任晓强，管孝艳,2，陶 园,2，袁晓渊

(1.中国水利水电科学研究院水利研究所，北京 100048；2.国家节水灌溉北京工程技术研究中心，北京 100048;3.镇江市工程勘测设计研究院,江苏 镇江 212003)

0 引 言

随着我国社会经济的发展，环境污染日趋严重，突发性环境污染事件不断发生，约有一半与水环境有关，水环境污染事件造成了巨大的经济损失。在污染事件频发、水环境的风险问题日益凸显的背景下，针对水环境风险评估问题，国内外许多学者做了大量的研究工作，并取得了一定的研究成果[1-3]。Li等[4]采用定性分析方法，选取了3个一级指标和10个二级指标，并基于风险源与敏感目标和流域风险相耦合的原理，构建了一个可以实现风险指标半量化、风险分区等功能的流域突发水污染风险评估系统，并成功应用于三峡库区；曲建华等[5]基于定性分析和层次分析法构建了一个能够对地表水突发性污染事故的威胁度进行分级的评估体系，并且成功应用于山西省长治市12.31苯胺泄露水污染事故；Derbalah等[6]回顾了1982年至2016年间日本有机磷农药的使用情况，并从文献中提取了历年来日本河水中有机磷农药的浓度，运用风险商(RQs)方法对日本河流的生态毒理学风险进行评估，结果表明二嗪酮和灭硝脲对日本水环境的危害较大，而毒死蜱和马拉硫磷的危害较小；国外学者也开发了一种基于综合风险评估方法(IRA)的MODELKEY决策支持系统，它可以支持水资源管理者对环境、社会和经济进行更全面和更现实的风险评估，Gottardo等[7]将该系统应用于西班牙的Llobregat流域水环境风险研究并取得了较好的效果。目前，国内定量且系统的水环境风险评估研究工作尚少，而且层次分析等定性或半定量的风险评估方法大多是国外学者针对本国具体问题而提出的研究成果。因此，有必要进一步探索适合我国流域水环境风险评估的方法和标准[8]。

白洋淀流域属于中国“七大水系”之一的海河流域，其地横跨山西、河北和北京三省，流域面积为3.11 万km2。流域内有南北两条水系，南支水系发源于山西大同的恒山山脉，占地比为67%，北支水系发源于山西省与华北平原交界地带的太行山脉，占地比为33%。白洋淀流域属于暖温带季风性气候，其气候特点可以简单概括为：夏季高温多雨，冬季寒冷干燥。白洋淀位于流域下游地区，其在雄安新区建设中具有重要的区位功能，其淀区水环境质量的好坏与雄安新区建设的成败密切相关。白洋淀上游与九条河流相连，下游注入渤海，是华北地区湿地的典型代表之一[9]。同时，作为华北地区最大的天然淡水湖泊，它在促进华北地区经济发展，调节流域周边的气候，防止生物多样性的破坏，保护流域的生态系统，改善周边的生态环境，以及对周边地下水的补充等方面都发挥着无可替代的作用，因此获得了“华北明珠”、“华北之肾”的美称[10]。但是自20世纪60年代起，受到人类活动和气候条件等因素的干扰，白洋淀水环境污染源日益增多，水质逐步恶化，水量减少，水位明显降低，还发生了数次干淀现象[11,12]。国内许多知名学者都针对白洋淀的污染问题进行了大量的研究，并取得了一定的成果。齐丽艳[13]采用综合污染指数对白洋淀水质现状进行评价，评价结果表明，当淀区水位低于8.4 m时，功能区划为Ⅲ类的地表水的水质为Ⅳ类，属于轻度污染，功能区划为Ⅳ类的地表水的水质为劣Ⅴ类，属于重度污染。针对白洋淀流域的污染源问题，陈龙珠等[14]研究了许多该流域水环境污染案例，指出面源污染可能正在逐步成为白洋淀流域的主要污染源。目前，对白洋淀流域水质现状评价、单一污染物的危害、水污染控制措施和法律法规的制定等方面的研究较多，但针对白洋淀流域水环境风险评估的研究仍显不足。本文以白洋淀流域为研究对象，首先概述了现有的白洋淀流域风险源和风险因子等的研究进展，其次运用层次分析法初步构建了一个可行的风险评估体系框架，最后就白洋淀流域水环境风险评估问题进行了总结和展望。

