典型鉛鋅企業(yè)周邊農(nóng)田重金屬富集植物篩選*

何孟軻,郭俊娒,楊俊興**,鄭國砥,陳同斌,孟曉飛,李玉峰,劉 杰

(1.中國科學院地理科學與資源研究所環(huán)境修復中心 北京 100101;2.中國科學院大學 北京 100049;3.太原理工大學環(huán)境科學與工程學院 晉中 030600;4.北京農(nóng)學院生物與資源環(huán)境學院 北京 102206)

有色金屬冶煉是我國以及全世界土壤重金屬的主要來源之一[1]。由于冶煉技術(shù)落后、污染防治不足等,重金屬通過廢氣沉降、廢水廢渣滲透等方式進入土壤,導致冶煉廠區(qū)及周邊土壤中重金屬不斷累積[2]。土壤重金屬濃度較高會影響土壤環(huán)境質(zhì)量,導致糧食作物品質(zhì)產(chǎn)量下降[3]。此外,重金屬不易降解,動植物吸收的重金屬經(jīng)生物積累和生物放大作用,對生態(tài)環(huán)境健康造成潛在威脅,影響社會可持續(xù)發(fā)展[4-5]。

目前土壤重金屬污染修復技術(shù)中,植物修復通過轉(zhuǎn)移、轉(zhuǎn)化或容納污染物來治理土壤污染,具有經(jīng)濟、高效、環(huán)保、原位修復等優(yōu)勢[6]。超富集植物可在地上部富集大量重金屬,減少或去除土壤中重金屬[7]。前人研究中多采用單一超積累植物進行土壤修復研究且局限于實驗室條件,如籽粒莧(Amaranthus hypochondriacus)[8]、鬼針草(Bidens pilosa)[9]、遏藍菜(Thlaspi arvense)[10]、龍葵(Solanum nigrum)[11]等。同時,超富集植物通常生物量較低、生長緩慢且不易成活,影響其在田間修復中的應(yīng)用價值[12]。除超富集植物外,部分生物量大、重金屬耐受和富集能力較高的植物,也具有土壤污染修復潛力[13]。例如,向日葵(Helianthus annuus)、油菜(Brassica napus),其種植廣泛,對Cd、Pb 等重金屬有較強的富集能力,并能保持較高生物量,可作為土壤重金屬污染修復材料[14-16]。

河南省濟源市是我國重要的鉛鋅冶煉生產(chǎn)基地之一。2021 年濟源市Pb 產(chǎn)量達1.18×106t,占全國總產(chǎn)量的25%[17]。由于鉛鋅冶煉生產(chǎn)歷史長、早期生產(chǎn)工藝落后以及污染物產(chǎn)排量大等原因,濟源市部分地區(qū)土壤重金屬含量嚴重超標,Xing 等[18-19]調(diào)查發(fā)現(xiàn)濟源市農(nóng)田土壤Cd、Pb 污染面積約達384 km2。河南省為我國華北地區(qū)小麥(Triticum aestivum)、玉米(Zea mays)主要產(chǎn)區(qū)之一,Qiu 等[20]研究發(fā)現(xiàn)濟源市土壤、小麥均出現(xiàn)不同程度的重金屬污染現(xiàn)象。河南省出臺的《河南省清潔土壤行動計劃》(豫政[2017]13 號)指出,要在濟源等地率先開展受污染耕地治理與修復[21]。

