CN107159694A - 一种土壤重金属污染修复方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种土壤重金属污染修复方法，涉及生态环境修复领域。该方法包括：在重金属污染的荒芜土地上种植豚草；在豚草开花期开始前的时间段内，对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属。本发明利用豚草修复重金属污染土壤，豚草生长期和分枝期生长较快，对土壤中的重金属污染具有较强的吸附作用和富集作用；并且豚草自身具有生长迅速、生物量大、适应性强、成本低廉、分布广泛等特点，能够将土壤中的铅、镉等大量转移至植株体内，特别是地上部分，在开花期之前人工收获转移，进行焚烧后提取重金属，从而修复铅、镉等土壤污染，为植物修复重金属土壤以及外来入侵种的有效利用提供更高的经济价值和生态环境价值。

Description

一种土壤重金属污染修复方法

技术领域

本发明涉及生态环境修复领域，更具体的涉及一种土壤重金属污染修复方法。

背景技术

土壤是人类生态环境的重要组成部分，更是人类社会的生存基础。随着现今社会工业、农业、科学技术的迅猛发展，极大的促进了人类生活、经济的飞速进步，然而工业发展普遍存在的经济效益与环境保护的矛盾，金属延压、污水排放、污水灌溉、采矿冶炼、大气沉降、固废堆积、农药化肥的大量施用等原因，造成了土壤系统的污染问题日趋严重。我国土壤污染种类很多，大致可以分为：重金属污染、农药和有机物污染、病原菌污染、放射性污染等几种类型，其中重金属污染状况尤为严重。

由于重金属污染的隐蔽性、不可逆性以及长期性等特点，将严重威胁生态系统安全，影响土壤、大气和水环境的质量。土壤重金属污染，特别是农田土壤的污染，造成农产品可食部分污染物含量严重超标，大面积耕地因污染无法使用，并通过淋洗、地表径流、植物挥发、风化尘埃等进入水体、大气产生次生污染。人类取食农产品、饮用水、呼吸活动使得污染物在人体内聚集，通过食物链的富集，导致各种疾病的爆发，最终将危害人类的生命安全。

土壤一旦被污染，若要修复需要很多的财力和时间，现有技术中采用物理、化学方法修复重金属污染土壤，耗资巨大，并会破坏土壤结构、降低土壤肥力和生物活性，修复效果不佳。生物方法修复技术成本低，对环境扰动少，清理土壤中重金属污染物的同时可以同时清除污染土壤周围的大气或水体载体中的污染物，有较高的美化环境价值，易为社会接受。植物修复重金属污染物的过程也是土壤有机质含量和土壤肥力增加的过程，被植物修复过的干净土壤适合于多种农作物的生长。另外，植物能使地表长期稳定，有利于生态环境改善和野生生物的繁衍，而且维持土壤固化的低成本。但现今生物修复技术尚未完善，还需要将来更深入的研究。

综上所述，现有技术中，存在采用物理、化学方法修复重金属污染土壤，其耗资巨大，修复效果不佳的问题。生物修复技术尚未完善，还需要将来更深入的研究。

发明内容

本发明实施例提供一种土壤重金属污染修复方法，用以弥补现有物理、化学方法修复重金属污染土壤中耗资巨大、修复效果不佳的问题。

本发明实施例提供一种土壤重金属污染修复方法，包括：

在重金属污染的荒芜土地上种植豚草；

在豚草分枝期预结束和开花期预开始的时间段内，对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属。

较佳地，所述重金属污染的荒芜土地远离农田水渠。

较佳地，所述重金属包括：镉(Cd)、铬(Cr)、铜(Cu)、铅(Pb)、汞(Hg)、砷(As)、镍(Ni)、锌(Zn)、砷(As)和硒(se)中的一种或多种。

较佳地，所述豚草的获取方法，包括：从农田杂草中筛选豚草。

较佳地，所述豚草的获取方法，包括：从室外盆栽中筛选豚草。

较佳地，所述豚草的生长期，包括：幼苗期、分枝期、开花期和成熟期。

较佳地，所述对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属的时间段的确定方法，包括：

将供试土壤自然风干后，捣碎、剔除杂物并过2mm筛，称取20kg装入高40cm、半径25cm的塑料花盆中；

将豚草种植在所述塑料花盆中；且所述豚草置于人工模拟生长环境的大棚内生长；

向不同所述塑料花盆中的土壤分别添加铅溶液、镉溶液和铅镉混合溶液；其中，铅浓度为0mg/kg的所述塑料花盆十二个，铅浓度为100mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为250mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为500mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为1000mg/kg的所述塑料花盆十六个；镉浓度为10mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为10mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为25mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为50mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为100mg/kg的所述塑料花盆十六个；铅镉混合浓度为250+25mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅镉混合浓度为1000+100mg/kg的所述塑料花盆十六个；

监测无重金属添加的豚草和添加有重金属的豚草的幼苗期、分枝期、开花期和成熟期的生长状况，并在每一个生长期进行一次形态测量并取样；其中，形态测量包括：豚草的形态指标、生物量以及重金属含量；

