全 文 ：中国生态农业学报 2010年 1月 第 18卷 第 1期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jan. 2010, 18(1): 141−146


* 教育部重点项目(204075)、福建省教育厅重点项目和福建省科技厅重大专项前期研究项目(2005YZ1001)资助
** 通讯作者: 王果(1957~), 男, 博士, 教授, 博士生导师, 研究方向为土壤环境化学与污染生态。E-mail: gwang572003@yahoo.com.cn
陈炎辉(1980~), 男, 博士, 讲师, 研究方向为环境生态。E-mail: yhchenm@yahoo.com.cn
收稿日期: 2009-01-01 接受日期: 2009-04-10
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2010.00141
施用方式对赤红壤坡地上污泥铜
随径流迁移的影响*
陈炎辉 1 黄瑞卿 2 王 果 1** 肖振林 2 陈明华 3 陈文祥 3 柴 鹏 3
(1.福建农林大学资源与环境学院 福州 350002; 2. 福州市农产品质量安全检验检测中心 福州 350004;
3. 福建省水土保持试验站 福州 350003)
摘 要 研究了以撒施、撒施+草和穴施方式施用于赤红壤坡地上污泥中的 Cu 在人工降雨条件下随径流的迁
移情况。结果表明, 污泥撒施后的前期(1 d 和 18 d)径流中混匀样总 Cu(MTCu)、静置样总 Cu(STCu)、颗粒态
总 Cu(TPCu)、悬浮态总 Cu(TSCu)和可溶性总 Cu(TDCu)浓度和流失量均达到峰值, 其中 MTCu、STCu 浓度和
流失量峰值分别为 1 674.9 μg·L−1、105.4 μg·L−1 和 21.59 mg·m−2、1.32 mg·m−2, 分别是穴施和撒施+草对
应峰值的 4.2~13.7 倍和 5.4~24.9 倍; 此后 Cu 浓度和流失量均逐渐降低。与撒施相比, 撒施+草径流中各形态
Cu 浓度和流失量削减率可分别达 72.8%~91.7%和 91.4%~97.1%, 穴施对应削减率则可分别达 78.2%~89.9%和
68.6%~82.9%。撒施、撒施+草和穴施 MTCu 径流流失系数分别为 0.83%、0.03%和 0.26%, 穴施和撒施+草均
可有效防止污泥 Cu 的流失, 但以撒施+草效果最好。颗粒相 Cu 是 Cu 流失的重要形式。
关键词 赤红壤 污泥农用 施用方式 模拟降雨 坡地 径流 污泥 Cu
中图分类号: X522; S157 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2010)01-0141-06
Effect of application method on copper transport by runoff from sloping
lateritic red soils amended with sewage sludge
CHEN Yan-Hui1, HUANG Rui-Qing2, WANG Guo1, XIAO Zhen-Lin2, CHEN Ming-Hua3,
CHEN Wen-Xiang3, CHAI Peng3
(1. College of Environmental and Resource Sciences, Fujian Agriculture and Forestry University, Fuzhou 350002, China;
2. Fuzhou Center for Detection and Inspection of Agricultural Product Quality and Safety, Fuzhou 350004, China;
3. Fujian Water and Soil Conservation Experimental Station, Fuzhou 350003, China)
Abstract The effects of different application methods of sewage sludge on Cu transport by runoff from sloping plots in lateritic red
soils were investigated under simulated rainfall conditions. When the sludge is broadcasted and mixed with surface soils, the concen-
trations and loss of MTCu (total Cu in mixed sample), STCu (total Cu in settled sample), TPCu (total particulate Cu), TSCu (total
suspended Cu) and TDCu (total dissolved Cu) in runoff are highest on the 1st and 18th day after application. The peaks of concentra-
tion and loss of MTCu, STCu are 1 674.9 μg·L−1, 105.4 μg·L−1 and 21.59 mg·m−2, 1.32 mg·m−2, which are respectively 4.2~13.7
and 5.4~24.9 times of corresponding peak values under hole-application and broadcast-application with hay mulch. After that, both
the concentration and loss of Cu gradually decrease with the treatment time. Broadcast-application with hay mulch reduces Cu con-
centration in runoff by 72.8%~91.7% and Cu loss via runoff by 91.4%~97.1%, compared with the broadcast-application alone. Cu
concentration in runoff and Cu loss via runoff reduce by 78.2%~89.9% and 68.6%~82.9% respectively under hole-application, com-
pared with those under broadcast-application. MTCu loss coefficients via runoff are 0.83%, 0.03% and 0.26% for broad-
cast-application, broadcast-application with hay mulch and hole-application. Hole-application, but especially broadcast-application
with hay mulch, is effective for controlling Cu loss by runoff. Particle-bound Cu is the major form of Cu loss via runoff.
