河道底泥重金屬的含量特征與潛在生態風險

王 磊，向甲甲，殷 瑤，段妮娜，徐 偉

(上海市政工程設計研究總院〈集團〉有限公司，上海 200092)

黑臭水體治理是水污染防治攻堅戰的重點任務，《水污染防治行動計劃》提出，到2020 年我國地級及以上城市建成區黑臭水體均控制在10% 以內。水體中內源污染控制的主要手段是清淤疏浚[1]。河流底泥是水環境中污染物重要的源和匯，經過工農業廢水排放、大氣沉降和地表徑流等途徑進入水體的重金屬污染物，通過吸附、絡合、沉淀等作用由水體轉移至固相而沉積到底泥中，使底泥受到重金屬污染；同時，底泥中的重金屬在一定物化條件下也會再次釋放進入水體，對水生生態系統形成潛在風險[2]。因此，河流底泥清淤疏浚時需在污染源調查基礎上進行布點采樣檢測，科學評估底泥污染程度和潛在生態風險，因地制宜地制定底泥資源化利用方案，避免無序處理處置可能引起的環境風險和隱患。

上海市某區擬針對域內部分河流進行疏浚以改善水體質量和景觀環境。本文以該區主要河流為研究對象，對底泥中重金屬的含量特征和來源進行分析，并運用地積累指數和潛在生態風險指數評估底泥中重金屬的污染程度和潛在生態風險，以期為底泥的處置利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

針對上海某區100條河流底泥進行采樣檢測。該區屬于典型的平原感潮水網地區，境內河流、湖泊水面率達22.24%，水環境功能區劃為Ⅱ類～Ⅳ類水質控制區。所采樣的河流均位于村鎮周圍，附近沒有工業聚集區，但部分村鎮存在金屬加工、噴涂、汽車維修等工業活動。河流底泥采樣要求如下：

(1)將每條河流的計劃清淤面積作為采樣區域，采樣區域分為若干個采樣單元，每個采樣單元的面積不大于10 000 m2；

(2)每個采樣單元中設置不少于5個采樣點(采集方法因地制宜，結合河流周邊污染源分布情況，選擇對角線法、梅花點法、棋盤式法和蛇形法等)，5個采樣點采集的樣品制成1個混合樣進行檢測；

(3)各采樣點的采樣深度為0～50 cm(自底泥上表層開始計算)。

利用活塞式柱狀底泥采樣器采集底泥樣品，現場共制成271個底泥混合樣品。將樣品置于聚乙烯密封袋，于24 h內送至實驗室，風干后去除礫石、塑料和動植物殘體等雜物，用瑪瑙研缽研磨后過篩并裝入密實袋中，密封保存于-4 ℃冰箱內備用。

1.2 檢測分析

河流底泥樣品中重金屬的檢測方法如表1所示。

表1 河道底泥樣品重金屬檢測方法Tab.1 Detection Methods of Heavy Metals in Samples of River Sediments

1.3 評價方法

1.3.1 地積累指數法

Müller于1969年提出的地積累指數法利用一種重金屬的總含量與其地球化學背景值的關系，定量研究重金屬的污染程度。該方法能夠直觀反映外源重金屬在沉積物中的富集程度，目前被廣泛使用[2-5]，其計算如式(1)。

Igeo=log2[Ci/(1.5Bi)]

(1)

其中：Igeo——地積累指數；

Ci——沉積物中重金屬i的實測含量；

Bi——重金屬i的參比值。

參比值的選擇對評價結果影響較大，考慮到上海市位于長江下游，沉積物主要來源于流域內侵蝕土壤，本研究以上海市土壤重金屬的背景值作為參比值(表2)；1.5為考慮到造巖運動可能引起的背景值變化而取的系數。

表2 重金屬的背景值和毒性響應因子Tab.2 Background Values and Toxicity Response Factors of Heavy Metals

1.3.2 潛在生態風險指數法

瑞典學者Hakanson于1980年提出了潛在生態風險指數法，該方法同時考慮了沉積物中重金屬濃度、污染物種類、毒性水平和水體對重金屬污染的敏感性4個影響因素，是評價沉積物重金屬生態危害的常用方法[2-5]。潛在生態風險指數RI的計算方法如式(2)～式(4)。

Cf,i=Cs,i/Cn,i

(2)

Er,i=Tr,i·Cf,i

(3)

RI=∑Er,i=∑Tr,i·Cf,i

(4)