对比分析不同生长期各豚草的形态指标，通过公式(1)，确定不同生长期各豚草的重金属转移系数；

对比分析不同生长期各豚草的形态指标，通过公式(2)，确定不同生长期各豚草的重金属富集系数；

根据不同生长期各豚草的重金属转移系数和不同生长期各豚草的重金属富集系数，确定开花期开始前的时间段为提取豚草中重金属的最佳时间；

所述公式(1)，如下所示：

重金属转移系数＝地上部分豚草中重金属浓度/豚草根部重金属浓度；

所述公式(2)，如下所示：

重金属富集系数＝地上部分豚草中重金属浓度/塑料花盆土壤中重金属浓度。

本发明实施例中，提供一种土壤重金属污染修复方法，与现有技术相比，其有益效果如下：

本发明利用豚草修复重金属污染土壤，豚草作为植物修复的一种，生长期和分枝期生长较快，对土壤中的重金属污染具有较强的吸附作用和富集作用；并且豚草自身具有生长迅速、生物量大、适应性强、成本低廉、分布广泛等特点，能够将土壤中的铅、镉等大量转移至植株体内，特别是地上部分，在开花期之前人工收获转移，(避开豚草开花期)，进行焚烧后提取重金属，从而修复铅、镉等土壤污染，为植物修复重金属土壤以及外来入侵种的有效利用提供更高的经济价值和生态环境价值。

本发明提供的植物修复重金属污染土壤技术具有成本低、维持土壤生物活性和土壤物理性质、适合大面积治理和不易造成二次污染等优点，利用植物的富集能力和转移能力，将土壤中的铅、镉等大量转移至植株体内，特别是地上部分，选取适当的时机收割，从而修复铅、镉等土壤污染，对于重金属污染严重的荒芜土地，圈定豚草的生长范围，远离农田水渠等地区，豚草作为修复植物是较为不错的选择。

本发明既稳定了污染土壤的结构、维持土壤生物活性和土壤物理性质，又减少风蚀水蚀作用、防止地下水二次污染，有效的修复了土壤重金属污染，提高土壤环境质量；为植物修复重金属土壤以及外来入侵种的有效利用提供更高的经济价值和生态环境价值。

附图说明

图1为本发明实施例提供的一种土壤重金属污染修复方法流程图；

图2为本发明实施例提供的一种土壤重金属污染修复方法中对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属的时间段的确定方法流程图。

具体实施方式

下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。

土壤污染的机理及其修复是近20年来环境科学研究的热点，提出的理论和技术上可行的修复方法有：物理修复、化学修复、农业生态修复和生物修复等。生物修复是通过利用生命系统的活动，实现受限制和管理的环境中需要的物理和化学的变化，使土壤中的有害污染物得以去除，土壤质量得以提高或改善的过程，包括微生物修复、植物修复、动物修复等。

物理/化学修复

(1)客土、换土、去表土、深耕翻土法

客土法是在污染土壤表层加入非污染土壤，或将非污染土壤与污染土壤混匀，使得重金属浓度降低到临界危害浓度以下，从而达到减轻危害的目的。换土法是将污染土壤部分或全部换去，换入非污染土壤。客土或换土的厚度应大于土壤耕层厚度。去表土是根据重金属污染表层土的特性，耕作活化下层的土壤。深耕翻土是翻动土壤上下土层，使得重金属在更大范围内扩散，浓度降低到可承受的范围。这些方法最初在英国、荷兰、美国等国家被采用，达到了降低污染物危害的目的，是一种切实有效的治理方法。但该方法需耗费大量的人力、财力和物力，成本较高，且未能从根本上清除重金属，存在占用土地、渗漏和二次污染等问题，因此不是一种理想的治理土壤重金属污染的方法。此类方法适合于小面积污染土壤的治理。

(2)淋洗法

土壤淋洗是指采用清水灌溉或用稀溶液、溶液，易降解或毒性较小的表面活性剂如生物表面活性剂等洗去重金属离子，使重金属离子迁移至较深土层中或者将含重金属离子的水排出田外以减少表土中重金属离子的浓度。淋洗法可用于大面积、重度污染土壤的治理，尤其是在轻质土和砂质土中效果较好，但对渗透系数很低的土壤效果不好。土壤淋洗后淋洗液的处理是一个关键的技术问题，转移络合、离子置换和电化学法是目前主要采取的技术手段。土壤淋洗需添加昂贵的淋洗液，且淋洗液对地下水也有污染风险；另一方面，淋洗液在淋洗土壤重金属的同时也将植物必需的Ca和Mg等营养元素淋洗出根际，造成植物营养元素的缺失。不适宜大面积推广使用。

(3)热解吸法

热解吸技术是采用直接或间接的方式对重金属污染土壤进行连续加热，温度到达一定的临界温度时土壤中的某些重金属(如Hg、Se和As)将挥发，收集该挥发产物进行集中处理，从而达到清除土壤重金属污染物目的的技术。对于挥发性的重金属等采取加热的方法能将从土壤中解吸出来，然后再回收利用。热解吸技术的一大缺陷是耗能，加热土壤必须要消耗大量的能量，提高了修复的成本。热解吸技术的另一个问题是挥发污染物的收集和处置问题，应遵守防止次生污染的原则，要将毒水排入一定的贮水池或特制的净化装置中进行净化处理，切忌直接排人江河或鱼塘中，此法也只适用于小面积严重污染土壤的治理。

