小尺度水平上植被格局对城市绿地土壤污染物累积的影响

张媛; 谢天; 王美娥

doi:10.12030/j.cjee.201910088

小尺度水平上植被格局对城市绿地土壤污染物累积的影响

1.
中国科学院生态环境研究中心，城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085
2.
中国科学院大学，北京 100049

作者简介: 张媛(1995—)，女，硕士研究生。研究方向：土壤污染与生态风险评价。E-mail：yuanzang2016_st@rcees.ac.cn

通讯作者: 王美娥(1975—)，女，博士，副研究员。研究方向：城市生态风险评价。E-mail：mewang@rcees.ac.cn

基金项目:
国家自然科学基金青年基金项目(41907354)
中图分类号: X53

Impact of vegetation pattern on soil contaminant accumulation in urban green land at small scale

1.
State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
2.
University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

Corresponding author: WANG Meie, mewang@rcees.ac.cn

摘要: 小尺度水平上土壤污染物累积特征不仅与人们的生活直接相关，与社区环境管理和园林规划也有密切联系。选择北京市五环内具有不同植被格局(围绕式、行列式、混合式和群点式)的典型居民区为研究对象，通过小区内绿地的多点布点，调查分析表层土壤中的7种重金属元素(Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、Mn)和16种优先控制多环芳烃(PAHs)的浓度；探究小尺度水平上，植被格局对绿地土壤重金属及多环芳烃累积的影响。结果表明：Cu、Zn、Cd和Pb为主要的重金属污染物；居民区土壤中，16种多环芳烃总量(Σ₁₆PAHs)的浓度为88.1~2 844 μg·kg⁻¹，其主要来源于煤炭燃烧而非石油及其产物燃烧；行列式植被格局的绿地土壤中，主要重金属和PAHs污染物的浓度分布较为分散，高浓度污染物也往往出现在该类植被格局的土壤中；而群点式植被格局土壤中，主要重金属污染物以及本地指示性多环芳烃Ant、BaA和BaP的浓度中位值都较其他3种植被格局低。对行列式植被格局的小区进行土壤质量调查时，需要采集较多的样品数量才能获得代表性污染物浓度；同时，行列式植被格局有利于对污染物的截获，使绿地土壤起到吸纳污染物的作用，而群点式植被格局的绿地土壤环境质量较好，但是不利于发挥吸纳污染物的生态功能。
- 土壤生态功能 /
- 居民区植被格局 /
- 多环芳烃 /
- 重金属污染
Abstract: Accumulation characteristics at small scale is not only close to people’s daily lives, but also links to neighborhood environmental management and garden planning. Typical residential neighborhoods with different vegetation patterns(encircled, linear, mixed and dotted) were chosen as studied areas. Through multi-site sampling in residential green land, the concentrations of seven heavy metals(Cr, Ni, Cu, Zn, Cd, Pb, Mn) and 16 prior polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) were analyzed, then the impacts of vegetation patterns on soil heavy metals and PAHs accumulation in green land at small scale were explored. The results showed that the main heavy metal contaminants were Cu, Zn, Cd and Pb. In residential soil, the concentration of total PAHs (Σ₁₆PAHs) ranged from 88.1~2 844 μg·kg⁻¹, these PAHs were derived mainly from the combustion of coal rather than petroleum and its products. In soil with linear pattern of vegetation, the concentration of major heavy metals and PAHs contaminants presented scattered distribution, and high concentration contaminants were also observed. In soil with dotted pattern of vegetation, the median concentrations of major heavy metals and local indicative PAHs: Ant, BaA and BaP, were lower than the other three patterns of vegetation. For the soil quality investigation in residential area with linear pattern of vegetation, more sampling sites were needed to get representative concentration of contaminants. Moreover, linear pattern of vegetation in residential area was benefit for capturing contaminants, and the soil in green land could play a role in absorbing contaminants. By contrast, the soil environmental quality was better in green land with dotted pattern of vegetation, while was adverse to play its ecological role in absorbing contaminants.
- ecological function of soil /
- vegetation pattern in residential area /
- polycyclic aromatic hydrocarbon (PAHs) /
- heavy metal pollution

好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是微生物细胞在一定选择压下自凝聚形成的一种规则而紧密的颗粒状污泥^[1]。与普通活性污泥相比，AGS具有结构紧密、沉降性优良、微生物量高、同步脱氮除磷、耐有机负荷等优点^[2-3]，AGS形成机制日益成为污水处理领域的研究热点。污泥中的胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是微生物在一定环境条件下分泌的高分子物质，其主要成分是蛋白质(protein, PN)和多糖(polysaccharides, PS)，还有少量的腐殖酸、脂质、核酸以及富里酸类物质^[4]。EPS作为细胞菌胶团的重要组分，其含量变化可改变微生物细胞表面特性，影响细胞间的相互凝聚能力^[5]，促进AGS形成和维持其颗粒状立体结构^[6]，对好氧污泥颗粒化具有重要作用。

