一种利用野古草植物修复锡污染土壤和浅水水体的方法

摘要

一种利用野古草植物修复锡污染土壤和浅水水体的方法，禾本科植物野古草是研究首次发现的一种潜在锡（Sn）超积累植物，可利用其修复Sn污染土壤和浅水水体，具体是将野古草幼苗栽种于Sn污染土壤或水体中，利用其自身吸收积累和代谢功能对环境介质中的Sn污染物进行稳定、吸收和富集，待长至成熟后可将其地上部收割处理，待下一茬植株发芽并完成新的生命周期，重复实施该步骤即可实现逐步去除土壤或水体中Sn污染物的目的。本发明的优点是：通过在Sn污染土壤或浅水水体中种植野古草，利用其对Sn的超量富集提取作用，使污染土壤和水体得到修复，具有费用低廉、不破坏土壤基本结构与功能或水体理化性质、不引起二次污染等优点。

说明书

技术领域

本发明涉及重金属毒物锡（Sn）污染土壤或水体的植物修复技术，具体是一 种利用禾本科植物野古草（Arundinella anornala Steud.）植物修复锡污染土壤和 浅水水体的方法。

背景技术

随着上世纪以来快速的工业化发展，各种大量的人工化学品被释放到自然环 境中。土壤既是最为重要的环境要素，又是农业生产和城市建设的基础。土壤作 为主要的环境介质成为各类污染物的最大受体，各种有毒物质进入土壤，这不仅 对农作物产量以及品质有不利影响，而且还能通过食物链对人类健康构成重大威 胁，并通过物质迁移对大气、水等其他环境要素产生不利影响，参见文献1：周 启星，孔繁翔，朱琳.2004.生态毒理学.北京:科学出版社:353-386。

Sn是一种有毒有害的重金属元素，Sn及其化合物、合金等被越来越多地用 于生产和生活中，环境Sn污染也随之而来。自然风化、Sn冶炼加工、含Sn废 弃物等都在向环境输送Sn。环境Sn污染的来源主要有：1）燃煤、石油及固体 废物；2）工业或民用含Sn固体和液体；3）Sn工厂的废水；4）有机Sn化合物 稳定剂的各种塑料制品和包装材料；5）船舶含Sn防腐漆；6）含有机Sn的杀 虫剂和海产品制成的磷肥；7）其它含Sn的废弃物，参见文献2：李桃，詹晓黎. 2003.微量元素锡与健康.广东微量元素科学,10(11):7-11。其中，在Sn矿开采、 冶炼过程中存在资源利用有限、废渣中复合重金属污染土壤和地下水、Sn尘对 人体肺部和呼吸系统造成严重危害等环境问题函待解决。

当前，国内外关于有机Sn化合物的来源、污染和毒性研究较多，参见文献 3：王家林，葛斌，刘丽丽.2009.海洋环境中的三丁基Sn污染.环境监测管理与 技术,21(6):15-19；文献4：王珊珊，冯流.2005.有机锡化合物的毒性效应及其 影响因素.安全与环境学报，5(3):12-15，特别是对于三丁基Sn（TBT）的生物毒 性及其对海洋污染的研究较多，参见文献5：Jenkins S M,Ehman K,Barone S Jr 2004.Structure-activity comparison of organotin species:dibutyltin is a  developmental neurotoxicant in vitro and in vivo.Brain.Res.Dev.Brain.Res., 151(1/2):1-12；文献6：Ciesielski T,WasikA,Kuklik L,et al.2004.Organotin  compounds in the liver tissue of marine mammals from the polish coast of the Baltic sea.Environ.Sci.Technol.,38(5):1415-1420；文献7：周名江,李正炎,颜天,等. 1994.海洋环境中的有机锡及其对海洋生物的影响.环境科学进展,2(4):67-74， 但对于无机Sn的研究较少，只有少数文献初步分析了无机Sn与疾病之间的关 系，参见文献8：曾昭华,曾雪萍.1998.癌症与土壤环境中Sn元素的关系.土壤 与环境,8(4):241-244，至今对于土壤中Sn元素来源、迁移转化、污染修复等方 面的研究很少，尤其是Sn超积累植物的筛选，至今在国际上几乎无人做过这方 面的研究。

