喀斯特地貌土壤重金屬污染負荷評價模型研究*

李長虹 武曉峰,2# 韓京成 郭瀛莉

(1.水科學與工程研究中心，清華大學深圳國際研究生院，廣東 深圳 518055；2.水沙科學與水利水電工程國家重點實驗室，清華大學水利水電工程系，北京 100084)

目前我國土壤重金屬污染狀況不容樂觀，尤其是中南和西南地區喀斯特地貌地區的礦區重金屬污染十分嚴重[1-2]。通過重金屬污染負荷評價模型可以有效分辨出流域內污染負荷較大的土壤重金屬污染源，為流域內優先治理此類污染源指明方向。機理模型如SWAT-HM模型[3]在土壤重金屬污染負荷評價上存在模擬精度偏低、評價誤差較大的現象。為此，國內外研究者開始研發半機理模型。QIAO等[4]研發了重金屬橫向遷移模型，但該模型需要用土壤和水評價工具計算小流域的產流量與產沙量，因此在喀斯特地貌地區建模仍會存在較大誤差。潛在污染指數模型(PPI)可以有效避免喀斯特地貌水文模型難以建立、污染物質遷移機理復雜、水文氣象監測數據匱乏等問題[5-8]。然而，由于PPI的評價對象比較廣泛，并不能完全適用于僅考慮重金屬的喀斯特地貌土壤重金屬污染負荷評價。因此，本研究將對PPI進行改動，以期得到適用于評價喀斯特地貌土壤重金屬污染負荷的模型。

1 PPI簡介

PPI屬于半機理模型，適用于小流域，側重于考慮污染源自身的屬性，如空間地理位置、高程、土地利用類型、土壤類型、污染物種類等，將污染物由污染源遷移到河流的過程簡化為3個環節，分別為污染物的產生、污染物的遷移和污染物的衰減。因此，潛在污染指數(PI)包含3項，分別用加權的土地利用指數(LCI)、徑流指數(ROI)和距離指數(DI)來表征污染物的產生、污染物的遷移和污染物的衰減，計算公式見式(1)。各項權重系數由專家打分得到。

PI=a×LCI+b×ROI+c×DI

(1)

式中：a、b、c分別為土地利用指數、徑流指數和距離指數的權重系數，目前比較公認的取值分別為4.8、2.6、2.6。

土地利用指數反映的是污染物的產生，由專家根據土地利用類型進行打分，用以評價不同土地利用類型下的污染物產生能力，分值范圍為[0,1]；徑流指數反映了土地利用類型、土壤類型和坡度對污染物遷移可能產生的影響，具體計算參考文獻[9]，分值范圍為[0,1]；距離指數反映了污染物在匯入河流過程中的衰減，分值范圍為[0,1]，采用經驗公式(見式(2))計算。

DI=e-0.006 036D

(2)

式中：D為根據水力路徑計算出的到河流的實際坡面距離，以5 m×5 m的柵格數計。

2 對PPI的改進

PPI中的土地利用指數具體到喀斯特地貌土壤重金屬潛在污染負荷評價計算中顯得過于寬泛，為了能準確評價喀斯特地貌土壤重金屬污染源，將PPI中的土地利用指數替換為更加明確的重金屬指數(MI)，得到改進的PPI(M-PPI)，改進的潛在污染指數(MPI)計算公式見式(3)。

MPI=a×MI+b×ROI+c×DI

(3)

2.1 引入重金屬指數

重金屬指數反映了土壤重金屬污染源在降雨情況下的重金屬產生能力,使用重金屬污染源的浸出濃度代表重金屬的產生,首先根據式(4)計算重金屬綜合污染指數，再根據式(5)計算出重金屬指數。

(4)

(5)

式中：P為重金屬綜合污染指數；Ci為重金屬i的浸出質量濃度；Si為重金屬i的標準質量濃度；Pmax、Pmin分別為所有污染源中重金屬綜合污染指數的最大值和最小值。Ci和Si的單位根據實際情況而定。

2.2 健康風險理念的引入

由于重金屬種類繁多，計算中若考慮所有能檢測到的重金屬，既會造成采樣、檢測的繁雜，又會造成時間與資源的浪費，因此選擇幾種主要的重金屬進行計算。

機理模型在選取主要重金屬時通常是根據不同重金屬的流域污染負荷大小或其土壤全量大小來確定，而忽略了重金屬健康風險特性。然而，重金屬污染防治的主要目的之一就是保護人體健康[10]，而且不同重金屬的健康風險效應差別很大。因此，有必要將健康風險理念引入到模型的改進中，通過健康風險評價來確定主要重金屬。健康風險評價的計算方法參考《污染場地風險評估技術導則》(HJ 25.3—2014)[11]。

