王 磊，向甲甲，殷 瑶，段妮娜，徐 伟

(上海市政工程设计研究总院〈集团〉有限公司，上海 200092)

黑臭水体治理是水污染防治攻坚战的重点任务，《水污染防治行动计划》提出，到2020 年我国地级及以上城市建成区黑臭水体均控制在10% 以内。水体中内源污染控制的主要手段是清淤疏浚[1]。河流底泥是水环境中污染物重要的源和汇，经过工农业废水排放、大气沉降和地表径流等途径进入水体的重金属污染物，通过吸附、络合、沉淀等作用由水体转移至固相而沉积到底泥中，使底泥受到重金属污染；同时，底泥中的重金属在一定物化条件下也会再次释放进入水体，对水生生态系统形成潜在风险[2]。因此，河流底泥清淤疏浚时需在污染源调查基础上进行布点采样检测，科学评估底泥污染程度和潜在生态风险，因地制宜地制定底泥资源化利用方案，避免无序处理处置可能引起的环境风险和隐患。

上海市某区拟针对域内部分河流进行疏浚以改善水体质量和景观环境。本文以该区主要河流为研究对象，对底泥中重金属的含量特征和来源进行分析，并运用地积累指数和潜在生态风险指数评估底泥中重金属的污染程度和潜在生态风险，以期为底泥的处置利用提供参考。

1 材料与方法

1.1 样品采集

针对上海某区100条河流底泥进行采样检测。该区属于典型的平原感潮水网地区，境内河流、湖泊水面率达22.24%，水环境功能区划为Ⅱ类～Ⅳ类水质控制区。所采样的河流均位于村镇周围，附近没有工业聚集区，但部分村镇存在金属加工、喷涂、汽车维修等工业活动。河流底泥采样要求如下：

(1)将每条河流的计划清淤面积作为采样区域，采样区域分为若干个采样单元，每个采样单元的面积不大于10 000 m2；

(2)每个采样单元中设置不少于5个采样点(采集方法因地制宜，结合河流周边污染源分布情况，选择对角线法、梅花点法、棋盘式法和蛇形法等)，5个采样点采集的样品制成1个混合样进行检测；

(3)各采样点的采样深度为0～50 cm(自底泥上表层开始计算)。

利用活塞式柱状底泥采样器采集底泥样品，现场共制成271个底泥混合样品。将样品置于聚乙烯密封袋，于24 h内送至实验室，风干后去除砾石、塑料和动植物残体等杂物，用玛瑙研钵研磨后过筛并装入密实袋中，密封保存于-4 ℃冰箱内备用。

1.2 检测分析

河流底泥样品中重金属的检测方法如表1所示。

表1 河道底泥样品重金属检测方法Tab.1 Detection Methods of Heavy Metals in Samples of River Sediments

1.3 评价方法

1.3.1 地积累指数法

Müller于1969年提出的地积累指数法利用一种重金属的总含量与其地球化学背景值的关系，定量研究重金属的污染程度。该方法能够直观反映外源重金属在沉积物中的富集程度，目前被广泛使用[2-5]，其计算如式(1)。

Igeo=log2[Ci/(1.5Bi)]

(1)

其中：Igeo——地积累指数；

Ci——沉积物中重金属i的实测含量；

Bi——重金属i的参比值。

参比值的选择对评价结果影响较大，考虑到上海市位于长江下游，沉积物主要来源于流域内侵蚀土壤，本研究以上海市土壤重金属的背景值作为参比值(表2)；1.5为考虑到造岩运动可能引起的背景值变化而取的系数。

表2 重金属的背景值和毒性响应因子Tab.2 Background Values and Toxicity Response Factors of Heavy Metals

1.3.2 潜在生态风险指数法

瑞典学者Hakanson于1980年提出了潜在生态风险指数法，该方法同时考虑了沉积物中重金属浓度、污染物种类、毒性水平和水体对重金属污染的敏感性4个影响因素，是评价沉积物重金属生态危害的常用方法[2-5]。潜在生态风险指数RI的计算方法如式(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——沉积物中重金属i的实测含量；

