环境保护部和国土资源部发布《全国土壤污染状况调查公报》指出，全国土壤总的超标率为16.1%，其中土壤Cd、 Pb点位超标率分别达到7.0%和1.5%^[1]，如何安全有效地修复并利用这些受污染的重金属土壤已成为当前我国亟需解决的环境和社会问题. 原位钝化修复原理是基于降低重金属污染风险为目的，通过向污染土壤中添加有机、 无机或杂化功能材料等，以调节和改变土壤理化性质，使其产生吸附、 沉淀、 离子交换、 氧化-还原等反应，改变重金属离子在土壤中的化学形态和赋存状态，抑制其在土壤中可迁移性和生物有效性，降低农作物对重金属的吸收累积， 进而达到修复污染土壤的目的^{[2, 3, 4]}. 作为农田重金属污染土壤该措施是一种十分行之有效的方法，其具有成本低廉、 操作方便、 效果快速等特点，使得其在污染土壤的治理中得到广泛应用，尤其是适用于修复我国大面积、 中轻度污染的农田土壤^[5,6].

施用钝化修复材料一方面可以有效降低重金属有效态含量，抑制植物对其吸收和累积，另一方面可以增加土壤稳定性，提升土壤肥力. 研究发现，施用修复剂还能增加土壤脲酶和磷酸酶活性^[7]，增大土壤大团聚体含量^[4]，提高土壤微量营养元素的有效性^[8,9]. 投加赤泥、 污泥、 沸石和熟石灰后，土壤细菌、 真菌、 放线菌数目分别增加了0.79~2.03倍、 0.02~2.25倍和0.86~4.28倍^[9]. 施用海泡石后，土壤过氧化氢酶活性比对照处理增加了3.0%~26.3%，脲酶活性呈现先增加后降低的趋势. 真菌和放线菌数量分别增加了2.4%~28.6%和0.3%~7.5%^[10]. 然而，过多施用化学钝化修复剂对土壤pH的影响也很大，并直接影响土壤的理化性状^[11]和微量营养元素的吸收等^[12]. 添加粉煤灰增加了土壤孔隙结构和结构组合，导致土壤的持水性能降低，pH显著提高，电导率明显降低^[12,13]，而且土壤中有效磷、 铵态氮和水溶钾的含量随粉煤灰加入量的增加而显著降低^[12]. 研究还发现添加修复剂在一定程度上影响土壤酶活性和微生物区系^[14]. 甚至引起土壤过度石灰化，使土壤中重金属离子含量升高并导致农作物减产^[15]. 因而，在评价重金属钝化修复效用时，仅仅利用传统的土化分析方法，如重金属总量和形态分析手段是不够的，还需要通过土壤某些物理或者生物学功能特征的恢复或改善来表征^[16,17]. 土壤酶活性表征土壤生物活性的高低，可以用作土壤质量变化的早期预测指标，而土壤微生物种群结构是表征土壤生态系统群落结构和稳定性的重要参数之一，可以较早地预测土壤养分及环境质量的变化过程，被认为是土壤重金属胁迫的一个最有潜力的敏感性生物学指标^[3,7,18]. 在重金属污染土壤治理中，需兼顾钝化修复效率和环境效应，才能构建一套高效的、 环境友好型农田重金属污染土壤治理的钝化修复技术体系和措施. 本试验研究了海泡石钝化修复Cd、 Pb复合污染土壤后水稻体内Cd、 Pb含量特征和土壤环境质量特征及其相关关系，通过探索新的重金属污染钝化修复效率评价方法和手段，以期为黏土矿物材料钝化修复Cd-Pb复合污染土壤的大面积示范和推广应用提供理论支持.

1 材料与方法 1.1 试验材料

供试土壤采自天津市郊农田，土壤类型为潮土. 土壤用去离子水(土水比1 ∶2.5)浸提，用pH计测定(PB-10,Sartorius)，土壤基本理化性质按土壤农化常规分析方法测定. 其基本理化性质为pH 8.2，黏粒29.0%，粉粒61.6%，砂粒9.4%，阳离子交换量(CEC) 14.7 cmol ·kg^-1，有机质含量20.0 g ·kg^-1，全氮1.3 mg ·kg^-1，有效磷66.7 mg ·kg^-1，有效钾328 mg ·kg^-1. 供试作物为水稻(Oryza sativa L.)，品种为津原47，由天津市农业科学院种子公司提供. 海泡石为河北易县海泡石公司生产,含少量白云石和滑石等杂质,pH值10.1，CEC 18 cmol ·kg^-1，比表面积为22.32 m² ·g^-1，孔径为1.4 nm. 1.2 试验方法

