羅春巖，張家瑋，王雨陽，吳蔚東，趙慶杰

（海南大學(xué)熱帶農(nóng)林學(xué)院，海南 ?？?570228）

農(nóng)田土壤重金屬污染不僅會(huì)使土壤質(zhì)量退化、作物的產(chǎn)量與品質(zhì)降低，還會(huì)帶來嚴(yán)重的環(huán)境與健康問題，是人類面臨的最重要的環(huán)境問題之一［1-2］。鉛和銅是土壤和水環(huán)境中很普遍的兩種重金屬污染物，污染土壤中的鉛、銅被植物吸收后，通過食物鏈進(jìn)入人體，最終會(huì)對(duì)人類健康產(chǎn)生危害。采用各種有機(jī)和無機(jī)鈍化劑來降低重金屬污染土壤中重金屬的生物活性與可遷移性，鈍化與固定土壤重金屬是農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)經(jīng)濟(jì)可行的方法［2-3］。近年來，有機(jī)肥因其對(duì)土壤肥力的促進(jìn)作用以及成本優(yōu)勢(shì)而被用作性價(jià)比最高的農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)材料［2，4-5］。

有機(jī)肥作為農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤有機(jī)質(zhì)的主要來源之一，可以通過增加土壤有機(jī)質(zhì)，改善土壤的肥力性狀，提高作物的產(chǎn)量與品質(zhì)；并且，由于其具有巨大的表面積、帶電性以及豐富的表面官能團(tuán)，能夠通過各種物理、化學(xué)和生物學(xué)過程作用于土壤中的重金屬，從而改變土壤中重金屬的化學(xué)形態(tài)［1，3］。土壤重金屬的化學(xué)形態(tài)是近年來土壤環(huán)境化學(xué)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)，重金屬在土壤中的化學(xué)形態(tài)決定了其遷移性和生物有效性［6］，利用重金屬的化學(xué)形態(tài)來評(píng)價(jià)重金屬的生物可利用性，有利于評(píng)估重金屬在土壤中的遷移風(fēng)險(xiǎn)和治理重金屬污染土壤［7］。有機(jī)肥由于生產(chǎn)原料來源的不同，在組成與性質(zhì)上差異極大［8-9］。這些不同原料來源的有機(jī)肥施入土壤中以后，無論是對(duì)土壤肥力的貢獻(xiàn)，還是對(duì)土壤重金屬形態(tài)分布特征的影響都會(huì)表現(xiàn)出顯著的不同［8，10-11］。

關(guān)于有機(jī)肥對(duì)土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的研究也有見報(bào)道［12］。如馬鐵錚等［13］的研究表明，施用有機(jī)肥和生物炭能夠使土壤中有效態(tài)Cd 和Pb 的含量顯著降低；劉秀珍等［14］的研究表明，施用有機(jī)肥能夠降低土壤中交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd 含量，增加鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)Cd 的含量。Meng 等［15］利用熱解處理的稻草和豬糞，通過培養(yǎng)試驗(yàn)研究了有機(jī)肥對(duì)重金屬生物有效性和化學(xué)形態(tài)的影響，結(jié)果表明，土壤中可交換重金屬減少，碳酸鹽結(jié)合金屬形態(tài)增加，CaCl2可提取態(tài)金屬含量降低。多數(shù)研究結(jié)論是有機(jī)肥施用降低了土壤中重金屬的生物有效性，但也有試驗(yàn)表明有機(jī)肥促進(jìn)了土壤重金屬的轉(zhuǎn)化及其生物吸收量：如李丹［16］的研究表明，單施有機(jī)肥可增加蔬菜的生物量，但也增加了小白菜和油菜對(duì)鎘的吸收量。