(4)电动力学法

电动修复是指向重金属污染土壤中插入电极施加直流电压导致重金属离子在电场作用下进行电迁移、电渗流、电泳等过程，使其在电极附近富集进而从溶液中导出并进行适当的物理或化学处理，实现污染土壤清洁的技术。研究表明，电流能打破所有的金属-土壤键，当电压固定时，去除效率与通电时间成正比。电动修复技术目前还主要停留在实验室研究阶段，在污染场地的应用案例比较少，对于渗透性较高、传导性较差的土壤，电动力学方法所能起的作用较弱，故而此法不适于对砂性土壤重金属污染治理。

(5)玻璃化技术

玻璃化技术指将重金属污染土壤置于高温高压的环境下，待其冷却后形成坚硬的玻璃体物质，这时土壤重金属被固定，从而达到阻抗重金属迁移目的的技术。玻璃化技术最早在核废料处理方面应用，但是由于该技术需要消耗大量的电能，其成本较高而没有得到广泛的应用。玻璃化技术形成的玻璃类物质结构稳定很难被降解，这使得玻璃化技术实现了对土壤重金属的永久固定。

(6)固化/稳定化

固化/稳定化是指向重金属污染土壤中加入某一类或几类固化/稳定化药剂，通过物理/化学过程防止或降低土壤中有毒重金属释放的一组技术。固化是通过添加药剂将土壤中的有毒重金属包被起来，形成相对稳定性的形态，限制土壤重金属的释放；稳定化是在土壤中添加稳定化药剂，通过对重金属的吸附、沉淀(共沉淀)、络合作用来降低重金属在土壤中的迁移性和生物有效性。重金属被固化/稳定化后，不但可以减少其向土壤深层和地下水的迁移，而且可以降低重金属在作物中的积累，减少重金属通过食物链传递对生物和人体的危害。在工程上广泛应用的钝化药剂一般为工业副产物，故钝化技术的成本较低，但钝化技术并未将重金属从土壤中根本清除，因此需要进行长期的监测以防止重金属再次活化。

(7)离子拮抗技术

土壤中某些重金属离子间存在拮抗作用，当土壤中某种重金属元素浓度过高时，可以向土壤中加入少许对作物危害较轻的拮抗性重金属元素，进而减少该重金属对作物的毒害作用，达到降低重金属生物毒性的目的。

物理/化学修复技术主要基于土壤理化性质和重金属的不同特性，通过物理/化学手段来分离或固定土壤中的重金属，达到清洁土壤和降低污染物环境风险和健康风险的技术手段。物理/化学技术实施方便灵活，周期较短，适用于多种重金属的处理，在重金属污染土壤的工程修复中得到广泛应用，但该技术实施的工程量较大，实施成本较高，在一定程度上限制其推广应用。

农业生态修复

(1)控制土壤水分、调节土壤Eh值

土壤重金属的活性受土壤氧化还原状态影响较大，一些金属在不同的氧化还原状态下表现出不同的毒性和迁移性。三价As比五价As毒性更高，而六价Cr比三价Cr毒性高。在氧化状态下，土壤中的As(Ⅲ)被氧化为As(Ⅴ)，迁移性和生物有效性降低；Cr(Ⅲ)被氧化为Cr(Ⅵ)，迁移性和生物有效性提高，对生物和人类的健康风险也随之提高。土壤水分是控制土壤氧化还原状态的一个主要因子，通过控制土壤水分可以起到降低重金属危害的目的。还原状态下土壤中的大部分重金属容易形成硫化物沉淀，从而降低重金属的移动性和生物有效性。水田在灌溉时因水层覆盖易于形成还原性环境，SO42-被还原为S2-，重金属容易形成溶解性很低的硫化物沉淀。由此可见，可以通过灌溉等措施来调节土壤的氧化还原状况，进而降低重金属在土壤-植物系统中的迁移。

(2)化肥、有机肥和农药的合理施用

施用肥料和农药是农业生产中最基本的农业措施，也是引起土壤重金属污染的一个来源。可以从以下两个方面来降低肥料和农药施用对土壤重金属污染的负荷：一方面，通过改进化肥和农药的生产工艺，最大程度地降低化肥和农药产品本身的重金属含量；另一方面，指导农民合理施用化肥和农药，在土壤肥力调查的基础上通过科学的测土配方施肥和合理的农药施用不仅增强土壤肥力、提高作物的防病害能力，还有利于调控土壤中重金属的环境行为。以施氮肥为例，不同形态的氮肥对土壤吸附解吸重金属的影响不同，当植物吸收NH4+和NO3-时，根系分泌不同的离子，吸收NH4+-N时引起H+的分泌，造成根际周围酸化，而吸收NO3--N时植物分泌OH-，造成根际环境碱化。对于大多数重金属污染土壤来说，施用硝态氮肥可以有效地降低重金属的迁移和生物毒性。有研究表明，施用有机肥在提高土壤有机质的同时也吸附或络合固定了土壤中的重金属，从而降低了土壤中重金属的毒性和生物有效性。但也有研究表明在土壤中施用有机肥会提高土壤中重金属的活性，从而提高重金属的环境风险。有机物料加入土壤后，因不同的腐解和矿物作用导致其对重金属的螯合固定产生不同的作用。

