六種典型植物對排污口周邊河床土壤Cd污染的修復(fù)研究

李靜宇　熊奉奎　黨秀麗

摘要：為了對排污口周邊河床土壤Cd污染的植物修復(fù)進行研究，以綿陽市涪江邊典型區(qū)域排污口附近河床土壤Cd濃度為依據(jù)，采用盆栽方法，研究龍葵、商陸、腎蕨、金絲草、蜈蚣草、佛甲草6種典型植物種植后對不同污染水平（3 mg/kg、5 mg/kg和8 mg/kg）的土壤中Cd濃度及植物不同部位（根、莖、葉）Cd濃度的影響，探討不同植物對不同Cd污染程度土壤的修復(fù)效果.結(jié)果表明：土壤Cd濃度為3 mg/kg時，龍葵和佛甲草的Cd富集系數(shù)最大，分別為蜈蚣草的18.18倍和20.54倍；且龍葵莖、葉和佛甲草根、莖Cd濃度分別為26.18 mg/kg、40.26 mg/kg和34.38 mg/kg、49.45 mg/kg，可用堆肥法進行資源化再利用，因此推薦栽種龍葵或佛甲草對工業(yè)區(qū)的居民生活區(qū)排污口周邊河床Cd污染進行修復(fù).土壤Cd濃度為5 mg/kg時，佛甲草的Cd富集系數(shù)最大，為蜈蚣草的39.43倍，且根和莖Cd濃度分別為65.79 mg/kg和108.11 mg/kg，分別可用堆肥法和水熱轉(zhuǎn)化法進行資源化再利用；因此推薦栽種佛甲草對輕工業(yè)區(qū)排污口周邊河床Cd污染進行修復(fù).Cd濃度為8 mg/kg時，腎蕨和龍葵的Cd富集系數(shù)最大，分別為蜈蚣草的37.10倍和36.26倍，且龍葵莖、腎蕨葉和龍葵葉、腎蕨莖分別可用堆肥法和水熱轉(zhuǎn)化法進行資源化再利用；因此推薦栽種腎蕨對重工業(yè)區(qū)排污口周邊河床Cd污染進行修復(fù)，混合栽種腎蕨和龍葵對化學(xué)工業(yè)集中區(qū)周邊河床Cd污染進行修復(fù).

關(guān)鍵詞：排污口周邊河床； 重金屬鎘； 植物修復(fù)； 資源化再利用； 土壤

中圖分類號：S156； X53文獻標(biāo)志碼： A

Study on remediation of Cd pollution in riverbed soil around

sewage outfall by six typical plants

LI Jing-yu XIONG Feng-kui DANG Xiu-li（1.College of Land and Environment， National Engineering Laboratory for Efficient Utilization of Soil and Fertilizer Resources， Northeast Key Laboratory of Conservation and Improvement of Cultivated Land， Ministry of Agriculture and Rural Affairs， Shenyang Agricultural University， Shenyang 110866， China; 2.College of Mechanical and Electrical Engineering， Shaanxi University of Science & Technology， Xi′an 710021， China）