目前，有关AGS的EPS成分的研究结果具有较大差异。OLIVERIRA等^[7]认为，在好氧污泥颗粒化过程中PN是EPS的主要成分，而LIN等^[8]则发现EPS中PS含量最高。TAY等^[9]认为，EPS中的PS可提高微生物细胞间的凝聚力，具有强化AGS结构稳定性的功能。WANG等^[10]和ADAV等^[11]也证明 PS作为AGS的核心并构成内部骨架以支撑整个颗粒状立体结构。但Liu等^[12]和MCSWAIN等^[13]声明PN是AGS的核心，CHEN等^[14]亦发现PN是维持AGS结构稳定的关键物质。因此，在EPS对好氧污泥颗粒化的影响研究方面仍存在分歧。

本研究考察了污泥EPS中PN含量和污泥表面特性的相关性，采用三维荧光光谱(three-dimensional fluorescence spectrum, 3D-EEM)和傅里叶变换红外光谱(fourier transform infrared spectroscopy, FT-IR)等技术对接种污泥和AGS EPS组分和官能团进行了比较，明确接种污泥和好氧颗粒污泥中EPS组成成分的差异，同时使用激光扫描共聚焦显微镜(confocal laser scanning microscope, CLSM)确定AGS EPS的分布情况，进一步了解EPS中PN对好氧污泥颗粒化的影响，以期为AGS形成机理研究及其技术发展提供参考。

1. 材料与方法

1.1 接种污泥和实验用水

实验所用的接种污泥取自广州市猎德污水处理厂四期二沉池的回流污泥，接种污泥的理化特性为：接种污泥为絮状，污泥浓度为7 588 mg·L⁻¹，污泥沉降比为84%，污泥容积指数为110.7 mL·g⁻¹，污泥沉降速度为12.36 m·h⁻¹。接种前淘洗掉污泥中的杂质，并对其进行曝气24 h。接种污泥的体积为3.7 L，约占序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)有效容积的1/2。

实验用水采用人工配制的模拟废水，以C₆H₁₂O₆和CH₃COONa为混合碳源，NH₄Cl为氮源，KH₂PO₄为磷源，用NaHCO₃调节进水pH至7.5左右，并向进水中添加1 mL·L⁻¹的微量元素溶液。人工配置的模拟废水水质组成如表1所示。

表 1 模拟废水质组成

Table 1. Water quality of simulated wastewater

成分	质量浓度/(mg·L⁻¹)	成分	质量浓度/(mg·L⁻¹)
C₆H₁₂O₆	500~1 200	FeCl₃·6H₂O	500
CH₃COONa	300~600	CuCl₂·2H₂O	30
NH₄Cl	40~90	MnCl₂·4H₂O	120
KH₂PO₄	8~18	ZnCl₂·6H₂O	120
[CH₂N(CH₂COOH)₂]₂	100	H₃BO₃	150
MgSO₄·7H₂O	30	KI	30
FeSO₄·7H₂O	30	Na₂MoO₄·2H₂O	60
EDTA	20	CoCl₂·6H₂O	150
表1右列成分为微量元素溶液组成。

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1.2 实验装置及其运行方式

1)实验装置。在SBR中培养AGS，反应器主体为有机玻璃制成的圆柱体，其内径为9.8 cm，总高度为100 cm，有效高度为98 cm，有效高径比为10，反应器有效容积为 7.39 L。装置如图1所示。

图 1 SBR装置示意图

Figure 1. Schematic diagram of SBR

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2)运行方式。在好氧污泥颗粒化过程中，SBR运行过程包括进水、曝气、沉淀、排水和闲置5个阶段，运行周期为6 h，包括进水4 min，曝气338~351 min，沉淀2~15 min，排水1 min，闲置2 min。反应器液体表面上升气速为0.86~4.64 cm·s⁻¹，进水有机物浓度(以COD计)为800~1 800 mg·L⁻¹，容积交换率为50%，通过水浴加热使SBR温度维持在25 ℃。采用调控COD、表面上升气速和污泥沉降时间以培养AGS。SBR运行的具体参数见表2。

