CN101596541A - 一种修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法，它是在塑料网上以20－40g/平方米播种草坪植物，并浇灌Hoagland营养液进行草坪植物培养；待草坪植物培养30天后，将营养液全部倒出，并将草坪植物移植到用含有EDTA的生活垃圾渗漏液中，继续对草坪植物进行无土培养萌发。当草坪植物在生活垃圾渗漏液处理7－30天后，对黑麦草或高羊茅进行收获，测定生活垃圾渗漏液，及草坪植物地上部、地下根系中的重金属含量情况，即可达到草坪植物对生活垃圾渗漏液中重金属的修复效果。本发明技术方法能有效降低渗漏液中重金属Pb、Cu、Zn、Cd、Cr、Ni的含量，其技术操作工艺简单，经济与环境效益均非常显著，应用前景十分广泛。

Description

一种修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法

技术领域

本发明属于环境保护技术领域，涉及城市生活垃圾污染治理的技术方法。更具体的说是一种修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法。

背景技术

随着我国城镇化的推进，城市生活垃圾问题日益突出且发展态势不容乐观。长期以来，我国绝大部分城市都是采用露天堆放、自然填沟和填坑等方式处理城市生活垃圾，垃圾中的有害成分对大气、水体、土壤等造成严重的危害，影响城市生态环境，危害人民群众的身体健康，同时也对全球生态环境造成了负面的影响，使得垃圾处理问题成为世界性范围内关注的热点与难点问题。垃圾的直接堆放和简易填埋厂向大气释放大量的有害气体，并且垃圾在堆放腐败的过程中会产生大量酸性和碱性有机污染物，并溶解出其中的重金属，形成重金属、有机物、病原菌生物三位一体的污染源，这些都很难符合我们对生活垃圾的“减量化、无害化、资源化”处理的方针与最终处理目标，这就要求我们必须从我国的具体国情以及我国的垃圾组成结构及特点出发，寻求适合我们需要的城市生活垃圾的有效处理方式。

由于垃圾中还含有重金属、病原菌等物质，因此直接用于农业使人们担心会造成农产品品质不良，污染环境，危害健康的负效应，从而严重影响了其农用前景。如何降低垃圾中重金属的毒害效应，完善和提高垃圾技术和质量已经成为近年来生活垃圾研究中的热点问题。由于长期施用生活垃圾必须对植物和土壤中的重金属含量进行定期的监测以避免发生污染。由此，从环境保护以及资源循环利用角度出发，城市生活垃圾化处理以其安全化、卫生化、资源化等优点引起了人们的广泛关注与重视，从这个角度来看，在我国采用城市生活垃圾安全化处置技术将有很大的发展需求和潜力。

植物修复(Phytoremediation)是新兴的生物修复(bioremediation)的一种方式，具有高效性，又称绿色修复(green remediation)，指将某种特定植物种植在重金属污染的土壤上，而该种植物对土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，将植物收获并进行妥善处理后即可将该种重金属移出土体，达到污染治理与生态修复的目的。植物修复的效果取决于植物地上部分重金属含量及植物的生物量，由此，提高植物修复的效率和速率，即如何提高植物地上部分重金属吸收量及生物量是重金属污染土壤修复的关键。

本发明人多年从事城市生活垃圾中重金属的处理方法研究工作，曾先后申请了双子叶杂草修复城市生活垃圾堆肥中重金属污染的方法(200710150793.5)；一种生活垃圾堆肥粒径分筛控制重金属污染的方法(200710059931.9)；增效草坪植物修复城市生活垃圾堆肥重金属复合污染方法(200510013535.3)；城市生活垃圾堆肥淋洗液及其制备方法和应用(200610014441.2)等等，但随着研究的不断深入，本发明人发现：在生活垃圾淋溶后，垃圾渗漏液会溢出而排入周边的环境；这里需要指出的是，由于渗漏液也中含有重金属元素及很多有害成分，并随之而直接排放到环境中去。可见，为了减少淋溶处理对地下水及深层土壤二次污染的风险，有必要对生活垃圾渗漏液中重金属进行有效去除，是一项非常有应用价值的技术，而有关这一技术，还尚无报道资料。

发明内容

本发明将EDTA加入到生活垃圾渗漏液中，制成渗漏液并以渗漏液代替营养液进行草坪植物的建植，利用草坪植物对渗漏液进行重金属修复，探讨了渗漏液中重金属富集的作用规律，并将其对渗漏液的修复情况作以评价，以期为生活垃圾渗漏液的合理修复提供试验依据。从而达到渗漏液排放的安全化和合理再利用的目的。为实现上述目的，本发明提供如下的技术方案：