Abstract：In order to study the phytoremediation effect of Cd pollution in the riverbed soil around the sewage outfall，based on the Cd concentrationof the riverbed soil near the sewage outfall in the typical area along the Fujiang River in Mianyang City，the effects of six typical plants，namely Solanum nigrum L，Phytolacca acinosa Roxb，Nephrolepis auriculata （L.），Pogonatherum crinitum （Thunb.） Kunth，Pteris vittata L and Sedum lineare Thunb，on the Cd concentration in the soil with different pollution levels （3 mg/kg， 5 mg/kg and 8 mg/kg） and the Cd concentration in different parts of the plant （root，stem and leaf） after planting were studied，to explore the remediation effects of different plants on different Cd polluted soils.The research results show that：When the concentration of Cd in the soil was 3 mg/kg， the Cd enrichment coefficient of Solanum nigrum L and Sedum lineare Thunb was the largest，which were 18.18 times and 20.54 times that of Pteris vittata L respectively;The Cd concentrations in the stem and leaf of Solanum nigrum L and the root and stem of Sedum lineare Thunb are 26.18 mg/kg，40.26 mg/kg，34.38 mg/kg and 49.45 mg/kg，respectively， which can be recycled by composting;Therefore，it is recommended to plant Solanum nigrum L or Sedum lineare Thunb to repair the Cd pollution in the riverbed around the sewage outlet in the urban residential area.When the concentration of Cd was 5 mg/kg，the Cd enrichment coefficient of Sedum lineare Thunb was the largest，which was 39.43 times that of Pteris vittata L;The concentration of Cd in roots and stems was 65.79 mg/kg and 108.11 mg/kg，respectively，which could be reused by composting and hydrothermal transformation;Therefore，it is recommended to plant Sedum lineare Thunb to repair the Cd pollution in the riverbed around the sewage outlet of the light industry zone.When the concentration of Cd was 8 mg/kg，the Cd enrichment coefficients of Nephrolepis auriculata （L.） and Solanum nigrum L were the largest，which were 37.10 times and 36.26 times of Pteris vittata L respectively;And the stem of Solanum nigrum L，the leaf of Nephrolepis auriculata （L.） and the stem of Solanum nigrum L could be reused by composting and hydrothermal transformation respectively;Therefore， it is recommended to plant Nephrolepis auriculata （L.） to repair the Cd pollution in the river bed around the sewage outlet of the heavy industry zone，and mix Nephrolepis auriculata （L.） and Solanum nigrum L to repair the Cd pollution in the river bed around the chemical industry concentration zone.

Key words：riverbed around the sewage outlet; heavy metal cadmium; phytoremediation; resource reuse; soil

0引言

隨著工業(yè)化進程加快，我國63%以上的城市河流均受到不同程度的重金屬污染，其中Cd污染首當(dāng)其沖［1］.排污口作為重金屬等污染物進入河流的窗口，其周邊河床Cd污染嚴(yán)重，且極易被植物吸收并轉(zhuǎn)運到食物鏈中對人類生存造成巨大傷害，所以亟待治理.隨著Cd污染土壤修復(fù)逐漸成為重金屬修復(fù)領(lǐng)域的研究熱點，固化、玻璃化、土壤沖洗、生物修復(fù)等修復(fù)技術(shù)已被廣泛應(yīng)用于其中［2］.與其他技術(shù)相比，生物修復(fù)技術(shù)因為兼?zhèn)滟M效比低、次生污染輕且應(yīng)用范圍廣三大優(yōu)點，成為了當(dāng)前研究的前沿方向［3］.在河流流域Cd等重金屬污染植物治理上，前人研究多集中于對河底沉積污泥的Cd污染進行修復(fù)［4］，而對排污口周邊河床Cd污染修復(fù)研究卻相對較少.

此外土壤Cd污染修復(fù)后的植物若不進行資源化利用，任由其凋零在河床上，大部分重金屬依舊會回到河道上，而導(dǎo)致事倍功半［5］.但當(dāng)前國內(nèi)相關(guān)研究缺乏，只檢索到譚長銀等［6］、王娟［7］、Hao Chen等［8］分別針對Cd污染修復(fù)后煙草、羅勒、東南景天的能源化利用進行了研究.

因此，參照綿陽市4種典型區(qū)域排污口周邊河床土壤的平均Cd濃度，通過外源添加的方式，采集綿陽市森林公園土壤制備Cd污染土壤，通過盆栽種植6種典型植物（龍葵、商陸、腎蕨、金絲草、蜈蚣草和佛甲草）的試驗，測定土壤及各植物的根、莖、葉Cd濃度，研究不同植物對不同典型區(qū)域土壤的修復(fù)效果，為各典型區(qū)域排污口河床土壤的Cd污染植物修復(fù)提供指導(dǎo)方案.

1實驗部分

1.1試驗材料

1.1.1供試土壤

供試土壤取自綿陽市森林公園無污染的淺層（0～20 cm）自然土壤，pH為6.7，陽離子交換量（CEC）為35.2 cmol（+）/kg，Cd濃度為0.09 mg/kg，干基含水率為140%.在綿陽市涪江流域工業(yè)區(qū)的居民生活區(qū)（以下簡稱生活區(qū)）、輕工業(yè)區(qū)、重工業(yè)區(qū)、化工區(qū)四種典型區(qū)域分別隨機挑選3個排污口對其周邊1 m內(nèi)的河床土壤性質(zhì)進行測定可得，各區(qū)域排污口的Cd濃度、pH、CEC、土壤干基含水率如表1所示.