表 2 SBR运行参数

Table 2. Operating parameters of SBR

运行时间/d	进水/min	曝气/min	沉淀/min	排水/min	闲置/min	表面上升气速/(cm·s⁻¹)	COD/(mg·L⁻¹)
1~13	4	338	15	1	2	0.86	800
14~28	4	341	12	1	2	1.25	1 000
29~43	4	343	10	1	2	1.86	1 200
44~57	4	345	8	1	2	2.65	1 600
58~75	4	348	5	1	2	3.87	1 600
76~110	4	351	2	1	2	4.64	1 800

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1.3 分析方法

1)常规指标分析。采用热提取法^[15]提取EPS，EPS含量由PN和PS总含量表示；PS含量采用苯酚-硫酸法^[16]测定；PN含量采用BCA(bicinchoninic acid)分光光度法^[17]测定，其中EPS、PN和PS含量均以MLSS计；污泥Zeta 电位采用Zeta 电位分析仪(Zetasizer Nano ZS, Malvern)测定。

以RH表征污泥表面相对疏水性。RH的具体测定过程如下：取泥水混合液10 mL，用 pH为7的三羟基甲基氨基甲烷缓冲液清洗2次；置于冰水浴中，用超声波细胞破碎仪(JY92-IIN, SCIENTZ)在 48 W 条件下超声 2 min；将超声后的悬浮液与10 mL正十六烷在分液漏斗中混合、摇匀 5min；静置 30 min后测定相关污泥浓度，污泥浓度采用国家标准方法^[18]进行测定。RH根据式(1) ^[19]进行计算。

${\rm{RH = }}\left( {{\rm{1 - }}\frac{{{{\rm{Q}}_{\rm{1}}}}}{{{{\rm{Q}}_{\rm{0}}}}}} \right){\rm{ \times 100\% }}$

$(1)$

式中：Q₀为原污泥浓度，mg·L⁻¹；Q₁为分液后水相中的污泥浓度，mg·L⁻¹。

2) 3D-EEM分析。采用荧光光谱仪(FluoroMax-4, HORIBA Jobin Yvon)对EPS进行分析。激发波长(excitation wavelength，Ex)和发射波长(emission wavelength, Em)分别为220~400 nm和290~500 nm，增量均为 5 nm，激发和发射狭缝宽度为3.6 nm，扫描速度为1 200 nm·min⁻¹，响应时间为0.1 s。采用origin 8.0软件进行数据处理。

3) FTIR分析。采用傅里叶变换红外光谱仪(Nicolet IS50, Thermofisher)对EPS溶液进行官能团测定。操作过程如下：将提取的EPS溶液置于−80 ℃的冷冻干燥机(Virtis 4K, VIRTIS)内冷冻干燥至无水；将干燥后的EPS和溴化钾以质量比为1∶100的比例研磨并混合均匀，混合粉末压片成型后用红外光谱仪以分辨率为4 cm⁻¹，扫描次数为32次，在4 000~500 cm⁻¹内进行扫描，用origin 8.0软件进行数据处理。

4)荧光染色和CLSM分析。用荧光染料对AGS进行染色，以观察AGS样品中PN、PS、活细胞和死细胞的分布，选用的荧光染料如表2^[20-21]所示。染色后的AGS样品使用激光共聚焦显微镜(LSM 800 with Airyscan, Carl Zeiss)进行观察。

2. 结果和讨论

2.1 AGS形成过程

污泥在SBR不同运行阶段的外观变化如图2所示。接种污泥为灰褐色、絮状，结构松散。当SBR运行到第30 天时出现少量细小的污泥颗粒，但絮状污泥占主体；在第50天，初期AGS形成，粒径较小。随着SBR持续运行，沉降性能较差的颗粒状污泥进一步被筛选出反应器，第70 天时AGS呈淡黄色，表面有一层绒毛，颗粒粒径主要集中在1.0~1.5 mm。第110 天时AGS培养成功，其外观为橙黄色，表面光滑，整体呈球状或椭球状的立体结构，颗粒粒径集中分布在1.43~2.26 mm。

