1.本发明涉及土壤和地下水污染一体化修复与风险管控治理领域，特别是涉及可渗透反应墙和植物修复技术联合修复污染土壤和地下水中污染物的应用。
背景技术：
2.随着工农业生产的迅速发展和社会人口的不断增长，工业“三废”大量排放、农药和化肥大面积施用、生活垃圾和污水的大量排放、污水灌溉,使得污染物向地下入渗使周围土壤环境和地下水水质遭到严重的污染。另一方面,由于不合理开采或过量抽取地下水,改变了地下水水力状态,也加速了地下水污染的进程。据报道，全国土壤污染总的超标率为 16.1%，污染类型以无机型为主，有机型次之，复合型污染比重较小，无机污染物超标点位数占全部超标点位的 82.8%。污染调查数据显示，我国目前超过 90% 的地下水资源都遭受到了程度不一的污染，60% 左右的地下水受到了严重污染。不仅仅是经济发达地区，广大农村地区也出现了地下水污染问题。污染场地中土壤和地下水密不可分，土壤中的污染物由于渗漏、灌溉、降雨淋溶等作用，向地下水中迁移，造成地下水污染；另一方面，由于地下水位的波动、径流和排泄，地下水中的污染物浸润土壤，造成土壤-地下水双重污染。
3.污染土壤治理手段主要采用以挖掘填埋、客土法、固化/稳定化、化学萃取、淋洗、化学氧化还原为代表的物理、化学、生物方法。但是这些修复方法存在着修复费用高、技术难度大、次生污染风险高等问题。
4.植物修复及自然转移和衰减技术具有高效低费的优势，近年逐渐收到关注。较典型的地下水原位修复技术包括水动力控制修复技术、流线控制技术、有机黏土技术、电化学动力修复技术、原位化学氧化技术、原位生物修复技术、空气注入技术、可渗透反应墙修复技术以及多种方法相结合的修复技术等。但是这些技术大多存在着运行成本高、工艺技术复杂、可能存在二次污染、环境适应性低等问题。
5.可渗透反应墙修复技术是地下水修复中的常用原位处理技术，通过可渗透的反应墙对地下水污染羽进行阻截和修复，反应墙的填充反应介质包括零价铁、沸石和增强微生物活性的碳源等，包括了物理、化学或生物作用过程。
6.由于土壤污染和地下水污染的关系密不可分，因此污染场地的风险管控与修复应从污染土壤和地下水两方面进行。目前土壤-地下水污染一体化风险管控鲜见报道，国内学者以地下水抽出-土壤稳定化手段为代表在室内对重金属进行了模拟实验并取得了一定成效。国外一些学者对土壤、地下水中有机污染物同时修复进行了一些尝试，如：利用微生物修复土壤地下水中的 pahs 污染；采用注气-抽气法降解土壤、地下水中苯类污染物。但是这些技术同样存在着运行费用高、不易大规模推广的缺点。
7.申请号为201420321948.2和201320262674.x的实用新型专利公布了一种针对地下水氯代烃和硝酸盐污染修复的prb装置。此装置是将净水植物与prb相结合用于地下水中氯代烃和硝酸盐的净化。在这两项实用新型专利中仅仅实现了对地下水的净化，并不能完成土壤和地下水的共同修复与净化，且使用的prb材料为树皮。因此土壤和地下水风险管控
与修复一体化技术有待进一步突破。
技术实现要素：
8.针对以上污染土壤和地下水一体化修复与风险管控存在的问题，本发明将植物修复与可渗透反应墙技术有机结合，通过物理、化学、生物过程对污染的土壤和地下水进行一体化修复与风险管控。本发明是这样实现的：一种污染土壤和地下水一体化修复与风险管控方法，其具体步骤如下：1、根据污染源的位置、地下水流向、地下水污染深度和程度开挖沟渠（以常规方法开挖沟渠，如文献“陈仲如，等. 可渗透反应墙的结构与设计研究”中公开的方法），然后将可渗透反应墙材料与沙子按照质量比1:1堆入沟渠，形成可渗透反应墙；可渗透反应墙顶端与地下水水位平齐。
9.2、将挖掘的土回填至沟渠内使堆入的自驯化可渗透反应墙材料埋入地下，然后平整土地并将具有土壤修复作用的绿化植物（优选柳树或目苜蓿）种植于土壤中。
10.3、土壤和地下水一体化修复与风险管控工程施工完成后，地下水中污染物的修复与风险管控即时完成，1年后即完成土壤和地下水一体化修复与风险管控。
11.本技术中，术语“污染物”指的是重金属污染物，优选cd、pb、as。