(3)改变耕作制度和调整作物种类

改变耕作制度和调整作物种类是降低重金属污染风险的有效措施，在污染土壤中种植对金属具有抗性且不进入食物链的植物品种可以明显地降低重金属的环境风险和健康风险。在污染严重的地区种植超富集植物，通过连续种植收割将重金属移出污染区，杜绝重金属再次进入污染地区；在轻污染的地区，种植重金属耐性植物，减少重金属在植物可食器官的累积，从而保障农产品的质量安全。

农业生态修复技术是因地制宜地调整一些耕作管理制度以及在污染土壤中种植不进入食物链的植物等，从而改变土壤重金属的活性，降低其生物有效性，减少重金属从土壤向作物的转移，达到减轻重金属危害目的的技术。

生物修复

(1)植物修复技术

植物修复技术是以绿色植物忍耐和超量累积某种或某几种重金属元素的理论为基础，利用植物或植物及其共存微生物体系清除污染环境中的重金属。广义的植物修复技术包括利用植物提取、吸收、分解、转化和固定等技术修复重金属污染的土壤、利用植物净化空气、清除放射性核素、利用植物及其根际微生物共存体系净化土壤中有机污染物等几个方面。狭义的植物修复技术主要指利用植物清洁污染土壤的重金属。植物修复过程是土壤、植物、根际微生物综合作用的效应，修复过程受植物种类、土壤理化性质、根际微生物等多种因素控制。植物修复技术主要有以下几种类型：

(11)植物萃取是利用金属积累植物或超累积植物将土壤中的金属萃取出来，富集到可收割部分。超积累植物是指对重金属元素的吸收量超过一般植物倍以上的植物，也有人认为地上部对重金属的吸收应该是普通植物的100倍以上。这也是比较看好的一种类型。

(12)植物固化技术是指利用植物降低重金属的活性，从而减少重金属的生物有效性。如植物枝叶分解物、根系分泌物对重金属的固定作用，腐殖质对重金属离子的鳌合作用等过程。

(13)植物挥发是指利用一些植物的生理活动来促使重金属转变为可挥发的形态，继而从土壤和植物表面逸出。

(14)植物促进是指植物本身不能吸收重金属，但植物的根系分泌物如氨基酸、糖、酶等物质可促进根系周围土壤的微生物的活性和生化反应，有利于重金属的释放和微生物的吸收。

(15)植物修复技术较其他物理的、化学的和生物的方法更受到社会的欢迎。该技术成本低，对环境扰动少，清理土壤中重金属污染物的同时可以同时清除污染土壤周围的大气或水体载体中的污染物，有较高的美化环境价值，易为社会接受。植物修复重金属污染物的过程也是土壤有机质含量和土壤肥力增加的过程，被植物修复过的干净土壤适合于多种农作物的生长。另外，植物能使地表长期稳定，有利于生态环境改善和野生生物的繁衍，而且维持土壤固化的低成本。

(2)微生物修复技术

土壤中微生物数量众多，某些微生物如细菌、真菌和藻类对重金属具有吸附、沉淀、氧化-还原等作用，从而降低污染土壤中重金属的毒性。由于微生物对重金属具有较强的亲和吸附能力，有毒金属离子可以沉积在细胞的不同部位或结合到胞外基质上，或被轻度螯合在可溶性或不溶性生物多聚体上，一些微生物如动胶菌、蓝细菌、硫酸还原菌以及某些藻类，能够产生胞外聚合物如多糖、糖蛋白等，它们具有大量的阴离子基团，与重金属离子形成络合物，从而降低土壤中重金属如Cr、Mn、Pb、Cu、Cd、Hg等的有效态的含量，以达到治理重金属污染的目的。微生物对重金属的生物积累机理主要表现在胞外络合作用、胞外沉淀作用以及胞内积累3种形式。微生物修复法具有费用低、对环境影响小、效率高等特点，是一项廉价的绿色治理方法，其中植物-微生物联合修复仍是关键，在未来发展中起主导作用。

(3)动物修复技术

通过动物本身富集重金属或通过动物提高重金属的生物有效性而间接影响植物对重金属的修复都是很有效。但是土壤动物(如蚯蚓)生命代谢活动对外界条件的依赖度很高，可控性较弱，不适宜推广用来去除土壤中的重金属。

综上所述，生活污水排放、污水灌溉、污泥使用以及含铅汽油的使用等，使得铅、镉重金属污染土壤问题较为突出。重污染企业用地及周边、工业园区、固体废物处理处置场、采油区、矿区、污水灌溉区、金属冶炼区、电镀加工区、蓄电池生产区、干线公路等地区重金属铅、镉污染严重，严重威胁生态系统安全，影响土壤、大气和水环境的质量，动植物生长发育受到威胁，并可通过淋洗、地表径流、风化尘埃等进入水体、大气产生次生污染，更能通过食物链的富集，危害人类的生命安全。重金属多为非降解型有毒物质，不具备自然净化能力，一旦进入环境就很难从环境中去除。现有的物理、化学、生物等土壤重金属修复的方法，耗资巨大，并会破坏土壤结构、降低土壤肥力和生物活性，应用前景不广泛。因此生物修复技术的可行性和有效性将逐渐加强，在治理和防治重金属污染方面将发挥更大作用,具有良好的应用前景。

