蚯蚓/改性生物炭对As污染红壤的稳定化效应

2021-06-08苏倩倩李莲芳朱昌雄叶婧刘雪黄晓雅

农业环境科学学报 2021年5期

苏倩倩，李莲芳*，朱昌雄，叶婧，刘雪，黄晓雅

（1.中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所，北京 100081；2.农业农村部农业环境重点实验室，北京 100081）

近年来，工矿业活动的三废排放、污水灌溉、污泥农用及含重金属畜禽粪便生产的有机肥过量施用等，造成土壤中重金属不断累积甚至超标现象。其中，As 作为一种具有致癌作用且毒性极强的类金属，污染问题尤为突出[1]。据世界卫生组织（WHO）估计，全球至少有5 000 万人口正面临着地方性As 中毒的威胁，以亚洲国家更甚，我国是受As中毒危害最为严重的国家之一。据报道，我国诸多地区土壤存在不同程度的As 污染，且发生过多起群体性As 污染事件，如湖南石门[2]、湖南株洲、湖南郴州、云南文山、广西河池、贵州独山等[3-5]。土壤中的As 可以通过植物根系吸收富集在作物体内，并最终随着食物链进入人体，这不仅对民众的健康安全构成威胁[6-8]，同时也制约着耕地的可持续利用。在当前庞大的人口基数下，实施As 污染土壤的修复，是一项保增长及促民生的紧迫任务。

近年来，原位钝化修复作为As 污染土壤修复的重要手段之一，由于其见效快、成本低及可操作性强等优点而被广泛关注。生物炭是一种环境功能型钝化材料，对土壤重金属污染钝化修复具有良好的应用前景[9]。已有大量研究表明，生物炭的施用可显著降低土壤重金属活性[10-11]，降低作物对重金属的吸收[12-13]，但对于As 污染土壤而言，生物炭的施用大多导致土壤中As的活化[14-15]，研究者们通过对生物炭表面改性则可大幅提高其对As 的吸附及固定能力[16]。据报道，铁锰改性生物炭较原始生物炭对As 的平衡吸附量增大了35 倍[17]，针铁矿改性生物炭与其未改性的生物炭相比，其吸附量提高了62.10 倍[18]。另据本课题组前期的研究结果，经铈锰氧化物改性后的生物炭对土壤中的As具有良好的固定效果，在1%～10%添加量情况下，红壤、黄壤、紫色土3种不同类型土壤As的固定效率分别为70.59%～94.72%、43.00%～75.36%、80.45%～99.61%，红壤中最高固定效率在94%以上，并促进了土壤中活性态As向稳定态As的转化[19]。然而，改性生物炭在土壤中发挥固定作用效果的稳定性及长效性可受土壤环境条件的影响，不仅与水分、温度、pH 值等物理化学因素相关，还受到土壤生物因素的必然干扰。直至当前，有关改性生物炭施用后固定效应是否稳定，尤其在土壤动物是否会影响改性生物炭的长效稳定性方面，相关研究尚不多见。

蚯蚓作为土壤中生物量最大的典型无脊椎动物，其对土壤重金属污染的强耐受力已被诸多研究证实[20-21]。一方面蚯蚓可以通过吞食及皮肤接触等作用吸收富集土壤中的重金属及类金属[22]，对土壤中重金属及类金属活性产生一定影响；另一方面在蚯蚓分泌物、消化系统酶系和蚯蚓体内微生物等作用下，土壤性质及土壤重金属活性会发生改变[23]。至今为止，有关蚯蚓与生物炭联合作用于土壤重金属污染修复，以及蚯蚓如何影响生物炭固定重金属的效应方面研究尚少，尤其是蚯蚓对改性生物炭固定As 效应的影响，以及两者联合作用对土壤As 稳定化研究方面更不多见。基于此，本研究在已明确前期铈锰改性生物炭（cerium-manganese modified biochar，MBC）对土壤As 固定效应的基础上，拟探讨赤子爱胜蚓（Eisenia foetida）对MBC 固定土壤As 稳定性的影响及两者联合作用效应，明确蚯蚓与MBC 联合作用对土壤As 的稳定化效果，为利用MBC 进行As 污染土壤的修复提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试红壤采集于湖南石门雄黄矿周边500 m 范围内的As 污染菜地，土壤经自然风干后研磨、过2 mm 尼龙筛。经分析测定，土壤的总As 含量为141.80 mg·kg-1，土壤水溶态 As 含量为 0.41 mg·kg-1。清洁土采自距雄黄矿100 km 之外的菜地土。土壤基本性质见表1。

