向何鋒, 嚴(yán)裕州, 許 楷, 周秉瑋, 葉曉春, 劉艷艷

(武漢理工大學(xué), 武漢 430070)

每年全世界的森林火災(zāi)可摧毀約6.5億hm2森林[1]，而在野火影響中認(rèn)識(shí)微量元素的流動(dòng)途徑十分重要。實(shí)際上，Jakubus等[2]人綜合研究發(fā)現(xiàn)在野火中，植被燃燒、有機(jī)質(zhì)礦化以及灰燼與土壤的浸出作用，可直接釋放出土壤表面沉積的微量金屬元素。Mandal[3]首次在研究中表明，林火會(huì)通過加熱、有機(jī)物分解以及灰燼沉積等方式改變土壤物化性質(zhì)，其中受灰燼影響最大?；覡a呈高堿性(pH=9～13.5)[4]，且其富含碳酸鉀、石灰和Mg，Ca等營養(yǎng)元素，常被用于土壤改良。黃蘭芬[5]利用生物質(zhì)灰對酸性紅壤的改良進(jìn)行了初步研究，發(fā)現(xiàn)灰分可明顯改善土壤酸度。Sicong Lei等[6]在最新的研究中，用生物質(zhì)灰和動(dòng)物源生物炭制備的土壤改良劑，可以有效降低Cd污染土壤中Cd的遷移性和生物可利用性。Pukalchik等[7]研究表明當(dāng)木質(zhì)灰單獨(dú)使用或和腐殖質(zhì)混合使用時(shí)，均可降低土壤中鎘和鋅的遷移性。但灰分中也含有一些微量金屬，如Cd，Mn，Co，Cr等元素，在雨水或灌溉作用下滲入土壤和地下水，現(xiàn)已有部分學(xué)者對此展開模擬試驗(yàn)。Chambers等[8]最早通過室內(nèi)試驗(yàn)，研究表明火災(zāi)后的土壤水溶液中，重金屬M(fèi)n的濃度比未燃燒時(shí)高出279%。而Burton等[9]在最近的研究中，對美國森林火災(zāi)中的生物質(zhì)灰樣品進(jìn)行淋溶試驗(yàn)，淋溶液中Cu，Pb，Se和Zn濃度均超出水質(zhì)環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值。因此評估林火過程中產(chǎn)生的生物質(zhì)灰對環(huán)境影響十分重要。

我國林地面積約3.12億hm2，原生森林占66.44%，隨著工業(yè)化和城市化的加速發(fā)展，如礦山開采、交通運(yùn)輸、污泥林用等行為已經(jīng)對林地造成嚴(yán)重破壞，其中交通運(yùn)輸和工業(yè)生產(chǎn)是城市林地土壤重金屬污染的主要來源，高密度的人口聚集造成商業(yè)、工業(yè)、生活廢棄物難以消化，引發(fā)一系列生態(tài)環(huán)境問題，而大量受污染的礦山廢水(洗礦、浮選和冶煉廢水)由于其流動(dòng)性很強(qiáng)、污染物濃度高，也在不斷加劇土壤污染。據(jù)《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》調(diào)查，林地土壤污染的超標(biāo)率高達(dá)10%，其中Cd的點(diǎn)位超標(biāo)率最高達(dá)7%，Cd的土壤環(huán)質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)值在一級(jí)自然背景下不超過0.2 mg/kg，因此鎘在林業(yè)土壤中也一直受到普遍關(guān)注。

前人研究大都集中施用生物質(zhì)灰對土壤的改良作用，很少有關(guān)注林火后植被燃燒產(chǎn)生的灰燼對土壤中重金屬遷移的后續(xù)影響[10]。此外，目前還沒有利用樟樹灰燼對土壤中鎘淋濾行為影響的報(bào)道。鑒于此，本研究目的是：(1) 通過測定淋溶液pH，EC，CEC，DOC以及Cd含量的動(dòng)態(tài)變化，探討不同降雨條件下生物質(zhì)灰對土壤中重金屬鎘的淋濾特性、縱向遷移行為以及鎘的累計(jì)釋放規(guī)律的影響；(2) 利用動(dòng)力學(xué)方程進(jìn)行擬合，共同評估施加生物質(zhì)灰的林地土壤濾除或保留鎘元素的能力，也可為今后鎘污染土壤修復(fù)提供依據(jù)。