1 白洋淀流域水环境风险评估研究进展

1.1 白洋淀水质现状评价

白洋淀是白洋淀流域水系的出口，承接流域来水，其水质现状可一定程度上间接反映白洋淀流域的水环境状况。截止到2018年12月底，白洋淀淀区总蓄水量4.380 亿m3，淀区内设立了9个国控监测断面，分别是烧车淀、王家寨、圈头、采蒲台、光淀张庄、枣林庄、端村、南刘庄和鸪丁淀，并采用单因子评价法对其水质现状进行评价。白洋淀水质现状评价结果表明：2018年12月份白洋淀总体为Ⅳ类水质，呈现轻度污染状态，其中II类水质断面1处，Ⅲ类水质断面2处，Ⅳ类水质断面5处，Ⅴ类水质断面1处，其主要污染物超标项目为总磷、高锰酸盐指数、五日生化需氧量等。通过综合营养状态指数法对淀区的富营养化程度进行评价，结果表明2018年12月份白洋淀淀区呈现轻度富营养化状态。总体上白洋淀流域水环境污染问题依旧比较严峻。

1.2 风险源

1.2.1 点源污染

点源污染主要包括石油、化工等企业所产生的工业废水以及城镇居民所产生的生活污水等[2]。这些水体中污染物组成成分比较复杂，难以全部弄清其变化规律，给水环境造成了相当大的风险。

过去白洋淀流域周边经济快速发展，很多化工企业相继建立，如周边的蠡县和高阳县等地区兴建了许多制革、印染和纺织等企业，其中制革企业最多时可达到3 000 家左右，造纸企业也多达200余家。过去，这些化工企业生产的废水长期不能稳定治理达标，导致未达标的部分污水流入白洋淀内，造成了巨大的水体污染。此外，以往城镇污水处理厂处理居民产生的生活污水时，执行的出水标准偏低，也在一定程度上导致了白洋淀流域水污染现象[13]。近年来，随着“既要绿水青山，又要金山银山”理念的提出，中央连同河北省等地方政府出台了一系列保护水环境的法律和文件，同时扩大了城镇污水处理厂的规模，加之当地城镇居民的环保意识不断提高，白洋淀流域内以工业污水和城镇生活污水为主的点源污染已经得到明显改善[15]。赵志杰等[16]用水文模型模拟了白洋淀流域点源污染中总氮的迁移和转化过程。模拟结果表明2005年点源污染中总氮负荷量的贡献率为54.1%，而2010年贡献率降低至35.3%。这样的研究结果表明白洋淀流域中点源污染由于种种原因已经逐步得到有效控制，不再是主要污染源。此外，对流域内人口和社会经济发展变化的研究也有助于各城市管理者制定针对点源等污染源的管理和控制措施。张婷等[17]经过查阅文献发现保定市已经成为流域内人口规模最大的城市，其工业产值规模也位居前列，与之相对应的是每年排放的污水量也居高不下，高达6 000～7 000 万t，研究结果表明保定市已经成为白洋淀流域最大的城市点源。保定市在白洋淀流域水环境治理问题上所扮演的角色至关重要。

1.2.2 面源污染

面源污染主要涵盖了农业面源污染和城市面源污染。农业面源污染是指农业生产过程中流入流域的氮、磷和农药、激素等有机物造成的污染[8]。农业面源污染主要来自农作物的培育、禽畜养殖和农村生活污水的排放等。城市面源污染是指降雨、地表径流等活动造成氮磷、有机污染物等大量流入地表水，使水体被污染。这些面源污染来源广泛、成分复杂，难以治理。有研究指出，2006年世界上30%～50%的国家和地区的水体已经遭受到了面源污染的影响[18]。