由表1分析可得，排污口土壤偏堿性pH均值為7.2、CEC均值為34.5 cmol（+）/kg、干基含水率均值為178.75%，試驗前以此三個均值為目標(biāo)調(diào)整供試土壤指標(biāo).生活區(qū)，輕工業(yè)區(qū)、重工業(yè)區(qū)和化工區(qū)的土壤Cd濃度分別對應(yīng)集中于3 mg/kg、5 mg/kg、7 mg/kg和9 mg/kg，所以本試驗擬將外源添加Cd濃度分別設(shè)定為3 mg/kg、5 mg/kg和8 mg/kg.

1.1.2供試植物

當(dāng)前研究普遍認(rèn)為龍葵、商陸、腎蕨、金絲草4種草本植物為Cd超富集植物，而經(jīng)實地考察佛甲草和蜈蚣草也大量生長于綿陽市的各排污口周邊，所以選定龍葵、商陸、腎蕨、金絲草、佛甲草和蜈蚣草6種典型草本植物作為修復(fù)植物.龍葵選取顆粒飽滿且大小基本一致的種子，在春天播種于綿陽市森林公園空地后自由生長為幼苗.商陸、腎蕨、金絲草、蜈蚣草、佛甲草選用綿陽市森林公園的野生幼苗.

1.2試驗設(shè)計

將取自森林公園的供試土壤去除石塊和其他雜質(zhì)、破碎、混勻，并按1.1.1節(jié)標(biāo)準(zhǔn)調(diào)試后，按每盆4 kg裝入塑料栽培盆中置于綿陽職業(yè)技術(shù)學(xué)院科研基地.隨即分別向栽培盆中移栽6種植物的幼苗，每種植物培育12盆，并分為編號為0、3、5、8四個組.待盆栽培育30 d后，參考排污口河床土壤Cd濃度，分別向編號為3、5、8的處理組中加入24.6 mg、40.0 mg、65.6 mg的CdCl₂·2.5H₂O，使土壤Cd濃度分別為3 mg/kg、5 mg/kg和8 mg/kg，以編號為0的組作為對照組（CK），每個處理組三次重復(fù).

按照植物的生長習(xí)性和排污口周邊環(huán)境不定期噴灑適量水以使土壤干基含水量保持178.5%，以維持植物的生命特征，并模擬河床土壤濕度，培育2個月后對土壤和植物樣品進行參數(shù)測定.

1.3測定項目及其分析方法

1.3.1土壤Cd濃度測定

將栽培盆中土壤混勻后，取500 g土樣于75 ℃烘箱中烘干至恒重，再取1 g土樣研磨后加入HNO₃∶HCl∶HClO₄混合液（v∶v∶v=3∶1∶1），放入石墨消解爐中按國標(biāo)方法消解并定容，使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜-質(zhì)譜儀（ICP-MS）測定土壤Cd全量［9］.

1.3.2植物濕重、干重測定及干基含水率計算

測定前用蒸餾水將各盆栽內(nèi)取出的植物沖洗干凈后吸干殘留水分［10］ ，再分成根、莖、葉三部分，隨即用電子天平稱量其鮮重并記錄［11］.然后分類放入電熱鼓風(fēng)干燥箱中105 ℃殺青45 min后，轉(zhuǎn)至70 ℃烘干至恒重［12］， 測定質(zhì)量并記錄.

各植物的干基含水率計算如式（1）［13］ ：

1.3.3植物根、莖、葉Cd濃度測定及換算

將各植物干樣品放入破碎機破碎并過100目尼龍篩后，取1 g加入HNO3∶HCl∶HClO4混合液（v∶v∶v=3∶1∶1），放入石墨消解爐中按國標(biāo)方法消解并定容至25 mL，使用ICP-MS分別測定各植物根、莖、葉Cd全量［14］.

結(jié)合各植物根、莖、葉的干重，可以將根、莖、葉中的Cd濃度換算成為整株植物內(nèi)Cd的濃度，換算方法如式（2）：

1.3.4生物富集系數(shù)及轉(zhuǎn)運系數(shù)計算

植物對Cd的富集能力用生物富集系數(shù)BCF表征［15］，計算方法如式（3）；Cd在植物根、莖、葉中的轉(zhuǎn)運規(guī)律由轉(zhuǎn)運系數(shù)TF表征，計算方法如式（4） ［16］：

1.3.5數(shù)據(jù)分析

使用 SPSS 26.0 中的多因素方差分析對相關(guān)數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，使用 Ducan 法對數(shù)據(jù)進行顯著性檢驗，且所有數(shù)據(jù)均使用“平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差”的形式表達(dá).再使用 Origin 2020 進行作圖.

