农田土壤重金属污染钝化修复技术研究进展

宁皎莹，周根娣，周春儿，和苗苗

(杭州师范大学生命与环境科学学院，杭州市生态系统保护与恢复杭州重点实验室，浙江 杭州，310036)

农田土壤重金属污染钝化修复技术研究进展

宁皎莹，周根娣，周春儿，和苗苗

(杭州师范大学生命与环境科学学院，杭州市生态系统保护与恢复杭州重点实验室，浙江 杭州，310036)

由于人类工业活动使得稳定存在于地壳中的重金属进入土壤环境，通过生物富集作用威胁人类健康.土壤重金属钝化修复的目的是降低重金属生物有效性和环境毒性，并改善土壤生态系统的功能.本文介绍了农田土壤重金属钝化修复的机理，阐述了土壤pH、氧化还原电位、阳离子交换当量、有机质、植物种类等关键因子在土壤重金属钝化修复过程中的影响.对目前较受重视的重金属钝化剂 (石灰、粉煤灰、有机肥、生物炭) 在修复过程中的应用、潜在风险和长效性进行讨论，并对今后的相关研究做出展望.

农田土壤； 重金属； 钝化修复； 长效性

0 引言

土壤是人类生存的基础，人类的生存与发展与土壤质量的保护息息相关[1].由于矿石冶炼及其后续加工和其他人类活动使地壳中稳定存在的金属元素释放到环境中，作为开放的缓冲动力学体系，土壤承载着环境中50%～ 90%的污染负荷[1-2].由于重金属元素的非生物降解性，使其通过生物富集作用和生物放大作用污染农牧产品，严重威胁人类健康[3].因此，土壤质量的保护与修复有助于整个生态环境质量的改善与提高，更有助于人民生活品质的提高.

与重金属尾矿、废弃矿坑等重金属污染较为严重的土壤不同，农田土壤的重金属污染一般来源于诸如过度施肥、农药喷洒、污灌等不合理的农艺管理措施，大多数属于中轻度污染[4].在不影响正常生产活动的前提下，通过农业、工业副产物降低农田土壤重金属的迁移性、环境毒性和生物有效性的钝化修复技术受到越来越多的关注[5-7].

1 土壤重金属钝化机理

重金属钝化技术是基于重金属土壤化学行为的改良措施，通过向污染土壤中添加重金属钝化剂来降低重金属在土壤中的溶解性、迁移能力和生物有效性, 从而使重金属转化为低毒性或移动性较低的化学形态，以减轻其对生态系统的危害[8].其主要目的是降低因土壤环境的微小变化或土壤生物活动而活化的土壤重金属污染物的迁移能力和生物有效性[5].钝化剂的添加并不能将重金属污染从土壤中去除，但是可以影响其形态分布，通过将可提取态的重金属转化为残渣态，减少土壤重金属污染对环境和人类健康的危害.根据土壤钝化剂的理化性质可以将其分为无机类、有机类和微生物类.无机类钝化剂主要有磷矿粉、磷石灰、石灰、膨润土、沸石、赤泥、粉煤灰等.此外还有一些诸如硫酸铁和硫酸亚铁的纯化学制品.有机类钝化剂主要有堆肥、畜禽粪便、城市污泥等.微生物钝化剂主要有丛枝菌根真菌、还原类细菌、部分好氧细菌等，通过与其他钝化剂或修复方法的复合使用来改变土壤重金属的形态[9].

