1 引言(Introduction)

北运河流域(北京段)是北京市非常重要的排洪和景观流域, 承担着中心城区90%以上的排水任务, 是连接中心城和副中心的生态纽带, 是维持北京、廊坊、天津的重要生态廊道(樊平等, 2020).经过“十一五”以来的持续治理, 水环境质量持续好转, 但水质仍处于五大水系之末(北京市生态环境局, 2019).2015年4月国务院发布《水污染防治行动计划》(水十条), 要求在2020年建成区黑臭水体控制在10%以内.为彻底消除黑臭水体, 北京市排查全市黑臭水体141条段, 其中北运河流域占据55%.同年12月, 《北京市水污染防治工作方案》提出到2017年中心城、新城的建成区基本消除黑臭水体.2016北京市出台第二个“三年行动方案”, 将全市黑臭水体治理任务提前至2017年底前完成, 北运河流域黑臭水体治理任务十分艰巨.随着流域内黑臭水体治理的持续推进, 清淤成为去除黑臭水体内源污染的一项重要措施(冀峰等, 2016；潘涛等, 2019), 并在北运河流域广泛应用.但是产生的巨量底泥处理处置问题却成为清淤的瓶颈(石稳民等, 2020), 处置不当会产生更严重的二次污染(单保庆等, 2011；李长阔等, 2012), 也制约着北运河绿色生态廊道建设.

清淤产生的底泥量大且集中, 与污泥相比, 底泥成分相对简单, 大多来自于土壤, 性质与土壤类似(朱广伟等, 2001).底泥中含有有机质、氮磷等营养盐和Cd、As、Pb等有毒重金属(张鑫等, 2020).在一定条件下会成为上覆水的污染物源, 造成水体COD、总氮和总磷浓度升高甚至超标(姜霞等, 2011；王睿等, 2018；Raaphorst et al., 1996；黄锐等, 2019), 对上覆水来说是一种污染物, 对土壤来说却是营养成分.国内外针对底泥处置开展了大量研究, 普遍认为林地、城市绿地、农田等土地利用是底泥处置较为经济的资源化方法(黄翔峰等, 2019；林莉等, 2014；CAN, 2018；McGrath et al., 1994).将底泥回用于土地不仅可以消纳巨量的底泥, 还能实现大量资源的良性循环(宁建凤等, 2008).但因底泥中重金属具有环境持久性(Zhao et al., 2018), 释放到水体或环境中会进入食物链, 进而影响到生态系统, 在开展底泥土地利用之前进行底泥污染特征分析和生态风险评价非常重要(Edwards et al., 1995；Papagiannis et al., 2004；徐其士等, 2020).

为研究北运河河道底泥土地利用的可行性, 本研究选取既位于北运河流域、又位于北京城市副中心、同时存在内源污染的中坝河作为研究对象.通过开展中坝河底泥的有机质、氮磷营养盐、重金属污染物特征分析, 并据此进行污染和生态风险评价, 摸清中坝河底泥污染状况和生态风险, 探索底泥土地利用的可能性, 为北运河流域类似的河道底泥评价及处置提供参考.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区域

中坝河位于北京市通州区宋庄镇内, 属于北运河二级支流, 上游为小中河, 在通州区境内长11.23 km.2016年被判定为轻度黑臭水体, 沿河存在3个主要的排污口和1条污染性支流(见图 1), 河道堆放大量垃圾, 污染严重.2016年开始, 通州区开展了中坝河流域控源截污工程和周边村庄沟渠清淤工程.治理后中坝河外源污染基本得到控制, 水环境得到大幅度改善, 黑臭水体初步销号.但在2018年出现黑臭问题反弹, 经分析, 在补水达标、外源污染控制的情况下, 黑臭问题反弹很可能是内源污染物释放造成.为此, 拟开展河道清淤, 同时处置清淤产生的底泥.

