污染水體底泥重金屬污染現(xiàn)狀及植物修復(fù)技術(shù)進(jìn)展

陳秀粉，趙新民，翟德勤，陳述可，陳信山，劉海博，許 真

（中電建水環(huán)境治理技術(shù)有限公司，廣東 深圳 518102）

隨著我國經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，大量生活污水、工業(yè)廢水等未處理或未有效處理直排入河，導(dǎo)致河流污染加劇，尤其是城市河流污染尤為嚴(yán)重。污水中的有害物質(zhì)在底泥中不斷累積富集，底泥成為主要的沉積相和污染源，其沉淀下來的污染物多數(shù)超過標(biāo)準(zhǔn)，其中以重金屬最為嚴(yán)重，如鉻、鉛、鋅、銅等。底泥中的重金屬毒性大、易于富集、不易降解，對(duì)底棲生物、水生植物和上覆水體中的生物產(chǎn)生不利影響，并通過生物鏈傳遞給人和動(dòng)物，對(duì)環(huán)境和人體健康具有潛在威脅，如日本骨痛病、水俁病等。另外，底泥中的重金屬不穩(wěn)定，當(dāng)上覆水水體擾動(dòng)、水質(zhì)變化時(shí)，底泥沉積的重金屬重新釋放到水體，引起水體二次污染。因此，底泥重金屬污染對(duì)于水環(huán)境來說具有巨大的潛在威脅，越來越受到人們的重視。

目前，底泥修復(fù)以物理化學(xué)方法為主，但因投資大、易造成二次污染等，近些年，植物用于修復(fù)重金屬污染底泥受到越來越多的關(guān)注與研究，并取得了較好的研究成果。植物修復(fù)技術(shù)具有成本低、效果好、景觀美化的特點(diǎn)，主要是利用自然界中存在或人工培育的富集植物，通過吸附、氧化還原等作用，降低或去除河流底泥中的重金屬[1]。

1 重金屬污染現(xiàn)狀

在經(jīng)濟(jì)高速發(fā)展的同時(shí)，我國主要河流、湖泊底泥均存在不同種類、不同程度的重金屬污染，重金屬含量都或多或少超過了當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸?。長江以北區(qū)域污染程度高于長江以南，地區(qū)工業(yè)發(fā)達(dá)程度與污染程度成正比例關(guān)系。重金屬污染較重的城市河段主要分布在淮河流域、黃河部分支流、遼河流域、京杭運(yùn)河以及南方的一些經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)城市。有關(guān)數(shù)據(jù)表明，我國水體底泥受污染率達(dá)到80.1%[2]。

謝麗等認(rèn)為長江北支口門附近潮灘Co、V重金屬平均含量顯著高于背景值[3]。張興梅等對(duì)三峽庫區(qū)重慶段底泥重金屬含量進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)Zn、Pb、Cu等重金屬為該段底泥的主要染物，其中80～90 cm深度處的重金屬含量最大，Cu的含量高達(dá)180 mg/kg[4]。尹斌等對(duì)渭河渭南段的底泥重金屬進(jìn)行了研究，認(rèn)為As的含量嚴(yán)重超標(biāo)，Sr、Pb的含量輕度超標(biāo)[5]。胡斌等認(rèn)為盤龍江底泥已不適宜用于肥料，因Zn、Cu、Cd等重金屬污染處于嚴(yán)重污染水平，Pb、Cr為低、中度污染水平[6]。

陳守莉等研究發(fā)現(xiàn)，太湖進(jìn)水口處底泥重金屬復(fù)合污染較嚴(yán)重，主要為Cu、Cd、Ni、Zn，其中Zn較嚴(yán)重，最高含量可達(dá)337 mg/kg[7]。王漫漫等指出，太湖流域底泥重金屬含量高于江蘇省土壤背景值，最嚴(yán)重的是Sb和Cu[8]。趙世民等采用不同指數(shù)法對(duì)滇池及其入湖口表層底泥中的重金屬進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)重金屬含量超標(biāo)嚴(yán)重[9]。楊卓等發(fā)現(xiàn)白洋淀底泥中Cd、Pb的含量較高[10]。劉振坤等發(fā)現(xiàn)洪澤湖底泥重金屬Cd含量極高，且Hg污染逐年嚴(yán)重趨勢(shì)[11]。張立等對(duì)玄武湖底泥重金屬進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)，Ni的個(gè)別含量超出流域背景值5倍，Zn、Cr、Pb分別超出2.0、2.0～3.0和1.5倍[12]。徐圣友等研究巢湖底泥重金屬發(fā)現(xiàn)，Zn、Mn含量較高，且Mn處于不穩(wěn)的狀態(tài)，對(duì)巢湖具有潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[13]。

筆者整理分析了我國部分河流湖泊底泥中的各種重金屬平均含量，如表1所示[14-25]。通過與《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018）二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)對(duì)比可知，我國水體底泥重金屬污染類型、程度不同，部分指標(biāo)已超出二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，因此河流底泥重金屬污染治理迫在眉睫。