2結(jié)果與討論

2.1植物修復(fù)后土壤Cd濃度分析

經(jīng)盆栽植物修復(fù)后土壤的Cd濃度是表征Cd污染植物修復(fù)能力的一個關(guān)鍵指標(biāo)［17］.以外源添加Cd濃度為依據(jù)，對各植物修復(fù)后土壤中剩余的Cd濃度進行差異顯著性檢驗分析［18］，結(jié)果如圖1所示.由圖1分析可得：由于供試土壤中Cd含量低于GB15618-2018中農(nóng)用地土壤Cd污染風(fēng)險篩選值0.3 mg/kg，所以各植物修復(fù)后土壤Cd濃度無明顯差異.當(dāng)外源添加Cd濃度為3 mg/kg時，蜈蚣草修復(fù)后土壤Cd濃度為2.55 mg/kg，大于管控值2 mg/kg；金絲草、商陸修復(fù)后土壤Cd濃度分別為0.43 mg/kg和0.51 mg/kg，均小于風(fēng)險管控值，比蜈蚣草修復(fù)后的土壤Cd濃度分別降低了83.14%和80%，修復(fù)后的河床土壤可作為景觀用地.腎蕨、龍葵、佛甲草修復(fù)后土壤Cd濃度分別為0.21 mg/kg、0.25 mg/kg和0.29 mg/kg，比蜈蚣草修復(fù)后的土壤Cd濃度分別降低了91.67%、90.20%和88.67%，均小于風(fēng)險篩選值，修復(fù)后的河床土壤可直接用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn).當(dāng)外源添加Cd濃度為5 mg/kg時，蜈蚣草修復(fù)后土壤Cd濃度為4.36 mg/kg，大于風(fēng)險管控值；腎蕨、龍葵、商陸和金絲草修復(fù)后土壤Cd濃度分別為0.55 mg/kg、0.82 mg/kg、0.89 mg/kg和1.34 mg/kg，比蜈蚣草修復(fù)后的土壤Cd濃度對應(yīng)降低了87.39%、81.19%、79.59%和69.27%，均小于風(fēng)險管控值，修復(fù)后的河床土壤可作為景觀用地；佛甲草修復(fù)后土壤Cd濃度為0.30 mg/kg，比蜈蚣草修復(fù)后的土壤Cd濃度降低了93.12%，小于風(fēng)險篩選值，修復(fù)后的河床土壤可直接用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn).外源添加Cd濃度為8 mg/kg時，蜈蚣草和佛甲草修復(fù)后土壤Cd濃度分別為7.36 mg/kg和7.25 mg/kg.金絲草、商陸、龍葵、腎蕨修復(fù)后土壤Cd濃度分別對應(yīng)為4.65 mg/kg、3.98 mg/kg、3.23 mg/kg和3.08 mg/kg，比蜈蚣草修復(fù)后的土壤Cd濃度對應(yīng)降低了36.82%、45.92%、56.11%和58.15%.

生物量（干重）能表征各土壤Cd濃度對植物生長的促進或抑制作用［19］.以植物種類為分類依據(jù)，對各植物在不同外源添加Cd濃度下的生長狀況進行差異顯著性檢驗分析，結(jié)果見圖2所示.與CK相比，商陸在所有外源添加Cd濃度下生長均未受到影響.蜈蚣草在所有外源添加Cd濃度下生長均受抑制，且隨著外源添加Cd濃度的增加抑制作用顯著增強.金絲草和龍葵在外源添加Cd濃度為3 mg/kg和8 mg/kg時，生長未受影響；外源添加Cd濃度為5 mg/kg時，干重分別比CK增加了119.71%和81.69%，生長受顯著促進.腎蕨在外源添加Cd濃度為3 mg/kg和5 mg/kg時，生長未受到影響；外源添加Cd濃度為8 mg/kg時干重比CK增加了99.15%，生長受顯著促進.佛甲草在外源添加Cd濃度為3 mg/kg時，生長未受影響；外源添加Cd濃度為5 mg/kg時，干重比CK增加了141.12%，生長受顯著促進；外源添加Cd濃度為8 mg/kg時，干重比CK減少了35.59%，生長受抑制.

