全 文 ：施用污泥对土壤重金属形态分布和
生物有效性的影响*
宋琳琳摇 铁摇 梅**摇 张朝红摇 惠秀娟摇 景摇 逵摇 陈忠林摇 张摇 莹
(辽宁大学环境学院, 沈阳 110036)
摘摇 要摇 采用盆栽技术和 BCR连续浸提法研究了污泥的添加对土壤 Cd、Pb、Cu和 Zn形态分
布的影响及重金属在黑麦草鄄施污泥土壤中迁移转化规律.结果表明: 污泥的添加使土壤中生
物有效态的 Cd和 Zn含量显著增加,生物有效态 Pb 含量显著降低,残渣态 Pb 的比例较 CK
增加了 33. 3% ~74. 5% ,而可交换态和可还原态 Cu 含量在污泥与土壤添加比为 1 颐 1 时,仅
占总量的 0. 7%和 0. 2% .污泥的添加能促进黑麦草对 Cd、Cu 和 Zn 的吸收,抑制对 Pb 的吸
收.多元线性回归分析结果表明,黑麦草体内 Cd、Zn和 Cu含量分别与土壤中可还原态 Cd、Zn
和可氧化态 Cu含量存在正相关,草体中 Pb的含量则受土壤中可交换态和可氧化态 Pb 含量
共同影响.种植黑麦草后根际土中可氧化态 Cd和 Cu 分别向可交换态 Cd 和残渣态 Cu 转化,
可交换态和可还原态 Zn向可氧化态 Zn转化,Pb的生物有效性基本未受影响.
关键词摇 城市污泥摇 重金属形态摇 黑麦草摇 生物有效性
文章编号摇 1001-9332(2012)10-2701-07摇 中图分类号摇 X833摇 文献标识码摇 A
Effects of applying sewage sludge on chemical form distribution and bioavailability of heavy
metals in soil. SONG Lin鄄lin, TIE Mei, ZHANG Zhao鄄hong, HUI Xiu鄄juan, JING Kui, CHEN
Zhong鄄lin, ZHANG Ying ( College of Environmental Science, Liaoning University, Shenyang
110036, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(10): 2701-2707.
Abstract: A pot experiment was conducted to study the effects of applying sewage sludge on the
chemical form distribution of heavy metals (Cd, Pb, Cu and Zn) in soil and the transfer and accu鄄
mulation of the heavy metals in soil鄄plant ( ryegrass) system. With the application of sewage
sludge, the contents of bioavailable Cd and Zn in soil increased significantly but that of bioavailable
Pb in soil had a significant decrease, and the content of residual form Pb in soil increased
by 33郾 3% -74. 5% , compared with CK. When the application rate of sewage sludge was 50%
(M / M) of soil, the contents of exchangeable and reducible Cu in soil only occupied 0. 7% and
0郾 2% of the total Cu respectively. The application of sewage sludge promoted the Cd, Cu and Zn
absorption while inhibited the Pb absorption by ryegrass. Multiple linear regression analysis showed
that the Cd, Zn and Cu contents in ryegrass were positively correlated with the reducible Cd and Zn
and oxidizable Cu contents in soil, respectively, and Pb content in ryegrass was highly correlated
with the soil exchangeable and oxidizable Pb contents. After planting ryegrass, the oxidizable Cd
and Cu in rhizosphere soil were transformed into exchangeable Cd and residual form Cu, respective鄄
ly, the exchangeable and reducible Zn transformed into oxidizable Zn, whereas the bioavailability of
Pb was less affected.
Key words: sewage sludge; heavy metal form; ryegrass; bioavailability.
*辽宁省科技厅项目(20102086) 和辽宁大学“211冶工程重点学科
项目(HJ211010)资助.
**通讯作者. E鄄mail: tiemei07@ yahoo. cn
2011鄄12鄄29 收稿,2012鄄07鄄18 接受.