图 2 污泥外观随时间的变化

Figure 2. Change of sludge appearance with time

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2.2 EPS、PN和PS含量以及PN/PS变化

好氧污泥颗粒化过程中EPS、PN和PS含量以及PN/PS变化情况如图3所示，接种污泥的EPS、PN和PS含量分别为29.86、13.98、15.88 mg·g⁻¹，PN/PS为0.88。在SBR运行初期，EPS、PN和PS含量均逐渐增加，PS含量略高于PN含量，这是因为污泥中的微生物在选择压的刺激下需分泌大量PS来维持正常的生命活动^[22]。随后因选择压加强，干扰了微生物细胞间的信息交流和信号分子传递，打破了污泥中微生物生理活动的平衡，导致微生物新陈代谢活动受到抑制，因此，EPS、PN和PS含量从第45 天起均呈下降趋势，PN/PS出现明显波动。从第65 天起，可能是因为SBR中有大量细小颗粒污泥，微生物量较大且活性较高；另一方面，因为SBR长期运行，污泥中的部分微生物细胞自溶，所以EPS中的PN和PS含量增加。但微生物的代谢活动可消耗EPS中的PS，而PS含量的增加可能与其消耗近似处于平衡状态，所以PN/PS值随着PN含量的增加而增大^[23]。第110 天时AGS培养成功，AGS的EPS、PN和PS的含量分别为68.60、41.86和26.74 mg·g⁻¹，PN/PS为1.57，约是SBR启动时的2倍。在整个好氧污泥颗粒化过程中，EPS和PN含量及PN/PS变化整体均呈增大趋势，而PS维持在15.88~26.74 mg·g⁻¹，说明AGS EPS成分以PN占主导，这与CHEN等^[20]研究结果相同。

图 3 EPS、PN和PS含量以及PN/PS随时间的变化

Figure 3. Changes of EPS, PN, PS contents and PN/PS with time

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2.3 PN含量和污泥Zeta电位的相关性

污泥Zeta电位变化及PN含量与Zeta电位之间的关系如图4所示。由图4(a)可知，接种污泥的Zeta电位为−27.64 mV，在SBR运行前30 d内，因接种污泥要适应新的环境，其生长状态不稳定，所以污泥Zeta电位有一定波动。随后污泥Zeta电位开始下降，在第100天，污泥Zeta电位下降到−18.27 mV。在第110天时AGS培养成功，其Zeta电位为−18.31 mV。如图4(b)所示，PN含量和污泥Zeta电位呈负相关，相关系数(r)为0.950。由于PN可与水中的金属离子发生离子键作用，压缩双电层，降低污泥Zeta电位^[24]。此外，PN中带有正电荷的氨基类物质能够中和部分羟基和磷酸根基团中的负电荷，进一步降低污泥Zeta电位^[25]。因此，污泥Zeta电位的降低可促进微生物间的相互凝聚，最终形成AGS。在本次实验过程中，PN含量基本处于增加趋势，而污泥Zeta电位趋于下降趋势，这说明EPS中PN含量增加，污泥Zeta电位降低。

图 4 污泥Zeta电位变化及PN含量与Zeta电位的关系

Figure 4. Change of Zeta potential of sludge and the relationship between PN content and Zeta potential

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2.4 PN含量和RH的相关性

RH变化及PN含量与RH之间的关系如图5所示。在好氧污泥颗粒化过程中，RH整体呈增加趋势。接种污泥的RH为27.27%，在SBR运行初期，RH基本呈缓慢增加趋势，在第70天RH达到60.01%。随后因为初期AGS大量形成，反应器中絮状污泥被颗粒状污泥代替，所以RH开始显著增加，在第100天时RH为77.58%。随着AGS逐渐成熟稳定，第110 天时AGS的RH为76.80%，约是接种污泥的2.8倍(图5(a))。LIU等^[26]发现RH和SBR运行期间的选择压密切相关，因此，其在好氧污泥颗粒化过程中具有重要作用。同样，DIGANCE等^[27]的研究表明, 污泥EPS中的PN是污泥的主要疏水成分。在本实验中发现PN含量变化与RH变化存在密切关系，如图5(b)所示。PN含量和RH呈正相关关系，r为0.934。此外，张丽丽等^[28]发现AGS的PN含量与RH密切相关，污泥RH随PN含量的增加而增大。结合第2.4节的结果可知，在好氧污泥颗粒化过程中，PN含量增加，污泥Zeta电位降低且RH升高，有利于微生物细胞间的相互聚集，促进AGS形成。

图 5 RH变化及PN含量与RH的关系

Figure 5. Change of RH and the relationship between PN content and RH

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2.5 EPS的3D-EEM图谱分析

采用3D-EEM技术对接种污泥和AGS的EPS组分进行比较。接种污泥和AGS的EPS的3D-EEM如图6所示。接种污泥和AGS的EPS的3D-EEM中均出现荧光峰A(Ex: 270~285 nm，Em: 295~320 nm)、荧光峰B(Ex: 270~295 nm，Em: 325~390 nm)和荧光峰 C(Ex: 310~380 nm，Em: 400~470 nm)，其中荧光峰A和荧光峰B分别代表酪氨酸和色氨酸类蛋白质，均属于溶解性微生物代谢产物，酪氨酸类蛋白质是AGS形成的重要成分，可促进絮状污泥颗粒化^[29-30]；而色氨酸类蛋白质为疏水性物质，其与EPS中芳环氨基酸结构共同作用，可提高AGS结构稳定性^[31]。AGS的EPS的荧光峰A和荧光峰B的荧光强度明显高于接种污泥，这表明在好氧污泥颗粒化过程中，污泥EPS中酪氨酸和色氨酸类蛋白质含量有所增加。AGS的EPS的3D-EEM出现2个新荧光峰：即代表芳香族蛋白类物质的荧光峰D(Ex: 220~230 nm，Em: 290~310 nm)和代表富里酸类物质的荧光峰E(Ex: 220~240 nm，Em: 400~470 nm)，而芳香族蛋白类物质的存在有利于AGS的形成^[28]。

