專利名稱：一種利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法
技術(shù)領(lǐng)域：
本發(fā)明涉及污染環(huán)境的植物修復(fù)技術(shù)，具體地說是一種利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法。
背景技術(shù)：
重金屬污染土壤的途徑通常有以下兩種一是金屬礦開采活動造成的環(huán)境污染，污染類型主要有坑口周圍土壤中礦床礦物在水、氣、熱等環(huán)境因素長期作用下而形成的重金屬污染較嚴重的土壤；采礦廢石堆放過程中因淋濾等原因造成的重金屬污染土壤；含有較高濃度重金屬的礦山廢水對土壤造成的污染等。二是工業(yè)污水灌溉農(nóng)田引發(fā)的重金屬污染土壤，具有代表性的是我國發(fā)現(xiàn)最早，面積較大，而且污染又十分嚴重的沈陽張士灌區(qū)污染土壤，其主要重金屬污染物是Cd[文獻1吳燕玉，陳濤，張學(xué)詢.1986.沈陽張士灌區(qū)鎘的污染生態(tài)研究.見高拯民主編，土壤-植物系統(tǒng)污染生態(tài)研究.295-301]。Cd是環(huán)境中的有毒物質(zhì)，是生物體的非必需元素，其化合物的毒性很大，蓄積性很強，高濃度的鎘對大多數(shù)動物有致畸、致突變和致癌作用，因此，鎘污染土壤急需修復(fù)。
世界各國對土壤重金屬污染十分重視，采取了各種各樣的修復(fù)方法，如消除重金屬毒性的固化技術(shù)、玻璃化技術(shù)，修復(fù)揮發(fā)性重金屬的電動力修復(fù)技術(shù)等。但這些技術(shù)對污染場地破壞較大，修復(fù)費用昂貴，且存在著運輸、儲存、回填等新的環(huán)境問題，在小面積或重污染土壤處理中作用很大，甚至不可替代，但對于面積巨大、污染程度較輕的污染土壤來說則難以應(yīng)用。因此，人們尋求費用較低、修復(fù)效果又好的革新技術(shù)。植物修復(fù)技術(shù)利用重金屬超積累植物/超富集植物的提取作用在穩(wěn)定污染土壤減少風蝕、，水蝕及不引起地下水二次污染的同時，使污染土壤得到修復(fù)，既不破壞污染現(xiàn)場土壤結(jié)構(gòu)、培肥地力，又減少修復(fù)費用，已成為世界各國競相研究的熱點。
超積累植物(Hyperaccmulator)也叫超富集植物，這一定義最初是由Brooks等提出的，當時用以命名莖中Ni含量(干重)大于1000mg/kg的植物[文獻2Brooks R.R.，Lee J.，Reeves R.D.，et al.1977.Detection ofnickliferous rocks by analysis of herbarium species of indicator plants.Journal ofGeochemical Exploration.749～77]。現(xiàn)超積累植物的概念已擴大到植物對所有金屬元素的超量富集現(xiàn)象，即是指能超量富集一種或同時富集幾種金屬元素的植物?，F(xiàn)一般認為[文獻3Chaney R.L，Malik M.，Li Y.M.，et al.1997，Phytoremediation of soil metals.Current Opinions in Biotechnology.8279～284；文獻4Brooks，R.R.，Chambers，M.F.，Nicks，L.J.，Robinson，B.H.，1998.Phytoming.Trends in Plant Science.3，(9)359～362；文獻5SaltD E.Phytoextractionpresent applications and future promise.2000.InWise DL，et al.(eds.)，Bioremediation of Contaminated Soils.New York，MarcelDekker]超積累植物應(yīng)同時具備三個特征一是植物地上部(莖或葉)金屬含量是普通植物在同一生長條件下的100倍，其臨界含量分別為Zn10000mg/kg、Cd 100mg/kg、Cu 1mg/kg，Pb、Cu、Ni、Co均為1000mg/kg；二是植物地上部重金屬含量大于根部該種金屬含量；三是植物的生長沒有出現(xiàn)明顯的毒害癥狀。其實，植物地上部生物量沒有明顯下降(與生長在未污染土壤同種植物生物量相比)同時植物地上部富集系數(shù)大于1也是必不可少的特征。