一种修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法，其特征在于包括如下的方法；

(1)生活垃圾渗漏液的配制：将生活垃圾置于可收集渗漏液的渗漏装置中，以生活垃圾与水的重量比为1∶1-3对生活垃圾进行淋溶，在得到的渗漏液中再加入5-15mmol/L EDTA，制得含有EDTA生活垃圾渗漏液；其中渗漏液：5-15mmol/LEDTA的重量份数比为1∶0.01-0.03；

(2)在塑料网上，以20-40g/平方米播种草坪植物，生长初期用Hoagland营养液培植；然后在塑料纱网上覆盖两层医用纱布，作为草坪植物种子的发芽床；

(3)待种子培养30天后，将营养液全部倒出，用含有EDTA的渗漏液替代营养液，继续对草坪植物进行无土培养；

(4)早晚各一次来补充由蒸发而散失的渗漏液，每周更换一次生活垃圾渗漏液；

(5)渗漏液草坪植物培养7-30天后，对黑麦草或高羊茅进行收获，测定生活垃圾渗漏液、草坪植物地上部、地下根系的重金属含量中的重金属含量情况；

(6)草坪植物修复生活垃圾渗漏液中重金属技术的环境控制条件为：光照强度为600～800μmol·m-2·s-1，平均温度为24.5℃，平均湿度为56.5％；

本发明优选的修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法，包括方法；

(1)生活垃圾渗漏液的配制：将生活垃圾置于可收集渗漏液的渗漏装置中，对生活垃圾进行淋溶，其生活垃圾与水的重量比为1∶1-3；淋溶三遍，达到可收集渗漏液的程度，并收集渗漏液；在得到的渗漏液中再加入5-15mmol/L EDT制得生活垃圾渗漏液；其中渗漏液：5-15mmol/LEDTA的重量份数比为1∶0.01-0.03；

(2)在塑料网上以20-40g/平方米播种黑麦草或高羊茅，浇灌85-200ml Hoagland营养液进行培养；然后在塑料纱网上覆盖两层医用纱布，作为草坪植物种子的发芽床，控制光照强度为600～800μmol·m-2·s-1，平均温度为24.5℃，平均湿度为56.5％；

(3)待种子培养30天后，将营养液全部倒出，用含有EDTA的生活垃圾渗漏液替代营养液，继续对草坪植物进行无土培养萌发；

(3)早晚各一次来补充由蒸发而散失的渗漏液，每周更换一次生活垃圾渗漏液；

(4)在进行生活垃圾渗漏液处理7-30天后对黑麦草或高羊茅进行收获，测定草坪植物地上部、地下根系的重金属含量变化；

本发明所述方法中，其生活垃圾渗漏液中的重金属为：Pb、Cu、Zn、Cd、Cr、N。

本发明公开的修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法与现有技术相比，所具有的积极效果在于：

(1)本发明首次公开采用含有EDTA生活垃圾渗漏液浇灌草坪植物，通过草坪植物的富集，达到降低生活垃圾渗漏液中重金属Pb、Cu、Zn、Cd、Cr、N含量的目的。

(2)本发明通过将生活垃圾以1∶1-3倍的水淋溶处理后，在得到的淋溶中再加入5-15mmol/LEDT组成生活垃圾渗漏液。通过实验可以看出：渗漏液若不经过处理直接排放到环境中去的话，势必会对地下水和深层土壤造成污染。因此，将含有重金属的渗漏液浇灌于黑麦草或高羊茅，定期的处理草坪植物，可以有效地富集渗漏液中的重金属，从而减少淋溶处理对地下水及深层土壤二次污染的风险。进一步拓宽生活垃圾重金属的修复途径，实现更有效地资源化利用，并达到节约土壤资源及草皮培植无土化和为城市绿化服务的目的。

(4)本发明淋溶处理垃圾后，对渗漏液中重金属成分进行了分析，研究了渗漏液中施加EDTA处理后对草坪植物生长的影响及草坪植物富集重金属的特性，以及草坪植物的光合特性指标，来综合评价草坪植物应用于垃圾渗漏液的应用前景和作用效果，利用EDTA协同草坪植物对渗漏液进行修复，达到降低二次污染的目的，为渗漏液的安全排放、收集、处理提供试验数据支持，真正达到淋溶处理生活垃圾的无污染处理和再利用。

具体实施方式

为了简单和清楚的目的，下文恰当的省略了公知技术的描述，以免那些不必要的细节影响对本技术方案的描述。以下结合实例对本发明做进一步的说明。

实施例1

(1)生活垃圾渗漏液的配制：将生活垃圾置于可收集渗漏液的渗漏装置中，对生活垃圾进行淋溶，其生活垃圾与水的重量比为1∶3；淋溶三遍，并收集渗漏液，在得到的渗漏液中再加入5mmol/L EDT制得生活垃圾渗漏液；其中渗漏液：5mmol/LEDTA的重量份数比为1∶0.03；