Key words Lateritic red soil, Agriculturally utilization of sludge, Application method, Simulated rainfall, Sloping field,
Runoff, Sewage sludge Cu
142 中国生态农业学报 2010 第 18卷


(Received Jan. 1, 2009; accepted April 10, 2009)
在林木覆盖的南方丘陵山地施用污泥是污泥农
业资源化利用的重要潜在方向, 它基本不会产生食
物链污染的风险, 但污泥污染物可随地表径流流失,
从而对地表水产生污染。长期施用污泥必然造成土
壤中重金属的不断累积 [1−2], 增加重金属对地表水
体的潜在污染风险。Dowdy等[3]研究结果表明, 污泥
通过注入方式施用于玉米连作土壤中, 施用 10年后
并未对径流中 Cd、Ni、Pb浓度造成影响, 但会提高
雪融水中 Cu、Zn浓度。Harris-Pierce等[4]研究表明,
污泥表施处理径流中 Cu、Mo和 Ni浓度与污泥用量
呈正相关。Rostagno 等[5]的研究结果也证实污泥表
施径流中 Cu、Mn 浓度随施用量增加而升高, 随时
间推移而递减。而 Aguilar 等[6]的研究则表明, 污泥
表施径流中 Cd、Cu浓度并不高, 低于禽畜饮用水标
准限值。此外, 污泥施用区土壤重金属可能通过稳
定化(如铁铝氧化物包被或硅酸盐、磷酸盐和碳酸盐
沉淀)或污泥有机质矿化分解来影响其有效性和可
迁移性[7]。可见, 污泥坡地利用引起重金属径流污染
风险存在很大变数, 与施用方法、降雨、地表状况、
地形和污泥重金属在土壤的化学行为等多因素有关,
但十分有限的研究多集中在非酸性土地区, 难以回
答酸性土坡地上污泥重金属对地表水的污染风险。
重金属Cu是污泥中含量较高的元素, 它既是植物营
养元素又是环境污染元素, 在酸性土壤条件下可能
具有较大的移动性。本研究探讨了酸性赤红壤坡地
上(直形坡、坡度 15°、裸地条件), 高量污泥不同施
用方式(撒施、撒施+草和穴施)下径流中各形态 Cu
随时间的变化特征, 并评估其对地表水的潜在污染
风险。
1 材料与方法
1.1 小区设计
野外原位模拟试验布设在福建省厦门市集美水
土保持实验站(118°0′23″E、24°37′9.6″N)内, 属亚热
带海洋性气候, 年均气温 21℃, 多年平均降雨量在
1 100 mm左右, 雨量多集中在每年 5~8月。试验径
流小区建在 15°的山坡上。每个小区宽 1 m(与等高
线平行), 长 5 m(水平投影), 水平投影面积 5 m2。小
区砌成后, 前期先分层回填土壤(花岗岩发育的酸性
赤红壤, 性质见表 1), 用少量水喷洒土壤表面, 使
表土保持平整, 并自然沉实一段时期。
1.2 试验处理
试验污泥(性质见表 1)取自厦门海沧污水处理
厂, 将湿污泥晾干、捣碎, 过 5 mm筛, 备用。污泥
施用方式分对照(不施污泥)、撒施、撒施+草和穴施,
各处理重复 2~3 次, 随机区组排列。其中, 撒施为
60 kg污泥均匀撒在单个小区土面上, 用竹耙将污泥
与表层约 15 cm土壤混匀, 保持坡面平整; 撒施+草
处理是在污泥撒施坡面全园敷盖百喜草(Paspalum
natatm; 厚约 5 cm, 盖度 100%); 穴施则在每小区内
挖 3个深约 35 cm、直径约 60 cm的土穴, 并均匀分
布于小区内, 每穴施入污泥 20 kg, 表面盖一层土壤,
并保持坡面平整。污泥于 2006年 9月 2日一次性施
入土壤, 施用量为 120 t·hm−2, 折合每小区纯 Cu负
荷 31.8 g。
1.3 人工模拟降雨
严重的地表径流和土壤侵蚀多发生在历时较短
而雨强大的暴雨事件中, 本研究采用人工模拟降雨
模拟当地可能出现的大暴雨。分别于污泥施用后 1
d、18 d、65 d、125 d和 195 d, 进行 5组人工模拟
降雨 , 每组降雨持续 20 min, 降雨强度分别为 :