1 試驗(yàn)材料和方法

1.1 土壤樣品處理

采樣地點(diǎn)位于湖北省武漢市珞珈山森林，地理坐標(biāo)：東經(jīng)114°22′34″；北緯30°32′28″，山頂海拔118.5 m，為東湖南岸臨湖最高峰，屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候類型。武漢市年降雨量約為1 200～1 600 mm，年平均氣溫17℃。該地區(qū)主要種植樟樹、銀杏樹等，還有大量灌木、草本植物和巖生植物。土壤類型為棕壤，在采樣區(qū)水平方向上蛇形布點(diǎn)，垂直方向上自上而下分兩層取樣，每層10 cm，將每個(gè)點(diǎn)上取得的土壤樣品充分混合均勻并帶回實(shí)驗(yàn)室，土壤樣品基本性質(zhì)見表1。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)

1.2 生物質(zhì)灰分制備

對森林里樟樹的枯葉、枯枝進(jìn)行收集，作為原料。采集后立即進(jìn)行前處理，剔去雜物，自然風(fēng)干后進(jìn)行研磨，過18目篩進(jìn)行保存。對收集的樣品在40℃的烘箱中干燥24 h，并在粉碎機(jī)中研磨至樣品的均勻性達(dá)到最大。生物質(zhì)灰通過露天燃燒產(chǎn)生[11]，將植物枝葉放在鋁鍋進(jìn)行燃燒，并在鋁鍋的三面設(shè)置薄鋁板，限制空氣流動(dòng)，提供可重復(fù)試驗(yàn)的燃燒條件。其基本性質(zhì)見表2。

表2 生物質(zhì)灰分的基本理化性質(zhì)

1.3 土柱淋溶試驗(yàn)

1.3.1 制備土壤原料 稱取氯化鎘放入燒杯中，加少量水溶解后移入1 000 ml燒杯，加水稀釋搖勻，再將土壤分批次添加氯化鎘溶液，不斷攪拌混合均勻，使土壤中鎘的含量達(dá)到40 mg/kg，培養(yǎng)兩周后保存?zhèn)溆谩?/p>

1.3.2 配置模擬酸雨 淋溶條件分為普通降雨和酸雨降雨。普通降雨使用去離子純水，酸雨采用摩爾濃度比為5∶1的濃硫酸和濃硝酸進(jìn)行混合，并添加CaCl2，MgSO4，(NH4)2SO4等試劑模擬酸雨的化學(xué)成分：SO42-7.6 mg/L，NO3-3.4 mg/L，NH4+1.47 mg/L，Ca2+1.66 mg/L，Cl-11.11 mg/L[12]。據(jù)統(tǒng)計(jì)武漢市酸雨的pH值在3.78～5.61，按最不利條件(pH=3.8)進(jìn)行淋溶，用H2SO4和HNO3來調(diào)整pH。

1.3.3 土柱填裝 淋溶裝置選用高為20 cm，內(nèi)徑5 cm的PVC(聚氯乙烯)管，在內(nèi)壁涂抹少量凡士林，避免出現(xiàn)流向不均勻的現(xiàn)象，并在底部鋪2 cm高的經(jīng)去離子水洗滌干燥后的石英砂，然后將100目的濾布固定在石英砂的上下兩層為防止土與沙混合。按照平均土壤容重1.3 g/cm3，填裝土壤，將土樣均勻填裝后壓實(shí)，并在表層覆蓋濾紙確保淋溶液可以均勻滲透，土柱裝置見圖1。填裝完加入去離子水再穩(wěn)定培養(yǎng)兩周。進(jìn)行淋溶試驗(yàn)前一周，在污染土壤頂層3 cm處，添加用量為土重的5%生物質(zhì)灰。試驗(yàn)共設(shè)置4組處理:CK1(pH=7.0-無灰)、F2-BA(pH=7.0-加灰)、CK3(pH=3.8-無灰)、F4-BA(pH=3.8-加灰)，每組處理重復(fù)三次。

