CN100371093C - 一种利用茄科植物修复镉污染土壤的方法 - Google Patents

Abstract

本发明涉及污染环境的植物修复技术，具体地说是利用超积累/超富集茄科植物龙葵修复镉污染土壤的方法，在含污染物镉的土壤上种植龙葵，当龙葵长到开花期或成熟期时，将植物整体从污染土壤上移走，从而实现除去土壤中污染物镉的目的；该方法通过龙葵根系大量吸收污染土壤中的镉并将其转移至茎和叶等地上部器官，当植物长到开花期时，将植物整体即包括根、茎、叶及花序部分从污染土壤上移走，然后再移栽下一茬植物，之后重复上述过程。通过这种方式，可以从土壤中带走大量镉，从而达到快速、彻底去除土壤中超标镉的目的。

Description

一种利用茄科植物修复镉污染土壤的方法

技术领域

本发明涉及污染环境的植物修复技术，具体地说是利用一种茄科超积累/超富集植物龙葵修复镉污染土壤的方法。

背景技术

重金属污染土壤的途径通常有以下两种：一是金属矿开采活动造成的环境污染，污染类型主要有坑口周围土壤中矿床矿物在水、气、热等环境因素长期作用下而形成的重金属污染较严重的土壤；采矿废石堆放过程中因淋滤等原因造成的重金属污染土壤；含有较高浓度重金属的矿山废水对土壤造成的污染等。二是工业污水灌溉农田引发的重金属污染土壤，具有代表性的是我国发现最早，面积较大，而且污染又十分严重的沈阳张士灌区污染土壤，其主要重金属污染物是Cd[文献1：吴燕玉，陈涛，张学询.1986.沈阳张士灌区镉的污染生态研究.见：高拯民主编，土壤-植物系统污染生态研究.295-301]。Cd是环境中的有毒物质，是生物体的非必需元素，其化合物的毒性很大，蓄积性很强，高浓度的镉对大多数动物有致畸、致突变和致癌作用，因此，镉污染土壤急需修复。

世界各国对土壤重金属污染十分重视，采取了各种各样的修复方法，如消除重金属毒性的固化技术、玻璃化技术，修复挥发性重金属的电动力修复技术等。但这些技术对污染场地破坏较大，修复费用昂贵，且存在着运输、储存、回填等新的环境问题，在小面积或重污染土壤处理中作用很大，甚至不可替代，但对于面积巨大、污染程度较轻的污染土壤来说则难以应用。因此，人们寻求费用较低、修复效果又好的革新技术。植物修复技术利用重金属超积累植物/超富集植物的提取作用在稳定污染土壤减少风蚀、水蚀及不引起地下水二次污染的同时，使污染土壤得到修复，既不破坏污染现场土壤结构、培肥地力，又减少修复费用，已成为世界各国竞相研究的热点。

超积累植物(Hyperaccmulator)也叫超富集植物，这一定义最初是由Brooks等提出的，当时用以命名茎中Ni含量(干重)大于1000mg/kg的植物[文献2：Brooks R.R.，Lee J.，Reeves R.D.，et al.1977.Detection ofnickliferous rocks by analysis of herbarium species of indicator plants.Journal ofGeochemical Exploration.7：49～77]。现超积累植物的概念已扩大到植物对所有金属元素的超量富集现象，即是指能超量富集一种或同时富集几种金属元素的植物。现一般认为超积累植物应同时具备三个特征：一是植物地上部(茎或叶)金属含量是普通植物在同一生长条件下的100倍，其临界含分别为Zn 10000mg/kg、Cd 100mg/kg、Cu 1mg/kg，Pb、Cu、Ni、Co均为1000mg/kg；二是植物地上部重金属含量大于根部该种金属含量；三是植物的生长没有出现明显的毒害症状[文献3：Chaney R.L.，Malik M.，Li Y.M.，et al.1997，Phytoremediation of soil metals.Current Opinions in Biotechnology.8：279～284；文献4：Brooks，R.R.，Chambers，M.F.，Nicks，L.J.，Robinson，B.H.，1998.Phytoming.Trends in Plant Science.3，(9)：359～362；文献5：SaltD E.Phytoextraction：present applications and future promise.2000.In：Wise DL，et al.(eds.)，Bioremediation of Contaminated Soils.New York，MarcelDekker]。其实，植物地上部生物量没有明显下降(与生长在未污染土壤同种植物生物量相比)同时植物地上部富集系数大于1也是必不可少的特征。