1.473 ± 0.09 mm·min−1、1.468 ± 0.18 mm·min−1、
1.502 ± 0.09 mm·min−1、1.531±0.13 mm·min−1和
1.505 ± 0.14 mm·min−1。
人工模拟降雨采用中国科学院西北水土保持研
究所研制的组合侧喷式模拟降雨器。更换不同直径
孔板,调整压力表读数,可获得不同的降雨强度。产
流试验选定直径 13 mm 的出流孔板, 压力为 0.2
MPa。模拟降雨试验一般于早晨 5: 00~9: 00或黄昏

表 1 供试土壤和污泥的部分理化性质
Tab. 1 Physical and chemical properties of studied soil and sewage sludge
项目
Item
全铜
Total Cu
(mg·kg−1)
有效铜
Available Cu
(mg·kg−1)
有机质
Organic matter
(g·kg−1)
pH
(H2O)
CEC
Cation exchange
capacity
(cmol·L−1)
黏粒
Clay
(%)
粉粒
Silt
(%)
砂粒
Sand
(%)
土壤 Soil 28.3 1.2 13.0 5.2 5.1 44.7 12.9 42.5
污泥 Sewage sludge 530.7 72.9 320.1 7.5 27.8 67.4 15.3 17.4
pH水土比为 2.5∶1, 质地测定采用吸管法, 颗粒分级按国际制, 有效铜采用H2O浸提, 液土比为 10∶1, 其余指标测定参考文献[8]。 Soil
pH was potentiometrically measured in deionized water using a 1∶2.5 soil/water ratio. The particle size distribution was determined by pipette
method, soil fraction was determined according to international system. Available Cu was extracted by deionized water with a soil/solution ratio of 1∶
10. Method of other indexes determination was referred to reference [8].
第 1期 陈炎辉等: 施用方式对赤红壤坡地上污泥铜随径流迁移的影响 143


后 18: 00~22: 00无风时进行。将降雨装置安放在小
区外围埂的适当位置, 采用 1 对侧喷式降雨设备对
喷, 4个小区 1组, 先用小孔径喷头产生的小雨饱和
土壤, 使其处于产流的临界状态, 尽量控制各小区
表层土壤含水量一致。每组小区均匀布设 8 个雨量
器(铅锤方向放置), 降雨历时 20 min, 产流结束后分
别记录径流量和雨量器中的降雨量。将接盛径流液
的塑料桶内的径流样搅匀, 平行采集两份水样, 径
流样尽快送回实验室分析。降雨结束后, 各小区全
坡面覆盖塑料布, 因此试验未受天然降雨影响。
1.4 测定方法
径流中 Cu 的测定方法参照文献[9−10]。混匀
样总 Cu(MTCu, Total Cu in mixed sample)测定: 摇
匀瓶中水样使水和固体颗粒混合均匀, 取适量混合
水样于 50 mL聚四氟乙烯坩锅中, 置烘箱中蒸发至
近干 , 后采用 HCl-HNO3-HF-HClO4 消解 , 内插国
家标准土样控制测试质量 , 消解液用石墨炉-原子
吸收光谱仪(PEAA800)测定。静置样总 Cu(STCu,
Total Cu in settled sample)测定: 取适量静置水样
(参照文献[11], 混匀水样自然沉降 30 min, 取其上
层非沉降部分水样)于 50 mL 聚四氟乙烯坩锅中 ,
其余步骤同上。混匀水样经 0.45 μm微孔滤膜抽滤
后的水样 , 加适量硝酸稳定 , 直接用石墨炉 -原子
吸收光谱仪 (PEAA800)测定可溶性总 Cu(TDCu,
