孔隙度/%
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Z597
1.361
47.6
5%
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10%
N494
0.965
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15%
2.386
0.970
5&3
20%
2.326
0.943
59.5
25%
Z273
0.898
60.5
30%
2.223
6867
61.9
35%
2.148
0.806
62.1
1¥
2.3?
6
0.973
58.2
2井
乙703
0.902
6
3井
2,326
0.988
57.5
从表1中可看出,
随着污泥掺杂量的增加,
改良沙土土粒密度随着污泥掺混
量的增加而逐步降低（r=-0.99）,随着污泥施用量的增加污泥容重逐渐下降（r=-0.89）孔隙度逐渐增加（r=0.79）,改良沙土土粒密度、土壤容重、孔隙度与污泥投加量呈显著相关，这与邹通等⑹研究结果趋势一致。
其原因是污泥中含有大量有机物，污泥密度小于沙土土粒密度，随着改良沙土中污泥量的增加，土粒密度逐渐减小。
污泥与沙土掺混后，污泥的掺入使得沙土中有机质和粘粒含量增加，改善了土壤状况，使得土壤颗粒胶结，形成了较大的团聚体，进而使沙土孔隙度增大，容重降低7。
而当污泥施用量大于10%后，改良沙土孔隙度增大和容重降低趋势减缓，造成这种现象的原因可能是污泥掺混沙土形成的团聚体稳定性较弱，随
着污泥掺杂量的增大，土壤含水量增加，下层团聚体因上层土壤重力挤压作用而塌陷，进而导致改良沙土孔隙度和容重随污泥施用量增大变化趋势不明显。
与对
比适宜耕作土壤比较发现，污泥投加量为10%-20%时，改良沙土与1#2#对比
土壤的物理性质接近。
2.2.2污泥掺混对土壤营养元素的影响
沙漠土壤的营养元素极低，污泥作为土地改良剂，在改良沙土结构的同时,
会补充沙土中的营养元素、使得改良沙土利于植物生长，而沙漠土壤植被覆盖会带来巨大的环境效益，使得沙漠环境进一步改善，但若污泥施用量过大，会发生营养源过盛而抑制植物生长的现象，并带来一系列的环境风险⑹。
试验以改良沙
土全氮、全磷、全钾、铵氮、有效磷、速效钾等指标，考察污泥掺混量对沙漠化土壤营养指标的改善效果，并与适宜耕作的3种土壤含量对比，以确定出合适的污泥掺混量。
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1氮素分析
从表2中可看出，污泥中总氮含量很高，试验用污泥总氮含量约35g/kg,高出沙土含量约9倍，约是对比土壤1#（11.42g/kg）2#（12.16g/kg）3#（11.77g/kg）总氮含量的3倍，是退化土壤理想的氮素补充源。
改良沙土中总氮含量随污泥掺混量的增加而增加，掺混量为15%-25%的改良沙土总氮含量与3种对比土壤含量相当；掺混量为30%的改良沙土总氮约是初始沙土总氮含量的3.4倍，掺杂污
泥改良沙土中总氮含量显著提高。
2磷素分析
由表2中沙地土壤改良后，随着污泥掺杂量的增加，土壤全磷、有效磷含量上升趋势极为明显，且呈现良好的二次线性相关性，其原因是沙土磷含量极低，而污泥磷含量较高，污泥是良好的磷肥，与1#（0.70g/kg）2#（1.13g/kg）3#
（0.63g/kg）等土壤的总磷含量相比，污泥掺杂比为15%-25%时，改良沙土总磷含量与对比土壤总磷含量接近。
在对比有效磷含量时发现，当污泥投加量为5%时,改良沙土中的有效磷含量（29mg/kg）接近1#（31mg/kg），高于3#（18mg/kg）土壤含量；污泥投加量为15%时，有效磷含量（81mg/kg）与2#土壤（83mg/kg）接近，