土壤重金属钝化修复的效果与不同的钝化过程和反应机制息息相关.钝化剂施入土壤后，主要通过以下4种方式降低重金属污染物的迁移性和环境毒性.1)多种吸附过程.大多数钝化剂自身具有较好的吸附性，能够吸附土壤中的重金属污染物，此外有些钝化剂的施入可以改变土壤性质，提高土壤对重金属的吸附容量[5].沸石主要通过自身的硅氧四面体和铝氧八面体结构对重金属产生较强的吸附能力，而赤泥主要通过化学吸附过程使重金属进入铁铝矿物的晶格内形成稳定复合物，降低污染物的迁移能力[8,10-11].2)与重金属离子沉淀形成难溶性盐.不少钝化剂呈碱性，施入土壤可以提高土壤的pH值，促进土壤中Zn、Pb、Cd等重金属形成氢氧化物、碳酸盐沉淀或磷酸盐沉淀[12-13].亦有钝化剂呈酸性，如硫酸铁或硫酸亚铁，施入土壤后Fe与As、Mo等形成共沉淀，抑制植物对As、Mo的吸收[8].3)有机络合.有机钝化剂中的含氧官能团为重金属络合提供配位基，形成具有一定稳定程度的重金属络合物[5,14].此外，与腐熟度较高的有机物形成的重金属络合物可以有效增加土壤吸附重金属的能力[12].4)氧化还原反应.对于Cr、As等变价金属污染物，可以通过钝化剂的施入改变土壤的氧化还原状态使污染物的化合价改变，降低其生物毒性.实际应用中，钝化剂的修复效果往往通过多种钝化机制复合实现.

2 土壤重金属钝化修复的影响因素

2.1 土壤pH

土壤酸碱性不仅通过影响重金属在土壤环境中的沉淀溶解、吸附解吸和络合解络来改变其环境毒性，还可以通过影响土壤微生物的群落结构、丰度和活性来改变重金属的毒性[15].有研究表明，土壤中重金属的可交换态含量随pH的升高而降低，且呈极显著负相关，而碳酸盐结合态、铁锰氧化态和有机结合态的含量与pH呈显著正相关[16].有学者通过土壤对重金属的吸附能力的研究表明，土壤pH上升0.5个单位，其对Cd的吸附量变为原来的两倍[17-18].土壤pH还可以通过影响土壤中碳酸盐的含量影响重金属碳酸盐的沉淀和溶解[19].有学者利用X射线衍射、扫描电镜等技术研究发现磷酸盐对重金属Cd的钝化作用主要受土壤pH的影响，而与磷酸盐种类呈不显著相关性[12].除此之外，土壤pH与重金属对植物的吸收也存在显著相关性，在不同pH处理的重金属污染土壤中，天蓝遏蓝菜对Zn和Cr的吸收量随土壤pH的下降而增加[20].因此，在土壤重金属钝化修复过程中，对于土壤pH值的调节至关重要.通过提高土壤pH值来降低重金属在土壤中的植物有效性和移动性，进而降低其危害性，是一种主要的土壤重金属钝化修复措施[21].

2.2 土壤氧化还原电位

土壤氧化还原电位(Eh)主要取决于土体内的水气比例，对重金属的环境毒性有显著影响.土壤中大多数重金属元素是亲硫元素，在低Eh的土壤环境下易生成难溶性硫化物，降低毒性和危害，但此时大部分重金属的铁锰氧化态较不稳定[22]；当土壤转为氧化状态时，难溶性硫化物逐渐转化为易溶性硫酸盐，重金属的有机结合态在此条件下较不稳定，重金属的生物有效性和移动性增加[23].值得注意的是，类金属元素As与大部分金属元素受Eh的影响刚好相反，在低Eh条件下毒性较大，在高Eh条件下毒性较小.

2.3 土壤阳离子交换当量

土壤阳离子交换当量 (Cation Exchange Capacity, CEC) 是指在pH一定的条件下，单位质量的干燥土壤可用于与土壤溶液交换的阳离子数目.在其他环境条件相似的情况下，土壤改良剂对重金属的钝化能力随着土壤CEC的升高而增强.有研究表明，在不同Pb含量的土壤处理中，随着CEC的下降，大豆植株中的Pb含量均显著增加[8].

2.4 土壤有机质

土壤有机质对重金属环境毒性的影响主要通过静电吸附和络合作用来实现，重金属的有机结合态含量受其影响较为显著[15].土壤有机质中的含氧功能基对重金属的吸附是静电吸附的主要形式，其中存在于腐植酸中的羟基和酚羟基还是主要的重金属络合配位基[14].刘恩玲等的大棚小区试验表明，腐植酸或有机肥的施入能够有效降低蔬菜地土壤中Pb、Cd的生物有效性[24].土壤中重金属与有机质形成的络合物稳定性随土壤pH的升高而增加.此外，土壤中与重金属发生沉淀反应的低价硫S2-主要来源于土壤有机质分解.