生活在重金属污染程度较高土壤上植物地上部生物量没有显著减少是超积累植物区别于普通植物的一个重要特征。超积累植物能够超量富集重金属而生物量又没有明显下降的可能机理是液泡的区室化作用和植物体内某些有机酸对金属的螯合作用消除了金属植物生长的抑制[文献3：ChaneyR.L.，Malik M.，Li Y.M.，et al.1997，Phytoremediation of soil metals.CurrentOpinions in Biotechnology.8：279～284；文献6：Ortiz，D.F.，Ruscitti，T，McCue，K.F.，Ow，D.W 1995.Transport of metal-binding peptides by HMT1，a fission yeast ABC-type vacuolar membrane protein.J Biol.Chem.，270：4721～4728；文献7：Kramer，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，379：635～638]，这是超积累植物所具有的区别于普通植物的超强忍耐性的表现特征之一。而对于普通植物而言，虽有些植物在这种情况下也能生存下来并完成生活史，但其地上部生物量往往会明显降低，通常表现为植株矮小，有的生物学特性还会改变如叶子、花色变色等[文献8：孔令韶.1982.植物对重金属元素的吸收积累及忍耐、变异.环境科学，1：65～69]。植物地上部富集系数大于1，意味着植物地上部某种重金属含量大于所生长土壤中该种重金属的浓度，这是超积累植物区别于普通植物对重金属积累的又一个重要特征。因为当土壤中重金属浓度高到超过超富集植物应达到的临界含量标准时，甚至高出几倍的情况下，因植物对重金属的积累有随土壤中重金属浓度升高而升高的特点[文献9：郭水良，黄朝表，边媛，林国平.2002.金华市郊杂草对土壤重金属元素的吸收与富集作用(I)-6种重金属元素在杂草和土壤中的含量分析.上海交通大学学报(农业科学版)，20(1)：22～29]，植物对重金属的积累量虽达到了公认的临界含量标准，但当土壤中重金属浓度略低于超积累植物所应达到的含量标准时，植物对重金属的积累量可能就难以达到超富集植物应达到的临界含量标准而表现出与普通植物相同的特征，同时由于土壤pH等因素对污染土壤中重金属可吸收态的影响，在土壤中重金属浓度较高的情况下，普通植物也可能正常生长，因此，那些植物所表现出的较强耐性的表面特征也可能是一种假象。因此，植物地上部生物量没有明显减少同时地上部富集系数大于1也应是超积累植物区别于普通植物的必不可少的特征。其中，植物地上部富集系数至少应当在土壤中重金属浓度与超富集/超积累植物应达到的临界含量标准相当时大于1。

发明内容

本发明的目的在于提供一种费用低廉、可操作性强、不破坏土壤理化性质、不引起二次污染、且对防止污染土壤风蚀、水蚀均有良好效果的修复镉污染土壤的方法。

为了实现上述目的，本发明采用的技术方案如下：

利用一种茄科超富集植物修复镉污染土壤的方法：在含污染物镉的土壤上种植龙葵，通过龙葵根系大量吸收污染土壤中的镉，并将其转移至茎和叶等地上部器官，当植物长到开花期或成熟期时，将植物整体从污染土壤上移走，从而实现除去土壤中污染物镉的目的；

所述在含污染物镉的土壤上种植龙葵，可采用露天栽培，根据土壤缺水情况，浇水，使土壤含水量保持在田间持水量的40～95％；

所述在含污染物镉的土壤上种植龙葵，可采用复种的方式，即在第一茬龙葵长到开花期时，将植物整体从污染土壤上移走，再种植第二茬龙葵，重复上述过程，直至彻底除去土壤中超标的镉；

在含污染物镉的土壤上种植龙葵之前，可以向含污染物镉的土壤中加入肥料，使地上部龙葵的生物量增加，从而提高对污染土壤中镉的提取率，肥料的有机质含量为300～500g/kg，全氮含量为9～14g/kg，全磷含量为3～5g/kg，速效钾含量为200～350mg/kg，其施加量为7500～20000kg/hm²；

所述肥料可以为鸡粪。

在含污染物镉的土壤上种植龙葵之前，可以向染物土壤中加入鸡粪，其用量为7500～20000kg/hm²，使地上面部分的龙葵植物量增加，从而提高对污染土壤中镉的提取率。

本发明利用超富集植物龙葵修复镉污染土壤，具有费用低廉、可操作性强、不破坏土壤理化性质、不引起二次污染、且对防止污染土壤风蚀、水蚀均有良好的效果等优点。实验证明茄科植物龙葵是一种超富集植物，本发明利用龙葵对镉金属的超富集提取作用，通过在镉污染土壤上种植这种超积累植物，能够在稳定污染土壤，减少土壤风蚀、水蚀及不引起地下水二次污染的同时，使污染土壤得到修复，与现有技术相比，既不破坏污染现场土壤结构、培肥地力，又大大降低了修复费用。

