Effects of short-term application of sludge products on migration and accumulation of mercury in soil-Styphnolobium japonicum system
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摘要:目的
研究城镇生活污泥产品中重金属汞（Hg）在土壤–国槐树体中的迁移和积累，探讨国槐幼苗对Hg胁迫的响应机制，明确污泥产品在国槐幼苗抚育方面的应用潜力。
方法以国槐幼苗为研究对象，通过盆栽试验，设置3个污泥使用量梯度（0、2、4 kg/m2）和4个取样时间（40、80、120、160 d），将处理分为移栽国槐组和纯土壤组，探究土壤Hg含量的动态变化，进一步研究Hg在国槐根系和叶片的富集迁移规律、亚细胞分布特点及赋存形态。
结果（1）随污泥产品使用时间增加，土壤Hg含量显著降低，在种植国槐植株土壤中添加污泥产品，短期内土壤Hg含量显著低于纯土壤。（2）污泥产品用量、取样时间及其交互作用均对国槐根和叶中的Hg含量有显著影响。污泥施用40和160 d国槐根系和叶片对Hg的吸收显著高于未施污泥组，使用污泥产品前期会促进Hg在根、叶间的转移，后期抑制。污泥产品的低施用量可以显著增加国槐生物量从而提高对Hg的积累量。（3）在国槐根、叶中，Hg主要分布在细胞壁和可溶性组分中，两者总占比超过90%。（4）国槐根系和叶片中Hg的残渣态占比最大，分别占比57.2% ~ 59.7%和52.6% ~ 69.0%。
结论国槐可以应对低施用量污泥产品带来的Hg胁迫，主要途径为细胞壁固定、液泡区隔化以及将Hg转化为低活性形态贮存。
Abstract:ObjectiveThis paper aims to investigate the migration and accumulation of heavy metal mercury (Hg) in the soil-Styphnolobium japonicum system from sludge products in urban life, so as to explore the response mechanism of S. japonicum seedlings to Hg stress, and to clarify the application potential of sludge products in cultivation of S. japonicum seedlings.
MethodThe study focused on S. japonicum seedlings, employing a pot experiment to establish three gradients of sludge application rates (0, 2, and 4 kg/m2) and four sampling times (40, 80, 120, and 160 d). The treatments were divided into a transplanted S. japonicum group and a pure soil group to explore the dynamic changes in soil Hg content. The study further investigated the enrichment and migration patterns of Hg in the roots and leaves of S. japonicum, as well as the characteristics of subcellular distribution and the forms of existence.
Result(1) With the increase in the duration of sludge product application, the soil Hg content significantly decreased. In the soil planted with S. japonicum, the addition of sludge products resulted in significantly lower Hg content compared with pure soil in short term. (2) The amount of sludge product, sampling time, and their interaction all significantly affected the Hg content in the roots and leaves of S. japonicum. At 40 and 160 d, the application of sludge products significantly promoted the absorption of Hg by roots and leaves of S. japonicum. The use of sludge products in early stage can promote the transfer of Hg between roots and leaves, while in the later stage, it inhibited it. A low application rate of sludge products can significantly increase the biomass of S. japonicum, thereby increasing the accumulation of Hg. (3) In the roots and leaves of S. japonicum, Hg was mainly distributed in cell wall and soluble fractions, with a combined proportion exceeding 90%. (4) The residual form of Hg in roots and leaves of S. japonicum accounted for the largest proportion, with a range of 57.2% to 59.7% and 52.6% to 69.0%, respectively.
ConclusionS. japonicum can cope with the Hg stress brought by low application rates of sludge products, mainly through the pathways of cell wall fixation, vacuolar compartmentalization, and the transformation of Hg into a low-activity form for storage.