摇 摇 随着我国城镇污水处理率的不断提高,城市污
水处理的副产物———污泥的处置成为全社会关注的
问题[1] .由于城市污泥中含有植物生长需要的多种
营养元素,因此,能够将污泥作为二次有机肥料以一
定比例施用于土壤中来改善土壤环境[2-3] . 研究表
明,污泥施用于城市绿地能够避免污泥中有毒有害
物质通过食物链危害人类安全,正逐渐成为污泥资
源化、安全化和无害化回收利用的重要途径[4-5] .但
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 10 月摇 第 23 卷摇 第 10 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Oct. 2012,23(10): 2701-2707
在施用过程中必须重点关注污泥进入土壤后重金属
的污染问题和表现出的环境行为[6] . 随着环境科学
和土壤科学领域对不同介质中重金属迁移和积累行
为研究的深入,认为仅以重金属总量考察土壤重金
属的潜在环境风险是远不够的,重金属具有的环境
行为、生态效应和对环境危害大小更大程度上取决
于其形态分布,尤其是具有生物有效性形态的含量、
存在比例及其迁移转化能力[7-9] .目前,污泥土地施
用备受国内外关注[10-12],但是国内对污泥施用于城
市绿地中重金属环境行为的研究尚不够深入,探究
污泥施用后重金属在植物鄄施污泥土壤系统中的迁
移转化及其归宿问题是亟待解决的课题[13] .本文通
过盆栽试验,探讨城市污泥施用后对土壤重金属形
态分布的影响,并分析了在黑麦草种植前后根际土
中重金属的形态变化及重金属在黑麦草鄄施污泥土
壤间的迁移转化和富集行为,为国家“十二五冶规划
中城市污泥无害化、资源化利用提供参考.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试材料
试验植物为多年生黑麦草(Lolium perenne),品
种为绅士.供试土壤采自沈阳北部地表层土(0 ~ 20
cm).试验所用污泥取自沈阳市北部污水处理厂的
混合生活污泥.土壤和污泥样品于自然风干后,研细
过 0郾 15 mm筛备用.供试土壤和污泥 pH值、有机质
含量及 Cd、Pb、Cu和 Zn总量见表 1.
1郾 2摇 试验方法
将污泥与土壤分别以质量比(以风干基计)为
0 颐 10(CK)、2 颐 10(T1)、4 颐 10 (T2 )、6 颐 10 (T3 )、
8 颐 10(T4)和 10 颐 10(T5)充分混合配成污泥混合土
壤,分别装入塑料盆中,室温下定期以定量去离子水
浇灌,平衡 30 d.风干过 1 mm 筛,部分样品过 0郾 15
mm筛后用于相关指标的测定. 另取 800 g(以风干
基计)各处理样装入底面半径 10 cm、高 16 cm 的种
植盆中.播种(每盆 50 粒),出苗后,间苗至每盆 35
株,生长期为 50 d .每处理重复 5 次. 收获时,沿土
面剪取地上部,同时采用抖动法抖落根系上多余的
土壤, 附着于根系上的为根际土. 将根系和叶用去
离子水洗净后置于 105 益下杀青 0郾 5 h,60 益下烘
至恒量后备用.
1郾 3摇 测定方法
1郾 3郾 1 样品理化性质 摇 各处理样品 pH 值采用
1 颐 2郾 5土水比测定;有机质采用重铬酸钾氧化鄄外加
热法测定[14];重金属总量采用 HNO3 鄄微波消解
(MDS鄄2002A)法测定.
1郾 3郾 2 重金属形态摇 采用欧共体参考物质署提出的
三步连续分级提取法(简称 BCR法) [15]: 1)可交换
态(F1),采用 0郾 1 mol·L-1HAc 提取; 2)可还原态
(F2),采用 0郾 5 mol·L-1NH2OH·HCl 提取; 3)可
氧化态(F3),采用 30%H2O2和 1 mol·L-1NH4Ac 提
取; 4)残渣态(F4),采用 HNO3 鄄微波消解法提取.
1郾 3郾 3 黑麦草体内重金属含量测定摇 黑麦草叶部和
根部烘干样品采用 HNO3 鄄H2O2 鄄微波消解法测定.各
处理样品重金属含量采用 SpectrAA 220 型原子吸收
光谱仪测定,各处理样品设置 3 个平行样和 2 个空
白样,每个样品分析均重复 3 次,取算术平均值( 依
标准差)为试验结果. 同时在重金属总量分析中采
用加标回收法执行质量控制,各元素加标回收率在
96% ~102% .