生活在重金屬污染程度較高土壤上植物地上部生物量沒有顯著減少是超積累植物區(qū)別于普通植物的一個重要特征。超積累植物能夠超量富集重金屬而生物量又沒有明顯下降的可能機理是液泡的區(qū)室化作用和植物體內(nèi)某些有機酸對金屬的螯合作用消除了金屬植物生長的抑制[文獻3ChaneyR.L.，Malik M.，Li Y.M.，et al.1997，Phytoremediation of soil metals.CurrentOpinions in Biotechnology.8279～284；文獻6Ortiz，D.F.，Ruscitti，T，McCue，K.F.，Ow，D.W 1995.Transport of metal-binding peptides by HMT 1，a fission yeast ABC-type vacuolar membrane protein.J Biol.Chem.，2704721～4728；文獻7Kramer，U.，Cotter-Howells，J.D.，Charnock，J.M.，Baker，A.J.M.，Smith，J.A.C.1996.Free histidine as a metal chelator in plantsthat accumulate inckel.Nature，379635～638]，這是超積累植物所具有的區(qū)別于普通植物的超強忍耐性的表現(xiàn)特征之一。而對于普通植物而言，雖有些植物在這種情況下也能生存下來并完成生活史，但其地上部生物量往往會明顯降低，通常表現(xiàn)為植株矮小，有的生物學(xué)特性還會改變?nèi)缛~子、花色變色等[文獻8孔令韶.1982.植物對重金屬元素的吸收積累及忍耐、變異.環(huán)境科學(xué)，165～69 ]。植物地上部富集系數(shù)大于1，意味著植物地上部某種重金屬含量大于所生長土壤中該種重金屬的濃度，這是超積累植物區(qū)別于普通植物對重金屬積累的又一個重要特征。因為當土壤中重金屬濃度高到超過超富集植物應(yīng)達到的臨界含量標準時，甚至高出幾倍的情況下，因植物對重金屬的積累有隨土壤中重金屬濃度升高而升高的特點[文獻9郭水良，黃朝表，邊媛，林國平.2002.金華市郊雜草對土壤重金屬元素的吸收與富集作用(I)-6種重金屬元素在雜草和土壤中的含量分析.上海交通大學(xué)學(xué)報(農(nóng)業(yè)科學(xué)版)，20(1)22～29]，植物對重金屬的積累量雖達到了公認的臨界含量標準，但當土壤中重金屬濃度略低于超積累植物所應(yīng)達到的含量標準時，植物對重金屬的積累量可能就難以達到超富集植物應(yīng)達到的臨界含量標準而表現(xiàn)出與普通植物相同的特征，同時由于土壤pH等因素對污染土壤中重金屬可吸收態(tài)的影響，在土壤中重金屬濃度較高的情況下，普通植物也可能正常生長，因此，那些植物所表現(xiàn)出的較強耐性的表面特征也可能是一種假象。因此，植物地上部生物量沒有明顯減少同時地上部富集系數(shù)大于1也應(yīng)是超積累植物區(qū)別于普通植物的必不可少的特征。其中，植物地上部富集系數(shù)至少應(yīng)當在土壤中重金屬濃度與超富集/超積累植物應(yīng)達到的臨界含量標準相當時大于1。

發(fā)明內(nèi)容
本發(fā)明的目的在于提供一種費用低廉、可操作性強、不破壞土壤理化性質(zhì)、不引起二次污染、且對防止污染土壤風蝕、水蝕均有良好效果的修復(fù)鎘污染土壤的方法。