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Keywords:
- sewage sludge /
- Styphnolobium japonicum /
- Hg /
- subcellular distribution /
- chemical form
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随着我国社会经济和城市化的快速发展，工业用水量和居民生活用水量不断增加，城市污水处理量大幅上升，导致我国污水处理厂数量及污泥产量逐年（1978—2019年）上涨[1]，预计2025年我国污泥产量将突破9 000万 t[2]。全国城市污泥中汞（Hg）污染达到重度以上水平的省份超过60%，其中华北地区污泥Hg含量最高[3]。2019年中国污泥载Hg总量约为30 t，特别是北京市的污水Hg排放份额最大（2019年为12.32 t），占全国总量的40%[4]。城镇生活污泥产品营养成分（氮、磷和有机质）丰富、含水率较高且有害物质较低，是一类可利用性较高的二次资源[5]。研究发现污泥产品可替代商业化肥用于改良土壤、提高作物品质与产量[6]、促进林草生长[7]，达到降低养护成本的目的。但污泥产品含有重金属、病原菌、持久性有机污染物等有害成分[8]。其中重金属含量高、变异性大，是污泥后续土地利用的最大限制[2]。
目前，厌氧消化–土地利用是我国污泥处理的主流技术路线[9]，也是北京市中心城区主要的污泥处置途径[5]。厌氧消化–土地利用作为一种低碳甚至负碳排放的污泥处理方式在碳中和背景下具有广阔的应用前景，能同时满足碳减排和污染控制要求[10–11]。相比污泥农用，污泥林用不仅为污泥处置提供新的途径，也能在一定程度上避开食物链，有效降低重金属对人类的危害[12]。在实际应用中，污泥中重金属会在表土中积累，也可能沿着垂直剖面沥滤，导致土壤污染向周围环境扩散[13]。Hg作为一种生理毒性极强的重金属污染物，具有持久性、易迁移性、高生物富集性等特性[14]，能以气态单质汞（Hg0）的形式存在于大气、水体、土壤中，且植物叶片既可以吸附空气中的Hg还可向大气释放Hg[15]。因此，在污泥林地利用监测植物生长的同时，更要对其产生的重金属安全问题进行监测，从而使污泥林地利用具有最大合理性和最小危害性。
国槐（Styphnolobium japonicum）是北京地区典型绿化落叶树种，具有较高的观赏价值、较强的适应能力和遮荫效果，广泛应用于园林绿化。近年来，关于国槐重金属的研究多集中在叶面滞尘[16-17]、重金属吸收富集能力[18–19]、不同器官重金属形态分析[20]及抗性生理特征[21]，但很少有学者将Hg作为重点来探究其在土壤–国槐树体中的迁移和积累。为此，本研究通过盆栽试验探究使用污泥产品后Hg在国槐各器官中的富集积累能力和迁移特征，同时结合Hg在国槐根系和叶片中的亚细胞分布特点和形态占比，从器官和细胞两个层次展开分析，综合探讨国槐幼苗在受到Hg胁迫时的应对策略。在此基础上探讨城镇生活污泥产品在国槐幼林抚育中推广利用的适用条件，以期为今后污泥产品在国槐幼林以及其他木本植物中的应用提供理论参考。
1. 研究区概况与研究方法
1.1 研究区概况与试验材料
试验地位于北京市园林绿化科学研究院黄垡基地（39°58′N，116°33′E）。属暖温带半湿润大陆性季风气候，四季分明，年平均气温11.6 ℃，年平均降水量556.4 mm。土壤类型主要为砂壤土，有机质含量较低。
供试污泥产品取自北京城市排水集团有限责任公司庞各庄污泥处置分厂，采用厌氧消化方式处理污泥产品。供试土壤取自黄垡基地表层土壤（0 ~ 20 cm）。土壤和污泥重金属含量均符合污泥林用规定限值（表1）。供试苗木为长势一致的2年生国槐幼苗，地径（2.04 ± 0.18） cm，苗高（1.79 ± 0.19） m。盆栽用盆规格为高28 cm、口径30 cm、底径20 cm。
表 1 污泥产品和土壤中的重金属含量Table 1. Contents of heavy metals in sludge products and soilmg/kg 项目 Item Cd Cr Pb Hg Cu Zn As Ni 城镇生活污泥产品
Urban domestic sludge products0.79 72.65 15.55 5.57 208.50 535.00 12.25 34.75 苗圃土壤 Nursery soil 0.30 67.67 17.63 0.40 15.67 89.77 15.58 25.33 1.2 试验设计
以2年生国槐幼苗为研究对象，采用盆栽试验，于2021年3月中旬进行移栽，每盆1株苗并缓苗至4月底。设置纯土壤组（CK）和国槐组（S），每组3个处理，分别添加0、2、4 kg/m2（按盆口径折算后分别为0.00、141.37、282.74 g/盆）污泥。纯土壤组分别用CK0、CK1、CK2表示，每处理各3盆；国槐组分别用S0、S1、S2表示，每处理各12盆。添加污泥产品时，采取均匀混施的方法，使其充分与表层土壤结合，各处理在添加污泥产品后的两天内浇一次水。花盆放置于林中空地，各处理每盆间隔1 m。试验期间，根据实际气温和土壤情况，各处理统一浇水，其后续管护措施均一致。
1.3 样品采集与指标测定
1.3.1 采样时间及方法