1郾 4摇 数据处理
重金属形态相对变化率=黑麦草种植后各处理
样品根际土中重金属各形态存在比例-黑麦草种植
前各处理样品中重金属各形态存在比例;
重金属迁移系数 =黑麦草叶部重金属含量 /黑
麦草根部重金属含量.
试验数据用 Origin 7郾 5 作图,采用 SPPS 13郾 0 统
计软件对数据进行差异显著性分析(琢 = 0郾 05)和相
关性分析.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 添加污泥对土壤 pH、有机质和重金属总量的
影响
污泥添加对土壤 pH 和有机质含量有显著影
响 . 如表2所示,各污泥配比土壤和CK的pH值差
表 1摇 供试土壤和污泥的化学性质及重金属总量
Table 1摇 Basic physical properties and total contents of Cd, Pb, Cu and Zn in test soil and sewage sludge
项目
Item
pH 有机质
Organic matter
(% )
总 Cd
Total Cd
(mg·kg-1)
总 Pb
Total Pb
(mg·kg-1)
总 Cu
Total Cu
(mg·kg-1)
总 Zn
Total Zn
(mg·kg-1)
土壤 Soil 6郾 97依0郾 05 3郾 61依0郾 64 1郾 50依0郾 02 88郾 86依2郾 91 51郾 97依0郾 44 90郾 85依3郾 98
污泥 Sewage sludge 7郾 59依0郾 18 34郾 07依2郾 04 4郾 87依0郾 25 132郾 04依4郾 24 292郾 06依12郾 60 720郾 00依1郾 53
2072 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
表 2摇 施用污泥对土壤理化指标的影响
Table 2摇 Effects of applying sewage sludge on physico鄄chemical properties of soil
处理
Treatment
pH 有机质
Organic matter
(% )
总 Cd
Total Cd
(mg·kg-1)
总 Pb
Total Pb
(mg·kg-1)
总 Cu
Total Cu
(mg·kg-1 )
总 Zn
Total Zn
(mg·kg-1)
T1 7郾 17依0郾 11a 5郾 34依0郾 97a 1郾 96依0郾 04a 94郾 90依4郾 34a 79郾 06依2郾 95a 210郾 27依9郾 43a
T2 7郾 26依0郾 06ab 7郾 12依0郾 74b 2郾 35依0郾 05b 96郾 10依1郾 60a 101郾 45依2郾 30b 385郾 76依4郾 45b
T3 7郾 39依0郾 06bc 9郾 27依0郾 50c 3郾 02依0郾 04c 99郾 53依4郾 43ab 136郾 61依1郾 56c 500郾 43依0郾 88c
T4 7郾 45依0郾 06c 12郾 40依1郾 10d 3郾 27依0郾 06d 105郾 21依3郾 38bc 157郾 73依3郾 88d 575郾 05依7郾 59d
T5 7郾 49依0郾 08c 15郾 54依0郾 48e 3郾 42依0郾 03e 110郾 74依2郾 58c 163郾 15依1郾 37d 584郾 31依7郾 79d
同列不同小写字母表示差异显著(P<0郾 05) Different small letters in the same column meant significant difference at 0郾 05 level郾
异显著,污泥 T1 ~ T2处理和污泥 T3 ~ T5各处理间土
壤 pH差异不显著,但随着污泥施用比例的增加,土
壤 pH 呈现出增加的趋势,较 CK 增加了 0郾 20 ~
0郾 52.除污泥 T1处理外,其他污泥处理组与 CK之间
的土壤有机质含量差异显著. 随着污泥施用量的增
加,土壤有机质含量呈现增加的趋势.各污泥处理的
土壤有机质含量比 CK增加了 1郾 5 ~ 4郾 3 倍.
