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摘要：文章采用《土壤环境检测技术规范》（HJ/T 166 - 2004）对南宁心圩江河流底泥中的Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As、Hg和Cr八个重金属指标进行了检测分析，并采用潜在生态风险指数法对该底泥的重金属污染风险进行评价。结果表明：心圩江河流底泥中重金属的总潜在生态危害程度较低，8种重金属的潜在生态危害由大到小依次为Hg>Cd>Pb>As>Ni>Cu>Zn>Cr。并对心圩江底泥进行分类处置：（1）建议心圩江底泥超过农用地土壤污染风险筛选值，但未超过农用地土壤污染风险管制值部分可用于林地或固化后作为填料使用;（2）未超标部分作为农用地土壤使用。
关键词：心圩江;底泥;重金属;潜在生态风险评价;处置
中图分类号：U491 文献标识码：A DOI： 10. 13282/j. cnki. wccst.2019. 12. 052
文章编号：1673 - 4874（2019）12 - 0197 - 04
0 引言
河流底泥作为河湖中的沉积物，是自然水体中的重要组成部分。当自然水体受到外界的重金属污染后，重金属离子会通过沉淀、吸附作用逐步沉降于河流底部，并富集于河流底泥之中，当水体环境污染达到一定的阈值时，重金属会重新释放，成为二次污染源，对水质造成影响[1]。而含重金属等的污染物具有稳定、残留时间长和富集性强等特征，会造成重金属在水生生物体内富集，进而逐级影响整个水生食物链[2]。目前，河流底泥环境治理的方向是：既能够改善污染水域的水体质量，又能够将河流底泥资源化利用，达到循环经济和可持续发展的要求[3]。
心圩江位于广西壮族自治区南宁市西部的西乡塘辖区内，是南宁市重要的内河之一，其流向由北向南，上游流经砾岩、砾状砂岩及坭岩地带，中游流经南宁盆地，在上尧码头南约600 m处注入邕江。心圩江周边存在较多企业和居民，过量纳污，超出心圩江水环境容量导致变黑发臭，形成黑臭水体问题[4]。为摸清心圩江底泥重金属污染现状，本研究以心圩江底泥作为研究对象，通过对心圩江底泥进行检测分析，对底泥的处置提出建议，为相关部门单位实施有效治理提供依据。
1 材料与方法
1.1 检测方法及点位布置
根据《土壤环境检测技术规范》（ HJ/T 166 -2004）[5]，在心圩江及其支流共布设16个检测断面，同时在心圩江每个拐点及桥梁等位置均匀布点，保证检测点位在排污口前后均匀分布。心圩江底泥检测项目有pH、含水量、Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As、Hg和Cr共10个指标，检测方法参照《土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法第2部分土壤中总砷的测定》（GB/T 22105.2—2008）[6]、《土壤 总铬的测定火焰原子吸收分光光度法》（HJ 491 - 2009）[7]、《土壤镍的测定火焰原子吸收分光光度法》（GB/T17139- 1997）[8]及《土壤质量铜、锌的测定火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 1 71 38 - 1997）[9]。采样点位均为柱状样品采集，采样深度为50 cm，以0～10 cm、10～20 cm、20～50 cm分为3个底泥样品，混合均匀后带回实验室分析。共设48个检测点位，每个检测点位均设置3组平行样。样品中Cu、Zn、Pb和Cd采用原子吸收分光光度计WFX- 130A测定;As和Hg采用AFS - 230E型双道原子荧光光度计（YQ -044）测定;Ni和Cr采用iCE3500型原子吸收光谱仪（YQ- 105）。具体采样点分布如图1所示。
1.2 风险评价方法