(2)在塑料网上以20g/平方米播种黑麦草或高羊茅，浇灌85ml Hoagland营养液进行培养；然后在塑料纱网上覆盖两层医用纱布，作为草坪植物种子的发芽床，控制光照强度为600μmol·m-2·s-1，平均温度为24.5℃，平均湿度为56.5％；

(3)待种子培养30天后，将营养液全部倒出，用含有EDTA的生活垃圾渗漏液替代营养液，继续对草坪植物进行无土培养萌发；

(3)早晚各一次来补充由蒸发而散失的渗漏液，每周更换一次生活垃圾渗漏液；

(4)在进行生活垃圾渗漏液处理7天后对黑麦草或高羊茅进行收获，测定草坪植物地上部、地下根系的重金属含量变化；具体见实施例3。

实施例2

(1)生活垃圾渗漏液的配制：将生活垃圾置于可收集渗漏液的渗漏装置中，对生活垃圾进行淋溶，其生活垃圾与水的重量比为1∶1；淋溶三遍，并收集渗漏液，在得到的渗漏液中再加入15mmol/L EDT制得生活垃圾渗漏液；15mmol/LEDTA的重量份数比为1∶0.02；

(2)在塑料网上以40g/平方米播种黑麦草或高羊茅，浇灌200ml Hoagland营养液进行培养；然后在塑料纱网上覆盖两层医用纱布，作为草坪植物种子的发芽床，控制光照强度为800μmol·m-2·s-1，平均温度为24.5℃，平均湿度为56.5％；

(3)待种子培养30天后，将营养液全部倒出，用含有EDTA的生活垃圾渗漏液替代营养液，继续对草坪植物进行无土培养萌发；

(3)早晚各一次来补充由蒸发而散失的渗漏液，每周更换一次生活垃圾渗漏液；

(4)在进行生活垃圾渗漏液处理7-30天后对黑麦草或高羊茅进行收获，测定草坪植物地上部、地下根系的重金属含量变化；具体见实施例3。

实施例3

(1)材料与方法

试验材料

本试验选用我国北方比较常见的多年生黑麦草(Lolium perenne L.)和高羊茅(Festuca arundinacea L.)为试验材料。生活垃圾来自天津市。Hoagland’s营养液组成：母液1：Ca(NO₃)₂·4H₂O 118g/L；母液2：KNO₃ 50.5g/L；KH₂PO₄ 13.6g/L；母液3：MgSO₄·7H₂O 24.6g/L；母液4：H₃BO₃ 3.09g/L；MnCl₂·4H₂O 0.9g/L；ZnSO₄·7H₂O 1.1g/L；CuSO₄·5H₂O 7.5mg/L；(NH4)₂MoO₄ 124mg/L；母液5：EDTA-Na2 3.72g/L；FeCl₃·6H₂O 2.70g/L。母液配好后，倒入贴有各自标签的瓶中，放入冰箱中保存备用。营养液现用现配，配制时母液1、2、3分别取10mL，母液4、5分别取1mL，混合然后用蒸馏水定容至1000mL。

(2)试验方法

草坪植物的水培培养

草坪植物在试验前期采用Hoagland’s营养液进行水培培养，以备后续试验使用。用橡皮筋将塑料纱网固定在100ml的烧杯上，将网面用手指下压使得其向烧杯内方凹陷，然后在塑料纱网上覆盖两层医用纱布，作为草坪植物种子的发芽床，向烧杯中加入配制好的Hoagland营养液约85ml，然后在每个烧杯中分别播种高羊茅和黑麦草籽粒饱满的种子约150粒，为配合下一步采用渗漏液替换营养液的处理，每一种草坪植物要设置30个处理，总计60个营养液水培处理。烧杯中营养液的液面处用记号笔画上记号，在草坪植物的培养期间每日早晚各添加一次蒸馏水至画记号处，以此来补充由于正常蒸发而散失的水分。利用营养液对草坪植物的初期建植培养在实验室内自然光条件下进行，光照强度为600～800μmol·m-2·s-1。烧杯放置于实验室中靠近窗户的实验台上，并且经常更换烧杯的摆放位置以保证每个烧杯是在均匀、一致的光照条件下生长，每星期更换一次营养液，营养液水培培养30天，培养期间环境的平均温度为24.5℃，平均湿度为56.5％。