為了實現(xiàn)上述目的，本發(fā)明采用的技術(shù)方案如下一種利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜，通過球果蔊菜根系大量吸收污染土壤中的鎘，并將其轉(zhuǎn)移至莖和葉等地上部器官，當植物長到開花期或成熟期時，將植物整體從污染土壤上移走，從而實現(xiàn)除去土壤中污染物鎘的目的。
所述在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜，可采用露天栽培，根據(jù)土壤缺水情況，澆水，使土壤含水量保持在田間持水量的40～95％。
所述在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜，可采用復(fù)種的方式，即在第一茬球果蔊菜長到開花期時，將植物整體從污染土壤上移走，再種植第二茬球果蔊菜，重復(fù)上述過程，直至徹底除去土壤中超標的鎘。
在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜之前，可以向污染物土壤中加入雞糞，其用量為7500～20000kg/hm2，使地上面部分的球果蔊菜植物量增加，從而提高對污染土壤中鎘的提取率。
本發(fā)明利用超富集植物球果蔊菜修復(fù)鎘污染土壤，具有費用低廉、可操作性強、不破壞土壤理化性質(zhì)、不引起二次污染、且對防止污染土壤風蝕、水蝕均有良好的效果等優(yōu)點。實驗證明十字花科植物球果蔊菜是一種超富集植物，本發(fā)明利用球果蔊菜對鎘金屬的超富集提取作用，通過在鎘污染土壤上種植這種超積累植物，能夠在穩(wěn)定污染土壤，減少土壤風蝕、水蝕及不引起地下水二次污染的同時，使污染土壤得到修復(fù)，與現(xiàn)有技術(shù)相比，既不破壞污染現(xiàn)場土壤結(jié)構(gòu)、培肥地力，又大大降低了修復(fù)費用。
具體實施例方式
實施例1 盆栽濃度梯度試驗試驗地點設(shè)在中國科學(xué)院沈陽生態(tài)實驗站內(nèi)，地理位置為東經(jīng)123°41′、北緯41°31′，海拔約50m，該試驗站周圍沒有污染源，是重金屬未污染區(qū)。該站地處松遼平原南部的中心地帶，距沈陽市區(qū)約35km，屬溫帶半濕潤大陸性氣候，年平均溫度5～9℃，大于10℃的年活動積溫3100～3400℃，年總輻射量520～544KJ/cm2，無霜期127～164d，年降水量650～700mm。盆栽試驗采自該站表土(0～20cm)，土壤類型為草甸棕壤。
試驗共設(shè)了6個處理，分別為對照(CK，不投加Cd)及5個不同的Cd投加濃度試驗，Cd投加濃度10mg/kg(R1)、25mg/kg(R2)、50mg/kg(R3)、100mg/kg(R4)、200mg/kg(R5)，投加的重金屬形態(tài)為CdCl2·2.5H2O，為分析純試劑，以固態(tài)加入到土壤中，充分混勻，平衡兩周后待用。
本試驗于2003年春開始，移栽球果蔊菜幼苗均采自沈陽生態(tài)站內(nèi)，每盆2棵，幼苗高度為球果蔊菜3.5cm，3次重復(fù)。生長天數(shù)為88天。露天栽培。根據(jù)盆缺水情況，不定期澆水(水中未檢出Cd)，使土壤含水量經(jīng)常保持在田間持水量的80％左右。待植物成熟后收獲。
試驗結(jié)果如下表1給出了在不同Cd濃度處理條件下球果蔊菜的地上部生物量。差異顯著性分析表明，與對照相比，球果蔊菜在Cd投加濃度為10，25和50mg/kg的處理中，地上部生物量均未下降(p＜0.05)，表現(xiàn)出較強的耐性；但在Cd污染水平很高時，即投加濃度為100和200mg/kg情況下，地上部生物量則有所下降(p＜0.05)，說明球果蔊菜對Cd的耐性雖然較強但還是有一定限度，這就是說，在土壤Cd濃度大于100mg/kg情況下，植物的生長會受到抑制。
