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1、两种污泥组分的应用效果和土壤中锌和铜的生物毒性和苗苗；田光明；梁新强；俞一统；吴建阳；周根地1、 浙江大学环境工程学院，中国杭州310029，邮箱：2、 杭州师范学院生命科学研究所，中国杭州310006概述重金属的潜在危害是污泥应用于农业土地的主要的问题。通过盆栽试验，在污泥中分别分馏出的锌和铜，评价其在土壤中的作用以及用小白菜来检验他们的生物毒性。壤质土壤是按0%,20%,40%,60%,80%(按重量计算)的消化污泥（SS）和堆肥污泥（SC）混合的。额外添加的两种污泥在所有馏分中引起了显著的提高，导致可交换态（EXCH）和有机结合态（OM）成为优势组分，导致锌和铜的有机结合态占有最大比例。
2、与堆肥污泥处理工艺相比，在消化污泥处理工艺中更容易获得大量的锌和铜。在盆栽试验中，可交换态,碳酸盐结合态（CAR），和有机结合态馏分中锌的浓度, 可交换态, 有机结合态馏分中铜的浓度在所有处理工艺中都降低了。所以他们的生物利用度降低了。当添加率很高时，发芽率和植物生物量下降，在添加20%的混合物的时侯，小白菜收获最佳产量。这两种污泥增加了组织中的锌和铜，尤其是在消化污泥处理工艺中。在小白菜中，锌不仅只以可交换态和碳酸盐结合态的形式存在，还以有机结合态的形式在污泥土壤的混合物中存在。在堆肥污泥和土壤的混合物中生长的小白菜，其组织中的铜无法被可交换态预测。在小白菜中铜和锌富集的成正相关，不同馏分的
3、种类随着时间的推移增加，这一点也许表明污泥长期在土地中对植物有更为强烈的影响。关键词：污泥；重金属；馏分；小白菜；生物毒性介绍随着出现越来越多的污水处理厂，累积的消化污泥成为环境日益增长的负担。稳定污泥在农业用地中的再利用也许可以带来相当可观的农业收益，经济收益和环境的收益（Logan and Harrison,1995;Sims and Pierzynski,2000;Ramos,2006）,因为它可以回收有用的化合物，比如：氮，磷，钾，有机物和其他生物生长必要的营养物质，还可增强土壤的结构（Smith,1996;Garcfa-Orenes et al,2005）。然而，潜在的有毒物质的存在
4、（PTEs）比如重金属，有机化合物或是任何低分子的脂肪酸（Wollan et al,1978;Reo et al,1997;Wong et al,2001）,其抑制种子发芽和污染食物链限制了污泥在农业中的应用（Chang et al,1992）.在中国，锌Zn和铜Cu是主要的问题（Wu et al.1998;Dai et al,2006）,发展中的工业造成锌和铜在消化污泥中超标，它们的最大浓度很难符合农业使用标准（在中国）；全世界污泥的土地应用对所有痕量金属浓度都有指导原则。然而，依据污泥的性质不同，不同的污泥中尽管有相似总量的锌、铜或其他元素，也许也会对土壤和植物产生不同的影响（Tam an
5、d Wong，1996；Walter et al,2005）.堆肥是一个富有吸引力的方法，不仅处理后的污泥成为稳定的有机物，还消灭了病菌，而且影响了痕量物质的浓度，可用度，和移动性（Bernal et al,1998;Amir et al,2005）.Theis et al.发现来自堆肥污泥的过滤液的金属浓度比脱水污泥低(1998)。Walter et al.表明污泥堆肥有更高的重金属浓度，但是生物利用率比厌氧消化污泥低(2005)。因此，污泥和污泥改良后的土壤中，物种形成和痕量元素的馏分用来预测元素的移动性和对植物的毒性（Flyhammar,1998）.另外，生物测试能准确地预测污泥的生物毒
6、性，并提供重金属毒性的信息，也能获得它们应用比例。先前关于生物固体改良土壤的研究表明，馏分的变化、锌和铜的提取性都取决于土壤的类型和培育的时间长短（Obrador et al,1997;Qiao et al, 2003; Hseu,2006）。然而，他们仅仅关注在培育改良的土壤中重金属的利用效率。因此，进一步的研究需要关注土壤植物系统，以取得消化污泥和堆肥污泥中锌和铜的运动和生物利用效率，来估计当生产得农产品安全时污泥应用的上限。这个研究的目标是：（1）在用消化污泥和堆肥污泥处理后的土壤中，测量和比较锌和铜馏分状况的变化，以及植物吸收的情况；（2）评价添加不同比例的消化污泥和堆肥污泥对植物的发
7、芽和生长的影响；和（3）探索添加到土壤中适宜的污泥比例。1材料和方法1.1消化污泥，堆肥污泥和土壤 研究中使用厌氧消化污泥和堆肥污泥。厌氧消化污泥是从中国杭州的处理厂收集的，处理厂处理来自市政污水和工业废水的污泥。用于实验的堆肥污泥以起初的5：1（重量比重量，新鲜的重量）的取自上述的消化污泥和锯木屑的混合物。堆肥在一个混凝土结构的容器中进行，其带有强制曝气系统,以0.1m3/(min.m3) 的速率进行63天，在开始的进程中温度上升很快。壤土的顶层（0-20cm）取自于中国浙江省嘉兴县的双桥农庄地理位置处于12040E和3050N。沙土，流沙，和粘土分别占27%，38%，35%（W/W）,在表
8、格1中，介绍的主要是污泥和土壤的化学性质。堆肥污泥常用于满足完善的标准，即碳氮比低于15。根据中国农业使用的污染物质范围(中国EPB，1984)，铜的含量在浓度范围内(500mg/kg)，锌在两种污泥中大大超出了标准（1000mg/kg）。在使用之前，消化污泥和堆肥污泥以及壤土在室温下干燥，让它们通过2mm的筛子，然后混合。对于两种污泥，分别有五种处理方法，分别含有0%（100%土壤），20%，40%，60%，80%的消化污泥或堆肥污泥，按重量计算。土壤和污泥的混合物有干燥的土壤和污泥完全混合而成。 表格1 实验中两种污泥和土壤的化学特性ParameterSewageSludge(SS)Com