2.5 植物类型

农田生态系统是受人为干扰较多的生态系统，各种农作物是这一生态系统中的主要成分，土壤中的重金属行为与之存在紧密联系.植物不仅可以通过根部分泌金属螯合物和金属还原蛋白酶或根部释放质子酸化根际土壤来溶解土壤结合态重金属，还可以通过影响土壤中的微生物活性和群落结构来影响重金属在土壤中的活性[16].不同作物甚至同一种作物的亚种或变种所产生的分泌物和酶的种类、数量、功效以及对土壤微生物的影响是不同的，这对土壤生态修复的功效产生一定影响[20].笔者的研究表明，在酸性土壤中施用相同的钝化剂，种植叶菜类蔬菜的土壤处理组Cr的钝化效果优于种植茄果类蔬菜的土壤处理组.此外，植物种类的不同导致土壤中植物残体的不同，进而影响土壤有机质含量及其分解状况[8].

3 土壤重金属钝化修复措施

3.1 石灰在土壤重金属钝化技术中的应用

石灰是用碳酸钙含量较高的原料经900～1000 ℃煅烧而成的碱性无机物.通过提高土壤pH值来降低重金属在土壤中的危害性，是一种主要的土壤重金属钝化修复措施，尤其是在偏酸性的土壤中，而石灰类钝化剂 (包括生石灰、熟石灰、石膏等) 是这类钝化修复措施中应用最为广泛的无机钝化剂[13，21].石灰进入土壤后，主要通过多种吸附过程和沉淀形成难溶性盐这两类方式降低土壤重金属的生物有效性.不少学者的研究表明石灰的施入可以较快降低土壤中多种重金属迁移性和环境毒性，尤其是对Cd的钝化，其一是由于难溶性碳酸镉的生成，其二是添加石灰促进Cd2+水解，而土壤对水解产物Cd(OH)+的吸附效果更好[24-26].张茜的研究表明，土壤施入石灰后，pH上升了20%左右，Cu、Zn的有效态与对照组相比分别降低了92.3%和87.6%[26].王学峰等的露天盆栽试验也表明，石灰的施入有效降低了植物中重金属的含量，试验种植油麦菜Pb的含量比对照组下降了20%左右[27].但长期施用石灰可能破坏土壤团粒结构，影响土著微生物的丰度和群落结构，造成土壤板结和养分流失，因此使用石灰作为土壤重金属钝化剂时要注意用量和施用周期，与有机质、微生物肥料复合使用或适当选取两种作物套种可以削弱因石灰的施入而引起的负面作用[10, 21, 28].

3.2 粉煤灰在土壤重金属钝化技术中的应用

粉煤灰是从化石燃料燃烧后的烟气中收捕下来的细灰，呈碱性，富含铁硅铝酸盐，颗粒呈多孔型蜂窝状结构，比表面积较大，具有较高的吸附活性和吸水性.粉煤灰的比表面积一般可以达到3400 cm2/g，这一特点使其对土壤中的无机污染物有较好的吸附作用，通常作为酸性土壤的重金属钝化剂使用.但笔者的研究表明，中性土壤中粉煤灰的施用亦可以有效钝化土壤中的Cu、Cr和Cd.有学者露天盆栽试验表明粉煤灰施入土壤后，所种植的油麦菜叶片内多种重金属的含量与对照组相比下降了30%左右[27].除此之外，将粉煤灰施入土壤有助于增加土壤微生物的活性、降低土壤养分淋失，缓解土壤酸化，促进根际硝化反应，降低根际Al3+毒害作用，促进作物生长[29].工业生产活动提供了丰富的粉煤灰来源，根据除尘布袋的产量估算，中国每年粉煤灰的产量约为4.68×104t[30].