趙雅曼等［20］ 對金絲草的Cd耐受性機理進行了顯微研究發(fā)現(xiàn)，在3 mg/kg、5 mg/kg、10 mg/kg和20 mg/kg的土壤Cd濃度中，金絲草在受濃度為5 mg/kg的Cd脅迫時細(xì)胞內(nèi)的丙二醛（MDA）含量最低，表明細(xì)胞脂膜過氧化程度最低，脂膜完整性最佳，所以外源添加Cd濃度為5 mg/kg時對金絲草生長促進作用最強.前人對Cd脅迫下龍葵、商陸、腎蕨的生理響應(yīng)機制進行了探究，發(fā)現(xiàn)三種植物對Cd都有較強的耐受性，但Cd脅迫也會對植物的生長發(fā)育產(chǎn)生一定的影響.由于植物細(xì)胞存在應(yīng)激反應(yīng)，所以大部分植物呈現(xiàn)“低促高抑”的影響規(guī)律，但依舊存在少部分植物會在特定的Cd濃度下生長受到顯著促進而呈現(xiàn)拋物線規(guī)律［21］.

干基含水率也可以表征植物的健康狀況［22］.以植物種類為依據(jù)，對各植物在不同外源添加Cd濃度下的干基含水率進行差異顯著性檢驗分析，結(jié)果如圖3所示.由圖3分析可得，與CK相比，所有外源添加Cd濃度的處理商陸、腎蕨、蜈蚣草和龍葵的干基含水率均未受到影響.當(dāng)外源添加Cd濃度為3 mg/kg和5 mg/kg時金絲草、佛甲草的含水率未受到影響；外源添加Cd濃度為8 mg/kg時金絲草的含水率比對照增加了71.99%，佛甲草的含水率比對照減少了71.71%.比利時學(xué)者Séverine Ladislas等［23］研究了5種水生植物對Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的生長反應(yīng)發(fā)現(xiàn)，重金屬離子進入植物細(xì)胞內(nèi)后，可以通過改變細(xì)胞內(nèi)外的滲透壓差和與植物細(xì)胞器反應(yīng)使細(xì)胞損傷兩種方式改變植物的干基含水率及活性，進而影響植物的生長和健康狀況.綜上所述，從植物生長的角度出發(fā)，結(jié)合不同外源添加Cd濃度對各植物的生長和健康狀況的影響情況，得到各外源添加Cd濃度對各植物生長的作用效果如表2所示.

2.2各植物對Cd的富集、轉(zhuǎn)運和資源化再利用

2.2.1各植物的Cd富集能力

為了對6種植物對Cd的富集能力進行對比研究，分別針對植物的根、莖、葉三部位中的Cd濃度進行差異顯著性檢驗分析，結(jié)果如圖4～6所示.由圖4～6分析可得，當(dāng)土壤Cd濃度為3 mg/kg時，蜈蚣草根、莖、葉中的Cd濃度分別為13.34 mg/kg、3.22 mg/kg和1.58 mg/kg，整株植物的Cd濃度均值為6.04 mg/kg，富集Cd能力最低，佛甲草、龍葵、腎蕨、商陸、金絲草內(nèi)Cd濃度均值分別為58.65 mg/kg、47.37 mg/kg、50.03 mg/kg、48.61 mg/kg和44.22 mg/kg，為蜈蚣草的9.71、7.84、8.28、8.05和7.32倍.當(dāng)土壤Cd濃度為5 mg/kg時，蜈蚣草根、莖、葉中的Cd濃度分別為10.57 mg/kg、2.98 mg/kg和1.38 mg/kg，整株植物的Cd濃度均值為4.97 mg/kg，富集Cd能力最低；佛甲草、龍葵、腎蕨、金絲草、商陸內(nèi)Cd濃度均值分別為113.22 mg/kg、93.45 mg/kg、92.01 mg/kg、71.90 mg/kg和68.67 mg/kg，為蜈蚣草的22.78、18.80、18.51、14.47和13.82倍.當(dāng)土壤Cd濃度為8 mg/kg時，蜈蚣草根、莖、葉中的Cd濃度分別為7.31 mg/kg、1.91 mg/kg和0.61 mg/kg，整株植物的Cd濃度均值為3.28 mg/kg，富集Cd能力最低；腎蕨、龍葵、商陸、金絲草、佛甲草內(nèi)Cd濃度均值分別為92.01 mg/kg、89.95 mg/kg、82.46 mg/kg、63.01 mg/kg和62.81 mg/kg，為蜈蚣草的28.05、27.42、25.14、19.21、19.15倍.