附图说明

图1为不同Cd浓度处理条件下植物地上部生物量示意图；其中a.龙葵施加鸡粪的处理；b.龙葵未施鸡粪的处理；

图2植物地上部干物质分配图。

具体实施方式

实施例1盆栽浓度梯度试验

试验地点设在中国科学院沈阳生态实验站内，地理位置为东经123°41、北纬41°31′，海拔约50m，该试验站周围没有污染源，是重金属未污染区。该站地处松辽平原南部的中心地带，距沈阳市区约35km，属温带半湿润大陆性气候，年平均温度5～9℃，大于10℃的年活动积温3100～3400℃，年总辐射量520～544KJ/cm²，无霜期127～164天，年降水量650～700mm。盆栽试验采自该站表土(0～20cm)，土壤类型为草甸棕壤。

共设立了6个处理，分别为对照(CK，不投加Cd)及5个不同的Cd投加浓度试验：Cd的投加浓度分别为10mg/kg(T₁)、25mg/kg(T₂)、50mg/kg(T₃)、100mg/kg(T₄)、200mg/kg(T₅)，投加的重金属形态为CdCl₂·2.5H₂O，为分析纯试剂，以固态加入到土壤中，充分混匀，平衡两周后待用。

本试验于2003年春开始，移栽龙葵幼苗均采自沈阳生态站内，每盆2棵，幼苗高度为龙葵3.1cm，生长天数为95天。露天栽培，无遮雨设施。根据盆缺水情况，不定期浇自来水(水中未检出Cd)，使土壤含水量经常保持在田间持水量的80％左右。待植物成熟后将其收获。

试验结果如下：

表1给出了在不同Cd浓度处理条件下，龙葵的地上部生物量。与对照相比，差异显著性分析表明，龙葵在Cd投加浓度为10和25mg/kg的处理中，地上部生物量均未下降(p＜0.05)，表现出较强的耐性；但在Cd污染水平很高时，即投加浓度为50、100和200mg/kg情况下，地上部生物量则有所下降(p＜0.05)，说明龙葵对Cd的耐性虽然较强但还是有一定限度，这就是说，在土壤Cd浓度大于50mg/kg情况下，植物的生长会受到抑制。

植物体内Cd含量测定结果表明(表1)，在各个处理中，龙葵地上部Cd含量均大于其根部Cd含量。当土壤中Cd投加浓度为25mg/kg时，龙葵茎和叶中Cd含量分别为103.8mg/kg和124.6mg/kg，达到了Cd超积累植物应达到的临界含量标准，即茎或叶中Cd含量大于100mg/kg，而且其地上部Cd富集系数为2.68(明显大于1)，因此从植物对Cd的积累特性来看已满足了Cd超积累植物的临界含量特征。随着土壤Cd污染水平的增加(T₁，T₂，T₃，T₄，T₅)，植物体内Cd含量也在增加，并在Cd投加浓度为200mg/kg时达到最大，分别为根157.4mg/kg、茎252.4mg/kg、叶291.4mg/kg、籽实45.3mg/kg，但各处理地上部对Cd的富集系数均在减小，尤其是处理T₅，地上部富集系数仅为0.83，说明此时，植物对Cd的积累可能已趋近植物所能积累的最大临界含量。

表1盆栽浓度梯度试验植物体内Cd含量及地上部干重

处理	根(mg/kg)	茎(mg/kg)	叶(mg/kg)	籽实(mg/kg)	地上部(mg/kg)	地上部AC<sup>(n)</sup>	地上部干重(g/盆)
								CKT<sub>1</sub>T<sub>2</sub>T<sub>3</sub>T<sub>4</sub>T<sub>5</sub>	0.1328.859.997.4113.1157.4	0.4061.5103.8135.5203.6252.4	0.5175.5124.6194.3264.8291.4	0.2811.223.733.340.245.3	0.3136.667.3101.1131.3167.2	3.632.682.021.310.83	2.482.492.431.451.200.94

a)AC为富集系数，下同.