Total dissolved Cu)。颗粒态总 Cu(TPCu, Total par-
ticulate Cu)为混匀样总 Cu 与可溶性总 Cu 的差值:
TPCu = MTCu – TDCu。悬浮态总 Cu(TSCu, Total
suspended Cu)为静置样总 Cu 与可溶性 Cu 的差值:
TSCu = STCu – TDCu。用烘干法测定径流中颗粒物
和悬浮物含量。数据处理和图表制作均在 Microsoft
Excel 2003上完成。
2 结果与讨论
2.1 不同污泥施用方式对径流 Cu浓度特征的影响
由表 2可知, 在污泥撒施后的前期(1 d和 18 d)
径流中 MTCu、STCu、TPCu、TSCu 和 TDCu 浓度
均达到峰值, 分别为 1 674.9 μg·L−1、105.4 μg·L−1、
1 650.5 μg·L−1、81.0 μg·L−1和 40.1 μg·L−1, 是穴
施对应峰值的 5.3倍、11.0倍、5.3倍、15.0倍和 9.3
倍, 其中 MTCu 浓度超出地表水环境质量标准Ⅱ类
水(Cu≤1.0 mg·L−1)[11]标准的 0.7倍 0, 而 STCu浓
度则在Ⅱ类水(Cu≤1.0 mg·L−1)限值之内。这是因
为: (1) 撒施污泥与刚人为扰动过的土壤颗粒间比较
松散, 大量土壤和富 Cu污泥颗粒易随径流流失, 颗
粒态 Cu对径流 Cu浓度的贡献率很大, TPCu/MTCu
和 TSCu/STCu 浓度比分别高达 98.5%和 76.9%。
(2) 撒施污泥水溶态 Cu(占总 Cu 的 13.7%)在土壤中
存在溶解-固定、吸附-解吸的渐进过程, 首次降雨径
流中, 平稳时间过短未能达到平衡, 而在污泥撒施
18 d后的降雨径流中, Cu离子达到平衡, 径流 TDCu
浓度达到峰值。(3) 污泥中部分 Cu 以有机结合态形
式存在, 撒施前期污泥不稳定有机质分解过程中可
产生一些溶解性有机碳充当 Cu的助溶剂和径流流失
载体[12], 增加 Cu的可迁移性。随着时间推移, MTCu、
STCu、TPCu、TSCu和 TDCu浓度呈先迅速下降后
逐渐趋于稳定趋势, 且与同期对照和穴施处理对应
值的差异变小, 最低值分别为 128.7 μg·L−1、23.8
μg·L−1、104.5 μg·L−1、10.2 μg·L−1和 12.4 μg·L−1,
仅及撒施对应峰值的 7.7%、22.6%、6.3%、12.6%和
30.9%, MTCu和 STCu 浓度最低值均在地表水环境
质量标准Ⅱ类水(Cu≤1.0 mg·L−1)限值之内。这是
因为: (1)黏土矿物和铁铝氧化物是酸性赤红壤中重
要的重金属离子的专性吸附体, Cu2+在土壤中主要
是专性吸附, 污泥撒施提高了土壤与污泥Cu吸附的
可能, 一定程度上限制污泥 Cu的可迁移性。(2)后期
径流中 TDCu主要源于污泥中较难降解的有机物质,
其分解释放速率相对缓慢和均一, TDCu可随入渗雨
水进入土壤, 为土壤胶体吸附, 降低 Cu 的有效性;
Sloan 等 [13]长期研究认为, 污泥有机物质在前期可
快速分解, 而后期则处于漫长的低速分解期, 并不
支持污泥重金属的定时炸弹假说(即随污泥有机物
质分解, 其重金属配位能力将丧失, 金属将以无机
态形式释放)。(3)污泥含 30%~60%的无机矿物成分
(Fe、Mn、Al 的氧化物、硅酸盐、磷酸盐和碳酸盐
等)[14], 易与金属元素反应, Essington等[15]研究表明,
污泥无机成分在形成重金属沉淀或吸附金属方面具
有重要作用, 且被无机组分吸附的重金属有效性不
会随时间延长而提高, 甚至会因污泥表面闭塞而降
低。(4)一定时期内, 撒施污泥能增加颗粒团聚体数
量及稳定性, 减少降雨-径流可分散和迁移的富 Cu
污泥和土壤颗粒, 引起径流中污泥颗粒/混合颗粒相
比例的变化, 一定程度上降低了径流中的 Cu浓度。
在污泥撒施+草处理后 1 d, 径流中 MTCu 和
TPCu 浓度均达到最高值, 分别为 308.5 μg·L−1和