植物體內(nèi)Cd含量測定結(jié)果表明(表1)，在各個處理中，球果蔊菜地上部Cd含量均大于其根部Cd含量。當土壤中Cd投加濃度為25mg/kg時，球果蔊菜莖和葉中Cd含量分別為107.7mg/kg和150.1mg/kg，達到了Cd超積累植物應(yīng)達到的臨界含量標準，即莖或葉Cd含量大于100mg/kg，而且其地上部Cd富集系數(shù)為4.71(明顯大于1)，因此從植物對Cd的積累特性來看已滿足了Cd超積累植物的臨界含量特征。隨著土壤Cd污染水平的增加，植物體內(nèi)Cd含量也在增加，并在Cd投加濃度為200mg/kg時達到最大，分別為根122.4mg/kg、莖273.7mg/kg、葉384.4mg/kg、籽實103.5mg/kg，但各處理地上部對Cd的富集系數(shù)均在減小，尤其是處理R5地上部富集系數(shù)僅為1.38。
表1 盆栽濃度梯度試驗植物體內(nèi)Cd含量及地上部干重

a)AC為富集系數(shù)，下同。
上述試驗結(jié)果表明，球果蔊菜在土壤Cd投加濃度為25和50mg/kg時，其莖和葉中Cd含量均達到了Cd超積累植物應(yīng)達到的臨界含量標準，而且地上部Cd含量大于其根部Cd含量，同時對Cd耐性較強，完全具有Cd超積累植物的基本特征，是Cd的超積累植物。
實施例2 小區(qū)模擬試驗試驗地點也設(shè)在中國科學(xué)院沈陽生態(tài)實驗站，小區(qū)面積為8m2(L＝4M，W＝2M)，土壤基本理化性質(zhì)與盆栽土壤相同。小區(qū)土壤中Cd投加濃度為50mg/kg，投加的Cd形態(tài)為CdCl2·2.5H2O，為分析純試劑，固態(tài)加入。具體的操作如下于2003年6月25日將小區(qū)土壤挖出，挖掘深度為50cm，能確保球果蔊菜的根系均生長在Cd污染土壤中。待挖出的土壤自然風干后過4mm篩，然后將土壤大體分為兩等份，其中一份投加重金屬Cd，另一份回填作為未投加Cd的對照區(qū)。投加重金屬時，先將風干土分成均勻的等份，每份3kg，按設(shè)計的濃度將Cd均勻拌入，然后再將每份投加Cd土壤放在一起混勻后回填到小區(qū)的另半部分，小區(qū)的兩部分土壤中間用塑料隔開。待投加Cd土壤平衡2周后開始移栽植物幼苗。
2003年7月下旬將取自沈陽生態(tài)站的長相一致(植物高低、莖粗細基本一致)的球果蔊菜幼苗10棵分別移栽到未投加Cd的對照土壤和投加Cd的處理土壤，幼苗高度為2.5cm，露天栽培，根據(jù)土壤缺水情況，不定期澆水(水中未檢出Cd)，使土壤含水量經(jīng)常保持在田間持水量的80％左右。由于在9月末霜期來臨之前植物還沒有成熟，因此，于9月25日整個小區(qū)加蓋了塑料棚，棚內(nèi)高度為80cm，土壤含水量一直保持在80％左右，并在植物成熟時同時采集植物及其相應(yīng)根區(qū)土壤樣品，于植物成熟時收獲，生長時間為106天。
試驗結(jié)果如下表2列出了球果蔊菜各植株的地上部生物量。t測驗結(jié)果表明，與對照相比，球果蔊菜在Cd高濃度污染條件下(Cd投加濃度為50mg/kg)地上部干重沒有下降(t＝0.47＜2.101，v＝18)，對Cd表現(xiàn)出較強的耐性，這與盆栽濃度梯度試驗中，Cd投加濃度為50mg/kg時球果蔊菜表現(xiàn)出較強耐性相一致(表1)。
小區(qū)試驗中球果蔊菜根部Cd含量平均為65.2mg/kg，莖123.7mg/kg，葉189.2mg/kg，籽實51.1mg/kg，地上部130.4mg/kg，地上部Cd富集系數(shù)平均為2.65(表2)，符合Cd超積累植物莖或葉Cd含量大于100mg/kg、地上部Cd含量大于其根部Cd含量的Cd超積累植物主要特征，與盆栽濃度梯度試驗中在Cd投加濃度為50mg/kg時，球果蔊菜根部Cd含量為64.0mg/kg，莖119.3mg/kg，葉203.6mg/kg，地上部128.1mg/kg，地上部富集系數(shù)為2.56的值基本相當(表1)，表現(xiàn)出與盆栽試驗較一致的結(jié)果，說明盆栽試驗?zāi)軌蜉^好地反應(yīng)植物在自然污染狀態(tài)下對重金屬的響應(yīng)情況，同時也說明球果蔊菜具有Cd超積累植物的主要特征。
表2小區(qū)試驗植物體內(nèi)Cd含量及地上部生物量