图 6 EPS 的3D-EEM 图谱

Figure 6. 3D-EEM spectra of EPS

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2.6 EPS的FT-IR分析

为了确定接种污泥和AGS的EPS官能团的差异，在4000~500 cm⁻¹内进行了EPS的FT-IR分析，结果如图7所示。1 650~1 600 cm⁻¹吸收峰是由蛋白质二级结构(酰胺Ⅰ)中的C=O拉伸震动引起的β-折叠和α-螺旋，1 550 cm⁻¹吸收峰是由酰胺Ⅱ中的N—H弯曲产生^[32-33]。AGS EPS在1 650~1600 cm⁻¹和1 550 cm⁻¹处的吸收峰面积分别为133.87、52.51(见表3)。有研究^[34-35]发现，酰胺Ⅰ中的蛋白质二级结构具有促进微生物絮凝，加快推进好氧污泥颗粒化进程的作用，而从接种污泥提取的 EPS中未出现相似的吸收峰。

表 3 荧光染料

Table 3. Fluorescent dye

荧光染料	Em/nm	Ex/nm	标记目标	染色时间/min
异硫氰酸荧光素	488	500~550	PN	60
刀豆蛋白A	543	550~600	PS	30
碘化丙啶	535	615	死细胞	30
4',6-二脒基-2-苯基吲哚	346	454	活细胞	10

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图 7 EPS的FT-IR

Figure 7. FT-IR spectra of EPS

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接种污泥和AGS的EPS分别在1 400 cm⁻¹和1 410 cm⁻¹处出现与C=O对称拉伸有关的吸收峰^[36]。接种污泥的EPS中存在与PN(酰胺Ⅲ)有关的C—N拉伸所产生的1 260 cm⁻¹吸收峰，吸收峰面积为36.43(见表3)，而从AGS中提取的EPS中并未出现类似吸收峰。因PS中C—O伸缩震动和C—OH变形震动造成在1 140 cm⁻¹和1 100 cm⁻¹处出现吸收峰，2处吸收峰面积分别为85.89、108.65(见表3)，表明好氧污泥颗粒化过程中PS含量没有明显变化，这与PS含量测定结果(图3)相一致。

表 4 EPS中各类物质吸收峰面积

Table 4. Absorption peak area of various substances in EPS

EPS来源	PN			PS(1 140~1 100 cm⁻¹)	核酸(993~893 cm⁻¹)
EPS来源	酰胺Ⅰ(1 650~1 660 cm⁻¹)	酰胺Ⅱ(1 550 cm⁻¹)	酰胺Ⅲ(1 260 cm⁻¹)	PS(1 140~1 100 cm⁻¹)	核酸(993~893 cm⁻¹)
接种污泥	—	—	36.43	85.89	3.93
AGS	133.87	52.51	—	108.65	7.10

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2.7 EPS的CLSM分析

为确定AGS EPS分布情况，采用CLSM对AGS EPS分布进行了研究。如图8所示，AGS表面附着PN(绿色区域)和PS(蓝色区域)。EPS分布在AGS外表层，从而将微生物细胞包裹在EPS中。一方面，EPS在AGS表面形成保护层，在一定程度上可用来抵御环境恶化以及有毒物质对微生物细胞的危害；另一方面，在营养物质匮乏时，微生物将EPS作为新的能源物质来维持自身的生命活动。AGS表面的PS为高分子粘性物质，可以作为细胞间的连接基质，与丝状菌嵌合形成交叉的网状骨架结构(图8(b))，为微生物细胞与其他微小颗粒间形成架桥。在外界选择压的改变下，附着在AGS表面的PN改变细胞表面的特性，进一步促进微生物细胞间以及微生物与污泥微粒间的相互凝聚并形成微生物聚集体，最终形成好氧颗粒污泥。由图8(b)和图8(d)图发现，绿色区域面积大于蓝色区域面积，表明AGS EPS中PN含量高于PS含量，与图3测定结果相符合。

