石灰對鉛污染土壤修復效果評價

杜瑞英, 王艷紅, 唐明燈, 李盟軍, 艾紹英

廣東省農業(yè)科學院農業(yè)資源與環(huán)境研究所, 農業(yè)部南方植物營養(yǎng)與肥料重點實驗室; 農業(yè)部農產品質量安全風險評估實驗室(廣州), 廣州 510640

石灰對鉛污染土壤修復效果評價

杜瑞英, 王艷紅, 唐明燈, 李盟軍, 艾紹英*

廣東省農業(yè)科學院農業(yè)資源與環(huán)境研究所, 農業(yè)部南方植物營養(yǎng)與肥料重點實驗室; 農業(yè)部農產品質量安全風險評估實驗室(廣州), 廣州 510640

為了研究鉛污染菜地土壤施用石灰對小白菜-土壤生態(tài)系統的影響及持續(xù)效果，探討石灰修復鉛污染菜地土壤的可行性，采集鉛污染菜地土壤開展連續(xù)盆栽試驗，設置5個石灰用量處理(0、1.5 g/kg、3.0 g/kg、4.5 g/kg、6.0 g/kg)。石灰施入土壤中平衡2周后移栽小白菜，連續(xù)種植3茬。同時采集小白菜樣本和土壤樣本，測定土壤pH、土壤Pb有效態(tài)含量和微生物活性等指標，并分別測定小白菜地上和地下部的生物量和鉛含量。結果顯示：石灰對降低土壤鉛有效態(tài)和小白菜中鉛含量的持效性較差，但施用石灰可增加土壤中的微生物活性，特別是種植小白菜后對增加土壤中微生物活性效果更明顯，研究發(fā)現對羧酸類和胺類等碳源利用能力強的微生物可增加土壤中鉛有效態(tài)的含量，對聚合物類、糖類、氨基酸類和其他類碳源利用能力強的微生物可以降低小白菜中的鉛含量。研究結果為石灰修復重金屬污染土壤的使用提供了更合理的理論支撐。

石灰；鉛污染；菜地土壤；修復效果

在社會經濟快速發(fā)展的過程中,由于對自然資源的合理利用以及生態(tài)環(huán)境的保護重視不足，工農業(yè)廢棄物的不合理排放已對耕地土壤和灌溉水造成了嚴重的不良影響，農田生態(tài)環(huán)境污染日趨嚴重，土壤質量下降日益明顯，對農產品安全生產和供應構成了重大威脅。由此引發(fā)的健康危害事件呈逐年上升態(tài)勢，科學而有效地修復重金屬污染的土壤，成為迫切需要解決的現實環(huán)境問題[1]。

土壤中的鉛屬于持久性污染物，能夠通過吸收作用在作物可食部位大量積累，最終通過食物鏈危及動物和人類的健康[2,3]。目前，土壤重金屬修復技術主要通過物理、化學、生物修復方法等來改善土壤，降低土壤中重金屬的有效態(tài)含量[4]。如石灰等堿性物質主要通過改變土壤pH影響重金屬在土壤中的有效態(tài)含量，添加石灰可以降低土壤中鉛的植物吸收量的91%[5]；有機肥的吸附機理主要是通過腐植酸與重金屬離子形成螯合物，促進重金屬離子吸附到土壤中[6]。目前關于修復技術的研究往往只根據土壤中重金屬有效態(tài)含量、植物生物量和重金屬含量等指標來判斷修復效果，而忽略了對土壤健康質量的影響，這對于生態(tài)系統的恢復是不全面的，而且改良劑的不合理選擇和施用還可能給土壤帶來“二次污染”。

珠江三角洲地區(qū)憑借豐富的水熱條件和物質資料的大量投入等措施，高度強化了土地產出，已成為我國環(huán)境污染比較嚴重的地區(qū)之一，近郊的農田土壤鉛、鎘等重金屬污染問題比較突出[7,8]，這不僅影響了作物的產量和質量，而且威脅到人類的健康。因此本研究以珠江三角洲鉛污染農田土壤為對象，系統地研究了不同用量的石灰對土壤、植物和微生物的影響，以及石灰的持效性，對石灰的使用提供了更合理的科學依據，也為重金屬污染土壤生態(tài)修復領域的發(fā)展提供一定的理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗設計