本研究以河南省濟源市某鉛鋅冶煉企業(yè)周邊污染農(nóng)田為研究區(qū)域,調(diào)查土壤理化性質(zhì)、重金屬污染特征及主要農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量,選用超富集植物及富集植物共17 種植物開展田間篩選試驗,采用生物富集系數(shù)、提取量、去除率等指標綜合評價富集能力和修復潛力,旨在篩選重金屬污染農(nóng)田修復及安全利用優(yōu)勢植物,為建立可持續(xù)推廣的重金屬污染土壤植物修復模式提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究在河南省濟源市克井鎮(zhèn)塘石村土壤重金屬污染修復試驗基地進行。濟源市位于河南省西北部,地勢西北高,東南低。氣候?qū)贉貛Т箨懶约撅L氣候,全年日照時間為1727.6 h,年平均氣溫14.6 ℃,年降水量860 mm。試驗基地地理位置為112°31′30″N,35°8′34″E,土壤類型為褐土,耕地種植模式為冬小麥-夏玉米輪作。土壤基本理化性質(zhì): pH 為7.70,陽離子交換量為20.1 mmol·kg-1,容重為1.34 g·cm-3,有機質(zhì)含量為19.4 g·kg-1,全氮含量為1.18 g·kg-1,全磷含量為0.86 g·kg-1,全鉀含量為26.6 g·kg-1,速效氮含量為83.7 mg·kg-1,有效磷含量為23.0 mg·kg-1,速效鉀含量為140.0 mg·kg-1,對比全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級標準[22],試驗區(qū)土壤肥力水平屬中上,經(jīng)過適量施肥之后適合一般農(nóng)作物的生長。

1.2 試驗設(shè)計

1.2.1 土壤和農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染調(diào)查

于2020 年3 月對塘石試驗區(qū)土壤進行取樣,調(diào)查土壤中Cd、Pb、As 含量。在塘石研究基地采用棋盤式布點法采集0～20 cm 表層土壤樣品24 個。隨機設(shè)置5 個典型土壤剖面,于0～5 cm、5～10 cm、10～20 cm、20～40 cm、40～60 cm 深度各取5 個樣品,共25 個土壤剖面樣品。同時為明確塘石試驗區(qū)實施植物修復之前農(nóng)作物重金屬含量情況,針對主要農(nóng)作物小麥(品種‘矮抗58’ ‘洛麥23’)和玉米(品種‘鄭單958’),于2020 年7 月采集小麥籽粒樣品、9 月采集玉米籽粒樣品,檢測重金屬含量。

1.2.2 富集植物篩選

選取德國景天(Phedimus hybridus‘Immergrunchett’)、三七景天(Sedum aizoon)、伴礦景天(Sedum plumbizincicola)、印度芥菜(Brassica juncea)、鬼針草、龍葵、紫茉莉(Mirabilis jalapa)、遏藍菜、紅葉甜菜(Beta vulgaris)、紅莧菜(Amaranthus caudatus)、籽粒莧、冬油菜(品種為‘早熟100 天’ ‘極旱98’ ‘中油千斤旱’)、向日葵(品種為‘S606’ ‘桃之春’ ‘三陽開泰’) 17 種/品種富集植物為供試植物。試驗采用隨機區(qū)組設(shè)計,小區(qū)面積為10 m2,各小區(qū)之間間隔2 m。17 種/品種富集植物作為17 個處理,每個處理設(shè)置3個重復。富集植物基本信息及種植條件如表1 所示。種植試驗于2021 年4 月10 日開展,植物采用育苗扦插或直播,扦插或播種密度根據(jù)植物的高產(chǎn)栽培密度來定,田間管護按照當?shù)爻Ｒ?guī)農(nóng)業(yè)管理進行。于各植物成熟期按五點取樣法分別采集各小區(qū)樣品。每種植物隨機選取3 個長勢均勻的1 m2小區(qū)測定植物地上部總生物量。

表1 供試富集植物基本信息及種植條件Table 1 Basic information of accumulating plants and planting conditions tested in the study

1.3 測定項目與方法

土壤樣品風干后,研磨并過2 mm 和0.15 mm 篩。土壤基本理化性質(zhì)采用土壤農(nóng)化常規(guī)分析方法測定[23]。土壤Cd、Pb、As 全量采用HNO3-H2O2法進行消解,依據(jù)美國環(huán)保局USEPA 3050B 方法測定。植物樣品洗凈,放至烘箱中105 ℃殺青30 min,之后65 ℃烘干至恒重。植物樣品中Cd、Pb、As 含量采用濃HNO3和HClO4(5∶1,v/v)進行消解,消解完全后過濾、定容至50 mL。Cd、Pb 測定儀器采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS,Elan DRC-e,Perkin Elmer,USA),As 測定儀器采用海光AFS-9800 原子熒光分光光度計。測定過程中設(shè)置空白標準、2%的平行樣、國家標準土壤樣品GBW07402 (GSS-2)及國家標準植物樣品GBW07603 (GSV-1)進行化學分析質(zhì)量控制(95±5)%。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2016 軟件進行數(shù)據(jù)相關(guān)計算,采用SPSS Statistics 26 軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析;采用Origin pro 2021 軟件完成圖表制作。