近些年来，国家水污染治理力度不断加大，出台了如“水十条”等一系列文件，白洋淀流域的工业废水和城镇污水等已得到有效治理，点源已不再是白洋淀流域的主要污染源，面源污染负荷在污染总量中所占的比例越来越大[9]。面源污染负荷的精确量化难度很大，国内一般采用建立模型和经验统计等方法来粗略的估算。崔慧敏等[18]运用河北省出台的水资源评价公报中的经验统计方法并结合相关的污染物排放量对白洋淀流域的面源污染负荷进行了估算，估算的污染物负荷指标包括总氮、总磷、氨氮和化学需氧量。他的估算结果显示：农业面源污染对氨氮、化学需氧量等污染物的贡献率都超过了50%。可见在白洋淀流域面源污染中，农业面源污染所占的比重最大。陈龙珠[14]和孟晶[19]等学者经过研究也都赞同该观点。经验统计方法估算而来的数据结果误差较大，因此学者也尝试使用水文模型对污染风险进行模拟和评价，可以避免污染源现场监测的费时费力等情况，模拟得到的结果的准确性和可靠性都很高，但该方法所需的数据量较大。赵志杰等[16]选取总氮为研究对象，运用SWAT模型对白洋淀流域面源污染中总氮的迁移和转化等过程进行了模拟，发现2005年淀区面源污染中总氮负荷量仅占总量的16.7%，而到了2010年，该比例增长至41.2%。

综合上述观点，可以得出结论：白洋淀流域面源污染中的农业面源污染已逐渐成为整个污染源中最主要的组成部分。白洋淀流域污染源发生这个变化的原因是多方面的，除了上文所提到的工业废水等点源在最近的十几年中得到有效治理外，同时白洋淀流域其自身自然地理条件优越，平原地区占比较大，适合耕种，农业生产条件很好，农业经济比较发达，是我国主要产粮区。它的周边还形成了以旅游业为主，以种植业、水产养殖业、养鸭业、芦苇加工业等为辅的产业链。这些产业链一方面促进了白洋淀淀区及其周边地区经济的快速发展，一方面也给白洋淀周边农村地区造成了大量的污染。白洋淀流域周边农田大量使用化肥农药，氮、磷等营养元素超标，多余的营养元素沿着地表径流和地下径流流入水体，导致水质恶化和水华等富营养化现象的发生；淀区周边高密度的水产养殖使得大量的饲料流入流域内，造成水体污染，危害白洋淀水生态安全；同时农村生活污水的随机排放和农村生活垃圾的随意丢弃等也是污染来源之一。针对面源污染的治理措施实施仍处于初期，见效较慢，这就造成了白洋淀地区种植业、禽畜业和农村生活污水等所造成的农业面源污染近年来所占污染源比例年年升高的原因[18]。

1.3 风险因子评估

1.3.1 富营养化风险评估

富营养化现象是指当大量氮、磷等营养物质进入湖泊、河口时，水中原有的硅藻、绿藻和蓝藻等藻类大量繁殖，出现了水华现象，从而导致水中溶解氧含量迅速下降，鱼类等水生生物大量死亡，水中微生物将动植物遗体分解，不仅快速消耗了水中的氧气含量，而且还释放出臭气。这样一来，湖泊等水体的水质将大大恶化，如果富营养化现象长期持续下去，湖泊还有消失的可能[3]。

湖泊等水体的富营养化现象已经成为全世界各国都必须要认真面对的环境问题。2012年，中科院的科学家们利用遥感监测技术绘制出了第一幅全球大型湖泊等水体的营养状态分布图，发现全球已经有63%左右的大型湖泊出现了富营养化的环境问题，同时中国也有70%左右的湖泊出现了不同程度的富营养化现象。水体富营养化现象仍然是中国水环境治理所面临的比较严峻的问题之一[20]。

一般情况下，水体的富营养化可以分为天然富营养化和人工富营养化。前者由于没有人工干预，所以进度较慢，时间以百年计；后者由于人为的往水体中排入各种工业废水和生活污水等，大大缩短了水体富营养化的进程，只需短短几年时间就可能导致水体水质恶化。而我们所研究的白洋淀淀区富营养化问题在很大程度就是属于后者，即人工富营养化。李璠等[21]人收集了多年来白洋淀淀区各个国控监测断面氮磷元素的质量浓度值，并运用ArcGIS空间分析功能中的空间插值法来模拟白洋淀整个淀区氮磷营养元素的空间分布。他们依据已获得的氮、磷元素的空间分布图和相关的历史文献资料，推断得出：自1999年以来，白洋淀淀区就一直处于富营养化状态，而且淀区富营养化的主要来源是淀区周围农村产生的生活污染和淀区内部的水产养殖。究其原因，最主要还是因为白洋淀淀区经济快速发展，旅游业迅速兴旺，淀区周边农民大规模的水产养殖所引起的。