盆栽試驗土壤取自廣州市近郊，以沉積物發(fā)育而來的普通肥熟旱耕土為主，取0～20 cm風干，過1 cm篩備用。土壤的部分性狀如下:pH 5.80，有機質23.4 g/kg，堿解氮119 mg/kg，有效磷135 mg/kg，速效鉀362 mg/kg，全Pb含量82 mg/kg。超過GB15618-2008中土壤二級質量標準菜地土壤Pb全量50 mg/kg的限量值。設置4個改良劑梯度石灰用量：0、1.5 g/kg(石灰/土)、3.0 g/kg、4.5 g/kg、6.0 g/kg，每盆用5 kg土，重復3次。石灰施入土壤中平衡2周后移栽蔬菜，6月20日移栽第1茬，收獲后15 d內移栽下一茬蔬菜，連續(xù)種植3茬，到12月21日收獲第3茬。

1.2 土壤與植物金屬含量測定

采集小白菜樣本同時采集土壤樣本，自然風干，過1 mm尼龍篩，用1 mol/L的中性鹽乙酸銨(分析純)溶液浸提土壤，過濾液待測。采集生菜地上部和根，自來水沖洗干凈，去離子水泡洗2次，擦干表面水分，記錄鮮重后用塑料打漿機勻漿制成鮮樣，稱取10.00 g于三角瓶中，加入10.0 mL混酸(體積比HNO3∶HClO4=9∶1，優(yōu)質純試劑)，消煮、定容到25 mL，消解液待測。用石墨爐原子吸收分光光度計(Hitachi Z-2000)測定溶液中的Pb含量。

1.3 微生物功能參數分析

微生物代謝功能多樣性研究采用美國BioLog公司生產的96孔ECO微平板進行分析。ECO微平板上被劃分為3個區(qū)，每個區(qū)32個孔。每個區(qū)除了1個孔不含碳源(空白)以外，其余31個孔分別含有31種不同的碳源。將ECO板每個區(qū)中的31種碳源按化學組成劃分為6類化合物[9]：糖類(carbohydrates)、羧酸(carboxylic acids)、聚合物(polymers)、氨基酸(amino acids)、胺類 (amines) 和其他(miscellaneous)，將72 h的各孔吸光值進行標準化，根據每一類化合物所包括碳源的AWCD(average well color development，AWCD)值分別計算它們的總AWCD值。

1.4 數據分析

采用SPSS 16.0和SAS 8.1統計軟件對所測定的數據進行單因素方差分析，對6類碳源利用和土壤重金屬有效態(tài)、植物重金屬含量進行相關性分析，相關程度用Pearson相關系數表示，相關顯著性用雙尾檢驗測定。

2 結果與分析

2.1 石灰不同用量對土壤pH的影響及其持效性

由表1可知，施用石灰后，土壤pH隨石灰施用量的增加而顯著升高(P<0.05)，石灰處理的土壤pH快速升高0.65～1.06。但隨著種植茬數的增加，土壤pH整體呈降低趨勢，石灰處理的土壤第1茬收獲后pH迅速降低0.72～0.89，但處理值仍顯著高于對照。連續(xù)種植第3茬，所有處理的土壤pH整體呈降低趨勢，但石灰處理的土壤pH降低幅度小于對照處理。施用石灰處理與對照比較對土壤有機質含量沒有顯著影響(P<0.05)。這可能與石灰的成分和性質有關。