淋溶装置的设计及形态指标的测定

在草坪植物水培培养期间同时进行不同水和垃圾质量比淋溶处理生活垃圾的试验。中分别施淋溶装置采用高15cm，内径11cm的PVC管，在底部装100g沙子，上置500g垃圾，用四层医用纱布将PVC管底部封住，以支撑管中的沙子和垃圾，并且在管的下方分别配备有接收渗漏液的容器。垃圾和沙子在PVC管中的高度约为7cm，整个淋溶试验在实验室内自然光条件下进行。第一次滴加相当于垃圾饱和持水量60％的自来水，平衡一夜，然后进行不同水和垃圾质量比下的淋溶处理，水质量∶垃圾质量为1∶1、2∶1、3∶1，即自来水的量取500g、1000g、1500g；连续进行三天的淋溶试验，然后分别收集不同水和垃圾质量比淋溶处理后得到的渗漏液，将各自三天得到的渗漏液混合均匀。淋溶试验期间实验室内的平均温度为27.8℃，平均湿度为42.6％。

在三种不同水和垃圾质量比条件下淋溶处理生活垃圾得到的渗漏液加5mmol/L、10mmol/L、15mmol/L的EDTA，成为两因素随机区组试验，试验设置3次重复。在草坪植物利用营养液水培培养30天后，将营养液全部倒出，用施加EDTA后的渗漏液替代营养液加入到烧杯中继续对草坪植物进行无土培养，以继续使用营养液进行培养的处理作为空白对照。在进行渗漏液施加EDTA处理7天后对草坪植物开始进行收获，对其地上部进行株高的测量；地下部分进行最长须根长的测量，然后将草坪植物置于80℃的烘箱中烘干至恒重，测定其干重。

重金属含量的测定

采用湿法消化的方法，分别对不同水和垃圾质量比淋溶处理后得到的渗漏液和草坪植物地上部、地下根系的重金属含量进行测定。

(3)结果与分析

淋溶生活垃圾处理后渗漏液中的重金属背景含量

供试生活垃圾中重金属的含量及不同水和垃圾质量比淋溶处理后得到的生活垃圾渗漏液中的重金属背景含量值分别见表1和表2。

表1供试生活垃圾基质重金属含量

重金属元素	生活垃圾中含量(μg/g)
		Cu	238.73
Cd	1.97
		Zn	496.38
Ni	33.42
		Pb	172.11
Cr	67.00

表2渗漏液中重金属的背景含量值

根据国家标准关于地下水质量标准(GB/T14848-93)中的规定，I类主要反映地下水化学组分的天然低背景含量，适用于各种用途；II类主要反映地下水化学组分的天然背景含量，适用于各种用途；III类以人体健康基准值为依据，主要适用于集中式生活饮用水水源及工、农业用水；IV类以农业和工业用水要求为依据，除适用于农业和部分工业用水外，适当处理后可作生活饮用水；V类不宜饮用，其他用水可根据使用目的选用。其中关于重金属含量的要求标准如下(表3)：

表3地下水质量关于重金属含量的分类指标

重金属	I类	II类	III类	IV类	V类
						Cads(mg/L)	≤0.0001	≤0.001	≤0.01	≤0.01	＞0.01
Cr(mg/L)	≤0.005	≤0.01	≤0.05	≤0.1	＞0.1
						Cu(mg/L)	≤0.01	≤0.05	≤1.0	≤1.5	＞1.5
Ni(mg/L)	≤0.005	≤0.05	≤0.05	≤0.1	＞0.1

Pb(mg/L)	≤0.005	≤0.01	≤0.05	≤0.1	＞0.1
						Zn(mg/L)	≤0.05	≤0.5	≤1.0	≤5.0	＞5.0

由表3可知，水和垃圾质量比为2∶1的处理中，重金属随渗漏液的溶出量最大，参照表5.3国家标准中关于地下水质量的相关规定，以淋溶法处理生活垃圾后的渗漏液中除了Cu和Zn的含量分别达标在III类和II类的水平，其余四种重金属元素的含量均超标。因此渗漏液若不经过处理直接排放到环境中去的话，势必会对地下水和深层土壤造成污染。

双因素分析结果

由SPSS双因素方差分析统计结果得出，在试验设计的两个不同水平的处理因素中，从对于两种草坪植物的形态、生长指标和其地下、地上两部分对重金属富集的结果影响来看，施加EDTA浓度的变化是对试验结果起到主要作用的主效应(maineffect)，并且两因素间不存在交互作用，因此为了着重分析不同EDTA浓度的变化对试验结果的影响规律，我们以相同水和垃圾质量比淋溶、施加不同浓度EDTA为前提，考虑对试验所测定指标结果的影响及作用的显著性。