3.3 有机肥在土壤重金属钝化技术中的应用

有机肥在土壤重金属钝化中的应用主要是因为其重金属络合作用，此外，有机物的施加还可以通过增加土壤CEC降低重金属的生物有效性[12].有机肥富含芳香结构，在腐熟程度较高的有机肥中含量可达到3%，其上有大量的含氧基团和氨基，这为重金属的络合提供丰富的配位基，含氧基团对重金属的静电吸附作用也降低了重金属的迁移能力[14, 31].即使在pH低至3.9的土壤环境中，有机肥的添加依旧可以有效降低土壤Cu和Pb的淋溶性和迁移能力，其效率分别达到74.5%和61.0%[11].长期施用有机肥可以促进土壤中水稳定性团粒结构的形成，增强土壤固碳能力，增强土壤抵抗力与恢复力[32].

近年来由于有机肥的添加，尤其是畜禽粪便堆肥，而向农田土壤中引入重金属铜的问题受到不少学者的关注[33-34].Arbestain等研究表明，有机肥中铜的含量往往超过100 mg/kg，重金属修复土壤中的Cu大部分来自有机废弃物堆肥的添加[34].但中华人民共和国行业标准——有机肥料 (NY525-2012) 中并未对有机肥中重金属铜的含量做出标准限值.有学者通过对有机肥施用对菜地系统铅镉积累的调控作用研究认为，有机肥对土壤重金属的钝化有一定的选择作用，因为其对Pb和Cu的钝化作用较好，而对Cd的钝化效果并不理想[24].对于有机肥农用过程中出现的以上问题，不少学者认为将有机肥与石灰、粉煤灰等其它钝化剂或植物修复技术联用可以增强彼此的修复效果[35-37].有学者通过污染土壤大田试验研究表明，施用有机肥使稻米中的Cd含量比施用常规肥降低了14.3%，有机肥与钝化剂(造纸厂滤泥)联用使稻米中的Cd含量比施用常规肥和施用有机肥分别降低了28.6%和16.7%[38].

3.4 生物炭在土壤重金属钝化技术中的应用

生物炭是指生物质如木材、农作物废弃物、植物组织或动物骨骼等在缺氧和相对温度较低(<700 ℃)条件下热解炭化形成的产物，其较低的生产温度和农艺价值使其与木炭区分开[39-40].生物炭呈碱性，可溶性极低，具有高度羧酸酯化和芳香化结构，拥有较大的孔隙度和比表面积，将其作为改善土壤质量、吸附污染物的钝化剂施入农田土壤，不仅可以降低重金属对作物和人畜健康的危害，还可以减少土壤养分淋失、促进土壤团聚体形成、改善土壤质量、增加农作物产量、提升土壤储存有机碳的能力、增加土壤固碳效率和土壤碳库含量[6, 32, 39, 41].但也有学者通过对向日葵的种植研究认为生物炭的施入会在一定程度上降低作物产量[21]，这表明生物炭作为重金属钝化剂施入土壤对作物产量的影响与原土壤性质、气候状况、钝化剂性质和植物种类有关，也表明了在土壤重金属污染修复过程中对于生态因子的调控、修复剂和植被选择的重要性[33].人们日常生活为生物炭的生产提供了大量的原料，据估计每人每年产生的有机废弃物约为200kg[42].将有机废弃物以生物炭的形式施入土壤也是市政、农业垃圾的一种可持续发展的处置方法，节约了因垃圾填埋而占用的土地资源.此外，还有不少学者认为生物炭中丰富的多环芳烃结构和高吸附性可以降低土壤中病原体和杂草分泌的植物毒素对作物的危害，进而减少农业管理过程中杀虫剂和除草剂的用量，取得经济效益和环境效益的双赢[43-44].