上述试验结果表明，龙葵在土壤Cd投加浓度为25mg/kg时，其茎和叶中Cd含量均达到了Cd超积累植物应达到的临界含量标准，而且地上部Cd含量大于其根部Cd含量，同时对Cd耐性较强，完全具有Cd超积累植物的基本特征，是Cd的超积累植物。

实施例2小区模拟试验

试验地点也设在中国科学院沈阳生态实验站，小区面积为8m²(L＝4M，W＝2M)，土壤基本理化性质与盆栽土壤相同。小区土壤中Cd投加浓度为50mg/kg，投加的Cd形态为CdCl₂·2.5H₂O，为分析纯试剂，固态加入。具体的操作如下：于2003年6月25日将小区土壤挖出，挖掘深度为50cm，能确保龙葵的根系均生长在Cd污染土壤中，待挖出的土壤自然风干过4mm筛后，将土壤大体分为两等份，其中一份投加重金属Cd，另一份回填作为未投加Cd的对照区。投加重金属时，先将风干土分成均匀的等份，每份3kg，按设计的浓度将Cd均匀拌入，然后再将每份投加Cd的土壤放在一起混匀后回填到小区的另半部分，小区的两部分土壤中间用塑料隔开。待投加Cd土壤平衡2周后开始移栽植物幼苗。

2003年7月下旬将取自沈阳生态站的植物高低、茎粗细基本一致的龙葵幼苗10棵分别移栽到未投加Cd的对照土壤和投加Cd的处理土壤，幼苗高度为4cm，露天栽培，无遮雨设施，根据土壤缺水情况，不定期浇水(水中未检出Cd)，使土壤含水量经常保持在田间持水量的80％左右。由于在9月末霜期来临之前植物还没有成熟，因此，于9月25日整个试验区加盖了塑料棚，棚高度为80cm，土壤含水量一直保持在80％左右，并在植物成熟时同时采集植物及其相应根区土壤样品，于植物成熟时收获，生长时间为91天。

试验结果如下：

表2列出了龙葵各植株的地上部生物量。t测验结果表明，与对照相比，龙葵各植株地上部生物量平均下降了35.9％(t＝5.69＞2.101，v＝18)，植物的生长受到了明显抑制(p＜0.05)，说明田间试验条件下，龙葵对Cd投加浓度为50mg/kg处理的耐性较弱，这与盆栽浓度梯度试验中，Cd投加浓度为50mg/kg时龙葵地上部干重显著下降(下降了41.5％)的表现相一致(表1)。

表2小区试验植物体内Cd含量及地上部干重

植物株	根(mg/kg)	茎(mg/kg)	叶(mg/kg)	籽实(mg/kg)	地上部(mg/kg)	地上部AC	地上部干重(g/棵)	对照地上部干重(g/棵)
									12345678910	96.382.7102.792.598.995.993.799.798.2102.3	128.6136.4132.5127.3132.3123.7129.9127.2126.1130.1	203.0189.9194.2203.0193.1195.0196.9191.0188.2193.2	38.038.343.547.533.235.434.939.442.034.8	97.084.5104.693.7100.098.096.1108.7105.4105.1	1.941.692.131.892.011.971.932.212.142.14	4.413.192.943.292.974.103.783.032.904.01	6.545.065.875.674.236.756.154.464.534.62
平均标准差(s)变异系数(CV)	96.35.816.03	129.43.672.84	194.75.01257	38.74.5211.68	99.37.117.15	2.010.167.78	3.450.5616.08	5.390.9317.18

小区试验中龙葵根部Cd含量平均为96.3mg/kg，茎129.4mg/kg，叶194.4mg/kg，籽实38.7mg/kg，地上部99.3mg/kg，地上部Cd富集系数平均为2.01(表2)，符合Cd超积累植物茎或叶Cd含量大于100mg/kg、地上部Cd含量大于其根部Cd含量的Cd超积累植物主要特征，与盆栽浓度梯度试验中在Cd投加浓度为50mg/kg时，龙葵根部Cd含量为97.4mg/kg，茎135.5mg/kg，叶194.3mg/kg，地上部101.1mg/kg，地上部富集系数为2.02的值基本相当(表1)，表现出与盆栽试验较一致的结果，说明盆栽试验能够较好地反应植物在自然污染状态下对重金属的响应情况，同时也说明龙葵具有Cd超积累植物的主要特征。

实施例3污染区自然生长植物修复效果试验

选择了2个污染区，一是辽宁凤城青城子铅锌矿，地理位置为东经123°37′，北纬40°41′。该矿区年平均温度6.5～8.7℃，降水量674.4mm.矿区主要母岩为大理石和云母片岩，土壤为棕壤性土.植被覆盖主要为次生林和稀疏的灌丛及部分人工水杉、刺槐林。矿体各坑口海拔约270～405m，开采处距地面约180～390m，铅锌矿品位约70～80％，Cd主要伴生在闪锌矿晶格中，平均品位约0.034％，但不单独成矿。由于龙葵是偶见种，因此植物采样采取的是见一棵采一棵的取样方式。