生活垃圾渗漏液施加EDTA处理对草坪植物形态指标的影响

生活垃圾渗漏液施加EDTA处理对草坪植物地上部生长的影响

不同EDTA施加浓度与相同水和垃圾质量比淋溶处理下，对于高羊茅来说水和垃圾质量比为1∶1时的渗漏液中加入最高浓度EDTA的处理其株高显著(p＜0.05)低于低浓度处理和对照(见表4)，但当水和垃圾质量比增加的时候，高羊茅各处理和对照的株高之间无显著差异；对于黑麦草来说，在各水和垃圾质量比处理下，其株高均显著(p＜0.05)低于对照，并且随着渗漏液中EDTA处理浓度的升高，株高也逐渐降低，但各不同EDTA浓度处理之间无显著差异。

表4生活垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物株高的影响

注：表中数据以平均值±标准误(SE)表示；同一栏中不同大写字母表示差异极显著(p＜0.01)；不同小写字母表示差异显著(p＜0.05)；下同。

对于水和垃圾质量比淋溶、不同EDTA施加浓度处理下，在水和垃圾质量比为1∶1和3∶1的淋溶处理中，渗漏液中施加各浓度EDTA高羊茅和黑麦草地上部分干重之间及其与对照之间水平接近，无明显差异(见表5)；但当水和垃圾质量比为2∶1时，渗漏液中施加中、低浓度EDTA处理高羊茅地上干重与对照和高浓度EDTA处理之间有显著性(p＜0.05)差异，黑麦草地上干重在EDTA施加处理与对照之间有极显著(p＜0.01)差异。

表5生活垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上干重的影响

生活垃圾渗漏液施加EDTA处理对草坪植物根系生长的影响

由表6可知，在相同水和垃圾质量比淋溶、不同EDTA施加浓度处理下，两种草坪植物的根长均小于空白对照，这说明渗漏液中的有毒物质伴随着EDTA施加浓度的升高，对草坪植物根系的生长产生抑制作用。在高羊茅试验组中，随着水和垃圾质量比、EDTA处理浓度的升高，这种抑制作用更加显著，在水和垃圾质量比为3∶1的处理中，渗漏液施加15mmol/L EDTA的处理与对照之间差异极显著(p＜0.01)；在黑麦草试验组中，水和垃圾质量比为1∶1和2∶1时，各处理中均是在渗漏液施加EDTA浓度为10mmol/L时有根长的最大值，尤其以水和垃圾质量比为1∶1的处理中与施加5mmol/LEDTA处理间差异显著(p＜0.05)。

表6生活垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物根长的影响

相同水和垃圾质量比淋溶、不同EDTA施加浓度处理下对草坪植物根系干重的影响见表7。

不同EDTA施加浓度与相同水和垃圾质量比淋溶处理下草坪植物根系干重均是在渗漏液中EDTA的施加浓度为15mmol/L时有草坪植物根系干重的最大值。渗漏液施加15mmol/L EDTA处理与对照及中、低浓度处理之间高羊茅根系干重有极显著(p＜0.01)差异；对于黑麦草在渗漏液施加15mmol/L EDTA的处理中，与对照之间的差异不明显。

表7生活垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物根系干重的影响

生活垃圾渗漏液施加EDTA处理对草坪植物地上部富集重金属的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Cr的影响见表8。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅地上部富集Cr的能力要强于黑麦草。在高羊茅试验组中相同水和垃圾质量比淋溶条件下，水和垃圾质量比为1∶1和2∶1时高羊茅地上部富集Cr的量均是在渗漏液施加10mmol/L EDTA处理中有最大值，且与对照相比差异显著(p＜0.05)，而水和垃圾质量比为3∶1的处理，是在渗漏液施加5mmol/L EDTA处理中有最大值。黑麦草试验组中，水和垃圾质量比为1∶1和3∶1时黑麦草地上部富集Cr的量是在渗漏液施加5mmol/L EDTA下有最大值，但与对照相比无显著差异，与施加中、高浓度EDTA处理之间有显著(p＜0.05)差异，水和垃圾质量比为2∶1时，渗漏液中各浓度EDTA施加处理Cr的富集量均小于对照。

表8生活垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Cr的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Zn的影响见表9。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅和黑麦草地上部对Zn的富集量基本上接近。从结果中可以看出，在各不同EDTA浓度处理下，草坪植物地上部富集Zn的量均小于对照，且不同水和垃圾质量比处理中分别具有极显著(p＜0.01)差异。高羊茅试验组中除CK外，各不同水和垃圾质量比淋溶条件下均是在渗漏液施加5mmol/L EDTA处理浓度下有Zn富集的最大值，水和垃圾质量比为3∶1的淋溶条件下，渗漏液施加高浓度的EDTA与中、低浓度EDTA处理结果之间分别有显著(p＜0.05)和极显著(p＜0.01)的差异；黑麦草试验组中，渗漏液施加各不同浓度的EDTA处理对Zn的富集量无明显规律性。