图 8 AGS表面的CLSM图像

Figure 8. CLSM images of AGS surface

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3. 结论

1)在好氧污泥颗粒化过程中，EPS中PN含量增加明显，由接种污泥的13.98 mg·g⁻¹增加到AGS的41.86 mg·g⁻¹，PS含量维持在15.88~26.74 mg·g⁻¹，PN/PS整体呈增大趋势，由0.88增加到1.57，表明AGS EPS成分以PN为主导。

2) PN含量和污泥Zeta电位、RH分别呈负相关和正相关，r分别为0.950、0.934。PN含量增加，污泥Zeta电位降低，污泥RH升高，有利于微生物细胞间的相互聚集，促进好氧污泥颗粒化。

3) EPS中代表酪氨酸和色氨酸类蛋白质的荧光强度增强，AGS EPS中出现芳香族蛋白和富里酸类物质以及含有N—H官能团的蛋白质，为好氧污泥颗粒化奠定物质基础。

4)EPS分布在AGS表层并包裹微生物细胞。

图 1 居民区植被格局分布

Figure 1. Distribution of vegetation pattern in residential area

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图 2 采样点分布

Figure 2. Distribution of soil samples

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图 3 土壤PAHs来源分析比值散点图

Figure 3. Scatter plots for the characteristic ratio of source analysis of PAHs in soil

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图 4 不同植被格局下土壤主要重金属污染物的浓度数值分布

Figure 4. Numerical distribution of concentrations of major heavy metal pollutants in soil with different vegetation patterns

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图 5 不同植被格局下土壤PAHs的浓度数值分布

Figure 5. Numerical distribution of concentrations of PAHs in soil with different vegetation patterns

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图 6 不同植被格局下指示性多环芳烃的浓度数值分布

Figure 6. Numerical distribution of concentrations of local indicative PAHs in soil with different vegetation patterns

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表 1 研究区表层土壤中7种重金属浓度及其变异系数

Table 1. Concentrations and variation coefficients of seven heavy metals in surface soil of study area

重金属元素	浓度最小值/(mg·kg⁻¹)		浓度最大值/(mg·kg⁻¹)		浓度平均值/(mg·kg⁻¹)		浓度中位值/(mg·kg⁻¹)		变异系数/%
重金属元素	实测	背景¹⁾	实测	背景¹⁾	实测	背景¹⁾	实测	背景¹⁾	实测	背景¹⁾
Cr	32.7	50.6	63.4	163	45.9	68.1	46.5	64.4	15.0	23.4
Ni	14.5	17.0	28.2	48.9	21.9	29	22.2	27.4	14.4	25.7
Cu	13.0	15.0	159	101	29.1	23.6	22.3	23.7	88.1	19.8
Zn	33.2	48.2	245	226	71.8	102.6	65.1	97.5	37.6	34.5
Cd	0.104	0.005	0.235	0.339	0.156	0.074	0.150	0.073	19.1	78.9
Pb	13.2	10.0	132	46.0	31.2	25.4	23.2	24.1	85.6	24.8
Mn	335	419	648	1 039	400	705	384	685	16.0	22.7
注：1)背景值参考已有研究中的数值^[30]。

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表 2 研究区土壤各元素浓度旋转后的因子载荷分析

Table 2. Principal component loadings of elements concentrations in studied soils after rotation

元素	主成分1	主成分2	主成分3	主成分4
Cr	0.281	0.078	0.886	−0.003
Ni	0.065	0.001	0.914	0.117
Cu	0.960	0.135	0.037	−0.064
Zn	0.951	0.064	0.200	−0.050
Cd¹⁾	0.664	0.153	0.476	−0.170
Pb	0.904	0.118	0.140	−0.206
Mn¹⁾	0.737	0.606	0.114	−0.008
Na	−0.209	−0.135	−0.096	0.808
K	−0.032	0.178	0.168	0.879
Fe	0.227	0.857	−0.045	−0.031
Ca¹⁾	0.361	0.589	0.499	−0.327
Mg	−0.023	0.905	0.244	0.039
Al	0.131	0.880	−0.068	0.068
注：1)表示在2组以上主成分中占有相似比例的载荷。

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表 3 土壤样品中各元素浓度的偏度、峰度、正态性检验(K-S检验)

Table 3. Skewness, kurtosis and normal test (K-S testing) of heavy metal concentrations in studied soils