本发明采用豚草修复土壤重金属污染的生物量处理方式属于植物修复，其通常采用的方法有以下四种：①在污染土壤上繁殖作物良种，种子作为良种用于生产，秸秆作为薪材利用；②种植能源作物，提取酒精、油脂等工业原料，秸秆压制成纤维板，或进行沼气发酵；③焚烧回收，即采取焚烧的方式将有生物量运至城市危险废物焚烧厂进行灰化处理，既可利用除尘及回收装置净化烟尘和回收一些重金属，又可直接利用堆肥技术通过微生物的新陈代谢作用来降解生物量；④综合贮存，其目的主要是将不可降解的毒性较大的重金属暂时存放，在不使其向环境扩散的情况下，采取一些特殊方法逐渐进行处理，对于不能处理的待日后利用更先进的技术加以治理。

上述方式中的前两种方式符合可持续发展要求，但存在不同的潜在风险，在利用之前要经过严格的论证，尽量减少对环境的危害，包括潜在的危害。后两种方法现今阶段较为适用，一般选择将生物量贮存于金属矿区尾矿库中，待技术成熟时再将尾矿库中的重金属加以回收。如果将重金属修复植物的生物量放置在尾矿库中，一方面可以覆盖裸露的泥沙表面防止尘土飞扬污染环境，同时植物体自然降解后可以改善尾矿库的成土条件，其自身所携带的种子也可能在尾矿库中自发生长，起到绿化环境的作用；另一方面，植物体所积累的重金属不断蓄积于尾矿库中，在技术成熟时也可以回收一定量的重金属，这样既有了社会效益又创造了经济效益。

因此，植物修复技术治理重金属污染是较为理想的方法，它的理论基础是某些植物能够忍耐和超量积累某种或某些化学元素。而采用植物修复技术的关键是寻找修复植物，以便进一步研究植物对重金属的吸收特性，促进合理利用生态工程措施治理污染，正确选择植物类型、种植结构与方式，以达到对污染土壤进行治理、利用和预防相结合的效果。

需要说明的是，污染土壤植物修复的首要目标是目标污染物的消减或清除。但目标污染物的消减或清除不能作为污染土壤修复的唯一目标。原因如下：①土壤生境类型多样，不同类型中土壤元素的环境背景值、污染物的种类、性质、分布、迁移、降解、人类活动干扰的时间和强度等均存在差异，因而不能以单一固定的标准衡量复杂多样的土壤生境污染情况。②目标污染物的消减或清除，并不能表明土壤生态毒理性的降低和生态安全性的提高。③污染土壤植物修复是一项系统工程，涉及技术成本、项目运行成本、土地再利用等，因此对修复后土壤的生态及生产效益、栖息功能提出要求。土壤服务功能的恢复也成为污染土壤植物修复的延伸目标。因此，将污染土壤生态修复的目标拓展为3方面：①目标污染物降低到可接受程度。根据研究区域土壤背景值、相关法律法规标准、土壤生态安全、目标实现的可能性、经济可承受能力等情况制定具体的目标污染物修复值。②土壤生态毒理性降低到可接受程度。③恢复或全部恢复土壤的生态服务功能。

图1为本发明实施例提供的一种土壤重金属污染修复方法流程图。如图1所示，该方法包括：

步骤S101，在重金属污染的荒芜土地上种植豚草。

需要说明的是，豚草具备四个基本特征：

①临界含量特征，植物地上部(茎或叶)重金属含量是普通植物在同一生长条件下的100倍，其临界含量分别为Zn、Mn 10000mg/kg、Cd 100mg/kg、Au1mg/kg，Pb、Cu、Ni、Co、As均为1000mg/kg；

②转移特征，植物地上部重金属含量大于根部该种重金属含量；

③耐性特征，其中对于人为控制试验条件下的植物来说，是指与对照相比，植物地上部生物量(茎、叶、籽实部分的干重之和)没有下降，至少当土壤中重金属浓度高到足以使植物地上部重金属含量达到超积累植物应达到的临界含量标准时地上部生物量没有下降。对于自然生长在污染状态下的植物来说，是指植物的生长从长相来看没有表现出明显的毒害症状；

④富集系数特征，植物地上部富集系数大于1(茎、叶、籽实部分的平均数)，至少当土壤中重金属浓度与超积累植物应达到的临界含量标准相当时植物地上部富集系数大于1。

较佳地，以杂草为研究对象筛选豚草：

杂草特别是农田杂草是一类人为与自然选择压下产生的高度进化的植物类群，它们抗逆性强、生长迅速，经过长期的自然选择，具有广泛的适应性和顽强的生命力，这些特性可能使杂草对重金属有较强的耐性；与作物相比，农田杂草具有较强的抗逆境能力和较强的争光、争水、争肥能力，吸收能力很强。这种较强吸收特性可能利于杂草对重金属的积累。因此，以杂草作为研究对象筛选超积累植物可能会取得一些突破。当然，世界上杂草种类繁多，要想一次性的从这些植物中筛选出某些超积累植物，可能也存在着某种偶然性。豚草作为重要外来入侵生物，从城市到乡村，从工厂到学校，从农田到住宅小区，从公园到街道，从交通沿线到水库周边以及河流、沟渠两侧，都有它的踪迹，具有适应性强，分布广的特点。因此，拟选用豚草作为试验种，开展土壤重金属污染的修复研究。