關(guān)于有機(jī)肥能夠影響土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的原因，前人認(rèn)為可能是不同有機(jī)肥種類本身組分的復(fù)雜性及其用量的不同，使得其進(jìn)入土壤對(duì)土壤重金屬形態(tài)分異產(chǎn)生了不同影響，對(duì)這些因素可以利用性質(zhì)差異較大的有機(jī)肥進(jìn)行對(duì)比研究。然而，目前關(guān)于組成與性質(zhì)上差異極大的有機(jī)肥對(duì)土壤重金屬形態(tài)和有效性的差異研究較少，特別是關(guān)于不同種類有機(jī)肥對(duì)復(fù)合污染條件下重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的研究鮮見報(bào)道。因此，本研究選用海南省常用的不同原材料生產(chǎn)的6 種商品有機(jī)肥，研究其對(duì)鉛、銅單一和復(fù)合污染下，海南磚紅壤中Pb、Cu 各形態(tài)的影響，旨在了解這些有機(jī)肥對(duì)土壤中Pb、Cu 各形態(tài)的影響規(guī)律，對(duì)篩選優(yōu)質(zhì)高效的土壤重金屬污染修復(fù)有機(jī)肥具有重要的意義，為后續(xù)相關(guān)土壤重金屬污染修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試有機(jī)肥為海南省常見具有代表性的6 種商品有機(jī)肥，其原料來源為海藻、羊糞、雞糞、氨基酸、豆粕和煙葉。將有機(jī)肥風(fēng)干研磨后過2mm 篩，置于密封袋中密封保存。供試商品有機(jī)肥理化性質(zhì)參照之前的研究方法測(cè)定［17］。供試有機(jī)肥原料的基本物理化學(xué)性質(zhì)見表1。

表1 供試有機(jī)肥基本物理化學(xué)性質(zhì)

供試土壤采自海南省海南大學(xué)儋州校區(qū)實(shí)驗(yàn)基地菜園，采集0～20cm 層土樣，風(fēng)干過2mm 篩備用。土壤類型為花崗巖母質(zhì)磚紅壤，質(zhì)地為輕壤，有機(jī)質(zhì)含量為14.03g/kg，pH 值為5.71，陽離子交換量為4.45cmol/kg，鉛銅含量分別為14.67 和11.32mg/kg。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

按5%的質(zhì)量比例分別加入不同原料來源（海藻、羊糞、雞糞、氨基酸、豆粕、煙葉）的有機(jī)肥和基礎(chǔ)土壤共500g 置于塑料燒杯中，充分混勻有機(jī)肥和土壤，先加100mL 去離子水，放置1d，然后加入50mL 的濃度為2500mg/L 的硝酸鉛溶液或500mg/L 的硝酸銅溶液污染培養(yǎng)，放置在25℃環(huán)境下培養(yǎng)30d，培養(yǎng)過程中每隔3d加一次去離子水至土壤田間持水量的70%，每個(gè)處理重復(fù)3 次。培養(yǎng)結(jié)束后，將土壤風(fēng)干并過2mm 篩備用。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法

土壤重金屬有效態(tài)采用EDTA 提取法（0.5mol/L NH4Ac+0.5mol/L HAc+0.02mol/L NaEDTA，pH 值4.65）提取［18］。土壤重金屬形態(tài)采用Tessier連續(xù)提取法提?。?9］，5 種重金屬形態(tài)包括可交換態(tài)（F1）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F3）、有機(jī)結(jié)合態(tài)（F4）和殘?jiān)鼞B(tài)（F5），Tessier連續(xù)提取步驟如表2。采用原子吸收分光光度法測(cè)定重金屬含量。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析方法

所有試驗(yàn)均進(jìn)行3 次重復(fù)，采用Excel2010、SPSS20 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理與分析，采用Origin8.0軟件作圖。

表2 Tessier 連續(xù)提取法的具體提取劑和條件

2 結(jié)果與分析

2.1 不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一和復(fù)合污染土壤中鉛、銅EDTA 提取態(tài)含量的影響

