赤泥和污泥对土壤锌化学形态转化的影响.pdf

经 验 交 流 赤泥和污泥对土壤锌化学形态转化的影响 * 关东明 1 钟克师 1 彭先佳 2 1． 中国矿业大学 北京 化学与环境工程学院， 北京 100083; 2． 中国科学院生态环境 研究中心环境水质学国家重点实验室， 北京 100085 摘要 通过土壤室内培养实验， 研究了赤泥和污泥对土壤中 Zn 化学形态转化的影响。研究表明 单独使用赤泥可以有 效降低土壤中植物可利用态 Zn 含量， 促进可交换态 EXC 、 碳酸盐结合态 CA 、 有机结合态 OM 转化为残渣态 RES ， 而污泥对 Zn 的固稳效果是暂时的。赤泥和污泥的一起使用较单独使用赤泥或污泥固稳 Zn 的效果好， 既能促 进有效态重金属 Zn 转化为不可利用态 Zn， 又能增加土壤肥力。 关键词 赤泥; 污泥; 锌; 化学形态 EFFECTS OF RED MUD AND SLUDGE ON THE TRANSATION OF Zn SPECIATION IN SOIL Guan Dongming1Zhong Keshi1Peng Xianjia2 1． School of Chemical and Environmental Engineering， China University of Mining and Technology Beijing ， Beijing 100083， China; 2． SLKEAC， Research Center for Eco-Environment Sciences， Chinese Academy of Sciences， Beijing 100085， China AbstractAn indoor soil incubation experiment was carried out to study the effects of red mud and sludge on the transation of Zn speciation in soil． Research showed that individual amendment of red mud could effectively reduce the content of bioavailability-Zn， promoting EXC-Zn， CA-Zn， OM-Zn to trans into RES-Zn． But the effect of sludge on the transation of soil Zn was temporary． It was resulted that comprehensive utilization of red mud and sludge could show a better effect than single red mud or sludge amendment． It could promote bioavailability-Zn to trans into unavailable-Zn， meanwhile increase soil fertility． Keywordsred mud; sludge; zinc; chemical * 国家自然科学基金项目 40971164 。 0引言 土壤中重金属的生物活性及环境行为不仅与其 总量有关， 更大程度上取决于其在环境中的化学形 态 ［1］。因此， 研究重金属在土壤中的形态分布及其 影响因素对于了解重金属的变化形式、 迁移规律和对 生物的毒害作用等具有重要意义。人们已经发展多 种重金属修复技术， 其中原位固定技术被人们认为是 比较好的修复方法之一。原位固定是指向污染土壤 中添加一些化学添加剂， 降低污染物的植物有效性， 从而减 少 污 染 物 向 植 物 迁 移 的 一 种 有 效 修 复 方 法 ［2］。 赤泥是氧化铝在生产过程中产生的泥状废渣， 因 呈红色， 故被称为赤泥。据估计， 目前全世界氧化铝 工业每年产生的赤泥量超过 6 107t， 目前积累量已 达几亿 t， 大多数生产厂每生产 1 t 氧化铝会产生 1. 0 ～ 1. 8 t 的赤泥 ［3- 5］。赤泥的存放不仅将长期占有 大量土地资源、 耗费较多的堆场建设和维护费用， 而 且破坏生态环境， 还造成资源浪费 ［6］。目前， 对赤泥 固稳土壤重金属的研究较少报道， 对土壤 Zn 形态变 化的影响更是没有报道 ［7- 9］。