元素	峰度	偏度	P
Cr	0.053	0.100	0.200
Ni	−0.342	−0.321	0.200
Cu	22.0	4.22	0.000^*
Zn	14.3	3.17	0.000^*
Cd	0.316	0.529	0.200
Pb	7.21	2.60	0.000^*
Mn	6.31	2.02	0.008^*
Na	2.83	1.49	0.000^*
K	−0.245	−.0725	0.004^*
Fe	0.637	0.922	0.017^*
Ca	−0.257	−0.164	0.200
Mg	2.29	1.23	0.068
Al	1.61	0.678	0.200
注：*表示差异显著(P<0.05)。

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表 4 研究区表层土壤中PAHs浓度

Table 4. PAHs concentrations in surface soil of study area

化合物	缩写	环数	极小值/(μg·kg⁻¹)	中位值/(μg·kg⁻¹)	极大值/(μg·kg⁻¹)	变异系数/%
萘	Nap	2	3.79	15.4	33.9	51.6
苊	Ace	3	1.23	3.49	28.6	103
苊烯	Acy	3	0.140	1.05	8.25	114
芴	Flu	3	0.710	2.60	13.1	72.9
菲	Phe	3	5.60	26.6	204	105
蒽	Ant	3	1.07	3.72	47.5	140
荧蒽	Fla	4	9.29	30.5	346	124
芘	Pyr	4	7.09	22.7	283	132
苯并(a)蒽	BaA	4	5.68	19.8	188	111
屈	Chry	4	7.99	29.2	289	115
苯并(b)荧蒽	BbF	5	11.3	41.3	269	85.8
苯并(k)荧蒽	BkF	5	6.39	22.4	226	118
苯并(a)芘	BaP	5	6.60	23.3	250	130
二苯并(a,h)蒽	DahA	5	2.60	10.5	91.4	113
苯并(g,h,i)苝	BghiP	6	9.09	34.3	288	108
茚并(1,2,3-cd)芘	InP	6	9.44	44.1	288	94.4
低环PAHs	LMW PAHs	2~3	12.6	49.9	326	85.6
高环PAHs	HMW PAHs	4~6	75.5	278	2 518	111
总PAHs	Σ₁₆PAHs	2~6	88.1	327	2 844	107

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图( 6) 表( 4)

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1. 材料与方法
1.1 接种污泥和实验用水
1.2 实验装置及其运行方式
1.3 分析方法
2. 结果和讨论
2.1 AGS形成过程
2.2 EPS、PN和PS含量以及PN/PS变化
2.3 PN含量和污泥Zeta电位的相关性
2.4 PN含量和RH的相关性
2.5 EPS的3D-EEM图谱分析
2.6 EPS的FT-IR分析
2.7 EPS的CLSM分析
3. 结论

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城市绿地为居民提供了良好的环境、景观和游憩场所，城市绿地功能的发挥离不开土壤，城市的居住适宜程度和环境质量以及人类的生活品质等都与城市绿地土壤密切相关^[1-2]。然而，随着城市化的发展，城市土壤环境问题日渐严峻，大量污染物进入土壤当中，尤为突出的是土壤重金属和多环芳烃(PAHs)污染日益加剧^[3-4]。因此，土壤重金属和多环芳烃污染问题是阻碍城市发展、影响城市居民健康的重要因素之一。

城市土壤中的重金属和PAHs主要来自大气中吸附有环境污染物的细颗粒物的干湿沉降^[5-6]，而城市中的植被格局在很大程度上，影响着大气颗粒物的传输和沉降过程^[7]。目前，城市中观尺度上土地利用类型、城市化程度、城区植被类型及覆盖度等因素对土壤重金属和多环芳烃的影响均有较多研究^[8-10]。由于不同的土地利用类型(商业区、居民区、工业区等)对土壤污染物的累积影响较大^[11-12]，因此，选择相同的土地利用类型来研究某种因素的影响能够较为明确地揭示目标因素的影响作用。居民区是城市区域中人口最为集中的地方之一，且占地面积较大，与人居环境质量息息相关^[13]。有研究^[14]表明，杭州市居民区土壤重金属元素均有不同程度的积累，以Cd最为明显。居民区土壤重金属可能是人体重金属的重要来源之一^[15]。陈秀端等^[16]发现，在西安市居民区土壤中，重金属污染对成人与儿童的健康都具有风险。其中，儿童所接受的重金属元素As、Ba、Co、Cr、Pb和Zn污染的健康风险远高于成人。吴新民等^[17]应用MIELKE等^[18]提出的儿童健康标准的土壤Pb全量指标进行研究，发现南京市老居民区土壤Pb浓度超标75%以上。此外，有研究^[19-21]表明，不同城市化强度、城市土地利用类型以及植被类型对土壤PAHs累积均具有显著影响。然而，以上的研究均在城市区域尺度上进行，对于小尺度(如居民区尺度)水平上植被格局对土壤污染物累积的影响研究较少。