不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一和復(fù)合污染土壤中鉛、銅EDTA 提取態(tài)含量的影響見表3，與對(duì)照組相比，有機(jī)肥處理組均顯著降低了單一鉛污染下有效態(tài)鉛含量，其中海藻、雞糞、氨基酸、豆粕、煙葉處理組鉛有效態(tài)含量顯著低于對(duì)照組，單一銅污染下也呈現(xiàn)出與鉛一樣的趨勢(shì)。復(fù)合污染條件下，有效態(tài)鉛、銅的含量略高于單一污染條件下有效態(tài)鉛、銅含量，表明有機(jī)肥對(duì)單一污染土壤中重金屬鉛、銅的鈍化效果優(yōu)于復(fù)合污染土壤。

表3 不同原料來源的有機(jī)肥施用下土壤鉛銅EDTA 提取態(tài)含量（mg/kg）

2.2 不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一污染土壤中鉛、銅形態(tài)的影響

不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一污染土壤中鉛形態(tài)含量的影響如表4 所示，不添加有機(jī)肥的對(duì)照組，鉛賦存狀態(tài)由高到低的順序是鐵錳結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞交換態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞有機(jī)結(jié)合態(tài)。圖1 為不同原料來源的有機(jī)肥處理下單一污染土壤中鉛形態(tài)的分布圖。由圖1 可知，分別添加6 種不同原料來源的有機(jī)肥后，土壤中鉛的賦存狀態(tài)發(fā)生了不同變化。對(duì)于生物易于吸收的交換態(tài)鉛，以雞糞有機(jī)肥處理降低效果最好，以豆粕有機(jī)肥處理效果最差，交換態(tài)鉛增加了近1 倍；碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛含量均大幅下降；生物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)鉛含量均大幅提高，其中殘?jiān)鼞B(tài)鉛以豆粕有機(jī)肥增幅最為明顯；與對(duì)照相比，海藻和豆粕處理組的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)降低，其他處理組升高。單一鉛污染下生物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)鉛含量大小順序?yàn)椋汉Ｔ?2%＞雞糞18%＞氨基酸17%＞豆粕16%＞煙葉14%＞羊糞11%。

不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一污染土壤中銅形態(tài)含量的影響如表5 所示，不添加有機(jī)肥的對(duì)照組，銅賦存狀態(tài)由高到低的順序是鐵錳結(jié)合態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞有機(jī)結(jié)合態(tài)＞交換態(tài)。圖2為不同原料來源的有機(jī)肥處理下單一污染土壤中銅形態(tài)的分布圖。由圖2 可知，分別添加6 種不同原料來源的有機(jī)肥后，土壤中銅的賦存狀態(tài)發(fā)生了不同變化。對(duì)于生物易于吸收的交換態(tài)銅，以海藻有機(jī)肥處理降低效果最好，以豆粕有機(jī)肥處理效果最差，交換態(tài)銅不降反升；碳酸鹽結(jié)合態(tài)銅含量均大幅下降；生物難吸收的有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)銅均大幅增加，其中海藻有機(jī)肥處理組中有機(jī)結(jié)合態(tài)銅增幅最大，豆粕有機(jī)肥處理組中殘?jiān)鼞B(tài)銅增加效果最為明顯。單一銅污染下生物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)銅含量大小順序?yàn)椋憾蛊?2%＞海藻73%＞氨基酸63%＝煙葉63%＞雞糞62%＞羊糞50%。