本文模拟 Zn 污染土壤， 研究赤泥和污泥对土壤 Zn 化学形态转化作用机理， 为土壤 Zn 污染修复， 赤泥和污泥的综合利用提供科 学依据。 1实验部分 1. 1供试土壤 供试土壤采自于北京市大兴区辛庄村一红薯地 0 ～ 20 cm 的表层土， 土壤采回后经风干、 研磨和过 1 mm筛， 装入自封袋中， 低温阴暗处保存备用。土壤 的基本理化性质分析结果 pH 8. 73， 有机含量 9. 67 g/kg， CEC 为 19. 75 com/kg［10］。 221 环境工程 2013 年 2 月第 31 卷第 1 期 1. 2供试赤泥和污泥 赤泥来自于山东铝业股份有限公司的烧结法赤 泥， 其基本化学性质见表 1。污泥为北京市大兴污泥 处置场的城市污水处理厂污泥， 污泥的 pH 6. 89， 有 机质含量为 304. 03 g/kg。 污泥经风干、 研磨， 过 100 目筛。采用 HNO3－ H2O2－ HClO4体系微波消解， 分 析其金属元素含量如表 2 所示。 表 1赤泥的基本化学性质 Fe2O3Al2O3SiO2CaONa2OK2OpH 26. 710. 511. 514. 45. 60. 3＞ 11 表 2污泥的金属元素含量 g/kg FeAlMgMnZnCuPb 20. 0249. 717. 310. 281. 180. 110. 03 1. 3实验处理 实验组设置如下 1 对照组， 不加赤泥、 污泥; 2 单独添加 5 赤泥实验组; 3 单独添加 10 干污泥实 验组; 4 添加 5 赤泥 10 干污泥实验组。 土壤培养所用容器为 1000 mL 洁净烧杯， 每个烧 杯装入 500 g 土。为了得到污染土壤， 分别向对照 组， 5 赤泥组， 10 污泥组， 5 赤泥 10 污泥组中 以水溶液形式添加 507. 69 mg Zn CH3COO 2 2H2O， 然后混合均匀， 四组样分别用保鲜膜封盖。然后置于 恒温培养箱中， 在 25 2 ℃ 条件下培养至 4 天， 采集 适量样品， 待分析。然后向 5 赤泥组、 10 污泥组 和 5 赤泥 10 污泥组中分别添加 5 的赤泥、 10 干污泥和 5 赤泥 10 干污泥， 补充适量去离 子水， 与土壤充分混合， 继续培养 30 天。分别于第 11 天， 第 18 天， 第 30 天采集适量样品， 待分析。 实验在 25 2 ℃ 的恒温培养箱内进行， 每隔 1 天 用去离子水给土壤补充水分， 使土壤含水量达到田间 含水量的 70 。 1. 4重金属元素分级提取 各时间段采集的样品， 经风干、 研磨、 过 1 mm 筛， 密封保存， 以备分析。土壤重金属元素分级参照 Tessier 分级方法 ［11］， 具体步骤见表 3。 表 3金属化学形态分析方法 步骤形态提取试剂反应条件 Ⅰ交换态 EXC 态 8mL 1 mol/L MgCl2， pH7. 025 1 ℃ 恒温连续振荡 1 h Ⅱ碳酸盐结合态 CA 态8mL 1 mol/L NaAc， pH5. 0 HAc 调节25 1 ℃ 恒温连续振荡 5 h Ⅲ铁锰氧化结合态 Fe-Mn 态 20 mL0. 04 mol/L NH2OH HCl 25 HAc96 3 ℃ 恒温断续振荡 6 h Ⅳ有机结合态 OM 态 1 3 mL0. 02 mol/L HNO3， 5 mL 30 H2O2 185 2 ℃ 恒温断续振荡 2h 2 3 mL 30 H2O2285 2 ℃ 恒温断续振荡 3 h 3 5 mL3. 2 mol/L NH4Ac 20 V /V HNO3 385 2 ℃ 恒温断续振荡 30 min Ⅴ残渣态 RES 态 1 mLHF 2 mL H2O2 5 mL HNO3消化 经上述步骤得到的样品， 经离心、 定容， 全谱直读 等离子体发射光谱仪检测， 分析其中重金属元素。 2结果分析 Tessier 分级提取的不同处理方式处理的土壤不 同形态 Zn 变化情况如下。 2. 1原土壤 Zn 化学形态转化情况 图 1 为对照组中 Zn 形态转化情况。 图 1对照组土壤中 Zn 化学形态转化情况 由 图 1 可 知对 照 组 土 壤 中 总 Zn 含 量 为 308. 87 mg/kg。培养至第 4 天、 第 11 天和第 18 天， 可交换态 EXC 态 Zn 占总 Zn 的比重分别为 3. 1 、 3. 6 和 3. 9 ， 碳酸盐结合态 CA 态 Zn 占总 Zn 比 重分别为 60. 6 、 55. 1 和 58. 3 ， 铁锰氧化结合态 Fe-Mn 态 Zn 占总 Zn 比重分别为 12. 2 、 17. 3 和 11. 