心圩江及其支流重金属污染源风险评价方法采用瑞典科学家Hakanson提出的潜在生态风险指数法[10]，该方法不仅考虑到底泥重金属污染物含量，同时综合考虑了多元素之间的协同作用和毒性水平、污染程度以及环境对重金属污染的敏感性的问题。潜在生态风险指数法中评价标准值以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 156 - 2018）为标准[11-12]。风险评价公式如下所示：
2 结果与分析
2.1 检测结果统计及重金属含量分析
检测结果表明：Cu、Ni、As和Cr均未超过农用地土壤污染风险筛选值;Zn在M8左（0～10 cm）处超过筛选值1 6%，在M8左（10～20 cm）处超过筛选值22. 7%，在M8右（0～10 cm）处超过筛选值20.7%，在M8右（10～20 cm）处超过筛选值25. 6%;Pb在M8左（10～20 cm）处超过筛选值29. 3%，在M8左（20～50 cm）处超过筛选值14. 3%;Cd在M6（20～50 cm）处超过筛选值73.7%，在M9中（10～20 cm）处超过筛选值11 7%;Hg在M8左（20～50 cm）处超过筛选值87. 9%（详见表1）。所有监测点位均未超过农用地土壤污染风险管制值。
通过监测结果可以看出心圩江底泥中重金属含量普遍较低，同时各个超过农用地土壤污染風险筛选值的点位不具有规律性，也不具备一定的分布形态，可以表明心圩江不同流域的重金属污染具有较大的差异性（P<0.05），原因可能是因为排污河段位置不同造成的。
从表1可以看出，Hg在心圩江底泥中的含量整体偏低，但M8左（20～50 cm）超过农用地土壤污染风险筛选值，Hg最大值和最小值之间差异倍数有79倍，表明M8左检测点位上游可能存在排污企业，导致重金属元素Hg在该检测点位富集。结合M8左、M8中和M8右检测断面位于同一桥梁下方，该流域横断面重金属污染超过农用地土壤污染风险筛选值的检测点位较多，而M7检测断面重金属污染超过农用地土壤污染风险筛选值的检测点位只有1个，这进一步表明在M7至M8流域断面之间存在排污企业。
2.2 重金属潜在生态风险评价 重金属容易富集于底泥之中，而心圩江周边有较多企业，历史沉积性的污染可能在今后不断从底泥中释放，从而会进一步污染水体，故采用潜在生态风险评价指数法对心圩江底泥重金属污染的潜在生态风险进行分析评价，这一方面可以明确重金属污染的相关水平;另一方面能够为底泥重金属污染的有效控制和科学治理提供科学依据[13]。
根据对底泥中的重金属潜在生态风险分析，RI值<150，其潜在生态风险为低;RI值处于150～300区间，其潜在生态风险为中;RI值>300，其潜在生态风险为高。从检测数据中可以明显看出心圩江底泥重金属潜在生态危害指数RI值在21.2～386.8之间，平均值仅为58.5，远<150，潜在生态风险属于低级，这说明心圩江底泥重金属污染程度相对较低。通过对各类重金属的平均值的计算可以得到8种重金属的潜在生态危害由大到小依次为Hg>Cd>Pb>As>Ni>Cu>Zn>Cr。由此也可以看出Hg单因子污染系数虽然较低，但其污染物生物毒性响应因子最高，所以是心圩江主要重金属污染源，其余7种重金属污染源潜在生态风险参数均<40，属于低危害程度。但不同流域周边有不同企业，环境不同，会对其底泥中的重金属含量产生一定的差异性。M8左和M9左两个点在不同深度的底泥潜在生态风险指数较高，结合其重金属含量检测图可以看出，M8检测点位受到上游企业或生活排污造成其潛在生态风险指数增高，但随着河流的稀释作用和生态环境的自我调节能力的作用，在M9检测点位，潜在生态风险指数降低。由此表明，为降低心圩江河流底泥的潜在生态风险指数，对排污企业的废水或生活排污废水中的重金属进行处理后排放就显得尤为重要。
2.3 污泥处置建议