2.2 样品采集与处理

为了尽量降低空间差异性带来的误差, 在支流汇入口、排污口、村庄沟渠排入口上下游均设置采样点, 其他无污染源汇入的河段采样点适当减少, 共设置采样点8个(S1~S8), 采样点坐标见表 1, 分布见图 1.根据实际清淤工程需要, 清淤产生的底泥为设计河底高程之上部分, 因此采集设计河道高程以上底泥的混合样.采用实验室专利柱状采泥器(李炳华等, 2020), 在每个采样点采集全柱状底泥样品, 采样深度至河道设计底高程以下20 cm, 样品深度范围在65 ~118 cm.初步去除杂物后采用四分法获取柱状样的混合样, 密封至保鲜袋中, 运回实验室, 通过自然风干、筛检、研磨、过100目筛获取样品装袋待分析.

2.3 底泥污染与风险评价方法

底泥分析指标包含pH、有机质、全氮、全磷、Ni、Cd、Cu、Zn、Hg、Pb、As和Cr共12个指标.参照土壤农化常规分析方法(鲍士旦, 2008)测定pH、有机质、全氮、全磷；参照《土壤镍的测定火焰原子吸收分光光度法》(GB/T17139—1997)、《土壤质量铜、锌的测定火焰原子吸收分光光度法》(GB/T17138—1997)、《土壤质量总汞、总砷、总铅的测定原子荧光法》(GB/T22105.1—2008)、《土壤总铬的测定火焰原子吸收分光光度法》(HJ491—2009)方法分析8项重金属.

按照《中国土壤普查技术》(全国土壤普查办公室, 1992)评价底泥的pH、有机质、全氮和全磷所处肥力水平；参照北京市土壤背景值(陈同斌等, 2004)、《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(GB 15618—2018)》和《绿化种植土壤(CJ/T 340—2016)》(住房与城乡建设部, 2016)评价重金属污染, 其标准限值见表 2.利用变异系数分析各污染物指标空间分布离散程度(陈明等, 2019), 采用Pearson相关系数和主成分分析法对污染物开展溯源分析(Gailey et al., 1985；颜常春等, 2019).

采用内梅罗综合污染指数法评价底泥氮磷污染状况(孟翠等, 2019), 这种方法兼顾了高浓度污染物和多种污染物综合对环境质量的影响, 计算公式为：

(1)

式中：P为综合污染指数；C_n为污染物浓度(mg·kg^-1)；S_n为污染物控制标准(mg·kg^-1), 鉴于国内没有统一的土壤全氮、全磷控制标准, 分别参照文献中中国东部浅水湖泊沉积物TN 1111 mg·kg^-1、TP 457 mg·kg^-1背景值(王健等, 2014), 太湖1960年沉积物TN 670 mg·kg^-1、TP 440 mg·kg^-1基准值(王苏民等, 1998)、加拿大安大略省环境和能源部1992年发布的能引起最低级别生态风险效应的TN 550 mg·kg^-1、TP 600 mg·kg^-1阈值(Leivuori et al., 1995)和美国沉积物TN 1000 mg·kg^-1、TP 420 mg·kg^-1基准值(王佩等, 2012)作为控制标准开展评价；(C_n/S_n)_max为污染指数最大值, (C_n/S_n)_ave为污染指数平均值.

综合污染指数评价标准见表 3(宁建凤, 2008).

采用潜在生态危害指数法(Hakanson, 1980)评价底泥重金属的环境生态风险.该方法同时评价单个重金属的污染系数和重金属的毒性水平, 同时还包括潜在的生态危害系数和底泥中多种重金属综合潜在的危害指数(赵胜男, 2013), 在底泥污染物对环境的影响评价中应用最广泛(王向辉, 2019).其具体计算见公式(2)和(3).

(2)

(3)

式中, E_rⁱ为单因子污染物的生态危害系数；T_rⁱ为重金属的毒性响应系数, 采用Hakanson制定的标准化重金属毒性响应系数作为评价依据, 取值见表 2；C_rⁱ为某一种金属的污染系数(mg·kg^-1)；C_sⁱ为底泥中重金属元素的实际浓度值(mg·kg^-1)；C_nⁱ为重金属元素的地球化学背景值(mg·kg^-1), 在本研究中取北京地区的土壤环境背景值(陈同斌等, 2004), 见表 2；RI为多种重金属综合潜在生态危害指数.判定标准见表 4(王向辉等, 2020).

