石灰對土壤重金屬污染修復研究進展

陳遠其，張煜，陳國梁

1. 湖南科技大學煤炭資源清潔利用與礦山環(huán)境保護湖南省重點實驗室，湖南 湘潭 411201；2. 湖南科技大學生命科學學院，湖南 湘潭 411201

石灰對土壤重金屬污染修復研究進展

陳遠其1*，張煜2，陳國梁1

1. 湖南科技大學煤炭資源清潔利用與礦山環(huán)境保護湖南省重點實驗室，湖南 湘潭 411201；2. 湖南科技大學生命科學學院，湖南 湘潭 411201

全球土地資源污染嚴重，石灰由于其在污染土壤修復方面具有成本低廉，操作簡單等特點而受到廣泛關注，其修復效果及修復機理已成為當前環(huán)境科學研究的熱點之一。綜述了國內外近20年來有關石灰修復重金屬污染土壤研究的最新進展，探討了影響石灰對污染土壤修復效果的主要因素，闡明了石灰對土壤重金屬生物有效性的影響機理。研究表明，石灰及不同的石灰性物質對土壤重金屬修復的效果存在差異。石灰對重金屬生物有效性的影響機理主要是通過改變土壤pH、土壤陽離子交換量、土壤微生物群落組成、土壤氧化還原電位等多種機制協(xié)同作用對重金屬進行吸附、絡合等，石灰對重金屬污染土壤的修復效果受石灰施用量、土壤類型、土壤pH值、重金屬污染類型、重金屬種類等因素綜合影響。在實際修復中，應根據土壤類型和土壤中主要重金屬污染類型確定石灰或石灰類物質的最佳施用量。由于長期連續(xù)施用石灰容易導致土壤出現(xiàn)板結現(xiàn)象，未來應結合納米等新技術對石灰及石灰類物質進行改性，加強可以長期連續(xù)施用的石灰及石灰類物質的研發(fā)，并深化其修復機理的研究，構建石灰與其他修復劑的聯(lián)合修復體系，以期為重金屬污染土壤修復提供科學依據和新途徑。

石灰；重金屬；土壤污染修復；生物有效性；修復機理；聯(lián)合修復

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.

隨著城市的擴張、工業(yè)化的加快和集約化農業(yè)的發(fā)展，土地資源的污染已成為全球性的環(huán)境問題。土壤“黑箱”的隱蔽性及其污染的長期性，對農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)構成了潛在的巨大威脅，嚴重影響到農產品產量和質量安全，并通過食物鏈直接影響人體健康，甚至關系到社會穩(wěn)定（中國工程院等，2011）。據統(tǒng)計我國19.4%的耕地受到鎘、鎳、銅、砷、汞、鉛等重金屬污染，污染耕地總面積達到2.3×107hm2（環(huán)境保護部等，2014）。在重金屬污染中，以鎘污染最為嚴重（顧繼光等，2005）128。相關學者對我國稻米鎘污染情況進行了調查，2008年在全國多個縣級以上市場隨機采購樣品，發(fā)現(xiàn)10%的大米鎘超標（甄燕紅等，2008；張良運等，2009），且南方的大米鎘污染更為嚴重，如2013年“湘東糧倉”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)。據公眾環(huán)境研究中心發(fā)布的中國2005—2015集體鉛中毒事件報告顯示，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，控制與修復土壤重金屬污染，提高土壤環(huán)境質量，保障生態(tài)環(huán)境與農產品安全，已成為國家的緊急需求。

土壤重金屬污染防治，必須堅持以預防為主，在預防的基礎上對已污染的土壤實施修復。目前，國內外對重金屬污染土壤的修復思路主要表現(xiàn)在以下兩方面，一是應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。各國根據本國的實際情況均制定了相應的土壤重金屬的環(huán)境標準和最大允許濃度范圍。二是通過物理、化學或生物學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植物的遷移，使目標植物的重金屬含量維持在安全閾值內。