优选地，从室外盆栽中筛选豚草：

采样分析方法对于普通环境工作者来说，存在着植物种识别困难、采集目标植物不明确、许多超积累植物容易被漏掉等缺点，因而很难操作。室外盆栽筛选试验具有盆栽植物生长的环境条件与自然生长植物的环境条件比较相似，较容易反应植物在污染条件下的真实情况；易于对被采集植物种的鉴定与识别；由于参试植物均来源于未污染区，未经过任何驯化过程就进入污染试验，与长期生长在金属矿区污染土壤环境经过驯化的植物相比，被驯化的时间短，植物因对污染物进行响应而表现出来的某种特征可能是植物本身就具有的某种特性，而具有相应的遗传基因，这更有利于植物修复资源的寻找与利用等可操作性强、易于实施等优点，是值得尝试的一种方法。最终，通过试验来选取转移特征明显、耐性特征好、富集特征较强的超积累植物豚草进行土壤重金属铅、镉的修复，降低重金属污染的浓度，恢复土壤的生态服务功能。

步骤S102，在豚草开花期开始前的时间段内，对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属。

需要说明的是，豚草的生长期，包括：幼苗期、分枝期、开花期和成熟期。

图2为本发明实施例提供的一种土壤重金属污染修复方法中对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属的时间段的确定方法流程图。如图2所示，该方法包括：

S201，将供试土壤自然风干后，捣碎、剔除杂物并过2mm筛，称取20kg装入高40cm、半径25cm的塑料花盆中。

S202，将豚草种植在所述塑料花盆中；且豚草置于人工模拟生长环境的大棚生长。

S203，向不同所述塑料花盆中的土壤分别添加铅溶液、镉溶液和铅镉混合溶液；其中，铅浓度为0mg/kg的所述塑料花盆十二个，铅浓度为100mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为250mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为500mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为1000mg/kg的所述塑料花盆十六个；镉浓度为10mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为10mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为25mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为50mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为100mg/kg的所述塑料花盆十六个；铅镉混合浓度为250+25mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅镉混合浓度为1000+100mg/kg的所述塑料花盆十六个。

S204，监测无重金属添加的重金属超积累植物和添加有重金属的重金属超积累植物的幼苗期、分枝期、开花期和成熟期的生长状况，并在每一个生长期进行一次形态测量并取样；其中，形态测量量包括：重金属超积累植物的形态指标、生物量以及重金属含量。

S205，对比分析不同时期各重金属超积累植物的形态指标，通过公式(1)，确定不同时期各重金属超积累植物的重金属转移系数。

所述公式(1)如下所示：

重金属转移系数＝地上部分重金属超积累植物中重金属浓度/重金属超积累植物根部重金属浓度。

S206，对比分析不同时期各重金属超积累植物的形态指标，通过公式(2)，确定不同时期各重金属超积累植物的重金属富集系数。

所述公式(2)如下所示：

重金属富集系数＝地上部分重金属超积累植物中重金属浓度/塑料花盆土壤中重金属浓度。

S207，根据不同时期各重金属超积累植物的重金属转移系数和不同时期各重金属超积累植物的重金属富集系数，确定开花期开始前的时间段为提取重金属超积累植物中重金属的最佳时间。

需要说明的是，本发明应用污染生态学和生态毒理学原理与方法，试验设计采用Pb、Cd双因素，五水平回归正交设计方案，做Pb、Cd的单一处理和复合处理，用于分析Pb、Cd对豚草生态指标和累积特性的影响，监测豚草幼苗期、分枝期、开花期和成熟期四个生长时期，每一个生长时期进行一次形态测量并取样，直到豚草成熟期，通过豚草的生态适应性以及豚草各个时期各个器官中重金属的含量进行测定，观察重金属铅、镉单一及复合污染的吸收和富集情况，测定豚草的形态指标、生物量以及重金属含量，对比不同时期的指标变化，计算豚草的重金属转移系数(TF)和重金属富集系数(EC)，查明土壤重金属污染程度与植物体内重金属转移富集量、植株的长势变化的相关关系，深入探讨豚草修复重金属铅、镉污染的潜力。

需要说明的是，本发明通过盆栽试验，研究外来入侵植物——豚草能够在重金属污染的土壤上定居并大面积扩散的原因，结合豚草对重金属铅、镉的耐受性和累积能力，分析在重金属铅、镉单一胁迫及复合胁迫下，豚草各个生育时期的生长形态、各器官生物量的变化趋势以及豚草对重金属的累积特性，得出如下成果：