2.4 数据处理与分析方法

采用EXCEL软件进行数据处理和图表绘制, 利用SPSS21软件开展Pearson相关性和主成分分析.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 底泥污染物空间分布特征 3.1.1 pH、有机质、氮磷

中坝河底泥pH在7.5~8.2之间(表 5), 平均值为7.8, 为弱碱性.变异系数为4%, 为弱变异水平.说明中坝河底泥pH较为均匀, 沿河道变化水平不大.

有机质含量在14.85~77.99 mg·kg^-1之间, 平均值为33.11 mg·kg^-1, 对照《中国土壤普查技术》中养分分级标准为二级标准, 说明有机质含量属于上等水平.根据有机质含量沿程变化情况, 发现从上游点位S8到S4有机质分布较均为, 变化不大, 而在点位S3、S2和S1有机质含量显著增高, 说明在中坝河S3点位及下游, 存在外源污染汇入情况.从中坝河沿程主要排污口和污染支流分布看(见图 1), 在S4和S3之间有一条污染性支流徐双沟汇入, 控源截污之前徐辛庄和部分大庞村污水直排入徐双沟, 同时在点位S3和S2之间存在双埠头村排污口, 历史上双埠头村污水直排入河, 造成S3及下游河段有机质显著增高并在下游累积.有机质的变异系数为73%, 进一步说明有机质沿河道分布极不均匀, 受到人为因素污染较重.

全磷、全氮含量范围分别为423.60~1124.83 mg·kg^-1和431.67~3473.33 mg·kg^-1, 平均含量分别为759.94 mg·kg^-1和1295.21 mg·kg^-1.对照《中国土壤普查技术》中全磷和全氮分级标准, 全磷和全氮均为三级标准, 说明氮磷肥力属于中上等水平.从底泥氮磷沿河道流向分布看, 全磷含量变化较平缓, 全氮含量变化趋势与有机质高度一致, 均在S3及下游含量显著增高(图 2).全磷变异系数为25%, 说明全磷在全河道分布较均匀；全氮变异系数为85%, 说明全氮沿河道变化较大, 分析原因与有机质类似, 为支流徐双沟及周边村庄污水直排导致.底泥中有机质、氮磷含量和分布分别见表 5和图 2.

通过与中国东部浅水湖泊沉积物氮磷背景值(王健等, 2014)、太湖1960年沉积物氮磷基准值(王苏民, 1998)、加拿大安大略省环境和能源部1992年发布的能引起最低级别生态风险效应的氮磷阈值(Leivuori et al., 1995)和美国沉积物氮磷基准值(王佩等, 2012)比较, 均超过了背景值.说明中坝河底泥中氮磷存在累积和污染.

将中坝河有机污染物含量与北运河流域内其他河道相比, 可以进一步了解中坝河底泥有机污染水平.与上级河道小中河底泥营养物质含量相比(杨兰琴, 2020), 中坝河有机质含量相对更高, 而全磷、全氮相对较低, 总体有机质、氮磷污染水平相当；与清河(潘涛, 2019)、北运河主河道(任万平, 2013)、上游沙河水库底泥(孙文等, 2019)、治理前的凉水河(史瑞君等, 2019)相比, 中坝河有机污染物总体含量偏低, 说明中坝河底泥有机污染在北运河流域中相对较轻.