缓苗结束后，从5月开始每隔40 d采集一次各处理的植物样品（叶片、根系）和土壤样品，共采集4次（即间隔40、80、120和160 d）。最后一次采集时整株采集，将其分为根、干、枝、叶4部分并立即称质量，每次采集均立即装入冰盒带回实验室，并对植物样品表面杂质进行清洗、晾干。植物叶片和根系一部分加液氮后用研磨仪磨成粉状，存于超低温冰箱（−20 ℃）备用，另一部分和植物其他器官样品分开装入信封进行编号置于烘箱中，于105 ℃下杀青30 min，70 ℃下烘至恒质量并称量各部分，最后用粉碎机粉碎过100目尼龙筛后装入自封袋备用。土壤样品取盆栽0 ~ 10 cm表层土壤，去除表面根系、石块等杂质后，于室温进行自然风干，之后过筛放入自封袋备用。
1.3.2 总Hg含量测定
称取植物样品1 g（精确至
0.0001 g），采用HNO3-HClO4（体积比5∶1）混酸湿法消解。土壤样品称取0.2 g（精确至0.0001 g），采用HCl-HNO3（体积比3∶1）王水微波消解。消解液中Hg用1260-7900电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，美国Agilent公司）测定。1.3.3 国槐亚细胞Hg分布及Hg化学形态
参照Weigel等[22]和周芙蓉等[23]的方法，分离国槐细胞壁（Fa）、细胞核为主（Fb）、线粒体和叶绿体（Fc）、核蛋白成分和可溶性组分（Fd）等亚细胞组织中Hg含量。参照Lu等[24]的方法，获得乙醇（浓度80%）提取态（ethanol extractable fraction， FE）、水提取态（fresh water extractable fraction，Fw）、氯化钠提取态（sodium chloride extractable fraction，FNaCl）、醋酸提取态（acetic acid extractable fraction，FHAc）、盐酸提取态（hydrochloric acid extractable fraction，FHCl）和残渣态（residual extractable fraction，FR）中的Hg。植物亚细胞分离和形态分析步骤中得到的上清液和残渣用少量去离子水水洗入锥形瓶中，在电炉上蒸至近干，冷却后加入20 ~ 30 mLHNO3-HClO4混酸消煮至澄清，用去离子水定容后用ICP-MS测定，每处理重复3次。
1.4 数据处理及分析
Hg在国槐中的富集、迁移和积累分别采用重金属富集系数（bioconcentration factor，BCF）、转运系数（translocation factor，T）和积累量（accumulation，A）进行表征[25−26]。
BCF=Ci/CS TR-L=CL/CR Ai=Bi×Ci 式中：Ci表示国槐器官i中Hg含量；CS表示土壤中Hg含量；TR-L 表示根到叶的转运系数；CL表示国槐叶片中Hg含量；CR表示国槐根中Hg含量；Ai表示国槐器官i中Hg积累量；Bi表示国槐器官i生物量。
数据采用Excel 2019进行整理分析，SPSS 23.0进行双因素方差分析和Duncan’s多重比较（P < 0.05），Origin 2017进行作图。图表中数据为平均值 ± 标准差。
2. 结果与分析
2.1 短期使用污泥产品对土壤Hg的影响
土壤Hg含量随着取样时间的增加整体表现为逐渐下降的趋势（图1）。在使用污泥产品40、80 d时，S2处理土壤Hg含量显著高于S0和S1，CK2、CK1显著高于CK0（P < 0.05），且CK1显著高于S1，CK2显著高于S2（P < 0.05）。纯土壤中添加污泥产品后Hg含量更高，表明取样前期是否种植国槐对土壤中的Hg含量有显著影响。在120 d，CK1显著高于S1（P < 0.05），CK2与S2间无显著差异；在160 d，CK1与S1间，CK2与S2间无显著差异，但CK0显著高于S0（P < 0.05），表明使用污泥产品后期是否种植国槐对土壤中的Hg含量无显著影响。
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图 1 短期使用污泥产品后土壤中汞含量的动态变化不同大写字母表示同一处理不同取样时间之间差异显著（P < 0.05），不同小写字母表示同一取样时间不同处理之间差异显著（P < 0.05），S0 ~ S2为国槐组分别添加0、2、4 kg/m2污泥，CK0 ~ CK2为纯土壤组分别添加0、2、4 kg/m2污泥。下同。Different capital letters indicate significant differences between varied sampling times of same treatment (P < 0.05), and different lowercase letters indicate significant differences between varied treatments at same sampling time (P < 0.05), S0−S2 are Styphnolobium japonicum groups with 0, 2, and 4 kg/m2 of sludge, and CK0−CK2 are pure soil groups with 0, 2, and 4 kg/m2 of sludge, respectively. The same below.Figure 1. Dynamic change of soil Hg content after short-term use of sludge products2.2 短期使用污泥产品对国槐吸收Hg的影响