利用單因子污染指數(shù)(Pi)反映土壤中某種重金屬的污染程度[24],計算公式為:

式中:Ci為污染物i的實測濃度(mg·kg-1);Si為污染物i的評價標準(mg·kg-1),本文選用《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618-2018)中重金屬含量風險篩選值作為評價標準。

利用生物富集系數(shù)(bioconcentration factor,BCF)反映不同植物對Cd、Pb、As 的富集能力,計算公式為[25]:

式中:Cshoot為植物地上部重金屬濃度(mg·kg-1),Csoil為土壤中重金屬濃度(mg·kg-1)。

基于隸屬函數(shù)值計算綜合生物富集指數(shù)。針對多重金屬污染,通過綜合生物富集指數(shù)(comprehensive bio-concentration index,CBCI)結(jié)合隸屬函數(shù)計算,評價植物對多種重金屬的綜合富集能力[26],計算公式如下:

式中:u(xi)為植物對重金屬i的BCF 隸屬函數(shù)值,N為調(diào)查重金屬總數(shù)。

隸屬函數(shù)值計算:

式中:xi為植物對重金屬i的BCF,xmin、xmax分別為全部調(diào)查植物對重金屬i的BCF 值中最小值、最大值。

通過植物重金屬提取量與試驗區(qū)表層土壤(0～20 cm)重金屬總量的比值計算去除率,評估植物的修復效果。計算公式如下:

式中:P為植物對重金屬的去除效率(%),CI為植物重金屬提取量(mg),CII為表層土壤重金屬總量(mg);Bi為植物生物量(kg),Ci為植物重金屬含量(mg·kg-1),s為土壤面積(cm2),h為表層土壤深度(cm),v為土壤容重,Cj為土壤重金屬濃度(mg·g-1)。

2 結(jié)果與分析

2.1 試驗區(qū)土壤重金屬含量

塘石試驗區(qū)0～20 cm 表層土壤中重金屬含量如表2 所示。土壤Cd 含量平均值為2.22 mg·kg-1,超出《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618-2018)中農(nóng)用地重金屬含量風險篩選值(pH＞7.5),單因子污染指數(shù)達3.71,屬中度污染。土壤中Pb 含量平均值為173.1 mg·kg-1,超標率54.2%,單因子污染指數(shù)為1.02,屬輕微污染。土壤中As 含量平均值為18.38 mg·kg-1,檢測點位As 含量均低于風險篩選值。

表2 塘石試驗區(qū)表層土壤重金屬含量Table 2 Heavy metal content of topsoil in Tangshi experiment area

試驗區(qū)土壤剖面各深度重金屬含量如圖1 所示。土壤中Cd、Pb 主要分布在0～20 cm 表層,隨著深度增加,Cd、Pb 含量急劇降低。40～60 cm 深度處,土壤中Cd、Pb 含量降低幅度分別達89%和83%。土壤各深度As 含量均低于風險篩選值,40～60 cm 深度處,土壤中As 含量較0～20 cm 表層降低34%。綜合來看,試驗區(qū)土壤主要重金屬污染物為Cd,其次為Pb,且重金屬主要分布在表層耕作層,屬典型表層富集型Cd、Pb 污染農(nóng)田土壤。

圖1 試驗區(qū)不同深度土壤重金屬含量分布特征Fig.1 Distribution characteristics of heavy metals contents at different depths in the study area