3.1.2 重金属

8种重金属在所有点位均有检出, 检测结果见表 6.从8项重金属的变异系数可以看出, 所有重金属变异系数均较大, 为32%~79%, 变异系数按大小排序为Hg>Cd>Zn>Ni>Pb>Cr>Cu>As, 说明中坝河底泥重金属分布很不均匀, 受到人为影响较大.对照北京市土壤环境背景值(表 2), 从整条河道每项重金属平均值来看, 除了As的平均值未超过土壤环境背景值外, 其他点位重金属均值均超过背景值.从每个点位重金属绝对值来看, Cd、Cu、Zn、Cr在绝大多数点位超过背景值, 说明中坝河底泥存在不同程度的Cd、Cu、Zn、Cr累积.这4种重金属的分析结果表明, Cd、Cu、Zn、Cr均在点位S5达到最高值, 其次为点位S4和S3(图 3).分析原因发现, 在控源截污之前点位S5上游存在大庞村污水直排, 规模达到2300 m³·d^-1, S3上游有徐双沟污染支流汇入, S2上游有双埠头村排污, 造成附近及下游河段重金属超标和富集, 该结果与有机质、氮磷污染情况较一致.对照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(GB 15618—2018)》表 1重金属管控值, 仅有两个点位S4和S5的Cd超标, 其他点位重金属均未超标.对照《绿化种植土壤(CJ/T 340—2016)》重金属管控值, 除S5点位Cd达不到II类标准外, 其他点位所有重金属均能满足园林绿化标准.

与上游河道小中河重金属含量对比, 除As和Cr外其他重金属均超过小中河(杨兰琴等, 2020)；与通州区河流底泥重金属均值(伍娟丽等, 2020)对比发现, 除Hg显著低于通州均值外, 其他含量基本一致；与北京市中心城河流重金属含量(王永刚等, 2017)相比, Cd、Cr含量比中心城高, 而Hg、Cu、Pb、As相比更低.

3.1.3 有机质、氮磷与重金属相关性及来源分析

对中坝河底泥中有机质、氮磷和8种重金属开展Pearson相关性分析(表 7), 发现除Hg和As与其他重金属元素没有相关性外, Ni、Cd、Cu、Zn、Pb、Cr间均呈显著性相关, 这说明除Hg和As外, 其他重金属具有同源性(李军, 2008).有机质、全氮和全磷的相关性表明, 有机质与全氮显著相关, 而有机质与全磷、全氮与全磷相关性不大, 这说明中坝河底泥中总氮可能大部分来源于有机质中的有机氮, 或者是吸附于有机质组分的颗粒性氮(孙文等, 2019), 总磷可能大部分来源于无机磷.有机质、全氮、全磷与重金属均不相关, 这也解释了重金属在S5富集明显, 而有机质和全氮仅在S3达到最大值, 这说明两个点位污染源成分不同.用主成分分析法进一步分析底泥中污染物的来源, 发现大于1的特征根有3个, 其累积方差达到91.3%, 表明从污染物中提取出3个主成分可以代表大部分污染物信息.通过污染物因子荷载分析(图 4), 发现除Hg和As外其他重金属均在第一主成分, 贡献率达53%, 也说明Ni、Cd、Cu、Zn、Pb、Cr来源相同；第二主成分为全磷、Hg和As, 贡献率为23%；第三主成分为有机质和全氮, 贡献率为15%.通州区位于九河末梢, 工业在1997—2010年期间经历了较大的发展(伍娟丽, 2020), 河道治理前两岸存在工业和村庄, 加之通州上游地区工业和生活污水通过河道最终汇入通州下游河段, 推测中坝河底泥中重金属和污染物主要来源于工业和生活污水, 其中S5点位重金属富集明显, 推测曾经排过含重金属的工业污水；而S3点位有机质和全氮累积, 受生活污水影响可能性较大.

3.2 底泥氮磷污染状况评价

根据4种不同底泥氮磷基准值计算出来的内梅罗综合污染指数见表 8.发现标准选取不同, 每个取样点位的污染级别判定结果差异性较大.当选取的基准值越小, 综合污染指数越高, 显示污染严重.如太湖背景值和加拿大背景值相对较低, 计算出的综合污染指数较大, 河道综合评价为重污染级；而东部湖泊背景值和美国基准值几乎是前者总氮基准值2倍, 计算出的综合污染指数较小, 河道综合评价为底泥氮磷轻污染级.但无论选取哪种基准值评价, S3、S2和S1综合污染指数均最大, 属于河道中污染最严重的点位, 影响着整条河道污染状况.此结果与有机质、氮磷含量空间分布特征一致.