表1 我國部分河流湖泊底泥各重金屬平均含量

2 污染底泥植物修復(fù)技術(shù)

2.1 植物修復(fù)技術(shù)機(jī)理

按照作用機(jī)理，植物修復(fù)技術(shù)可分為植物提取、植物揮發(fā)、植物固化、根際過濾和植物降解等類型，而重金屬植物修復(fù)技術(shù)主要包括：植物提取、植物揮發(fā)、植物固化、根際過濾等。

2.1.1 植物提取

植物提取技術(shù)是目前研究最為廣泛且最有發(fā)展前景的方法，是指利用超富集植物的根系從污染土壤中吸收重金屬，經(jīng)過轉(zhuǎn)移后儲(chǔ)存到植物地上部分，通過處理地上部分達(dá)到處理重金屬的效果。該技術(shù)要求植物具有生物量大、生長快、抗病蟲害能力強(qiáng)、可富集多種重金屬等，適于處理淺層且污染程度較低的底泥。

2.1.2 植物揮發(fā)

某些植物根系可分泌出一些特殊物質(zhì)使土壤中的重金屬轉(zhuǎn)化為可揮發(fā)態(tài)，或吸收重金屬至體內(nèi)后將其轉(zhuǎn)化為氣態(tài)物質(zhì)，最后釋放到大氣中，即植物揮發(fā)。因植物揮發(fā)只是將重金屬從土壤里轉(zhuǎn)移到大氣中稀釋，揮發(fā)處重金屬濃度較高且重金屬可能再次沉降，因此該方法具有一定風(fēng)險(xiǎn)，且受到植物根系處理范圍的限制，處理效率較低。

2.1.3 植物固化

植物鈍化是植物利用自身作用將土壤中的重金屬進(jìn)行固定，進(jìn)而降低重金屬毒性，防止重金屬擴(kuò)散，實(shí)現(xiàn)有效富集，從而降低環(huán)境污染。植物固化包括分解、沉淀、螯合、氧化還原等多種過程。目前，該技術(shù)已在工程領(lǐng)域得到一定應(yīng)用。Oh等在研究植物對(duì)土壤中鉛的固定時(shí)發(fā)現(xiàn)，一些植物可降低鉛的生物有效性[26]。

2.1.4 根際過濾

根際過濾技術(shù)是指利用植物龐大的根系和較大的表面積，過濾、富集或吸收土壤中的重金屬，最后收割植物，從而實(shí)現(xiàn)治理重金屬的目的。該技術(shù)常用于河道底泥原位修復(fù)，部分水生植物、半水生植物和少部分的陸生植物適用于此方法，例如，浮萍可有效去除水體中的Cu和Se。隨著研究的深入，根際過濾技術(shù)已廣泛應(yīng)用于人工濕地、生物塘等工程中，對(duì)底泥中的放射性物質(zhì)、重金屬等具有較好的處理效果。

2.2 植物修復(fù)評(píng)價(jià)指標(biāo)

植物提取和富集底泥中重金屬的效率可用生長率、生物富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)、去除率進(jìn)行量化[27]。

生長率GR為：

式中，GR為生長率；Δw為物量；Δt為生長時(shí)段，單位為天（d）。

生物富集系數(shù)BSAF為：

式中，Cp為植物體內(nèi)重金屬含量；Cs為沉積物中重金屬含量。BSAF是表示植物從沉積物中富集重金屬的能力，是植物富集和吸收重金屬能力的重要評(píng)價(jià)指標(biāo)[28]。

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF為：

式中，Co為植物地上部分某種重金屬含量；Cu為植物根部某種重金屬含量。

去除率R為：

式中，R為去除率；Co為底泥中重金屬背景值；C為試驗(yàn)結(jié)束時(shí)底泥中重金屬含量。

2.3 植物修復(fù)現(xiàn)狀研究

自1983年植物修復(fù)的新概念提出以來，植物修復(fù)技術(shù)以低成本、無二次污染、可操作性強(qiáng)等優(yōu)勢(shì)得到了廣泛認(rèn)可，成為目前研究的熱點(diǎn)[29]。

植物修復(fù)技術(shù)直接應(yīng)用于河湖底泥的研究取得了一定的進(jìn)展。晏麗蓉研究苦草、黑藻、金魚藻等4種常見沉水植物對(duì)底泥中的重金屬的富集性，發(fā)現(xiàn)苦草、黑藻、金魚藻對(duì)Pb、Zn、Cd、Cu具有較高的富集能力，富集因子＞1[30]。馬征分析了14種植物對(duì)重金屬的富集效果，發(fā)現(xiàn)對(duì)Zn、As、Mn、Cr四種重金屬的富集效果具有差異性[31]。Chehregani等研究反枝莧、雀苣屬側(cè)柏等超富集植物時(shí)發(fā)現(xiàn)，Pb去除率最大為98%，Ni、Cu、Cd和Zn的去除率分別為34%、73%、72%和79%[32]。SivaciA等研究狐尾藻對(duì)污染底泥的修復(fù)性時(shí)，發(fā)現(xiàn)狐尾藻可有效去除Cu、Zn，去除率分別達(dá)到74%和81%，并可作為Cu、Zn污染底泥的原位修復(fù)植物[33]。

