石灰對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)研究進(jìn)展

陳遠(yuǎn)其，張煜，陳國(guó)梁

1. 湖南科技大學(xué)煤炭資源清潔利用與礦山環(huán)境保護(hù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 湘潭 411201；2. 湖南科技大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，湖南 湘潭 411201

石灰對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)研究進(jìn)展

陳遠(yuǎn)其1*，張煜2，陳國(guó)梁1

1. 湖南科技大學(xué)煤炭資源清潔利用與礦山環(huán)境保護(hù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 湘潭 411201；2. 湖南科技大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，湖南 湘潭 411201

全球土地資源污染嚴(yán)重，石灰由于其在污染土壤修復(fù)方面具有成本低廉，操作簡(jiǎn)單等特點(diǎn)而受到廣泛關(guān)注，其修復(fù)效果及修復(fù)機(jī)理已成為當(dāng)前環(huán)境科學(xué)研究的熱點(diǎn)之一。綜述了國(guó)內(nèi)外近20年來(lái)有關(guān)石灰修復(fù)重金屬污染土壤研究的最新進(jìn)展，探討了影響石灰對(duì)污染土壤修復(fù)效果的主要因素，闡明了石灰對(duì)土壤重金屬生物有效性的影響機(jī)理。研究表明，石灰及不同的石灰性物質(zhì)對(duì)土壤重金屬修復(fù)的效果存在差異。石灰對(duì)重金屬生物有效性的影響機(jī)理主要是通過(guò)改變土壤pH、土壤陽(yáng)離子交換量、土壤微生物群落組成、土壤氧化還原電位等多種機(jī)制協(xié)同作用對(duì)重金屬進(jìn)行吸附、絡(luò)合等，石灰對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)效果受石灰施用量、土壤類(lèi)型、土壤pH值、重金屬污染類(lèi)型、重金屬種類(lèi)等因素綜合影響。在實(shí)際修復(fù)中，應(yīng)根據(jù)土壤類(lèi)型和土壤中主要重金屬污染類(lèi)型確定石灰或石灰類(lèi)物質(zhì)的最佳施用量。由于長(zhǎng)期連續(xù)施用石灰容易導(dǎo)致土壤出現(xiàn)板結(jié)現(xiàn)象，未來(lái)應(yīng)結(jié)合納米等新技術(shù)對(duì)石灰及石灰類(lèi)物質(zhì)進(jìn)行改性，加強(qiáng)可以長(zhǎng)期連續(xù)施用的石灰及石灰類(lèi)物質(zhì)的研發(fā)，并深化其修復(fù)機(jī)理的研究，構(gòu)建石灰與其他修復(fù)劑的聯(lián)合修復(fù)體系，以期為重金屬污染土壤修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)和新途徑。

石灰；重金屬；土壤污染修復(fù)；生物有效性；修復(fù)機(jī)理；聯(lián)合修復(fù)

CHEN Yuanqi， ZHANG Yu， CHEN Guoliang. Remediation of heavy metal contaminated soils by lime: a review ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016， 25（8）: 1419-1424.

隨著城市的擴(kuò)張、工業(yè)化的加快和集約化農(nóng)業(yè)的發(fā)展，土地資源的污染已成為全球性的環(huán)境問(wèn)題。土壤“黑箱”的隱蔽性及其污染的長(zhǎng)期性，對(duì)農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成了潛在的巨大威脅，嚴(yán)重影響到農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量和質(zhì)量安全，并通過(guò)食物鏈直接影響人體健康，甚至關(guān)系到社會(huì)穩(wěn)定（中國(guó)工程院等，2011）。據(jù)統(tǒng)計(jì)我國(guó)19.4%的耕地受到鎘、鎳、銅、砷、汞、鉛等重金屬污染，污染耕地總面積達(dá)到2.3×107hm2（環(huán)境保護(hù)部等，2014）。在重金屬污染中，以鎘污染最為嚴(yán)重（顧繼光等，2005）128。相關(guān)學(xué)者對(duì)我國(guó)稻米鎘污染情況進(jìn)行了調(diào)查，2008年在全國(guó)多個(gè)縣級(jí)以上市場(chǎng)隨機(jī)采購(gòu)樣品，發(fā)現(xiàn)10%的大米鎘超標(biāo)（甄燕紅等，2008；張良運(yùn)等，2009），且南方的大米鎘污染更為嚴(yán)重，如2013年“湘東糧倉(cāng)”湖南攸縣的鎘米事件。鉛污染也不容忽視，近年鉛中毒事件頻發(fā)。據(jù)公眾環(huán)境研究中心發(fā)布的中國(guó)2005—2015集體鉛中毒事件報(bào)告顯示，僅10年間發(fā)生集體鉛中毒事件27起，如2009年陜西鳳翔鉛中毒事件、2010年郴州血鉛中毒事件，2011年浙江楊汛橋鉛中毒等。因此，控制與修復(fù)土壤重金屬污染，提高土壤環(huán)境質(zhì)量，保障生態(tài)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全，已成為國(guó)家的緊急需求。