污泥添加对土壤中 4 种重金属总量影响显著,
随着污泥施用比例的增加,各污泥处理之间 Cd、Cu
和 Zn 总量存在显著差异,较 CK 分别增加了
30郾 7% ~128郾 0% 、52郾 1% ~ 213郾 9% 和 119郾 4% ~
493郾 5% ;但污泥 T1 ~ T3和 T4 ~ T5处理间土壤 Pb 总
量差异不显著,各污泥处理 Pb 总量较 CK 增加了
6郾 8% ~24郾 6% .
2郾 2摇 污泥中重金属的存在特征
对环境中重金属各形态分布特征情况的研究,能
够更清楚地指示重金属各形态对环境的贡献度. Que鄄
vauviller等[15]认为,以可交换态、可还原态和可氧化
态存在的重金属对环境而言具有生物活性,属生物有
效态;残渣态属原生矿物结合态,无生物有效性.
如图 1 所示,污泥中 Cd、Pb、Cu和 Zn主要以残
图 1摇 污泥中 Cd、Pb、Cu和 Zn形态分布
Fig. 1摇 Form distribution of Cd, Pb, Cu and Zn in the sewage
sludge郾
F1:可交换态 Exchangeable; F2:可还原态 Reducible; F3:可氧化态
Oxidizable; F4:残渣态 Residual郾
渣态形式存在,分别占总量的 41郾 7% 、 89郾 2% 、
63郾 5%和 50郾 0% ,可交换态的存在比例均较低,分
别为 7郾 6% 、4郾 7% 、1郾 8%和 4郾 5% ,污泥中 4 种重金
属的可氧化态的存在比例大于可还原态. 4 种重金
属生物有效态存在比例的大小表现为 Cd>Zn>Cu>
Pb.
2郾 3摇 添加污泥对土壤中重金属形态分布的影响
污泥的添加对土壤中不同重金属形态分布有显
著影响(表 3). 在不同污泥处理的土壤中,Cd 主要
以可还原态和残渣态的形式存在,Pb,Cu和 Zn主要
以可氧化态和残渣态的形式存在. 污泥的添加对土
壤中 Cd 的形态分布产生显著影响,土壤中可交换
态、可还原态和可氧化态 Cd 含量和比例随着污泥
添加量的增加而增加,而残渣态 Cd 的比例从
70郾 8%下降到 27郾 6% .污泥添加量的增加使土壤中
可还原态 Pb 含量从 29郾 81 mg·kg-1下降到 1郾 12
mg·kg-1,存在比例降幅为 33郾 8% ,可氧化态 Pb 含
量从 41郾 90 mg·kg-1下降到 8郾 99 mg·kg-1,比例降
幅为 41郾 6% ,残渣态 Pb 的比例却较 CK 增加了
33郾 3% ~74郾 5% .在不同污泥处理土壤中可交换态
和可还原态 Cu含量均低于 5 mg·kg-1,两种形态存
在比例随污泥添加量的增加而降低,在污泥 T5处理
时其含量仅占总量的 0郾 7%和 0郾 2% ,污泥的添加虽
增加了可氧化态和残渣态 Cu 含量,但两种形态比
例变化趋势却相反,在污泥 T3处理时,可氧化态 Cu
比例最低,占总量的 47郾 6% ;而残渣态 Cu 比例最
大,占总量的 50郾 7% . 污泥的添加使土壤中各形态
Zn含量显著增加,但在污泥 T5处理时,具有生物有
效性的 3 种形态 Zn含量却有所下降.