心圩江河流较长，且周边环境差异较大，因此河流底泥污染程度和重金属成分也有一定的差异性。应对心圩江底泥进行系统检测及分析，为确保资源化过程中能够取得最优的方法，可对心圩江底泥进行分类处置：未超过农用地土壤污染风险筛选值的底泥可以通过自然风干或机械脱水后，投加适当量的脱水底泥作为土壤改良剂用于农用地中，河流底泥中含有较多的微量元素，如Cu、Zn等，均是植物生长必需的微量元素之一，也含有丰富的有机物和N、P、K等营养元素，能够改良土壤结构，增加土壤肥力，促进作物生长。同时，也可以和化肥以一定量的配比混合成有机无机复合肥料，在蔬菜上进行使用，一方面能够增加产量，另一方面能够降低肥料的成本。因该部分底泥重金属含量相对较低，还可以通过底泥建设人工湿地，如美国将阿拉巴马州的盖亚尔渠作为底泥处置场所，将其改造为湿地作为野生动物的栖息地[14]。结合《土壤环境质量标准农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618 - 2018）分析，心圩江底泥M6检测点、M7检测点、M8检测点、M9检测点四处有部分重金属超出农用地土壤污染风险筛选值，但未超过农用地土壤污染风险管制值，考虑到其重金属累积作用的影响，不宜作为农用肥料或农用土壤改良剂，但可以将其脱水后施用于林地、园林绿地，可促进观赏性树木、花卉等生长，又不易通过食物链、食物网造成重金属富集的危害;若进一步考虑其重金属污染的潜在危害，可以通过固化的方式实现底泥的资源化利用。如底泥加入水泥、石膏和粉煤灰等物质，改良污泥物理化学性质，作为填料，一方面能够满足工程需求，利用底泥固化得到的填料具有耐冲刷、耐腐蚀等特点;另一方面充分回收利用资源，解决土石方资源匮乏的问题，该方法也是保证河流底泥重金属污染控制的有利方法之一[15]。
3 结语
本研究对心圩江中的底泥重金属含量进行监测及潜在风险源的评价，结果表明心圩江整体重金属污染程度相对较低。
根据心圩江底泥样品评价结果，建议心圩江底泥超过农用地土壤污染风险筛选值，但未超过农用地土壤污染风险管制值部分可用于林地或通过固化作为填料使用;未超标部分作为农用地土壤使用。
参考文献
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[2]吴比，黄毅华，马君妍，等.河道水体水质对底泥污染物释放的影响[J].净水技术，201 8，37（9）：132 -138.
[3]陈燕，张勇，李莉，等.秦皇岛近岸海水和沉积物中重金属的含量分布及生态风险评价[J].河北渔业，201 9（9）：35- 38，56.
[4]余锋，梁玉桥.南宁全面治理内河黑臭水体[J].广西节能，2017（3）：1 7.
[5]HJ/T 165 - 2004，土壤环境监测技术规范[S].
[6]GB/T 22105.2 - 2008，土壤质量总汞、总砷、总测的测定原子荧光法第2部分土壤中砷的测定[S].
[7]HJ491 - 2009，土壤总铬的测定火焰原子吸收分光光度法[S].
[8]GB/T17139-1997，土壤镍的测定火焰原子吸收分光光度法[S].
[9]GB/T17138-1997，土壤质量铜锌的测定火焰原子吸收分光光度法[S].
[10]李春辉，孔祥科，韩占涛，等.皖南山区土壤重金属污染及潜在生态风险评价——以池州市为例[J].安徽农业科学，2018，46（34）：105-110.
[11]冷阳，汪金成，李炜钦，等.洞庭湖区重金属分布特征及潜在生态风险评价[J].人民长江，2018，49（ 21）：13-19.
[12]GB15618 - 2018，土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准[S].
[13]钱贞兵，唐晓先，徐升，等.巢湖湖区底泥重金属污染状况评估[J].安徽农业大学学报，2018，45（4）：690 - 695.
[14]王慧，于伟鹏，黑亮.污染底泥处理及资源化利用研究进展[J].人民珠江，201 5，36（3）：121 -124.
[15]何姝，肖玲君，李梦婷.区域性河流水质污染状况及防治策略[J].技术与市场，201 9，26（10）：133—1 34.