土壤重金屬污染防治，必須堅(jiān)持以預(yù)防為主，在預(yù)防的基礎(chǔ)上對(duì)已污染的土壤實(shí)施修復(fù)。目前，國(guó)內(nèi)外對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)思路主要表現(xiàn)在以下兩方面，一是應(yīng)用工程方法或者高富集生物等方式將重金屬污染物從土壤中去除，使之降低到最大允許范圍內(nèi)。各國(guó)根據(jù)本國(guó)的實(shí)際情況均制定了相應(yīng)的土壤重金屬的環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)和最大允許濃度范圍。二是通過(guò)物理、化學(xué)或生物學(xué)等方法改變重金屬的存在形態(tài)，降低其生物有效性和遷移性，阻止土壤重金屬向目標(biāo)植物的遷移，使目標(biāo)植物的重金屬含量維持在安全閾值內(nèi)。

重金屬在土壤中的遷移和轉(zhuǎn)化特點(diǎn)決定了土壤重金屬污染修復(fù)治理的方式，在制訂并實(shí)施針對(duì)性的修復(fù)方案時(shí)通常需要綜合考慮土壤重金屬種類(lèi)、重金屬污染程度、土壤特性和土地使用規(guī)劃等因素。目前常見(jiàn)的修復(fù)方法有工程物理技術(shù)、玻璃化技術(shù)、電動(dòng)修復(fù)、電磁修復(fù)等物理修復(fù)技術(shù)，化學(xué)鈍化技術(shù)、土壤淋洗技術(shù)等化學(xué)修復(fù)技術(shù)。對(duì)于小面積污染嚴(yán)重的土壤，采用工程措施治理，如在被污染土壤上覆蓋一層非污染土壤，或?qū)⑽廴就寥恳谱邠Q上非污染土壤來(lái)實(shí)現(xiàn)改土。對(duì)具有揮發(fā)性的重金屬如金屬汞，熱處理法頗有成效，其原理是向汞污染土壤中輸入熱蒸汽或加熱，使其從土壤中揮發(fā)并回收再處理（顧繼光等，2005）129-130。隨著人們環(huán)境保護(hù)意識(shí)的日益增強(qiáng)，生物修復(fù)被認(rèn)為是最有前景的修復(fù)方法，它能在不破壞土壤生態(tài)環(huán)境并保持土壤結(jié)構(gòu)不變的前提下對(duì)重金屬污染土壤進(jìn)行原位修復(fù)（Ghosh et al.，2015；Sudarsan et al.，2015）。生物修復(fù)分為植物修復(fù)和微生物修復(fù)。植物修復(fù)是利用植物吸收土壤中的重金屬，然后收獲植物生物量，以此來(lái)移除土壤中的重金屬。目前，植物修復(fù)仍存在局限性：一是能用于修復(fù)的植物種類(lèi)有限；二是這些植物普遍都具有生長(zhǎng)緩慢、生物量小，地下部分累積濃度高于地上部分，且對(duì)重金屬富集有較強(qiáng)的專(zhuān)一性等特性（Singh et al.，2015）；三是植物生物量收獲后再處理可能產(chǎn)生“二次污染”。微生物修復(fù)主要是針對(duì)農(nóng)藥、石油和其他有機(jī)污染物引起的重金屬污染土壤的修復(fù)，它主要是通過(guò)生物吸附固定、溶解、氧化還原等作用對(duì)重金屬進(jìn)行調(diào)控，調(diào)節(jié)重金屬的生物有效性，進(jìn)而影響植物對(duì)重金屬的吸收和重金屬在植物體內(nèi)的分配（薛高尚等，2012）。