表1 施用不同量石灰后3茬盆栽土壤的pH

注：表中數據為平均值±標準誤;同列數據后的不同字母表示在P<0.05水平上顯差異著。

2.2 石灰不同用量對土壤鉛有效態(tài)含量的影響

由表2可知，鉛污染土壤添加石灰后，土壤中Pb有效態(tài)含量隨著石灰施用量的增加而降低。但在連茬種植小白菜后，石灰處理的土壤Pb有效態(tài)含量與對照處理間無顯著差異(P<0.05)，且含量呈持續(xù)增加趨勢。在種植第1茬時，各處理土壤中的有效態(tài)Pb含量增加與對照間無顯著性差異，到種植第2茬、第3茬時各處理土壤中的有效態(tài)Pb含量高于對照處理。第3茬與種植前相比，CK與L1～L4土壤中的有效態(tài)Pb含量分別增加了14.9%、40.9%、57.5%、121.6%和74.3%。這表明石灰對土壤中鉛有效態(tài)影響的持效性較差，而且隨著時間的延長，效果逐漸消失。

表2 石灰對土壤中鉛有效態(tài)含量的影響(mg/kg)

注：表中數據為平均值±標準誤;同列數據后的不同字母表示在P<0.05水平顯差異著。

2.3 石灰不同用量對小白菜鮮重和Pb含量的影響

由表3可知，施用石灰后，第1茬小白菜的生物量與對照相比都有增加，但只有L1處理的生物量顯著高于對照處理，不同石灰處理間無顯著性差異；處理的小白菜中Pb含量均未檢出，低于對照處理。到第2茬時石灰處理的小白菜生物量顯著高于對照處理；但到第3茬時各處理間小白菜生物量差異不顯著(P>0.05)。從第2茬開始小白菜中Pb含量呈增加趨勢，這也與土壤中Pb有效態(tài)增加的趨勢一致，但小白菜中Pb含量都低于蔬菜中重金屬食品衛(wèi)生標準限值。第3茬小白菜中鉛含量全部超過國家限量標準[10]，而且處理間差異也不顯著。結果表明石灰的作用隨種植茬數的增多逐漸消弱，到第3茬種植時消失。

2.4 石灰對土壤微生物平均吸光值AWCD的影響

BIOLOG盤中每孔的平均吸光值(AWCD)是反映土壤微生物群落生理功能多樣性的一個重要指標，對土壤環(huán)境脅迫的反應比較敏感[11]。圖1中AWCD值可反映土壤微生物對BIOLOG平板中單一碳源的總體利用能力。加改良劑15 d后，AWCD值表現為：L1>L4>L3>L2>CK，說明L1處理微生物的代謝活性高于其他處理。第1茬蔬菜收獲后，AWCD值明顯升高，但不同石灰濃度處理間的值比較接近，L2處理AWCD值處于較高水平，而CK處理AWCD值偏低，說明此時L2處理的微生物代謝活性高于其他處理。第2茬蔬菜收獲后，各處理的AWCD值繼續(xù)升高，不同處理間AWCD值表現為：L3>L1>L4>CK>L2。第3茬蔬菜收獲后，AWCD值與第2茬相比有所降低，不同處理間AWCD值表現為：L1>L2、L3、L4>CK。

表3 不同石灰用量對小白菜鮮重和Pb含量的影響

注:“N.d.”表示未檢出；“—”表示無結果。同列數據后的不同字母表示在P<0.05水平顯差異著。

圖1 石灰對土壤微生物活性的影響

2.5 石灰對土壤微生物利用6類碳源能力的影響

研究土壤微生物對6類碳源利用能力的不同，可以深入了解群落功能的差異。BioLog ECO板上31種單一碳源分為六大類，不同處理對6類碳源利用結果見圖2。施用石灰后，土壤微生物對6類碳源的利用能力逐漸增強，這與植物根系分泌物種類和數量增加有關；到第2茬收獲時土壤微生物對各類碳源的利用能力整體達到最高水平，第3茬蔬菜收獲后土壤微生物對各類碳源的利用能力整體降低，可能與pH降低造成土壤重金屬有效態(tài)含量增加和連茬種植土壤微生物多樣性減少有關。在種植蔬菜前，L1處理下微生物對糖類、氨基酸類和其他類碳源利用能力較強，L4處理對胺類碳源利用能力較強；種植蔬菜后，各處理對各類碳源的利用能力均高于對照處理，對胺類碳源的利用能力增強最為顯著。

