專利名稱：一種利用茄科植物修復(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(shuō)是利用一種茄科超積累/超富集植物龍葵修復(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(dòng)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(zhǎng)期作用下而形成的重金屬污染較嚴(yán)重的土壤；采礦廢石堆放過(guò)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(duì)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(guó)發(fā)現(xiàn)最早，面積較大，而且污染又十分嚴(yán)重的沈陽(yáng)張士灌區(qū)污染土壤，其主要重金屬污染物是Cd[文獻(xiàn)1吳燕玉，陳濤，張學(xué)詢.1986.沈陽(yáng)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(qiáng)，高濃度的鎘對(duì)大多數(shù)動(dòng)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(guó)對(duì)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(dòng)力修復(fù)技術(shù)等。但這些技術(shù)對(duì)污染場(chǎng)地破壞較大，修復(fù)費(fèi)用昂貴，且存在著運(yùn)輸、儲(chǔ)存、回填等新的環(huán)境問(wèn)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(duì)于面積巨大、污染程度較輕的污染土壤來(lái)說(shuō)則難以應(yīng)用。因此，人們尋求費(fèi)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(fēng)蝕、水蝕及不引起地下水二次污染的同時(shí)，使污染土壤得到修復(fù)，既不破壞污染現(xiàn)場(chǎng)土壤結(jié)構(gòu)、培肥地力，又減少修復(fù)費(fèi)用，已成為世界各國(guó)競(jìng)相研究的熱點(diǎn)。
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(dāng)時(shí)用以命名莖中Ni含量(干重)大于1000mg/kg的植物[文獻(xiàn)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]?，F(xiàn)超積累植物的概念已擴(kuò)大到植物對(duì)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(shí)富集幾種金屬元素的植物。現(xiàn)一般認(rèn)為超積累植物應(yīng)同時(shí)具備三個(gè)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(zhǎng)條件下的100倍，其臨界含分別為Zn 10000mg/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(zhǎng)沒(méi)有出現(xiàn)明顯的毒害癥狀[文獻(xiàn)3Chaney R.L.，Malik M.，Li Y.M.，et al.1997，Phytoremediation of soil metals.Current Opinions in Biotechnology.8279～284；文獻(xiàn)4Brooks，R.R.，Chambers，M.F.，Nicks，L.J.，Robinson，B.H.，1998.Phytoming.Trends in Plant Science.3，(9)359～362；文獻(xiàn)5SaltD E.Phytoextractionpresent applications and future promise.2000.InWise DL，et al.(eds.)，Bioremediation of Contaminated Soils.New York，MarcelDekker]。其實(shí)，植物地上部生物量沒(méi)有明顯下降(與生長(zhǎng)在未污染土壤同種植物生物量相比)同時(shí)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(méi)有顯著減少是超積累植物區(qū)別于普通植物的一個(gè)重要特征。