2.2 小麥、玉米籽粒中重金屬含量

試驗區(qū)農(nóng)作物小麥和玉米籽粒重金屬含量如表3 所示。小麥‘矮抗58’ ‘洛麥23’籽粒中Cd 含量分別為0.26 mg·kg-1、0.29 mg·kg-1;Pb 含量分別為0.53 mg·kg-1、0.77 mg·kg-1;As 含量分別為0.61 mg·kg-1、0.62 mg·kg-1。參照《食品安全國家標準 食品中污染物限量》(GB 2762-2022),兩品種小麥籽粒Cd、Pb 含量超標率均達100%,As 超標率分別為75%、100%;玉米籽粒中Cd、Pb、As 含量均符合食品安全標準。

表3 塘石試驗區(qū)小麥、玉米籽粒中重金屬含量Table 3 Heavy metals contents in wheat and corn grains in Tangshi experiment area

2.3 不同富集植物生物量

17 種/品種富集植物均能在濟源環(huán)境條件下正常完成生命周期。不同植物生物量差距較大(圖2),遏藍菜生物量最低,僅有635 kg·hm-2;籽粒莧生物量最高,達29 598 kg·hm-2,是遏藍菜的46.61 倍。此外,油菜‘早熟100 天’ ‘極旱98’ ‘中油千斤旱’ 3 個油菜品種生物量也明顯高于其他植物。

圖2 不同富集植物的生物量Fig.2 Biomass of different accumulating plants

2.4 不同富集植物重金屬含量及富集系數(shù)

分別測定不同富集植物重金屬Cd、Pb、As 含量,結(jié)果如圖3 所示。不同富集植物中Cd、Pb、As含量范圍分別是2.90～30.90 mg·kg-1、7.81～93.07 mg·kg-1、3.76～22.90 mg·kg-1。伴礦景天Cd 含量顯著高于其他富集植物,其次是德國景天＞遏藍菜＞向日葵‘三陽開泰’＞龍葵＞向日葵‘S606’,Cd 含量均超過10 mg·kg-1。3 個油菜品種和3 個向日葵品種以及伴礦景天中Pb 含量較高,均超過50 mg·kg-1。As 含量最高的富集植物為籽粒莧,其次是向日葵‘S606’＞向日葵‘桃之春’＞向日葵‘三陽開泰’,均高于17 mg·kg-1。

圖3 不同富集植物重金屬含量Fig.3 Cd、Pb and As contents in different accumulating plants

不同植物的重金屬生物富集系數(shù)(BCF)如表4所示。17 種/品種植物對Cd 的BCF 為1.31～13.92,伴礦景天BCF 值最高,紫茉莉BCF 值最低。17 種/品種植物對Pb 的BCF 為0.05～0.54,均小于1。不同植物對As 的富集系數(shù)為0.20～1.24,僅有籽粒莧、向日葵‘S606’、向日葵‘桃之春’3 種/品種植物的BCF值大于1,分別為1.24、1.24 和1.16。

表4 不同植物重金屬富集系數(shù)Table 4 Bioconcentration factors of different accumulationg plants

塘石試驗區(qū)土壤存在Cd、Pb、As 3 種重金屬復合污染,僅憑單一重金屬BCF 值難以準確體現(xiàn)植物的綜合富集水平,因此進一步計算各植物的Cd、Pb、As 綜合富集指數(shù)(CBCI)(圖4)。CBCI 值最高的4 種植物為: 向日葵‘S606’＞向日葵‘桃之春’＞向日葵‘三陽開泰’＞伴礦景天,分別達2.32,1.97,1.90,1.81。紫茉莉的CBCI 值為0.10,在17 種/品種植物中屬最低。單獨考察超出GB 15618-2018 農(nóng)用地風險篩選值的兩種重金屬Cd、Pb,綜合富集指數(shù)排名前6 位的植物為: 伴礦景天＞向日葵‘S606’＞向日葵‘三陽開泰’＞向日葵‘桃之春’＞油菜‘中油千斤旱’＞油菜‘極旱98’,表明以上6 種/品種植物對Cd、Pb 綜合富集能力較強。