9、postedSludge(SC)SoilPHEC(ds/m)CECb(cmol/kg)OM(%)Total-N(g/kg)Total-P(g/kg)Total-K(g/kg)Total-Ca(mg/kg)Total-Mg(mg/kg)Zn(mg/kg)Cu(mg/kg)Pb(mg/kg)Cr(mg/kg)Cd(mg/kg)Ni(mg/kg)6.10.07a1.290.1550.733.6937.621.3627.700.9215.410.0311.451.5473.926.8310.641.023241.6352.91264.752.5965.144.87140.2813.923.560.12
10、15.660.796.770.032.730.1145.365.8716.980.9511.720.726.630.129.710.7460.774.328.790.932970.9634.38230.968.3160.495.93162.7513.373.080.3820.311.946.850.050.110.0612.120.171.860.771.740.071.350.0215.231.227.230.518.650.7483.812.7511.820.6710.390.8035.162.551.150.092.380.161.2实验设计小白菜（芸苔属植物）用于实验，是因为它有很高的
11、生长速率（从播种到丰收大约两个月），它是重金属生物毒性的指示剂（Hirsch,1998），评价重金属对土壤污染的风险。1.2.1发芽率测试污泥-土壤混合物用于生长前，发芽率的检验是为了测试他们准确的生物毒性。对于每一个实验，培养皿中放置70g的混合物（直径为10cm，深度为1.5cm），浇水成饱和状态。50粒小白菜的种子置于土壤表面，在25C培养120小时。每一个实验有三个平行实验。发芽率的百分数用下式计算：Rg(%)=Ng/Ns100 (1)这里，Rg是发芽率，Ng是发芽的种子个数量，Ns是播种的数量。2盆栽实验在浙江大学的温室里（15小时的光照和9小时的黑暗，15-25）进行小白菜的盆栽实
12、验，在14cm直径和12cm深的塑料容器中进行实验。每一个盆栽含有600g的混合物，在含70%的水的饱和度下五天后播种。在实验中没有另外添加的化肥。每一个容器中有十颗种子，六份。萌芽后的第一周（大概十天），小白菜的数量减少到每盆两颗。播种后的20天，在三个盆栽的六个重复实验的植物被移去。另外三盆的小白菜在播种后60天收获，然后所有的植物连根去除。收获后立刻测量植物样品的鲜重，然后在60的条件下干燥处理72小时，测量生物的干重以及锌和铜的浓度。盆栽实验后，分析土壤和污泥的混合物中锌和铜的逐级提取物。1.3分析过程 对污泥和土壤的提取物（混合物/分馏的水的比例为110（w/v），分别使用PH计和电
13、导率测量计测量PH和电导率（EC）。Walkley and Blackde 湿重铬酸钾氧化法测量有机结合态的浓度（Nelson和Sommers,1982），醋酸铵法测定盐离子交换容量（CEC），用（PH 7.0）（Rhoades,1982）。凯式消化蒸馏法测定总氮（Bremner,1996）。总磷经硫酸-高氯酸消化，用钼蓝颜色法测定（Kuo，1996）。经氢氟酸-硝酸-高氯酸消化后，用原子吸收光谱法(Thermo Solar ,MK-6)分别测定总钾，总钙，总镁及重金属的浓度（Carter,1993）。 研究中，根据Tessier et al.(1979)的方法逐级提取，确定金属馏分中的可交换
14、态，溶解态，碳酸盐结合态 (CAR),Fe-Mn氧化物（FeMnOX），有机结合态，和硫化物（OM），和残留物(RES). 在植物的重金属分析中，样品首先用蒸馏水洗涤，然后在烘箱中干燥（72小时60），接着通过2毫米的格栅。在硝酸-高氯酸的消化后，锌和铜的浓度通过原子吸收光谱法测定（中国环境保护局，1999）。应用方差分析数据（ANOVA）。用最显著性差异检验计算处理方法的重大差异，PFeMnOXRESEXCHCAR。污泥中的锌的各种形式在增加。在土壤和消化污泥的混合物中，在60%和80%的处理工艺中可交换锌的数量显著增加，比天然土壤多20多倍（图表一）。污泥添加物为60%和80%的工艺中，碳
15、酸盐结合锌分别是土壤本底值的35和45倍，是Zn在单个组份中的最大增加额。铁-锰氧化物结合锌比天然土壤的本底值增加了1-3倍。随着消化污泥的添加物的增加，锌的硫化物的量几乎维持在总浓度的30%-40%。总之，消化处理中锌的浓度次序为OMEXCHCARRESFeMnOX。堆肥污泥对土壤的应用呈同样的趋势。也许因为在消化污泥和堆肥污泥中含有高浓度的有机物，锌以硫化物的形式占据了堆肥污泥-土壤混合物的最大部分（Walter and Cuevas,1999）。然而，在含不同比例添加物的和消化污泥中，可交换锌的含量比在消化污泥中低30%-40%，而残留物中在堆肥污泥中比在消化污泥中高30%-50%。消化污泥和堆肥污泥不同的性质导致了两种系列处理工艺的差异。通过处理，活跃的形式（举例如可交换态）低于它们在污泥中的形式，不活跃的形式（举例如剩余部分）则高于他们在污泥中的形式（Sim