石灰因其具有成本低廉，操作簡(jiǎn)單等特點(diǎn)而受到越來(lái)越多的研究者關(guān)注。施用石灰被認(rèn)為是一項(xiàng)有效的土壤重金屬污染修復(fù)措施。本研究主要綜述石灰對(duì)重金屬污染土壤修復(fù)效果，并分析導(dǎo)致其修復(fù)效果差異的可能原因，以期為石灰在不同重金屬污染土壤治理中的應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。

1　石灰對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)原理

石灰包括生石灰、熟石灰，熟石灰又稱(chēng)消石灰。施用石灰是一項(xiàng)古老而傳統(tǒng)的酸性土壤改良措施，大約2000年前就已經(jīng)在農(nóng)業(yè)上使用了，19世紀(jì)末又被應(yīng)用到林業(yè)中。石灰通過(guò)提高土壤pH值，降低土壤交換性酸和交換性鋁含量，從而有效緩解Al和其他重金屬毒害，增加陽(yáng)離子交換量，并補(bǔ)充Ca、Mg等營(yíng)養(yǎng)元素以實(shí)現(xiàn)對(duì)土壤的改良（Hong et al.，2009；崔紅標(biāo)等，2016）。敖俊華等（2010）266發(fā)現(xiàn)在湛江收獲農(nóng)場(chǎng)施用石灰，其石灰施用量與供試酸性土壤pH以及N、Ca、Mg、S、Si等有效含量呈顯著正相關(guān)。因此，施用石灰能改善土壤結(jié)構(gòu)，提高土壤的硝化作用，從而改善土壤養(yǎng)分狀況，提高養(yǎng)分循環(huán)能力，提高土壤微生物生物量、微生物多樣性和活性（Rangel-Castro et al.，2005；蔡?hào)|等，2010；Kostic et al.，2015）。石灰通過(guò)改變土壤pH、土壤陽(yáng)離子交換量、土壤微生物群落組成、土壤氧化還原電位等過(guò)程影響重金屬在土壤中的吸附、沉淀、絡(luò)合等。土壤pH值、陽(yáng)離子交換量的改變直接影響重金屬離子的生物化學(xué)行為，研究發(fā)現(xiàn)沉積物中的重金屬Cu和Zn的釋放量隨pH值的增加而顯著降低（李鵬等，2010），土壤中有效態(tài)Pb的比例也隨pH值增加而降低（喬冬梅等，2010）。徐明崗等（2004）通過(guò)比較Cu、Zn、Cd、Pb、Co、Ni等6種典型重金屬在不同pH值下的解吸，結(jié)果發(fā)現(xiàn)其解吸比例均隨pH升高而降低。

石灰對(duì)重金屬的修復(fù)機(jī)理有以下主要過(guò)程，（1）當(dāng)生石灰加到土壤中時(shí)會(huì)跟土壤中的水發(fā)生反應(yīng)生成熟石灰，并釋放大量熱量，同時(shí)使得土壤脫水。熟石灰與粘土顆粒的反應(yīng)也會(huì)產(chǎn)生額外的脫水特性，從而降低土壤的持水性。（2）石灰中大量的Ca2+遷移到粘土顆粒表面取代土壤中的Na+和K+等陽(yáng)離子，進(jìn)行陽(yáng)離子交換，亦使陽(yáng)離子交換量增加（徐磊等，2014）。（3）石灰添加后土壤中的OH-增加，pH值升高，當(dāng)土壤pH＞10.9，粘土顆粒分解并釋放二氧化硅和氧化鋁等物質(zhì)（劉玲等，2015）。粘土顆粒分解釋放的二氧化硅和氧化鋁與Ca2+反應(yīng)形成硅酸鈣和水化鋁酸鈣，促進(jìn)了石灰穩(wěn)定層的強(qiáng)度基質(zhì)的形成，顆粒逐漸變硬，由于其透水性極差，可固定土壤中的重金屬使其不易被浸出。（4）石灰為強(qiáng)堿性物質(zhì)，添加至土壤后pH值升高，促進(jìn)了土壤中重金屬形成氧化物沉淀，有效降低其交換態(tài)含量；pH升高以后土壤微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，可能通過(guò)生物化學(xué)作用形成一些高分子聚合物，與重金屬形成絡(luò)合物而使其固定。