3 ， 有机结合态 OM 态 Zn 占总 Zn 比重分别为 13. 8 、 15. 4 和 1. 7 ， 残渣态 RES 态 占总 Zn 比 重分别为 10 、 8. 6 和 24. 8 。实验说明， 重金属 Zn 进入土壤后， 大部分以 CA 态为主赋存形态， 其次 为 Fe-Mn 态、 OM 态和 RES 态， EXC 态 Zn 含量相对 最少。其中 EXC 态、 CA 态和 Fe-Mn 态 Zn 比较稳定， 而 OM 态与 RES 态 Zn 变化较大， 转化趋势 OM 态 Zn→RES 态 Zn。 2. 2单独添加 5 赤泥对土壤中 Zn 化学形态转化 的影响 土壤中添加 5赤泥， Zn 化学形态转化情况见图 2。 321 环境工程 2013 年 2 月第 31 卷第 1 期 图 25 赤泥对土壤 Zn 化学形态转化的影响 由图 2 可知 Zn 总量为 311. 24 mg/kg， 赤泥添加 前后， 土壤的 Zn 总量几乎不变， 说明赤泥中 Zn 含量 少， 5 的赤泥不会引起土壤 Zn 总量的变化。赤泥添 加后， 其中的 EXC、 CA 态 Zn 含量大幅减少， 培养至 第 4 天、 第 11 天和第 18 天， 其中 EXC 态 Zn 占总 Zn 比重分别为 3. 8 、 0. 2 和 0. 7 ， CA 态 Zn 占总 Zn 比重分别为 60. 6 、 39. 9 和 46 ， 至第 11 天和第 18 天， EXC、 CA 态 Zn 含量分别较对照组同期减少 94. 9 、 25 和 81. 6 、 21. 5 ; 第 4 天、 第 11 天和第 18 天， Fe-Mn 态 Zn 占 总 Zn 比 重 分 别 为 11. 7 、 18. 2 和 12. 1 ， 与对照组同期水平相当; OM 态 Zn 占总 Zn 比重分别为 13. 7 、 23. 8 和 4. 1 ， 与对照 组类似， 含量先略微增加， 后骤减， 变化幅度较对照组 大， 至第 11 天和第 18 天， 含量较对照组同期分别增 加了 59. 6 和 145. 4 ; 第 4 天、 第 11 天和第 18 天， RES 态 Zn 占 总 Zn 比 重 分 别 为 10. 2 、 17. 9 和 37. 1 ， 含量一直增加， 第 11 天和第 18 天， 含量分别 较对照组同期增加了 115. 7 和 48. 9 。 实验说明， 对照组中 Zn 以 CA 态为主要赋存形 态， EXC 态 Zn 含量最少。整个过程， OM 态 Zn 转化 为 RES 态 Zn。土壤中添加 5 赤泥， EXC、 CA 态 Zn 含量显著减少， 同时使得 RES 态 Zn 含量增加。原 因， 一方面是由于赤泥的高碱性， 赤泥的添加使得土 壤 pH 提高， 改变了土壤的结构组分， 使得 EXC 态 Zn 与土壤颗粒结合而降低其在土壤中的迁移性。另一 方面是由于赤泥中富含铁、 铝氧化物， 铁、 铝氧化物表 面的活性吸附位点结合了水溶态与可交换态 Zn［12］， 促进了土壤 Zn 由 EXC、 Fe-Mn 态向 RES 态转化。这 与 Lombi 等 ［13］报道相一致。OM 态 Zn 起一个中间转 化作用， Zn 转化路径为 EXC 态和 CA 态 →OM 态 Fe-Mn 态→RES 态。 2. 3单独添加 10 污泥对土壤 Zn 化学形态的影响 土壤中添加 10 污泥， Zn 化学形态转化情况如 图 3 所示。 图 310 污泥对土壤 Zn 化学形态转化的影响 由图 3 总 Zn 含量变化可知 添加 10 污泥后， Zn 总量由初始的 314. 81 mg/kg 增加到 369. 61 mg/kg， 增 加了 17. 4 。而且污泥的添加， 其中的 EXC、 CA 态 Zn 含量大幅减少， 同时 OM 态 Zn 含量增加。培养至第 4 天、 第 11 天、 第 18 天和第 30 天， 其中的 EXC 态 Zn 占 总 Zn 比重分别为 4. 2 、 0. 7 、 3. 6 和 2. 9 ， 至第 11 天， EXC 态 Zn 较对照组同期减少了 75. 7 ， 至第 18 天和第 30 天， 含量回复至初始水平; 第 4 天、 第 11 天、 第 18 天和第 30 天， CA 态 Zn 占总 Zn 比重分别为 60. 7 、 35. 5 、 48. 1 和 47. 6 ， 其中培养至第 11 天， CA 含量较对照组同期减少了 22. 8 ， 至第 18 天， 含量 恢复至同期 S1 的水平; 第 4 天、 第 11 天、 第 18 天和第 30 天， Fe-Mn 态 Zn 占 总 Zn 比 重 分 别 为 11. 