超積累植物能夠超量富集重金屬而生物量又沒(méi)有明顯下降的可能機(jī)理是液泡的區(qū)室化作用和植物體內(nèi)某些有機(jī)酸對(duì)金屬的螯合作用消除了金屬植物生長(zhǎng)的抑制[文獻(xiàn)3ChaneyR.L.，Malik M.，Li Y.M.，et al.1997，Phytoremediation of soil metals.CurrentOpinions in Biotechnology.8279～284；文獻(xiàn)6Ortiz，D.F.，Ruscitti，T，McCue，K.F.，Ow，D.W.1995.Transport ofmetal-binding peptides by HMT1，a fission yeast ABC-type vacuolar membrane protein.J Biol.Chem.，2704721～4728；文獻(xiàn)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(qiáng)忍耐性的表現(xiàn)特征之一。而對(duì)于普通植物而言，雖有些植物在這種情況下也能生存下來(lái)并完成生活史，但其地上部生物量往往會(huì)明顯降低，通常表現(xiàn)為植株矮小，有的生物學(xué)特性還會(huì)改變?nèi)缛~子、花色變色等[文獻(xiàn)8孔令韶.1982.植物對(duì)重金屬元素的吸收積累及忍耐、變異.環(huán)境科學(xué)，1∶65～69]。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(zhǎng)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(duì)重金屬積累的又一個(gè)重要特征。因?yàn)楫?dāng)土壤中重金屬濃度高到超過(guò)超富集植物應(yīng)達(dá)到的臨界含量標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，甚至高出幾倍的情況下，因植物對(duì)重金屬的積累有隨土壤中重金屬濃度升高而升高的特點(diǎn)[文獻(xiàn)9郭水良，黃朝表，邊媛，林國(guó)平.2002.金華市郊雜草對(duì)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(bào)(農(nóng)業(yè)科學(xué)版)，20(1)22～29]，植物對(duì)重金屬的積累量雖達(dá)到了公認(rèn)的臨界含量標(biāo)準(zhǔn)，但當(dāng)土壤中重金屬濃度略低于超積累植物所應(yīng)達(dá)到的含量標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，植物對(duì)重金屬的積累量可能就難以達(dá)到超富集植物應(yīng)達(dá)到的臨界含量標(biāo)準(zhǔn)而表現(xiàn)出與普通植物相同的特征，同時(shí)由于土壤pH等因素對(duì)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(zhǎng)，因此，那些植物所表現(xiàn)出的較強(qiáng)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(méi)有明顯減少同時(shí)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(dāng)在土壤中重金屬濃度與超富集/超積累植物應(yīng)達(dá)到的臨界含量標(biāo)準(zhǔn)相當(dāng)時(shí)大于1。

發(fā)明內(nèi)容
本發(fā)明的目的在于提供一種費(fèi)用低廉、可操作性強(qiáng)、不破壞土壤理化性質(zhì)、不引起二次污染、且對(duì)防止污染土壤風(fēng)蝕、水蝕均有良好效果的修復(fù)鎘污染土壤的方法。
為了實(shí)現(xiàn)上述目的，本發(fā)明采用的技術(shù)方案如下利用一種茄科超富集植物修復(fù)鎘污染土壤的方法在含污染物鎘的土壤上種植龍葵，通過(guò)龍葵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(dāng)植物長(zhǎng)到開花期或成熟期時(shí)，將植物整體從污染土壤上移走，從而實(shí)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龍葵，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龍葵，可采用復(fù)種的方式，即在第一茬龍葵長(zhǎng)到開花期時(shí)，將植物整體從污染土壤上移走，再種植第二茬龍葵，重復(fù)上述過(guò)程，直至徹底除去土壤中超標(biāo)的鎘；在含污染物鎘的土壤上種植龍葵之前，可以向含污染物鎘的土壤中加入肥料，使地上部龍葵的生物量增加，從而提高對(duì)污染土壤中鎘的提取率，肥料的有機(jī)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；所述肥料可以為雞糞。