表4 不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一污染土壤中鉛形態(tài)含量及占比的影響

圖1 不同原料來源的有機(jī)肥處理下單一 污染土壤中鉛形態(tài)的分布

表5 不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一污染土壤中銅形態(tài)含量及占比的影響

圖2 不同原料來源的有機(jī)肥處理下單一污染土壤中銅形態(tài)的分布

2.3 不同原材料有機(jī)肥處理的復(fù)合污染土壤中鉛、銅形態(tài)差異

不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)復(fù)合污染土壤中鉛形態(tài)含量的影響如表6 所示，不添加有機(jī)肥的對(duì)照組，鉛賦存狀態(tài)由高到低的順序是鐵錳結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞交換態(tài)＞有機(jī)結(jié)合態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)。圖3 為不同原料來源的有機(jī)肥處理下復(fù)合污染土壤中鉛形態(tài)的分布圖。由圖3 可知，分別添加6 種不同原料來源的有機(jī)肥后，土壤中鉛的賦存狀態(tài)發(fā)生了不同變化。對(duì)于生物易于吸收的交換態(tài)鉛，以氨基酸有機(jī)肥處理降低效果最好，以豆粕有機(jī)肥處理效果最差，交換態(tài)鉛增加了近1 倍；碳酸鹽結(jié)合態(tài)鉛含量均大幅下降；生物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)鉛均有所增加，其中以豆粕有機(jī)肥處理增幅最大，另一種生物難吸收的有機(jī)結(jié)合態(tài)鉛與對(duì)照組相比均有所增加，以海藻有機(jī)肥處理組增幅最大；與對(duì)照相比，海藻和豆粕處理組的鐵錳結(jié)合態(tài)降低，其他處理組升高。復(fù)合鉛銅污染下生物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)鉛含量大小順序?yàn)椋汉Ｔ?0%＞豆粕17%＞氨基酸14%＞雞糞11%＞羊糞10%＞煙葉7%。

表6 不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)復(fù)合污染土壤中鉛形態(tài)含量及占比的影響

圖3 不同原料來源的有機(jī)肥處理下復(fù)合污染土壤中鉛形態(tài)的分布

不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)復(fù)合污染土壤中銅形態(tài)含量的影響如表7 所示，不添加有機(jī)肥的對(duì)照組，銅賦存狀態(tài)由高到低的順序是鐵錳結(jié)合態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞有機(jī)結(jié)合態(tài)＞交換態(tài)。圖4 為不同原料來源的有機(jī)肥處理下復(fù)合污染土壤中銅形態(tài)的分布圖。由圖4 可知，分別添加6 種不同原料來源的有機(jī)肥后，土壤中銅的賦存狀態(tài)發(fā)生了不同變化。對(duì)于生物易于吸收的交換態(tài)銅，以海藻有機(jī)肥處理降低效果最好，以豆粕有機(jī)肥處理效果最差，交換態(tài)銅增加了近1 倍；碳酸鹽結(jié)合態(tài)銅含量均大幅下降；生物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)銅均有所增加，其中以豆粕有機(jī)肥處理增幅最大，另一種生物難吸收的有機(jī)結(jié)合態(tài)銅與對(duì)照組相比均有所增加，以氨基酸有機(jī)肥處理組增幅最大。復(fù)合鉛銅污染下生物難吸收的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)銅含量大小順序?yàn)椋憾蛊?1%＞氨基酸64%＞海藻58%＞雞糞54%＞煙葉51%＞羊糞49%。

表7 不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)復(fù)合污染土壤中銅形態(tài)含量及占比的影響

圖4 不同原料來源的有機(jī)肥處理下復(fù)合污染土壤中銅形態(tài)的分布

3 討論

與對(duì)照組相比，有機(jī)肥處理組中EDTA 提取態(tài)鉛、銅含量均低于對(duì)照，說明有機(jī)肥添加降低了土壤中鉛、銅活性，這可能是由于有機(jī)肥具有巨大的表面積、帶電性、豐富的表面官能團(tuán)，能夠與土壤中重金屬形成絡(luò)合沉淀，從而降低了EDTA 提取態(tài)重金屬含量［1］。有機(jī)肥對(duì)單一污染土壤中重金屬鉛、銅的鈍化效果優(yōu)于復(fù)合污染土壤，這可能是由于鉛、銅均為二價(jià)金屬元素，在與有機(jī)物絡(luò)合配位過程中存在一定的競爭性［20］。