按式（2）將各植物根莖葉中的Cd濃度換算為整株植物內(nèi)的Cd濃度（c_q），再按式（3）計算各植物在三種Cd濃度土壤中的BCF，結(jié)果如表3所示.

由表3可得，蜈蚣草對Cd富集系數(shù)<1，不是Cd超富集植物，不推薦用于土壤Cd污染修復(fù)；其余5種植物的BCF>1，均為Cd超富集植物.對6種植物在3種土壤Cd濃度下的BCF進行比較，可得3種土壤Cd濃度下各植物的修復(fù)能力排序如表4所示；佛甲草、龍葵和腎蕨適合對Cd濃度3和5 mg/kg的土壤進行修復(fù)；腎蕨、龍葵和商陸適合對Cd濃度8 mg/kg的土壤進行修復(fù).

2.2.2植物根、莖、葉中Cd的轉(zhuǎn)運規(guī)律

為了明確Cd在6種植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運規(guī)律，為修復(fù)土壤Cd污染后植物的資源化再利用提供依據(jù)，本文以植物種類為變量，分別對每種植物的根、莖、葉Cd濃度進行對比分析，并對圖4～6進行換變量作圖，結(jié)果如圖7所示.并按式（4）計算各植物根莖和莖葉間的TF，結(jié)果如表5所示.

結(jié)合表5和圖7分析可得，金絲草、商陸、腎蕨和蜈蚣草根莖和莖葉間的TF≤1，Cd在上述4種植物體內(nèi)的分配均呈現(xiàn)根>莖>葉的規(guī)律；金絲草、商陸、腎蕨均為Cd超富集植物，且在所有處理中葉的Cd濃度最大，分別為33.72 mg/kg、52.71 mg/kg和40.68 mg/kg；蜈蚣草為非Cd超富集植物，一般不用于修復(fù)土壤Cd污染.龍葵根莖間的TF≤1，而莖葉間的TF>1，Cd在龍葵內(nèi)部分配規(guī)律為根>葉>莖.佛甲草在外源添加Cd濃度為3 mg/kg和5 mg/kg時，根莖和莖葉間的TF>1，Cd在佛甲草中的分配規(guī)律為葉>莖>根.在外源添加Cd濃度為8 mg/kg時，佛甲草根中的Cd濃度達(dá)183.17 mg/kg，而莖和葉中的Cd濃度卻為2.68 mg/kg和2.59 mg/kg，TF極小.可能是由于佛甲草根部富集了大量Cd，導(dǎo)致根部細(xì)胞死亡，Cd無法轉(zhuǎn)運到莖和葉中［24］.

2.2.3資源化利用

王夏蕾［25］對植物修復(fù)土壤重金屬污染后的資源化再利用的研究表明，常見的資源化再利用方法有堆肥法、水熱轉(zhuǎn)化法、高溫分解法和焚燒法.其中高溫焚燒Cd固化能力差且生成的二噁英等劇毒物質(zhì)易造成嚴(yán)重空氣污染，所以極少使用［26］.Gillian M Greenway等［27］ 分別對含Cd、Ni、Zn等重金屬的多種植物進行了13周的堆肥試驗，結(jié)果表明，當(dāng)植物內(nèi)Cd濃度≤68 mg/kg時，可促進90%以上的Cd溶解入滲濾液中，且有機肥中剩余Cd的20%～30%已被還原而極易提取，既能得到高效的有機肥，又能通過對滲濾液的固化實現(xiàn)徹底的無害化.Chen H等［28］對富集Cd后的稻草和榆樹進行水熱轉(zhuǎn)化法試驗研究發(fā)現(xiàn)，轉(zhuǎn)化所得生物油的熱值≥35.2 MJ/K且當(dāng)植物Cd富集濃度≤100 mg/kg時95±2%的Cd能被濃縮在固相剩余物中，無害化徹底且資源化效果顯著.隨后該團隊又對東南景天、蜈蚣草、龍葵等5種植物進行研究發(fā)現(xiàn)，5種植物均表現(xiàn)出，當(dāng)Cd富集濃度≤110 mg/kg時，85%以上的Cd能被濃縮在固相剩余物中；當(dāng)Cd富集濃度≥127 mg/kg，Cd濃縮比例急劇下降到50%以下的現(xiàn)象.以上研究表明水熱轉(zhuǎn)化法處理修復(fù)Cd污染后植物富集Cd的極限濃度為110 mg/kg，與植物種類無關(guān).Cd富集濃度≥110 mg/kg的植物，可用高成本的高溫?zé)峤夥ǎ囟取?00 ℃）處理［29］，既能得到熱解生物油，又能將Cd固定到灰分中，配合“固化+安全填埋”工藝實現(xiàn)無害化處理.