另一个污染区是沈阳张士污灌区，位于沈阳西郊，距中国科学院沈阳生态站约30km。1962年以来，由于不合理引用沈阳卫工明渠含Cd工业污水灌溉稻田，灌区大部分农田受到污染，据1975年调查，土壤主要是受Cd污染而且Cd主要分布在土壤表层(约0～35cm)，土地受Cd污染面积约2800hm²，污染较严重地区土壤Cd浓度为5～7mg/kg。2003年于龙葵成熟时采取随机采样方法到沈阳张士灌区采集植物及其根区土壤样品。

试验结果如下：

1.采矿污染区龙葵对重金属的富集特征

在Cd污染较为严重的铅锌矿区采集到的龙葵植物，从外表特征上看均未表现出受毒害症状，且均已成熟。对这几株植物相应根区土壤进行理化性质及Cd含量测定结果表明，采样点土壤基本理化性质为pH值6.53～6.95，有机质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。采样点(1～5)土壤中Cd总量为2.7～7.3mg/kg，有效态含量为1.2～3.9mg/kg，有效态占总量的45.2％～53.8％(表3)。

表3铅锌矿区龙葵和其根区土壤的Cd含量及植物地上部干重

植物株	植物部位(mg/kg)					地上部	地上部	土壤(mg/kg)
											根	茎	叶	籽实	地上部	AC	干重(g/棵)	总Cd	有效态Cd
12345	3.02.19.68.77.6	6.75.513.715.911.4	9.49.023.019.816.9	0.90.81.81.81.6	5.25.110.412.98.4	1.912.091.471.761.64	3.966.857.404.8764.0	2.72.47.17.35.1	1.21.33.83.92.3

采集的龙葵地上部Cd富集系数分别为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)，也表现出具有超积累植物的主要特征。但这些植物的茎和叶Cd含量均未达到100mg/kg，这可能是因为该土壤中Cd污染水平没有达到盆栽试验的高浓度水平而没有使植物对Cd的积累达到超积累的临界含量水平，因而是具有Cd超积累特征的植物。这与盆栽浓度梯度试验中Cd投加浓度为10mg/kg时，龙葵对Cd的富集特征较一致。

植物地上部Cd含量与土壤中Cd浓度的相关系数为0.974，其绝对值超过差异显著性标准值0.878，即差异显著(n＝5，p＜0.05)，说明该植物对重金属Cd的积累随着土壤中该重金属浓度的增加而增加，因此，当土壤中Cd含量达到一定水平后，有可能在这一地区找到植物茎和叶Cd含量均达到100mg/kg的植株。

2.污灌区龙葵对Cd的富集特征

在张士污灌区采集到的龙葵，从外表特征来看，也是生长正常的植物，且已成熟。这些植物相应土壤样品的基本理化性质为pH值6.51～6.79，有机质16.07～17.53g/kg，全N0.69～0.82g/kg，全P 0.62～0.71g/kg，有效P9.85～10.56mg/kg，速效K 87.69～90.22mg/kg。土壤中总Cd浓度为1.90～7.03mg/kg，有效态Cd含量为1.5～6.1mg/kg，有效态Cd占其总量的59.1～88.4％。由此可见，张士灌区污染土壤中有效态Cd含量明显高于青城子铅锌矿区土壤中Cd有效态含量(表3和表4)。

表4污灌区龙葵和其根区土壤的Cd含量及其地上部干重

植物株	植物部位(mg/kg)					地上部AC	地上部干重(g/棵)	土壤(mg/kg)
										根	茎	叶	籽实	地上部	总Cd	有效态Cd
	1234567891011	7.85.54.44.96.77.25.412.85.45.81.7	16.010.7729.711.016.515.017.711.418.114.0	28.627.818.430.928.043.136.035.921.539.114.1	0.35.14.67.37.912.87.79.28.85.91.2			17.613.211.111.114.422.316.918.313.219.64.14	4.642.314.612.416.913.173.294.356.963.091.62								11.59.8911.812.017.26.6710.010.69.3511.23.60	3.75.72.44.52.17.05.14.21.96.32.5	2.43.32.03.11.56.13.62.91.65.12.1

所采集的所有龙葵其地上部Cd富集系数均大于1，而且地上部Cd含量均大于其根部Cd含量(表4)，具备了Cd超积累植物的主要特征。但这些植物的茎和叶Cd含量也均未达到100mg/kg，这可能是因为土壤中Cd污染水平没有达到较高水平而没有使植物对Cd的积累达到超积累的临界含量水平，这也与盆栽浓度梯度试验中Cd投加浓度为10mg/kg时，龙葵对Cd的富集特征较一致。