4 钝化剂的长效性讨论

由于作物根部的酸化作用和钝化剂自身矿化作用，钝化剂施入土壤后对重金属的钝化作用和对土壤酸化的改良作用是有一定期限的.有机肥中富含氮、磷、钾等植物生长所需的营养元素，可以提高农作物产量，且肥效较长，其内腐殖质的矿化过程一般可以持续两年左右[46].但在实际应用中农用有机肥的施用周期一般根据作物的生长需要而定，主要为作物提供生长所需的各种营养元素.石灰类物质的pH在10左右，与土壤混合后可有效缓解土壤酸化现象，提高土壤pH，但由于作物种植和石灰自身矿化作用，土壤pH不能一直维持在较高水平，会随着时间的推移缓慢下降，当pH小于6时，土壤交换态的重金属含量将会升高，从石灰施入土壤后到土壤pH低于6这段时间为石灰的重金属钝化作用期[28].邵乐等通过田间试验认为在酸性土壤中石灰对重金属的钝化效果可维持一年半左右，超过期限后只有继续施加石灰才能使作物中的重金属含量维持在较低水平[46].笔者的盆栽试验表明，在中性和酸性土壤中施入5%的粉煤灰可以使土壤pH值升高约1个单位左右，但种植蔬菜三个月后土壤pH值下降了约0.5个单位，这与植物根系的酸化作用以及粉煤灰中碳酸盐的消耗和硫化物的氧化有关.亦有学者在pH=5的酸性土壤中施加粉煤灰以降低重金属的有效性，刚施入粉煤灰时土壤pH上升约1.5个单位，向日葵种植7周后土壤pH值几乎降回到5[21].有学者通过对铜矿尾矿污染土壤的修复研究表明粉煤灰施入土壤的长效性约为一年，一年后土壤pH有所下降且土壤中部分重金属有效态含量略有升高[11].目前对于生物炭作为重金属钝化剂的研究多为2到6个月的短期盆栽试验或土柱试验，对其后效期限众说纷纭，尚无统一观点，从7周到三年不等[21, 47-48].这表明生物炭钝化土壤重金属的长效性除了与第二节所述因素有关外还与其制备原材料、热解温度、活化处理有关[49].

土壤重金属钝化剂的施用可以在一定程度上降低重金属的移动性，减轻其环境毒性，但频繁的施加可能会导致一些负面影响.长期施用石灰可能破坏土壤团粒结构，影响土著微生物的丰度和群落结构，造成土壤板结和养分流失，粉煤灰的施入也会在一定程度上增加土壤的盐碱化和重金属总量，因此，合理有效地施用钝化剂，延长钝化剂的有效性值得引起注意.目前延长钝化剂长效性的方法主要有以下两点：1)与有机质、微生物肥料复合施用.有学者认为将石灰类钝化剂与有机质、微生物肥料复合使用可以削弱因石灰的施入而引起的负面作用[10, 21].若将粉煤灰与有机质联合使用，可适当延长粉煤灰的重金属钝化后效，有学者将粉煤灰与泥炭混合施用，使其钝化后效从一年延长至一年半左右，且钝化效果优于粉煤灰单独施用，这可能是由于泥炭中丰富的腐殖酸对重金属具有较强的络合作用[11].2)施用重金属钝化剂的同时配合以套种、轮作等合理的农艺措施.有学者的田间原位修复试验研究表明适当选取两种作物套种可以削弱因石灰的施入而引起的负面作用[28].有学者用550 ℃热解的废旧门板制得生物炭修复酸性土壤中的重金属污染，并种植向日葵，在进行试验7周后土壤pH值与对照组土壤pH值之间不存在显著差异[21].而Jones等人用480 ℃热解园林废弃物得到的生物炭进行田间试验，3年后生物炭上的离子反应才基本平衡，失去大部分阳离子，期间玉米与牧草轮种[47].这表明作物轮种会在一定程度上增强生物炭的钝化作用和长效性[48].

5 展望

土壤重金属污染问题日趋严重，对全球生物化学循环和人类健康问题产生的威胁不可忽视，已成为当今生态农业与可持续农业发展中急需解决的一个重要课题.目前，重金属钝化技术多集中在有机螯合剂或碱性物质等方面的研究，主要通过络合沉淀和增加土壤pH值来钝化土壤中的重金属污染物；对于尾矿土壤等重污染的土壤研究较多，对中轻度的农田土壤污染研究较少，且多集中在盆栽试验、小区试验，大田原位应用较少；在酸性土壤中的应用较为广泛，在中性、碱性土壤中的研究较少.