表9生活垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Zn的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Cu的影响见表10。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅地上部富集Cu的能力要强于黑麦草。高羊茅试验组中，在水和垃圾质量比为1∶1和2∶1的淋溶条件下高羊茅地上部Cu的富集量均是在渗漏液中施加浓度为10mmol/L EDTA处理中有最大值，且与对照之间有极显著(p＜0.01)差异，水和垃圾质量比为3∶1时，渗漏液是在施加5mmol/LEDTA处理中有最大值，与对照之间有显著(p＜0.05)差异。黑麦草试验组中，在水和垃圾质量比为1∶1和3∶1的淋溶条件下其地上部Cu的富集量均是在渗漏液施加浓度为5mmol/L EDTA处理下有最大值，且前者处理与对照之间存在显著(p＜0.05)差异，水和垃圾质量比为2∶1时，是在渗漏液施加10mmol/L EDTA处理下有最大值，但与对照之间差异不明显。

表10生活垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Cu的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Cd的影响见表11。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅地上部富集Cd的能力要强于黑麦草。在高羊茅试验组中随着水和垃圾质量比的升高，其地上部富集Cd的量呈现出先升高后降低的趋势，即在水和垃圾质量比为2∶1的条件下有Cd富集量的最大值；但在黑麦草水和垃圾2∶1的淋溶条件下，施加各浓度EDTA的处理Cd的富集量均小于对照。除草坪植物水和垃圾质量比为2∶1的处理之外，其余各处理中草坪植物均是在渗漏液中施加5mmol/L EDTA处理中有Cd的最大富集量，且水和垃圾质量比为1∶1的淋溶条件下，5mmol/L EDTA处理Cd的富集量与对照之间有显著(p＜0.05)差异。在高羊茅水和垃圾质量比为1∶1和3∶1的淋溶处理中，渗漏液中施加低浓度EDTA的处理高羊茅地上部富集Cd的量与高浓度EDTA处理之间分别存在极显著(p＜0.01)和显著(p＜0.05)差异。在黑麦草水和垃圾质量比为1∶1和3∶1的淋溶处理中，渗漏液中施加低浓度EDTA的处理黑麦草地上部富集Cd的量与中、高浓度EDTA处理之间存在显著(p＜0.05)差异。

表11垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Cd的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Ni的影响见表12。从结果可以看出，在试验处理中高羊茅地上部富集Ni的能力要强于黑麦草。高羊茅试验组中，水和垃圾质量比为1∶1和3∶1的淋溶条件下，渗漏液是在施加5mmol/L EDTA的处理中有其地上部Ni的最大富集量，在水和垃圾质量比为2∶1的淋溶条件下，渗漏液是在施加10mmol/L EDTA的处理中有Ni富集量的最大值，但各处理与对照及各处理之间无显著差异。黑麦草验组中，水和垃圾质量比为1∶1的淋溶条件下，渗漏液是在施加10mmol/L EDTA处理中有其地上部Ni的最大富集量，在水和垃圾质量比为2∶1和3∶1的淋溶条件下，渗漏液均是在施加15mmol/L EDTA处理中有Ni富集量的最大值；黑麦草水和垃圾质量比3∶1的淋溶条件下，渗漏液中施加高浓度EDTA的处理条件下其地上部Ni的富集量与对照之间具有极显著(p＜0.01)差异，与中、低浓度EDTA处理之间具有显著性(p＜0.05)差异。

表12垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地上部富集Ni的影响

生活垃圾渗漏液施加EDTA处理对草坪植物地下根系富集重金属的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物根系富集Cr的影响见表13。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅根系富集Cr的能力要强于黑麦草。除黑麦草渗漏液施加EDTA浓度为15mmol/L的处理之外，其余处理中草坪植物均是在水和垃圾质量比为1∶1的渗漏液中，有根系Cr的最大富集量。在相同水和垃圾质量比处理下，除黑麦草3∶1的处理，其余各处理中草坪植物均在渗漏液施加5mmol/L EDTA浓度处理下有Cr的最大富集量。在高羊茅试验组中，水和垃圾质量比为1∶1和3∶1的处理中渗漏液施加低浓度EDTA处理与高浓度EDTA处理和对照之间其根系Cr的富集量均具有极显著(p＜0.01)的差异；水和垃圾质量比为2∶1的处理中渗漏液施加低浓度EDTA处理与高浓度EDTA处理之间根系Cr的富集量均具有显著(p＜0.05)差异，但与对照之间差异不显著。黑麦草试验组中，水和垃圾质量比为1∶1和2∶1的处理中，渗漏液施加低浓度EDTA处理与高浓度的EDTA处理间也有极显著(p＜0.01)差异，与对照有显著(p＜0.05)差异；黑麦草水和垃圾质量比为3∶1的处理中，渗漏液中施加各不同浓度EDTA处理之间无显著差异。