其原因可能是污泥总磷中有效磷占比相对较高，污泥对土壤磷素的补充较大程度上以有效磷形式参与。
3钾素分析
由表2中可以看出，投加污泥后土壤全钾含量变化不大，表明污泥对沙土全钾补充效果不佳。
但改良后土壤中有效钾含量升高趋势明显，污泥投加为5%的
改良沙土有效钾含量比初始沙土高71.4%左右，投加量为35%的改良沙土有效钾是初始沙土含量8.74倍。
其原因可能是污泥总钾中有效钾占比很高，投加到土壤中可直接被植物利用，但存在随时间推移改良沙土土壤钾素缺乏的可能性。
对比土样1#2#3#总钾含量约为4.11-5.26g/kg,有效钾含量为180-290mg/kg，与之相比改良沙土总钾含量略低，20%-30%污泥掺混量的改良沙土有效钾含量接近对比土壤含量。
相关性分析表明，除全钾外，随着污泥掺混量增加，各营养指标显著提高，均呈现显著正相关（r>0.99）。
4污泥掺混对沙土有机物含量、持水保水能力的影响
污泥掺混后沙土的含水率和有机物得到充分补充，并随着污泥量的增加而呈现良好的线性关系（r>0.99）,本文以土壤持水度表示改良沙土的持水保水能力，土壤持水度用土壤能持有的最大含水量与土壤干重之比计算。
图1污泥掺混量对土壤含水率、有机物和持水度的影响
图1中可以看出，污泥掺混在提高土壤有机物含量和含水率的同时，对土壤持水度有也极大改善。
污泥持水度随污泥投加量的增加而增加，且呈现显著正相关（r=0.99），其原因可能是污泥中有机物极大的影响了改良沙土中的饱和含水量。
刘纯甫等［9］人也认为，有机质含量是土壤持水能力的重要影响因素，污泥掺混对土壤水分保持量有明显改善，施用有机物含量越高的污泥，可能对沙漠改良沙土持水能力提升越大，而沙漠地区一般降雨量较少，良好的土壤持水能力对应用植被修复改良沙漠土壤过程具有重要意义。
40
0102030405060
时间/d
图2不同污泥掺混量对土壤保水效果的影响
从图2可看出，与1#>2#>3#土壤对比，各改良沙土含水率下降趋势较平缓，改良沙土保水能力比对比土壤更强，导致此现象的原因可能是有机质含量高的土壤，土壤团粒结构多且稳定性好，土壤孔隙分布比较均匀，且毛管孔隙数量较多，可以贮存大量的水分，因此土壤的保水和持水能力增强。
另外，脱水污泥中含有一定量的PAM等高分子聚合物，也对提高沙土保水能力具有一定贡献作用。
从图2也可以看出，污泥掺混后，虽然改良沙土初始含水率梯次增高，但含水率下降趋势线几乎平行，没有出现理想中的随污泥掺杂量增加而含水率下降更平缓的现象，其原因可能是由于随着污泥掺混量的增加，改良沙土的孔隙度和
初始含水率增大，进而加快水分散失速率。
5城市污泥中其他成分的分析
城市污泥中养分含量丰富，但不同地区存在差异。
李艳霞等通过分析全国96家污水处理厂污泥发现，城市污泥中含有丰富的N、P、K和有机质，养分含
量跟畜禽粪便等农家肥相当，而城市污泥中有机质浓度最高可达696g/kg，平均
浓度为384g/kg，是纯猪粪有机质平均浓度的54%，城市污泥与猪粪和猪厩肥相比，可制成有机肥并加以利用。
然而，城市污泥中含有的重金属种类多，主要有Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As、Cr和Ni等。
郭广慧等统计了2006—2013年
国内外文献报道的中国城市污泥重金属浓度，并分析了其区域分布特征和变化趋势，结果表明，城市污泥中Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、As、Cr和Ni浓度分别为182.5、65.3、729.6、2.1、1.4、11.5、97.5和44.9mg/kg，与GB18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》相比均有不同程度的超标。