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，治理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，治理费用昂贵，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，人们寄希望于费用 较低、修复效果又好的革新技术植物修复技术，参见文献9:周启星，魏树和， 张倩茹等编著.生态修复.中国环境科学出版社.2006。

植物修复（Phytoremediation）是近几十年来发展起来的环境污染治理技术， 它利用绿色植物的新陈代谢活动来固定、降解、提取和挥发环境中的污染物质， 就像一座“绿色清洁工厂”一样将污染物质加工成可直接去除的物质形态或转化 为毒性小甚至无毒的物质，从而对污染环境进行彻底的治理；它具有不引起地下 水二次污染，使污染土壤与水体可持续利用和美化环境等特点，因而也是一项非 常理想的绿色修复技术。植物修复的应用范围相当广泛，几乎涉及到污染环境治 理的各个方面，既可以净化空气和水体，又可以清除土壤中的污染物质，参见文 献10:周启星，宋玉芳等著.污染土壤修复原理与方法.科学出版社，2004。

目前国内外有关植物修复技术方面的研究已有许多报道。从已报道的修复植 物来看，大部分采取野外采样法，即到重金属污染较为严重的矿区及周围地区采 集仍能正常生长的植物即耐性较强的植物，并分析其各器官的重金属含量，涉及 藻类植物、蕨类植物、裸子植物和被子植物，既有草本植物，也有木本植物。迄 今为止，已发现的超积累植物有400多种，参见文献11：何章莉,潘伟斌.2004. 受污染土壤环境的植物修复技术.广东工业大学学报,21(1):56-62，但已报道超 积累植物的种类仍然非常有限，关于重金属超积累花卉植物的相关报道更是少 见。因此，如果能从物种繁多的花卉资源中筛选出对污染土壤修复有重要意义和 作用的超积累花卉植物，则将为植物修复开辟一条新的途径。

重金属污染土壤的植物修复是指利用植物及其根际微生物体系的提取、挥发 和转化固定作用去除污染土壤中的重金属，或将重金属稳定在污染现场防止其对 地下水及周围环境造成更大的污染。植物修复主要包括植物提取 （Phytoextraction）、植物挥发（Phytovolatilization）、根际滤除（Rhizofiltration） 和植物稳定（Phytostabilization）四种作用方式，其中，植物提取方面的研究日 益受到人们的关注，参见文献12:chaneyR.L.,MalikM.,LiY.M.,et al.1997. Phytoremediation of soil metals.Current opinions in Biotechnology.8:279-284。植物 提取，即利用重金属富集植物特别是超富集植物从污染土壤中超量吸收一种或几 种重金属，并将其转移、贮存到茎、叶等地上部器官，随后将植物整体包括部分 根部收获并集中处理，然后再连续种植，直至土壤中重金属浓度降低到环境安全 水平。

超积累植物（Hyperaccumulator）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的植物参见文献 13：Brooks RR,Lee J,Reeves R D.1977.Detection of nickliferous rocks by analysis of herbarium species of indicator plants.Journal of Geochemical Exploration, 7:49-77。现在超积累植物的概念已扩大到植物对所有重金属元素的超量积累现 象,即是指能超量积累一种或同时积累几种重金属元素的植物。现一般认为，参 见文献14：Chaney RL,Malik M,Li YM.1997.Phytoremediation of soil metals. Current Opinions in Biotechnology，8:279-284；文献15：Brooks RR,Chambers MF, Nicks LJ,Robinson BH.1998.Phytoming.Trends in Plant Science,3(9):359-362。超 积累植物应同时具备以下三个特征：一是植物地上部分如茎或叶的重金属含量是 普通植物在同一生长条件下的100倍,其临界含量分别为Zn、Mn10000mg/kg、 Cd100mg/kg、Au1mg/kg，Pb、Cu、Ni、Co、As均为1000mg/kg；二是植物地 上部分的重金属含量大于其根部该种重金属含量；三是植物对重金属具有较强的 耐性，即植物的生长没有出现明显的毒害症状；四是植物地上部分对某种重金属 的富集系数大于1，至少当土壤中重金属含量与超积累植物应达到的临界浓度水 平相当时，地上部分主要是茎或叶富集系数大于1。