6 、 14. 9 、 16. 2 和 0. 6 ， 至第 11 天和第 18 天， 含量与 添加 5 赤泥组相当， 至第 30 天， 含量骤减至较低水 平; OM 态 Zn 占 总 Zn 比 重 分 别 为 13. 5 、 32. 5 、 0. 5 和 13. 7 ， 变化幅度较对照组和添加赤泥组的 大; RES 态 Zn 占总 Zn 比重分别为 10. 0 、 16. 4 、 31. 7 和 35. 3 ， 其中第 11 天和第 18 天， S2 中 RES 态 Zn 较对照组同期增加了 128 和 49. 9 ， 略高于添 加赤泥组同期水平， 成为 Zn 存在的主要形式之一。 实验说明， 土壤中添加 10 污泥， Zn 总量会有较 大幅度增加， 这与污泥中含有较多的 Zn 有关， 本实验 所用污泥 Zn 含量为 1. 18g/kg。 污泥添加后， EXC、 CA 态 Zn 含量短期大幅减少， 转化为 OM 态 Zn， 幅度较 添加赤泥组大。这是因为污泥中有机质含量高， 达 304. 03 g/kg， 有机质中大量的络合基团能与土壤中 EXC、 CA 态 Zn 络合， 使其转化为 OM 态 Zn， 从而降 421 环境工程 2013 年 2 月第 31 卷第 1 期 低土壤中植物有效态 Zn 含量 ［14］。培养后期， 随着有 机质含量， 微生物活性的减弱， OM 态 Zn 又部分转化 为 EXC、 CA 态 Zn， EXC、 CA 态 Zn 含量增加至对照组 同期水平。这说明污泥降低土壤中 EXC 态 Zn 含量 只是暂时的， 效果不如单独添加赤泥持久。因此， 单 独添加污泥， 对土壤 Zn 具有一定的固稳作用， 能够加 速其他形态 Zn 向 RES 态 Zn 转化， 但效果只是短暂 的， 而且会带来 Zn 污染问题。因此， 在使用污泥时应 合理配置污泥的使用方法和比例 ［15］。 2. 4添加 5 赤泥 10 污泥对土壤 Zn 化学形态 转化影响 土壤中添加 5 赤泥 10 污泥， Zn 化学形态转 化情况如图 4 所示。 图 45 赤泥 10 污泥对土壤 Zn 化学形态转化的影响 图 3、 图 4 反映的 Zn 化学形态转化情况类似， 但 存在一定的区别。由图 4 可知 土壤中添加 5 赤 泥 10 污 泥 后， Zn 总 量 增 加 了 19. 0 。其 中 的 EXC、 CA 和 Fe-Mn 态 Zn 减少至较低水平， 未见如图 3 中的反弹情况。培养第 11 天和第 18 天， EXC 态 Zn 较对照组同期减少 23. 2 和 63. 4 ， CA 态 Zn 含量 减少至较低的稳定水平， 效果介于添加赤泥组和添加 污泥组之间; Fe-Mn 态 Zn 变化情况类似于单独添加 10 污泥; OM 态 Zn 含量先增后减， 再增加， 并恢复 至初始水平， 与添加污泥组变化类似， 幅度较污泥组 的小; RES 态 Zn 含量一直增加， 增幅较添加污泥组的 高， 替代 CA 态 Zn 成为 Zn 的主要赋存形态。 实验说明， 污染土壤中添加赤泥和污泥， 可以显 著减少土壤中 EXC 和 CA 态 Zn 含量， 使得其含量处 于稳定的较低水平。同时促进不同形态 Zn 向 RES 态转化， 使得 RES 态 Zn 含量大幅增加， 超过 CA 态 Zn 比重， 成为 Zn 的主要赋存形态。赤泥和污泥的一 起使用， 既能很好的降低土壤中植物有效态 Zn 含量， 同时增加土壤腐植酸和有机质， 氮、 磷、 钾含量， 增加 土壤肥力， 效果比较好。 考虑到赤泥的大量使用会改变土壤酸碱性， 以及 污泥的大量使用会增加土壤重金属 Zn 含量的问题， 在使用赤泥和污泥时， 要控制好赤泥和污泥的用量和 比例 ［1 5］。合理的利用赤泥和污泥， 实现赤泥和污泥 资源化， 无害化的目的。 3结论 1 Zn 进入土壤， 主要以碳酸盐结合态主要赋存 形态， 随着时间的延长， 有机结合态、 铁锰氧化结合态 Zn 逐渐转化为稳定的、 不可利用的残渣态 Zn。 2 土壤 Zn 转化过程中， 有机结合态 Zn 起中间 转换作用， 它的含量与土壤 pH， 土壤有机质含量等密 切相关， 一般土壤有机质含量增加， 有机结合态 Zn 含 量相应的增加。 3 赤泥具有比污泥更加好的固稳土壤中重金属 Zn 的效果， 单独使用赤泥可以显著降低土壤可交换 态、 碳酸盐结合态 Zn 含量， 同时残渣态 Zn 含量增加， 促进 Zn 由植物可利用态和潜在可利用态向不可利用 态转化。