城市污泥中的重金属是限制其在沙地生态修复利用的主要因素之一⑴。
2.2《城市污泥在科尔沁沙地土壤改良中的应用及风险分析》
针对城市污泥应用的这一限制因素查找了一些相关的研究文章以科尔泌沙地土壤为研究对象、北部污水处理厂的污泥为试验材料，通过实验室淋溶模拟试验，研究在不同污泥施用量的条件下，重金属的淋溶特性，为污泥在退化沙地改良中存在的风险提供理论依据。
本研究选取科尔泌沙地土壤为研究对象，通过向土壤表层添加不同量的污泥，探讨污泥的施用对Pb、Cd、Cu、和Zn淋溶过程
的影响。
淋溶过程中重金属在实验模拟土柱中的迁移量在一定程度上反映了土壤对重金属的吸持能力。
2.2.1关于Pb元素的分析:
从图2.1可以看出，未施用污泥时淋出液中含量稳定在0.01-0.048mg/L之间；而施用不同量污泥后，淋出液中含量随淋洗次数的增加呈现上下波动的趋势；污泥施用量为0、30、60、90t/hm2四个处理均在第三、四次淋洗时淋出液中浓度最
大，分别可达0.048、0.072、0.086和0.094mg/L。
除污泥施用量为60t/hm2与90t/hm2
之间无显著差异外，与其他各处理之间存在显著差异，但淋出液中浓度均符合农
田灌概水标准（GB5084-2005）（Pb<0.2mg/L）。
从图2.2可以看出，污泥施用量为30、60、90t/hm2的三个处理中Ph含量的变化与空白处理的含量变化相似，均在20cm处达到峰值后开始下降。
污泥施用量为30t/hm2处理的土壤各层次含量与对照之间的差异不明显，但污泥施用量为60t/hm2时土壤各层次含量明显高于污泥施用量为30t/hm2和未施用污泥的对
照处理，污泥施用量为90t/hm2时土壤各层次含量明显高于污泥施用量为处理。
方差分析表明，污泥施用量为60、90t/hm2时，土壤中Pb含量与不施用污泥的对照处理相比存在显著差异。
可见污泥的施用量对土壤中含量影响较大，但土壤
Pb的最大含量仍远远小于我国土壤环境质标准（GB15618-1995）（Ph>7.0）中Pb的限值（Pb<350mg/kg）
2.2.2关于Cd元素的分析:
图2.3淋出液中Cd含量的变化图2.4土壤中Cd含量的变化
从图2.3可以看出，在淋洗初期，污泥施用量为30、60、90t/hm2三个处理
Cd浓度分别为未施用污泥空白处理的2.62、4.75、4.4倍。
其中污泥施用量为
30t/hm2时，浓度的变化与未施用污泥处理相似，随淋洗次数增加呈现稍下降后逐渐上升的趋势，但增加的倍数逐渐减小，最后稳定在0.032mg/L。
污泥施用量
为60、90t/hm2、两个处理与未施用污泥的空白处理存在显著差异，但两个处理之间差异不显著，Cd浓度随淋洗次数呈现先下降后上升的趋势，且在第五次淋洗后浓度增加幅度较大鍛大浓度达到未施用污泥的空白处理中浓度的3倍左右。
从图2.4可以看出，根据显示，土层深度增加Cd含量的变化趋势呈现出在0-20cm土层中Cd含量较高，在40cm处Cd含量最低，而后随着土层深度的增
加Cd含量有所回升，污泥施用量为30、60、90t/hm2的3个处理中Cd含量与不施用污泥的对照处理相比较均存在显著差异，说明随着污泥的施用各层土壤Cd
累积明显，且污泥施用量的增加Cd累积更加明显。
在污泥施用量为90t/hm2时,表层土壤中Cd含量最高已达我国土壤环境质量标准（pH>7.0）中Cd限值
（Cd<1.0mg/kg）的1.12倍。
在污泥施用量为60t/hm2时，Cd含量虽未超出标准，但已接近该值，说明污泥施用过程中，存在着较大的污染风险。
2.2.3关于Cu元素的分析:
图2.5淋出液中Cu含量的变化图2.6土壤中Cu含量的变化
从图2.4可以看出，Cu的淋出浓度随污泥施用量的升高而增加，在0、30、
60t/hm23个不同污泥施用量处理中，Cu的浓度变化基本呈现先下降后升高继而又下降的趋势，最大浓度均出现在第一次淋出液中，分别为0.031、0.044和