Sn超积累植物的临界含量至今在国际上尚无确定；与此同时，国际上至今 尚未有人发现Sn超积累植物。由于一般植物体Sn含量在1.0mg/kg左右，参见 文献16：甘凤伟，方维萱，王训练，等.2008.锡矿尾矿库土壤-食用马铃薯和豌 豆中重金属污染状况.生态环境，17(5):1847-1852，还有一些药材中的Sn含量 更少，约为0.1-1.0mg/kg之间，但一些蔬菜中的Sn平均含量较高，约为6.0mg/kg 左右，参见文献17：陈源高，陈开宁，戴全裕，等.2006.5种水培蔬菜对金属元 素富集水平研究.生态与农村环境学报，22(1):70-74。因此，我们初步建议，Sn 超积累植物的临界含量大致为100mg/kg。

发明内容

本发明的目的在于针对上述技术现状和存在问题，提供一种费用低廉、可操 作性强、不破坏土壤基本结构与功能或水体理化性质、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利用野古草（Arundinella anornala Steud.） 植物修复锡污染土壤和浅水水体的方法。

本发明的技术方案：

一种利用野古草植物修复锡污染土壤和浅水水体的方法，作为国际上首个发 现的潜在锡（Sn）超积累植物，在含有高浓度Sn的土壤或水体中，野古草表现 出较强的耐Sn污染胁迫特征和积累特性，其生长过程未受到显著影响，地上部 Sn积累量均高于100mg/kg，是普通植物在同一生长条件下的100倍，转移系数 大于1.0；在含污染物Sn的土壤或浅水水体中种植野古草，通过野古草的根系大 量吸收污染土壤或水体中的Sn，并将其转移至地上部器官；当植物长到开花期 或成熟期时，将植物地上部器官从污染土壤或水体中移走，从而实现除去土壤或 水体中污染物Sn的目的。

所述种植野古草是指在土壤或水体中直接播种野古草种子或将幼苗期的野 古草移植在含污染物Sn的土壤或水体中；可采用种子繁殖或者根芽繁殖的培育 方式，根据土壤缺水情况不定期浇水，使土壤含水量保持在田间持水量的 40-70%；当植物长到开花期或成熟期时，可将植物地上部从污染土壤或水体中 移走，从而实现除去土壤或水体中污染物Sn的目的。

所述种植野古草是指在含污染物Sn的土壤或水体中采用复种的方式种植野 古草，即在第一茬野古草长到开花期或者成熟期时，将植物地上部器官从污染土 壤或水体中移走，等待野古草地下根系再次发育成下一茬植株，重复上述过程， 直至土壤中的污染物Sn含量下降至环境安全标准，从而达到快速、彻底去除土 壤或水体中污染物Sn的目的。

本发明的优点是：本发明采用的禾本科植物野古草是通过科学实验从多种花 卉植物中筛选出来的，野古草是一种多年生草本，耐性强、易于生长和培育，在 自然环境中常生于山坡灌丛、道旁、林缘、田地边及水沟旁，而且，水培试 验和土壤盆栽试验均表明野古草具有较强的耐Sn污染胁迫特征和积累特性， 因此用其修复Sn污染的土壤和浅水水体。

科学实验证明野古草在生长、发育和成熟的整个过程中都表现出良好的耐 Sn污染胁迫特征，地上部Sn积累量均高于100mg/kg，是普通植物在同一生长 条件下的100倍，转移系数均大于1.0，大体符合超积累植物的临界含量标准， 是世界上首次发现的一种潜在Sn超积累或超富集植物。本发明利用禾本科植物 野古草对Sn的超量富集提取作用，通过在Sn污染的土壤或浅水水体中种植这 种植物，使污染土壤和水体得到修复，与传统技术相比，既不破坏污染土壤或水 体的结构和理化性质，又大大降低了修复费用，具有广阔的应用前景。