对于中轻度重金属污染农田土壤钝化修复，从农业、工业副产品中取材，在不影响其生态功能和产出的前提下改善土壤质量，促进农田生态系统的自然循环、减轻固体废弃物处置负担，值得进一步进行研究.针对目前农田土壤重金属钝化技术的应用及其潜在风险对今后的研究工作提出以下建议：1)完善相关行业标准.加强对施入农田土壤中的农业、工业副产品中重金属含量的监测和管理，完善相关行业标准中针对土壤添加剂及其原料中多种重金属的标准限值规定.2)开展系统性和长效性研究.目前对于酸性土壤中多种钝化技术的应用报道较多而对于中性和碱性土壤的重金属钝化技术研究还不深入；对于不同重金属钝化剂施入土壤后的长效影响尚缺乏系统的结论.3)农田土壤重金属污染的生态修复.通过无机钝化剂和有机钝化剂复合使用、钝化剂与微生物肥料联合使用、重金属钝化技术与植物修复技术复合应用等，可以在一定程度上降低土壤钝化剂施入土壤后可能存在的风险，增加钝化剂的长效性.此外，重金属钝化技术与深耕、轮作、套种等农艺措施相结合也可以增强土壤钝化剂的钝化效果.在进行农田土壤重金属污染修复时，不仅要考虑修复效果，还要考虑经济成本、注意激活农田土壤自净能力、农田土壤质量改善、作物生长状况等因素.重金属钝化技术可以降低重金属在土壤中的溶解性、迁移能力和生物有效性，减轻重金属污染物对生态系统的危害，但这一技术并未将重金属从农田土壤中去除.因此，在发展土壤重金属钝化技术的同时考虑与诸如植物修复技术等重金属去除技术相结合，力求达到降低土壤重金属总量和有效态比例的效果.农田土壤重金属污染修复是一项具有挑战性的兼具成本和技术复杂性的工作，需要环境各个领域方面研究者的合作交流，以期获得环境效益和经济效益的双赢.

[1] 陈怀满,郑春荣,周东美,等.关于我国土壤环境保护研究中一些值得关注的问题[J].农业环境科学学报,2004，23(6):1244-1245.

[2] ALI H, KHAN E, SAJAD MA. Phytoremediation of heavy metals-Concepts and applications[J]. Chemosphere,2013,91(7):869-881.

[3] KHAN S, HESHAM AEL, QIAO M, et al. Effects of Cd and Pb on soil microbial community structure and activities[J]. Environ Sci Pollut Res,2010,17(2):288-296.

[4] 崔斌,王凌,张国印.土壤重金属污染现状与危害及修复技术研究进展[J].安徽农业科学,2012,40(1):373-375,447.

[5] KUMPIENE J, LAGERKVIST A, MAURICE C. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments-A review[J]. Waste Manage,2008,28(1):215-225.

[6] HOSSAIN M K, STREZOV V, CHAN K Y, et al. Agronomic properties of wastewater sludge biochar and bioavailability of metals in production of cherry tomato (Lycopersiconesculentum) [J]. Chemosphere,2010,78(9):1167-1171.

[7] CLEMENTE R, BERNAL M P. Fractionation of heavy metals and distribution of organic carbon in two contaminated soils amended with humic acids[J]. Chemosphere,2006,64(8):264-1273.

[8] 陈怀满.环境土壤学[M].北京:科学出版社.2005:397-412.

[9] 刘茵.Glomusintraradices对黑麦草生长和富集镉的影响[J].湖北农业科学，2011，50(12)：2409-2412.

[10] 何冰,陈莉,李磊,等.石灰和泥炭处理对超积累植物东南景天清除土壤重金属的影响[J].安徽农业科学,2012,40(5):2948-2951,2954.

[11] KUMPIENE J, ORE S, LAGERKVIST A, et al. Stabilization of Pb-and Cu-contaminated soil using coal fly ash and peat[J]. Environ Pollut,2007,145(1):365-373.

[12] 王立群,罗磊,马义兵,等.重金属污染土壤原位钝化修复研究进展[J].应用生态学报,2009,20(5):1214-1222.

[13] 赵小虎,刘文清,张冲,等.蔬菜种植前施用石灰对土壤中有效重金属含量的影响[J].广东农业科学,2007(7):47-49,60.