在含污染物鎘的土壤上種植龍葵之前，可以向染物土壤中加入雞糞，其用量為7500～20000kg/hm2，使地上面部分的龍葵植物量增加，從而提高對(duì)污染土壤中鎘的提取率。
本發(fā)明利用超富集植物龍葵修復(fù)鎘污染土壤，具有費(fèi)用低廉、可操作性強(qiáng)、不破壞土壤理化性質(zhì)、不引起二次污染、且對(duì)防止污染土壤風(fēng)蝕、水蝕均有良好的效果等優(yōu)點(diǎn)。實(shí)驗(yàn)證明茄科植物龍葵是一種超富集植物，本發(fā)明利用龍葵對(duì)鎘金屬的超富集提取作用，通過(guò)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(fēng)蝕、水蝕及不引起地下水二次污染的同時(shí)，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(chǎng)土壤結(jié)構(gòu)、培肥地力，又大大降低了修復(fù)費(fèi)用。


圖1為不同Cd濃度處理?xiàng)l件下植物地上部生物量示意圖；其中a.龍葵施加雞糞的處理；b.龍葵未施雞糞的處理；
圖2植物地上部干物質(zhì)分配圖。
具體實(shí)施例方式
實(shí)施例1盆栽濃度梯度試驗(yàn)試驗(yàn)地點(diǎn)設(shè)在中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)生態(tài)實(shí)驗(yàn)站內(nèi)，地理位置為東經(jīng)123°41′、北緯41°31′，海拔約50m，該試驗(yàn)站周圍沒(méi)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(yáng)市區(qū)約35km，屬溫帶半濕潤(rùn)大陸性氣候，年平均溫度5～9℃，大于10℃的年活動(dòng)積溫3100～3400℃，年總輻射量520～544KJ/cm2，無(wú)霜期127～164天，年降水量650～700mm。盆栽試驗(yàn)采自該站表土(0～20cm)，土壤類型為草甸棕壤。
共設(shè)立了6個(gè)處理，分別為對(duì)照(CK，不投加Cd)及5個(gè)不同的Cd投加濃度試驗(yàn)Cd的投加濃度分別為10mg/kg(T1)、25mg/kg(T2)、50mg/kg(T3)、100mg/kg(T4)、200mg/kg(T5)，投加的重金屬形態(tài)為CdCl2·2.5H2O，為分析純?cè)噭?，以固態(tài)加入到土壤中，充分混勻，平衡兩周后待用。
本試驗(yàn)于2003年春開始，移栽龍葵幼苗均采自沈陽(yáng)生態(tài)站內(nèi)，每盆2棵，幼苗高度為龍葵3.1cm，生長(zhǎng)天數(shù)為95天。露天栽培，無(wú)遮雨設(shè)施。根據(jù)盆缺水情況，不定期澆自來(lái)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。待植物成熟后將其收獲。
試驗(yàn)結(jié)果如下表1給出了在不同Cd濃度處理?xiàng)l件下，龍葵的地上部生物量。與對(duì)照相比，差異顯著性分析表明，龍葵在Cd投加濃度為10和25mg/kg的處理中，地上部生物量均未下降(p＜0.05)，表現(xiàn)出較強(qiáng)的耐性；但在Cd污染水平很高時(shí)，即投加濃度為50、100和200mg/kg情況下，地上部生物量則有所下降(p＜0.05)，說(shuō)明龍葵對(duì)Cd的耐性雖然較強(qiáng)但還是有一定限度，這就是說(shuō)，在土壤Cd濃度大于50mg/kg情況下，植物的生長(zhǎng)會(huì)受到抑制。
植物體內(nèi)Cd含量測(cè)定結(jié)果表明(表1)，在各個(gè)處理中，龍葵地上部Cd含量均大于其根部Cd含量。當(dāng)土壤中Cd投加濃度為25mg/kg時(shí)，龍葵莖和葉中Cd含量分別為103.8mg/kg和124.6mg/kg，達(dá)到了Cd超積累植物應(yīng)達(dá)到的臨界含量標(biāo)準(zhǔn)，即莖或葉中Cd含量大于100mg/kg，而且其地上部Cd富集系數(shù)為2.68(明顯大于1)，因此從植物對(duì)Cd的積累特性來(lái)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(T1，T2，T3，T4，T5)，植物體內(nèi)Cd含量也在增加，并在Cd投加濃度為200mg/kg時(shí)達(dá)到最大，分別為根157.4mg/kg、莖252.4mg/kg、葉291.4mg/kg、籽實(shí)45.3mg/kg，但各處理地上部對(duì)Cd的富集系數(shù)均在減小，尤其是處理T5，地上部富集系數(shù)僅為0.83，說(shuō)明此時(shí)，植物對(duì)Cd的積累可能已趨近植物所能積累的最大臨界含量。