重金屬在土壤中的遷移和轉化特點決定了土壤重金屬污染修復治理的方式，在制訂并實施針對性的修復方案時通常需要綜合考慮土壤重金屬種類、重金屬污染程度、土壤特性和土地使用規(guī)劃等因素。目前常見的修復方法有工程物理技術、玻璃化技術、電動修復、電磁修復等物理修復技術，化學鈍化技術、土壤淋洗技術等化學修復技術。對于小面積污染嚴重的土壤，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，或將污染土全部移走換上非污染土壤來實現(xiàn)改土。對具有揮發(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)境保護意識的日益增強，生物修復被認為是最有前景的修復方法，它能在不破壞土壤生態(tài)環(huán)境并保持土壤結構不變的前提下對重金屬污染土壤進行原位修復（Ghosh et al.，2015；Sudarsan et al.，2015）。生物修復分為植物修復和微生物修復。植物修復是利用植物吸收土壤中的重金屬，然后收獲植物生物量，以此來移除土壤中的重金屬。目前，植物修復仍存在局限性：一是能用于修復的植物種類有限；二是這些植物普遍都具有生長緩慢、生物量小，地下部分累積濃度高于地上部分，且對重金屬富集有較強的專一性等特性（Singh et al.，2015）；三是植物生物量收獲后再處理可能產生“二次污染”。微生物修復主要是針對農藥、石油和其他有機污染物引起的重金屬污染土壤的修復，它主要是通過生物吸附固定、溶解、氧化還原等作用對重金屬進行調控，調節(jié)重金屬的生物有效性，進而影響植物對重金屬的吸收和重金屬在植物體內的分配（薛高尚等，2012）。

石灰因其具有成本低廉，操作簡單等特點而受到越來越多的研究者關注。施用石灰被認為是一項有效的土壤重金屬污染修復措施。本研究主要綜述石灰對重金屬污染土壤修復效果，并分析導致其修復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用提供科學依據。

1　石灰對土壤重金屬污染修復原理

石灰包括生石灰、熟石灰，熟石灰又稱消石灰。施用石灰是一項古老而傳統(tǒng)的酸性土壤改良措施，大約2000年前就已經在農業(yè)上使用了，19世紀末又被應用到林業(yè)中。石灰通過提高土壤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，增加陽離子交換量，并補充Ca、Mg等營養(yǎng)元素以實現(xiàn)對土壤的改良（Hong et al.，2009；崔紅標等，2016）。敖俊華等（2010）266發(fā)現(xiàn)在湛江收獲農場施用石灰，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。因此，施用石灰能改善土壤結構，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；蔡東等，2010；Kostic et al.，2015）。石灰通過改變土壤pH、土壤陽離子交換量、土壤微生物群落組成、土壤氧化還原電位等過程影響重金屬在土壤中的吸附、沉淀、絡合等。土壤pH值、陽離子交換量的改變直接影響重金屬離子的生物化學行為，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，結果發(fā)現(xiàn)其解吸比例均隨pH升高而降低。

石灰對重金屬的修復機理有以下主要過程，（1）當生石灰加到土壤中時會跟土壤中的水發(fā)生反應生成熟石灰，并釋放大量熱量，同時使得土壤脫水。熟石灰與粘土顆粒的反應也會產生額外的脫水特性，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+等陽離子，進行陽離子交換，亦使陽離子交換量增加（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（劉玲等，2015）。粘土顆粒分解釋放的二氧化硅和氧化鋁與Ca2+反應形成硅酸鈣和水化鋁酸鈣，促進了石灰穩(wěn)定層的強度基質的形成，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）石灰為強堿性物質，添加至土壤后pH值升高，促進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構發(fā)生改變，可能通過生物化學作用形成一些高分子聚合物，與重金屬形成絡合物而使其固定。

2　石灰對土壤重金屬污染修復的研究進展

根據重金屬污染類型的不同和污染的復雜性差異，可將石灰對土壤重金屬污染修復分為對單一重金屬污染土壤的修復和對多種重金屬復合污染土壤的修復。

2.1石灰對單一重金屬污染土壤的修復

目前，對單一重金屬污染修復研究較多的是對Cd污染的修復。Cd具有強毒性、強遷移性，極易被植物吸收并在植物體內累積，危害農作物生長和人體健康（方琳娜等，2016）。由于土壤pH值與土壤有效Cd含量呈顯著負相關，而石灰能提高土壤pH值從而降低Cd的毒害作用（劉玲等，2016）。石灰對土壤有效Cd含量的影響也與土地利用類型有關。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Cd的吸收降低40%～50%（Tan et al.，2011）。在農田耕作土中施用石灰，交換性Cd含量降低17.8%～ 21.7%，碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)和殘渣態(tài)Cd比例增加，導致土壤中Cd的生物有效性下降，且石灰的修復效果優(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，鐵錳結合態(tài)Cd增加，石灰和泥炭聯(lián)合使用對有效Cd的抑制效果更強（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，施用石灰對受單一Cd污染的不同利用類型土壤具有良好的修復效果。

