小型河流典型重金屬污染分布特征及風險評價研究

馬占琪

(廣州市藍翌環保科技有限公司，廣東 廣州 510000)

1 引言

重金屬的毒性大、潛伏期長、污染范圍廣、隱蔽性強且難以降解，是河道中典型的非常規污染物[1～3]。河道中的重金屬來源廣泛，可以通過巖石風化剝蝕和地殼活動等自然因素以及工農業生產等多種途徑進入河道，進而在河道底部中賦存、遷移和累積，對水域生態系統產生極大的危害，從而影響人類的身體健康。進入河道后的重金屬一部分懸浮于水體中,通過飲用水直接對生物產生危害；另一部分通過生物的富集效應累積，最終影響人類生活和發展。

近年來，廣東地區經濟高速發展，尤其是工業規模的迅速擴大和農業生產方式的改變，工業生產廢水、交通工具排放和農藥化肥過度使用等導致河道系統中Cd、Pb、Zn和Cu含量嚴重超標,嚴重危害河流生態,對水生生物及人體健康都會產生危害[4，5]。但該地區河流重金屬污染持續惡化的主要原因是產業結構分散、污水處理達標要求進一步提高、農業污染治理難度較大等。因此,針對廣東地區的河道重金屬污染問題開展研究[6，7]具有現實意義。

本文針對河道水體系統重金屬復合污染的問題，選取廣東某小型河流為代表，進行污染分布特征及風險評估，為河流系統污染治理和生態修復提供參考。

2 研究方法

2.1 研究區概況

本研究小型河流位于廣東珠江流域，坐落于廣州市西南部的平原地區。區域屬于中亞熱帶濕潤季風氣候，年平均氣溫16.5～25.5 ℃，降雨時空分布不均，豐水期主要在4～9月份，年降雨量約1894.5 mm。本次研究所選取的河段包括該河流的上、中及下游，橫跨金屬煉制、機械設備制造和電鍍等工業區，由東南向西南流動，選取的該段河流的中上游沒有生態廊道和濕地綠化的地區。

2.2 數據來源

本次研究所選河段全長約13 km,平均每間隔1 km左右設置1個采樣點,總計設置了12個取樣點[8～10]。調查期間，使用聚乙烯PET瓶采集河水樣本，把瓶口置于河道中心水面以下10～30 cm處，河水緩慢流入瓶中。小心過濾明顯雜質。泥樣采用柱狀采泥器采集，運用五點分布法在每個水樣采集點附近河岸5 m2范圍內，取同一河岸5～8 cm深的濕土樣，采用5點取樣法取植被，除去泥土，然后取各種植物樣品，置于4 ℃低溫環境下密封存儲，以備實驗使用。

2.3 樣品處理

對從12個采樣點采集的土壤樣品、泥漿樣品和植物樣品，使用鼓風式干燥機在105 ℃恒溫下進行簡單的干燥處理，去除植物根部。將以上3類樣品用木棒粉碎，自然冷卻至室溫，用電磨機加工，粉碎后的樣品用電振動篩過篩，過篩后的樣品密封包裝在聚乙烯PET袋中，并貼上備用標簽。

將前期處理好的土壤樣品、泥漿樣品和植物樣品，分別量取0.5 g加入適量蒸餾水溶解于消解罐中。在進行消解實驗前，首先要調配實驗用酸的比例，取5 mL鹽酸、10 mL硝酸、5 mL氫氟酸充分攪拌混合均勻作為實驗用酸。把實驗用酸注入消解罐中，隨后置于微波消解儀中進行消解、降溫，定量分析方法測定。為保證實驗的準確性，對所有樣品進行3組平行實驗。

2.4 評價方法

重金屬污染指數(HPI)是衡量水體中重金屬含量的常用指標,通過多個參數可以得出與臨界值的對比情況。因此，在本研究中，選擇該指標來評估河流中的重金屬污染。

(1)

式(1)中：HPI為重金屬污染指數；Qi為第i個參數的質量等級指數；Wi為第i個參數的權重，n為重金屬元素個數。

(2)

(3)

式(2)、(3)中：K為比例常數，由水體環境決定，一般為1;Ci為水體中重金屬含量的實際濃度，Si為水體中重金屬含量的標準濃度。

依據《地表水環境質量標準(GB3838—2002)》將Ⅲ類水質質量標準作為該河道水體評價標準值。同時將污染程度劃分為高、中、低3個等級：如果HPI<15，視為污染程度較低；如果15≤HPI≤30時，視為污染程度為中等；如果HPI>30時，則視為污染程度為較高。