具体实施方式

实施例1：土壤盆栽浓度梯度试验

盆栽实验地点设在南开大学泰达学院生态实验室内，该试验场地周围没有污 染源，是重金属未污染区。该试验点地处天津市滨海新区，属于大陆性季风气候， 并具有海洋性气候特点：冬季寒冷少雪；春季干旱多风；夏季气温高、湿度 大、降水集中；秋季秋高气爽、风和日丽。全年平均气温12.3℃。年平均降水量566.0毫米，降水随季节变化显著，冬春季少，夏季集中。实验用土取 自天津市宝坻区王卜庄镇（村）农田表层（0-20cm），土壤类型为潮土。

利用野古草植物修复Sn污染土壤的具体试验步骤如下：

1）取前述风干农田土壤过5目筛后，装入口径为20cm的花盆中，每盆装 1800g土壤，并将固体态分析纯SnC1₂·2H₂O加入花盆中与土壤充分混合均匀。 参照我国国家土壤环境质量标准和某Sn矿山场地污染Sn浓度，设置盆栽试验 的浓度梯度为5个处理，分别为对照（CK，不投加Sn）及4个不同的Sn投加 浓度，Sn投加浓度（以SnC1₂·2H₂O形式计）分别为：200mg/kg、500mg/kg、 1000mg/kg、2000mg/kg，并分别标记为Tl、T2、T3、T4，Sn以固态形式加入 到土壤中，充分混匀，平衡四周后待用。

2）将购买的实验幼苗移栽到每个装有Sn污染土壤的花盆中（包括空白对照 组），每盆栽3株，重复3次，根据盆中土壤的缺水状况不定期浇水（水中未检 出Sn），使土壤含水量保持在田间持水量的40%-70%，为防止污染物淋溶渗漏损 失，在花盆下放置塑料托盘。

3）待植物开花成熟后可以收获地上部分进行集中处理：

植物成熟开花后，收获植株，测定株高，用自来水充分冲洗以去除粘附于植 物样品上的泥土和污物，然后再用蒸馏水冲洗，沥去水分，在105℃下杀青半小 时，70℃烘干，称量茎、叶、花（籽实）和根干重；测后再将茎、叶、花（籽实） 和根分别粉碎研磨成粉末状，用微波消解法消解植物样品；分别称取0.30g植物 样品放入消解罐中，加入6mL浓HNO₃和2mLH₂O₂混合液预反应2小时，再 放入微波消解仪进行三步消解；待消解完全后，冷却静置待消解液无黄烟，定容 到10mL容量瓶后，用0.45um微孔滤膜过滤；用原子吸收分光光度计(AA240FS， VARIAN)测定植株体内各部分总Sn含量，测量波长284.0nm。

重复步骤2）和3），使土壤中的Sn污染物含量达到环境安全标准。

试验结果如下：

1）不同Sn处理浓度下野古草对Sn污染土壤的耐受性

由表1可以发现，在T1、T2、T3和T4处理条件下，野古草的株高与空白 （CK）相比没有显著的变化（p<0.05），并且在T1处理条件下，野谷草的株高有 所增加，说明野古草对土壤中的Sn污染表现了较强的耐性。野古草地上部生物 量随着Sn浓度的增加没有出现显著地增加或者降低（p<0.05），在T1处理条件 下，野古草的地上部生物量与空白相比反而略有增加，这可能是由于一定量Sn 的存在对植物的生长表现了诱导和促进作用。

表1不同浓度Sn污染土壤对野古草生长的影响

对于修复重金属污染的土壤而言，植物的根部起着非常重要的作用，参见文 献18:Jianv Liu,Qixing Zhou,Tiehang Song et al.2008.Growth responses of three  ornamental plants to Cd and Cd-Pb stress and their metal accumulation characteristics. Journal ofHazardous Materials,151(1):261-267。对于超积累植物，其根系越发达， 与土壤的接触面积越大，其富集的重金属含量越多。因此，根部生物量也是判断 植物对污染土壤的耐受性和富集特征的重要指标。与空白对照相比，在T1、T2、 T3和T4处理中野古草的根部生物量并没有很显著的下降（p<0.05）。