3.3 底泥重金属生态风险评价

单项重金属潜在生态风险危害系数和综合潜在生态风险危害指数结果见表 9.Ni、Cd、Cu、Zn、Hg、Pb、As、Cr的综合潜在生态风险危害系数分别为5、116、9、2、46、5、8、6, 按大小排序为Cd> Hg > Cu > As >Cr> Ni = Pb > Zn, 说明Cd的危害系数最大, 其次为Hg, 危害系数最小的为Zn.对照表 4判定出中坝河中Cd为强污染, Hg为中等污染, 其他重金属为轻度污染.参考伍娟丽等(2020)对通州区河流沉积物重金属污染评价结果, 通州区河流底泥Hg元素具有极强生态风险, Cd具有中等生态风险, 其余重金属的生态风险均为轻度.中坝河重金属污染情况在通州区河流中相对较轻, 但污染最严重的均为Cd和Hg, 结果较一致.不同点位的污染程度分布(图 5)可以看出, 点位S2到S6都存在不同程度的污染, 在点位S4和S5达到了强污染级, S2、S3和S6为中等污染级, 其他点位属于轻微污染级.点位S5上游曾经有大庞村排污口, 推测可能排放过重金属污染的工业污水, 使得S5和S4底泥受到强污染, 受其影响上下游S6和S3、S2为中等污染.从整条河道的平均综合潜在生态风险危害指数可以看到, 中坝河整体为中等污染级.

结合上述分析成果, pH是底泥资源化利用非常重要的参数, 不仅影响底泥的肥力, 还会影响底泥中重金属的赋存状态、迁移性和有效性(李天杰等, 2004), 中坝河底泥为弱碱性, 适合绝大多数植物生长.底泥中有机质释放会造成上覆水COD升高, 对于土壤却是肥力的象征, 中坝河底泥有机质含量丰富, 为二级肥力水平, 具有较好的保水保肥效果.中坝河底泥处于氮磷污染状态, 回用于土地是较好的氮磷营养源, 经评价底泥全氮全磷为三级标准, 处于中上等水平, 表明底泥具有较强的氮磷供应能力(宁凤建, 2008).总体而言, 中坝河底泥肥力较好, 具有较好的保水保肥和供氮磷能力.重金属指标除了个别点位达不到农用和园林绿化Ⅱ级标准外, 其他点位均可以达到农用和园林绿化的环境质量标准, 所有点位均能达到园林绿化Ⅲ级标准.考虑到中坝河底泥按照较严格的农用地标准评价为中等潜在生态风险, 建议中坝河底泥直接施用于道路绿化带、工厂附属绿地等有潜在污染源的绿/林地或防护林等与人接触较少的绿/林地.

4 结论(Conclusions)

1) 中坝河底泥中有机质、氮磷和重金属空间分布不均匀, 受历史排污口污水直排等人为因素影响, 中下游存在污染物累积和污染.相关性和主成分分析结果表明Cd、Zn、Ni、Pb、Cr、Cu显著相关, 具有同源性, 可能来自大庞村及周边的工业污水；有机质与全氮显著相关, 可能来自双埠头村及周边的生活污水.

2) 中坝河下游底泥氮磷污染状况最严重, 属于轻度污染或重污染.重金属风险评价显示中坝河主要受到Cd和Hg污染, 中游为强污染级, 下游为中污染级, 整条河道为重金属中等污染.

3) 中坝河底泥为弱碱性, 有机质含量丰富, 氮磷含量属于中上等水平, 底泥肥力条件较好.重金属浓度均能达到园林绿化三级标准限值, 风险可控, 建议中坝河底泥施用于道路绿化带、工厂附属绿地等有潜在污染源的绿/林地或防护林等与人接触较少的绿/林地.