南寧心圩江底泥重金屬污染特征分析

黃銳 蘇賀 趙丹

文章采用《土壤環境檢測技術規范》對南寧心圩江河流底泥中的Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As、Hg和Cr八個重金屬污染指標進行了檢測，并采用潛在生態風險指數法對檢測結果進行評價。結果表明，心圩江河流底泥中重金屬的總潛在生態危害程度較低，8種重金屬的潛在生態危害由大到小依次為Hg>Cd>Pb>As>Ni>Cu>Zn>Cr。結合《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》，對心圩江底泥的資源化提出了分類處置的建議：（1）建議心圩江底泥超過農用地土壤污染風險篩選值，但未超過農用地土壤污染風險管制值的部分用于林地使用或固化后作為填料使用;（2）其余未超標的部分作為農用地土壤使用。

心圩江;底泥;重金屬;潛在生態風險評價;資源化利用

U698.7-A-52-185-4

0?引言

河流底泥作為河湖中的沉積物，其是自然水體中的重要組成部分。當自然水體受到外界的重金屬污染后，重金屬離子會通過沉淀、吸附作用逐步沉降于河流底部，并富集于河流底泥之中，當水體環境污染達到一定的閾值時，重金屬會重新釋放，成為二次污染源，對水質造成影響[1]。而含重金屬等的污染物具有穩定、殘留時間長和富集性強等特征，會造成重金屬在水生生物體內富集，進而逐級影響整個水生食物鏈[2]。目前，河流底泥環境治理的方向是，既能夠改善污染水域的水體質量，又能夠將河流底泥資源化利用，達到循環經濟和可持續發展的要求[3]。

心圩江位于廣西壯族自治區南寧市西部的西鄉塘轄區內，是南寧市重要的內河之一，其流向由北向南，上游流經礫巖、礫狀砂巖及坭巖地帶，中游流經南寧盆地，在上堯碼頭南約600 m處注入邕江。心圩江周邊存在較多企業和居民，過量納污，超出心圩江水環境容量導致其變黑發臭，形成黑臭水體問題[4]。為摸清心圩江底泥重金屬污染現狀，本研究以心圩江底泥作為研究對象，通過對心圩江底泥進行檢測分析和評價，對底泥的處置提出建議，以期為相關部門實施有效的治理措施提供依據。

1?材料與方法

1.1?檢測方法及點位布置

根據《土壤環境檢測技術規范》（HJ/T 166-2004）[5]，在心圩江共布設16個檢測斷面，同時也在心圩江河流每個拐點及橋梁等位置均勻布點，保證檢測點位在排污口前后均勻分布。心圩江底泥檢測項目有pH、含水量、Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As、Hg和Cr共10個指標。

檢測方法參照《土壤質量總汞、總砷、總鉛的測定原子熒光法第2部分土壤中總砷的測定》（GB/T 22105.2-2008）[6]、《土壤總鉻的測定火焰原子吸收分光光度法HJ 491-2009》[7]《土壤鎳的測定火焰原子吸收分光光度法GB/T 17139-1997》[8]及《土壤質量銅、鋅的測定火焰原子吸收分光光度法GB/T 17138-1997》[9]。采樣點位均為柱狀樣品采集，采樣深度為50 cm，以0～10 cm、10～20 cm、20～50 cm分為3個底泥樣品，混合均勻后帶回實驗室分析。共設48個檢測點位，每個檢測點位均設置3組平行樣。樣品中Cu、Zn、Pb和Cd采用原子吸收分光光度計WFX-130A測定;As和Hg采用AFS-230E型雙道原子熒光光度計（YQ-044）測定;Ni和Cr采用iCE3500型原子吸收光譜儀（YQ-105）測定。具體采樣點如圖1所示。

1.2?風險評價方法

心圩江及其支流重金屬污染源風險評價方法采用瑞典科學家Hakanson提出的潛在生態風險指數法[10]，該方法不僅考慮到底泥重金屬污染物含量，同時綜合考慮了多元素之間的協同作用和毒性水平、污染程度，以及環境對重金屬污染的敏感性的問題。潛在生態風險指數法中評價標準值以《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》（GB 156-2018）為標準[11-12]。風險評價公式如下所示：

Ci?f=CiCi?n（1）

C?d=∑n?i=1Ci?f（2）

Ei?r=Ti?rCi?f（3）

RI=∑n?i=1Ei?r（4）

式中：

Ci?f——單因子污染系數;

Ci——污染物濃度實測值（mg/kg）;