其中：Cf,i——污染因子；

Cs,i——沉積物中重金屬i的實測含量；

Cn,i——重金屬i的參比值，取上海市土壤重金屬的背景值(表2)；

Tr,i——重金屬i的毒性響應因子(表2)，反映重金屬毒性水平和環境對重金屬污染的敏感程度；

Er,i——重金屬i的潛在生態風險系數；

RI——多種重金屬潛在生態風險指數。

不同閾值區間Er,i和RI所對應的污染程度與生態風險分級，如表3所示。

1.4 數據分析

數據分析采用Statistica 18.0統計軟件和Microsoft Excel 2013軟件。

表3 污染程度及生態風險分級標準[3]Tab.3 Standard of Pollution Degree and Ecological Risk Classification[3]

2 結果與討論

2.1 重金屬含量

該區河流底泥pH值為6.30～8.28，平均值為7.50，重金屬含量的統計結果如表4所示。底泥中8種重金屬的含量由高到低依次為：Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>As>Cd>Hg，含量最高的是Zn和Cr，平均含量分別為98.2 mg/kg和61 mg/kg，占8種重金屬總含量的52%；含量最低的是Cd和Hg，平均含量分別為0.19 mg/kg和0.139 mg/kg。不同河流的底泥樣品中重金屬含量存在差異，Zn、As、Cd和Hg的變異系數低于40%，其中，Zn和As的變異系數分別為18.93%和25.29%，表明這4種重金屬可能來自土壤背景或者面源污染；其他重金屬的變異系數較大，表明可能存在工業點源污染。

表4 重金屬含量統計結果 (n=271)Tab.4 Statistical Results of Heavy Metals Content (n=271)

與上海市土壤重金屬背景值[6]相比，該區底泥中Zn和Cu的平均含量與背景值相近，Cd、Hg、As、Pb、Ni的平均含量比相應背景值高出39%～85%。賈英等[3]在上海全市范圍的主要河流采集60個表層沉積物樣品進行檢測分析，Cd、Hg、As、Cu、Zn的平均含量均高于本文中的相應含量，這可能是由于不同區域工業活動強度存在差異。本文采樣河流水環境功能區劃主要為Ⅱ類～Ⅳ類水質控制區，工業活動相對較少，這可能是河流底泥中重金屬含量相對較低的主要原因。

2.2 重金屬來源分析

河流底泥中8種重金屬的Spearman相關系數如表5所示。Cd與As、Pb，Hg與Cr、Cu，As與Cd、Pb、Ni，Pb與Cd、Cu、Zn，Cu與Hg、Pb、Ni、Zn，Ni與As、Zn、Cu，在置信度為0.05或者0.01時具有顯著的相關性，表明該區河流底泥中多數重金屬元素來源具有一定的相似性。

表5 重金屬含量相關系數矩陣 (n=271)Tab.5 Correlation Coefficient Matrix of Heavy Metals Content (n=271)

Zn、As、Cd和Hg的變異系數相對較低(表4)，重金屬來自土壤背景或者面源污染的可能性較大。其中，Zn的平均含量與背景值相近，表明Zn可能主要來源于土壤背景；As和Cd在置信度為 0.05 時具有顯著的相關性(表5)，As主要存在于農藥和工農業廢水中[7]，Cd一般可作為使用農藥和化肥等農業活動的標識性元素[8-9]。因此，推測As和Cd主要來源于農業面源污染；Hg主要來源于化石燃料煤和石油產品的燃燒[10]，煙塵沉降可能導致Hg遷移進入土壤和水體，進而產生面源污染。其他元素的變異系數較高，重金屬可能來自于工業生產活動中產生的點源污染。

2.3 重金屬污染狀況與風險評價

2.3.1 地積累指數法

以上海市土壤重金屬的背景值為參比值，根據式(1)計算8種重金屬的地積累指數，結果如表6所示。所有底泥樣品的各種重金屬污染程度均不超過偏中度污染，根據平均Igeo，8種重金屬的污染程度由高到低依次為：Hg>Cd>Ni>Pb>As>Cu>Zn>Cr。其中，Hg的平均Igeo為0.30，60%的樣品為輕度污染，4%的樣品為偏中度污染；Cd的平均Igeo為0.09，56%的樣品為輕度污染；As、Pb、Cr輕度污染的樣品比例分別為33%、51%和3%，其余樣品均為無污染；Cu和Ni分別有17%和38%的樣品為輕度污染，且均有4%的樣品為偏中度污染，其余為無污染；100%的底泥樣品中Zn均為無污染。

表6 重金屬地積累指數污染評價結果Tab.6 Pollution Evaluation Results of Heavy Metals Geo-Accumulation Index