2　石灰對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)的研究進(jìn)展

根據(jù)重金屬污染類(lèi)型的不同和污染的復(fù)雜性差異，可將石灰對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)分為對(duì)單一重金屬污染土壤的修復(fù)和對(duì)多種重金屬?gòu)?fù)合污染土壤的修復(fù)。

2.1石灰對(duì)單一重金屬污染土壤的修復(fù)

目前，對(duì)單一重金屬污染修復(fù)研究較多的是對(duì)Cd污染的修復(fù)。Cd具有強(qiáng)毒性、強(qiáng)遷移性，極易被植物吸收并在植物體內(nèi)累積，危害農(nóng)作物生長(zhǎng)和人體健康（方琳娜等，2016）。由于土壤pH值與土壤有效Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)，而石灰能提高土壤pH值從而降低Cd的毒害作用（劉玲等，2016）。石灰對(duì)土壤有效Cd含量的影響也與土地利用類(lèi)型有關(guān)。在城市菜地土中施石灰，土壤有效態(tài)Cd含量下降82%～91%（Woldetsadik et al.，2016），大白菜對(duì)Cd的吸收降低40%～50%（Tan et al.，2011）。在農(nóng)田耕作土中施用石灰，交換性Cd含量降低17.8%～ 21.7%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd比例增加，導(dǎo)致土壤中Cd的生物有效性下降，且石灰的修復(fù)效果優(yōu)于生物炭（高譯丹等，2014）。在Cd污染水稻土中施用石灰，土壤有效態(tài)Cd含量降低，水稻中Cd的累積減少，但石灰的修復(fù)效果弱于石灰氮（劉昭兵等，2011）。在淹水和不淹水稻田中施石灰，土壤中交換性Cd降低，鐵錳結(jié)合態(tài)Cd增加，石灰和泥炭聯(lián)合使用對(duì)有效Cd的抑制效果更強(qiáng)（Chen et al.，2016）。草甸土施石灰后，其交換性Cd和有效態(tài)Cd均隨pH值升高而降低（Wang et al.，2015）。以上研究表明，施用石灰對(duì)受單一Cd污染的不同利用類(lèi)型土壤具有良好的修復(fù)效果。

石灰對(duì)Pb、Zn和Cu等單一重金屬污染修復(fù)的研究還比較零星，Antoniadis et al.（2012）發(fā)現(xiàn)在酸性污染土壤修復(fù)中施石灰能夠降低土壤中Zn的有效態(tài)，使得植物中重金屬Zn的濃度顯著下降，Córdova et al.（2011）發(fā)現(xiàn)土壤中自由態(tài)Cu含量在添加石灰后顯著增加。同時(shí)，石灰對(duì)Pb、Zn和Cu等單一重金屬污染的修復(fù)機(jī)理也少有報(bào)道。

2.2石灰對(duì)多種重金屬?gòu)?fù)合污染土壤的修復(fù)

土壤重金屬污染往往呈現(xiàn)兩種或兩種以上重金屬并存的復(fù)合污染。與單一重金屬污染相比，重金屬?gòu)?fù)合污染中元素或化合物之間存在的相互作用以及對(duì)生態(tài)效應(yīng)的綜合影響，使污染土壤的修復(fù)更具挑戰(zhàn)性（曹心德等，2011）。