圖4 不同富集植物對重金屬的綜合生物富集指數(shù)(CBCI)Fig.4 Comprehensive bio-concentration indexes (CBCI) of heavy metals of different accumulating plants

2.5 不同富集植物重金屬提取量及去除率

各富集植物對土壤中Cd、Pb、As 的提取量及去除率如圖5 所示。不同植物對Cd、Pb、As 的提取能力表現(xiàn)出較大差異。各植物對土壤中Cd 提取量為5.97～261.46 g·hm-2,籽粒莧、德國景天、油菜‘中油千斤旱’和向日葵‘S606’對Cd 的提取量超過110 g·hm-2,去除率均高于1.90%。3 種油菜品種對土壤中Pb 的提取量均超過1000 g·hm-2,其中‘中油千斤旱’Pb 提取量顯著高于其他植物,達2168.74 g·hm-2。不同富集植物對As 的提取量為2.39～677.12 g·hm-2,籽粒莧最高,其次為向日葵‘S606’、油菜‘中油千斤旱’分別為220.91 g·hm-2和193.21 g·hm-2。

圖5 不同植物Cd、Pb 和As 提取量及去除率Fig.5 Cd,Pb,and As extraction amounts and removal efficiencies of different accumulating plants

3 討論

3.1 塘石試驗區(qū)土壤重金屬污染狀況

通過調(diào)查研究發(fā)現(xiàn),塘石試驗區(qū)土壤Cd、Pb 含量超出GB 15618-2018 中風險篩選值,且Cd、Pb主要分布在0～20 cm 表層耕作土壤中,屬表層富集型輕中度Cd、Pb 污染農(nóng)田土壤。屈吉鴻等[27]研究濟源市柿濱村鉛鋅產(chǎn)業(yè)區(qū)土壤重金屬空間分布發(fā)現(xiàn),土壤中Cd、As、Pb 均有不同程度的超標,以Cd 超標率最高,且主要分布在0～20 cm 表層土壤,與本研究中塘石試驗區(qū)情況相似。土壤中Cd、Pb、As 等重金屬逐年累積,對糧食作物安全生產(chǎn)也造成一定影響。參照食品安全國家標準《食品中污染物限量》(GB 2762-2022),試驗區(qū)主要農(nóng)產(chǎn)品小麥存在Cd、Pb、As 含量超標問題。

濟源市鉛冶煉產(chǎn)業(yè)起步于20 世紀50 年代。隨著經(jīng)濟社會對Pb 需求的不斷增長,濟源市Pb 產(chǎn)量一直以接近30%的增長率快速上升。目前濟源市有色金屬產(chǎn)業(yè)主要產(chǎn)品Pb、Zn、Au 等多處于上游冶煉環(huán)節(jié),污染物產(chǎn)排量大,金屬采選、冶煉、加工工廠等污染源集中分布,以及工業(yè)園區(qū)道路開挖和金屬運輸車輛往來等因素[28-29],導致通過大氣沉降每年在企業(yè)周邊0～20 cm 表層土壤中積累Cd、Pb 分別達0.161 mg·kg-1和4.16 mg·kg-1[20]。濟源市鉛鋅冶煉企業(yè)部分緊鄰農(nóng)田和農(nóng)村居民區(qū),大氣沉降Cd、Pb可經(jīng)土壤被作物吸收,或經(jīng)呼吸道及皮膚接觸進入體內(nèi),對動植物健康產(chǎn)生風險[30]。針對試驗區(qū)土壤重金屬污染狀況,一方面可通過推行清潔生產(chǎn)、嚴格監(jiān)管廢棄物達標排放,從源頭實現(xiàn)污染物減排;另一方面可采用富集植物修復技術(shù)進行土壤重金屬污染修復,使土壤重金屬含量恢復到安全生產(chǎn)水平。