圖1 土柱裝置示意圖

1.3.4 淋溶試驗(yàn) 試驗(yàn)采用連續(xù)淋溶方式，見圖2。每次往分液漏斗中加入100 ml雨量，淋溶液從底部滲出，淋溶速率必須小于淋溶液從底部滲出的速度，避免發(fā)生淋溶液在土柱內(nèi)滯留的情況。淋溶六次共600 ml，大約為該地區(qū)3個(gè)月的降雨量。每日在同一時(shí)段加淋一次，每次淋溶完將淋溶液收集在250 ml的燒杯中，并立即測量pH和EC值，隨即滴加硝酸進(jìn)行保存，再測定Cd含量。待淋溶全部結(jié)束后，將土壤從土柱內(nèi)推出，并分層檢測Cd的含量、CEC和DOC值。

1.4 表征與分析

pH由pH計(jì)(PHS-3C)測定，電導(dǎo)率由EC計(jì)(PHS-3C)測定。土壤質(zhì)地采用激光粒度儀測定，容重采用剪切環(huán)法測定。用x射線衍射儀分析生物質(zhì)灰的礦物組成。利用ICP-OES測定土壤和灰分樣品中Cd，Mg，Na等基本理化指標(biāo)。采用真空干燥箱(SG-ZKX250)對樣品進(jìn)行干燥，電子分析天平(ME204E)進(jìn)行稱量。土壤有機(jī)質(zhì)含量由總有機(jī)碳含量決定，總有機(jī)碳由C/N測定儀測定。

圖2 淋溶試驗(yàn)示意圖

陽離子交換量：

(1)

式中:V為提取物體積(ml);W為烘干生物質(zhì)灰質(zhì)量(g)。

重金屬累計(jì)淋失率：

(2)

式中:K為淋溶結(jié)束后Cd累計(jì)淋失率(%)；Ci為第i次淋溶液中重金屬Cd濃度(mg/L)；V為第i次淋溶液體積(ml)；m為土柱內(nèi)Cd總含量(mg)。

一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程：lny=a+bx

(3)

修正的Elovich方程：y=a+blnx

(4)

雙常數(shù)速率方程：lny=a+blnx

(5)

拋物線擴(kuò)散方程：y=a+bx0.5

(6)

式中:x為累計(jì)淋溶量(ml);y為累計(jì)淋溶量為x時(shí)重金屬的累計(jì)釋放量(mg/L);a,b為常數(shù)。用Origin 8.6數(shù)字軟件進(jìn)行方程擬合。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物質(zhì)灰對淋溶液pH，EC的影響

電導(dǎo)率表示水溶性離子在土壤中的溶解狀態(tài)，由圖3B所示，酸雨條件下的淋溶液EC值普遍高于普通降雨，可能酸雨本身的鹽基離子會(huì)進(jìn)入到淋溶液中。在兩種降雨條件下，淋溶液EC值均在第一次達(dá)到峰值，并隨著淋溶次數(shù)增加，呈現(xiàn)出先快速下降后緩慢下降的規(guī)律。其中快速下降階段由第一次549～990 mS/cm下降到第二次267～759 mS/cm，下降幅度約為23.3%～51.4%，該期間土壤表面的可溶性氧化礦微粒及各種鹽基離子會(huì)快速釋放至淋溶液中，就致使第一次電導(dǎo)率值相對較高但隨即會(huì)快速下降。當(dāng)降雨量大于400 ml時(shí)，淋溶液電導(dǎo)率較小隨后緩慢降至48.5～465 mS/cm，并逐漸趨于平穩(wěn)?？赡芤?yàn)殡S著反應(yīng)進(jìn)行，土壤可被交換的離子逐漸減少，但還在緩慢釋放其內(nèi)部顆粒的離子，因此持續(xù)了一段走向平穩(wěn)狀態(tài)的時(shí)間。值得注意的是，經(jīng)過生物質(zhì)灰處理后的淋溶液的EC值也相對較高，與前人研究一致[15]。在pH值為3.8,7.0的降雨條件下，在雨水pH為3.8,7.0時(shí)，施加灰分組的EC值比對照組分別提高了9.6%～37.2%，25.9%～45.7%，這是因?yàn)榛曳种械脑S多礦質(zhì)元素可以釋放出大量水溶性離子。