石灰在復(fù)合污染土壤修復(fù)中對(duì)重金屬的修復(fù)效果因重金屬種類(lèi)組合不同而表現(xiàn)各異。李平等（2012）研究發(fā)現(xiàn)石灰添加后土壤pH值先急劇升高后緩慢降低，土壤中水溶態(tài)和交換態(tài)Cu、Cd的含量顯著降低。外源重金屬Cu和Zn添加實(shí)驗(yàn)同樣證實(shí)了石灰能夠降低土壤中Cu和Zn的生物有效性（錢(qián)海燕等，2007）237。歐根能等（2010）施用1.5 g·kg-1石灰顯著抑制了小白菜對(duì)重金屬的吸收，其對(duì)Cu、Zn、Pb、Cr吸收量的降低效果達(dá)到51%～61%。Lee et al.（2008）施用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的石灰使土壤中As、Cd、Pb、Zn的浸提濃度降低70%～95%。Wang et al.（2008）將CaO和Na2S混合添加到污泥中進(jìn)行堆漚，Cu、Zn、Ni等重金屬生物有效性顯著降低。由于不同重金屬本身的化學(xué)性質(zhì)存在差異，以致不同重金屬生物有效性對(duì)石灰添加的響應(yīng)存在差異。研究表明添加石灰后As、Cr、Ni、Pb和Zn生物有效性降低了10%～44%，但是Cd和Cu的移動(dòng)性分別增加了10%和24%（Jamali et al.，2008）。也有學(xué)者認(rèn)為，盡管石灰降低了土壤中Cu、Pb和Zn的生物有效性，但是對(duì)植物吸收重金屬Cu、Pb和Zn的影響很?。ˋlvarenga et al.，2008）?？梢?jiàn)，不同種類(lèi)重金屬之間存在的相互作用可影響植物吸收，且不同植物的重金屬累積機(jī)制也有所差異（徐衛(wèi)紅，2005）。添加石灰對(duì)同一種重金屬的影響在不同的研究中表現(xiàn)出不同的效應(yīng)，可能與土壤重金屬的生物有效態(tài)提取方法有關(guān)。常見(jiàn)的土壤重金屬生物有效態(tài)提取有化學(xué)提取和生物測(cè)定過(guò)程，包括鹽溶液、礦物酸、螯合劑、緩沖溶液等（Mahar et al.，2015）。

一些學(xué)者對(duì)石灰和其他修復(fù)劑在重金屬污染土壤中的修復(fù)效果進(jìn)行了比較，結(jié)果表明土壤類(lèi)型影響石灰和其他土壤重金屬修復(fù)劑的修復(fù)效果。石灰對(duì)紅壤和黃泥水稻土兩種土壤Cu、Zn的鈍化作用很強(qiáng)，磷酸鹽對(duì)紅壤中Cu、Zn鈍化固定作用也較強(qiáng)，但是對(duì)黃泥土中Cu的鈍化作用弱（張茜等，2008），可能是由于不同土壤中重金屬存在形式的不同而導(dǎo)致（周長(zhǎng)松等，2016）。代允超等（2014）研究表明酸性土壤施用石灰的修復(fù)效果優(yōu)于有機(jī)質(zhì)，而中性和堿性土壤修復(fù)則表現(xiàn)為有機(jī)質(zhì)優(yōu)于石灰。不同重金屬對(duì)修復(fù)劑添加的響應(yīng)也有差別，孫波等（2004）利用石灰修復(fù)復(fù)合污染紅壤，石灰降低了土壤中Cu和Pb的生物有效性，豬糞增加了土壤中Cd的生物有效性，植物中重金屬含量變化與土壤中重金屬生物有效性的變化一致，可見(jiàn)石灰的修復(fù)效果好于有機(jī)肥。石灰處理后土壤微生物生物量增加，放線(xiàn)菌數(shù)量與土壤重金屬Cu、Cd生物有效性呈顯著正相關(guān)，與Pb呈負(fù)相關(guān)。周相玉等（2012199，20134294）通過(guò)比較硫酸鎂、硫酸錳、活性炭和石灰性物質(zhì)單施及配合施用對(duì)土壤pH值和重金屬Cd有效性的影響，發(fā)現(xiàn)土壤中有效態(tài)Cd的含量在所有處理中均低于對(duì)照，單施時(shí)石灰的修復(fù)效果最佳。Khan et al.（2009）研究發(fā)現(xiàn)石灰降低重金屬的可提取態(tài)和植物有效態(tài)Cu、Fe、Zn含量，但是磷酸二氫銨對(duì)Pb的固化更為有效。在Cu和Cd污染土壤中，石灰處理的效果勝于磷石灰（崔紅標(biāo)等，2013）1336。石灰的最佳施用量因土壤而異，對(duì)于Cd、Pb和Zn污染的旱地酸性紅壤，單施石灰可抑制大白菜對(duì)Cd、Pb和Zn的吸收，其最佳施用量為5 g·kg-1（杜彩艷等，2008）。對(duì)于某礦區(qū)周邊稻田土，丁園等（2012）僅用1 g·kg-1石灰即可將可浸提的Cu和Cd含量控制在安全閾值內(nèi)。隨著石灰施用量的增加和處理時(shí)間的延長(zhǎng)，Cd、Pb有效態(tài)含量逐漸降低，Cu、Cr、Hg有效態(tài)含量逐漸增加，而Zn和As有效態(tài)含量呈現(xiàn)出隨低劑量石灰增加而降低，當(dāng)石灰用量達(dá)到3 g·kg-1時(shí)其有效態(tài)含量增加（趙小虎等，2007）48-49。可見(jiàn)，修復(fù)劑的添加量是影響其修復(fù)效果的一個(gè)重要因素。當(dāng)添加劑量過(guò)高時(shí)，石灰的強(qiáng)堿性會(huì)對(duì)植物造成傷害，不利于作物生長(zhǎng)（杜彩艷等，2016）。以上研究表明，石灰和其他修復(fù)劑在不同復(fù)合污染土壤中的修復(fù)效果明顯不同。因此，在重金屬污染土壤實(shí)際修復(fù)過(guò)程中，應(yīng)根據(jù)土壤類(lèi)型和污染的重金屬種類(lèi)及污染狀況等選擇合適的重金屬污染修復(fù)劑種類(lèi)并確定其最佳施用量。