表1 土壤基本性质Table 1 Basic characteristics of the soils

1.2 铈锰改性生物炭的制备

小麦秸秆生物炭（Biochar，BC）采用小麦秸秆制备而成，其具体过程如下：将小麦秸秆粉碎过100 目筛后置于马弗炉内，600 ℃无氧热解2 h 后，冷却至室温，研磨后过100目筛备用。BC的基本性质见表2。

MBC的制备采用课题组前期的制备方法[20]，其具体过程如下：称取10 g 制备的BC 于烧杯中，用1 mol·L-1的盐酸浸泡处理12 h 后，去离子水清洗至中性。将该处理后的BC 放入70～80 ℃烘箱中烘干，研磨过筛后依次加入0.2 mol·L-1高锰酸钾溶液50 mL 和0.5 mol·L-1氯化铈溶液50 mL，混合均匀超声分散2 h 后，放入水浴锅95 ℃恒温水浴蒸干，然后于600 ℃的马弗炉内无氧热解2 h，冷却至室温即得产物MBC。MBC基本理化性质见表2。

表2 BC及MBC的基本性质Table 2 Basic characteristics of the BC and MBC

1.3 试验设计

蚯蚓培养：试验用蚯蚓为赤子爱胜蚓（Eisenia foetida），购于北京大地聚龙生物科技有限公司。试验前先将蚯蚓置于试验环境中预培养2 周。选取大小基本一致的成年蚯蚓，洗净后置于烧杯中，烧杯底部放置被去离子水湿润的滤纸，在（25±2）℃下清肠48 h，期间需更换滤纸。

试验处理：准确称取1.2 kg As污染土壤置于每个花盆（上部内径×底部内径×高为23 cm×11 cm×18 cm）中，含蚯蚓的处理每盆添加蚯蚓35 条（生物量为8.23±0.54 g），试验设置6 个As 污染处理：（1）污染土壤（CK）；（2）污染土壤+蚯蚓（AE）；（3）污染土壤+0.3%BC（AB）；（4）污染土壤+蚯蚓+0.3%BC（AEB）；（5）污染土壤+0.3%MBC（AMB）；（6）污染土壤+蚯蚓+0.3%MBC（AEMB）。同时设置清洁土（不含As）+蚯蚓的处理（SE），以比较蚯蚓在两者中生存状况差异。每个处理3 次重复，试验周期60 d。向土壤中放入蚯蚓前，调节土壤水分含量为最大田间持水量的70%（70%MWHC），在（25±2）℃孵育48 h 后加入清肠的蚯蚓；恒重法每隔1 d添加去离子水以保持含水量，培养温度（25±2）℃。分别在培养的1、15、30 d和60 d取土分析土壤中的水溶态As（WSAs）含量，同时测定土壤pH值、总As、结合形态As等指标。

1.4 分析方法

1.4.1 土壤及生物炭理化性质的测定

土壤及生物炭理化性质分析参考《土壤农化分析》中的方法[24]。pH值采用1∶5土水比-电位法测定，全N 采用凯氏定氮法，全P 采用钼锑抗比色法，全K采用火焰原子吸收法。MBC 中锰和铈含量采用Optima8300电感耦合等离子体光谱仪（PerkinElmer公司，USA）分析测定，检出限为0.01 mg·L-1。

1.4.2 土壤、生物炭及蚯蚓体内As含量的测定

土样总As 的测定采用HNO3-HCl 消解（USEPA3051a），氢化物发生-原子荧光仪分析（型号AFS-933，北京吉天仪器公司）。仪器检出限为0.02 μg·L-1，标准曲线相关系数为0.999 8，分析标准物质GBW07391（GSS-35）参比进行分析质量控制，方法回收率为94.18%～100.80%，符合质量控制要求。生物炭和蚯蚓As 含量采用植物样HNO3-HClO4消解法（EPA3010a），测定过程中加入玉米成分分析标准物质GBW10012（GSB-3）进行质量控制，方法回收率为94.95%～99.63%，满足质量控制要求。