Cn,i——重金属i的参比值，取上海市土壤重金属的背景值(表2)；

Tr,i——重金属i的毒性响应因子(表2)，反映重金属毒性水平和环境对重金属污染的敏感程度；

Er,i——重金属i的潜在生态风险系数；

RI——多种重金属潜在生态风险指数。

不同阈值区间Er,i和RI所对应的污染程度与生态风险分级，如表3所示。

1.4 数据分析

数据分析采用Statistica 18.0统计软件和Microsoft Excel 2013软件。

表3 污染程度及生态风险分级标准[3]Tab.3 Standard of Pollution Degree and Ecological Risk Classification[3]

2 结果与讨论

2.1 重金属含量

该区河流底泥pH值为6.30～8.28，平均值为7.50，重金属含量的统计结果如表4所示。底泥中8种重金属的含量由高到低依次为：Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>As>Cd>Hg，含量最高的是Zn和Cr，平均含量分别为98.2 mg/kg和61 mg/kg，占8种重金属总含量的52%；含量最低的是Cd和Hg，平均含量分别为0.19 mg/kg和0.139 mg/kg。不同河流的底泥样品中重金属含量存在差异，Zn、As、Cd和Hg的变异系数低于40%，其中，Zn和As的变异系数分别为18.93%和25.29%，表明这4种重金属可能来自土壤背景或者面源污染；其他重金属的变异系数较大，表明可能存在工业点源污染。

表4 重金属含量统计结果 (n=271)Tab.4 Statistical Results of Heavy Metals Content (n=271)

与上海市土壤重金属背景值[6]相比，该区底泥中Zn和Cu的平均含量与背景值相近，Cd、Hg、As、Pb、Ni的平均含量比相应背景值高出39%～85%。贾英等[3]在上海全市范围的主要河流采集60个表层沉积物样品进行检测分析，Cd、Hg、As、Cu、Zn的平均含量均高于本文中的相应含量，这可能是由于不同区域工业活动强度存在差异。本文采样河流水环境功能区划主要为Ⅱ类～Ⅳ类水质控制区，工业活动相对较少，这可能是河流底泥中重金属含量相对较低的主要原因。

2.2 重金属来源分析

河流底泥中8种重金属的Spearman相关系数如表5所示。Cd与As、Pb，Hg与Cr、Cu，As与Cd、Pb、Ni，Pb与Cd、Cu、Zn，Cu与Hg、Pb、Ni、Zn，Ni与As、Zn、Cu，在置信度为0.05或者0.01时具有显著的相关性，表明该区河流底泥中多数重金属元素来源具有一定的相似性。

表5 重金属含量相关系数矩阵 (n=271)Tab.5 Correlation Coefficient Matrix of Heavy Metals Content (n=271)

Zn、As、Cd和Hg的变异系数相对较低(表4)，重金属来自土壤背景或者面源污染的可能性较大。其中，Zn的平均含量与背景值相近，表明Zn可能主要来源于土壤背景；As和Cd在置信度为 0.05 时具有显著的相关性(表5)，As主要存在于农药和工农业废水中[7]，Cd一般可作为使用农药和化肥等农业活动的标识性元素[8-9]。因此，推测As和Cd主要来源于农业面源污染；Hg主要来源于化石燃料煤和石油产品的燃烧[10]，烟尘沉降可能导致Hg迁移进入土壤和水体，进而产生面源污染。其他元素的变异系数较高，重金属可能来自于工业生产活动中产生的点源污染。

2.3 重金属污染状况与风险评价

2.3.1 地积累指数法

以上海市土壤重金属的背景值为参比值，根据式(1)计算8种重金属的地积累指数，结果如表6所示。所有底泥样品的各种重金属污染程度均不超过偏中度污染，根据平均Igeo，8种重金属的污染程度由高到低依次为：Hg>Cd>Ni>Pb>As>Cu>Zn>Cr。其中，Hg的平均Igeo为0.30，60%的样品为轻度污染，4%的样品为偏中度污染；Cd的平均Igeo为0.09，56%的样品为轻度污染；As、Pb、Cr轻度污染的样品比例分别为33%、51%和3%，其余样品均为无污染；Cu和Ni分别有17%和38%的样品为轻度污染，且均有4%的样品为偏中度污染，其余为无污染；100%的底泥样品中Zn均为无污染。

表6 重金属地积累指数污染评价结果Tab.6 Pollution Evaluation Results of Heavy Metals Geo-Accumulation Index

