的去除作用，甚至导致出水中更高的检出[69]. 污水处理厂出水的排放同时导致电镀园区周边水体中PFOS和F-53B含量大多高于普通地区的污染水平. 浙江电镀园区附近的地表水中检出浓度较高，PFOS和F-53B的含量为300—1500 ng·L−1[69]. 非电镀园区水体中PFOS和F-53B的含量在pg·L−1至ng·L−1水平，与文献报道中全球地表水中F-53B的浓度范围（0.01—77 ng·L−1）相当[70]. 值得关注的是在东北河流、南昌等地的非电镀园区水源中同样检测到高浓度的F-53B（<0.06—117.5 ng·L−1）[71]，甚至高于电镀园区周边地区. 研究证明F-53B具有较强的远程运输潜力，从而在一些无直接污染源排放的地区被检出[72]. 相比之下，欧洲地表水（<LOD）、泰晤士河（0.01—0.08 ng·L−1）、莱茵河（0.02—0.38 ng·L−1）、韩国汉江（0.02—0.06 ng·L−1）检测出的F-53B浓度水平较低[73].

      对于电镀污水和电镀周边地区地表水的研究集中在珠三角和长三角地区. 在非电镀园区周边地区地表水的研究中，珠三角、长三角、京津冀的污染物含量明显高于其他地区污染物水平，其原因是作为我国重要的经济区，制造业较为发达，同样导致污染物的大量排放. 同时发现在同一地区随着年度的增长，PFOS和F-53B的含量也在增加. 在长三角地区电镀园区污水的研究中，2013年检测出F-53B的浓度为进水65—112 ng·L−1、出水43—78 ng·L−1[12]，而在2020年F-53B的浓度为进水154500 ng·L−1、出水985000 ng·L−1[69]，检出浓度急速增加. 在电镀园区周边地区的研究中，针对F-53B，2016年、2019年和2020年的检出浓度分别为4.4—77ng·L−1[76]、<10—968ng·L−1[64]和300—1500 ng·L−1[69].

      针对珠三角、长三角和京津冀电镀发达地区的研究可以发现，2015年在珠三角电镀园区周边地区PFOS的检出量明显高于F-53B. 2019年在珠三角和长三角地区，PFOS的检出水平仍高于F-53B，但两者之间的差距相比于2015年大幅度降低，甚至在上海的某个电镀厂附近检测出的F-53B浓度水平高于PFOS. 2020年在长三角地区，两者的浓度水平相当. 造成这一现象的原因是由于PFOS的难降解性和极强的生物累积性，国家已逐步淘汰PFOS和较长链同质物，与此同时，F-53B作为PFOS的替代品，其生产和使用一直在增加. 关于土壤、沉积物和污泥中的PFOS和F-53B的浓度也有零星报道，见表3，可以看出电镀园区内部土壤中污染物的含量较高，PFOS浓度最高达到3672.59 ng·g−1，F-53B达到837.15 ng·g−1 [89]，远远高于电镀场地外部区域土壤中的含量，说明虽然污染物会在土壤中扩散，但通过扩散造成的土壤污染范围有限.

      • 4.2.   PFOS健康风险评估

    • 暴露风险是评估污染物的暴露量和暴露类型，最终与污染物毒性评价结合起来评价污染物对人体健康带来的风险. 美国环境保护署（Environmental Protection Agency， EPA）推荐采用风险熵值（risk quotients， RQs）来评估PFASs对人体的健康风险. 具体公式如下:

      式中，RQ≤1则无健康风险；1<RQ≤100表示潜在健康风险；100<RQ≤1000则存在中等健康风险；1000<RQ表示存在较高健康风险. 其中，健康参考指标PFOS=200 ng·L−1[91].