该污灌区所采集的这些龙葵植物地上部Cd含量与土壤中Cd总量之间的相关系数为0.642，其绝对值超过差异显著性标准值0.514，即差异达到显著(n＝11，p＜0.05)，说明该种植物对重金属Cd的积累随着土壤中该重金属浓度的增加而增加，因此，当土壤中Cd含量达到一定水平后，有可能在这一地区找到植物茎和叶Cd含量均达到100mg/kg的植株。

在上述3个实施例中，Cd在植物体内的含量分布均表现为：籽实＜根＜茎＜叶，说明茎和叶是积累Cd的主要器官，这也符合超积累植物的主要特征。

龙葵这一植物，无论在铅锌矿天然Cd污染区，还是在污灌条件下Cd人为污染区的自然生长状态下均表现出Cd超积累植物的基本特征，而在沈阳生态站人为模拟污染条件下，均达到Cd超积累植物的全部特征。因此，可以认为龙葵是Cd超积累植物。但由实施例3可以看出，自然生长植物的修复效率还十分有限，有必要采取一些强化措施。如实施例4和5。

实施例4施肥强化研究

超积累植物是植物提取修复技术的核心，其修复效率的高低是决定这一技术能否应用于修复实践的关键因素之一，因此，本研究在通过施加鸡粪提高超积累植物生物量以提高植物修复效率方面进行探讨。

鸡粪是有机肥中的一种，因其肠道短，采食后未经充分消化就排出体外，因此具有区别于一般有机肥的一些特点，如粗蛋白含量高，而且蛋白质中氨基酸的组成也比较完善，几乎包括所有的必需氨基酸，此外，鸡粪还含有糖、核酸、维生素、脂肪、有机酸、植物生长激素和微量元素，其铵态氮含量约为猪粪的2倍，牛羊粪的7倍，因而是有机肥中较优质的一种。研究表明，有机肥(主要指猪粪)能够通过有机质的络/螯合作用降低污染土壤重金属的有效性并减少植物对重金属的积累，从而既对污染土壤起到净化或改良的作用又促进了作物的生长，但也有的研究表明，有机肥在提高植物生物量并降低土壤中重金属有效态含量的同时，植物对重金属的积累并未下降，但关于鸡粪影响植物对重金属积累的研究还很少报道，本研究对此做一尝试，为植物修复强化措施、增加土壤肥力以及鸡粪的有效利用提供依据。

试验设计

试验地点设在中国科学院沈阳生态实验站内，其环境条件与实施例1相同。盆栽所用土壤取自生态站表土，其基本理化性质与盆栽初步筛选试验相同。鸡粪取自沈阳生态站附近农户，没有充分腐熟。

试验共设了两组处理，其中一组不施加鸡粪及任何其它肥料。另一组处理盆栽土壤施加鸡粪，待鸡粪和盆栽土壤风干后过4mm筛，然后按鸡粪与土壤1∶6.5的比例施加，这一施加比例与作物生产中有机肥的施用比例大体相当。两组处理均按以下设计梯度投加Cd，Cd投加浓度分别为10mg/kg(T₁)、25mg/kg(T₂)、50mg/kg(T₃)、100mg/kg(T₄)、200mg/kg(T₅)，并均以未投加Cd的处理为对照(CK)，其中，未施鸡粪的一组处理与盆栽浓度梯度试验相同。投加的Cd形态为CdCl₂·2.5H₂O，为分析纯试剂，以固态加入到土壤中，充分混匀，平衡两周后待用。

参试植物为龙葵。试验于2003年春与盆栽浓度梯度试验同时进行，移栽幼苗均采自沈阳生态站内，龙葵幼苗高度为3.1cm，5月13日移栽，每盆2棵，3次重复(即同一处理进行3次)。露天栽培，无遮雨设施。根据盆缺水情况，不定期浇水(水中未检出Cd)，使土壤含水量经常保持在田间持水量的80％左右。待植物成熟后，于8月16日将其收获，生长时间为95天，同时采集土壤样品。