Ci?n——參比值（mg/kg）;

C?d——污染系數之和;

Ei?r——單因素潛在生態風險參數;

Ti?r——不同污染物生物毒性響應因子，Hg、Cd、As、Ni、Cu、Pb、Cr和Zn分別取40、30、10、5、5、5、2和1;

RI——潛在生態危害指數。

2?結果與分析

2.1?檢測結果統計及重金屬含量分析

根據表1檢測結果，表明Cu、Ni、As和Cr均未超過農用地土壤污染風險篩選值;Zn在M8左（0～10 cm）處超過篩選值16.0%，在M8左（10～20 cm）處超過篩選值22.7%，在M8右（0～10 cm）處超過篩選值20.7%，在M8右（10～20 cm）處超過篩選值25.6%;Pb在M8左（10～20 cm）處超過篩選值29.3%，在M8左（20～50 cm）處超過篩選值14.3%;Cd在M6（20～50 cm）處超過篩選值73.7%，在M9中（10～20 cm）處超過篩選值11.7%;Hg在M8左（20～50 cm）處超過篩選值87.9%。所有監測點位均未超過農用地土壤污染風險管制值。

通過檢測結果可以看出心圩江底泥中重金屬含量普遍較低，同時各個超過農用地土壤污染風險篩選值的點位不具有規律性，也不具備一定的分布形態。由此，可以表明心圩江不同流域的重金屬污染具有較大的差異性，原因可能是排污河段位置不同造成。

值得注意的是Hg的重金屬含量。由表1可以明顯看出Hg在心圩江底泥中的含量整體偏低，但是只在M8左（20～50 cm）處超過農用地土壤污染風險篩選值，Hg最大值和最小值之間差異倍數有79倍之多，這說明M8左檢測點位上游可能存在排污企業，導致重金屬元素Hg在該檢測點位富集。M8左、M8中和M8右檢測斷面位于同一橋梁下方，該流域橫斷面重金屬污染超過農用地土壤污染風險篩選值的檢測點位較多，M7檢測斷面重金屬污染超過農用地土壤污染風險篩選值的檢測點位只有一個，這進一步表明在M7至M8流域斷面之間存在排污企業。

2.2?重金屬潛在生態風險評價

重金屬容易富集于底泥之中，心圩江周邊有較多企業，歷史沉積性的污染可能在今后不斷從底泥中釋放，從而會進一步污染水體。故采用潛在生態風險評價指數法對心圩江底泥重金屬污染的潛在生態風險進行分析評價，一方面可以明確重金屬污染的相關水平，另一方面能夠為底泥重金屬污染的有效控制和科學治理提供科學依據[13]。

根據對底泥中的重金屬進行潛在生態風險分析，RI值<150，其潛在生態風險為低;RI值處于150～300區間，其潛在生態風險為中;RI值>300，其潛在生態風險為高。由此，可以明顯看出心圩江底泥重金屬潛在生態危害指數RI在21.2～386.8之間，平均值僅為58.5，遠<150，潛在生態風險屬于低級，這說明心圩江底泥重金屬污染程度相對較低。通過對各類重金屬的平均值的計算，得到8種重金屬的潛在生態危害由大到小依次為Hg>Cd>Pb>As>Ni>Cu>Zn>Cr，可以看出Hg單因子污染系數雖然較低。但其污染物生物毒性響應因子最高，所以是心圩江主要的重金屬污染源，其余7種重金屬污染源潛在生態風險參數均<40，屬于低危害程度。但不同流域周邊有不同企業，環境不同，會使底泥中的重金屬含量產生一定的差異性。值得注意的是M8左和M9左兩個點，這兩個檢測點位在不同深度的底泥潛在生態風險指數較高。結合其重金屬含量檢測結果可以看出，M8檢測點位受到上游企業或生活排污的影響造成其潛在生態風險指數增高，但在河流的稀釋作用和生態環境的自我調節能力的作用下，在M9檢測點位，潛在生態風險指數降低。為了降低心圩江河流底泥的潛在生態風險指數，對排污企業或生活排污廢水中的重金屬進行處理后排放就顯得尤為重要。同時，重金屬含量較高，對于污泥的資源化利用會造成一定的影響，不能滿足農用地土壤污染風險管制值的要求，需要進一步處理后才能作為農用地或者用于其他用途。