(1)豚草在铅、镉单一及复合处理下，生长形态和生物量的变化。重金属Pb、Cd是植物生长的非必需元素，在植物体内累积到一定程度，就会影响植物的正常生长和发育，导致生物量下降，甚至死亡。在豚草的四个生育期内，豚草的株高、冠宽、茎粗以、根长以及生物量随着浓度的增加而出现“低促高抑”现象。经过根据生育期延长和浓度增加的特点，豚草在土壤铅、镉含量为250mg·kg-1、25mg·kg-1时豚草生物量最高，表现出一定势头的增长，生长形态以及生物量有所增加；在土壤铅、镉含量为1000mg/kg、100mg/kg的高浓度处理下，豚草生长受到抑制，但并未衰败死亡。铅+镉复合处理的促进抑制作用较单一处理，表现得更加明显；且苗期、分枝期、花期生长幅度较成熟期相对明显。这进一步证实了豚草对铅、镉具有较强的耐受性。

(2)豚草在铅、镉单一及复合处理下，体内的重金属含量具有分异性。重金属在植物体中的累积特性与重金属的吸收与耐性、地上地下各部位的分布以及存在的物质结合形态有关。不同生育时期，铅在豚草体内积累的顺序为根>叶>茎，镉在豚草体内积累的顺序为叶(根)>根(叶)>茎，铅+镉复合处理对豚草各部分铅、镉含量起到不同程度的促进作用。豚草的铅、镉富集系数分别为0.012-0.072和0.110-0.276，转移系数分别为0.358-0.761和0.897-1.924，吸收量还与植株的种植密度、土壤面积和土层厚度等因素有关。豚草的富集作用一般，但转移作用较好，加上豚草自身生物量较大，生长迅速，临界含量特征较好，优势明显。综合评价，豚草具备植物修复重金属的特征，较适合做重金属修复植物。在中国土壤背景值统计中，铅、镉含量的范围值均在试验修复范围之内。

实施例一：

豚草修复土壤重金属铅、镉污染时在生长形态及生物量的变化

重金属Pb、Cd是植物生长的非必需元素。在植物体内累积到一定程度，就会影响植物的正常生长和发育，导致生物量下降，甚至死亡。重金属处理后，植物最明显的表型是叶片出现毒性症状及植物叶、根部的生长受到抑制，其损伤程度与重金属处理浓度相关。有研究表明，低浓度的Pb、Cd对某些植物的生长发育有一定的促进作用，可能导致生物量的增加，或者生理形态上的变化，而超过一定浓度就会对植物生长产生抑制作用。本研究中，Pb(Ⅱ)，Cd(Ⅱ)各设置了五个单一浓度和两个复合浓度，根据生育期延长和浓度增加的特点，证明了豚草在低浓度处理时表现出一定势头的增长，在高浓度处理下生长受到抑制，这进一步证实了这种生长形态的“低促高抑”现象。

实施例二：

豚草修复土壤重金属铅、镉污染时在植株体内迁移积累特性的变化

植物体内的重金属含量是衡量植物耐性、抗性的一个关键指标。重金属在植物体中的累积特性与重金属的吸收与耐性、地上地下各部位的分布以及存在的物质结合形态有关。一般而言，重金属在普通植物体内主要累积在地下的根部，地上部含量相对少一些，如Pb、Hg等；多数重金属留在根部，与细胞壁中的果胶酸盐和根中的蛋白质、多糖、核酸类物质等结合成稳定的大分子物或具有不溶性的有机分子后沉积下来，这在一定程度上减轻了重金属胁迫对植物的影响，提高了植株对重金属的耐性。而一些特殊植物对某种重金属的积累，表现在地下根部和地上部分相差不多，与浓度的大小无关，如Cd等；转移到地上部分的Cd累积在叶内的量大于茎，虽然茎内Cd的累积量较少，但仍能通过木质部导管运输到叶片细胞中，后期可以通过落叶将重金属排除体外，这可能是植株对重金属Cd耐性的一种对策。富集系数是衡量植物积累重金属能力的一个重要指标，其大小受土壤中重金属浓度的影响。转移系数反映的是植物将重金属从地下部分转移到地上部分的能力，其大小受重金属自身的特性影响。一般而言，富集系数随着土壤中重金属浓度的增大而降低。而植物体内的重金属转移系数则可能会增加，不受土壤中重金属浓度的影响。若土壤生态系统中同时存在多种污染物造成的复合污染，植物所受的毒害影响及其在土壤中的迁移动态要比单一元素的污染更复杂、更严重。

本发明实施例中，提供一种土壤重金属污染修复方法，与现有技术相比，其有益效果如下：

本发明利用豚草修复重金属污染土壤，豚草作为植物修复的一种，生长期和分枝期生长较快，对土壤中的重金属污染具有较强的吸附作用和富集作用；并且豚草自身具有生长迅速、生物量大、适应性强、成本低廉、分布广泛等特点，能够将土壤中的铅、镉等大量转移至植株体内，特别是地上部分，在开花期之前人工收获转移，进行焚烧后提取重金属，从而修复铅、镉等土壤污染，为植物修复重金属土壤以及外来入侵种的有效利用提供更高的经济价值和生态环境价值。