0.046mg/L而污泥施用量为90t/hm2时，淋出液中Cu浓度变化与其他3个处理稍有不同，在第五次淋洗后Cu浓度有所升高后降低，第8次淋出液中浓度较最大值减小了52%，这与污泥施用量为0、30、60t/hm23个处理存在极显著差异，而且这3个处理之间也存在显著差异。
在整个淋洗过程中Cu浓度均远小于农田灌
概水标准（GB5084-2005）（Cu<1mg/L）。
由图2.6可以看出，污泥施用量为0、30、60、90t/hm2四个处理中Cu含量基本在土层20cm处达到峰值，分别为3.06、12.60、14.10和23.56mg/kg,3个污泥施用量处理土壤含量与对照存在极显著差异；而在40cm、60cm、80cm处,
土壤Cu含量与未施用污泥的对照处理相比无显著差异，且在这三层土壤中不同污泥施用量时的吸附量相差不大，相邻两层土壤中Cu的含量差异仅为0.3mg/kg
说明污泥施用后土壤Cu的迁移不大
2.2.4关于Zn元素的分析:
D.Sr
图2.7淋出液中Cu含量的变化图2.7土壤中Cu含量的变化由图2.7可以看出，污泥施用量为0、30、60、90t/hm2四个处理淋出液中
Zn浓度的变化趋势基本相同，在第1次淋出液中Zn浓度最大，分别为0.136、0.204、0.308和0.454mg/L。
第2次浓度降低较大，仅为第1次浓度的23%、16%、22%和29%，之后淋出液中Zn浓度稍有所上升后下降，之后各处理稳定在0.03-0.12mg/L。
污泥施用量为60、90t/hm2时，淋出液中浓度与未施用污泥的空白处理差异显著，且两处理间也存在显著差异，而污泥施用量为30t/hm2,淋出液中浓度与未施用污泥的空白处理差异不显著。
由图2.8可以看出，模拟淋溶柱中Zn含量的最大值出现在表层土壤中，尤其是在20cm处含量最高，并且随污泥施用量的增加而增加，分别为23.36、
62.24、149.94和190.52mg/kg，但仍小于土壤环境质量标准中的的限值
（Znv300mg/kg）在该层土壤中，污泥施用量为30、60、90t/hm2的三个处理
中含量与未施用污泥的对照处理之间的差异均达到显著水平，而60、90t/hm2
的两个处理间无显著差异，在40cm以下的土层中，不同污泥施用量的土壤Zn的含量相差不大，相邻两层土壤中Zn的含量最大差异仅为7.3mg/kg。
说明污泥施用后土壤Zn的迁移不大。
2.25分析结果
淋出液中Cu、Zn、Pb的浓度变化趋势大体呈现逐渐降低的趋势，在所有
的污泥处理中，随淋洗量的增加，并未增加其对地下水的污染风险。
而污泥施用量为60、90t/hm2时，在第五次淋洗（即降雨量达250mm）后Cd浓度增加幅度较大，最大浓度达到未施用污泥的对照处理中Cd浓度的3倍左右，已超出地下水质量川标准类水质标准限值（Cd<0.01mg/L）,存在污染风险。
重金属Cd主要在土壤表层累积，但随淋洗次数的增加（相当于增加降雨量），存在向下层土壤迁移的风险，而Pb的迁移率较低。
Cu和Zn作为植物所必需的在营养元素，在土壤表层含量较高，有利于植物的吸收利用。
因此，Cd的淋
失量及在土壤中的累积，在污泥施用过程中应重点关注。
3城市污泥治理沙漠化应用的前景
针对城市污泥施用到沙地过程中，其中含有的复杂污染物类型，对沙地生态环境构成潜在的污染风险提出一些对策，目前，研究重点大多是城市污泥在农田中的利用，参考污泥农用的研究成果及存在的问题，结合沙区区域特征提出以下建议:
1针对沙地区域特征开展技术应用研究。
我国北方沙地广阔，沙化区域环境差别较大，因此应针对不同区域沙化特点采取不同措施。
对风沙大、沙丘易流动的区域，主要的防治措施应是设置沙障、覆盖致
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