作者简介：黄锐（1988-），工程师、主要从事环境检测工作;
苏贺（1992-），技术员，主要从事环境检测工作;
赵丹（1994-），技术员，主要从事环境检测工作。
基金项目：2019年广西北部湾经济区发展专项资金（重大人才）项目
关键词：心圩江;底泥;重金属;潜在生态风险评价;处置
中图分类号：U491 文献标识码：A DOI： 10. 13282/j. cnki. wccst.2019. 12. 052
文章编号：1673 - 4874（2019）12 - 0197 - 04
0 引言
河流底泥作为河湖中的沉积物，是自然水体中的重要组成部分。当自然水体受到外界的重金属污染后，重金属离子会通过沉淀、吸附作用逐步沉降于河流底部，并富集于河流底泥之中，当水体环境污染达到一定的阈值时，重金属会重新释放，成为二次污染源，对水质造成影响[1]。而含重金属等的污染物具有稳定、残留时间长和富集性强等特征，会造成重金属在水生生物体内富集，进而逐级影响整个水生食物链[2]。目前，河流底泥环境治理的方向是：既能够改善污染水域的水体质量，又能够将河流底泥资源化利用，达到循环经济和可持续发展的要求[3]。
心圩江位于广西壮族自治区南宁市西部的西乡塘辖区内，是南宁市重要的内河之一，其流向由北向南，上游流经砾岩、砾状砂岩及坭岩地带，中游流经南宁盆地，在上尧码头南约600 m处注入邕江。心圩江周边存在较多企业和居民，过量纳污，超出心圩江水环境容量导致变黑发臭，形成黑臭水体问题[4]。为摸清心圩江底泥重金属污染现状，本研究以心圩江底泥作为研究对象，通过对心圩江底泥进行检测分析，对底泥的处置提出建议，为相关部门单位实施有效治理提供依据。
1 材料与方法
1.1 检测方法及点位布置
根据《土壤环境检测技术规范》（ HJ/T 166 -2004）[5]，在心圩江及其支流共布设16个检测断面，同时在心圩江每个拐点及桥梁等位置均匀布点，保证检测点位在排污口前后均匀分布。心圩江底泥检测项目有pH、含水量、Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As、Hg和Cr共10个指标，检测方法参照《土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法第2部分土壤中总砷的测定》（GB/T 22105.2—2008）[6]、《土壤 总铬的测定火焰原子吸收分光光度法》（HJ 491 - 2009）[7]、《土壤镍的测定火焰原子吸收分光光度法》（GB/T17139- 1997）[8]及《土壤质量铜、锌的测定火焰原子吸收分光光度法》（GB/T 1 71 38 - 1997）[9]。采样点位均为柱状样品采集，采样深度为50 cm，以0～10 cm、10～20 cm、20～50 cm分为3个底泥样品，混合均匀后带回实验室分析。共设48个检测点位，每个检测点位均设置3组平行样。样品中Cu、Zn、Pb和Cd采用原子吸收分光光度计WFX- 130A测定;As和Hg采用AFS - 230E型双道原子荧光光度计（YQ -044）测定;Ni和Cr采用iCE3500型原子吸收光谱仪（YQ- 105）。具体采样点分布如图1所示。
1.2 风险评价方法
心圩江及其支流重金属污染源风险评价方法采用瑞典科学家Hakanson提出的潜在生态风险指数法[10]，该方法不仅考虑到底泥重金属污染物含量，同时综合考虑了多元素之间的协同作用和毒性水平、污染程度以及环境对重金属污染的敏感性的问题。潜在生态风险指数法中评价标准值以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB 156 - 2018）为标准[11-12]。风险评价公式如下所示：
2 结果与分析
2.1 检测结果统计及重金属含量分析
检测结果表明：Cu、Ni、As和Cr均未超过农用地土壤污染风险筛选值;Zn在M8左（0～10 cm）处超过筛选值1 6%，在M8左（10～20 cm）处超过筛选值22. 7%，在M8右（0～10 cm）处超过筛选值20.7%，在M8右（10～20 cm）处超过筛选值25. 6%;Pb在M8左（10～20 cm）处超过筛选值29. 3%，在M8左（20～50 cm）处超过筛选值14. 3%;Cd在M6（20～50 cm）处超过筛选值73.7%，在M9中（10～20 cm）处超过筛选值11 7%;Hg在M8左（20～50 cm）处超过筛选值87. 9%（详见表1）。所有监测点位均未超过农用地土壤污染风险管制值。
通过监测结果可以看出心圩江底泥中重金属含量普遍较低，同时各个超过农用地土壤污染風险筛选值的点位不具有规律性，也不具备一定的分布形态，可以表明心圩江不同流域的重金属污染具有较大的差异性（P<0.05），原因可能是因为排污河段位置不同造成的。