12.进一步，本发明一种污染土壤和地下水一体化修复与风险管控方法中，植物修复与风险管控的位点处于可渗透反应墙的上游（以可渗透反应墙的宽度上边界为计算起点，逆地下水流向方向0-30 m）、中游（可渗透反应墙宽度范围内）、下游（以可渗透反应墙的宽度下边界为计算起点，顺地下水流向方向0-30 m）中的至少一处区域。
13.本技术中，可渗透反应墙可以防止地下水中的污染物向地下水流向方向及上层（可渗透反应墙顶端至地面）土壤迁移和扩散，种植绿化植物的作用是吸收、钝化土壤中的污染物，防止污染物向水平和垂直方向扩散和迁移。此外植物还可以通过根系向地下水中释放有机碳为微生物提供碳源以促进微生物对污染物的去除。
14.本发明中不仅能够对地下水进行修复，而且能够对土壤中的污染物进行修复，并防止地下水和土壤交叉污染。同时，本发明中使用的可渗透反应墙材料具有修复效果好、结构坚固、不易堵塞地下水流动空隙的特点，降低了运行成本，有利于推广应用。
附图说明
15.图1 为受cd污染土壤和地下水运用本发明中的技术进行修复与风险管控91天后地下水污染物cd的出水浓度检测结果示意图；图1中p代表只用可渗透反应墙技术修复地下水后cd的出水浓度，pw代表土壤和地下水一体化修复后cd的出水浓度。
16.图2 为受cd污染土壤和地下水运用本发明中的技术进行修复与风险管控91天后地下水被修复后的出水ph值示意图；图2中p代表只用可渗透反应墙技术修复地下水ph，pw代表土壤和地下水一体化修复后地下水出水ph值。
17.图3 为受cd污染土壤和地下水运用本发明中的技术进行修复与风险管控91天后地下水中的总有机碳（toc）含量检测结果示意图；
图3中p代表只用可渗透反应墙技术修复地下水时的toc，pw代表土壤和地下水一体化修复后地下水出水toc。
18.图4 为受pb污染土壤和地下水运用本发明中的技术进行修复与风险管控91天后地下水污染物pb的出水浓度示意图；图4中p代表只用可渗透反应墙技术修复地下水后pb的出水浓度，pw代表土壤和地下水一体化修复后pb的出水浓度。
19.图5为受pb污染土壤和地下水运用本发明中的技术进行修复与风险管控91天后地下水中的总有机碳（toc）含量示意图；图5中p代表只用可渗透反应墙技术修复地下水时的toc，pw代表土壤和地下水一体化修复后地下水出水toc。
20.图6 为受as污染土壤和地下水运用本发明中的技术进行修复与风险管控91天后地下水污染物as的出水浓度示意图；图6中p代表只用可渗透反应墙技术修复地下水后as的出水浓度，pw代表土壤和地下水一体化修复后as的出水浓度。
21.图7 为受as污染土壤和地下水运用本发明中的技术进行修复与风险管控91天后地下水中的总有机碳（toc）含量示意图；图7中p代表只用可渗透反应墙技术修复地下水时的toc，pw代表土壤和地下水一体化修复后地下水出水toc。
22.图8 为实施例一体化修复与风险管控实验模拟装置结构示意图；图中：1、土壤层；2、prb材料层；3、蠕动泵；4、入水口；5、出水口。
23.图9 为实施例一体化修复与风险管控实验模拟装置实物图。
具体实施方式
24.下面结合具体实施例对本发明进一步进行描述。本发明实施案例中的污染土壤均来自农田，污染物非人为添加。此外，模拟的地下水中的污染物均为人为配制。土壤中重金属的有效态均为0.1 mol/l的氯化钙提取。出水以及土壤重金属有效态均用icp-ms测定，总有机碳用toc仪测定。
25.实施例中使用的prb材料为常规市售材料，购于盱眙鹏远非金属矿加工有限公司。
26.实施例1根据本发明的技术原理，在温室内进行了模拟土壤地和下水一体化修复与风险管控实验。在本模拟实验中土壤来自于江苏省某重金属污染农田，土壤中的cd浓度为9.62 mg/kg，地下水中cd的污染浓度为500 μg/l（ph=4）。
27.具体修复步骤如下：1、土壤破碎，过2 mm筛，备用。
28.2、prb材料，粒径0.8-1.2 cm，备用。