植物修復(fù)技術(shù)在重金屬污染的土壤領(lǐng)域已開展了大量的研究，由于底泥和土壤性質(zhì)的相似性，可將土壤中的研究應(yīng)用于河湖底泥重金。李思亮等指出伴礦景天是中國的一種超富集植物，對(duì)Cd和Zn具有很強(qiáng)的富集能力[34]。張然然、李順等和趙剛等調(diào)查發(fā)現(xiàn)，商陸可作為Cu、Cr、Pb、Mn和Zn這4種重金屬的超富集植物[35-37]。曾鵬等發(fā)現(xiàn)9種景觀植物對(duì)Cd具有美化、穩(wěn)定和修復(fù)作用[38]。張麗等研究發(fā)現(xiàn)雜交狼尾草、蘇丹草和高丹草對(duì)Cd、As具有較強(qiáng)的吸收能力[39]。李榜江研究發(fā)現(xiàn)蜈蚣草對(duì)Pb和Cd富集系數(shù)較高，均大于1[40]。何東等篩選出15種優(yōu)勢(shì)植物，其中草本植物占73%，說明草本植物對(duì)試驗(yàn)尾礦適應(yīng)能力較強(qiáng)[41]。

由于汞具有揮發(fā)性，目前篩選出的汞富集植物較少。王明勇等通過研究貴州省廢棄汞礦，發(fā)現(xiàn)乳漿大戟對(duì)汞具有較強(qiáng)的富集能力，可作為汞的富集植物[42]。目前，關(guān)于汞的富集植物，人們也開展了一些研究。劉德紹等人研究發(fā)現(xiàn)，辣椒、四季豆、萵苣等在一定氣汞濃度范圍內(nèi)，對(duì)汞有富集作用，且辣椒富集能力最強(qiáng)[43]。張來等人研究發(fā)現(xiàn)東亞褶葉蘚對(duì)Hg的吸附能力隨著汞濃度的增加而增加，最大吸附量為356.24 mg/g[44]。

基于現(xiàn)有研究成果和文獻(xiàn)資料，將重金屬富集植物進(jìn)行歸納整理，如表2所示。從表2可以看出，目前重金屬植物修復(fù)技術(shù)已經(jīng)開展了較多的研究，可用于重金屬修復(fù)的富集植物較多，受到越來越多的科研工作者的青睞。

表2 重金屬富集植物歸納

3 結(jié)論

作為重金屬污染治理方面的新興技術(shù)，植物修復(fù)憑借自身獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)受到人們的廣泛關(guān)注，其成本相當(dāng)于傳統(tǒng)工程修復(fù)技術(shù)的10%～50%，并且可以在原位將重金屬降解和消除，具有巨大的應(yīng)用空間和市場(chǎng)潛力，值得大力推廣和應(yīng)用[45]。未來，人們要從以下幾個(gè)方面入手，著重研究植物修復(fù)技術(shù)，以提升水體底泥重金屬污染的治理效果。

（1）河湖底泥重金屬污染修復(fù)植物篩選是一個(gè)難點(diǎn)。修復(fù)植物不僅要具有很強(qiáng)的重金屬耐性，還要具有適應(yīng)多種重金屬共同存在的復(fù)合污染環(huán)境的能力。自然界中類似植物較多，但篩選出來較困難，很多植物生長環(huán)境比較獨(dú)特，不一定適應(yīng)底泥環(huán)境。因此，篩選出有效的超富集植物尤為迫切，是今后研究的一個(gè)方向。

（2）河流底泥同時(shí)具有土壤和水雙重性質(zhì)，其修復(fù)方式與土壤存在差別，對(duì)植物的選擇條件更加苛刻。因此，培育出適應(yīng)水生環(huán)境的超富集植物將是今后底泥重金屬污染植物修復(fù)技術(shù)研究的一個(gè)熱點(diǎn)方向。

（3）植物修復(fù)技術(shù)的研究和應(yīng)用是一個(gè)相對(duì)較新的領(lǐng)域，大多數(shù)研究是在實(shí)驗(yàn)室和溫室進(jìn)行，實(shí)際條件往往比實(shí)驗(yàn)室更加復(fù)雜，現(xiàn)實(shí)結(jié)果與實(shí)驗(yàn)室或溫室條件也會(huì)存在差別，在工程中并沒有廣泛應(yīng)用。因此，如何將植物修復(fù)技術(shù)推廣到實(shí)際工程中仍需要進(jìn)一步研究。

（4）重金屬富集植物的安全有效處置是植物修復(fù)領(lǐng)域面臨的一個(gè)現(xiàn)實(shí)問題，在一定程度上限制了植物修復(fù)技術(shù)在工程上與商業(yè)上的應(yīng)用，目前關(guān)于其處理技術(shù)研究較少，后續(xù)應(yīng)更加系統(tǒng)、深入地開發(fā)富集植物的處理處置技術(shù)，做到資源化、安全化、合理化使用。