圖3 淋溶液pH值在降雨條件下的動(dòng)態(tài)變化及淋溶液EC值在降雨條件下的動(dòng)態(tài)變化

2.2 生物質(zhì)灰對土壤中CEC和DOC的影響

陽離子交換量作為土壤緩沖性能的主要來源支撐，其值大小可以評價(jià)土壤的保肥能力強(qiáng)弱。由表3看出，土壤中CEC值均提升，幅度約為18.4%～98.7%。添加生物質(zhì)灰后，CEC由初始7.6 cmol/kg增加至14.1 cmol/kg(pH=7.0)，15.1 cmol/kg(pH=3.8)。因?yàn)樯镔|(zhì)灰分本身CEC就很高，當(dāng)一些堿性離子(Na+，Mg2+，K+，Ca2+)在燃燒過程中會(huì)轉(zhuǎn)化成各種堿性物質(zhì)(碳酸鹽、氫氧化物等)，進(jìn)入土壤后會(huì)直接提高土壤CEC，同時(shí)生物質(zhì)灰表面負(fù)電荷數(shù)量增加使土壤膠粒陽離子吸附點(diǎn)位增多，也導(dǎo)致土壤CEC升高。

溶解性有機(jī)碳是土壤中一種十分活躍的化學(xué)物質(zhì)，也是土壤中某些元素的運(yùn)輸載體，是促進(jìn)金屬從土壤向水遷移的重要因素。從表中可得出DOC的上升幅度更大為(262%～415%)。在添加生物質(zhì)灰分后，DOC由初始10.8 g/kg增加至55.6 g/kg(pH=7.0)，40.4 g/kg(pH=3.8)，對比CK組分別增加了12.4 g/kg(pH=7.0)和1.3 g/kg(pH=3.8)。據(jù)報(bào)道[16]生物質(zhì)灰通過提高土壤pH，能加快微生物的活動(dòng)，有可能促進(jìn)腐殖質(zhì)等天然有機(jī)質(zhì)的降解，促使降解產(chǎn)物DOC含量增加。pH=3.8的降雨條件下，土壤DOC值比pH=7.0要低(4.1～15.2 g/kg)，說明酸雨降雨會(huì)減弱土壤中溶解性有機(jī)碳的增強(qiáng)趨勢。

表3 模擬降雨淋溶后土壤CEC，DOC的變化

2.3 生物質(zhì)灰在不同pH值的降雨條件下鎘的釋放特征

淋溶結(jié)束后明顯看出土壤添加生物質(zhì)灰后，淋溶液中鎘濃度相對較低。尤其是在快速溶出階段，鎘濃度比對照組低(0.64 mg/L(pH=7.0)，5.12 mg/L(pH=3.8))，說明生物質(zhì)灰分對土壤中Cd釋放起到一定的緩沖作用。生物質(zhì)灰是高堿性物質(zhì)，可以提升土壤pH值，pH升高后，土壤通過吸附和沉淀來固定重金屬的能力會(huì)增強(qiáng)，Cd更容易被吸附，遷移性降低。一般而言[19]，溶解性有機(jī)碳作為土壤系統(tǒng)中一種活躍成分，其具有較多活性位點(diǎn)會(huì)與重金屬競爭土壤與生物質(zhì)灰的吸附位點(diǎn)，同時(shí)也會(huì)與交換態(tài)重金屬形成可溶性有機(jī)絡(luò)合物，并通過共溶效應(yīng)使土壤重金屬遷移性增加。但在本研究中發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)灰分施加后，淋溶液中鎘淋失量有所降低，說明增加的溶解性有機(jī)碳對鎘離子的溶出作用不大，可能也是因?yàn)樵谔砑由镔|(zhì)灰后土壤DOC增加幅度較小。