而单独使用污泥， 只能短时间能够降低土壤 Zn 的有效态含量。 4 赤泥和污泥的一起使用， 既能促进土壤中 Zn 由植物可利用态或潜在可利用态 包括可交换态、 碳 酸盐结合态、 铁锰氧化结合态、 有机结合态 向植物 不可利用态 残渣态 转化， 又能提高土壤肥力， 较单 独使用赤泥和污泥的效果好 ［16］。 参考文献 ［1］钟晓兰， 周生路， 黄明丽， 等． 土壤重金属的形态分布特征及其 影响因素［J］． 生态环境学报， 2009， 18 4 1266- 1273． ［2］Oste L A， Lexmond T M， Van Riemsdijk W H． Metal immobilization in soils using synthetic zeolites［J］． Journal of Environmental Quality， 2002， 31 813- 821． ［3］南相莉， 张廷安， 刘燕， 等． 我国赤泥综合利用分析［J］． 过程工 程学报， 2010， 10 1 265- 266． ［4］梁华． 赤泥利用的近期研究动态［J］． 有色金属， 1999， 8 3 32- 34． ［5］廖春发， 卢慧明， 邱定藩， 等． 从赤泥中回收有价金属工艺的研 究进展［J］． 轻金属， 2003 10 18- 22． ［6］范美蓉， 罗琳， 廖育林， 等． 赤泥在土壤重金属污染治理和农业 生产中的应用［J］． 土壤通报， 2010， 41 6 1531- 1536． ［7］Gray C W， Dunham S J， Dennis P G， et al． Field uation of in situ remediation of a heavy metal contaminated soil using lime and red-mud［J］． Environmental Pollution， 2006， 142 3 530- 539． 下转第 132 页 521 环境工程 2013 年 2 月第 31 卷第 1 期 2. 3硝酸酸雾对拟南芥脂质过氧化和蛋白氧化损伤 的影响 由图 3a 可以看出 拟南芥叶片内 MDA 含量随着 暴露时间的延长， 呈现出时间依赖性增长趋势， 当暴 露于硝酸酸雾下 4 h/d 后， 拟南芥叶片内 MDA 含量 高于对照组， 但不具有统计学差异 P ＞ 0. 05 ; 当暴 露时间达 8 h/d 后， MDA 含量显著增加， 与对照组相 比， 呈极显著差异 P ＜ 0. 001 ， 为对照组的 1. 95 倍。 图 3b 所示为不同暴露时间下硝酸酸雾对拟南芥 叶片内 PCO 含量的影响。由图可以看出 当暴露于 硝酸酸雾下 4 h/d 后， 拟南芥叶片内 PCO 含量与对照 组相比， 无明显变化; 当暴露时间达 8 h/d 后， PCO 含 量显 著 增 加， 与 对 照 组 相 比， 呈 极 显 著 差 异 P ＜ 0. 001 ， 为对照组的 2. 34 倍。 图 3不同暴露时间下硝酸酸雾对拟南芥叶片内 MDA 和 PCO 的影响 3结论 根据观察拟南芥叶片形态的可见变化， 发现硝酸 烟雾可导致拟南芥叶片退绿发黄， 随着日暴露时间延 长， 还会出现萎蔫和枯死， 产生不可逆伤害， 最终死亡。 拟南芥叶片内叶绿素含量在暴露于不同时间的 硝酸烟雾后， 呈现出时间依赖性下降趋势， 提示硝酸 烟雾可破坏植物细胞色素系统， 从而导致拟南芥叶片 中叶绿素含量的降低。 随着硝酸烟雾日暴露时间的延长， 氧自由基产生 率含量呈现出显著降低趋势， 说明硝酸烟雾对拟南芥 产生了应激胁迫， 拟南芥叶片内抗氧化系统作用失 衡， 从而降低了氧自由基的产生速率。硝酸烟雾长时 间日暴露可引起拟南芥叶片中 MDA 和 PCO 的显著 积聚， 提示硝酸烟雾具有强氧化性， 可通过诱导氧化 应激造成植物细胞损伤， 乃至死亡， 最终表现为整体 的枯黄萎蔫和坏死。 参考文献 ［1］曾平． 不能忽视酸雾［J］． 环境保护，1983 4 10． ［2］Alscher R G，Erturk N，Herth L S． Role of superoxide dismutases SODsin controlling oxidative stress in plants［J］．Journal of Experimental Botany，2002，531331- 1341． ［3］Paolacci A R，Badiani M，D’ Annibale A，et al． Antioxidants and photo synthesis in the leaves of Triticum durum Desf．