试验结果如下：

由图1可知，施加鸡粪后各处理与未施加鸡粪的各处理相比，龙葵地上部生物量均显著增加(p＜0.05)，增加了3.5～9.1倍。在未施鸡粪处理中，龙葵在Cd投加浓度为50，100，200mg/kg(T₃，T₄，T₅)处理时，地上部干重显著下降(p＜0.05)，但在施加鸡粪处理中，Cd投加浓度除100，200mg/kg(T₄，T₅)两处理地上部干重下降(p＜0.05)外，Cd投加浓度为10，25，50mg/kg(T₁，T₂，T₃)的处理地上部干重均未下降(p＜0.05)，说明鸡粪在Cd投加浓度为50mg/kg(T₃)时提高了植物对Cd的耐性。

由表5可知，土壤中施加鸡粪后，龙葵在各处理中其根、茎、叶和籽实中Cd含量均显著下降(p＜0.05)，但在Cd投加浓度为50mg/kg的处理(T₃)条件下，龙葵茎和叶的Cd含量均大于Cd超积累植物应达到的含量标准100mg/kg，其地上部生物量没有下降且地上部富集系数大于1，仍表现出Cd超积累植物应具有的主要特征。龙葵地上部Cd含量虽然下降(p＜0.05)，但由于地上部生物量增加了几倍，植物对Cd提取量却显著提高(p＜0.05)，提取率由0.03％上升到约1％，说明鸡粪的施加提高了龙葵对Cd的提取效率。

表5土壤中施加鸡粪前后植物对Cd的积累情况(mg/kg)

处理	浓度梯度	根	茎	叶	籽实	地上部	地上部提取量(mg/盆)	地上部提取率(％)
									未施鸡粪未施鸡粪未施鸡粪未施鸡粪来施鸡粪施鸡粪施鸡粪施鸡粪施鸡粪施鸡粪	T1T2T3T4T5T1T2T3T4T5	28.7659.8597.43113.1157.424.6349.0767.2184.1997.16	61.54103.8135.47203.57252.4344.1186.26106.33128.86144.5	75.47124.57194.31264.77291.3559.07100.48134.1154.33209.03	11.223.7233.3340.2345.286.0815.3522.3229.6541.09	36.6167.26101.09131.25167.1930.7457.0176.4491.28109.78	0.090.160.150.160.160.350.630.810.861.05	0.350.250.120.060.030.980.990.991.001.00

上述结果表明，在Cd污染条件下，施加鸡粪后，植物生物量的成倍增加，植物对Cd的提取效率大幅提高。

实施例5生物量强化调控研究

一般来说，开花期是植物一生中生命活动最旺盛的时期，需水量和需肥量也几乎达到顶峰，这一时期植物的茎和叶对重金属的吸收可能急聚增加。而在植物从开花期到成熟期的一段时间里，对于大多数植物来说，其籽实部分对重金属的积累量比较低，因此，这一时期可能是植物对重金属积累比较缓慢的时期，但这一时期植物的生长中心又是籽实部分，因而整个植物体内重金属含量的增长也可能是比较缓慢的。因此，如果开花期超积累植物体内重金属含量已很高，植物对重金属的提取已达到一定量，比如可以超过植物一生中积累的60％的话，那么是否可以考虑在这一时期收获超积累植物，然后尽快栽植下一茬超积累植物，以便在下霜之前可以确保植物在开花期收获，这样可以充分利当地的无霜期通过复种方式进行超积累植物生物量的调控，从而提高植物的修复效率。基于上述设想，本研究以龙葵为研究对象，在调控植物生物量近而提高植物修复效率方面做一尝试。

试验设计

试验地点设在中国科学院沈阳生态实验站内，其环境条件如实施例1所述。盆栽所用土壤取自生态站表土。试验共设了2个处理，即未投加Cd的对照(CK)和Cd投加浓度为25mg/kg(T₂)的处理，投加的重金属形态为CdCl₂·2.5H₂O，为分析纯试剂，盆栽土壤风干后过4mm筛，将Cd以固态加入到土壤中，充分混匀，平衡两周后待用。

本试验于2003年春开始，盆栽植物为龙葵，移栽幼苗均采自沈阳生态站内，每盆2棵，6次重复，其中3盆在开花期收获，另3盆栽在成熟期收获。盆栽植物生长情况见表6。

表6龙葵的生长情况

处理	收获方式	移栽日期(日/月)	苗高(cm)	开花期(日/月)	株高(cm)	收获期(日/月)	生长时间(天)
								CKT<sub>2</sub>CKT<sub>2</sub>	花期花期成熟期成熟期	13/513/513/513/5	3.13.13.13.1	17/617/617/617/6	23242525	17/617/616/816/8	35359595

结果与分析

由图2可知，开花期龙葵茎、叶和籽实的干重分别占整个植株干重的51.9％，23％和25％，而在成熟期，茎、叶和籽实的干重分别占34.1％，16％和50.2％，可见成熟期籽实的干重在整个植株干重中占有很大比例，表现为籽实＞茎＞叶。