表1盆栽濃度梯度試驗(yàn)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(yàn)結(jié)果表明，龍葵在土壤Cd投加濃度為25mg/kg時(shí)，其莖和葉中Cd含量均達(dá)到了Cd超積累植物應(yīng)達(dá)到的臨界含量標(biāo)準(zhǔn)，而且地上部Cd含量大于其根部Cd含量，同時(shí)對(duì)Cd耐性較強(qiáng)，完全具有Cd超積累植物的基本特征，是Cd的超積累植物。
實(shí)施例2小區(qū)模擬試驗(yàn)試驗(yàn)地點(diǎn)也設(shè)在中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)生態(tài)實(shí)驗(yàn)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?cè)噭?，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，能確保龍葵的根系均生長(zhǎng)在Cd污染土壤中，待挖出的土壤自然風(fēng)干過(guò)4mm篩后，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(duì)照區(qū)。投加重金屬時(shí)，先將風(fēng)干土分成均勻的等份，每份3kg，按設(shè)計(jì)的濃度將Cd均勻拌入，然后再將每份投加Cd的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(yáng)生態(tài)站的植物高低、莖粗細(xì)基本一致的龍葵幼苗10棵分別移栽到未投加Cd的對(duì)照土壤和投加Cd的處理土壤，幼苗高度為4cm，露天栽培，無(wú)遮雨設(shè)施，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(lái)臨之前植物還沒(méi)有成熟，因此，于9月25日整個(gè)試驗(yàn)區(qū)加蓋了塑料棚，棚高度為80cm，土壤含水量一直保持在80％左右，并在植物成熟時(shí)同時(shí)采集植物及其相應(yīng)根區(qū)土壤樣品，于植物成熟時(shí)收獲，生長(zhǎng)時(shí)間為91天。
試驗(yàn)結(jié)果如下表2列出了龍葵各植株的地上部生物量。t測(cè)驗(yàn)結(jié)果表明，與對(duì)照相比，龍葵各植株地上部生物量平均下降了35.9％(t＝5.69＞2.101，v＝18)，植物的生長(zhǎng)受到了明顯抑制(p＜0.05)，說(shuō)明田間試驗(yàn)條件下，龍葵對(duì)Cd投加濃度為50mg/kg處理的耐性較弱，這與盆栽濃度梯度試驗(yàn)中，Cd投加濃度為50mg/kg時(shí)龍葵地上部干重顯著下降(下降了41.5％)的表現(xiàn)相一致(表1)。
表2小區(qū)試驗(yàn)植物體內(nèi)Cd含量及地上部干重

小區(qū)試驗(yàn)中龍葵根部Cd含量平均為96.3mg/kg，莖129.4mg/kg，葉194.4mg/kg，籽實(shí)38.7mg/kg，地上部99.3mg/kg，地上部Cd富集系數(shù)平均為2.01(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(yàn)中在Cd投加濃度為50mg/kg時(shí)，龍葵根部Cd含量為97.4mg/kg，莖135.5mg/kg，葉194.3mg/kg，地上部101.1mg/kg，地上部富集系數(shù)為2.02的值基本相當(dāng)(表1)，表現(xiàn)出與盆栽試驗(yàn)較一致的結(jié)果，說(shuō)明盆栽試驗(yàn)?zāi)軌蜉^好地反應(yīng)植物在自然污染狀態(tài)下對(duì)重金屬的響應(yīng)情況，同時(shí)也說(shuō)明龍葵具有Cd超積累植物的主要特征。
實(shí)施例3污染區(qū)自然生長(zhǎng)植物修復(fù)效果試驗(yàn)選擇了2個(gè)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(dú)成礦。由于龍葵是偶見種，因此植物采樣采取的是見一棵采一棵的取樣方式。