结合野古草的株高、地上部生物量和根部生物量可知，在重金属Sn的胁迫 下，野古草的生长受到的影响较小，其对Sn污染土壤表现了比较强的耐性。

2）盆栽实验中野古草各器官对Sn的富集特征

植物体内的Sn含量测定结果如表2所示，在T1、T2、T3和T4处理条件下， 野古草茎、叶和地上部Sn积累量均高于根部，即转移系数大于1，且在T3和 T4处理中野古草地上部Sn含量达到了100mg/kg以上，表现了较强的富集和转 运能力。然而，由于试验中土壤投加Sn浓度较高，而且植物的生长时间较短， 加之土壤中容易被植物直接吸收富集到体内的Sn组分有限，使得植物对土壤中 Sn的富集效果表现一般，地上部的Sn积累浓度没有超过土壤中的Sn浓度，即 富集系数小于1。尽管如此，野古草地上部Sn积累量达到了100mg/kg以上， 是普通植物在同一生长条件下的100倍，地上部转移系数大于1，且植物在生长 过程中表现了较强的耐性特征，大体满足超积累植物的主要特征。

表2野古草各器官对Sn的富集特征（mg/kg）

Sn超积累植物的临界含量至今在国际上尚无确定；与此同时，国际上至今 尚未有人发现Sn超积累植物。由于一般植物体Sn含量在1.0mg/kg左右，还有 一些药材中的Sn含量更少（约为0.1-1.0mg/kg之间），但一些蔬菜中的Sn平均 含量较高（为6.0mg/kg左右）。因此，我们初步建议，Sn超积累植物的临界含 量大致为100mg/kg。

基于此，上述试验结果表明，野古草对重金属Sn污染土壤具有相当强的耐 性，对Sn富集能力较强，地上部转移系数大于1，是潜在的Sn超积累或超富集 植物。野古草可以作为极富潜力的修复植物，应用到Sn污染土壤的实际场地修 复中，与传统技术相比，既不破坏污染土壤的理化性质，又大大降低了修复费用， 是绿色环保的修复技术，具有广阔的应用前景。

实施例2：水培试验

水培试验地点也设在南开大学泰达学院生态实验室内。该试验点地处天津市 滨海新区，属于大陆性季风气候，并具有海洋性气候特点：冬季寒冷少雪；春 季干旱多风；夏季气温高、湿度大、降水集中；秋季秋高气爽、风和日丽。 全年平均气温12.3℃。年平均降水量566.0毫米，降水随季节变化显著，冬 春季少，夏季集中。

利用野古草修复Sn污染水体的具体试验步骤如下：

在正式水培实验之前需要对实验用野古草幼苗进行预培养。选择生长良好、 长势基本一致的幼苗进行预培养3天，使之适应水培环境。用自来水冲洗植物根 系上粘附的土壤，再用蒸馏水反复冲洗干净，用吸水纸吸干残留水分待用。将植 物幼苗移栽至容积为1000mL的大烧杯中，烧杯先用黑色塑料包裹外侧再粘一层 Sn箔纸,使植物根部处于避光的黑暗环境中，烧杯中加入配制好的Hoagland营养 液1000mL。每个烧杯中放置1-3株幼苗，杯口安装固定支撑架将幼苗固定，继 续在温室中培养。每天连续性曝气24小时，3天后，待幼苗适应水培环境后进 行正式试验。

根据我国尚未执行的《锡锑汞工业污染物排放标准》中明确规定排放水体中 的总Sn浓度控制在5mg/L之内，并参考国外有关数据，如瑞典规定地面水中Sn 的最高容许浓度为0.1mg/L和日本渔业用水Sn含量规定要小于1mg/L，本实验 共设3个处理，包括对照（不加Sn）和2个不同的Sn投加浓度T1、T2（以Sn²⁺计），分别为0mg/L、10mg/L、40mg/L。