根據(jù)Cd在植物根、莖、葉中的分配量可得，修復(fù)Cd污染土壤后金絲草及商陸的葉和莖最高Cd濃度分別為60.88 mg/kg和65.11 mg/kg，佛甲草根、龍葵莖和腎蕨葉的最高Cd濃度分別為65.79 mg/kg、43.86 mg/kg和40.68 mg/kg，小于堆肥法的極值68 mg/kg，可利用堆肥法進行資源再利用.修復(fù)Cd污染土壤后腎蕨和佛甲草的莖的最高Cd濃度分別為71.08 mg/kg和108.11 mg/kg，龍葵葉的最高Cd濃度為72.92 mg/kg，小于水熱轉(zhuǎn)化法的極值110 mg/kg，可利用水熱轉(zhuǎn)化法進行資源化再利用［30］.修復(fù)Cd污染土壤后，金絲草、商陸、腎蕨、龍葵的根和佛甲草的葉可采用“高溫?zé)峤?固化+安全填埋”的工藝進行無害化處理.

3結(jié)論

（1）對各植物修復(fù)后土壤中剩余的Cd濃度進行分析可得：除蜈蚣草外其余5種植物均適合對Cd濃度≤3 mg/kg的污染土壤進行修復(fù)，佛甲草和腎蕨適合對Cd濃度約為5 mg/kg的污染土壤進行修復(fù)，腎蕨和龍葵適合對Cd濃度約為8 mg/kg的污染土壤進行修復(fù).

（2）土壤Cd濃度為3 mg/kg時，除蜈蚣草生長受到較輕抑制作用外，其余5種植物生長沒有受到顯著影響；Cd濃度為5 mg/kg時，金絲草、佛甲草、龍葵的生長受到了顯著促進，蜈蚣草生長受到顯著抑制，商陸、腎蕨的生長未受影響；Cd濃度為8 mg/kg時，佛甲草和蜈蚣草生長受到了顯著抑制，腎蕨生長受到了促進，未影響金絲草、商陸和龍葵的生長.雖然試驗中商陸的生長幾乎不受土壤Cd濃度影響，但結(jié)合商陸喜陰且不耐澇的生長習(xí)性，而盆栽實驗無法模擬排污口周邊河床無遮擋且易被水淹的環(huán)境，因此不建議栽種商陸對排污口周邊河床的Cd污染進行修復(fù).

（3）從BCF的維度對各植物富集Cd的能力排序，土壤Cd濃度3 mg/kg時為佛甲草>龍葵>腎蕨>商陸>金絲草>蜈蚣草；5 mg/kg時為佛甲草>龍葵>腎蕨>金絲草>商陸>蜈蚣草；8 mg/kg時為腎蕨>龍葵>商陸>金絲草>佛甲草>蜈蚣草.針對土壤Cd濃度≤3 mg/kg的生活區(qū)排污口周邊河床推薦栽種龍葵或佛甲草，3 mg/kg≤Cd濃度≤5 mg/kg的輕工業(yè)區(qū)推薦栽種佛甲草，5 mg/kg≤Cd濃度≤8 mg/kg的重工業(yè)區(qū)推薦栽種腎蕨，Cd濃度≥8 mg/kg的化學(xué)工業(yè)集中區(qū)推薦混合栽種龍葵和腎蕨進行土壤Cd污染修復(fù).推薦金絲草作為輔助修復(fù)植物搭配栽種在上述所有區(qū)域的排污口進行Cd污染修復(fù).

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