本发明提供的植物修复重金属污染土壤技术具有成本低、维持土壤生物活性和土壤物理性质、适合大面积治理和不易造成二次污染等优点，利用植物的富集能力和转移能力，将土壤中的铅、镉等大量转移至植株体内，特别是地上部分，选取适当的时机收割，从而修复铅、镉等土壤污染。对于重金属污染严重的荒芜土地，圈定豚草的生长范围，远离农田水渠等地区，豚草作为修复植物是较为不错的选择。

本发明既稳定了污染土壤的结构、维持土壤生物活性和土壤物理性质，又减少风蚀水蚀作用、防止地下水二次污染，有效的修复了土壤重金属污染，提高土壤环境质量；为植物修复重金属土壤以及外来入侵种的有效利用提供更高的经济价值和生态环境价值。

本发明中豚草对土壤重金属铅、镉等污染的修复效果好。根据豚草不同时期，对重金属铅、镉等的吸收量随着豚草自身生物量的增加而提高；随着重金属浓度的增加，豚草自身的吸收量也增加；复合污染下，会产生协同促进效应。单株豚草可吸收铅的最大值可达1.5mg左右，可吸收镉的最大值可达0.7mg左右，吸收量还与植株的种植密度、土壤面积和土层厚度等因素有关，用于矿区等重金属污染严重的荒芜土地，通过圈定其生长范围，远离农田水渠等地区，豚草对土壤重金属铅、镉等污染的修复效果很好。

本发明中豚草修复土壤铅、镉等重金属污染的资金消耗量较少。目前我国的示范工程中，根据污染物的种类、数量，污染程度，修复要达到的效果不同，以及一般修复重金属铅、镉污染的一亩地企业报价4万元，这只是中间价位。平均下来，报价至少要达到5万元一亩才能使企业保本，土壤修复资金量大。每年环保部门用于重金属污染防治的资金，仅能支持为数不多的项目。与之相比，本修复技术的成本只占前者1/10～1/1000左右，而且安全性。

以上公开的仅为本发明的几个具体实施例，本领域的技术人员可以对本发明进行各种改动和变型而不脱离本发明的精神和范围，倘若本发明的这些修改和变型属于本发明权利要求及其等同技术的范围之内，则本发明也意图包含这些改动和变型在内。

Claims (7)

1.一种土壤重金属污染修复方法，其特征在于，包括：

在重金属污染的荒芜土地上种植豚草；

在豚草开花期开始前的时间段内，对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属。

2.如权利要求1所述的土壤重金属污染修复方法，其特征在于，所述重金属污染的荒芜土地远离农田水渠。

3.如权利要求1所述的土壤重金属污染修复方法，其特征在于，所述重金属包括：镉(Cd)、铬(Cr)、铜(Cu)、铅(Pb)、汞(Hg)、砷(As)、镍(Ni)、锌(Zn)、砷(As)和硒(se)中的一种或多种。

4.如权利要求1所述的土壤重金属污染修复方法，其特征在于，所述豚草的获取方法，包括：从农田杂草中筛选豚草。

5.如权利要求1所述的土壤重金属污染修复方法，其特征在于，所述豚草的获取方法，包括：从室外盆栽中筛选豚草。

6.如权利要求1所述的土壤重金属污染修复方法，其特征在于，所述豚草的生长期，包括：幼苗期、分枝期、开花期和成熟期。

7.如权利要求6所述的土壤重金属污染修复方法，其特征在于，所述对豚草依次进行收割、转移、焚烧和提取重金属的时间段和重金属吸收量的确定方法，包括：

将供试土壤自然风干后，捣碎、剔除杂物并过2mm筛，称取20kg装入高40cm、半径25cm的塑料花盆中；

将豚草种植在所述塑料花盆中；且所述豚草置于人工模拟生长环境的大棚内生长；

向不同所述塑料花盆中的土壤分别添加铅溶液、镉溶液和铅镉混合溶液；其中，铅浓度为0mg/kg的所述塑料花盆十二个，铅浓度为100mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为250mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为500mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅浓度为1000mg/kg的所述塑料花盆十六个；镉浓度为10mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为10mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为25mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为50mg/kg的所述塑料花盆十六个，镉浓度为100mg/kg的所述塑料花盆十六个；铅镉混合浓度为250+25mg/kg的所述塑料花盆十六个，铅镉混合浓度为1000+100mg/kg的所述塑料花盆十六个；

监测无重金属添加的豚草和添加有重金属的豚草的幼苗期、分枝期、开花期和成熟期的生长状况，并在每一个生长期进行一次形态测量并取样；其中，形态测量量包括：豚草的形态指标、生物量以及重金属含量；

对比分析不同生长期各豚草的形态指标，通过公式(1)，确定不同生长期各豚草的重金属转移系数；

对比分析不同生长期各豚草的形态指标，通过公式(2)，确定不同生长期各豚草的重金属富集系数；

根据不同生长期各豚草的重金属转移系数和不同生长期各豚草的重金属富集系数，确定开花期开始前的时间段为提取豚草中重金属的最佳时间；

所述公式(1)，如下所示：

重金属转移系数＝地上部分豚草中重金属浓度/豚草根部重金属浓度；

所述公式(2)，如下所示：

重金属富集系数＝地上部分豚草中重金属浓度/塑料花盆土壤中重金属浓度。