圖4 淋溶液中Cd濃度在降雨條件下的動(dòng)態(tài)變化及降雨條件下淋溶液Cd的累計(jì)釋放量

2.4 生物質(zhì)灰對土壤中鎘縱向遷移行為和累計(jì)釋放量的影響

連續(xù)六次模擬降雨后，鎘在土壤中各深度的含量見表4，可看出在土壤淺層0—5 cm處，CK組和添加5%生物質(zhì)灰分處理后鎘含量占初始濃度的百分比分別為69.5%～81%(pH=7.0)，25.5%～39%(pH=3.8)。整個(gè)淋溶過程中大部分Cd停留在表層0—5 cm處，一方面由于土柱內(nèi)Cd原始分布在土壤0—5 cm處，另一方面由于土壤的強(qiáng)吸附作用。在本研究中部分Cd會(huì)向土壤深層遷移，表層Cd有6.1～10.9 mg/kg遷移到了未污染土壤層。對比降雨條件pH為7.0時(shí)，酸雨明顯增加重金屬的遷移量。這可能因?yàn)樵谒嵝酝寥乐校寥缹χ亟饘冁k的吸附減弱，致使被土壤固定的Cd被釋放出來更容易發(fā)生淋溶遷移[20]。在添加5%生物質(zhì)灰分后，對比CK組，Cd遷移速率降低，說明生物質(zhì)灰會(huì)降低Cd遷移風(fēng)險(xiǎn)。各淋溶條件下，鎘向下遷移量分別由對照組8.9 mg/kg下降到5%生物質(zhì)灰6.1 mg/kg(pH=7.0)，對照組10.9 mg/kg下降到5%生物質(zhì)灰8.4 mg/kg(pH=3.8)。在土壤重金屬離子的遷移轉(zhuǎn)化過程中，生物質(zhì)灰的作用除了能提高土壤pH，促使游離態(tài)重金屬通過沉淀等方式向碳酸鹽等形態(tài)轉(zhuǎn)化；其表面的含氧官能團(tuán)在酸性條件下能和重金屬形成穩(wěn)定的絡(luò)合物，同時(shí)生物質(zhì)灰分含有SiO2，Al2O3，P2O5等無機(jī)成分以及少量未燃燒完全的黑炭，都對重金屬離子有一定的固定能力[21]。

模擬降雨條件下鎘累計(jì)釋放量隨淋溶次數(shù)增加的變化見圖4，在各處理下，Cd的釋放量呈現(xiàn)一種先快速溶出，后緩慢溶出的現(xiàn)象。在雨水pH為3.8時(shí)，Cd的累積釋放量明顯高于pH=7.0，總釋放量為11.409 mg/L(F4-BA)～24.086 mg/L(CK3)，重金屬淋失量高出10.85～22.51 mg/L，由公式可得對照組和施加灰分組Cd的累計(jì)淋失率分別為66.12%，31.32%(pH=3.8)；4.34%，1.54%(pH=7.0)。這一結(jié)果與羅盈相似[22]，認(rèn)為在土壤培養(yǎng)過程中外加重金屬鎘主要以碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)存在，這兩種形態(tài)鎘對酸最為敏感。還可能因?yàn)樵谒嵝詶l件下，除了活動(dòng)性比較弱的弱酸溶態(tài)重金屬鎘，還有活動(dòng)性較強(qiáng)(如有機(jī)物結(jié)合的鎘的絡(luò)合物以及鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的鎘)均會(huì)被釋放出來。同時(shí)pH較低時(shí)，土壤更容易溶出活性鋁，使Al3+占領(lǐng)高吸附點(diǎn)位，導(dǎo)致大量Cd2+被淋濾。在經(jīng)過生物質(zhì)灰分的改良后，鎘累計(jì)釋放量顯著低于CK組，降低了約52.6%～64.6%，說明生物質(zhì)灰分可減少Cd的釋放量，降低淋失率。綜合而言當(dāng)堿性生物質(zhì)灰分進(jìn)入到土壤中，會(huì)通過改變pH值等方式，進(jìn)而改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，降低重金屬的遷移力，最終起到改善土壤性質(zhì)，修復(fù)重金屬污染土壤的作用[23]。

表4 模擬降雨淋溶后各土壤層鎘元素含量的分布mg/kg

2.5 降雨條件下鎘的累計(jì)釋放模型

目前，主要有一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，修正的Elovich方程，雙常數(shù)速率方程以及拋物線擴(kuò)散方程4種數(shù)學(xué)模型來對土壤中重金屬的釋放過程進(jìn)行描述，采用動(dòng)力學(xué)擬合的方式進(jìn)一步對降雨條件下重金屬Cd的釋放過程進(jìn)行研究，可對土壤和水兩種環(huán)境介質(zhì)中Cd的釋放規(guī)律及潛在危害提供一定的理論依據(jù)。

