农业土地的污泥应用主要的问题是重金属的潜在危害.doc

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。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（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 and 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)CompostedSludge(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)6.10.07a1.290.1550.733.6937.621.3627.700.9215.410.0311.451.5473.926.8310.641.023241.6352.91264.752.5965.144.87140.2813.923.560.1215.660.796.770.032.730.1145.365.8716.980.9511.720.726.630.129.710.7460.774.328.790.932970.9634.38230.968.3160.495.93162.7513.373.080.3820.311.946.850.050.110.0660.771.740.071.350.030.518.650.7483.812.7511.820.6710.390.8035.162.551.150.092.380.161.2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（Simeoni et al.,1984;Amir et al.,2005）。Korolewicz et al.(2001)。报道过堆肥过程显著地降低了可交换锌而且增加了碳酸盐结合锌的浓度，间接地反映了我们的结果。另外，也许在堆肥过程中，磷的释放和有机物质矿化形成不可溶解的盐可以限制金属的生物利用度（Ross，1994）。堆肥污泥中锌的不同形式分布的次序如下：OMCAREXCHRESFeMnOX。在盆栽试验中，在自然土壤中锌组份基本上不变（图一）。在修订实验中，在前二十天里，可交换态，碳酸盐结合态和硫化物组份中锌显著降低，在土壤-消化污泥混合物中可交换锌降低量大于50%，同时在堆肥污泥处理工艺中可交换锌降低了10%-30%（图一a1和a2）。然而，在20天到60天内交换态锌浓度降低的速率变得非常低，它的浓度只占土壤-污泥混合物中总锌最小的一部分。观察中碳酸盐结合态和硫化物减少的非常少（图1b1,1b2,1d1,1d2）。这些现象可能由于污泥添加到土壤后初期PH值较低导致的，较低的PH值有利于有机结合态较快降解，盆栽试验的初期，有利于从可交换态或有机化合态中减少金属离子。另外一个潜在的原因是，在土壤-植物系统中，这些组分更容易被植物吸收，也表明植物吸收在重金属再分配中起重要作用。显然，唯一在组份中锌含量在增加（图1c1和1c2），在盆栽试验的结尾， FeMnOX-Zn占据总锌的最大部分。因为PH值的增加和土壤中有机结合态的增加，Zn比表层的Fe-Mn的氧化物在吸收方面有相对更强的亲和力（Shuman，1975）。另外，根据Carmen和Murray（2001），当PH低于7.0时，铁矿和锌的共沉淀也增加了潜伏时间。在盆栽试验中残留态中锌的变化并不显著（图1e1和1e2）但是它的比例在增加。我们的结果表明锌的移动性降低了，尤其是在盆栽试验的堆肥污泥的混合物中，正如Shuman（1999）发表所说，在含有机物-富饶的土壤中，PH，吸收，络合都可能使锌从可交换态到低生物利用形式的再分配。在小白菜生长的尾期，土壤-污泥处理工艺中分馏物的次序变为：FeMnOXOMCARRESEXCH。这也许表示，在植物生长时，当锌释放到污泥中后，锌的重要固定出路是通过氧化物的沉淀。这些结果不同于Hseu（2006）发现的，没有植物生物的话，在一年潜伏里，在污泥改善的土壤中，剩余物中的锌是主要馏分。尽管它代表的是在污泥和土壤的特性的基础上的Zn的分布，植物的生长影响元素在土壤中的转换和迁移，重金属的分布也许表明在有植物生长与缺乏植物生长之间有很大的不同。图一，盆栽试验中消化污泥（a1,b1,c1,d1,e1）堆肥污泥（a2,b2,c2,d2,e2），锌在不同组分的变化。