2.3 權重系數的改動

專家打分既是PPI的亮點也是不足，該方法雖然避免了當前權重系數算不準的問題，卻也缺乏機理性，受專家主觀因素影響較大，因此確定科學的權重系數是M-PPI進行準確評價的關鍵。

在借鑒PPI公認的權重系數的基礎上，考慮到重金屬在遷移過程中的難降解性，以及模型在喀斯特地貌土壤的適用性等因素，本研究認為重金屬的產生權重應大于其遷移的權重，遷移的權重應大于衰減的權重。在經過咨詢多位環境、水利相關專家以及喀斯特地貌礦區治理工作人員的意見后，并出于計算的方便，最終確定重金屬指數、徑流指數和距離指數的權重系數分別為5、3、2。

2.4 引入潛在污染指數總量與潛在污染指數強度

PPI一般只考慮污染物潛在污染指數的分布。考慮到礦區的重金屬廢渣堆存在明顯的堆放界限，因此在得到各廢渣堆重金屬潛在污染指數后可以利用地理信息系統(GIS)相關軟件進行空間加和計算各廢渣堆的潛在污染指數總量(MPIsum)，再根據各廢渣堆的面積進行空間平均計算各廢渣堆的潛在污染指數強度(MPIave)，這兩個指標比單純的污染物潛在污染指數更有意義。

3 M-PPI的應用

選取了某喀斯特地貌地區的小流域作為本研究的應用研究對象，該地區夏季高溫多雨，比較容易發生水土流失。同時，流域內存在大量與礦業相關的在產或關閉企業，有大量重金屬污染源，可以認為是國內有代表性的喀斯特地貌土壤重金屬污染地區。

本研究選取了流域內6個典型的重金屬廢渣堆(以下簡稱廢渣堆)進行案例應用研究。

根據健康風險評價結果，確定該流域內的主要重金屬為As、Cd、Sb，其標準濃度使用《National primary drinking water regulations》(EPA 816-F-09-004)[12]中的相應標準。各廢渣堆的重金屬浸出濃度見表1。根據表1計算出各廢渣堆的重金屬指數。

表1 各廢渣堆的重金屬浸出質量濃度

從地理空間數據云(http://www.gscloud.cn/)的數字高程數據中獲取研究區域的土地利用類型和坡度數據，從土壤科學數據庫(http://vdb3.soil.csdb.cn/)獲得流域的土壤類型為紅壤土，由此可以得到徑流指數分布。

從地理空間數據云(http://www.gscloud.cn/)的數字高程數據中獲取研究區域的實際坡面距離，由此得到距離指數分布。

由重金屬指數、徑流指數和距離指數加權求和得到6個廢渣堆改進的潛在污染指數。

各廢渣堆的潛在污染指數總量與潛在污染指數強度計算結果見圖1。從圖1(a)各廢渣堆的潛在污染指數總量排序來看，不同廢渣堆的潛在污染指數總量差別較大，廢渣堆1、廢渣堆5和廢渣堆4的潛在污染指數總量較大。從圖1(b)各廢渣堆潛在污染指數強度排序來看，各廢渣堆的潛在污染指數強度差異不大。由此說明，6個廢渣堆的潛在污染指數強度比較接近，潛在污染指數總量與各廢渣堆的面積有較大關系。兩個指數的信息可以互為補充，在實際應用中，決策者可以根據具體需要，結合這兩個指數制定合理的治理方案。

4 結 論

(1) 在PPI的基礎上，將土地利用指數替換為重金屬指數，并且重金屬的選擇考慮健康風險，考慮到喀斯特地貌土壤重金屬的產生、遷移和衰減權重的關系，對重金屬指數、徑流指數和距離指數的權重系數進行了優化，最后引入潛在污染指數總量和潛在污染指數強度來評價喀斯特地貌礦區土壤的重金屬污染負荷，比只考慮污染物潛在污染指數更加合理。

圖1 潛在污染指數總量與潛在污染指數強度Fig.1 Total potential pollution index and potential pollution index intensity

(2) 將M-PPI應用于國內典型的土壤重金屬污染地區(某喀斯特地貌地區小流域)，發現6個廢渣堆的潛在污染指數總量差別較大，而各廢渣堆的潛在污染指數強度差異不大。兩個指數的信息可以互為補充，在實際應用中，決策者可以根據具體需要，結合這兩個指數制定合理的治理方案。