石灰對Pb、Zn和Cu等單一重金屬污染修復的研究還比較零星，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，石灰對Pb、Zn和Cu等單一重金屬污染的修復機理也少有報道。

2.2石灰對多種重金屬復合污染土壤的修復

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合污染。與單一重金屬污染相比，重金屬復合污染中元素或化合物之間存在的相互作用以及對生態(tài)效應的綜合影響，使污染土壤的修復更具挑戰(zhàn)性（曹心德等，2011）。

石灰在復合污染土壤修復中對重金屬的修復效果因重金屬種類組合不同而表現(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添加實驗同樣證實了石灰能夠降低土壤中Cu和Zn的生物有效性（錢海燕等，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重金屬的吸收，其對Cu、Zn、Pb、Cr吸收量的降低效果達到51%～61%。Lee et al.（2008）施用質量分數為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性質存在差異，以致不同重金屬生物有效性對石灰添加的響應存在差異。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的移動性分別增加了10%和24%（Jamali et al.，2008）。也有學者認為，盡管石灰降低了土壤中Cu、Pb和Zn的生物有效性，但是對植物吸收重金屬Cu、Pb和Zn的影響很小（Alvarenga et al.，2008）。可見，不同種類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制也有所差異（徐衛(wèi)紅，2005）。添加石灰對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，可能與土壤重金屬的生物有效態(tài)提取方法有關。常見的土壤重金屬生物有效態(tài)提取有化學提取和生物測定過程，包括鹽溶液、礦物酸、螯合劑、緩沖溶液等（Mahar et al.，2015）。

一些學者對石灰和其他修復劑在重金屬污染土壤中的修復效果進行了比較，結果表明土壤類型影響石灰和其他土壤重金屬修復劑的修復效果。石灰對紅壤和黃泥水稻土兩種土壤Cu、Zn的鈍化作用很強，磷酸鹽對紅壤中Cu、Zn鈍化固定作用也較強，但是對黃泥土中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致（周長松等，2016）。代允超等（2014）研究表明酸性土壤施用石灰的修復效果優(yōu)于有機質，而中性和堿性土壤修復則表現(xiàn)為有機質優(yōu)于石灰。不同重金屬對修復劑添加的響應也有差別，孫波等（2004）利用石灰修復復合污染紅壤，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，可見石灰的修復效果好于有機肥。石灰處理后土壤微生物生物量增加，放線菌數量與土壤重金屬Cu、Cd生物有效性呈顯著正相關，與Pb呈負相關。周相玉等（2012199，20134294）通過比較硫酸鎂、硫酸錳、活性炭和石灰性物質單施及配合施用對土壤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照，單施時石灰的修復效果最佳。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（崔紅標等，2013）1336。石灰的最佳施用量因土壤而異，對于Cd、Pb和Zn污染的旱地酸性紅壤，單施石灰可抑制大白菜對Cd、Pb和Zn的吸收，其最佳施用量為5 g·kg-1（杜彩艷等，2008）。對于某礦區(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。隨著石灰施用量的增加和處理時間的延長，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，當石灰用量達到3 g·kg-1時其有效態(tài)含量增加（趙小虎等，2007）48-49。可見，修復劑的添加量是影響其修復效果的一個重要因素。當添加劑量過高時，石灰的強堿性會對植物造成傷害，不利于作物生長（杜彩艷等，2016）。以上研究表明，石灰和其他修復劑在不同復合污染土壤中的修復效果明顯不同。因此，在重金屬污染土壤實際修復過程中，應根據土壤類型和污染的重金屬種類及污染狀況等選擇合適的重金屬污染修復劑種類并確定其最佳施用量。