3 實驗結果討論

3.1 重金屬含量特征

對河道水體中重金屬的含量進行分析，具體統計結果見表1。

表1 河流水體重金屬含量統計分析

河流中主要存在7種重金屬元素，其平均濃度順序為：Zn>Ni>Cu>Pb>As>Cr>Hg。其中重金屬元素As、Cr、Cu、Zn、Ni、Hg和Pb的檢測濃度及其平均值均未超過《地表水環境質量標準(GB3838-2002)》Ⅲ類水質含量標準值；重金屬元素Hg的濃度檢測最大值為0.33 μg/L，為地表水環境質量Ⅲ類標準的3.3倍，平均值為0.14μg/L，是標準值的1.4倍；重金屬元素Ni的最大值為44.5 μg/L，為地表水環境質量Ⅲ類標準的2.2倍，平均值為27.2 μg/L，是標準值的1.3倍。其余重金屬的濃度范圍皆位于地表水環境質量Ⅲ類標準以下，屬于正常含量。Cr元素的濃度雖然不高，但毒性系數極大，因此其對河道水體、水域生物和周邊植被的傷害性最為嚴重，造成Cr元素污染的主要原因是電鍍、染料、醫藥、皮革等工業生產產生的廢渣和廢物，很容易進入河流并因此二次污染。

變異系數可以代表各個采集點重金屬濃度的平均波動率。如果變異系數CV>0.4，則視為強變異狀態，表示水體中該重金屬元素分布很不均質，表現為從河道底部到河道表面濃度逐漸擴大，大概率有外來污染源。由表1不難看出，Hg元素和Zn元素的變異系數都超過0.35，Hg元素的變異系數最大，達到了6.12。如果元素的變異系數CV<0.1，則視為弱變異狀態，表明水體中該重金屬元素分布較為均質，有外來污染注入的概率較小，水體處于正常狀態，以上7種元素的變異系數全部大于0.1，不存在弱變異。如果變異系數0.1

3.2 重金屬分布分析

應用反距離加權法，得到該區域內河道中7種重金屬元素的分布特征，并根據污染程度對其進行劃分。本研究發現，該區域河流環境中重金屬的分布較為分散，且分布在各個采樣點的多種重金屬元素含量均較高。河道中Ni、Cu、Pb、As、Cr元素濃度分布整體上呈現從中部到兩端逐漸降低的趨勢。

在所測7種重金屬元素含量中變異系數差距較大，其中Zn、Cu、Cr、Pb和As等5種元素的變異系數為40%～100%，而Hg元素的變異系數則超過了100%。人類活動是導致重金屬含量空間差異的主要驅動因子。河道區域內城市用地復雜，河道與商業區、工業區和住宅區均有不同程度的相連情況，同時受到路面交通和污水排放的影響，導致監測斷面河道底泥中重金屬含量大多超過土壤背景值，這說明人類活動對河道影響較大。因此，河道底泥中存在的高濃度重金屬。

3.3 重金屬相關性分析

分析水體與土樣、河道泥樣、河岸植被之間的重金屬的相關性，分析出河道水體中重金屬的運動規律。河道水體和河岸泥土的重金屬含量相關性分析如表2所示，河道水體和河道泥樣的重金屬相關性分析如表3所示，河道水體和河岸植被的重金屬含量相關性如表4所示。

表2 水體和河岸泥土的重金屬含量相關性

由表3的數據可以看出，河道水體中的Zn元素和河岸泥土中Cr元素之間相關性最高。通過表3的數據可以看出，相關性最高的是水體中河道Cr元素與河道泥土中的Zn元素。同時相關性分析也說明水體中Cr和Zn濃度最高。由于重力沉降效應和介質運動能力的不同，導致底層土壤與河岸、河道水體的重金屬相關性有著顯著差異。通過表4的數據可以看出，河道水中的Ni元素與河岸植物中Ni元素的金屬相關性高至0.56，同時也說明了河岸的多數植物或對Ni元素有較強的吸收能力[11,12]。

表3 水體和河道泥樣的重金屬含量相關性

表4 水體和河岸植被的重金屬含量相關性

重金屬元素Cr廣泛存在工業生產和農業生活中，主要來源于汽車制造過程中表面噴漆和石油煤炭等礦產能源開采過程的污水排放。鋅作為工業中最普遍的重金屬元素，會和工業廢水一起通過排水管道、透過過濾系統等流入水體，造成河流水質污染。多種重金屬在注入河流后的濃度分散也有很大不同，重金屬元素的分布沉降能力也有很大差異，因此隨時間變化重金屬在水體中的遷移分布也呈現出列不同的狀態[13～15]，最終結果是在河底泥土中含Zn元素則比較多，而在河岸土壤中含Cr元素較多。

4 結語

(1)根據重金屬含量特征的分析，發現Cr元素和Zn元素在河流環境中的濃度較高。同時，Cr在河底泥土、水體淺部、河岸土壤、河岸植物中的含量全都超出了國家地表水環境質量Ⅲ類標準，加上Cr毒性系數最強，所以Cr對河流污染最嚴重。

(2)利用重金屬污染指數衡量各個因素的污染程度，結果表明：該區域河流環境中重金屬的分布較為分散，河道底泥中存在的高濃度重金屬。河道中Ni、Cu、Pb、As、Cr元素濃度分布整體上呈現從中部到兩端逐漸降低的趨勢。

(3)根據重金屬相關性分析研究，表明河底泥土中含Zn元素比較多，而在河岸土壤中含Cr元素較多，河岸植物對Ni元素的轉移能力較強。同時，在河流上游存在汽車噴漆、金屬冶煉等工業污染源，因此控制上游污染的排放很有必要。