2.2.1 国槐器官组织中Hg含量的动态变化
在整个取样期间（除40 d外），国槐对Hg的富集含量大小表现为叶> 根，表明国槐叶片对Hg的富集能力强于根部（图2）。
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图 2 短期使用污泥产品后国槐器官中汞含量的动态变化***表示差异极其显著（P < 0.001）。*** means extremely significant difference (P < 0.001).Figure 2. Dynamic changes of Hg contents in organs of Styphnolobium japonicum after short-term use of sludge products不同处理、取样时间及其交互作用对国槐根和叶片的Hg含量均有极显著影响（图2）。随着取样时间的增加，国槐根的Hg含量呈显著增加趋势（P < 0.05），S1和S2均表现为160 d > 120 d > 40 d > 80 d，S0为160 d > 40 d > 120 d > 80 d。根中Hg含量在160 d时达到最高值，其中S2中Hg含量是S0的2.0倍；不同取样时间根中Hg含量大小排序均为S2 > S1 > S0。
随着取样时间的增加，S0、S1和S2处理叶片的Hg含量呈显著增加趋势（P < 0.05），大小排序均表现为160 d > 120 d > 80 d > 40 d（图2）。在160 d的S2叶片Hg含量达到最高值，是S0的1.7倍。国槐叶片中Hg含量在40、80、120 d中大小排序均为S2 > S1 > S0，160 d为S2 > S0 > S1。
2.2.2 国槐器官对Hg富集和转运的动态变化
随着取样时间的增加，各处理下国槐根系和叶片对Hg的富集系数呈增加趋势，转运系数呈上升再下降趋势（P < 0.05）（表2）。120、160 d时，S2处理下根的Hg富集系数显著高于S0（P < 0.05），与S1无显著差异。在40 d时，S0处理下叶片中Hg的富集系数显著低于S1和S2（P < 0.05）；在80 d时，各处理下叶片Hg的富集系数无显著差异；在120 d时，S2显著高于S0和S1（P < 0.05）；在160 d时，S0和S2显著高于S1（P < 0.05）。这表明污泥产品促进了Hg从土壤向国槐叶片的转移。在40、120 d，各处理下Hg的转运系数无显著差异；在80 d时，S1显著高于S0（P < 0.05）；在160 d时，S0显著高于S1和S2（P < 0.05）且大小排序为S0 > S2 > S1。
表 2 短期使用污泥产品后国槐器官的汞富集系数及转运系数Table 2. Bioconcentration factor and translocation factor of Hg in Styphnolobium japonicum organs after short-term use of sludge products取样时间
Sampling time/d处理
Treatment富集系数 Bioconcentration factor 转运系数
Translocation factor根 Root 叶 Leaf 40 S0 0.008 ± 0.001aB 0.006 ± 0.000bC 0.810 ± 0.116aC S1 0.009 ± 0.001aB 0.008 ± 0.001aC 0.931 ± 0.085aD S2 0.008 ± 0.001aC 0.008 ± 0.001aD 1.019 ± 0.170aD 80 S0 0.004 ± 0.001aB 0.017 ± 0.002aBC 4.546 ± 0.237bA S1 0.005 ± 0.001aC 0.024 ± 0.005aB 5.065 ± 0.305aA S2 0.005 ± 0.001aC 0.023 ± 0.003aC 4.730 ± 0.176abA 120 S0 0.010 ± 0.001bB 0.027 ± 0.002bB 2.817 ± 0.326aB S1 0.010 ± 0.001abB 0.028 ± 0.003bB 2.706 ± 0.079aB S2 0.016 ± 0.006aB 0.039 ± 0.007aB 2.487 ± 0.510aB 160 S0 0.022 ± 0.008bA 0.066 ± 0.020aA 3.020 ± 0.195aB S1 0.026 ± 0.002abA 0.039 ± 0.001bA 1.484 ± 0.062bC S2 0.034 ± 0.002aA 0.065 ± 0.006aA 1.894 ± 0.098cC 2.3 短期使用污泥产品对国槐Hg积累的影响
表3为160 d时国槐各器官的生物量和Hg含量及其积累量。可以看出，污泥产品的不同施用量能显著影响国槐各器官Hg含量（以干样计）。
表 3 短期使用污泥产品对国槐不同器官生物量、重金属含量及积累量的影响Table 3. Effects of short-term use of sludge products on biomass, heavy metal content and accumulation of various organs of Styphnolobium japonicum项目
Item处理