表13垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地下根系富集Cr的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物根系富集Zn的影响见表14。从结果中可以看出，在试验处理中从Zn的富集量来看高羊茅根系富集Zn的能力要强于黑麦草。但从根系Zn的富集情况来看，渗漏液施加各不同浓度EDTA的处理下两种草坪植物对Zn的富集情况都不佳，其富集量均小于对照。在高羊茅试验组中各不同水和垃圾质量比得到的渗漏液施加不同浓度EDTA处理其根系Zn的富集量均极显著(p＜0.01)低于对照；水和垃圾质量比为1∶1的处理中，低浓度EDTA处理与高浓度处理之间Zn的富集量存在显著(p＜0.05)差异，随水和垃圾质量比升高在中、高浓度的EDTA处理中Zn没有检出。在黑麦草试验组各不同水和垃圾质量比得到的渗漏液施加不同浓度EDTA处理其根系Zn的富集量也极显著(p＜0.01)低于对照，但各不同EDTA处理浓度之间无显著差异。

表14垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地下根系富集Zn的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物根系富集Cu的影响见表15。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅根系富集Cu的能力要强于黑麦草。在相同水和垃圾质量比处理中，两种草坪植物均根系对Cu的富集量均是在渗漏液中施加5mmol/L的EDTA处理中有最大值，除黑麦草水和垃圾质量比为3∶1的处理之外，其余处理中均与对照之间有显著(p＜0.05)差异，但随着EDTA处理浓度的升高草坪植物根系Cu的富集量随之降低。在高羊茅试验组中，水和垃圾质量比为1∶1和2∶1的条件下渗漏液施加高浓度的EDTA其根系Cu的富集量极显著(p＜0.01)低于中、低浓度的处理，3∶1的水和垃圾质量比淋溶条件下渗漏液施加中、高浓度EDTA处理与低浓度处理间有极显著(p＜0.01)差异。黑麦草试验组中，1∶1和2∶1的水和垃圾质量比淋溶条件下高浓度EDTA处理与中、低浓度处理间存在极显著(p＜0.01)差异，水和垃圾质量比为3∶1的淋溶处理条件下，各不同浓度EDTA处理之间黑麦草根系Cu的富集量无明显差异。

表15垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地下根系富集Cu的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物根系富集Cd的影响见表16。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅根系富集Cr的能力要强于黑麦草。除黑麦草水和垃圾质量比为3∶1的处理之外，其余处理均是在渗漏液中施加浓度为5mmol/L的EDTA处理中有草坪植物根系Cd富集量的最大值，在水和垃圾质量比为1∶1和3∶1淋溶条件下得到的渗漏液中施加5mmol/L EDTA的处理中高羊茅根系Cd的富集量显著(p＜0.05)高于对照。但黑麦草根系对Cd的富集情况不佳，各处理中Cd的富集量均小于对照。在高羊茅试验组中，随着水和垃圾质量比的升高，其根系Cd的富集量随之降低；高羊茅各水和垃圾质量比淋溶处理中，渗漏液施加低浓度EDTA处理与高浓度处理之间均具有极显著(p＜0.01)差异。

表16垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地下根系富集Cd的影响

相同水和垃圾质量比的渗漏液中施加不同浓度EDTA处理对草坪植物根系富集Ni的影响见表17。从结果中可以看出，在试验处理中高羊茅和黑麦草根系富集Ni的能力基本接近。高羊茅水和垃圾质量比为2∶1和3∶1的淋溶处理和黑麦草水和垃圾质量比为1∶1和2∶1的淋溶处理中，渗漏液均是在施加5mmol/L EDTA的处理中有草坪植物根系Ni的最大富集量，与对照相比分别具有显著(p＜0.05)和极显著(p＜0.01)的差异，且随着EDTA处理浓度的升高，其根系Ni的富集量随之降低；黑麦草水和垃圾质量比为3∶1的处理中各浓度EDTA施加处理其根系Ni的富集量均小于对照，除对照外在10mmol/L EDTA施加处理浓度下有Ni富集量的最大值，并且5mmol/L和15mmol/L EDTA处理与对照及10mmol/L EDTA施加处理浓度间黑麦草根系Ni的富集量有显著(p＜0.05)差异。高羊茅1∶1和2∶1的水和垃圾质量比的淋溶条件中，渗漏液施加低浓度与高浓度EDTA处理结果之间存在极显著(p＜0.01)差异；水和垃圾质量比为3∶1的淋溶条件中，渗漏液施加低浓度与中、高浓度EDTA处理结果之间也存在极显著(p＜0.01)差异。黑麦草1∶1和2∶1的水和垃圾质量比淋溶条件下渗漏液施加中、低浓度EDTA处理与高浓度处理结果之间有极显著(p＜0.01)差异。