seedlings acclimated to non-stressing high temperature［J］． Journal of Plant Physiology，1997，150381- 387． ［4］朱广廉，钟海文，张爱琴． 植物生理学实验［M］． 北京 北京大 学出版社，1990． ［5］张志良，瞿伟菁． 植物生理学实验指导［M］． 北京 高等教育 出版社，2003． ［6］Beleid F I B，Pike S M，Novacky A J，et al． Lipid peroxidation and superoxide production in cowpea Vigna unguiculataleaves infected with tobacco ringspot virus or southern bean mosaic virus［J］ ． Physiological and Molecular Plant Pathology， 1993， 43， 109- 119． ［7］Levine R L，Garland D，Oliver C N，et al．Determination of carbonyl content in oxidatively modified proteins［J］． s in Enzymology，1990，186464- 478． 作者通信处董轶茹030027太原市兴华街 11 号山西省环境监测 中心站 E- maildyr_613 163． com 2012 － 09 － 11 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 收稿 上接第 125 页 ［8］Santona L，Castaldi P，Melis P． uation of the interaction mechanisms between red muds and heavy metals［J］． Journal of Hazardous Materials， 2006， 136 2 324- 329． ［9］Muller I， Pluquet E． Immobilization of heavy metals in sediment dredged from a seaport by iron bearing materials ［J］． Water Science and Technology， 1998， 37 379- 386． ［ 10］鲁如坤． 土壤农业化学分析方法［M］． 北京 中国农业科技出版 社， 2000． ［ 11］Tessier A，Campbell P GC，Bisson M． Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals［J］． Anal Chem， 1979， 51 844- 851． ［ 12］高国卫， 黄益宗， 雷鸣． 添加堆肥和赤泥对土壤生物有效性 Cd 和 Zn 的影响［J］． 环境工程学报， 2008， 2 1 79- 82． ［ 13］Lombi E， Zhao F J， Zhang G， et al． In situ fixation of metals in soils using bauxite residueChemical assessment［J］． Environmental Pollution， 2002， 118 3 435- 443． ［ 14］袁兴中， 曾光明． 土壤 － 植物系统中 Pb 的迁移转化影响因素研 究进展［J］． 安徽农业科学， 2008， 36 16 6953- 6955． ［ 15］高卫国， 黄益宗， 孙晋伟， 等． 赤泥和堆肥对土壤锌形态转化的 影响［J］． 农业环境科学学报， 2008， 27 3 879- 883． ［ 16］雷鸣， 廖柏寒， 秦普丰． 土壤重金属化学形态的生物可利用性评 价［J］． 生态环境， 2007， 16 5 1551- 1556． 作者通信处钟克师528143广东省佛山市三水区大塘工业园兴 唐路 10 号 佛山市三水佳利达纺织染有限公司 E- mailkeshi120 163． com 2012 － 04 － 13 收稿 231 环境工程 2013 年 2 月第 31 卷第 1 期