国内外对水体富营养化风险评估的科学方法很多，如主成成分分析法和综合营养状态指数法等。现在最常用的方法是后者，即综合营养状态指数法。该方法是1977年美国学者卡尔森提出的，它克服了以往用单一因子评价水体富营养化的片面性，综合各项参数，力图将单变量的简易和多变量综合判断的准确性相结合。综合营养状态指数法最初是对透明度、叶绿素和总磷这3个指标进行研究，后来国内学者结合中国湖泊的具体情况，对该方法进行了改进，选择了化学需氧量、总氮、总磷、叶绿素和透明度5个指标作为研究对象[8]。该方法根据最后得出的综合营养状态指数来判定水体的富营养化程度(即综合营养指数大于50即可认定该水体处于富营养化级别)。国内的刘琳[22]等人采集了2018年白洋淀水体数据，运用此方法评估了其富营养化程度(选取的5个指标同上)，结果表明大部分淀区水体处于轻度富营养化级别，并且富营养化程度与季节的变化密切相关，即春夏两季富营养化程度逐渐加深，到夏季达到顶峰(4-6月呈现轻度富营养化，7-8月为中度富营养化)；秋冬两季程度又逐渐下降，到冬季达到低谷(9-12月淀区又呈现出轻度富营养化)。出现这种季节变化的原因主要有两点：① 春季，农民会大量使用化肥来进行土壤农作物的耕种，同时夏季又是淀区周边水产养殖的高峰期，在这期间会有大量的饵料投入水中。春夏两季化肥和饵料的大量使用会导致淀区水体营养元素含量升高，富营养化程度加深。而秋冬两季，水产养殖所投入的饵料量大幅减少，营养元素的含量又逐渐降低，富营养化程度减轻。② 夏季也是降雨量大增的季节。降雨所形成的地表径流量显著增加，淀区周边面源污染中所包含的氮、磷等营养元素随着地表径流进入水体，使淀区水体中的营养元素含量升高，富营养化程度加深[23]。

另外针对白洋淀水体富营养化问题，WANG[24]等人建立了一个能够实时模拟白洋淀水体富营养化的模型。该模型是对美国的WASP模型的改进，它把生态模型和水动力学模型结合在一起，能够很好地模拟湖泊中氮磷等元素的时空变化。研究人员将该模型应用于白洋淀淀区后得出的模拟数据与观测资料比较吻合，证明了该模型的可行性。

1.3.2 重金属污染物风险评估

重金属(铅、镉、铜等)进入流域后，一小部分留在水体中，而绝大部分通过络合作用与水体表层的沉积物相结合。一旦水体中的环境因子(如pH值、温度值等)发生显著变化时，沉积物中的重金属有可能再次被释放到水体中，造成水体的“二次污染”。同时这些重金属又难以被水中微生物分解，它们通过生物富集作用(即食物链效应)而积聚在水中，会产生巨大的毒性，这将直接影响饮用水的安全性和人体健康[3]。

白洋淀重金属污染来源及其空间分布规律的研究有助于治理淀区水环境、控制淀区周边工农业的污染和雄安新区的生态文明建设。目前，很多学者还是采用ArcGIS软件分析污染物的空间分布变化规律。汪敬忠[25]等人在ArcGIS软件平台上对收集到的白洋淀淀区各采样点表层沉积物重金属浓度进行了处理，绘制出了重金属污染的空间分布图，发现白洋淀沉积物重金属的空间分布大体呈现出“中部高，南北低”的特点。后来，他们对流域内的河流和淀区表层沉积物的重金属数据进行系统聚类分析，发现在组间平均间距为“20”处分组时，河流和淀区沉积物分组结果的相似性很高，这表明：河流入淀后带来的重金属是导致淀区重金属元素发生空间变化的主要因素。此外，有研究指出沉积物的粒径对于重金属元素含量的空间变化也有一定的影响。不同粒径的沉积物具有不同的比表面积和有机质含量等，沉积物颗粒粒径越小，对重金属的富集能力就越强[26,27]。但通过对淀区沉积物的粒径分析，粒径< 2 μm 的比例占 50% 以上，说明淀内沉积物颗粒的粒径差异度较小，对重金属元素空间分布变化影响不大[25]。