2郾 4摇 添加污泥对黑麦草中重金属含量的影响
如表 4 所示,添加污泥对黑麦草根部 4 种重金
属吸收量影响显著(P<0郾 05).随着污泥添加量的增
加,黑麦草根部对土壤中Cd、Cu和Zn的吸收量较
307210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 宋琳琳等: 施用污泥对土壤重金属形态分布和生物有效性的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 3摇 施用污泥对土壤重金属含量的影响
Table 3摇 Effects of applying sewage sludge on the Cd, Pb,Cu and Zn contents in soil (mg·kg-1)
处理
Treat鄄
ment
Cd
F1 F2 F3 F4
Pb
F1 F2 F3 F4
CK 0郾 01a(0郾 7) 0郾 32a(23郾 4) 0郾 07a(5郾 1) 0郾 97a(70郾 8) 0郾 58a(0郾 7) 29郾 81a(35郾 5) 41郾 90a(49郾 8) 11郾 80a(14郾 0)
T1 0郾 19b(9郾 2) 0郾 42a(20郾 4) 0郾 19ab(9郾 2) 1郾 26b(61郾 2) 2郾 33b(2郾 5) 4郾 11b(4郾 4) 42郾 40a(45郾 8) 43郾 82b(47郾 3)
T2 0郾 28c(11郾 4) 0郾 58b(23郾 7) 0郾 30b(12郾 2) 1郾 29b(52郾 7) 2郾 44b(2郾 6) 1郾 26cd(1郾 4) 32郾 91b(35郾 3) 56郾 75c(60郾 8)
T3 0郾 51d(11郾 9) 1郾 03c(26郾 9) 0郾 66c(18郾 0) 1郾 12c(43郾 3) 2郾 05c(2郾 1) 1郾 12c(1郾 1) 15郾 69c(16郾 0) 79郾 39d(80郾 8)
T4 0郾 60e(18郾 6) 1郾 11c(34郾 4) 0郾 63c(19郾 5) 0郾 89a(27郾 6) 1郾 44d(1郾 4) 1郾 44d(1郾 4) 16郾 3c(16郾 4) 81郾 76d(80郾 7)
T5 0郾 51d(15郾 4) 1郾 03c(31郾 0) 0郾 66c(19郾 9) 1郾 12c(33郾 7) 1郾 43d(1郾 3) 1郾 81e(1郾 7) 8郾 99d(8郾 2) 96郾 95e(88郾 8)
处理
Treat鄄
ment
Cu
F1 F2 F3 F4
Zn
F1 F2 F3 F4
CK 1郾 11a(2郾 1) 4郾 73a(8郾 8) 36郾 02a(67郾 3) 11郾 66a(21郾 8) nd 13郾 26a(14郾 5) 24郾 35a(26郾 6) 53郾 90a(58郾 9)
T1 2郾 84b(3郾 4) 0郾 61b(0郾 7) 52郾 62b(63郾 8) 26郾 40b(32郾 0) 40郾 23a(18郾 9) 45郾 43b(21郾 4) 45郾 10b(21郾 2) 81郾 95b(38郾 5)
T2 3郾 21c(3郾 2) 0郾 47c(0郾 5) 62郾 10c(61郾 0) 36郾 04c(35郾 4) 47郾 32b(13郾 1) 51郾 24c(14郾 1) 156郾 96c(44郾 1) 104郾 11c(28郾 7)
T3 1郾 88d(1郾 5) 0郾 36cd(0郾 3) 61郾 71c(47郾 6) 65郾 65d(50郾 7) 48郾 08b(9郾 7) 60郾 94d(12郾 3) 248郾 99d(50郾 2) 137郾 98d(27郾 8)
T4 2郾 28e(1郾 5) 0郾 32d(0郾 2) 90郾 03d(59郾 2) 59郾 54e(39郾 1) 56郾 87c(10郾 3) 113郾 91e(20郾 6)158郾 50ce(28郾 7) 223郾 89e(40郾 5)
T5 1郾 07a(0郾 7) 0郾 26d(0郾 2) 88郾 82d(55郾 9) 68郾 67f(43郾 2) 49郾 97b(8郾 6) 106郾 37f(18郾 3) 148郾 97e(25郾 6) 276郾 89f(47郾 6)
F1:可交换态 Exchangeable; F2:可还原态 Reducible; F3:可氧化态 Oxidizable; F4:残渣态 Residual郾 括号内数字代表各重金属形态含量占形态
总量的百分比 Percentage of each form of Cd, Pb, Cu and Zn in soils郾 nd:未检出 Not detected.下同 The same below.