300.9 μg·L−1, 仅及撒施对应浓度峰值的 18.4%和
18.2%, 是穴施对应峰值的 97.7%和 96.0%, 此后二
者快速降低到某一范围稳定变化 , 最低值分别为
15.5 μg·L−1和 11.1 μg·L−1, 仅及撒施+草对应峰值
的 5.0%和 3.7%, 为撒施对应最低值的 12.0%和
10.6%, 而模拟试验期内 STCu、TSCu和 TDCu浓度
仅在 1.0~11.4 μg·L−1范围平缓变动, MTCu和 STCu
浓度均在Ⅱ类水(Cu≤1.0 mg·L−1)限值之内。模拟
144 中国生态农业学报 2010 第 18卷


表 2 污泥施用方式对径流 Cu浓度和流失量动态变化的影响
Tab. 2 Effects of application ways of sewage sludge on change of the concentration and loss amount of
Cu in the runoff
径流 Cu浓度
Cu concentration in runoff (μg·L−1)
Cu流失量
Cu loss amount (mg·m−2) 处理
Treatment 1 d 18 d 65 d 125 d 195 d 1 d 18 d 65 d 125 d 195 d
MTCu
对照 Control 246.7b 131.8b 57.3b 115.2b 90.5b 4.51b 3.10b 1.70a 3.34b 2.61a
撒施 Broadcast-application 1 674.9a 928.9a 128.7a 407.9a 191.8a 21.59a 18.24a 1.21b 9.20a 2.60a
撒施+草 Broadcast-application with hay mulch 308.5b 65.0c 20.3c 15.5c 47.3c 1.36c 0.30c 0.09c 0.07c 0.25b
穴施 Hole-application 315.8b 161.4b 56.5b 97.8b 81.6b 5.18b 3.92b 1.63a 3.23b 2.40a
STCu
对照 Control 6.0b 7.5b 4.6c 2.4b 11.6b 0.11b 0.18b 0.13b 0.07b 0.32a
撒施 Broadcast-application 105.4a 56.3a 34.4a 23.8a 32.7a 1.32a 1.07a 0.32a 0.52a 0.44a
撒施+草 Broadcast-application with hay mulch 10.5b 6.1b 11.4b 5.0b 9.2b 0.05b 0.03b 0.05b 0.03b 0.05b
穴施 Hole-application 3.8b 7.7b 2.9c 2.1b 9.6b 0.07b 0.19b 0.09b 0.07b 0.28ab
TPCu
对照 Control 244.5b 130.4b 56.5b 114.2b 86.6b 4.48b 3.07b 1.67a 3.31b 2.49a
撒施 Broadcast-application 1 650.5a 888.8a 104.5a 395.4a 178.9a 21.26a 17.47a 0.99b 8.93a 2.43a
撒施+草 Broadcast-application with hay mulch 300.9b 61.1c 11.1c 11.5c 41.2c 1.32c 0.28c 0.05c 0.05c 0.21b
穴施 Hole-application 313.3b 159.0b 55.0b 96.8b 77.4b 5.13b 3.86b 1.59a 3.20b 2.28a
TSCu
对照 Control 3.9b 6.1b 3.8b 1.5b 7.6b 0.07b 0.14b 0.11a 0.04b 0.20a
撒施 Broadcast-application 81.0a 16.2a 10.2a 11.4a 19.9a 0.99a 0.30a 0.10a 0.26a 0.27a