石灰的單獨(dú)施用對(duì)復(fù)合污染土壤往往不能達(dá)到理想的修復(fù)效果（顧巧濃等，2015），因此石灰與其他修復(fù)劑的聯(lián)合配施為復(fù)合污染的土壤修復(fù)提供了新的修復(fù)途徑?！笆?沸石+磷肥+有機(jī)肥”混合改良劑能顯著提高污染土壤pH并降低土壤中Cd、Pb、Cu、Zn的有效態(tài)含量（蔡軒等，2015）。何冰等（2012）研究發(fā)現(xiàn)在采用“玉米+東南景天”套種方式的基礎(chǔ)上，利用“石灰+泥炭”作為改良劑可獲得最大的Zn和Cd去除效果。隨著研究的深入和石灰修復(fù)機(jī)理的揭示，石灰類(lèi)物質(zhì)已成為了新的土壤污染修復(fù)劑，例如貝殼類(lèi)石灰材料能顯著降低土壤中Cd、Pb和As的濃度，增加土壤微生物群落數(shù)量和提高脫氫酶、磷酸酶、普糖苷酶和芳基硫酸酯酶活性等（El-Azeem et al.，2013）；脫硫石膏對(duì)潮土中Cd和Pb具有一定去除作用（Yang et al.，2016）。隨著納米等高新技術(shù)的發(fā)展與應(yīng)用，CaO和Ca金屬納米混合物對(duì)As和重金屬Cd、Cr及Pb的固定效率能達(dá)到95%～99%，其固定原理主要是對(duì)重金屬離子的吸收和誘捕形成新的團(tuán)聚體（Mallampati et al.，2012，2014）。

施用石灰可以改變土壤重金屬有效性和植物體對(duì)重金屬的累積，同時(shí)會(huì)對(duì)目標(biāo)植物的生物量產(chǎn)生影響。邱靜等（2009）通過(guò)Cd的外源添加實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)添加3 g·kg-1的熟石灰可使籽粒莧根莖葉中Cd含量降低55%，但是其籽粒莧生物量也相應(yīng)減少了。周相玉等（2013）4294-4295發(fā)現(xiàn)添加石灰后土壤有效Cd含量降低，同時(shí)目標(biāo)作物小麥籽粒的生物量也顯著減少。但是，也有研究表明施用石灰后目標(biāo)作物的生物量有增加趨勢(shì)。如敖俊華等（2010）268在酸性土壤中施用1.8 g·kg-1的石灰后，甘蔗的產(chǎn)量及其糖分含量顯著提高。在Cu和Cd污染土壤中添加石灰，巨菌草的生物量顯著增加，而巨菌草對(duì)Cu和Cd的吸收顯著降低（崔紅標(biāo)等，2013）1337-1338。在Cu和Zn污染的土壤中添加石灰，小白菜的鮮重也顯著增加（錢(qián)海燕等，2007）238。在重金屬未超過(guò)安全閾值的土壤中施用石灰，烤煙生物量和根系比重增加，但是對(duì)煙葉重金屬含量影響不顯著（姜超強(qiáng)等，2015），從以上結(jié)果可以看出，不同植物的生物量對(duì)石灰的響應(yīng)明顯不同。添加石灰對(duì)同一植物不同重金屬累積的影響不同，并且同一植物不同部位的重金屬累積對(duì)石灰添加的響應(yīng)也有所差別。在廣西環(huán)江沿江尾礦污染農(nóng)田施用熟石灰降低了玉米幼苗地上部分Pb、Zn含量，卻提高了其地上部分As含量（黃益宗等，2013）。郭曉方等（2012）在廣東清遠(yuǎn)沙壤土中施用石灰發(fā)現(xiàn)玉米地上部分莖葉Cd、Pb、Zn、Cu含量顯著降低，但是其籽粒Pb含量卻升高。