實施例3 污染區(qū)自然生長植物修復(fù)效果試驗選擇了2個污染區(qū)，一是遼寧鳳城青城子鉛鋅礦，地理位置為東經(jīng)123°37′，北緯40°41′。該礦區(qū)年平均溫度6.5～8.7℃，降水量674.4mm。礦區(qū)主要母巖為大理石和云母片巖，土壤為棕壤性土.植被覆蓋主要為次生林和稀疏的灌叢及部分人工水杉、刺槐林。礦體各坑口海拔約270～405m，開采處距地面約180～390m，鉛鋅礦品位約70～80％，Cd主要伴生在閃鋅礦晶格中，平均品位約0.034％，但不單獨成礦。由于球果蔊菜是偶見種，因此植物采樣采取的是見一棵采一棵的取樣方式。
另一個污染區(qū)是沈陽張士污灌區(qū)，位于沈陽西郊，距中國科學(xué)院沈陽生態(tài)站約30km。1962年以來，由于不合理引用沈陽衛(wèi)工明渠含Cd工業(yè)污水灌溉稻田，灌區(qū)大部分農(nóng)田受到污染，據(jù)1975年調(diào)查，土壤主要是受Cd污染而且Cd主要分布在土壤表層(約0～35cm)，土地受Cd污染面積約2800hm2，污染較嚴重地區(qū)土壤Cd濃度為5～7mg/kg。2003年于球果蔊菜成熟時采取隨機采樣方法到沈陽張士灌區(qū)采集植物及其根區(qū)土壤樣品。
試驗結(jié)果如下1.采礦污染區(qū)球果蔊菜對重金屬的富集特征在Cd污染較為嚴重的鉛鋅礦區(qū)采集到的球果蔊菜植物，從外表特征上看均未表現(xiàn)出受毒害癥狀，且均已成熟。對這幾株植物相應(yīng)根區(qū)土壤進行理化性質(zhì)及Cd含量測定結(jié)果表明，采樣點土壤基本理化性質(zhì)為pH值6.53～6.95，有機質(zhì)14.31～15.04g/kg，全N 0.58～0.72g/kg，全P 0.49～0.68g/kg，有效P 9.27～10.72mg/kg，速效K 80.24～90.43mg/kg。采樣點(1～5)土壤中Cd總量為2.1～13.5mg/kg，有效態(tài)含量為1.2～6.1mg/kg，有效態(tài)占總量的36.0％～60.4％(表3)。
采集的球果蔊菜地上部Cd富集系數(shù)均大于1且地上部Cd含量均大于其根部Cd含量(表3)，表現(xiàn)出超積累植物的主要特征。但這些植物的莖和葉Cd含量均未達到100mg/kg，這可能是因為該土壤中Cd污染水平?jīng)]有達到盆栽試驗的高濃度水平而沒有使植物對Cd的積累達到超積累的臨界含量水平，因而是具有Cd超積累特征的植物。這與盆栽濃度梯度試驗中Cd投加濃度為10mg/kg時，球果蔊菜對Cd的富集特征較一致。
表3鉛鋅礦區(qū)球果蔊菜和其根區(qū)土壤的Cd含量及植物地上部干重

植物地上部Cd含量與土壤中Cd濃度的相關(guān)系數(shù)為0.976，其絕對值超過差異顯著性標準值0.666，即差異顯著(n＝10，p＜0.05)，說明該植物對重金屬Cd的積累隨著土壤中該重金屬濃度的增加而增加，因此，當土壤中Cd含量達到一定水平后，有可能在這一地區(qū)找到植物莖和葉Cd含量均達到100mg/kg的植株。
2.污灌區(qū)球果蔊菜對Cd的富集特征在張士污灌區(qū)采集到的球果蔊菜，從外表特征來看，也是生長正常的植物，且已成熟。這些植物相應(yīng)土壤樣品的基本理化性質(zhì)為pH值6.51～6.79，有機質(zhì)16.07～17.53g/kg，全N 0.69～0.82g/kg，全P 0.62～0.71g/kg，有效P9.85～10.56mg/kg，速效K 87.69～90.22mg/kg。土壤中總Cd濃度為1.76～3.03mg/kg，有效態(tài)Cd含量為1.5～2.8mg/kg，有效態(tài)Cd占其總量的83.1～97.2％。由此可見，張士灌區(qū)污染土壤中有效態(tài)Cd含量明顯高于青城子鉛鋅礦區(qū)土壤中Cd有效態(tài)含量(表3和表4)。
表4污灌區(qū)球果蔊菜和其根區(qū)土壤的Cd含量及其地上部干重

所采集的所有球果蔊菜其地上部Cd富集系數(shù)均大于1，而且地上部Cd含量均大于其根部Cd含量(表4)，具備了Cd超積累植物的主要特征。但這些植物的莖和葉Cd含量也均未達到100mg/kg，這可能是因為土壤中Cd污染水平?jīng)]有達到較高水平而沒有使植物對Cd的積累達到超積累的臨界含量水平，這也與盆栽濃度梯度試驗中Cd投加濃度為10mg/kg時，球果蔊菜對Cd的富集特征較一致。