土壤As 结合形态采用Wenzel 等[25]的连续提取法分析：取1.000 g 土样，加入0.05 mol·L-1（NH4）2SO4溶液振荡4 h，离心过滤所得上清液进行As 含量测定即为非专性吸附态 As（F1）；用 0.05 mol·L-1的（NH4）H2PO4溶液振荡16 h，离心过滤所得上清液进行As 含量测定即为专性吸附态As（F2）；再加入0.2 mol·L-1草酸铵缓冲液（pH=3.25）黑暗振荡 4 h 提取，离心过滤，洗涤，用 0.2 mol·L-1草酸铵缓冲液（pH=3.25）黑暗振荡10 min 离心过滤，合并上清液进行As含量分析即为无定形和弱结晶水合铁铝氧化物结合态 As（F3）；在所剩残渣中加入 0.2 mol·L-1草酸铵和0.1 mol·L-1抗坏血酸溶液（pH=3.25），并于96 ℃下水浴加热30 min，离心过滤后的残渣土壤继续用0.2 mol·L-1草酸铵缓冲液（pH=3.25）洗涤，黑暗振荡10 min，将溶液合并进行As含量分析即为结晶水合铁铝氧化物结合态As（F4）；将剩余的土壤60 ℃烘干，研磨过筛，称取 0.500 g 土壤，加入 3 mL HNO3、9 mL HCl，消煮至样品呈灰白色，定容至50 mL，过滤，得到残渣态As（F5）。各结合态As 测定方法与上述As 测定方法一致。

1.5 数据处理与统计分析

数据处理及统计分析采用SPSS 22 软件及Origin 9.5完成。

材料对土壤As的固定效率η（%）计算：

η=（C0-Ca）/C0×100%

式中：C0和Ca分别为空白土样和添加材料土样的有效As含量，mg·kg-1。

用迁移系数M表示活性态As在土壤中的迁移性能，计算公式[26]为：

式中：F1、F2、F3、F4、F5 分别为非专性吸附态 As 含量、专性吸附态As含量、无定型和弱结晶水合铁铝氧化物结合态As 含量、结晶水合铁铝氧化物结合态As含量、残渣态As含量，mg·kg-1。

2 结果与分析

2.1 蚯蚓及生物炭作用下土壤WSAs的变化

土壤中WSAs是易被植物体吸收的主要As形态，是表征As有效性的重要指标之一。生物炭改性后与蚯蚓联合作用对土壤As 的活性构成了重要影响，具体见图1。从图1可以看出，随着培养时间的延长，各处理土壤中WSAs 总体呈现降低趋势，但不同处理比较，不同时期WSAs 含量存在显著差异。AE 处理土壤中WSAs 含量前期较CK 略有增加，而后呈现不断降低趋势，但前期与CK 差异不显著，试验结束时，其WSAs 含量已显著低于CK 处理（P＜0.05）；与此相反，AB处理在前期较CK略有下降但是不显著，后期不断升高，培养至30 d 和60 d 时，土壤中WSAs 含量均显著高于CK、AE、AEB、AMB及AEMB处理（P＜0.05）；而AEB 处理下，WSAs 含量较CK 亦呈现先略微升高后显著降低趋势，至60 d 时已显著低于CK 处理（P＜0.05）。当培养试验进行至60 d 时，AE 处理下土壤WSAs含量比CK（0.058 mg·kg-1）降低了57.88%，AMB处理下土壤WSAs含量为0.032 mg·kg-1，比CK降低了44.83%，而AEMB处理土壤中WSAs含量为0.013 mg·kg-1，比 CK 降低 77.59%，其 WSAs 含量显著低于AMB、AE 及 AEB 处理（P＜0.05）。土壤中 WSAs 含量由高至低的处理排序为 AB＞CK＞AEB＞AMB＞AE＞AEMB。

因而，从总体效果看，蚯蚓与MBC联合作用于As污染红壤时，两者对土壤As表现出协同固定的作用。

2.2 蚯蚓及生物炭作用下土壤pH值的变化

在蚯蚓及生物炭单一处理及联合作用下，土壤pH 值随着时间的延长总体呈现不断降低的趋势（表3）。由表 3 可知，1 d 时，AE、AB 及 AEB 处理下土壤pH 值高于 CK，而 AMB、AEMB 处理下 pH 值均比 CK显著降低（P＜0.05），随着时间的延长，各处理土壤pH值均出现明显下降。当培养至30 d时，AE、AB、AEB、AMB、AEMB 处理与 CK 相比，pH 值分别降低了 0.18、0.01、0.19、0.29、0.28 个单位。当培养至 60 d 时，AE、AB、AEB、AMB、AEMB处理相比于CK的pH值分别降低了 0.59、0.16、0.13、0.29、0.84 个单位，其中，以AEMB 处理下 pH 值降幅最大，其次为 AE 和 AMB 处理，AB和AEB处理的降幅较小。