撒施+草 Broadcast-application with hay mulch 2.9b 2.2b 2.2b 1.0b 3.1b 0.01b 0.01b 0.01b 0.01b 0.02b
穴施 Hole-application 1.3b 5.3b 1.4b 1.1b 5.4b 0.02b 0.13b 0.04ab 0.03b 0.16ab
TDCu
对照 Control 2.2b 1.4b 0.8c 1.0c 4.0b 0.04b 0.03b 0.03b 0.03b 0.12a
撒施 Broadcast-application 24.4a 40.1a 24.2a 12.4a 12.9a 0.33a 0.77a 0.21a 0.27a 0.17a
撒施+草 Broadcast-application with hay mulch 7.6b 3.9b 9.1b 4.0b 6.1b 0.03b 0.02b 0.04b 0.02b 0.03b
穴施 Hole-application 2.6b 2.4b 1.5c 1.0c 4.3b 0.04b 0.06b 0.04b 0.03b 0.12a
表中浓度和流失量数据均来自单次降雨(历时 20 min)径流液分析数据的平均值, 1 d、18 d、65 d、125 d和 195 d代表污泥施用后的天数, 多
重比较采用最小差异显著法(LSD), 纵向处理间的不同小写字母代表处理间差异达到 5%显著水平。Concentrations and loss amounts in the runoff
are the mean of each rainfall; 1 d, 18 d, 65 d, 125 d and 195 d represent days after sludge application. Different small letters in the same column mean
significant difference at 5% level at LSD test.

试验期内, 撒施+草处理径流中MTCu、STCu、TPCu、
TSCu 和 TDCu 平均浓度分别为 91.3 μg·L−1、
8.5 μg·L−1、85.1 μg·L−1、2.3 μg·L−1和 6.2 μg·L−1,
与撒施相比, 以上各形态 Cu 浓度削减率分别可达
86.3%、83.4%、86.8%、91.7%和 72.8%。其原因一
是坡地表面敷草, 可削减雨滴动能, 减少雨滴直接
打击地表 , 延缓和阻碍径流在坡面的形成和传递 ,
减少携带有污泥 Cu 的土壤细颗粒物和污泥颗粒流
失。二是延缓径流流速, 增加污泥-土壤与雨水的接
触, 利于水分下渗, 可能促使污泥-土壤中 Cu 淋溶
增加, 促进 Cu在土体断面内的持留。
模拟试验期内 , 穴施径流中 MTCu、STCu、
TPCu、TSCu和 TDCu平均浓度分别为 142.6 μg·L−1、
5.2 μg·L−1、140.3 μg·L−1、2.9 μg·L−1和 2.3 μg·L−1,
仅及撒施对应均值的 21.4%、10.3%、21.8%、10.5%
和 10.1%, 与对照对应均值相近, MTCu 和 STCu 浓
度均在Ⅱ类水(Cu≤1.0 mg·L−1)限值之内。王全九
等 [16]研究表明, 在降雨过程中, 土壤在雨滴打击及
径流冲刷作用下 , 形成一定厚度的扰动层(即混合
层), 仅该层溶质参与径流迁移, 混合深度决定了参
与径流迁移溶质的范围及参与程度, 有效深度与坡
地的土壤团聚体、地表覆盖度、坡度、雨强和施用
方式有关[17]。污泥穴施施入点深度可达 35 cm, 相当
一部分污泥Cu素无法参与径流迁移, 且表层覆盖土
削减了很大部分雨滴动能 , 降雨-径流在坡面停留
时间较短, 对表土及表土之下的污泥作用时间、深
度和面积不够充分, 污泥颗粒基本未流失, 径流颗
粒相成分中以表土颗粒为主, 且表土Cu含量仅及污
泥的 5.3%。此外, 穴施污泥 Cu 可被污泥有机物质