該污灌區(qū)所采集的這些球果蔊菜植物地上部Cd含量與土壤中Cd總量之間的相關(guān)系數(shù)為0.822，其絕對值超過差異顯著性標準值0.754，即差異達到顯著(n＝7，p＜0.05)，說明該種植物對重金屬Cd的積累隨著土壤中該重金屬濃度的增加而增加，因此，當土壤中Cd含量達到一定水平后，有可能在這一地區(qū)找到植物莖和葉Cd含量均達到100mg/kg的植株。
在上述3個實施例中，Cd在植物體內(nèi)的含量分布均表現(xiàn)為籽實＜根＜莖＜葉，說明莖和葉是積累Cd的主要器官，這也符合超積累植物的主要特征。
球果蔊菜這一植物，無論在鉛鋅礦天然Cd污染區(qū)，還是在污灌條件下Cd人為污染區(qū)的自然生長狀態(tài)下均表現(xiàn)出Cd超積累植物的基本特征，而在沈陽生態(tài)站人為模擬污染條件下，均達到Cd超積累植物的全部特征。因此，可以認為球果蔊菜是Cd超積累植物。但由實施例3可以看出，自然生長植物的修復(fù)效率還十分有限，有必要采取一些強化措施。如實施例4和5。
實施例4 施肥強化研究超積累植物是植物提取修復(fù)技術(shù)的核心，其修復(fù)效率的高低是決定這一技術(shù)能否應(yīng)用于修復(fù)實踐的關(guān)鍵因素之一，因此，本研究在通過施加雞糞提高超積累植物生物量以提高植物修復(fù)效率方面進行探討。
雞糞是有機肥中的一種，因其腸道短，采食后未經(jīng)充分消化就排出體外，因此具有區(qū)別于一般有機肥的一些特點，如粗蛋白含量高，而且蛋白質(zhì)中氨基酸的組成也比較完善，幾乎包括所有的必需氨基酸，此外，雞糞還含有糖、核酸、維生素、脂肪、有機酸、植物生長激素和微量元素，其銨態(tài)氮含量約為豬糞的2倍，牛羊糞的7倍，因而是有機肥中較優(yōu)質(zhì)的一種。研究表明，有機肥(主要指豬糞)能夠通過有機質(zhì)的絡(luò)/螯合作用降低污染土壤重金屬的有效性并減少植物對重金屬的積累，從而既對污染土壤起到凈化或改良的作用又促進了作物的生長，但也有的研究表明，有機肥在提高植物生物量并降低土壤中重金屬有效態(tài)含量的同時，植物對重金屬的積累并未下降，但關(guān)于雞糞影響植物對重金屬積累的研究還很少報道，本研究對此做一嘗試，為植物修復(fù)強化措施、增加土壤肥力以及雞糞的有效利用提供依據(jù)。
試驗設(shè)計試驗地點設(shè)在中國科學(xué)院沈陽生態(tài)實驗站內(nèi)，其環(huán)境條件實施例1相同。盆栽所用土壤取自生態(tài)站表土，其基本理化性質(zhì)與盆栽初步篩選試驗相同。雞糞取自沈陽生態(tài)站附近農(nóng)戶，沒有充分腐熟。
試驗共設(shè)了兩組處理，其中一組不施加雞糞及任何其它肥料。另一組處理盆栽土壤施加雞糞，待雞糞和盆栽土壤風干后過4mm篩，然后按雞糞與土壤1∶6.5的比例施加，這一施加比例與作物生產(chǎn)中有機肥的施用比例大體相當。兩組處理均按以下設(shè)計梯度投加Cd，Cd投加濃度分別為10mg/kg(R1)、25mg/kg(R2)、50mg/kg(R3)、100mg/kg(R4)、200mg/kg(R5)，并均以未投加Cd的處理為對照(CK)，其中，未施雞糞的一組處理與盆栽濃度梯度試驗相同。投加的Cd形態(tài)為CdCl2·2.5H2O，為分析純試劑，以固態(tài)加入到土壤中，充分混勻，平衡兩周后待用。
參試植物為球果蔊菜。試驗于2003年春與盆栽濃度梯度試驗同時進行，移栽幼苗均采自沈陽生態(tài)站內(nèi)，每盆2棵，3次重復(fù)(即同一處理進行3次)。露天栽培，無遮雨設(shè)施。根據(jù)盆缺水情況，不定期澆水(水中未檢出Cd)，使土壤含水量經(jīng)常保持在田間持水量的80％左右。待植物成熟后收獲植物和土壤樣品。球果蔊菜幼苗高度3.5cm，5月13日移栽，8月11日收獲，生長時間為88天。