CK分别增加 1郾 0 ~ 1郾 3、1郾 4 ~ 3郾 3 和 2郾 9 ~ 7郾 5 倍,
并在污泥 T4处理时达最大,分别为 9郾 65、101郾 09 和
976郾 90 mg·kg-1;除污泥 T5处理与 T3和 T4处理的
土壤中黑麦草对 Pb吸收量差异不显著外,其他污泥
处理组与 CK之间黑麦草对 Pb 吸收量均存在显著
差异,但与其他 3 种重金属吸收变化趋势相反,污泥
的添加使黑麦草根部对 Pb吸收量呈现出下降趋势,
各污泥处理较 CK下降了 0郾 2 ~ 0郾 4 倍.
由于根系对重金属吸收有特殊机制,使黑麦草
对土壤中重金属吸收大多积累在根部,向地上运输
能力较低.黑麦草对施污泥土壤中 Cd、Pb、Cu 和 Zn
平均迁移系数分别为 0郾 1、0郾 2、0郾 3 和 0郾 3. 除 Zn
外,在较低污泥比例(T1 ~ T2)处理土壤中,叶部对
Cd、Pb和 Cu的吸收量与 CK无显著差异,在较高污
泥施加比例(T3 ~ T5)处理下,对 3 种重金属吸收量
与 CK之间差异显著,但各处理之间差异不显著.因
此,从黑麦草对重金属吸收情况来看,较低比例污泥
施入土壤时不会对黑麦草产生毒害作用.
摇 摇 为了探究施污泥土壤中重金属各生物有效态含
量对黑麦草吸收重金属量的影响程度大小,将黑麦
草体内对不同种重金属总吸收量作为因变量 Y,自
变量 (影响因子)分别为具有生物有效性的可交换
态(F1)、可还原态(F2)和可氧化态 (F3)含量, 采用
逐步回归分析法,进行多元线性回归方程的模拟,寻
找出与黑麦草吸收重金属量具有显著相关性的一种
或几种生物有效态. 结果表明(表 5),黑麦草对 Cd
和 Zn吸收量与施污泥土壤中可还原态 Cd 和 Zn 含
量关系密切,呈显著正相关;对 Cu 吸收量与施污泥
土壤中可氧化态 Cu 含量存在显著正相关;而黑麦
草体内 Pb含量主要受施污泥土壤中可交换态和可
氧化态 Pb含量的影响.
2郾 5摇 黑麦草的种植对施污泥土壤中重金属形态分
布的影响
本研究同时也对黑麦草种植后施污泥土壤中
表 4摇 施用污泥土壤中黑麦草体内重金属分布
Table 4摇 Distribution of heavy metals in ryegrass grown on sludge鄄amended soils (mg·kg-1)
处理
Treat鄄
ment
Cd
根部
Root
叶部
Leaf
Pb
根部
Root
叶部
Leaf
Cu
根部
Root
叶部
Leaf
Zn
根部
Root
叶部
Leaf
CK 7郾 45依0郾 22a 0郾 75依0郾 05a 37郾 11依1郾 49a 7郾 16依0郾 27a 30郾 32依1郾 28a 14郾 11依0郾 48a 129郾 79依5郾 08a 67郾 82依2郾 90a
T1 7郾 74依0郾 24a 0郾 77依0郾 04ab 31郾 27依1郾 38b 7郾 01依0郾 30a 42郾 50依1郾 98b 13郾 49依0郾 61a 377郾 26依14郾 45b 108郾 69依3郾 73b
T2 7郾 93依0郾 27ab 0郾 79依0郾 06ab 28郾 56依1郾 20c 6郾 97依0郾 23a 58郾 59依2郾 44c 15郾 91依0郾 54b 433郾 44依12郾 00c 147郾 26依4郾 50c
T3 9郾 48依0郾 40c 0郾 84依0郾 04bc 22郾 79依1郾 11d 5郾 95依0郾 25b 78郾 12依2郾 37d 13郾 79依0郾 42a 698郾 27依14郾 75d 161郾 20依5郾 15d
T4 9郾 65依0郾 43c 0郾 91依0郾 06c 25郾 66依1郾 25e 5郾 29依0郾 24c 101郾 09依2郾 91e 17郾 84依0郾 64c 976郾 90依29郾 81e 189郾 76依8郾 07e
T5 8郾 45依0郾 32b 0郾 88依0郾 05c 23郾 47依0郾 87de 4郾 02依0郾 20d 95郾 93依2郾 81f 17郾 48依0郾 50c 822郾 14依17郾 86f 182郾 05依7郾 25e
4072 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
表 5摇 黑麦草体内重金属含量与土壤中重金属各有效态含
量间的逐步线性回归方程
Table 5 摇 Regression equations between the contents of
heavy metals in ryegrass and the contents of bioavailable
heavy metals in soils
重金属
Heavy metal
摇 摇 摇 摇 回归方程
摇 摇 Regression equation
R2
Cd Y=7郾 408+2郾 600F2 0郾 75*
Pb Y=28郾 309-3郾 009F1 +0郾 418F3 0郾 99**
Cu Y=-7郾 583+1郾 392F3 0郾 93**
Zn Y=192郾 588+8郾 293F2 0郾 88*
*P <0郾 05; **P<0郾 01.