3.2 不同植物重金屬富集能力分析

Cd 在植物中的臨界毒性水平為6～10 mg·kg-1,Pb 在植物中的臨界毒性水平為0.6～28 mg·kg-1[31]。17 種/品種富集植物完成育苗扦插或大田播種后,能在濟源氣候環(huán)境和重金屬污染條件下正常完成生命周期,表明其具有一定的重金屬耐受能力和抵御機制。部分植物體內(nèi)Cd、Pb 含量顯著高于臨界毒性水平而能正常生長,可能是因為土壤中較高的重金屬濃度,促使其通過區(qū)隔化作用、與游離氨基酸復合以及調(diào)節(jié)抗氧化系統(tǒng)等生理生化過程來提升重金屬耐受性和積累能力[32-33]。結(jié)合前人研究富集植物對Cd 污染土壤的修復效果(表5),17 種/品種植物地上部Cd 含量與前人文獻報道相近,部分植物地上部Cd 含量存在差異,可能是種植模式、地域氣候及土壤環(huán)境等因素導致。

表5 富集植物對Cd 污染土壤的修復效果比較Table 5 Comparison of phytoremediation efficiency of Cd hyperaccumulators

塘石試驗區(qū)土壤Cd、Pb 含量超出GB 15618-2018 中風險篩選值,因此,將重金屬Cd、Pb 作為塘石試驗區(qū)土壤特征污染物。根據(jù)不同富集植物的生物量、Cd 含量、Pb 含量、Cd 富集系數(shù)、Pb 富集系數(shù)、Cd 提取量、Pb 提取量、Cd 去除率和Pb 去除率9 項指標,采用平均聚類方法,對17 種富集植物進行聚類分析,篩選重金屬富集植物種類,結(jié)果如圖6所示。第1 類為Cd、Pb 高修復型植物,包含油菜‘中油千斤旱’、油菜‘極旱98’、油菜‘早熟100 天’和籽粒莧,生物量均大于15 000 kg·hm-2,對土壤中Cd、Pb 的提取量分別在90 g·hm-2和900 g·hm-2以上。第2 類為Cd、Pb 中等修復型植物,包含向日葵‘三陽開泰’、向日葵‘桃之春’和向日葵‘S606’,Cd、Pb 富集系數(shù)分別在4.20、0.40 以上。第3 類為Cd、Pb 普通修復型植物,包含伴礦景天。第4 類為Cd、Pb 低修復型植物,包含遏藍菜、鬼針草、紅莧菜、紫茉莉、印度芥菜、三七景天、紅葉甜菜、龍葵和德國景天。部分植物Cd 或Pb 富集系數(shù)雖較高,但生物量較低,導致Cd、Pb 提取量和去除率處于較低水平。

圖6 不同植物Cd、Pb 富集能力聚類熱圖Fig.6 Clustering heat map of Cd、Pb accumulation capacity of different plants

3.3 修復技術(shù)模式

植物對污染土壤中重金屬的去除率主要由植物對重金屬的富集能力以及生物量決定[46]。常用的重金屬污染土壤植物修復技術(shù)中,修復植物主要有兩類。一是提取能力較強的超富集植物,如本研究中的遏藍菜、龍葵、鬼針草、紫茉莉。其對重金屬具有極高的吸收積累能力,但存在生長速度較慢、生物量小、環(huán)境適應(yīng)性較差,需特殊管護措施等問題,導致重金屬提取總量相對較低,不利于田間推廣應(yīng)用。二是具有一定重金屬富集能力的高生物量植物。例如本研究中的冬油菜和向日葵,可通過一系列生長代謝和抗氧化系統(tǒng)調(diào)控過程,平衡體內(nèi)重金屬濃度,憑其高生物量在地上部累積大量重金屬,降低土壤中重金屬含量[47];此外,此類植物種植廣泛、管理措施簡易,可作為經(jīng)濟作物發(fā)展糧油生產(chǎn),生產(chǎn)優(yōu)質(zhì)飼料或有機肥料等[48-49],在修復土壤污染的同時產(chǎn)生經(jīng)濟效益,實現(xiàn)Cd 污染農(nóng)田的安全高效利用。