29.3、污染土壤和地下水一体化修复与风险管控实验模拟装置4套 （长50 cm，宽20 cm，高35 cm）备用，其结构示意图及实物图分别如图8、图9所示。
30.4、将石英砂与自驯化可渗透反应墙材料（prb，约7 kg）按照体积比1:1埋于步骤3所述模拟装置内，获得可渗透反应墙，可渗透反应墙顶端与水样齐平。
31.5、将其余土壤覆于自驯化可渗透反应墙材料之上，土层高约20 cm。
32.6、在2套模拟装置的土壤内种植柳树3株（实验组），另外2套装置土壤做不种植物处理（对照组）。
33.7、用蠕动泵以0.3 ml/min的速度向4套模拟装置内供应受cd污染的水样（500 μg/l）。
34.8、实验装置运行91天后植物样品风干、磨碎、消解进行测试，出水水样经过滤后分析测试。
35.对试验前后出水水样分析测试，结果如下：1、cd含量检测检测结果如图1所示，对照组只进行地下水修复的实验装置中cd的出水浓度为0.27 μg/l，进行土壤和地下水一体化修复的实验组装置中cd的出水浓度为0.13 μg/l，同时，植物叶片中富集的cd的浓度为185-511 mg/kg。此外，进行土壤和地下水一体化修复的土壤中cd的有效态为2.47 mg/kg，而只进行地下水修复的土壤中cd的有效态为5.13 mg/kg。可见，91天后出水中实验组cd的浓度仅为对照组的1/2，且植物中亦吸收了大量的土壤和地下水中的cd，使得土壤中的cd的有效态显著下降，降低了cd的环境风险。
36.2、ph检测检测结果如图2所示，只进行地下水修复的对照组实验装置91天后地下水出水呈现出碱性（9.80，图2），实验组91天后出水ph值趋于中性（7.23),更加接近自然水体。
37.3、toc检测检测结果如图3所示，实验组出水toc值前者显著大于对照组。
38.以上实施例证明了土壤和地下水一体化修复与风险管控技术和仅用可渗透反应墙技术修复地下水相比有着更好的结果。
39.实施例2本实施例中土壤和地下水中的污染物为pb。土壤中pb的污染浓度为253 mg/kg，地下水中pb的浓度为500 μg/l，ph为4。
40.实施例中实验方式同实施例1，不同在于实验组种植的植物为苜蓿。
41.出水pb检测结果如图4所示，结果表明：91天后只进行地下水修复的对照组实验装置中pb的出水浓度为0.28 μg/l，进行土壤和地下水一体化修复的实验组装置中pb的出水浓度为0.02 μg/l，91天后出水中实验组pb的浓度仅为对照组的1/14。同时，植物组织各个部位的pb浓度达到了27-42 mg/kg，证明了植物中亦吸收了大量的土壤中的pb，使得土壤中的pb的有效态显著下降，降低了pb的环境风险。此外，进行土壤和地下水一体化修复的土壤中pb的有效态为46.53 mg/kg，而只进行地下水修复的土壤中pb的有效态为54.67 mg/kg。
42.实施例出水toc检测结果如图5所示，实验组出水toc值前者显著大于对照组。
43.实施例3本实施例土壤中as的污染浓度为95 mg/kg，地下水中as的浓度为500 μg/l，ph为4。
44.实施例中实验方式同实施例1，不同在于土壤和地下水中的污染物为as。
45.实施例出水中as检测结果如图6所示，结果表明：91天后只进行地下水修复的对照组实验装置中as的出水浓度为36.11 μg/l，进行土壤和地下水一体化修复的实验组装置中
as的出水浓度为3.38 μg/l，91天后出水中as的浓度实验组仅为对照组的1/9；对照组植物组织各个部位的as浓度达到了7.32-18.03 mg/kg。此外，进行土壤和地下水一体化修复的土壤中as的有效态为3.53 mg/kg，而只进行地下水修复的土壤中as的有效态为6.22 mg/kg。
46.实施例出水toc检测结果如图7所示，实验组出水toc值前者显著大于对照组以上所述实施例仅表达了本发明的实施方式，其描述较为具体和详细，但并不能因此而理解为对本发明专利范围的限制。应当指出的是，对于本领域技术人员来说，在不脱离本发明构思的前提下，还可以做出若干改进，这些改进都属于本发明的保护范围。