Treatment器官 Organ 总量
Total地上/地下
Aboveground/
underground根 Root 干 Trunk 枝 Branch 叶 Leaf 汞含量
Hg content/（μg∙kg−1）S0 7.58 ± 0.83cB 2.15 ± 0.22aD 4.78 ± 0.58aC 35.63 ± 0.88bA 50.14 ± 2.17b 5.65 ± 0.46a S1 10.82 ± 1.88bB 1.45 ± 0.38bD 4.82 ± 1.39aC 33.99 ± 0.45bA 51.08 ± 3.39a 3.78 ± 0.59b S2 14.13 ± 1.61aB 2.56 ± 0.23aC 2.73 ± 0.50bC 44.94 ± 1.28aA 64.35 ± 3.60a 3.57 ± 0.26b 生物量 Biomass/g S0 20.95 ± 1.92bC 83.82 ± 1.79aA 15.70 ± 1.19aD 28.08 ± 3.43cB 148.54 ± 1.36b 6.13 ± 0.57a S1 68.61 ± 1.37aB 102.89 ± 11.55aA 18.33 ± 7.69aC 90.53 ± 15.87aA 280.36 ± 24.88a 3.09 ± 0.41b S2 73.91 ± 4.21aB 114.66 ± 26.93aA 14.33 ± 0.47aC 64.74 ± 7.20bB 267.65 ± 27.07b 2.62 ± 0.18b 汞积累量
Hg accumulation/μgS0 0.16 ± 0.01cB 0.18 ± 0.02bB 0.07 ± 0.01abB 1.00 ± 0.14bA 1.41 ± 0.16b 7.96 ± 0.80a S1 0.74 ± 0.12bB 0.15 ± 0.05bC 0.08 ± 0.03aC 3.08 ± 0.58aA 4.06 ± 0.58a 4.61 ± 1.54b S2 1.04 ± 0.07aB 0.29 ± 0.06aC 0.04 ± 0.01bC 2.91 ± 0.29aA 4.28 ± 0.21a 3.12 ± 0.35b 注：不同大写字母表示同一处理国槐各器官之间差异显著（P < 0.05），不同小写字母表示同一器官不同处理之间差异显著（P < 0.05）。Notes: different capital letters indicate significant differences between varied organs of Styphnolobium japonicum of the same treatment (P < 0.05), and different lowercase letters indicate significant differences between varied treatments of the same organ (P < 0.05). S1、S2处理下国槐根和整株的Hg含量显著高于S0（P < 0.05）；在相同处理下，国槐叶中Hg含量显著高于其他器官（P < 0.05），根显著高于干和枝（P < 0.05），大小排序表现为叶 > 根 > 枝 > 干。 S1和S2处理下根和叶的生物量显著高于S0（P < 0.05），地上与地下生物量比值表现为S0 > S1 > S2。表明使用污泥产品有助于国槐根和叶的生长，尤其提高了地下生物量，为Hg在植物体内的积累提供了条件。
国槐根、叶以及整株的Hg积累量表现为S1和S2显著高于S0（P < 0.05），干中Hg积累量表现为S2显著高于S0和S1（P < 0.05），枝中Hg积累量表现为S1显著高于S2（P < 0.05）。S0地上与地下Hg积累量比值显著高于S1、S2（P < 0.05）。污泥产品促进了国槐整株对Hg的积累，叶片是主要吸收和存储器官。
2.4 短期使用污泥产品后国槐亚细胞Hg分配
在不同处理和取样时间下，国槐根系和叶片各亚细胞组分Hg含量比例均呈现细胞壁组分（Fa） > 核蛋白成分和可溶性组分（Fd） > 细胞核组分（Fb） > 线粒体和叶绿体成分（Fc）的分布特征（图3）。
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图 3 国槐根系（a）和叶片（b）亚细胞中Hg的分布Fa.细胞壁组分；Fb.细胞核组分；Fc.线粒体和叶绿体成分；Fd.核蛋白成分和可溶性组分。Fa, cell wall component; Fb, nucleus component; Fc, mitochondrial and chloroplast component; Fd, nucleoprotein component and soluble fraction.Figure 3. Distribution of Hg in root (a) and leaf (b) subcellular components of Styphnolobium japonicum在国槐根系Hg的亚细胞分布中（图3a），Fa和Fd中二者含量占总量的95.96% ~ 100.00%。在40、80、120 d时，Fa占比为100.00%；在160 d时，Fd所占比例增加。在叶片Hg的亚细胞分布中（图3b），Fa和Fd二者占总量的87.39% ~ 100.00%。在40 d时，叶中Fa占比为100.00%，在80 d时，Fd占比上升，Fa占比下降。尽管随时间变化，根和叶Fb和Fc中Hg含量有所增加，但Fa和Fd仍是国槐根系和叶片贮存Hg的主要位点。