稳定络合及无机固相物质较好吸附和固持, 即使污
第 1期 陈炎辉等: 施用方式对赤红壤坡地上污泥铜随径流迁移的影响 145


泥 Cu 在有限面积的污泥-土壤接触带释放, 其产物
将被周围土壤的无机胶体或黏粒迅速吸持固定。以
上因子均使得穴施径流中 Cu浓度大大降低。
2.2 不同污泥施用方式对径流 Cu流失量的影响
由表 2 可知, 在污泥撒施后的前期(1 d 和 18 d),
径流中MTCu、STCu、TPCu、TSCu和 TDCu流失量
均达到峰值, 分别为 21.59 mg·m−2、1.32 mg·m−2、
21.26 mg·m−2、0.99 mg·m-2和 0.77 mg·m−2, 分
别是同期对照和穴施的 4.7~13.4 倍和 4.2~41.3 倍,
撒施前期径流中 Cu 浓度过高是引起流失量偏高的
主要原因。随时间推移, 撒施径流中 Cu 浓度总体
呈递减趋势, 且一定时期内, 与同期对照和穴施处
理相比 , 污泥撒施可分别减少径流量 4.8~20.3
L·m−2和 6.1~19.8 L·m−2, 使径流中各形态 Cu流
失量总体呈减少趋势, MTCu、STCu、TPCu、TSCu
和 TDCu流失量最低值基本出现在污泥撒施后 65 d,
分别为 1.21 mg·m−2、0.32 mg·m−2、0.99 mg·m−2、
0.10 mg·m−2和 0.17 mg·m−2, 分别仅及对应峰值
的 4.7%~51.5%。
在污泥撒施+草处理后 1 d 径流中, MTCu 和
TPCu流失量均达到最高值, 分别为 1.36 mg·m−2和
1.32 mg·m−2, 仅及撒施对应峰值的 6.3%和 6.2%, 此
后二者逐渐递减并趋于稳定 , 最低值分别为 0.07
mg·m−2和 0.05 mg·m−2, 仅及撒施+草流失量峰值
的 5.4%和 3.9%, 为撒施对应最低值的 6.0%和 5.2%。
撒施+草处理 STCu、TSCu 和 TDCu 流失量仅为
0.01~0.05 mg·m−2。在模拟试验期内, 撒施+草处理
径流中 MTCu、STCu、TPCu、TSCu 和 TDCu 平均
流失量分别为 0.41 mg·m−2、0.04 mg·m−2、0.38
mg·m−2、0.01 mg·m−2和 0.03 mg·m−2, 与撒施相
比, 以上各形态 Cu流失量削减率可分别达 96.1%、
94.5%、96.3%、97.1%和 91.4%。其原因一是与撒施
相比, 撒施+草处理可至少削减径流 Cu 浓度达 70%
以上; 二是撒施+草处理径流量仅为 4.4~5.2 L·m−2,
与撒施相比, 可减少径流量 4.6~16.4 L·m−2, 径流量
削减率可达 50.0%~76.4%。
模拟试验期内, 穴施径流 MTCu、STCu、TPCu、
TSCu和 TDCu流失量与同期对照相应值接近, 平均
值分别为 3.27 mg·m−2、0.14 mg·m−2、3.21 mg·m−2、
0.08 mg·m−2和 0.06 mg·m−2, 仅及撒施对应流失量
的 17.1%~31.4%。虽然污泥穴施径流量比同期撒施
高 3.9~19.8 L·m−2, 平均升幅为 11.4 L·m−2, 但穴
施径流中各形态 Cu 浓度仅及撒施对应值的
10.1%~21.4%, 对于短历时强降雨来说, Cu 浓度对
流失量的贡献更大, 因此穴施径流Cu流失量比撒施
大为减少。
从累积流失量看, 撒施径流中 MTCu、STCu、
TPCu、TSCu和 TDCu大小分别高达 52.83 mg·m−2、
3.66 mg·m−2、51.09 mg·m−2、1.92 mg·m−2和 1.74
mg·m−2, 分别为撒施+草对应值的 25.6倍、18.1倍、
26.7倍、35.4倍和 11.8倍, 分别是穴施对应值的 3.2
倍、5.3 倍、3.2 倍、4.9 倍和 5.8 倍, 是对照对应值
的 3.5 倍、4.5 倍、3.4 倍、3.4 倍和 7.0 倍。撒施径
流中 75.4% MTCu、65.3% STCu、75.8% TPCu、