伴礦景天具有較強Cd 富集能力,但目前關(guān)于伴礦景天的研究多應(yīng)用于我國南方Cd 污染土壤修復,在北方尚未形成完整的修復技術(shù)體系,此外,伴礦景天在田間環(huán)境條件復雜、多變的條件下,存在越冬和越夏的困難,導致其田間修復效果與室內(nèi)試驗結(jié)果差異會較大[50]。因此,可結(jié)合不同地區(qū)氣候、土壤環(huán)境和農(nóng)業(yè)發(fā)展特色,建立適宜的間套作種植模式來進行土壤修復[51]。龍葵與籽粒莧、油菜等富集型植物相比,在重金屬富集方面優(yōu)勢較低,不適合在濟源地區(qū)作為修復植物推廣。結(jié)合重金屬富集量及去除率來看,印度芥菜、三七景天、遏藍菜、紫茉莉、紅葉甜菜和紅莧菜等植物均具有地上部富集Cd 含量較低、生物量較低或生育期較短的缺陷,限制了重金屬修復效果,均不適宜作為濟源污染土壤修復的理想植物。

因此,通過對不同植物重金屬富集能力及環(huán)境適應(yīng)性的綜合比較,篩選出適宜在濟源地區(qū)推廣種植的3 種修復植物,提出兩種修復技術(shù)模式:

1)籽粒莧-冬油菜輪作修復模式: 籽粒莧為Cd耐性富集植物,且適宜濟源土壤氣候條件,具有極高的生物量,Cd、Pb 去除率可達4.39%、0.205%,結(jié)合耐寒性Cd 富集型冬油菜品種‘中油千斤旱’,籽粒莧-冬油菜輪作修復模式總Cd、Pb 去除率可達6.58%、0.673%。

2)向日葵修復模式: 向日葵品種‘S606’適應(yīng)濟源土壤氣候條件,生物量較高,且具有較高的Cd、Pb富集能力,Cd、Pb 去除率可達1.91%、0.194%。

兩種修復技術(shù)模式均可實現(xiàn)一定經(jīng)濟效益產(chǎn)出。油菜籽?？芍迫〔俗延?且油菜籽制油后,重金屬主要蓄積于餅粕中,菜籽油無健康風險,可增加我國菜油供應(yīng)。向日葵能有效去除土壤中的重金屬,同時是我國重要的油料作物[52],但目前研究中存在中度Cd 污染土壤種植向日葵所獲籽粒和食用油中Cd 含量超標現(xiàn)象,因而向日葵籽粒和食用油的健康風險還需進一步研究判斷[53]。針對修復后產(chǎn)物生物質(zhì)秸稈等,可依據(jù)減量化、無害化、資源化原則,采用堆肥法、壓縮填埋法、熱解法等處理處置,實現(xiàn)修復植物產(chǎn)后資源化利用[54]。

4 結(jié)論

1)塘石試驗區(qū)土壤肥力屬中上水平,Cd、Pb 含量超出GB 15618-2018 中風險篩選值,點位超標率100%,且主要分布在0～20 cm 耕作層,屬于輕中度Cd、Pb 污染農(nóng)田土壤。試驗區(qū)小麥籽粒Cd、Pb 超標率為100%、As 超標率為75%,玉米籽粒符合標準。

2)籽粒莧、油菜、向日葵對土壤中Cd 的富集修復效果最高,分別為4.39%、2.19%、1.91%;此外,油菜和向日葵可進一步榨取食用油,加工生產(chǎn)飼料或肥料,實現(xiàn)治產(chǎn)結(jié)合。

3)根據(jù)聚類分析及濟源當?shù)貧夂颦h(huán)境等條件,提出籽粒莧-冬油菜輪作修復模式、向日葵修復模式兩種農(nóng)田重金屬污染修復技術(shù)模式。這兩種修復模式均能達到較高的重金屬去除率,并可產(chǎn)生一定的經(jīng)濟效益,可在濟源鉛鋅企業(yè)周邊重金屬污染農(nóng)田進行規(guī)?；茝V應(yīng)用。