2.3.2 潜在生态风险指数法

以上海市土壤重金属的背景值为参比值，根据式(2)～式(4)计算8种重金属的潜在生态风险系数和潜在生态风险指数，结果如图1和表7所示。根据271个样品的重金属平均潜在生态风险系数值，底泥中各重金属的潜在生态风险从高到低依次为：Hg>Cd>As>Ni>Pb>Cu>Cr>Zn。8种重金属的潜在生态风险指数RI为82～236，平均RI为158，Hg和Cd对潜在生态风险指数的平均贡献分别达到46.99%和30.31%，其余6种重金属的潜在生态风险指数贡献为22.70%。贾英等[3]研究也发现，上海主要河流中Hg和Cd对潜在生态风险指数的贡献最大；舒伟等[2]认为无论国内还是国外，Hg和Cd都属于极强污染。因此，在河流底泥处置时应特别关注Hg和Cd的影响。

图1 不同重金属对潜在生态风险指数的贡献Fig.1 Contribution of Different Heavy Metals to Potential Ecological Risk Index

表7 重金属潜在生态风险评价结果Tab.7 Evaluation Results of Potential Ecological Risks of Heavy Metals

所有底泥样品中各种重金属的潜在生态风险程度为低～强，As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn这6种重金属在所有样品中的潜在生态风险系数Er,i均小于40，属于低生态风险。Cd的Er,i为7.5～72.5，其中66%的样品属于中等生态风险。Hg的Er,i为11.2～131.2，其中45%的样品属于强生态风险，46%的样品属于中等生态风险。河流底泥中Hg和Cd的含量虽然较低(表4)，但其潜在生态风险却最高，需要引起重视。

3 讨论

河道底泥主要由水土流失和地表径流形成，其理化性质与陆地土壤相似，成分以二氧化硅、氧化铝等为主，富含氮、磷等植物生长所需的营养元素，底泥土地利用能够有效提供土壤肥料，促进植物生长[11]。此外，底泥的颗粒粒径通常较小，将底泥施用到砂质土壤中，可改善砂质土壤质地，提高其持水保肥能力。研究表明，底泥投加到不同类型的土壤中对各类生物的生长均有促进作用[12-14]。因此，上海市相关部门鼓励河道底泥消纳处置优先考虑以还林、还田利用为主，其他消纳处置方式为辅[15]。

本次调查的河流均位于村镇周围，附近无工业聚集区，水环境功能区划为Ⅱ类～Ⅳ类水质控制区，底泥泥质重金属含量整体较低，适宜进行土地利用。但是，不同类型农用地(水田、旱地等)、不同类型绿化区域(公园、道路绿化带、工厂附属绿地等)以及不同pH环境，对土壤中重金属含量的限值不同。底泥疏浚时，可结合相应河道泥质和潜在消纳区域情况，根据农用地土壤污染风险筛选值和绿化种植土壤控制限值要求(表8)，选择合适的土地利用途径。根据潜在生态风险指数分析结果，底泥中Cd呈中等生态风险的样品比例为66%，Hg呈中等以上生态风险的样品比例达到91%。河流底泥中Hg和Cd的含量虽然较低，但其潜在生态风险却较高，土地利用过程中应合理控制底泥施加量，并针对Hg和Cd进行定期监测跟踪，避免其在土壤中积累而产生生态风险。此外，为了确保植物根系的呼吸代谢，土壤含水量必须保持在适宜的水平并具有高孔隙度。研究表明[18]，疏浚底泥土地利用时，其含水率宜低于68%，孔隙度宜维持在55%～65%。

表8 农用地土壤和绿化种植土壤重金属限值Tab.8 Limit of Heavy Metals in Soil of Agriculture and Planting

4 结论

(1)上海某区河流底泥中8种重金属的含量由高到低依次为：Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>As>Cd>Hg，来源分析表明，多数重金属的来源具有一定的相似性。

(2)地积累指数法评价结果表明，所有底泥样品的各种重金属地积累指数均不超过2，污染程度均不超过偏中度污染。根据平均地积累指数，8种重金属的污染程度由高到低依次为：Hg>Cd>Ni>Pb>As>Cu>Zn>Cr。

(3)潜在生态风险评价结果表明，底泥中各种重金属的潜在生态风险从高到低依次为：Hg>Cd>As>Ni>Pb>Cu>Cr>Zn，Hg和Cd对潜在生态风险指数的平均贡献分别达到46.99%和30.31%，属于中等到强生态风险，其余重金属均属于低生态风险，河道疏浚底泥土地利用应对Hg和Cd的生态风险予以关注。