表17垃圾渗漏液施加不同浓度EDTA处理对草坪植物地下根系富集Ni的影响

结论

在试验设计的两种不同因素水平：不同水和垃圾质量比和不同的EDTA施加浓度处理作用下，对草坪植物根长和株高都没有显著的影响。EDTA施加浓度的变化对高羊茅根系干重与对照相比具有极显著(p＜0.01)影响，在相同水和垃圾质量比处理时，除黑麦草水和垃圾质量比为3∶1的处理外，草坪植物根系干重随着渗漏液中施加EDTA浓度的升高而升高，并且5mmol/L和15mmol/L处理之间有显著(p＜0.05)差异，与对照相比高羊茅和黑麦草根系干重的最大增加倍数分别为2.76倍和2.23倍。

本研究中，利用自来水淋溶生活垃圾后，渗漏液中重金属含量较高，不能达标排放，在草坪植物对渗漏液中重金属富集能力的研究中，可以看出不论是草坪植物地上部分还是地下根系对重金属的富集中高羊茅的富集能力要强于黑麦草，因此，高羊茅在生活垃圾渗漏液的修复应用中具有较大的研究前景。在试验处理中，草坪植物对于生活垃圾渗漏液中重金属的富集主要还是以根系为主，试验结果表明：两种草坪植物对于Zn的富集效果不佳，均小于对照处理，并具有极显著(p＜0.01)差异，可能是由于对照中营养液成分Zn含量较高。草坪植物根系富集Cr、Cu、Cd、和Ni的结果中可以看出，根系对重金属的富集主要是在施加低浓度EDTA处理下有最大的富集量，但是黑麦草根系对Cd的富集效果差，小于对照处理。除黑麦草地上部对Ni的富集中水和垃圾质量比为2∶1和3∶1的淋溶处理外，其余各处理中草坪植物根系或地上部对重金属的富集均是在渗漏液中施加中、低浓度EDTA处理下有最大富集量，高浓度的EDTA反倒不利于草坪植物对重金属的富集。在高羊茅水和垃圾质量比为1∶1、施加5mmol/LEDTA处理中，其根系对渗漏液中Cr、Cu、Ni的富集系数分别为4.06、4.57、3.27。

以上所述，仅是本发明的较佳实施例而已，并非对本发明作任何形式上的限制，凡是依据本发明的技术实质对以上实施例所作的任何简单修改、等同变化与修饰，均仍属于本发明技术方案的范围内。

Claims (2)

1、一种修复生活垃圾渗漏液中重金属的方法，其特征在于包括如下的方法；

(1)生活垃圾渗漏液的配制：将生活垃圾置于可收集渗漏液的渗漏装置中，以生活垃圾与水的重量比为1∶1-3对生活垃圾进行淋溶，在得到的渗漏液中再加入5-15mmol/L EDTA，制得含有EDTA生活垃圾渗漏液；其中渗漏液∶5-15mmol/LEDTA的重量份数比为1∶0.01-0.03；

(2)在塑料网上，以20-40g/平方米播种草坪植物，生长初期用Hoagland营养液培植；然后在塑料纱网上覆盖两层医用纱布，作为草坪植物种子的发芽床；

(3)待种子培养30天后，将营养液全部倒出，用含有EDTA的渗漏液替代营养液，继续对草坪植物进行无土培养；

(4)早晚各一次来补充由蒸发而散失的渗漏液，每周更换一次生活垃圾渗漏液；

(5)渗漏液草坪植物培养7-30天后，对黑麦草或高羊茅进行收获，测定生活垃圾渗漏液、草坪植物地上部、地下根系的重金属含量中的重金属含量情况；

(6)草坪植物修复生活垃圾渗漏液中重金属技术的环境控制条件为：光照强度为600～800μmol·m-2·s-1，平均温度为24.5℃，平均湿度为56.5％。

2、如权利要求1所述的方法，其生活垃圾渗漏液中的重金属为：Pb、Cu、Zn、Cd、Cr、N。