2.6 不同類碳源AWCD值與土壤、植株指標的相關性分析

對6類碳源與土壤中金屬有效態(tài)含量和植物體內金屬含量進行相關性分析，結果(表4)表明：6類碳源與土壤中鉛有效態(tài)和植株鮮重呈正相關，其中羧酸類和胺類碳源與土壤中鉛有效態(tài)含量呈顯著性正相關，聚合物類碳源與植株鮮重呈顯著性正相關(P<0.05)。對6類碳源的利用能力與植株地上部鉛含量呈負相關關系，聚合物和糖類碳源對抑制小白菜吸收鉛有顯著效果(P<0.05)；氨基酸和其他類碳源與小白菜地上部鉛含量的相關系數分別達到-0.662和-0.695，對抑制小白菜吸收鉛的能力達到極顯著水平(P<0.01)。

圖2 石灰處理對土壤微生物利用碳源底物能力的影響

表4 不同類碳源AWCD值與土壤中有效態(tài)鉛、植物鮮重和鉛含量相關性分析

Table 4 Relationship between AWCD and Pb available content in the soil and plant and plant fresh weight.

碳源土壤有效態(tài)鉛含量植株地上部鮮重植株地上部鉛含量聚合物類0.4060.616*-0.584*糖類0.3180.263-0.612*羧酸類0.516*0.411-0.406胺類0.527*0.395-0.127氨基酸0.4100.378-0.662**其他類0.2770.430-0.695**

注：*表示兩者相關性達顯著水平(P<0.05)。**表示兩者相關性達極顯著水平(P<0.01)。

3 討論

偏酸性Pb污染農田土壤中施用堿性改良劑，可降低土壤酸性和土壤中鉛的有效態(tài)含量，減輕Pb對作物的傷害，促進作物生長，提高產量和生物量[12～14]。本研究的結果也表明，Pb污染菜地土壤增施石灰后顯著提高了土壤pH，降低了土壤有效態(tài)Pb含量，而且在種植小白菜后對增加其地上部生物量和降低植株體內Pb含量也有顯著效果，但隨著種植茬數的增加，改良效果呈逐漸減弱趨勢。這個與石灰的緩沖能力有關，對土壤酸堿性影響的持效性也較短。同時也由于高劑量處理中石灰的堿性導致在第1茬種植小白菜時對其根系造成了一定傷害，抑制了小白菜的生長，降低了小白菜的生物量，到第2、3茬時抑制作用減弱，生物量增加。但總體來看，石灰對降低小白菜中鉛含量的持效性較差。石灰可以降低土壤鉛有效態(tài)和小白菜中鉛含量，但降低能力隨種植茬數增加而降低，持效性較差，4.5 g/kg用量對增加蔬菜生物量和降低蔬菜中鉛含量效果較好。

土壤微生物是土壤具有生命力的主要成分，任何改變土壤性質的措施都可能影響到微生物的生長發(fā)育，因此微生物也是評價土壤質量和健康狀況的重要指標之一[15]。有研究表明[16,17]進入土壤中的重金屬能夠明顯改變土壤微生物的結構和功能，這與土壤中重金屬的有效性密切相關。改良劑的投入能沉淀重金屬，或者提高土壤對重金屬的吸附，從而降低有效態(tài)重金屬含量[18～20]。本研究結果也表明，施用石灰后土壤微生物活性顯著地高于對照土壤，種植小白菜后土壤微生物活性又有了顯著的提高，說明石灰減緩了重金屬對微生物的毒害。從微生物代謝多樣性角度分析，在施用石灰的鉛污染土壤上種植小白菜后土壤微生物對6類碳源的利用能力顯著提高，4.5 g/kg的石灰用量時對增加土壤中微生物活性效果較好，這表明不僅石灰能夠修復鉛污染農田土壤，而且種植小白菜也促進了土壤微生物優(yōu)勢種的活性，加速了土壤亞系統的碳素循環(huán)。