2.5 短期使用污泥产品后国槐中Hg形态
短期使用城镇生活污泥产品后，国槐根系中残渣态（FR）Hg占比最大（S058.8%、S157.2%、S259.7%）。FW、FNaCl、FHAc和FHCl形态Hg占比相当，未检测到FE形态的Hg。在这几种Hg形态中，FW是活性和毒性最强的，其占比S0为9.3%、S1为14.4%、S2为13.1%（图4）。叶片同样以FR为主（S060.5%、S152.6%、S269.0%）。活性和毒性最强的FE和FW形态Hg占比较低（S02.8%、S118.3%、S211.6%），移动性和毒性相对较低的FNaCl、FHAc和FHCl形态Hg的总占比随污泥量增加而有所降低。使用污泥产品后，一定程度提高了FE和FW形态Hg的分配比例，但不会影响根系和叶片中FR形态Hg占比的主导地位。
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图 4 国槐根系和叶片中Hg的化学形态分布FW.水提取态；FNaCl.氯化钠提取态；FHAc.醋酸钠提取态；FHCl.盐酸提取态；FR.残渣态。FW, fresh water extractable fraction; FNaCl, sodium chloride extractable fraction; FHAc, acetic acid extractable fraction; FHCl, hydrochloric acid extractable fraction; FR, residual extractable fraction.Figure 4. Chemical form distribution of Hg in roots and leaves of Styphnolobium japonicum3. 讨 论
3.1 短期使用污泥产品后土壤Hg含量变化
在施用污泥堆肥后，土壤Hg含量随时间推移整体表现为逐渐下降的趋势，这与杨桐桐[27]的研究结果相一致，这可能与重金属含量释放和迁移具有一定的滞后性有关。取样前期土壤Hg含量的变化主要是由于污泥产品中富含有机质和植物所需多种微量元素，有机质的增加特别是腐殖酸与Hg具有矿物质结合、络合反应等吸附作用，从而使Hg在土壤中被固定下来。取样前期国槐正处展叶初期，植物生长需要大量养分，根系吸收能力较强，在吸收养分的同时也富集了大量的Hg。纯土壤中添加污泥产品后，会改善土壤中微生物的数量和相关酶的活性[28]，土壤中的Hg可通过微生物还原作用等转化为单质Hg，而单质Hg是土壤向大气释放Hg的主要形态[29]。但有研究表明，Hg在150 ~ 200 ℃时才开始从污泥释放到空气中。因此，污泥土地应用过程中排放到空气中的Hg可忽略不计[4]。取样后期国槐已成熟，植物体内生长代谢、化学转化等过程逐渐减少，基本不再从土壤中吸收营养，植物体内吸收Hg含量也基本稳定。
3.2 短期使用污泥产品后国槐各部位Hg富集响应
本研究中，国槐叶片对Hg的吸收富集能力强于根部，但也有一些植物如白骨壤（Avicennia marina）和海桑（Sonneratia caseolaris）[30]，其对Hg的富集含量大小表现为根 > 叶，这可能与个体差异及环境异质性有关。植物通过叶片进行大气Hg的吸收，叶片中99%以上的Hg均来自于大气，大气Hg的叶面吸收主要通过气孔途径发生 [31]。香樟树（Cinnamomum camphora）叶片的Hg含量会随着生长周期不断累积[32]，这与本研究结果相似，国槐叶片Hg含量在取样后期明显高于取样前期。取样后期属于国槐的生长旺盛期和落叶期，污泥施用所带来的植物生物量的增加使叶片富集更多Hg。根部Hg含量与叶片Hg含量变化相一致。Hg在植物体内的移动性和生物可利用性均较低，植物体内的阻隔机制如根部凯氏带限制根部Hg向上传输[33]。另外，污泥产品含多种重金属元素，不同元素之间存在着协同或拮抗作用，可能会影响植物根系对Hg的吸收[34]。
取样后期国槐S2处理下根中Hg的富集系数显著高于S0，这可能与取样后期国槐根的生物量增加有关，尤其是细根生物量，因为细根是根部Hg的主要吸收途径[35]。此外，国槐对Hg的转移系数呈现出先上升后下降的趋势，这与钱晓莉[36]的研究结果相一致，这可能与土壤中生物可利用态Hg有关。植物在生长过程中会产生大量根系分泌物，能将基质中铝、铁、铜、铅和汞等活化[37]。取样前期，根部生物量较小，细根数量也较少，产生的根系分泌物活化Hg的能力有限，仅有少部分被转化为生物可利用态Hg，从而被转运至地上部。取样后期，虽然土壤Hg含量释放较多，但国槐根部生物量明显增加，细根数量较多，被活化的Hg也较多，超过了国槐转运Hg的能力，因此Hg被选择性地富集在根部，转移系数降低。不同器官Hg含量与积累量大小排序有所差异，根系对土壤Hg的吸收只有少量向地上部迁移，树皮中的Hg很少传输到树干中[38]。树干Hg含量获取的纵向和径向传输途径均有所限制，导致国槐树干Hg含量最低，但由于国槐树干的生物量较高，树干中所保存的Hg含量要高于树枝，因此树干仍是森林生态系统中的重要汞库[39]。
3.3 短期使用污泥产品后Hg在国槐亚细胞上分布策略