另一個(gè)污染區(qū)是沈陽(yáng)張士污灌區(qū)，位于沈陽(yáng)西郊，距中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)生態(tài)站約30km。1962年以來(lái)，由于不合理引用沈陽(yáng)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(yán)重地區(qū)土壤Cd濃度為5～7mg/kg。2003年于龍葵成熟時(shí)采取隨機(jī)采樣方法到沈陽(yáng)張士灌區(qū)采集植物及其根區(qū)土壤樣品。
試驗(yàn)結(jié)果如下1.采礦污染區(qū)龍葵對(duì)重金屬的富集特征在Cd污染較為嚴(yán)重的鉛鋅礦區(qū)采集到的龍葵植物，從外表特征上看均未表現(xiàn)出受毒害癥狀，且均已成熟。對(duì)這幾株植物相應(yīng)根區(qū)土壤進(jìn)行理化性質(zhì)及Cd含量測(cè)定結(jié)果表明，采樣點(diǎn)土壤基本理化性質(zhì)為pH值6.53～6.95，有機(jī)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(diǎn)(1～5)土壤中Cd總量為2.7～7.3mg/kg，有效態(tài)含量為1.2～3.9mg/kg，有效態(tài)占總量的45.2％～53.8％(表3)。
表3鉛鋅礦區(qū)龍葵和其根區(qū)土壤的Cd含量及植物地上部干重

采集的龍葵地上部Cd富集系數(shù)分別為1.91、2.09、1.47、1.76和1.64，均大于1，且地上部Cd含量均大于其根部Cd含量(表3)，也表現(xiàn)出具有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(dá)到100mg/kg，這可能是因?yàn)樵撏寥乐蠧d污染水平?jīng)]有達(dá)到盆栽試驗(yàn)的高濃度水平而沒(méi)有使植物對(duì)Cd的積累達(dá)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(yàn)中Cd投加濃度為10mg/kg時(shí)，龍葵對(duì)Cd的富集特征較一致。
植物地上部Cd含量與土壤中Cd濃度的相關(guān)系數(shù)為0.974，其絕對(duì)值超過(guò)差異顯著性標(biāo)準(zhǔn)值0.878，即差異顯著(n＝5，p＜0.05)，說(shuō)明該植物對(duì)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(dāng)土壤中Cd含量達(dá)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(dá)到100mg/kg的植株。
2.污灌區(qū)龍葵對(duì)Cd的富集特征在張士污灌區(qū)采集到的龍葵，從外表特征來(lái)看，也是生長(zhǎng)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(jī)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1.90～7.03mg/kg，有效態(tài)Cd含量為1.5～6.1mg/kg，有效態(tài)Cd占其總量的59.1～88.4％。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)龍葵和其根區(qū)土壤的Cd含量及其地上部干重

所采集的所有龍葵其地上部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(dá)到100mg/kg，這可能是因?yàn)橥寥乐蠧d污染水平?jīng)]有達(dá)到較高水平而沒(méi)有使植物對(duì)Cd的積累達(dá)到超積累的臨界含量水平，這也與盆栽濃度梯度試驗(yàn)中Cd投加濃度為10mg/kg時(shí)，龍葵對(duì)Cd的富集特征較一致。
該污灌區(qū)所采集的這些龍葵植物地上部Cd含量與土壤中Cd總量之間的相關(guān)系數(shù)為0.642，其絕對(duì)值超過(guò)差異顯著性標(biāo)準(zhǔn)值0.514，即差異達(dá)到顯著(n＝11，p＜0.05)，說(shuō)明該種植物對(duì)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(dāng)土壤中Cd含量達(dá)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(dá)到100mg/kg的植株。
在上述3個(gè)實(shí)施例中，Cd在植物體內(nèi)的含量分布均表現(xiàn)為籽實(shí)＜根＜莖＜葉，說(shuō)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。