图 2摇 黑麦草种植前后根际土壤中重金属各形态的相对变
化率
Fig. 2摇 Relative change of each form of Cd, Pb, Cu and Zn in
the rhizosphere soil after planting ryegrass郾
4 种重金属各形态含量进行分析,可知种植后根际
土中 4 种重金属的形态分布特征与种植前基本一
致,但各污泥处理根际土中重金属总量较种植前有
所降低,这可能是因为黑麦草在生长过程中吸收了
具有生物活性的重金属. 种植前后施污泥根际土中
各形态重金属存在比例的相对变化率如图 2 所示,
黑麦草的种植使施污泥根际土中可交换态 Cd 的比
例增加,增幅为 3郾 3% ~ 9郾 9% ;降低了可氧化态的
Cd比例,降幅为 1郾 9% ~ 8郾 2% ,可还原态和残渣态
降幅低于 1% ,说明在黑麦草生长过程中土壤中可
氧化态 Cd主要向可交换态 Cd 转化,一定程度上激
活了 Cd的活性;而根际土中可氧化态 Cu 比例在种
植后也有所降低,降幅为 5郾 2% ~ 13郾 5% ,残渣态比
例增加,增幅为 8郾 3% ~ 13郾 2% ,黑麦草的种植在一
定程度上钝化了根际土中 Cu 的活性,使其向不具
活性的残渣态转化;对 Zn 而言,黑麦草的种植却增
加了根际土中可氧化态 Zn 的比例,增幅为 5郾 8% ~
10郾 8% ,表现出以可交换态和可还原态存在的 Zn向
可氧化态迁移转化的趋势. 但黑麦草的种植对根际
土中各形态 Pb的比例影响不大,各形态相对变化率
都低于 0郾 5% ,生物有效性基本未受影响.
3摇 讨摇 摇 论
污泥中含有大量的能够被植物吸收的营养元素
和丰富的有机质,一定比例施用于土壤后能够改良
土壤结构、改善土壤的理化性质、植物的产量与品
质[16-17] .本研究表明,由于污泥呈现的碱性特征,使
得污泥的施用增加了土壤 pH,与某些研究结
果[18-19]不一致.这可能与试验选择的土壤和污泥的
酸碱性有关. 李梦红等[20]研究发现,当土壤 pH 为
碱性时,能够较大程度地减少重金属纵向淋溶作用,
降低其对地下水污染的威胁. Udom等[21]认为,污泥
中的有机质进入土壤后也能增强重金属在土壤表面
的滞留能力,增加了其施用的安全性.