土壤中微生物對土壤中重金屬形態(tài)的影響能力不同，有的微生物對重金屬有活化作用從而提高重金屬的有效態(tài)含量，有的則會鈍化重金屬起到降低有效態(tài)含量的作用[21～23]。本研究中，對羧酸類和胺類碳源利用能力強的微生物類群可以提高土壤中鉛的有效態(tài)含量，聚合物類、糖類、氨基酸類和其他類碳源對抑制小白菜吸收鉛有顯著效果。

[1] 錢 翌,褚興飛. 納米羥基磷灰石修復鎘鉛污染土壤的效果評價[J].環(huán)境科學與技術,2011,34(11): 176-179.

[2] 肖相芬, 張經廷, 周麗麗, 等. 中國水稻重金屬鎘與鉛污染GAP 栽培控制關鍵點分析[J]. 中國農學通報, 2009, 25(21): 130-136.

[3] 崔立強, 楊亞鴿, 嚴金龍,等. 生物質炭修復后污染土壤鉛賦存形態(tài)的轉化及其季節(jié)特征[J]. 中國農學通報， 2014, 30(2): 233-239.

[4] Tandy S, Healey J R, Nason M A,etal.. Remediation of metal polluted mine soil with compost: co-composting versus incorporation [J]. Environ. Poll., 2009, 157(2): 690-697.

[5] Brokbartold M, Wischermann M, Marschner B. Plant availability and uptake of lead, zinc, and cadmium in soils contaminated with anti-corrosion paint from pylons in comparison to heavy metal contaminated urban soils [J]. Water Air Soil Poll., 2011, 223(1):199-213.

[6] Jano? P, Vávrová J, Herzogová L,etal.. Effects of inorganic and organic amendments on the mobility (leachability) of heavy metals in contaminated soil: A sequential extraction study [J]. Geoderma, 2010, 159(3-4): 335-341.

[7] 環(huán)保部，國土資源部. 首次土壤污染狀況調查[R/OL]. 北京：http://news.xinhuanet.com/house/bj/2014-04-18/c_1110293500.htm,2014.

[8] 張華英, 宋立新. 對鉛污染及其防治對策的幾點思考[J].北方環(huán)境,2012, 25(3)：87-88.

[9] Zak J C, Willig M R, Moorhead D L,etal.. Function al diversity of microbial communities: a quantitative approach [J]. Soil Biol. Biochem., 1994 26: 1101-1108.

[10] 中華人民共和國國家標準. 食品安全國家標準：食品中鉛的測定GB 5009. 12-2010 [S]. 北京：中華人民共和國衛(wèi)生部, 2010.

[11] 杜瑞英, 柏 珺, 王詩忠, 等. 多金屬污染土壤中微生物群落功能對麻瘋樹-化學聯合修復的響應[J]. 環(huán)境科學學報, 2011, 31(3): 575-582.

[12] 陳 宏, 陳玉成, 楊學春. 石灰對土壤中Hg、Pb的植物可利用性的調控研究[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2003, 22(5)：549-552.

[13] Castaldi P, Melis P, Silvetti M,etal.. Influence of pea and wheat growth on Pb, Cd, and Zn mobility and soil biological status in a polluted amended soil [J]. Geoderma, 2009, 151(3-4)：241-248.

[14] 杜彩艷, 祖艷群, 李 元. 施用石灰對Pb、Cd、Zn在土壤中的形態(tài)及大白菜中累積的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2007, 16(6)：1710-1713.

[15] He Z L, Yang X E，Baligar V C,etal.. Microbiological and biochemical indexing systems for assessing quality of acid soils [J]. Adv. Agron., 2003, 78: 89-138.

[16] Jacek K, Jan D V E. Structural diversity of microbial communities in arable soils of a heavily industrialized area determined by PCR-DGGE fingerprinting and FAME profiling [J]. Appl. Soil Ecol., 2001, 17(1): 31-42.