67.2%TSCu 和 62.5%TDCu 流失量发生在污泥施用
前期(1 d和 18 d)径流中, MTCu(径流 MTCu累积流
失量 /小区污泥 Cu 负荷量 )流失系数为 0.83%,
TPCu/MTCu 和 TSCu/STCu 累积流失量比值分别高
达 96.7%和 52.4%。撒施+草处理中, MTCu流失系数
仅为 0.03%, TPCu/MTCu和 TSCu/STCu累积流失量
比值分别为 92.3%和 26.9%。穴施处理中, MTCu流
失系数仅为 0.26%, TPCu/MTCu和 TSCu/STCu累积
流失量比值分别高达 98.2%和 56.8%。可见, 撒施+
草和穴施均能有效防止污泥Cu的径流流失, 但以撒
施+草效果最好, 而污泥撒施的前期降雨-径流引起
的 Cu流失最为严重, 应引起重视。
2.3 径流各形态 Cu、总颗粒物及径流量之间的关系
相关分析表明, 径流中 MTCu、STCu、TPCu、
TSCu、TDCu 浓度之间存在极显著正相关(r 值介于
0.561~1.000, n=20), MTCu、STCu、TPCu、TSCu浓
度与颗粒相(颗粒物和悬浮物)浓度也存在极显著正
相关(r值在 0.663~0.841之间, n=20), 可见颗粒相是
各形态 Cu 随径流流失的重要载体。径流量对径流
Cu 浓度的影响不大, 可能是在短历时的强降雨过程
中, 处理间的 Cu浓度差异大于径流量差异, 弱化了
径流的稀释效应。径流中 MTCu、STCu、TPCu、TSCu
流失量之间, MTCu、STCu、TPCu、TSCu流失量与
颗粒相流失量之间均至少存在显著正相关(r 值介于
0.457~1.000, n=20)。
可见 , 在短历时的强降雨过程中 , MTCu、
STCu、TPCu和 TSCu浓度对 Cu流失的贡献很大, 通
过降低污泥 Cu 含量, 控制污泥施用土壤中 Cu 形态
的重新分布及影响因素, 阻滞并减少径流中颗粒相
及其携带的 Cu, 削减径流 Cu 浓度高峰, 可减少 Cu
对地表径流的污染风险。
3 结论
污泥撒施后的前期(1 d和 18 d)径流中 MTCu、
STCu、TPCu、TSCu、TDCu浓度和流失量均达到峰
值, 其中 MTCu、STCu 浓度和流失量峰值分别为
1 674.9 μg·L−1、105.4 μg·L−1和 21.59 mg·m−2、
1.32 mg·m−2, 是穴施和撒施+草对应峰值的 4.2~
146 中国生态农业学报 2010 第 18卷


13.7倍和 5.4~24.9倍; MTCu浓度超出地表水环境质
量标准Ⅱ类水(Cu≤1.0 mg·L−1)标准的 0.7 倍, 而
STCu 浓度则在Ⅱ类水限值之内 ; 75.4%MTCu 和
65.3% STCu流失量发生在污泥撒施前期(1 d和 18 d)
径流中。随时间推移, 撒施径流 Cu浓度和流失量呈
递减趋势, MTCu、STCu浓度和流失量最低值分别为
128.7 μg·L−1、23.8 μg·L−1和 1.21 mg·m−2、0.32
mg·m−2, 分别是穴施和撒施+草对应最低值的
0.7~11.3倍和 4.8~16.6倍。
与撒施相比, 撒施+草径流中各形态 Cu 浓度和
流失量削减率分别可达 72.8%~91.7%和 91.4%~
97.1%, 穴施对应削减率则可分别达 78.2%~89.9%和
68.6%~82.9%。撒施、撒施+草和穴施的 MTCu径流
流失系数分别为 0.83%、0.03%和 0.26%, 颗粒相 Cu
是 Cu 流失的重要形式, TPCu/MTCu 和 TSCu/STCu
累积流失量比值分别高达 92.3%~98.2%和 26.9%~
56.8%。
穴施和撒施+草均可有效防止污泥 Cu 流失, 以
撒施+草效果最好。径流颗粒相成分中, 撒施和撒施
+草处理以污泥和土壤颗粒为主 , 穴施和对照则
是表土颗粒, 控制颗粒相流失是防止Cu流失的主要
内容。
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