試驗結(jié)果如下由表5可知，施加雞糞后各處理與未施加雞糞的各處理相比，球果蔊菜地上部生物量均顯著增加(p＜0.05)，增加了3.5～9.1倍。在未施雞糞處理中，球果蔊菜在Cd投加濃度為50，100，200mg/kg(R3，R4，R5)處理時，地上部干重顯著下降(p＜0.05)，但在施加雞糞處理中，各處理地上部干重均未下降(p＜0.05)，說明雞糞提高了植物對Cd的耐性。
表5不同Cd濃度處理條件下植物地上部生物量(g/盆)

由表6可知，土壤中施加雞糞后，球果蔊菜在各處理中其根、莖、葉和籽實中Cd含量均顯著下降(p＜0.05)，但在Cd投加濃度為50mg/kg的處理(R3)條件下，球果蔊菜莖和葉的Cd含量均大于Cd超積累植物應(yīng)達到的含量標準100mg/kg，其地上部生物量沒有下降且地上部富集系數(shù)大于1，仍表現(xiàn)出Cd超積累植物應(yīng)具有的主要特征。球果蔊菜地上部Cd含量雖然下降(p＜0.05)，但由于地上部生物量增加了幾倍，植物對Cd提取量卻顯著提高(p＜0.05)，提取率由0.12％～0.63％上升到0.98％～1.00％，提取率提高了35.7％～88.0％，說明雞糞的施加提高了球果蔊菜對Cd的提取效率。
表6植物對Cd的積累情況


上述結(jié)果表明，在Cd污染條件下，施加雞糞后，植物生物量的成倍增加，植物對Cd的提取效率大幅提高。
實施例5 生物量強化調(diào)控研究一般來說，開花期是植物一生中生命活動最旺盛的時期，需水量和需肥量也幾乎達到頂峰，這一時期植物的莖和葉對重金屬的吸收可能急聚增加。而在植物從開花期到成熟期的一段時間里，對于大多數(shù)植物來說，其籽實部分對重金屬的積累量比較低，因此，這一時期可能是植物對重金屬積累比較緩慢的時期，但這一時期植物的生長中心又是籽實部分，因而整個植物體內(nèi)重金屬含量的增長也可能是比較緩慢的。因此，如果開花期超積累植物體內(nèi)重金屬含量已很高，植物對重金屬的提取已達到一定量，比如可以超過植物一生中積累的60％的話，那么是否可以考慮在這一時期收獲超積累植物，然后盡快栽植下一茬超積累植物，以便在下霜之前可以確保植物在開花期收獲，這樣可以充分利當?shù)氐臒o霜期通過復(fù)種方式進行超積累植物生物量的調(diào)控，從而提高植物的修復(fù)效率?；谏鲜鲈O(shè)想，本研究以球果蔊菜和球果蔊菜為研究對象，在調(diào)控植物生物量近而提高植物修復(fù)效率方面做一嘗試。
試驗設(shè)計試驗地點設(shè)在中國科學(xué)院沈陽生態(tài)實驗站內(nèi)，其環(huán)境條件如實施例1所述。盆栽所用土壤取自生態(tài)站表土。試驗共設(shè)了2個處理，即未投加Cd的對照(CK)和Cd投加濃度為25mg/kg(R2)的處理，投加的重金屬形態(tài)為CdCl2·2.5H2O，為分析純試劑，盆栽土壤風干后過4mm篩，將Cd以固態(tài)加入到土壤中，充分混勻，平衡兩周后待用。
本試驗于2003年春開始，盆栽植物為球果蔊菜，移栽幼苗均采自沈陽生態(tài)站內(nèi)，每盆2棵，6次重復(fù)，其中3盆在開花期收獲，另3盆栽在成熟期收獲。盆栽植物生長情況見表7。
表7 植物的生長情況

結(jié)果與分析從植物莖、葉和籽實的干重來看(表7)，球果蔊菜地上部干物質(zhì)積累表現(xiàn)為在開花期和成熟其莖、葉干重所占比例均比籽實所占的比例大，開花期莖、葉干重之和占成熟期干重莖、葉干重之和的92.3％，籽實部分在開花期干重僅占成熟期干重的33.3％，說明從開花期到成熟這段時間內(nèi)，球果蔊菜的生長重心在于籽實干物質(zhì)的積累，但籽實占整個植株的比重不大，僅為24.2％。
表8植物地上部干物質(zhì)分配特點(g/盆)