      通过计算得出相对指数值RQPFOS见图7. 从图7可以看出，大多数水源RQPFOS值均小于1，只有个别电镀园区内污水和电镀园区附近水源RQPFOS值大于1，存在健康风险. 健康风险最严重的数据位于电镀园区污水中，暴露风险RQPFOS高达3975，存在较高健康风险. 另一个存在潜在健康风险的数据属于电镀园区周边地表水，计算得出RQPFOS值为7.5. 两个存在健康风险的检测结果均位于长三角杭州某电镀园区，此电镀园区污水中PFOS的检测结果比其他文献报道的污染物浓度约高3—4个数量级. 除两个健康风险较大的数据外，其他数据计算得出的RQPFOS均位于0—0.4之间，无健康风险.

      • 4.3.   重金属与全氟化合物复合影响

    • 重金属和全氟化合物都是电镀生产中的特征污染物，它们通常不是单独存在，而是随着电镀过程共同排放到环境中，二者协同可能会产生更大的毒性，对环境和人体造成危害[92]. 重金属和全氟化合物之间存在相互影响，有研究发现，土壤对F-53B的吸附受Cu（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）和硫酸盐的影响显著，在Cu（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）和硫酸盐的存在下，F-53B的吸附能力普遍下降，说明这些离子可以促进F-53B在亚表面的迁移[93]；Cr（Ⅵ）的存在有可能减少天然多孔介质中PFOS的吸附和抑制作用，特别是在污染场地，这将导致PFOS在土壤和地下水中的迁移增强，增加PFOS暴露潜力[94]. 全氟化合物对重金属的存在也有一定影响，F-53B可以影响土壤环境中Cr的形态，通过静电相互作用和络合作用促进不稳定Cr的存在，增加自然环境中Cr污染的风险[95]. 土壤性质会对重金属和全氟化合物的相互作用造成影响，研究发现在酸性条件下，细菌的等电点和细胞表面疏水性也会受到显著影响，这有利于PFOS和Cr（Ⅵ）结合物与细胞外基质蛋白通过氢键、静电和疏水相互作用[96]；与F-53B单独污染相比，F-53B与Cr（Ⅵ）复合污染时，红黑土对F-53B和Cr（Ⅵ）的吸附量增大，黄土对F-53B和Cr（Ⅵ）的吸附量减小. 此外，土壤中铝和铁的含量与吸附动力学和等温线Kd值高度相关，表明这两种金属阳离子影响了F-53B和Cr（Ⅵ）的相互作用[95].

    5.   结论与展望（Conclusion and prospect）

    • 本文对全国电镀工业场地及周边区域环境中重金属和全氟化合物排放来源、赋存特征、时空变化趋势进行探究，可以看出由于生产工艺较复杂、处理不规范、跑冒滴漏等原因造成多地环境中重金属和全氟化合物污染严重，集中在长三角、珠三角、京津冀地区. 与《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准》（GB36600—2018）建设用地第二类用地土壤污染风险筛选值对比，Ni和Cr（Ⅵ）超标较为严重，最大值超标倍数最高达9.24倍和1965倍，超标点位均位于电镀场地内部，尤其是电镀车间及废水处理区域. 利用潜在生态风险指数法对重金属进行风险评估，潜在生态风险指数Eir平均值大小顺序为Cd>Hg>Ni>Cu>Cr>Pb>Zn>As，Cd和Hg的风险较高，均值为143.79和106.95，这是因为各地背景值的差异导致与筛选值对比评估的结果不一致. 对于全氟化合物，污染浓度高的点位多集中于电镀园区污水和周边地表水中，对PFOS进行健康风险评估，园区周边和非园区周边地表水中仅有一个点位超标，PFOS整体健康风险较低. 通过对电镀场地建厂及采样年份分析发现，建厂时间较早的电镀场地检测出与生产工艺相关的重金属浓度较高，随着时间的推移，重金属浓度增长幅度降低. 在同一地区随着年度的增长，PFOS和F-53B的含量也在增加，但F-53B的增长速度远高于PFOS. 从已有报道可以看出，F-53B等新污染物普遍存在，但针对这些新污染物的相关标准还未健全. 因此亟需完善新污染物相关的法律法规，保障人体健康与生态环境安全.

    参考文献 (96)

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