本次模擬過程中的擬合結(jié)果見表5。由相關(guān)系數(shù)顯著性檢驗(yàn)表明，拋物線擴(kuò)散方程和Elovich方程均能較好地對鎘釋放的動(dòng)力學(xué)過程進(jìn)行描述，尤其是拋物線擴(kuò)散方程R2值高達(dá)0.907～0.989。由Elovich方程的b值所示，CK1(0.248 3)>F2-BA(0.079 4)、CK3(1.520 5)>F4-BA(1.224 7)。b值表示重金屬從固相到液相的擴(kuò)散速率，說明施加灰分明顯提高土壤pH，有效降低重金屬Cd向深層土壤遷移的風(fēng)險(xiǎn)及Cd淋出速率，增加土壤系統(tǒng)固定重金屬的穩(wěn)定性，達(dá)到較好的鈍化作用，這也與很多前人研究一致[24]。由于不同重金屬元素的最適動(dòng)力學(xué)方程會(huì)存在一定差異，其中拋物線擴(kuò)散方程和Elovich方程比較適合Cd元素的釋放過程。修正的Elovich方程用于無機(jī)物質(zhì)(重金屬等)在土壤和其他介質(zhì)上的吸附、解吸動(dòng)力學(xué)，適合描述初始階段反應(yīng)速率快，隨后反應(yīng)速率減緩并逐漸趨于平穩(wěn)的過程，這正好與圖四淋溶液中鎘釋放規(guī)律吻合。拋物線擴(kuò)散方程主要用于描述多個(gè)擴(kuò)散機(jī)制的過程，由此Cd的淋濾過程不是一個(gè)單一的反應(yīng)，因?yàn)樵谥亟饘俚牧苋苓w移中，過程復(fù)雜影響因素很多，不但有垂直和水平擴(kuò)散運(yùn)動(dòng)，又有水解配位反應(yīng)、溶解解吸作用，是一個(gè)多因素協(xié)同作用達(dá)到動(dòng)態(tài)平衡的反應(yīng)過程。

表5 模擬降雨條件下土壤中Cd元素含量釋放的動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果

3 結(jié) 論

(1) 在兩種淋溶條件下，四組處理后的淋溶液pH均隨降雨量的增加，呈現(xiàn)先不斷升高后降低最后趨向平穩(wěn)的現(xiàn)象，EC值呈現(xiàn)先快速下降后緩慢下降的規(guī)律，且添加灰分的淋溶液pH，EC值均高于對照組，說明生物質(zhì)灰可改善土壤酸性，提高淋溶液的電導(dǎo)率。同時(shí)酸雨會(huì)降低淋濾液pH但會(huì)增加EC值。土壤中CEC，DOC含量均比初始土壤有所升高，且施加灰分的土壤CEC，DOC值均高于對照組，說明生物質(zhì)灰可以提高土壤的CEC和DOC含量。在淋溶結(jié)束后，淋溶液中鎘濃度均隨淋溶次數(shù)的增加而降低，整體趨勢為先快速下降后緩慢下降。添加生物質(zhì)灰后，淋溶液Cd濃度低于對照組，說明生物質(zhì)灰可降低Cd的淋失率。同時(shí)在酸雨淋溶下，Cd的淋失量明顯高于雨水pH為7.0時(shí)，說明酸雨會(huì)在一定程度上加快Cd的淋失。在添加灰分后的土壤中，Cd向土壤深層遷移的速率減慢，淋溶液中Cd的累計(jì)釋放量也明顯減少，說明生物質(zhì)灰對鎘污染的土壤具有良好的修復(fù)效果。由4種常用的動(dòng)力學(xué)方程進(jìn)行擬合，結(jié)果較好的是拋物線擴(kuò)散方程和Elovich方程，說明Cd在降雨條件下的釋放過程不是單一的一級(jí)反應(yīng)，而是由多種因素控制且活化能變化較大的復(fù)雜過程。

(2) 本試驗(yàn)雖已得到上述結(jié)論，仍然有許多不足之處：對土壤的取樣不夠豐富，只選取了一處地點(diǎn)，可以多取幾處土壤，使土壤多樣化；土柱淋溶裝置采用的分液漏斗，不能控制滴加速率，以后可以使用能控制速度的裝置；對生物質(zhì)灰的施加量只選取了土壤5%的比例，可能不是修復(fù)鎘污染土壤的最佳含量，可以細(xì)致劃分，多設(shè)置幾組梯度含量。