从表1可以看出，Hg在心圩江底泥中的含量整体偏低，但M8左（20～50 cm）超过农用地土壤污染风险筛选值，Hg最大值和最小值之间差异倍数有79倍，表明M8左检测点位上游可能存在排污企业，导致重金属元素Hg在该检测点位富集。结合M8左、M8中和M8右检测断面位于同一桥梁下方，该流域横断面重金属污染超过农用地土壤污染风险筛选值的检测点位较多，而M7检测断面重金属污染超过农用地土壤污染风险筛选值的检测点位只有1个，这进一步表明在M7至M8流域断面之间存在排污企业。
2.2 重金属潜在生态风险评价 重金属容易富集于底泥之中，而心圩江周边有较多企业，历史沉积性的污染可能在今后不断从底泥中释放，从而会进一步污染水体，故采用潜在生态风险评价指数法对心圩江底泥重金属污染的潜在生态风险进行分析评价，这一方面可以明确重金属污染的相关水平;另一方面能够为底泥重金属污染的有效控制和科学治理提供科学依据[13]。
根据对底泥中的重金属潜在生态风险分析，RI值<150，其潜在生态风险为低;RI值处于150～300区间，其潜在生态风险为中;RI值>300，其潜在生态风险为高。从检测数据中可以明显看出心圩江底泥重金属潜在生态危害指数RI值在21.2～386.8之间，平均值仅为58.5，远<150，潜在生态风险属于低级，这说明心圩江底泥重金属污染程度相对较低。通过对各类重金属的平均值的计算可以得到8种重金属的潜在生态危害由大到小依次为Hg>Cd>Pb>As>Ni>Cu>Zn>Cr。由此也可以看出Hg单因子污染系数虽然较低，但其污染物生物毒性响应因子最高，所以是心圩江主要重金属污染源，其余7种重金属污染源潜在生态风险参数均<40，属于低危害程度。但不同流域周边有不同企业，环境不同，会对其底泥中的重金属含量产生一定的差异性。M8左和M9左两个点在不同深度的底泥潜在生态风险指数较高，结合其重金属含量检测图可以看出，M8检测点位受到上游企业或生活排污造成其潛在生态风险指数增高，但随着河流的稀释作用和生态环境的自我调节能力的作用，在M9检测点位，潜在生态风险指数降低。由此表明，为降低心圩江河流底泥的潜在生态风险指数，对排污企业的废水或生活排污废水中的重金属进行处理后排放就显得尤为重要。
2.3 污泥处置建议
心圩江河流较长，且周边环境差异较大，因此河流底泥污染程度和重金属成分也有一定的差异性。应对心圩江底泥进行系统检测及分析，为确保资源化过程中能够取得最优的方法，可对心圩江底泥进行分类处置：未超过农用地土壤污染风险筛选值的底泥可以通过自然风干或机械脱水后，投加适当量的脱水底泥作为土壤改良剂用于农用地中，河流底泥中含有较多的微量元素，如Cu、Zn等，均是植物生长必需的微量元素之一，也含有丰富的有机物和N、P、K等营养元素，能够改良土壤结构，增加土壤肥力，促进作物生长。同时，也可以和化肥以一定量的配比混合成有机无机复合肥料，在蔬菜上进行使用，一方面能够增加产量，另一方面能够降低肥料的成本。因该部分底泥重金属含量相对较低，还可以通过底泥建设人工湿地，如美国将阿拉巴马州的盖亚尔渠作为底泥处置场所，将其改造为湿地作为野生动物的栖息地[14]。结合《土壤环境质量标准农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618 - 2018）分析，心圩江底泥M6检测点、M7检测点、M8检测点、M9检测点四处有部分重金属超出农用地土壤污染风险筛选值，但未超过农用地土壤污染风险管制值，考虑到其重金属累积作用的影响，不宜作为农用肥料或农用土壤改良剂，但可以将其脱水后施用于林地、园林绿地，可促进观赏性树木、花卉等生长，又不易通过食物链、食物网造成重金属富集的危害;若进一步考虑其重金属污染的潜在危害，可以通过固化的方式实现底泥的资源化利用。如底泥加入水泥、石膏和粉煤灰等物质，改良污泥物理化学性质，作为填料，一方面能够满足工程需求，利用底泥固化得到的填料具有耐冲刷、耐腐蚀等特点;另一方面充分回收利用资源，解决土石方资源匮乏的问题，该方法也是保证河流底泥重金属污染控制的有利方法之一[15]。
3 结语
本研究对心圩江中的底泥重金属含量进行监测及潜在风险源的评价，结果表明心圩江整体重金属污染程度相对较低。
根据心圩江底泥样品评价结果，建议心圩江底泥超过农用地土壤污染风险筛选值，但未超过农用地土壤污染风险管制值部分可用于林地或通过固化作为填料使用;未超标部分作为农用地土壤使用。
参考文献
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[15]何姝，肖玲君，李梦婷.区域性河流水质污染状况及防治策略[J].技术与市场，201 9，26（10）：133—1 34.
作者简介：黄锐（1988-），工程师、主要从事环境检测工作;
苏贺（1992-），技术员，主要从事环境检测工作;
赵丹（1994-），技术员，主要从事环境检测工作。
基金项目：2019年广西北部湾经济区发展专项资金（重大人才）项目