综合污染指数法(WQI)是国内评估水体重金属污染程度较为常用的方法之一，该方法不仅可以评估单个金属的污染程度，而且可以评估水体内不同重金属的综合污染水平。高秋生等[28]根据2018年白洋淀各采样点的水体数据，并结合综合污染指数法对白洋淀水体的重金属污染进行了评估，发现白洋淀水体的综合污染指数(WQI)的范围是0.22～0.96(WQI<1,水体重金属无污染)，计算结果表明白洋淀水体重金属无污染。另一方面，针对白洋淀沉积物中重金属污染评估问题，国内外更多的是采用地积累指数法，该方法同时考虑了自然地质背景值和人为活动对重金属污染的影响。高秋生等[28]人采集了白洋淀各采样点表层0～10 cm的沉积物，测出了所有采样点沉积物中各重金属的浓度值，进而运用地积累指数法对白洋淀沉积物中的重金属污染程度进行了评估。由计算结果可知：在白洋淀表层沉积物中，重金属Cd的地积累指数平均值为4.46，污染等级为5级，污染程度最为严重，其次是As。许多学者如杨卓[29]、Su[30]和Zhang[31]等人也使用不同的方法对该问题进行了分析，得出的结论和高秋生等人一致。与此同时，高秋生等[28]还利用潜在生态风险指数法(RI)揭示了白洋淀表层沉积物重金属的潜在生态危害。该方法优点在于综合考虑了重金属浓度、性质和环境行为等特点。其中RI计算结果为765.03～2 136.68，表明白洋淀重金属具有很强的生态危害。同时结果还显示重金属Cd的潜在生态风险最大，它对RI的贡献率高达87%。

1.3.3 有机污染物风险评估

有机污染物是指碳水化合物、蛋白质、氨基酸等对生态环境和人类健康造成危害的有机物质，主要是以多环芳烃(PAHs)、有机氯农药(OCPs)和多溴联苯醚(PBDEs)为主，是一类具有富集性、有毒性、持久性和致癌性等特点的物质。各国政府很早就注意到了这三类有机物所造成的环境污染问题，因此于20世纪80年代就签订了国际性条约，来限制或禁止这三类有机污染物的生产、销售或使用。我国大部分地表水体都已遭受这三类有机物的污染，其中PAHs的污染水平相较于其他国家或地区来说普遍较高[32]。

白洋淀表层沉积物中有机污染物的研究可以从其污染特征、污染来源和风险评估3个方面入手。

(1)有机污染物的污染特征。从20世纪90年代至今，针对白洋淀有机污染物浓度分布特征的报道就多达几十篇之多。Guo等[33]利用137Cs和210Pb测年技术计算了白洋淀沉积物岩芯的年龄，并结合已测得的PAHs浓度，绘制了从1835年至2009年白洋淀沉积物总的PAHs浓度垂直剖面图，发现白洋淀沉积物PAHs污染浓度于1990年达到顶峰，在之后的20年内大体上一直呈现下降趋势；周怀东等[34]测定了2007年白洋淀表层沉积物中总的PAHs浓度，其含量均值为588.8 ng/g，高秋生等[35]测定的白洋淀2016年总的PAHs含量均值为512.3 ng/g，可以说实际测定的历年PAHs浓度是比较符合下降趋势的。白洋淀沉积物中总的OCPs含量从1999年的3 050 ng/g，到2008年的7.42 ng/g再到2016年的1.6 ng/g，一直也处于下降趋势，这证明我国自1983年起就开始实行的禁OCPs令在白洋淀地区取得了很好的效果。2016年白洋淀表层沉积物中总的PBDEs的平均含量为727.5 g/g。同时高秋生等[35]绘制了白洋淀污水处理厂上下游PBDEs的分布图，发现在污水处理厂上游的PBDEs以BDE-209为主，在污水处理厂下游的PBDEs以BDE-47为主。