小尺度水平上的植被格局是城市绿地园林设计和规划的重要内容，研究小尺度水平上植被格局对土壤重金属和PAHs等污染物累积的影响能够为城市绿地园林设计和绿地管理提供依据，能够使其同时兼顾环境美观和健康。因此，本研究选择居民区土地利用类型作为研究对象，对不同植被格局下，居民区土壤重金属和PAHs累积特征进行调查分析，旨在探明小尺度水平上，植被格局对土壤污染物累积的影响程度。

3. 结论

1)本研究结果表明，所选的31个典型居民区绿地土壤样点主要重金属污染物为Cu、Zn、Cd、Pb；土壤PAHs来源主要与煤炭及生物质燃烧有关，石油及其产物燃烧不是土壤PAHs的主要来源。

2)行列式植被格局的土壤中重金属污染物Cu、Zn、Cd、Pb及高环和低环PAHs的浓度分布都较为分散，污染物高浓度的样点也往往出现在这种植被格局的绿地土壤样品中。这是因为行列式植被格局的绿地植被覆盖类型往往为乔木或乔木-灌木类型。

3)群点式植被格局的土壤中重金属污染物和Ant、BaA和BaP这3种光敏性较强的本地指示性PAHs浓度都较其他3种植被格局土壤低。这与群点式植被格局的绿地植物覆盖类型多为草地有关。

4)在对行列式植被格局小区进行采样调查时，需要布置多个采样点才能获得代表性污染物浓度；同时，行列式植被格局有利于土壤截获污染物，发挥绿地土壤吸纳污染物的生态功能，而群点式植被格局不利于土壤截获和吸纳污染物。但是，该植被格局下绿地环境质量相对较好，适合居民户外活动。

参考文献 (38)

小尺度水平上植被格局对城市绿地土壤污染物累积的影响

作者简介: 张媛(1995—)，女，硕士研究生。研究方向：土壤污染与生态风险评价。E-mail：yuanzang2016_st@rcees.ac.cn

通讯作者: 王美娥(1975—)，女，博士，副研究员。研究方向：城市生态风险评价。E-mail：mewang@rcees.ac.cn

Impact of vegetation pattern on soil contaminant accumulation in urban green land at small scale

Corresponding author: WANG Meie, mewang@rcees.ac.cn

1. 材料与方法

1.1 接种污泥和实验用水

1.2 实验装置及其运行方式

1.3 分析方法

2. 结果和讨论

2.1 AGS形成过程

2.2 EPS、PN和PS含量以及PN/PS变化

2.3 PN含量和污泥Zeta电位的相关性

2.4 PN含量和RH的相关性

2.5 EPS的3D-EEM图谱分析

2.6 EPS的FT-IR分析

2.7 EPS的CLSM分析

3. 结论

期刊类型引用(2)

其他类型引用(2)

计量

出版历程

小尺度水平上植被格局对城市绿地土壤污染物累积的影响

通讯作者: 王美娥(1975—)，女，博士，副研究员。研究方向：城市生态风险评价。E-mail：mewang@rcees.ac.cn

作者简介: 张媛(1995—)，女，硕士研究生。研究方向：土壤污染与生态风险评价。E-mail：yuanzang2016_st@rcees.ac.cn 1. 中国科学院生态环境研究中心，城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085 2. 中国科学院大学，北京 100049

English Abstract

Impact of vegetation pattern on soil contaminant accumulation in urban green land at small scale

Corresponding author: WANG Meie, mewang@rcees.ac.cn

全文HTML

1.1. 调查区域介绍

1.2. 居民区植被格局概况

1.3. 采样点选择及采样方法

1.4. 实验材料

1.5. 实验方法

2.1. 研究区土壤重金属污染物识别及统计学分析

2.2. 研究区土壤16种多环芳烃浓度分布及来源分析

2.3. 不同植被格局土壤重金属污染物累积特征比较

2.4. 不同植被格局土壤16种PAHs的累积特征比较

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1.1. 调查区域介绍

1.2. 居民区植被格局概况

1.3. 采样点选择及采样方法

1.4. 实验材料

1.5. 实验方法

2.1. 研究区土壤重金属污染物识别及统计学分析

2.2. 研究区土壤16种多环芳烃浓度分布及来源分析

2.3. 不同植被格局土壤重金属污染物累积特征比较

2.4. 不同植被格局土壤16种PAHs的累积特征比较

作者简介: 张媛(1995—)，女，硕士研究生。研究方向：土壤污染与生态风险评价。E-mail：yuanzang2016_st@rcees.ac.cn
1. 中国科学院生态环境研究中心，城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085

2. 中国科学院大学，北京 100049