2.3.2 潛在生態風險指數法

以上海市土壤重金屬的背景值為參比值，根據式(2)～式(4)計算8種重金屬的潛在生態風險系數和潛在生態風險指數，結果如圖1和表7所示。根據271個樣品的重金屬平均潛在生態風險系數值，底泥中各重金屬的潛在生態風險從高到低依次為：Hg>Cd>As>Ni>Pb>Cu>Cr>Zn。8種重金屬的潛在生態風險指數RI為82～236，平均RI為158，Hg和Cd對潛在生態風險指數的平均貢獻分別達到46.99%和30.31%，其余6種重金屬的潛在生態風險指數貢獻為22.70%。賈英等[3]研究也發現，上海主要河流中Hg和Cd對潛在生態風險指數的貢獻最大；舒偉等[2]認為無論國內還是國外，Hg和Cd都屬于極強污染。因此，在河流底泥處置時應特別關注Hg和Cd的影響。

圖1 不同重金屬對潛在生態風險指數的貢獻Fig.1 Contribution of Different Heavy Metals to Potential Ecological Risk Index

表7 重金屬潛在生態風險評價結果Tab.7 Evaluation Results of Potential Ecological Risks of Heavy Metals

所有底泥樣品中各種重金屬的潛在生態風險程度為低～強，As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn這6種重金屬在所有樣品中的潛在生態風險系數Er,i均小于40，屬于低生態風險。Cd的Er,i為7.5～72.5，其中66%的樣品屬于中等生態風險。Hg的Er,i為11.2～131.2，其中45%的樣品屬于強生態風險，46%的樣品屬于中等生態風險。河流底泥中Hg和Cd的含量雖然較低(表4)，但其潛在生態風險卻最高，需要引起重視。

3 討論

河道底泥主要由水土流失和地表徑流形成，其理化性質與陸地土壤相似，成分以二氧化硅、氧化鋁等為主，富含氮、磷等植物生長所需的營養元素，底泥土地利用能夠有效提供土壤肥料，促進植物生長[11]。此外，底泥的顆粒粒徑通常較小，將底泥施用到砂質土壤中，可改善砂質土壤質地，提高其持水保肥能力。研究表明，底泥投加到不同類型的土壤中對各類生物的生長均有促進作用[12-14]。因此，上海市相關部門鼓勵河道底泥消納處置優先考慮以還林、還田利用為主，其他消納處置方式為輔[15]。

本次調查的河流均位于村鎮周圍，附近無工業聚集區，水環境功能區劃為Ⅱ類～Ⅳ類水質控制區，底泥泥質重金屬含量整體較低，適宜進行土地利用。但是，不同類型農用地(水田、旱地等)、不同類型綠化區域(公園、道路綠化帶、工廠附屬綠地等)以及不同pH環境，對土壤中重金屬含量的限值不同。底泥疏浚時，可結合相應河道泥質和潛在消納區域情況，根據農用地土壤污染風險篩選值和綠化種植土壤控制限值要求(表8)，選擇合適的土地利用途徑。根據潛在生態風險指數分析結果，底泥中Cd呈中等生態風險的樣品比例為66%，Hg呈中等以上生態風險的樣品比例達到91%。河流底泥中Hg和Cd的含量雖然較低，但其潛在生態風險卻較高，土地利用過程中應合理控制底泥施加量，并針對Hg和Cd進行定期監測跟蹤，避免其在土壤中積累而產生生態風險。此外，為了確保植物根系的呼吸代謝，土壤含水量必須保持在適宜的水平并具有高孔隙度。研究表明[18]，疏浚底泥土地利用時，其含水率宜低于68%，孔隙度宜維持在55%～65%。

表8 農用地土壤和綠化種植土壤重金屬限值Tab.8 Limit of Heavy Metals in Soil of Agriculture and Planting

4 結論

(1)上海某區河流底泥中8種重金屬的含量由高到低依次為：Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>As>Cd>Hg，來源分析表明，多數重金屬的來源具有一定的相似性。

(2)地積累指數法評價結果表明，所有底泥樣品的各種重金屬地積累指數均不超過2，污染程度均不超過偏中度污染。根據平均地積累指數，8種重金屬的污染程度由高到低依次為：Hg>Cd>Ni>Pb>As>Cu>Zn>Cr。

(3)潛在生態風險評價結果表明，底泥中各種重金屬的潛在生態風險從高到低依次為：Hg>Cd>As>Ni>Pb>Cu>Cr>Zn，Hg和Cd對潛在生態風險指數的平均貢獻分別達到46.99%和30.31%，屬于中等到強生態風險，其余重金屬均屬于低生態風險，河道疏浚底泥土地利用應對Hg和Cd的生態風險予以關注。