2.3 蚯蚓及生物炭作用下土壤中As赋存形态的变化

蚯蚓及生物炭单一和联合作用均会对土壤中As的赋存形态产生影响（表4）。由表4 可知，土壤中As形态主要以专性吸附态（F2）、无定型结晶水合铁铝氧化物结合态（F3）、结晶水合铁铝氧化物结合态（F4）和残渣态（F5）存在，前三者占比达80%以上，而非专性吸附态As（F1）含量占比较低。

表3 不同处理和培养时间土壤的pH值Table 3 Soil pH values in different treatments and incubation time

表4 培养60 d时土壤各结合形态As含量及迁移系数MTable 4 Chemical speciation of As and mobility coefficient in soils when cultivated 60 days

从F1 含量的变化可以看出，各处理由高至低的顺序为AB＞CK＞AEB＞AMB＞AE＞AEMB。对于AEMB处理而言，随着F1 和F2 含量及占比明显降低（降幅分别为22.73%和7.89%），其他形态F3、F4、F5的含量及占比均有不同程度增加（增幅依次为25.52%、9.12%和12.92%）。将AEMB 与AE 处理比较，其F3含量显著增加，同时F5 的含量也有增加；在AB 处理下，土壤中活性态As（F1、F2、F3）含量相比CK 显著提升，增幅依次为9.09%、4.74%、19.45%，而F5 的含量降低了23.99%，F4 的含量也小幅降低（2.54%），表明生物炭施用后导致土壤As 的活化主要是由F5 溶解转化成活性较强的As 形态。在AEB 处理下，土壤中F1 的含量降低4.55%，F5 含量相对于AE 处理显著下降（P＜0.05），而F3 含量较CK 大幅增加（25.23%），同时出现F4的小幅增加（5.00%），这表明蚯蚓促进了土壤中F5 向F3 和F4 的转化。在AMB 处理下，土壤活性态 As 显著降低，F1 和 F2 分别降低 13.64% 和1.50%，而F3 却大幅增加（比CK 增加27.00%），同时F5含量下降，这表明MBC导致土壤其他形态As向F3转化。而在AEMB 处理下，土壤中的As 除出现类似AE 处理及AMB 处理的现象外，还导致F5 的增加，这可能与MBC 及蚯蚓联合作用机制有关。由上可知，土壤中F1、F2 降低及F3、F4、F5 升高意味着土壤活性态As 向稳定态As 的转化，同时表明相应处理对土壤As的钝化作用明显。

通过对迁移系数M的计算可知，CK、AE、AB、AEB、AMB 和 AEMB 的迁移系数分别为 36.90%、33.90%、37.10%、35.13%、34.44%和31.67%。除AB处理外，各处理的迁移系数均较CK 降低。其中，以AEMB降幅最大，其次为AE、AMB和AEB处理。由此可知，蚯蚓与MBC 在单一及联合处理下，均会导致土壤As 迁移系数显著降低（P＜0.05），而未改性生物炭AB 处理正好相反，其导致土壤As 的迁移系数显著升高（P＜0.05）。

比较而言，AB 处理导致土壤As 的活化效应明显，AEB 处理则可缓解生物炭活化土壤As的效果，其与AE、AMB 处理相比虽然表现出一定的固定作用，但综合来看，仍以AEMB处理的钝化效果最优。