3?結語

在底泥處置的過程中，為了滿足“減量化、無害化、穩定化和資源化”四個要求，同時由于心圩江河流較長，且周邊環境差異較大，因此河流底泥污染程度和重金屬成分也有一定的差異性，所以對心圩江底泥進行系統檢測及分析后，為確保資源化過程中能夠取得最優的方法，對心圩江底泥進行分類處置。未超過農用地土壤污染風險篩選值的底泥可以通過自然風干或機械脫水后，投加適當量的脫水底泥作為土壤改良劑用于農用地中。河流底泥中含有較多的微量元素，如Cu、Zn等，均是植物生長必須的微量元素之一，也含有豐富的有機物和N、P、K等營養元素，能夠改良土壤結構，增加土壤肥力，促進作物生長;也可以和化肥以一定量的配比混合成有機無機復合肥料，在蔬菜上進行使用，一方面能夠增加產量，另一方面能夠降低肥料的成本。同時，該部分底泥重金屬含量相對較低，還可以通過底泥建設人工濕地。如美國阿拉巴馬州的蓋亞爾渠作為底泥處置場所，將其改造為濕地作為野生動物的棲息地[14]。結合《土壤環境質量標準農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB15618-2018）分析，可以看出心圩江底泥M6檢測點、M7檢測點、M8檢測點、M9檢測點四處有部分重金屬超出農用地土壤污染風險篩選值，但未超過農用地土壤污染風險管制值。考慮到重金屬累積作用的影響，不宜將其作為農用肥料或農用土壤改良劑，但可以將其脫水后施用于林地、園林綠地，可促進觀賞性樹木、花卉等生長，又不易通過食物鏈、食物網造成重金屬富集的危害。若進一步考慮其重金屬污染的潛在危害，可以通過固化的方式實現底泥的資源化利用，在底泥之中加入水泥、石膏和粉煤灰等物質，改良污泥物理化學性質，使其可以作為填料。這一方面能夠滿足工程需求，利用底泥固化得到的填料具有耐沖刷、耐腐蝕等特點;另一方面充分回收利用資源，解決土石方資源匱乏的問題，該方法也是保證河流底泥重金屬污染得以控制的有利方法之一[15]。

總體來說，心圩江底泥的回收利用一方面實現了廢物的減量化、無害化及資源化，另一方面符合資源循環利用的準則，也能夠保證心圩江治理過程中清淤工作的順利進行。為確保心圩江流域底泥污染的有效治理，應該進一步對該段流域各個企業的排污口的水質及底泥進行長期檢測，找到河流底泥中重金屬污染物的具體污染來源。

參考文獻：

[1]王向輝，張藝杰，劉又華，等.海口市五源河底泥分析評價及資源化利用研究[J].海南師范大學學報（自然科學版），2019，32（2）：221-226.

[2]吳?比，黃毅華，馬君妍，等.河道水體水質對底泥污染物釋放的影響[J].凈水技術，2018，37（9）：132-138.

[3]陳?燕，張?勇，李?莉，等.秦皇島近岸海水和沉積物中重金屬的含量分布及生態風險評價[J].河北漁業，2019（9）：35-38，56.

[4]余?鋒，梁玉橋.南寧全面治理內河黑臭水體[J].廣西節能，2017（3）：17.

[5]HJ/T 166-2004，土壤環境監測技術規范[S].

[6]GB/T 22105.2-2008，土壤質量總汞、總砷、總鉛的測定原子熒光法第2部分土壤中總砷的測定[S].

[7]HJ 491-2009，土壤總鉻的測定火焰原子吸收分光光度法[S].

[8]GB/T 17139-1997，土壤鎳的測定火焰原子吸收分光光度法[S].

[9]GB/T 17138-1997，土壤質量銅、鋅的測定火焰原子吸收分光光度法[S].

[10]李春輝，孔祥科，韓占濤，等.皖南山區土壤重金屬污染及潛在生態風險評價——以池州市為例[J].安徽農業科學，2018，46（34）：105-110.

[11]冷?陽，汪金成，李煒欽，等.洞庭湖區重金屬分布特征及潛在生態風險評價[J].人民長江，2018，49（21）：13-19.

[12]GB 15618-2018，土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準[S].

[13]錢貞兵，唐曉先，徐?升，等.巢湖湖區底泥重金屬污染狀況評估[J].安徽農業大學學報，2018，45（4）：690-695.

[14]王?慧，于偉鵬，黑?亮，等.污染底泥處理及資源化利用研究進展[J].人民珠江，2015，36（3）：121-124.

[15]何?姝，肖玲君，李夢婷.區域性河流水質污染狀況及防治策略[J].技術與市場，2019，26（10）：133-134.