石灰的單獨施用對復合污染土壤往往不能達到理想的修復效果（顧巧濃等，2015），因此石灰與其他修復劑的聯(lián)合配施為復合污染的土壤修復提供了新的修復途徑。“石灰+沸石+磷肥+有機肥”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機理的揭示，石灰類物質已成為了新的土壤污染修復劑，例如貝殼類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的發(fā)展與應用，CaO和Ca金屬納米混合物對As和重金屬Cd、Cr及Pb的固定效率能達到95%～99%，其固定原理主要是對重金屬離子的吸收和誘捕形成新的團聚體（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重金屬的累積，同時會對目標植物的生物量產生影響。邱靜等（2009）通過Cd的外源添加實驗發(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，同時目標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作物的生物量有增加趨勢。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Cu和Cd的吸收顯著降低（崔紅標等，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（錢海燕等，2007）238。在重金屬未超過安全閾值的土壤中施用石灰，烤煙生物量和根系比重增加，但是對煙葉重金屬含量影響不顯著（姜超強等，2015），從以上結果可以看出，不同植物的生物量對石灰的響應明顯不同。添加石灰對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石灰添加的響應也有所差別。在廣西環(huán)江沿江尾礦污染農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。

影響石灰及石灰類物質對土壤重金屬污染修復效果的因素很多，主要概括為以下三點，一是石灰及石灰類物質本身的特性，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，如土壤有機質含量、pH值、陽離子交換量、氧化還原電位等。如在pH值較低的酸性土壤中，石灰類物質對土壤酸度的調節(jié)能力強，對重金屬生物有效性的影響更為顯著。三是污染類型，單一污染或復合污染及污染重金屬的種類。重金屬的生物有效性在不同的pH值條件下是不同的，不同種類重金屬對pH值變化的響應也存在差異。因此，利用石灰修復污染土壤時，需要充分結合以上三個方面的實際情況，施用合適劑量石灰類物質對污染土壤進行修復，以達到安全利用土壤的目的。

3　石灰在土壤重金屬污染修復中的不足與展望

石灰為堿性物質，影響土壤pH值，并顯著改變重金屬的有效性，從而影響植物對重金屬的吸收。石灰施用在酸性土壤中的修復效果更為明顯，在一定時期內，隨著石灰處理時間的延長，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粒結構造成土壤板結（寧皎瑩等，2016）。值得慶幸的是，在對華南地區(qū)的肥熟旱耕土中兩年連續(xù)施用石灰暫未出現(xiàn)土壤板結現(xiàn)象（杜瑞英等，2015）。目前，關于連續(xù)施用石灰阻控重金屬吸收后土壤未出現(xiàn)板結現(xiàn)象的原因仍不清楚，探討該現(xiàn)象的形成機制將為石灰修復重金屬污染土壤提供更大應用空間；同時加強石灰類物質的納米新型復合材料研發(fā)也是十分重要的。

利用石灰對農田生態(tài)系統(tǒng)的土壤重金屬污染修復已經取得不少研究成果，而對森林生態(tài)系統(tǒng)中土壤重金屬修復及喬木樹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在喬木樹種中的累積（Alagi? et al.，2013）。由于喬木生物量大，對重金屬累積潛力大，利用石灰與喬木進行污染土壤聯(lián)合修復具有較大的應用前景，因此，加強石灰在森林生態(tài)系統(tǒng)重金屬污染中的修復研究及利用石灰和喬木進行土壤污染聯(lián)合修復等的研究顯得非常必要。

植物修復和微生物修復因綠色環(huán)保而在土壤修復中具有一定優(yōu)勢。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)，如礦化磷酸鹽細菌能夠阻止重金屬的轉移（Qian et al.，2016），未來利用石灰與植物-微生物聯(lián)合修復將成為重金屬污染土壤修復的重要研究方向。同時，需加強對土壤重金屬修復過程中生物的耐性機理和抗性機理的探究，以期為更好地實施土壤重金屬污染聯(lián)合修復提供科學依據。

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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

國家自然科學基金項目（41501343；31671628；31671635）；煤炭資源清潔利用與礦山環(huán)境保護湖南省重點實驗室開放基金項目（E21611）

陳遠其（1986年生），男，講師，博士，主要從事土壤生態(tài)學和恢復生態(tài)學的研究。E-mail: yqchen@hnust.edu.cn

2016-07-08

引用格式：陳遠其， 張煜， 陳國梁. 石灰對土壤重金屬污染修復研究進展［J］. 生態(tài)環(huán)境學報， 2016， 25（8）: 1419-1424.