环境中重金属的存在特征是揭示重金属迁移转
化规律、生物有效性大小的重要指标[22] . Zhu 等[23]
通过将腐殖土与污泥按一定比例混合前后重金属形
态变化研究,发现具有较强生物活性的 Zn、Cu和 Pb
向生物有效性较低的氧化态和残渣形式转化. 本研
究表明,污泥的施加显著增加了土壤中生物有效态
Cd的含量和比例,对土壤 Cd 起到了一定的活化作
用.对 Pb的活性起到了钝化作用,这与污泥中 Pb具
有较大的残渣态含量和比例有关,污泥的加入使得
土壤 Pb与原生相结合更紧密.污泥的加入显著增加
507210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 宋琳琳等: 施用污泥对土壤重金属形态分布和生物有效性的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
了土壤中可氧化态 Cu 含量,这与 Gupta 和 Sinha[24]
的研究结果一致.这可能归因于污泥的施入会使更
多的 Cu2+与土壤中生物大分子官能团(芳香烃、羧
基类、烷基类等)形成稳定的复合物,进而影响到 Cu
的生物活性.污泥的添加对土壤中 Zn的生物有效态
含量和存在比例的影响具有波动性,这可能是土壤
中有机质存在的种类不同,扰乱了 Zn各组分的分配
规律,Zn2+能与施污泥土壤中不同种有机质类物质
发生吸附或络合反应,使得一部分与具有溶解性有
机质结合的 Zn2+释放到土壤中,一部分与有机酸类
物质结合生成稳定的重金属鄄复合物[23] .
Guerra等[22]和 Nogueira 等[25]研究认为,土壤
中重金属生物有效态含量是植物可获得重金属含量
的重要指标,土壤中重金属生物有效态存在比例越
高,对植物的利用性就越大,而重金属以残渣态形式
存在对植物基本无效.本研究中,施污泥土壤中可还
原态 Cd 含量占总量比例较高,同时黑麦草体内对
Cd吸收量与可还原态 Cd 含量存在显著正相关;而
黑麦草对土壤中 Cu 的吸收也存在类似结论. 施污
泥土壤中较高比例的可氧化态 Pb含量与草体 Pb含
量存在显著正相关.虽然土壤中易还原态 Zn含量对
黑麦草体内 Zn 吸收量贡献最大,但黑麦草体内 Zn
含量与土壤中具有较高比例 Zn 的可氧化态含量却
无显著相关性,这可能是因为土壤中的 Zn2+与有机
类物质形成了稳定性较强的复合物,抑制了此类形
态的生物可利用性[26],或许还与根际对 Zn 吸收具
有的特殊机制有关,具体原因有待进一步研究.
植物的根际作用能够改变植物根部周围的土壤
环境,进而能对重金属的形态分布产生显著影响.于
瑞莲等[27]研究发现,种植小白菜前后施污泥根际土
中残渣态 Cd 会向生物有效性高的组分转化. 本研
究中,黑麦草种植后,施污泥根际土中可氧化态 Cd
向生物有效性较强的可交换态转变,生物有效性被
激活;Zn和 Cu的形态有向生物活性较低的可氧化
态和残渣态转变,生物活性在一定程度上被钝化;而
由于污泥土壤中残渣态 Pb比例较大,根际作用对其
影响不大,使得对 Pb生物活性的影响较小.
4摇 结摇 摇 论
本研究表明,污泥的施用增加了土壤 pH 和有
机质含量,可较大程度地将重金属滞留在土壤表面,
降低其对地下水污染的风险. 同时污泥的添加能增
加土壤 Cd和 Zn生物有效态含量, 降低 Pb 的生物
活性.在污泥与土壤添加比例低于 1 颐 1 时可促进黑
麦草对 Cd、Cu 和 Zn 的吸收,却抑制对 Pb 的吸收,
其吸收量与重金属形态比例密切相关. 黑麦草的种
植使得施污泥根际土中 Cd 的活性被激活,却在一
定程度上钝化了 Cu 和 Zn 的活性,而对 Pb 的生物
活性影响较小.由于重金属的环境行为还会受土壤
性质、植物种类、污泥性状和用量等众多因子多元且
复杂的影响.因此,今后应进一步加强污泥土地利用
后重金属在土壤鄄植物之间的环境行为和生态环境
效应等基础理论的研究,同时也应注重污泥施用后
众多因子对生态环境的综合影响的定位试验研究和
长期定位监测,确保污泥施用的安全性.
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(in Chinese)
作者简介摇 宋琳琳,女,1986 年生,硕士. 主要从事环境介质
中重金属形态分析及污泥资源化利用研究. E鄄mail: tris鄄
ta00921@ 126. com
责任编辑摇 肖摇 红
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