[14] UYGUNER-DEMIREL C S, BEKBOLET M. Significance of analytical parameters for the understanding of natural organic matter in relation to photocatalytic oxidation[J]. Chemosphere,2011,84(8):1009-1031.

[15] 黄昌勇,徐建明.土壤学[M].北京:中国农业出版社，2010:240-259.

[16] 姜理英,杨肖娥,石伟勇,等.植物修复技术中有关土壤重金属活化机制的研究进展[J].土壤通报,2003,34(2):155-157.

[17] KHAN S, CAO Q, ZHENG Y M, et al. Health risks of heavy metals in contaminated soils and foodcrops irrigated with wastewater in Beijing, China[J]. Environmental Pollution,2008,152(3):686-692.

[18] YANG Z P, LU W X, LONG Y Q, et al. Assessment of heavy metals contamination in urban topsoil from Changchun City, China[J]. J Geochem Explor,2011,108(1):27-38.

[19] 杜彩艳,祖艳群,李元.pH和有机质对土壤中镉和锌生物有效性的影响研究[J].云南农业大学学报,2005,20(4):539-543.

[20] 旷远文,温达志,周国逸.有机物及重金属植物修复研究进展[J].生态学杂志,2004,23(1):90-96.

[21] LUCCHINI P, QUILLIAM R S, DELUCA T H, et al. Increased bioavailability of metals in two contrasting agricultural soils treated with waste wood-derived biochar and ash[J]. Environ Sci Pollut Res,2014,21(5):3230-3240.

[22] TESSIER A, CAMPBELL P G C, BISSONL M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Amer Chem Soc,1979,51(7):844-851.

[23] 陈英旭.土壤重金属的植物污染化学[M].北京:科学出版社,2008:210-214.

[24] 刘恩玲,孙继,王亮.不同土壤改良剂对菜地系统铅镉累积的调控作用[J].安徽农业科学,2008,36(27):11992-11994.

[25] 杜志敏,周静,郝建设,等.4种改良剂对土壤-黑麦草系统中镉行为的影响[J].生态环境学报,2010,19(11):2728-2732.

[26] 张茜.磷酸盐和石灰对污染土壤中铜锌的固定作用及其影响因素[D].北京:中国农业科学院,2007.

[27] 王学峰,朱佳芬,张会勇.粉煤灰和石灰对土壤重金属污染的影响[J].河南师范大学学报(自然科学版),2004,32(3):133-136.

[28] 崔红标.不同改良剂修复重金属Cu/Cd土壤土壤的研究[D].合肥:安徽农业大学,2011.

[29] KEMMITT S J, WRIGHT D, GOULDING K W, et al. pH regulation of carbon and nitrogen dynamics in two agricultural soils[J]. Soil Biol Biochem,2006,38(5):898-911.

[30] ZHOU Y, NING X A, LIAO X K, et al. Characterization and environmental risk assessment of heavy metals found in fly ashes from waste filter bags obtained from a Chinese steel plant[J]. Ecotoxicol Environ Saf,2013,95(1):130-136.

[31] HUANG G F, WU Q T, WONG J W C, et al. Transformation of organic matter during co-composting of pig manure with sawdust[J]. Rioresour Technol,2006,97(15):1834-1842.

[32] 宁皎莹,和苗苗,周根娣.农田土壤固碳及其影响因子研究进展[J].杭州师范大学学报(自然科学版),2014,13(2):63-69.

[33] 李培军,孙铁珩,巩宗强,等.污染土壤生态修复理论内涵的初步探讨[J].应用生态学报，2006,17(4):747-750.

[34] ARBESTAIN M C, MADINABEITIA Z, HORTALM A, et al. Extractability and leachability of heavy metals in Technosols prepared from mixtures of unconsolidated wastes[J]. Waste Manage,2008,28(12):2653-2666.

[35] 王邦芬,张崇玉.不同钝化剂对鸡粪有机肥还田中Cr,Pb的钝化作用[J].山地农业生物学报,2014,33(6):42-47.