(2)有机污染物的污染来源。由于不同来源的PAHs的结构和组分有比较大的差异，因此可以用PAHs某些同分异构体(Ant、Phe、Flu和Pyr等)的比值来追查其来源。有研究指出，当Ant/(Phe+Ant)<0.1或Flu/(Flu+Pyr)<0.4时，为石油源；当Ant/(Phe+Ant)>0.1或0.4

(3)有机污染物的风险评估。目前，有机污染物的风险评估主要包括生态风险评估和人体健康风险评估。前者主要是评估有机污染物对水生生物的毒害作用，主要评估方法有风险商法(RQ)和物种敏感度分布法(SSD)；后者主要是评估有机污染物给人体健康所带来的风险，主要评估方法有危害商法(HQ)[32]。高秋生等[35]测定的白洋淀2016年PAHs和OCPs的浓度含量均在国家标准所规定的范围之内，所以PAHs和OCPs的总体风险水平较低。而淀区各点位PBDEs污染物的风险商值和危害商值均小于1，表明白洋淀区域PBDEs污染物的毒性暂时不会给水生生物和人体健康带来风险。

2 白洋淀流域水环境风险评估体系

构造水环境风险评估体系时，应遵循以下原则：①科学性：风险评估结果是否准确在很大程度上取决于选取的体系指标是否合理和科学；②代表性：构造评估体系时选取的每一个指标要能准确地反映该水体的具体情况；③方便性：体系指标的数据必须易于收集和处理，这样能在最大程度上减少由于数据不准确而导致的评估结果的误差[39]。

白洋淀流域水环境风险评估体系的构建要综合考虑自然地理条件、经济社发展状况和河流水量水质等要素，同时又涉及到多层次多目标决策问题，因此可以选择层次分析法和综合指数法来对水环境风险进行评估。初步构建的评估体系框架可包含3个一级指标、5个二级指标、9个三级指标。一级指标包括风险源、河流特性和自然地理及社会发展条件。二级指标包括风险源对应的面源污染和点源污染，自然地理及社会发展条件所对应的社会发展和自然地理，河流特性所对应的断面。三级指标包括面源污染相对应的种植业污染、畜禽养殖业和农村生活污水，点源污染相对应的工业废水，社会发展所对应的人口特征和经济水平，自然地理所对应的污染源位置，断面所对应的水质和流量。

一些指标可以通过查询历史文献资料和现场实时监测的方式来获取，如重污染企业的工业废水排放量、流域内国控监测断面的水质、流量和经济发展水平等，而一些指标如面源污染所对应的畜禽养殖业污染等则可采用ARCSWAT等水文模型对其中污染物的迁移和转化进行模拟，获得各污染物的污染负荷量。然后对所收集到的指标数据进行归一化处理，同时运用层次分析法计算出各个指标所对应的权重。最后将权重与归一化后的数据相乘后得到的结果就是水环境风险指数。

3 展 望

针对白洋淀流域水环境污染问题，国内学者已经做了较多研究，包括水质现状的评价、风险源的辨析和风险因子的评估(富营养化评估、重金属污染评估和有机污染物的评估)，这些工作对于白洋淀流域水环境风险评估起到推进作用。以此为基础，接下来还可以从以下几方面继续进行深入研究。

(1)加强白洋淀流域水环境综合风险评估研究，并使用模糊综合评价模型或者相对风险模型(RRM)等数学模型来综合评判白洋淀流域水环境风险水平。由于以往白洋淀流域水环境风险评估研究大多针对单一的污染物进行评估，无法全面反映其水环境风险状况，所以应该全方位对风险源、风险发生发展过程和风险因子等风险全要素进行综合分析评估，力求尽可能全面地反映白洋淀流域水环境风险。

(2)加强风险预警技术的研究。可以利用新兴的互联网技术如大数据平台和区块链等构建风险预警模拟模型，对水环境风险实施精确预测，并制定相应的应急处理措施。

(3)加强农村污染问题的研究和治理。自雄安新区建设以来，白洋淀流域工业污水等点源污染已得到有效治理，但是农业面源污染问题依旧比较严重。必须加快推进淀区周边农村污染治理工程，围绕“农业—农村—农民”三方面开展治理工作，强调淀区水环境和农民的切身利益相关，发挥农民的积极性，同时加快推进有关法律法规等政策的宣传和落实。围绕以政府主导，以农民主体的策略来开展工作。

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