影響石灰及石灰類(lèi)物質(zhì)對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)效果的因素很多，主要概括為以下三點(diǎn)，一是石灰及石灰類(lèi)物質(zhì)本身的特性，如生石灰、熟石灰、石膏等的特性各不相同。生石灰主要成分為氧化鈣，在施入土壤后與土壤水反應(yīng)生成熟石灰氫氧化鈣并釋放大量熱量，因此不適合在作物種植期間施用；石膏的主要成分為硫酸鈣。二是土壤特性，如土壤有機(jī)質(zhì)含量、pH值、陽(yáng)離子交換量、氧化還原電位等。如在pH值較低的酸性土壤中，石灰類(lèi)物質(zhì)對(duì)土壤酸度的調(diào)節(jié)能力強(qiáng)，對(duì)重金屬生物有效性的影響更為顯著。三是污染類(lèi)型，單一污染或復(fù)合污染及污染重金屬的種類(lèi)。重金屬的生物有效性在不同的pH值條件下是不同的，不同種類(lèi)重金屬對(duì)pH值變化的響應(yīng)也存在差異。因此，利用石灰修復(fù)污染土壤時(shí)，需要充分結(jié)合以上三個(gè)方面的實(shí)際情況，施用合適劑量石灰類(lèi)物質(zhì)對(duì)污染土壤進(jìn)行修復(fù)，以達(dá)到安全利用土壤的目的。

3　石灰在土壤重金屬污染修復(fù)中的不足與展望

石灰為堿性物質(zhì)，影響土壤pH值，并顯著改變重金屬的有效性，從而影響植物對(duì)重金屬的吸收。石灰施用在酸性土壤中的修復(fù)效果更為明顯，在一定時(shí)期內(nèi)，隨著石灰處理時(shí)間的延長(zhǎng)，Cd、Pb有效態(tài)含量逐漸降低，Cu、Cr、Hg有效態(tài)含量逐漸增加（趙小虎等，2007）48-50。但是石灰的持效性較短，例如連續(xù)施用石灰可使玉米籽粒中Cd、Pb、Zn和Cu的含量顯著降低，但是其效應(yīng)只能持續(xù)一年半左右，而且連續(xù)施用石灰容易破壞土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)造成土壤板結(jié)（寧皎瑩等，2016）。值得慶幸的是，在對(duì)華南地區(qū)的肥熟旱耕土中兩年連續(xù)施用石灰暫未出現(xiàn)土壤板結(jié)現(xiàn)象（杜瑞英等，2015）。目前，關(guān)于連續(xù)施用石灰阻控重金屬吸收后土壤未出現(xiàn)板結(jié)現(xiàn)象的原因仍不清楚，探討該現(xiàn)象的形成機(jī)制將為石灰修復(fù)重金屬污染土壤提供更大應(yīng)用空間；同時(shí)加強(qiáng)石灰類(lèi)物質(zhì)的納米新型復(fù)合材料研發(fā)也是十分重要的。