从植物茎、叶和籽实的干重来看(表7)，开花期龙葵茎、叶干重之和占成熟期茎、叶干重之和的93.4％，而籽实部分在开花期干重仅占成熟期干重的31.4％，但成熟期茎、叶干重之和几乎与籽实干重相当，分别为1.22g/盆和1.21g/盆，说明从开花期到成熟这段时间内，龙葵的生长重心在于籽实干物质的积累，且籽实干重在整个植株干重中占很大比重，为50.2％。

表7植物地上部干物质分配特点(g/盆)

部位	龙葵开花期	龙葵成熟期
			茎叶籽实茎叶之和地上部	0.790.350.381.141.52	0.830.391.211.222.43

植物开花期和成熟期对Cd积累特性表明(表8)，龙葵开花期茎、叶Cd含量分别占成熟期茎、叶Cd含量的83.1％和85.5％，籽实则占89.5％，说明从开花期到成熟期这段时间内籽实Cd含量增加缓慢，而且从开花期到成熟期这一段时间时籽实对Cd的去除率仅占整个植株对Cd去除率的8.3％，说明茎、叶是龙葵提取Cd的主要器官。开花期植物地上部Cd提取率为成熟期的87.5％，如果在开花期收获植物，接着再栽植下一茬植物且能在植物开花期收获的话，植物若按相同比例提取Cd的话，在一个生长季，龙葵对Cd的提取率是栽植一茬植物提取率的1.75倍。

表8植物不同生育时期对Cd的积累情况及提取率

生育时期	项目	根	茎	叶	籽实	地上部
							开花期	Cd含量(mg/kg)去除量(mg/盆)去除率(％)	55.80.020.03	86.280.080.13	106.470.040.07	21.240.010.01	74.670.130.21
成熟期	Cd含量(mg/kg)去除量(mg/盆)去除率(％)	59.90.030.04	103.80.080.13	124.570.040.07	23.720.020.04	67.260.140.24

以上结果表明，龙葵的茎和叶是提取Cd的主要器官，开花期植物茎、叶干重之和已分别达到成熟期茎、叶干重之和的93.4％。在开花期到成熟期占植物整个盆栽生长时间的63.2％时间里，籽实对Cd的去除率仅占整个植株对Cd去除率的8.3％。而开花期二种植物地上部对Cd分别的提取率达到了成熟期对Cd提取率的87.5％，因此，若在开花期收获植物将开花期到成熟期这段时间用于下一茬植物的提取修复，植物的修复效率将为单种一茬植物的1.75倍。在本研究中，从时间上来看，植物在开花期收获后再移栽下一茬植物，可能满足下一茬植物生长到开花期时而还没有下霜的要求，因为沈阳生态龙葵从移栽到开花期生长时间仅为95天。由此可见，沈阳生态站适于龙葵生长的时间一般来说从4月初到10月末约有200多天，而收获植物后再种下一茬植物的复种方式可明显提高植物修复效率，尤其对龙葵这种籽实生物量占很大比重的植物来说更值得尝试。

Claims (4)

1.一种利用茄科植物修复镉污染土壤的方法，其特征在于：在含污染物镉的土壤上种植龙葵，当龙葵长到开花期或成熟期时，将植物整体从污染土壤上移走，从而实现除去土壤中污染物镉的目的；在含污染物镉的土壤上种植龙葵，采用露天栽培，根据土壤缺水情况，浇水，使土壤含水量保持在田间持水量的40～95％；在含污染物镉的土壤上种植龙葵之前，向含污染物镉的土壤中加入肥料，使龙葵的生物量增加，从而提高对污染土壤中镉的提取率，肥料的有机质含量为300～500g/kg，全氮含量为9～14g/kg，全磷含量为3～5g/kg，速效钾含量为200～350mg/kg，其施加量为7500～20000kg/hm²。

2.根据权利要求1所述利用茄科植物修复镉污染土壤的方法，其特征在于：所述种植龙葵是指将幼苗期的龙葵移植在含污染物镉的土壤上。

3.根据权利要求1所述利用茄科植物修复镉污染土壤的方法，其特征在于：在含污染物镉的土壤上采用复种的方式种植龙葵，即在第一茬龙葵长到开花期时，将植物整体从污染土壤上移走，再种植第二茬龙葵，重复上述过程，直至彻底除去土壤中超标的镉。

4.根据权利要求1所述利用茄科植物修复镉污染土壤的方法，其特征在于：所述肥料为鸡粪。

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