数值是三个重复试验的平均值，并且表示标准偏差。2.2 在盆栽试验中馏分Cu的变化从图二中得观察，在壤土中混合前Cu的分配次序如下：OMRESCARFeMnOXEXCH。消化污泥在馏分中显著增加，尤其是在添加80%消化污泥时，可交换态Zn比自然土壤高13倍（图2a1）。Cu在CAR和FeMnOX馏分中增加量相对较少（图2b1和2c1）。消化污泥添加物导致高浓度的OM-Cu，OM-Cu占总浓度的60%-75%。在含80%的消化污泥处理工艺中,OM-Cu比原始土壤高十倍。总之，Cu在消化污泥-土壤混合物中分配为OMRESEXCHCARFeMnOX.在消化污泥处理工艺中有相似的变化。两种污泥中OM-Cu大量增加，这主要因为在消化污泥和堆肥污泥中高浓度的碳酸盐，证明Cu结合有机化合物占主导地位（Walter和Cuevas，1999;Wong et al.,2001）。这些结果与Sim和Kline（1991）发表的在污泥应用中Cu在所有组份中增加，有机馏分增加最多相统一。其他报道也支持这些结论（Sloan et al.,1997;Luo and Christie,1998）。无论如何，与对应的消化污泥-土壤混合物相比，堆肥污泥中CAR-Cu增加了三倍，在RES-Cu降低了两倍（图2b2）。这也许由于堆肥过程增加了Cu馏分的移动性，降低了残留态的浓度（Richard et al.,1997;Amir et al.,2005）。因此，在堆肥污泥中Cu的不同馏分的分布如下：OMRESCAREXCHFeMnOX。在盆栽试验中，Cu馏分的分布变化锌与锌不同。在所有处理中，和OM馏分中Cu含量下降较快。在盆栽试验后，尤其在开始的前20天，在消化污泥-土壤中，EXCH-Cu的浓度快速下降，这个下降过程导致EXCH-Cu成为最小的一部分（图2a1）。这个结果与EXCH-Zn的进展相似。这个假设是，在植物生长后期，在EXCH馏分吸收中存在一个“高原”期，但是植物在特殊馏分的吸收仍然缺少研究。在OM-Cu的降低和OM-Zn的趋势相似（图2d1和2d2）。无论如何，在EXCH和OM馏分中Cu的下降速率比Zn低很多，这与Lu et al.（2005）的结果不同，Lu只研究土壤的培养。这个结果有两个原因导致，一个是有应用污泥引进的Cu的浓度比Zn的低很多；另一个是因为Cu对土壤有机质的亲和力高于Zn的，所以小白菜对Cu吸收很少，（Diaz-Barrientos et al,2003）.另一方面， Cu的总量随CAR馏分轻微但显著地增长（图2b1和2b2），这个不同于CAR-Zn的下降。这个显著地差异也许是因为在PH低于7.0时，污泥中大量的碳酸盐结合态离子与Cu结合占主导地位，多于与Zn结合。FeMnOX-Cu的增长速率几乎和OM-Cu的下降速率相同，这可以认为，在相对氧化的条件下，Cu从OM馏分中转化为FeMnOX 馏分的形式（Mclaren 和Crawford）。在我们的研究中，高浓度的有机结合态和粘土也许提供了更多的Cu结合位点。随着盆栽试验中有机结合态的消化，从OM馏分中释放出来溶解于土壤的Cu离子，Fe-Mn的氧化物将保留Cu离子。另外，FeMnOX-Cu也许可能从其他组分中转化而来，如EXCH形式，这也在Lu et al.(2005)和Yu et al.(2004)的土壤培养所报道。在消化污泥处理中不同馏分中Cu的比例为：OMRESCARFeMnoxEXCH,对于消化污泥混合物，分配不改变。图二，盆栽试验中消化污泥（a1,b1,c1,d1,e1）堆肥污泥（a2,b2,c2,d2,e2），铜在不同组分的变化。数值是三个重复试验的平均值，并且表示标准偏差。图三 每种处理中的小白菜的发芽率.SS,消化污泥-土壤；CS，堆肥污泥-土壤2.3 小白菜的发芽率和生长发芽率实验通常决定于堆肥腐熟度和废物的生物毒性（Roe et al.,1997）.在我们的研究中，固体物质直接用来代替提取液来测试混合物的毒性，这不仅影响化学性质而且还影响物理性质。如图3所示，对于增加的添加物，小白菜发芽率没有明显的区别（对于消化污泥系列：对于堆肥污泥系列：），并且堆肥污泥和消化污泥中小白菜的发芽率没有明显不同（F=0.984，P=0.794）。对于消化污泥，最低的发芽率是80%的处理工艺中，最高的发芽率出现在消化污泥与土壤的比例为40%时。对于堆肥污泥，最低的发芽率出现在80%的工艺中，当最高出现在60%的堆肥污泥与土壤中。