一般而言，以可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)形式存在的重金屬較易在環(huán)境中溶出，以鐵錳結(jié)合態(tài)形式存在的重金屬容易在還原的條件下溶出，而以有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)形式存在的金屬則相對(duì)穩(wěn)定。本研究結(jié)果表明，與對(duì)照組相比，除豆粕處理組外，施用有機(jī)肥均不同程度地降低了可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Pb、Cu 含量，增加了有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Pb、Cu 含量。這一結(jié)果與前人關(guān)于有機(jī)肥中重金屬鉛的修復(fù)的研究結(jié)果［21］相似，說明添加有機(jī)肥能夠使土壤中鉛銅由活性強(qiáng)的形態(tài)（可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)）向活性弱的形態(tài)（有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)）轉(zhuǎn)化，推測(cè)其原因可能是有機(jī)肥不僅有機(jī)質(zhì)含量較高，而且具有巨大的表面積、帶電性以及富含各種官能團(tuán)，通過有機(jī)肥的施用增加了土壤有機(jī)質(zhì)，改變了土壤的理化性質(zhì)，產(chǎn)生一系列降低重金屬植物有效性和可流動(dòng)性的反應(yīng)，如吸附、沉降、拮抗、離子交換、氧化還原和腐殖化等［22］。不僅如此，有機(jī)肥分解產(chǎn)生的腐殖質(zhì)官能團(tuán)釋放出氫離子而帶負(fù)電荷，吸附重金屬陽離子并參與離子交換反應(yīng)，腐殖質(zhì)中的氨基、羧基等還可與重金屬發(fā)生螯合或絡(luò)合，降低其活性。土壤中的有機(jī)質(zhì)本身具有還原作用，減少有效態(tài)重金屬［23］。另外，有機(jī)質(zhì)還可以改善土壤結(jié)構(gòu)，從而間接改變重金屬在土壤中的形態(tài)分配［21］。然而，豆粕處理組離子交換態(tài)Pb、Cu 含量顯著高于對(duì)照組，原因可能是豆粕有機(jī)肥為酸性有機(jī)肥（pH=3.41），降低了土壤pH值，使得土壤溶液中的部分碳酸鹽在高濃度的氫離子環(huán)境中溶解，碳酸鉛變得不穩(wěn)定從而釋放出重金屬離子，形成較多的可交換態(tài)［24］。

鉛、銅單一和復(fù)合污染土壤中，對(duì)照組中各形態(tài)Pb 含量大小順序?yàn)椋篎3＞F2＞F1＞F5 ≈F4，各形態(tài)Cu 含量大小順序?yàn)椋篎3＞F5＞F2＞F4＞F1，說明鉛、銅在磚紅壤中的形態(tài)主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)為主，這可能與磚紅壤富含鐵鋁氧化物有關(guān)。然而，唐文浩等［25］研究了重金屬Pb、Cd在海南島花崗巖磚紅壤中的形態(tài)組成，結(jié)果表明原土壤中Pb 形態(tài)含量順序?yàn)闅堄鄳B(tài)＞有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)＞鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)＞可交換態(tài)＞水溶態(tài)，周宇杰等［23］研究了有機(jī)肥對(duì)外源鉛污染土壤中鉛形態(tài)分配的影響，結(jié)果表明原土壤中重金屬鉛主要以可交換態(tài)（33.43%）和殘?jiān)鼞B(tài)（30.03%）形式存在。本試驗(yàn)中鉛、銅各形態(tài)含量順序與前人結(jié)果不一致，可能是由于土壤本身理化性質(zhì)以及老化培養(yǎng)時(shí)間［26-27］不同導(dǎo)致。