龍葵這一植物，無(wú)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(zhǎng)狀態(tài)下均表現(xiàn)出Cd超積累植物的基本特征，而在沈陽(yáng)生態(tài)站人為模擬污染條件下，均達(dá)到Cd超積累植物的全部特征。因此，可以認(rèn)為龍葵是Cd超積累植物。但由實(shí)施例3可以看出，自然生長(zhǎng)植物的修復(fù)效率還十分有限，有必要采取一些強(qiáng)化措施。如實(shí)施例4和5。
實(shí)施例4施肥強(qiáng)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(shí)踐的關(guān)鍵因素之一，因此，本研究在通過(guò)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(jìn)行探討。
雞糞是有機(jī)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(jī)肥的一些特點(diǎn)，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(jī)酸、植物生長(zhǎng)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(jī)肥中較優(yōu)質(zhì)的一種。研究表明，有機(jī)肥(主要指豬糞)能夠通過(guò)有機(jī)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(duì)重金屬的積累，從而既對(duì)污染土壤起到凈化或改良的作用又促進(jìn)了作物的生長(zhǎng)，但也有的研究表明，有機(jī)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(shí)，植物對(duì)重金屬的積累并未下降，但關(guān)于雞糞影響植物對(duì)重金屬積累的研究還很少報(bào)道，本研究對(duì)此做一嘗試，為植物修復(fù)強(qiáng)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(yàn)設(shè)計(jì)試驗(yàn)地點(diǎn)設(shè)在中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)生態(tài)實(shí)驗(yàn)站內(nèi)，其環(huán)境條件與實(shí)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(yàn)相同。雞糞取自沈陽(yáng)生態(tài)站附近農(nóng)戶，沒(méi)有充分腐熟。
試驗(yàn)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(fēng)干后過(guò)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(jī)肥的施用比例大體相當(dāng)。兩組處理均按以下設(shè)計(jì)梯度投加Cd，Cd投加濃度分別為10mg/kg(T1)、25mg/kg(T2)、50mg/kg(T3)、100mg/kg(T4)、200mg/kg(T5)，并均以未投加Cd的處理為對(duì)照(CK)，其中，未施雞糞的一組處理與盆栽濃度梯度試驗(yàn)相同。投加的Cd形態(tài)為CdCl2·2.5H2O，為分析純?cè)噭?，以固態(tài)加入到土壤中，充分混勻，平衡兩周后待用。
參試植物為龍葵。試驗(yàn)于2003年春與盆栽濃度梯度試驗(yàn)同時(shí)進(jìn)行，移栽幼苗均采自沈陽(yáng)生態(tài)站內(nèi)，龍葵幼苗高度為3.1cm，5月13日移栽，每盆2棵，3次重復(fù)(即同一處理進(jìn)行3次)。露天栽培，無(wú)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，于8月16日將其收獲，生長(zhǎng)時(shí)間為95天，同時(shí)采集土壤樣品。
試驗(yàn)結(jié)果如下由圖1可知，施加雞糞后各處理與未施加雞糞的各處理相比，龍葵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，龍葵在Cd投加濃度為50，100，200mg/kg(T3，T4，T5)處理時(shí)，地上部干重顯著下降(p＜0.05)，但在施加雞糞處理中，Cd投加濃度除100，200mg/kg(T4，T5)兩處理地上部干重下降(p＜0.05)外，Cd投加濃度為10，25，50mg/kg(T1，T2，T3)的處理地上部干重均未下降(p＜0.05)，說(shuō)明雞糞在Cd投加濃度為50mg/kg(T3)時(shí)提高了植物對(duì)Cd的耐性。