2.4 蚯蚓生长及富集As的状况

从本试验中蚯蚓的生长状况看，当土壤培养至60 d 时，BC 及MBC 处理下蚯蚓的存活率均有一定程度的下降，说明外源生物炭对蚯蚓生存产生了一定的干扰，尤其以AEB 处理下存活率降幅更明显（表5），存活率排列顺序为SE＞AE＞AEMB＞AEB。清洁土与污染土中蚯蚓的生存状况间并无显著差异，即无论从蚯蚓的存在条数、总质量降低率还是从存活率来看，各试验处理间均无显著差异，这表明蚯蚓与生物炭联合处理均不会显著影响蚯蚓的生存。说明本研究中赤子爱胜蚓（Eisenia foetida）具有良好的耐As 能力，对As 污染表现不敏感。另从蚯蚓对土壤As 的富集效果看（表5），不同处理下蚯蚓体内As含量呈现一定差异，各处理中蚯蚓对As 有显著的富集作用（P＜0.05），AEB及AEMB蚯蚓体内As含量较AE处理下均显著增加（P＜0.05），增幅分别为53.45%和31.99%，说明在As污染土壤中，由于生物炭的引入会导致蚯蚓对土壤As的富集能力增强。

表5 60 d时不同处理中蚯蚓生长状态及体内As含量Table 5 Growth status and arsenic content of earthworms in different treatments when cultivated 60 days

2.5 土壤WSAs与pH值的相关分析

统计分析的结果表明，土壤中WSAs 含量与土壤pH 值呈现极显著的正相关关系（P＜0.01）（图2），即材料的加入，导致土壤pH值的变化规律与土壤中WSAs含量的变化趋势具有良好的一致性，土壤pH 值升高的同时，土壤WSAs 含量也不断升高，土壤As 的活化更明显。

3 讨论

3.1 生物炭及其改性对土壤As移动性的影响

土壤As 的迁移性和可利用性与氧化还原电位、土壤pH值、铁/锰/铝氧化物的矿物组成等土壤条件密切相关[27-28]。根据Vithanage 等[29]的研究，生物炭通过改变土壤pH值、阳离子交换量、氧化还原电位和土壤中溶解有机碳等因素，从而影响As 的迁移率和可利用性。其中，土壤pH 值可显著影响土壤中重金属的生物利用度[30]，通常土壤中As 的移动性随土壤pH 值的降低而减弱。在本研究中，随着培养时间的延长，各处理中土壤pH 值均表现出降低的趋势，这与土壤有效WSAs 含量降低的趋势基本一致。向土壤中添加BC（pH 9.26）后，土壤pH值增加，较高的pH值有利于土壤中As 的活化，这与以往诸多研究得出生物炭施用导致土壤As 活化的规律一致[27]；加入MBC（pH 6.06）后，土壤pH 值却显著降低，更利于土壤As 的钝化，MBC 对土壤As 的钝化主要与其特性密切相关。前期研究发现，MBC 对As 的最大吸附量达108.88 g·kg-1，其吸附与氧化铈、氧化锰的负载有关[20]，这主要得益于改性生物炭材料多方面性质的改善。经改性后 MBC 比表面积从 5.525 m2·g-1增大到 6.881 m2·g-1，平均孔宽从最初的36.00 nm 减小到最终的10.68 nm，孔隙容积从 0.005 cm3·g-1增大到 0.024 cm3·g-1，这些表面特性的变化均有利于其对As 的吸附。与此同时，丰富的羟基在As吸附过程中起关键作用。FT-IR和XPS 等分析结果表明，As 在MBC 上的吸附可能与静电作用、表面吸附、氧化还原反应和表面络合等多种机制有关[31]。此外，土壤中As 可以通过与MBC 中铈、锰氧化物形成配位体或共沉淀作用，同时发生土壤活性As向稳定态As的转化，增强对土壤As的固定能力[19]。

3.2 蚯蚓及其与生物炭对土壤As的钝化机制

蚯蚓对土壤中的As 会产生多方面的影响。首先，蚯蚓在土壤中的生存活动会导致土壤pH值下降，这主要因为蚯蚓从土壤中摄取有机质并将其分解转化为氨基酸等简单的化合物，以蚓粪的形式排出，这些有机物分解和硝化过程有助于土壤酸化[32]。在蚓体及微生物的作用下，土壤中的有机质被分解成腐植酸[33]，使土壤呈酸性。其中，腐植酸的主要功能基团如羧基、苯酚及醇中的羟基和胺基都可以参与重金属的配合反应，同时，蚯蚓产生的体液尿液等黏液[34]大多是低分子量水溶性碳水化合物、氨基酸、糖苷和糖蛋白的混合物[35]，这些小分子有机物既可使土壤呈酸性[36]，也会与土壤中重金属离子结合以降低其毒性和有效性。Cheng 等[37]的研究表明，蚯蚓的活动降低了酸性红壤pH 值。在本试验中，蚯蚓总体上降低了土壤pH值，这与前人的诸多研究结果一致[38-39]，土壤pH值降低必然导致土壤As 的钝化。其次，蚯蚓皮肤可通过表皮黏液腺的黏液分泌和肾孔的分泌物来实现对（类）金属的吸收，还可通过土壤吞噬作用累积重金属[40]。