国槐根系和叶片亚细胞中Hg随时间的分布变化表明叶片Fd对于Hg胁迫的敏感程度要高于根系，而根系Fd对于Hg胁迫的耐受程度要好于叶片。细胞壁是保护原生质体免受金属离子毒害的第一道屏障，其表面带负电荷[40]，细胞壁中果胶、纤维素、半纤维素等物质和羟基、氨基、羧基等基团会与Hg2 + 络合使其处在膜外，这些成分和官能团的存在可限制金属离子穿过细胞膜的运输。当细胞壁结合的Hg2 + 达到饱和时，部分Hg在细胞膜载体蛋白或其他物质作用下跨质膜进入原生质体，原生质体中的Hg一部分在转运蛋白作用下跨液泡膜进入液泡，液泡膜中的ABC转运蛋白能转运重金属螯合物至液泡中，并区隔开，从而提高植物对重金属的耐性[41]。还有少部分进入细胞器，可能会对国槐的生理活动产生影响。
3.4 短期使用污泥产品后国槐体内Hg形态变化
国槐根系和叶片中的Hg均以残渣态为主，这主要与北京市表土和城市污泥产品中Hg的赋存形态有关。北京市表层土壤中只有很小比例的Hg以活性化学形式存在，生物利用度低[42]，而城市污泥产品中的Hg也主要以稳定的残渣态形式存在，活性Hg含量较少[43]。同时，由国槐根系和叶片残渣态Hg占比在S2处理下大于S1、S0可知，施用污泥产品也可能促使国槐根系和叶片Hg的FE和FW向活性更低的FR转化，从而降低Hg的活性与迁移性。
4. 结 论
本研究表明随时间增加，施用污泥的土壤Hg含量显著降低；污泥产品可促进国槐生物量增加，同时也促进根系和叶片对Hg的吸收；国槐根系和叶片中的Hg主要分布在细胞壁中，多以残渣态存在。国槐可通过细胞壁固定、液泡区隔化以及将活性Hg转化为残渣态Hg从而降低重金属毒害。可以考虑2 kg/m2的低污泥使用量在国槐幼林中的推广应用，为污泥产品在木本植物中的应用提供理论参考和实践依据。
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图 1 短期使用污泥产品后土壤中汞含量的动态变化
不同大写字母表示同一处理不同取样时间之间差异显著（P < 0.05），不同小写字母表示同一取样时间不同处理之间差异显著（P < 0.05），S0 ~ S2为国槐组分别添加0、2、4 kg/m2污泥，CK0 ~ CK2为纯土壤组分别添加0、2、4 kg/m2污泥。下同。Different capital letters indicate significant differences between varied sampling times of same treatment (P < 0.05), and different lowercase letters indicate significant differences between varied treatments at same sampling time (P < 0.05), S0−S2 are Styphnolobium japonicum groups with 0, 2, and 4 kg/m2 of sludge, and CK0−CK2 are pure soil groups with 0, 2, and 4 kg/m2 of sludge, respectively. The same below.
Figure 1. Dynamic change of soil Hg content after short-term use of sludge products
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图 2 短期使用污泥产品后国槐器官中汞含量的动态变化
***表示差异极其显著（P < 0.001）。*** means extremely significant difference (P < 0.001).
Figure 2. Dynamic changes of Hg contents in organs of Styphnolobium japonicum after short-term use of sludge products
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图 3 国槐根系（a）和叶片（b）亚细胞中Hg的分布
Fa.细胞壁组分；Fb.细胞核组分；Fc.线粒体和叶绿体成分；Fd.核蛋白成分和可溶性组分。Fa, cell wall component; Fb, nucleus component; Fc, mitochondrial and chloroplast component; Fd, nucleoprotein component and soluble fraction.
Figure 3. Distribution of Hg in root (a) and leaf (b) subcellular components of Styphnolobium japonicum
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图 4 国槐根系和叶片中Hg的化学形态分布
FW.水提取态；FNaCl.氯化钠提取态；FHAc.醋酸钠提取态；FHCl.盐酸提取态；FR.残渣态。FW, fresh water extractable fraction; FNaCl, sodium chloride extractable fraction; FHAc, acetic acid extractable fraction; FHCl, hydrochloric acid extractable fraction; FR, residual extractable fraction.