由表5可知，土壤中施加雞糞后，龍葵在各處理中其根、莖、葉和籽實(shí)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(T3)條件下，龍葵莖和葉的Cd含量均大于Cd超積累植物應(yīng)達(dá)到的含量標(biāo)準(zhǔn)100mg/kg，其地上部生物量沒(méi)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。龍葵地上部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(duì)Cd提取量卻顯著提高(p＜0.05)，提取率由0.03％上升到約1％，說(shuō)明雞糞的施加提高了龍葵對(duì)Cd的提取效率。
表5土壤中施加雞糞前后植物對(duì)Cd的積累情況(mg/kg)

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(duì)Cd的提取效率大幅提高。
實(shí)施例5生物量強(qiáng)化調(diào)控研究一般來(lái)說(shuō)，開花期是植物一生中生命活動(dòng)最旺盛的時(shí)期，需水量和需肥量也幾乎達(dá)到頂峰，這一時(shí)期植物的莖和葉對(duì)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(shí)間里，對(duì)于大多數(shù)植物來(lái)說(shuō)，其籽實(shí)部分對(duì)重金屬的積累量比較低，因此，這一時(shí)期可能是植物對(duì)重金屬積累比較緩慢的時(shí)期，但這一時(shí)期植物的生長(zhǎng)中心又是籽實(shí)部分，因而整個(gè)植物體內(nèi)重金屬含量的增長(zhǎng)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(duì)重金屬的提取已達(dá)到一定量，比如可以超過(guò)植物一生中積累的60％的話，那么是否可以考慮在這一時(shí)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(dāng)?shù)氐臒o(wú)霜期通過(guò)復(fù)種方式進(jìn)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，本研究以龍葵為研究對(duì)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(yàn)設(shè)計(jì)試驗(yàn)地點(diǎn)設(shè)在中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)生態(tài)實(shí)驗(yàn)站內(nèi)，其環(huán)境條件如實(shí)施例1所述。盆栽所用土壤取自生態(tài)站表土。試驗(yàn)共設(shè)了2個(gè)處理，即未投加Cd的對(duì)照(CK)和Cd投加濃度為25mg/kg(T2)的處理，投加的重金屬形態(tài)為CdCl2·2.5H2O，為分析純?cè)噭?，盆栽土壤風(fēng)干后過(guò)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(yàn)于2003年春開始，盆栽植物為龍葵，移栽幼苗均采自沈陽(yáng)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(zhǎng)情況見表6。
表6龍葵的生長(zhǎng)情況

結(jié)果與分析由圖2可知，開花期龍葵莖、葉和籽實(shí)的干重分別占整個(gè)植株干重的51.9％，23％和25％，而在成熟期，莖、葉和籽實(shí)的干重分別占34.1％，16％和50.2％，可見成熟期籽實(shí)的干重在整個(gè)植株干重中占有很大比例，表現(xiàn)為籽實(shí)＞莖＞葉。
從植物莖、葉和籽實(shí)的干重來(lái)看(表7)，開花期龍葵莖、葉干重之和占成熟期莖、葉干重之和的93.4％，而籽實(shí)部分在開花期干重僅占成熟期干重的31.4％，但成熟期莖、葉干重之和幾乎與籽實(shí)干重相當(dāng)，分別為1.22g/盆和1.21g/盆，說(shuō)明從開花期到成熟這段時(shí)間內(nèi)，龍葵的生長(zhǎng)重心在于籽實(shí)干物質(zhì)的積累，且籽實(shí)干重在整個(gè)植株干重中占很大比重，為50.2％。
表7植物地上部干物質(zhì)分配特點(diǎn)(g/盆)