待植物幼苗预培养适应水培环境后，将植物幼苗移栽到投加Sn污染物的植 物营养液（Hoagland营养液）中，并与空白组（不添加Sn污染物）形成对照。 Sn污染物以分析纯试剂SnCl₂·2H₂O形态加入到植物营养液中。每个处理重复3 次，每4天更换一次培养液。培养21天后收获植株。

收获的植物样品反复用自来水把根、茎和叶冲洗干净，用去离子水冲洗数遍， 将根浸入20mmol/L的乙二胺四乙酸二钠（EDTA-Na₂）溶液中交换15min，以去 除表面吸附的重金属离子，然后用去离子水彻底冲洗干净，吸干植物表面的水分， 然后将植株分成根、茎、叶3部分，剪碎后放入信封中编号，105℃杀青30min 后再在70℃下烘干至恒重，将植物样品分别粉碎混匀以测定其中的Sn²⁺含量。

水培试验结果见表3。从表3中可以看到，水培试验中野古草对Sn污染水 体的耐受性表现在：与对照（CK）相比，T1和T2处理条件下的野古草株高不 但没有显著的下降，反而TI处理有所增加（p>0.05），这表明野古草在Sn污染 水体中具有较强的耐性；地上部生物量和根部生物量的变化规律与株高表现类 似，在T1和T2处理条件下，野古草的地上部生物量和根部生物量没有很显著 的变化（p>0.05），T1处理下生物量有所增加，表明野古草对Sn污染胁迫表现 了较强的耐性，并且一定的污染胁迫促进了植物地上部的生长和根的伸长。

表3不同浓度Sn污染水体对野古草生长的影响

综合株高、地上部生物量和根部生物量的测定结果可知，污染水体中的Sn 对野古草的生长影响较小，野古草对Sn的污染胁迫表现了比较强的耐性。

表4中列出了野古草各器官对Sn的积累量、富集系数及转移系数，与对照 （CK）相比，在T1和T2处理条件下，野古草地上部的Sn积累量明显高于根部， 转移系数均大于1，表现出很强的转移能力；地上部富集系数分别为23.65和 42.86，远大于1，完全符合超积累植物对植物富集系数的要求，这表明野古草对 污染水体中的Sn污染物具有很强的富集能力，这一方面与植物本身的特性有关， 另一方面，水体中存在更多的可被植物直接吸收的Sn²⁺，容易被植物吸收到体内， 加之植物体强烈的蒸腾作用，这更有利于植物对水体中Sn的超量累积。

表4野古草各器官对Sn的富集特征（mg/kg）

结合土壤盆栽浓度梯度试验可知，野古草在Sn污染的土壤和水体中都表现 了较强的耐性和富集转运能力。野古草的生长没有受到Sn污染胁迫的显著影响， 表现了很强的耐Sn污染胁迫特性；在Sn污染土壤中野古草地上部的最大富集 量为124.2mg/kg，在Sn污染水体中地上部的最大积累量为428.63mg/kg，二者 相比而言，野古草在水体中富集系数远大于1，表现了对Sn更强的富集能力； 在Sn污染土壤和水体中，野古草地上部对Sn的转移系数均大于1.0。

如前述，Sn超积累植物的临界含量至今在国际上尚无确定；并且我们初步 建议Sn超积累植物的临界含量大致为100mg/kg。从土壤盆栽浓度梯度实验和水 培试验中可以发现，野古草对重金属Sn污染土壤和水体具有相当强的耐性，对 Sn富集能力较强，达到了Sn超积累植物的临界含量标准（100mg/kg），是普通 植物在同一生长条件下的100倍，地上部转移系数大于1，大致满足超积累植物 的主要特征，是潜在的Sn超积累或超富集植物。

因此，作为极富发展潜力的修复植物，再加上必要的物理、化学、生物等强 化手段以提高修复Sn污染土壤的效果，野古草可以应用到Sn污染土壤和浅水 水体的实际场地修复中。这是一项清洁、绿色、环保的修复技术，与传统技术相 比，既不破坏土壤基本结构或水体的理化性质，又大大节约修复成本，具有很广 阔的市场发展空间和应用前景。