本研究发现，与清洁土相比较，蚯蚓在As污染土壤中对As 的富集作用显著（P＜0.05）。当试验进行至60 d时，AEB处理蚯蚓体内的As含量显著高于AEMB处理，这与相应处理下土壤As 结合形态的规律趋于一致。即在AEB 处理下，F1、F2的含量及迁移系数均显著高于AEMB处理，在这两个处理中蚯蚓生长状况相似的前提下，BC 的施用显著提升了土壤活性态As含量及迁移系数，导致蚯蚓由体表皮肤和肠道吸收土壤As 作用比AE 处理大幅增强，而在MBC 作用下，其对土壤As 的固定作用增强，土壤活性态As 含量显著降低，蚯蚓通过皮肤和肠道作用吸收有效As 的量也会下降，从而导致AEMB 处理下蚯蚓吸收As 的含量显著低于AEB 处理（P＜0.05）。至于AEMB 处理下蚯蚓体内As 含量显著高于AE 处理，这种差异可能与AEMB 处理下蚯蚓对土壤As形态中F3吸收后的转化富集有关。关于蚯蚓对重金属富集机制，有研究表明蚯蚓体内黄色组织中的黄色细胞具有蓄积重金属的作用[41]，其体内的金属螯合蛋白和金属硫蛋白（MTs）等，可以与重金属形成巯基络合物等毒性较低的物质被隔离在特定组织中，导致重金属在蚯蚓体内富集并缓慢排出[42]，这种解毒机制可以有效减少重金属对蚯蚓机体的损害。

另根据土壤不同结合形态As 的结果可看出，尽管蚯蚓及MBC 对土壤As 均有一定的钝化效果，但蚯蚓、MBC 及其两者联合作用固定土壤As 的机制存在明显差异。由表4 可知，AE 处理导致土壤As 形态中F1、F2、F5 含量降低的同时，F3 和 F4 含量显著增加，表明蚯蚓可导致土壤活性As向F3及F4的转化；MBC施用后可导致 F1、F2、F4、F5 含量下降，F3 含量大幅增加，说明AMB 处理可导致大量F3 的生成；在AB 处理下，土壤As 的活化作用明显，当有蚯蚓存在时的AEB 处理却导致土壤中活化的As 被重新固定，主要导致F3 及F4 的重新形成，相比AB 处理下分别增加了 5.78% 和 7.54%，F1 降低了 13.64%，F2 降低了3.68%，与AE 的固定效果类似；与AE 处理不同的是，AMB 处理主要导致F3 的大幅增加（27.00%）。值得关注的是，不同结合形态As的变化规律与WSAs的变化规律基本吻合。

由上可知，MBC 与蚯蚓钝化土壤As 的机制存在差异，蚯蚓的存在导致F5 溶解，F1 及F2 固定并转化为F3和F4；而MBC的固定机制主要为其他形态的As转化为 F3。AEMB 处理则导致 F1 及 F2 的固定，同时带来 F3、F4 及 F5 的生成，F5 含量显著提升体现了两者共同作用与As 结合生成了新产物，此效果表现为协同钝化作用，体现了在蚯蚓和MBC 单一作用机制的基础上，增加了活性As 向F5 转化的机制，即体现了两者叠加的协同钝化效果，并同时出现了新的结合产物，这可能与蚯蚓分泌物（如腐植酸）与MBC 联合作用后增强了其对土壤As 的固定能力有关[43]。此结果与WSAs的结果具有较好的一致性，因此，在AEMB处理下，尽管土壤有效As含量较低，但蚯蚓对土壤As的富集能力依然较强。这与以往研究发现的随着土壤孔隙水中重金属浓度的降低，土壤中蚯蚓富集重金属能力不断增强的结果有相似之处[44]。当然，有关机理的深度揭示，尚有待今后的进一步探讨。