植物開花期和成熟期對(duì)Cd積累特性表明(表8)，龍葵開花期莖、葉Cd含量分別占成熟期莖、葉Cd含量的83.1％和85.5％，籽實(shí)則占89.5％，說(shuō)明從開花期到成熟期這段時(shí)間內(nèi)籽實(shí)Cd含量增加緩慢，而且從開花期到成熟期這一段時(shí)間時(shí)籽實(shí)對(duì)Cd的去除率僅占整個(gè)植株對(duì)Cd去除率的8.3％，說(shuō)明莖、葉是龍葵提取Cd的主要器官。開花期植物地上部Cd提取率為成熟期的87.5％，如果在開花期收獲植物，接著再栽植下一茬植物且能在植物開花期收獲的話，植物若按相同比例提取Cd的話，在一個(gè)生長(zhǎng)季，龍葵對(duì)Cd的提取率是栽植一茬植物提取率的1.75倍。
表8植物不同生育時(shí)期對(duì)Cd的積累情況及提取率

以上結(jié)果表明，龍葵的莖和葉是提取Cd的主要器官，開花期植物莖、葉干重之和已分別達(dá)到成熟期莖、葉干重之和的93.4％。在開花期到成熟期占植物整個(gè)盆栽生長(zhǎng)時(shí)間的63.2％時(shí)間里，籽實(shí)對(duì)Cd的去除率僅占整個(gè)植株對(duì)Cd去除率的8.3％。而開花期二種植物地上部對(duì)Cd分別的提取率達(dá)到了成熟期對(duì)Cd提取率的87.5％，因此，若在開花期收獲植物將開花期到成熟期這段時(shí)間用于下一茬植物的提取修復(fù)，植物的修復(fù)效率將為單種一茬植物的1.75倍。在本研究中，從時(shí)間上來(lái)看，植物在開花期收獲后再移栽下一茬植物，可能滿足下一茬植物生長(zhǎng)到開花期時(shí)而還沒(méi)有下霜的要求，因?yàn)樯蜿?yáng)生態(tài)龍葵從移栽到開花期生長(zhǎng)時(shí)間僅為95天。由此可見，沈陽(yáng)生態(tài)站適于龍葵生長(zhǎng)的時(shí)間一般來(lái)說(shuō)從4月初到10月末約有200多天，而收獲植物后再種下一茬植物的復(fù)種方式可明顯提高植物修復(fù)效率，尤其對(duì)龍葵這種籽實(shí)生物量占很大比重的植物來(lái)說(shuō)更值得嘗試。
權(quán)利要求
1.一種利用茄科植物修復(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龍葵，當(dāng)龍葵長(zhǎng)到開花期或成熟期時(shí)，將植物整體從污染土壤上移走，從而實(shí)現(xiàn)除去土壤中污染物鎘的目的。
2.根據(jù)權(quán)利要求1所述利用茄科植物修復(fù)鎘污染土壤的方法，其特征在于所述種植龍葵是指將幼苗期的龍葵移植在含污染物鎘的土壤上。
3.根據(jù)權(quán)利要求1或2所述利用茄科植物修復(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龍葵，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所述利用茄科植物修復(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)種的方式種植龍葵，即在第一茬龍葵長(zhǎng)到開花期時(shí)，將植物整體從污染土壤上移走，再種植第二茬龍葵，重復(fù)上述過(guò)程，直至徹底除去土壤中超標(biāo)的鎘。
5.根據(jù)權(quán)利要求1、2或4所述利用茄科植物修復(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龍葵之前，向含污染物鎘的土壤中加入肥料，使龍葵的生物量增加，從而提高對(duì)污染土壤中鎘的提取率，肥料的有機(jī)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所述利用茄科植物修復(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(shuō)是利用超積累/超富集茄科植物龍葵修復(fù)鎘污染土壤的方法，在含污染物鎘的土壤上種植龍葵，當(dāng)龍葵長(zhǎng)到開花期或成熟期時(shí)，將植物整體從污染土壤上移走，從而實(shí)現(xiàn)除去土壤中污染物鎘的目的；該方法通過(guò)龍葵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(dāng)植物長(zhǎng)到開花期時(shí)，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(guò)程。通過(guò)這種方式，可以從土壤中帶走大量鎘，從而達(dá)到快速、徹底去除土壤中超標(biāo)鎘的目的。
文檔編號(hào)B09C1/10GK1724184SQ20041002154
公開日2006年1月25日 申請(qǐng)日期2004年7月23日 優(yōu)先權(quán)日2004年7月23日
發(fā)明者魏樹和, 周啟星 申請(qǐng)人:中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)應(yīng)用生態(tài)研究所