Figure 4. Chemical form distribution of Hg in roots and leaves of Styphnolobium japonicum
表 1 污泥产品和土壤中的重金属含量
Table 1 Contents of heavy metals in sludge products and soil
mg/kg 项目 Item Cd Cr Pb Hg Cu Zn As Ni 城镇生活污泥产品
Urban domestic sludge products0.79 72.65 15.55 5.57 208.50 535.00 12.25 34.75 苗圃土壤 Nursery soil 0.30 67.67 17.63 0.40 15.67 89.77 15.58 25.33 
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表 2 短期使用污泥产品后国槐器官的汞富集系数及转运系数
Table 2 Bioconcentration factor and translocation factor of Hg in Styphnolobium japonicum organs after short-term use of sludge products
取样时间
Sampling time/d处理
Treatment富集系数 Bioconcentration factor 转运系数
Translocation factor根 Root 叶 Leaf 40 S0 0.008 ± 0.001aB 0.006 ± 0.000bC 0.810 ± 0.116aC S1 0.009 ± 0.001aB 0.008 ± 0.001aC 0.931 ± 0.085aD S2 0.008 ± 0.001aC 0.008 ± 0.001aD 1.019 ± 0.170aD 80 S0 0.004 ± 0.001aB 0.017 ± 0.002aBC 4.546 ± 0.237bA S1 0.005 ± 0.001aC 0.024 ± 0.005aB 5.065 ± 0.305aA S2 0.005 ± 0.001aC 0.023 ± 0.003aC 4.730 ± 0.176abA 120 S0 0.010 ± 0.001bB 0.027 ± 0.002bB 2.817 ± 0.326aB S1 0.010 ± 0.001abB 0.028 ± 0.003bB 2.706 ± 0.079aB S2 0.016 ± 0.006aB 0.039 ± 0.007aB 2.487 ± 0.510aB 160 S0 0.022 ± 0.008bA 0.066 ± 0.020aA 3.020 ± 0.195aB S1 0.026 ± 0.002abA 0.039 ± 0.001bA 1.484 ± 0.062bC S2 0.034 ± 0.002aA 0.065 ± 0.006aA 1.894 ± 0.098cC
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表 3 短期使用污泥产品对国槐不同器官生物量、重金属含量及积累量的影响
Table 3 Effects of short-term use of sludge products on biomass, heavy metal content and accumulation of various organs of Styphnolobium japonicum
项目
Item处理
Treatment器官 Organ 总量
Total地上/地下
Aboveground/
underground根 Root 干 Trunk 枝 Branch 叶 Leaf 汞含量
Hg content/（μg∙kg−1）S0 7.58 ± 0.83cB 2.15 ± 0.22aD 4.78 ± 0.58aC 35.63 ± 0.88bA 50.14 ± 2.17b 5.65 ± 0.46a S1 10.82 ± 1.88bB 1.45 ± 0.38bD 4.82 ± 1.39aC 33.99 ± 0.45bA 51.08 ± 3.39a 3.78 ± 0.59b S2 14.13 ± 1.61aB 2.56 ± 0.23aC 2.73 ± 0.50bC 44.94 ± 1.28aA 64.35 ± 3.60a 3.57 ± 0.26b 生物量 Biomass/g S0 20.95 ± 1.92bC 83.82 ± 1.79aA 15.70 ± 1.19aD 28.08 ± 3.43cB 148.54 ± 1.36b 6.13 ± 0.57a S1 68.61 ± 1.37aB 102.89 ± 11.55aA 18.33 ± 7.69aC 90.53 ± 15.87aA 280.36 ± 24.88a 3.09 ± 0.41b S2 73.91 ± 4.21aB 114.66 ± 26.93aA 14.33 ± 0.47aC 64.74 ± 7.20bB 267.65 ± 27.07b 2.62 ± 0.18b 汞积累量
Hg accumulation/μgS0 0.16 ± 0.01cB 0.18 ± 0.02bB 0.07 ± 0.01abB 1.00 ± 0.14bA 1.41 ± 0.16b 7.96 ± 0.80a S1 0.74 ± 0.12bB 0.15 ± 0.05bC 0.08 ± 0.03aC 3.08 ± 0.58aA 4.06 ± 0.58a 4.61 ± 1.54b S2 1.04 ± 0.07aB 0.29 ± 0.06aC 0.04 ± 0.01bC 2.91 ± 0.29aA 4.28 ± 0.21a 3.12 ± 0.35b 注：不同大写字母表示同一处理国槐各器官之间差异显著（P < 0.05），不同小写字母表示同一器官不同处理之间差异显著（P < 0.05）。Notes: different capital letters indicate significant differences between varied organs of Styphnolobium japonicum of the same treatment (P < 0.05), and different lowercase letters indicate significant differences between varied treatments of the same organ (P < 0.05).
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