[36] ASENSIO V, VEGA FA, SINGH B R, et al. Effects of tree vegetation and waste amendments on the fractionation of Cr, Cu, Ni, Pb and Zn in polluted mine soils[J]. Sci Total Environ,2013,443(9):446-453.

[37] 汤民,张进忠,张丹,等.土壤改良剂及其组合原位钝化果园土壤中的Pb,Cd[J].环境科学,2012,33(10):3569-3576.

[38] 谢运河,纪雄辉,黄涓,等.有机肥与钝化剂及其配施对土壤Cd生物有效性的影响[J].作物研究,2014,28(8):890-895.

[39] LEHMANN J, GAUBT J, RONDON M. Biochar sequestration in terrestrial ecosystems: A review[J]. Mitig Adapt Strat Global Change,2006,11(2):403-427.

[40] LEHMANN J, RILLIG M C, THIES J, et al. Biochar effects on soil biota-A review[J]. Soil Biol Biochem,2011,43(9):1812-1836.

[41] JONES D L, MURPHY D V, KHALID M, et al. Short-term biochar-induced increase in soil CO2release is both biotically and abiotically mediated[J]. Soil Biol Biochem,2011,43(8):1723-1731.

[42] JONES D L, HEALEY J R. Organic Amendments for Remediation: Putting Waste to Good Use[J]. Elements,2010,6(6):369-374.

[43] ELMER W H, PIGNATELLO J J. Effect of Biochar Amendments on Mycorrhizal Associations andFusariumCrown and Root Rot of Asparagus in Replant Soils[J]. Plant Dis,2011,95(8):960-966.

[44] KULMATISKI A. Changing Soils to Manage Plant Communities: Activated Carbon as a Restoration Tool in Ex-arable Fields[J]. Restor Ecol,2011,19(101):102-110.

[45] 孔祥旋,寇长林,化党领,等.砂质潮土施用有机肥后效研究[J].土壤通报,2001,32(6):267-269.

[46] 邵乐,郭晓方,史学峰,等.石灰及其后效对玉米吸收重金属影响的田间实例研究[J].农业环境科学学报,2010,29(10):1986-1991.

[47] JONES D L, ROUSK J, EDWARDS-JONES G, et al. Biochar-mediated changes in soil quality and plant growth in a three year field trial[J]. Soil Biol Biochem,2012,45:113-124.

[48] 丁华毅.生物炭的环境吸附行为及在土壤重金属镉污染治理中旳应用[D].厦门:厦门大学,2014.

[49] 黄代宽,李心清,董泽琴,等.生物炭的土壤环境效应及其重金属修复应用的研究进展[J].贵州农业科学,2014,42(11): 159-165.

Researches on the Passivation of Heavy Metals in Agricultural Soils: a Review

NING Jiaoying, ZHOU Gendi, ZHOU Chuner, HE Miaomiao

(College of Life and Environmental Science, Hangzhou Normal University, Hangzhou Key Laboratory of Ecosystem Protection and Restoration, Hangzhou 310036, China)

The heavy metals in crustal, which could threaten human health by bioaccumulation, released to soil environment due to anthropogenic industrial activities. The stabilization amendment strategies aimed to reduce the bioavailability and toxic effects of heavy metals and improve the function of agro-ecosystem. This review elaborated the mechanism of heavy metal passivation remediation, and discussed the impacts of soil pH, redox potential, cation exchange capacity, organic matter as well as plant species on passivation remediation. Furthermore, the application, potential risk and long-term effectiveness of vital modifiers passivation agents, including lime, fly ash, compost and biochar, were also summarized in this review. Finally, the prospect for relative future researches were proposed.

agricultural soil; heavy metals; passivating remediation; long-term effectiveness

2015-06-16

杭州市重大科技创新专项(20122513A05)； 杭州市社会发展项目(20130533B08)；浙江省重点软科学研究项目(2014C25030).

和苗苗(1982—)，女，副研究员，博士，主要从事固体废弃物资源化及其利用风险研究.E-mail：hemiaomiao0343@126.com

10.3969/j.issn.1674-232X.2016.02.008

X52

A

1674-232X(2016)02-0156-07