球果蔊菜對Cd的積累特性，表現(xiàn)為開花期莖、葉Cd含量分別占成熟期莖、葉Cd含量的78.3％，87.7％，籽實占74％，籽實從開花期到成熟期這段時間Cd含量增加速度要略快于莖、葉。但從開花期到成熟期這段時間里，籽實對Cd的去除率也僅占整個植株對Cd去除率的2.4％，說明莖、葉是球果蔊菜提取Cd的主要器官。球果蔊菜開花期地上部對Cd提取率占成熟期提取率的百分比達到了71.4％，植物若按相同比例提取Cd的話，在一個生長季，球果蔊菜對Cd的提取率也能達到栽植一茬植物提取率的1.43倍。球果蔊菜從移栽到開花期所需時間為58天，從開花到成熟所需時間為30天，這一時期植物的提取率也不及植物在花期的提取率，因此，采用花期收獲再移栽下一茬球果蔊菜的復(fù)種方式，也會從提高提取率和節(jié)省時間兩個方面提高修復(fù)效率。
表9植物不同生育時期對Cd的積累情況及提取效率

權(quán)利要求
1.一種利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法，其特征在于在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜，當球果蔊菜長到開花期或成熟期時，將植物整體從污染土壤上移走，從而實現(xiàn)除去土壤中污染物鎘的目的。
2.根據(jù)權(quán)利要求1所述利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法，其特征在于所述種植球果蔊菜是指將幼苗期的球果蔊菜移植在含污染物鎘的土壤上。
3.根據(jù)權(quán)利要求1或2所述利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法，其特征在于在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜，可采用露天栽培，根據(jù)土壤缺水情況，澆水，使土壤含水量保持在田間持水量的40～95％。
4.根據(jù)權(quán)利要求1所述利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法，其特征在于在含污染物鎘的土壤上采用復(fù)種的方式種植球果蔊菜，即在第一茬球果蔊菜長到開花期時，將植物整體從污染土壤上移走，再種植第二茬球果蔊菜，重復(fù)上述過程，直至最終修復(fù)鎘污染土壤。
5.根據(jù)權(quán)利要求1、2或4所述利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法，其特征在于在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜之前，向含污染物鎘的土壤中加入肥料，使球果蔊菜的生物量增加，從而提高對污染土壤中鎘的提取率，肥料的有機質(zhì)含量為300～500g/kg，全氮含量為9～14g/kg，全磷含量為3～5g/kg，速效鉀含量為200～350mg/kg，其施加量為7500～20000kg/hm2。
6.根據(jù)權(quán)利要求5所述利用十字花科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法，其特征在于所述肥料為雞糞。
全文摘要
本發(fā)明涉及污染環(huán)境的植物修復(fù)技術(shù)，具體地說是利用十字花科超積累/超富集植物球果蔊菜修復(fù)鎘污染土壤的方法。該方法通過在含污染物鎘的土壤上種植球果蔊菜，當植物長到開花期時或成熟期時，將植物整體從污染土壤上移走，從而實現(xiàn)除去土壤中污染物鎘的目的；該方法通過球果蔊菜根系大量吸收污染土壤中的鎘并將其轉(zhuǎn)移至莖和葉等地上部器官，在開花期將植物整體即包括根、莖、葉及花序部分從污染土壤上移走，然后再移栽下一茬植物，之后重復(fù)上述過程。通過這種方式，可以從土壤中帶走大量鎘，從而達到快速、徹底去除土壤中超標鎘的目的。
文檔編號B09C1/10GK1721094SQ20041002098
公開日2006年1月18日 申請日期2004年7月16日 優(yōu)先權(quán)日2004年7月16日
發(fā)明者周啟星, 魏樹和 申請人:中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所