單一鉛和復(fù)合鉛銅污染條件下，海藻有機(jī)肥的穩(wěn)定態(tài)（有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)）鉛占比均排在第一位，表現(xiàn)出較好的鈍化鉛效果，不僅如此，單一銅污染下海藻有機(jī)肥處理組的穩(wěn)定態(tài)銅含量為73%，在復(fù)合鉛銅污染中反而下降至58%，表明在復(fù)合鉛銅污染下，海藻優(yōu)先與鉛離子進(jìn)行絡(luò)合，海藻對(duì)鉛的親和力大于銅。這一結(jié)果可能的原因是海藻存在優(yōu)先結(jié)合鉛的吸附位點(diǎn)，張家瑋等［28］研究表明海藻有機(jī)肥具有相對(duì)較大的為Pb2+吸附位點(diǎn)提供含氧官能團(tuán)的峰值。

單一銅和復(fù)合鉛銅污染條件下，豆粕有機(jī)肥的穩(wěn)定態(tài)銅占比均排在第一位，表現(xiàn)出較好的鈍化銅效果，表明豆粕能夠優(yōu)先與銅離子進(jìn)行絡(luò)合，豆粕對(duì)銅的親和力大于鉛。類似的結(jié)論在之前的研究中也有被認(rèn)同，張家瑋等［28］研究了6 種有機(jī)肥對(duì)銅的吸附特征，結(jié)果表明，吸附Cu2+能力順序?yàn)槎蛊桑狙蚣S＞煙葉＞氨基酸＞雞糞＞海藻?？赡艿脑蛞环矫媸嵌蛊捎袡C(jī)肥中含有較高的H 元素占比（5.10%）和H/C 值（2.96），使得豆粕有機(jī)肥含有大量的含氧官能團(tuán)氫鍵，提供了大量的結(jié)合銅的位點(diǎn)。另一方面可能是由于豆粕含有較高的腐植酸含量（252.63g/kg），能夠促進(jìn)豆粕對(duì)銅的吸附［29］。

與對(duì)照組相比，羊糞、雞糞、氨基酸、煙葉處理組中鉛的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量升高，這4 種有機(jī)肥料中的灰分含量均大于50%，可能肥料中含有較多的鐵錳氧化物，從而提高了鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鉛含量。然而，不論是Cu 單一污染還是Pb、Cu復(fù)合污染土壤中，所有處理組的鐵錳結(jié)合態(tài)Cu 含量不但沒有上升，反而均顯著低于對(duì)照，主要原因可能是鐵錳氧化物結(jié)合鉛的能力比銅強(qiáng)［30］。復(fù)合污染與單一污染相比，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Pb 含量略有上升，Cu 含量略有下降也證實(shí)了這一假設(shè)。

4 結(jié)論

與不施有機(jī)肥處理組相比，有機(jī)肥施用均不同程度降低了土壤中EDTA 提取態(tài)Pb、Cu 的含量，降幅分別在3.73%～24.19%和8.88%～72.64%。

施用有機(jī)肥能夠促進(jìn)磚紅壤中Pb、Cu 形態(tài)由不穩(wěn)定的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)向穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化。不同原料來源的有機(jī)肥對(duì)單一和復(fù)合污染土壤中Pb、Cu 形態(tài)轉(zhuǎn)化特征存在差異，單一鉛污染下，6 種有機(jī)肥對(duì)鉛形態(tài)轉(zhuǎn)化的效果順序?yàn)椋汉Ｔ?2%＞雞糞18%＞氨基酸17%＞豆粕16%＞煙葉14%＞羊糞11%；復(fù)合鉛銅污染下，效果順序?yàn)椋汉Ｔ?0%＞豆粕17%＞氨基酸14%＞雞糞11%＞羊糞10%＞煙葉7%。單一銅污染下，對(duì)銅形態(tài)轉(zhuǎn)化的效果順序?yàn)椋憾蛊?2%＞海藻73%＞氨基酸63%＞煙葉63%＞雞糞62%＞羊糞50%；復(fù)合污染下效果順序?yàn)椋憾蛊?1%＞氨基酸64%＞海藻58%＞雞糞54%＞煙葉51%＞羊糞49%。