尽管混合物中重金属的浓度远远高于那些自然土壤中的浓度，在较低的添加物比例中，堆肥污泥和消化污泥对小白菜的发芽率和生物毒性较低。当添加比例较低时，这也许存在有利的效果，添加污泥增加了营养，提高了土壤的品质。植物生长的结果与发芽率测试有明显的不同。如表2所示，当污泥应用比例高时，土壤中污泥的添加物降低了小白菜的干重和湿重。在头20天里，对于消化污泥和堆肥污泥处理工艺中，40%的混合物对小白菜的生长最有利，堆肥污泥比消化污泥处理工艺提高了50%-120%的新鲜生物量（图2）。无论如何，在丰收时（60天）峰值转移到20%的混合物中，在消化污泥和堆肥污泥处理工艺中，鲜重差距扩大到70%-150%（图2）。Singh 和Sinha（2004）也观察到在高浓度的添加物中生长参数在下降。相反，一些研究者（Pinamonti et al.,1997;Atiyeh et al.,2001;Perez-Murcia et al.,2006）发现生物质能随着混合物中生物废物的增加而增加。从目前实验的到得这些结果指明，消化污泥和堆肥污泥对小白菜的有益和有害的效果取决于添加的比例。添加的比例低可以增加营养元素和提高土壤的物理化学性质。然而，到添加比例高时，重金属的毒性和其他有毒物质随着时间的推移释放出来，对植物的种植有更多潜在的危害。在20-60天里，植物的生物质能在两种污泥中有显著地不同（20天，F=7.79，P=0.024；60天，F=11.391，P=0.010）。消化污泥表现出对小白菜生长更强的抑制，这归因于重金属的可用性，或者EC，因为金属在消化污泥中的含量高于堆肥污泥。进一步说，它也许归因于污泥中存在的其他有毒化合物。Ammonia（Ells et al.,1991）,ethylene oxide（Wong et al.,1983）,在有机结合态厌氧分解中，短链脂肪酸含量和各种有机化合物被认为对植物有生物毒性物质。2.4小白菜中Zn和Cu的浓度在污泥应用比例高的小白菜的生长中，由于高可用度，尤其是在消化污泥处理工艺中，植物从土壤中吸收更多的Zn和Cu（表2）。在最初的20天里，小白菜里Zn和Cu的含量在消化污泥的混合物中稍微高一些。然而在第60天里，组织中Zn和Cu的浓度是他们在头20天里的1-2倍，两个污泥和土壤的系列的浓度差距变得越来越显著。高浓度的重金属土壤对植物生长有强烈地副作用。在丰收时，小白菜的Zn含量在20%和40%的添加物中不会超过毒性限额，在20%堆肥污泥，40%堆肥污泥和20%消化污泥处理工艺中也低于毒性限额（Zn的毒性限额为150mg/kg;Cu的毒性限额为20mg/kg(Chapman,1966)）。一些研究者报道，生物废物的应用不会增加植物中Cu和Zn的浓度（Warman and Havard,1998;Mendoza et al.,2006;Kidd et al.,2007）。进一步说，植物种群表现出对重金属不同的响应（McBride,2003）。然而其他作者报道过在污泥应用中Zn和Cu在植物组织中的含量会增加的报道（Zheljazkov and phil,2004;Singh and agrawal.2007）。植物中金属的积累不仅与土壤中总量有关也和金属馏分有关。在目前的研究中，线性回归分析法常被用于研究Zn和Cu的浓度和在污泥-土壤-混合物中各种不同组分中的元素（表3）。表三 在不同的应用比例下小白菜锌、铜的吸收组分的变化线性回归分析和皮尔森相关性 线性回归分析的数据表明，Zn 被小白菜吸收与在污泥-土壤混合物中的EXCH -Zn, CAR-Zn和总Zn的降低呈正线性关系，这些正线性随着时间的推移更为显著（表3）。Hseu（2006）有与我们相似的结果，他们发现在EXCH-Zn和CAR-Zn的总量和植物吸收之间呈正相关。然而，Zheljazkov and phil（2004）不会检测出Basil和Chard的吸收和任何馏分中Zn的浓度。值得注意的是，OM-Zn与小白菜的Zn浓度有关，这个结果与Babjoke and McGrath(1991)相一致，它显示出在EXCH,CAR和OM中的Zn与Zn在玉米等植物中的生物利用度有紧密联系。这发现表明，在污泥和土壤混合物中，小白菜对Zn的利用不仅以EXCH和CAR形式中而且也以OM形式。可能污泥中存在不稳定的有机物，他们在转化，消化，被植物吸收。生长在消化污泥-土壤中的小白菜组织中，