利用石灰對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的土壤重金屬污染修復(fù)已經(jīng)取得不少研究成果，而對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)中土壤重金屬修復(fù)及喬木樹(shù)種中重金屬累積的研究極少。Derome（2000）研究發(fā)現(xiàn)石灰降低了芬蘭的歐洲赤松林土壤溶液中Cu、Ni和Zn的濃度，也稍微降低了自由態(tài)和交換性Cu、Ni濃度，而顯著增加了Ca和Mg的有效性。石灰能提高森林土壤pH值，土壤pH值影響Zn和Cd在喬木樹(shù)種中的累積（Alagi? et al.，2013）。由于喬木生物量大，對(duì)重金屬累積潛力大，利用石灰與喬木進(jìn)行污染土壤聯(lián)合修復(fù)具有較大的應(yīng)用前景，因此，加強(qiáng)石灰在森林生態(tài)系統(tǒng)重金屬污染中的修復(fù)研究及利用石灰和喬木進(jìn)行土壤污染聯(lián)合修復(fù)等的研究顯得非常必要。

植物修復(fù)和微生物修復(fù)因綠色環(huán)保而在土壤修復(fù)中具有一定優(yōu)勢(shì)。隨著一些抗性植物、富集植物、富集微生物和抗性微生物的發(fā)現(xiàn)，如礦化磷酸鹽細(xì)菌能夠阻止重金屬的轉(zhuǎn)移（Qian et al.，2016），未來(lái)利用石灰與植物-微生物聯(lián)合修復(fù)將成為重金屬污染土壤修復(fù)的重要研究方向。同時(shí)，需加強(qiáng)對(duì)土壤重金屬修復(fù)過(guò)程中生物的耐性機(jī)理和抗性機(jī)理的探究，以期為更好地實(shí)施土壤重金屬污染聯(lián)合修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

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Remediation of Heavy Metal Contaminated Soils by Lime: A Review

CHEN Yuanqi1， ZHANG Yu2， CHEN Guoliang1
1 Hunan Province Key Laboratory of Coal Resources Clean-utilization and Mine Environment Protection， Hunan University of Science and Technology，Xiangtan 411201， China；
2 School of Life Science， Hunan University of Science and Technology， Xiangtan 411201， China

With the rapid increase of global population， and rapid development of modern industry and agriculture， soil contamination has become an important global environmental problem. Lime， is also called burnt lime， calcium oxide， caustic lime，which is a white or grayish-white， odorless， lumpy， and very slightly water-soluble solid. In recent years， lime has raised widespread concerns on remediation of contaminated soil and has become one of the research focus as these advantages of good remediation effects， low costs and simple operation. This review summarized recent advances in the effects of lime on the heavy metal polluted soil remediation， discussed the possible factors of influencing the heavy metal polluted soil remediation， and illustrated the effect mechanisms of lime on heavy metal bioavailability in soils. Previous studies demonstrated that different calcareous materials showed the various effects of remediation on heavy metal in soils. Meanwhile， different soil types and heavy metals made diverse responses to additions of calcareous materials. In consequence， the remediation effects of lime were distinct. Heavy metal bioavailability and toxicity were decreased by ion absorption and complexation， and the soil pH， CEC， soil microbial communities and soil oxidation reduction potential were altered after liming. The impact of lime on heavy metal depends on the lime dosage， land-use type， soil pH，heavy metal contaminated types， heavy metal types， etc. When the remediation was conducted， the heavy metal contaminated types and land-use type should be considered for deciding the dosage of lime or which calcareous materials， so that the satisfactory results of remediation could be obtained. As long-term liming altered the soil aggregate structure and resulted in soil compaction， the lime or calcareous materials should be modified with nanotechnology and other advanced technology. The researches and developments of new lime and calcareous materials will be necessary urgently. At the same time， the mechanisms of remediation by lime will be revealed in the future studies. The combined remediation systems of lime and other repair agents should be built. They will provide the scientific basis and repair approaches for the remediation of heavy metal contaminated soils.

liming； heavy metal； remediation of contaminated soil； bioavailability of heavy metal； remediation mechanism；combined remediation

10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.08.025

X53

A

1674-5906（2016）08-1419-06

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41501343；31671628；31671635）；煤炭資源清潔利用與礦山環(huán)境保護(hù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放基金項(xiàng)目（E21611）

陳遠(yuǎn)其（1986年生），男，講師，博士，主要從事土壤生態(tài)學(xué)和恢復(fù)生態(tài)學(xué)的研究。E-mail: yqchen@hnust.edu.cn

2016-07-08

引用格式：陳遠(yuǎn)其， 張煜， 陳國(guó)梁. 石灰對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)研究進(jìn)展［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 2016， 25（8）: 1419-1424.