[17] Suhadolic M，Schroo R. Effects of modified Pb, Zn and Cd availability on the microbial communities and on the degradation of isoproturonin a heavy metal contaminated soil [J]. Soil Biol. Biochem., 2004, 36: 1943-1954.

[18] Brown S L, Henry C L, Chaney R,etal.. Using municipal biosolids in combination with other residuals to restore metal contaminated mining areal [J]. Plant Soil, 2003, 249: 203-215.

[19] Clemente R, Walker D J, Bernal M P. Uptake of heavy metals and as byBrassicajunceagrown in a contaminated soil in Aznalcóllar (Spain): The effect of soil amendments [J]. Environ. Pollut., 2005, 138: 46-58.

[20] Geebelen W, Valérie S D, Ruttens A,etal.. Evaluation of cyclonic ash, commercial Na-silicates, lime and phosphoric acid for metal immobilisation purposes in contaminated soils in Flanders (Belgium) [J]. Environ. Pollut., 2006, 144: 32-39.

[21] 李榮林, 沈壽國, 陳 浩, 等. 微生物對土壤中鉛鎘的溶解作用研究[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2006,25: 124-126.

[22] Zhang X H, Yang W J, Wang L M,etal.. Effects of arbuscular mycorrhizal fungi (AMF) on growth of upland rice under soil Pb contamination [J]. Agr. Sci. Tech., 2013, 14(11): 1624-1628.

[23] 杜瑞英, 柏 珺, 王詩忠, 等. 多金屬污染土壤中微生物群落功能對麻瘋樹-化學聯合修復的響應[J]. 環(huán)境科學學報, 2011, 31(3):575-582.

Remediation Effects Evaluation of Lime on Lead Polluted Soil

DU Rui-ying, WANG Yan-hong, TANG Ming-deng, LI Meng-jun, AI Shao-ying*

KeyLaboratoryofPlantNutritionandFertilizerinSouthRegion;LaboratoryofQualityandSafetyRiskAssessmentforAgro-product(Guangzhou),InstituteofAgriculturalResourcesandEnvironment,GuangdongAcademyofAgriculturalSciences,Guangzhou510640,China

Effects of the lime and cabbage application on the lead pollution soil ecosystem and it’s sustainable effects were studied in this paper to discuss the practicability of remediation of lead pollution soil by lime. A pot experiment was carried out in greenhouse to observe the yield. Five levels of lime additions (0, 1.5 mg/kg, 3.0 mg/kg, 4.5 mg/kg and 6.0 mg/kg soil) were added into the soil in the balance after 2 weeks of transplanting cabbage. Cabbage were continuous planted for three batches. Cabbage samples and soil samples were collected at the same time. The soil pH value, soil available lead content, microbial activity etc. indicators were determined. Cabbage of the biomass and the content of lead were also determined. Results showed that lime had no lasting effect on reducing the soil available lead content and cabbage lead content for the lead pollution vegetable soil. But lime could increase the microbial activity in the lead pollution soil. Especially after planted the cabbage, the activity of microbial was obviously increased. Microbe with strong ability of using carboxylic acids and amine carbon source could increase the content of soil available lead. Microbe with utilization ability for polymers, carbohydrates, amino acids and other types of carbon source could reduce the cabbage lead content. The results was expected to provide more reasonable theoretical support for the remediation heavy metal contaminated soil.

lime; lead pollution; vegetable plot soil; remediation effect

2015-09-15; 接受日期：2015-10-09

廣東省農業(yè)科學院院長基金(201116)；廣州市科技計劃項目(2014Y2-00521)資助。

杜瑞英，助理研究員，博士，主要從事污染土壤修復和農產品質量安全研究。E-mail:duruiying@163.com。*通信作者：艾紹英，研究員，博士，主要從事農業(yè)環(huán)境污染治理研究。E-mail: shaoyinai@21cn.com

10.3969/j.issn.2095-2341.2015.06.11