盆栽试验在农业部环境保护科研监测所网室内进行，土壤Cd和Pb含量设置为5 mg ·kg^-1和2000 mg ·kg^-1，以CdCl₂ ·2.5H₂O和Pb(NO₃)₂的形式加入. 依据前期的研究，海泡石添加量设为0、 0.5%、 1%、 3%和5%,3次重复. 75%含水量静置平衡60 d待用. 选用饱满的水稻种子，用去离子水浸种8 h，浸泡好的种子于40℃恒温培养箱中进行催芽，待出芽后播种到整理好的苗床上，在秧苗约30 cm时，选取健壮、 均一的秧苗移栽到花盆内(直径=25 cm，高=21 cm)，于网室内自然光照及温度下培养，每天用清水补充水分蒸发部分,140 d成熟后收获植物样品，测定Cd和Pb含量. 1.3 土壤和植物样品分析 1.3.1 土壤和植物Cd含量测定

植物收获后采集盆中土样，风干后过1 mm筛，混匀，备用. 土壤pH值用去离子水(土水比1 ∶2.5)浸提，pH值计(PB-10，Sartorius)测定. 土壤中Cd、 Pb可提取态含量采用美国EPA通用重金属生态环境风险评价方法-TCLP (Toxicity characteristic leaching procedure)法. 原子吸收分光光度计(SOLAAT M6,Thermo Fisher Scientific,USA)测定. 土壤样品中Cd形态分析采用Tessier等的方法^[19]. 分别以8 mL 1.0 mol ·L^-1 MgCl₂提取1 h、 8 mL 1.0 mol ·L^-1 NaAc (pH 5.0)提取5 h、 20 mL 0.04 mmol ·L^-1 NH₂ ·HCl (pH 2.0) 96℃下提取6 h、 3 mL 30% H₂O₂和20%HNO₃(pH 2.0)在85℃提取2 h，加入3 mL 30%H₂O₂(pH 2.0) 85℃提取3 h，然后加5 mL 3.2 mol ·L^-1 NH₄Ac和20% HNO₃调整到20 mL常温下提取0.5 h，分别获得Cd交换态(SE)、 碳酸盐结合态(WSA)、 铁锰氧化物结合态(OX)和有机结合态(OM)，以差减法获得Cd残渣态(RES)含量.

水稻样品分为茎、 叶、 糙米和稻壳4部分，烘干至衡重，粉碎后备用. 植物和土壤样品采用HNO₃-HClO₄ 法消化(体积比为3∶1)，原子吸收分光光度计(SOLAAT M6，Thermo Fisher Scientific，USA)测定Cd含量. 1.3.2 土壤酶活性测定

采用2,3,5-三苯基四唑氯化物显色法(TTC法) 测定脱氢酶活性^[18]，于波长485 nm处比色，单位为mL ·(g ·h)^-1. 采用苯酚-次氯酸钠比色法测定脲酶活性^[20]，于波长578 nm处比色，单位(以NH⁺₄-N计)为mg ·(g ·h)^-1. 采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定蔗糖酶活性^[18,20]，于波长508 nm处比色，单位为mg ·(g ·h)^-1. 1.3.3 土壤微生物数量测定

土壤细菌、 真菌和放线菌数量分别采用牛肉膏蛋白胨培养基、 马丁氏培养基和改良高氏1号培养基培养^[21]，采用平板计数法测定. 1.4 统计分析

所有检测的数据都重复3次,在计算机上用Microsoft Excel 2003进行平均值和标准差的运算，以Mean ±SD形式表示. 并利用最小显著性差异测验(LSD测验)进行样品差异显著性测验. 2 结果与讨论 2.1 不同处理对土壤pH值和重金属形态分布的影响

从表 1可以看出，随海泡石含量的增加土壤pH值随之升高，比对照处理，增加了0.9%~2.3%. 其中，当海泡石含量达到1%时，土壤pH值显著增加(P<0.05). 这是由于海泡石具有较高的pH 值(10.1)，呈较强的碱性，导致土壤pH 值升高. 土壤中Cd和Pb可溶态含量随海泡石添加量的增加而降低(图 1)，降幅分别为1.4%~72.9%和11.8%~51.4%，其中，当海泡石含量达到1%时，土壤Cd可溶态含量明显减少. 与之相反，土壤中碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cd含量分别比对照处理增加了10.0%~36.9%和16.5%~25.2%，而土壤中碳酸盐结合态和残渣态Pb含量分别比对照增加了3.0%~1.9%和10.8%~64.5%.

图 1

Fig. 1

图 1 不同含量海泡石处理下土壤Cd、 Pb形态分布 Fig. 1 Cd and Pb speciation under different treatments of sepiolite

表 1(Table 1)

表 1 不同处理下土壤pH和重金属富集系数 Table 1 Soil pH and bioaccumulation factor of heavy metals of sepiolite treated soil 处理 pH Cd富集系数 Pb富集系数 茎 叶 糙米 稻壳 茎 叶 糙米 稻壳 CK 7.85±0.01c 0.98 0.41 0.12 0.22 0.01 0.06 0.00 0.00 0.5% 7.92±0.01bc 0.81 0.39 0.09 0.18 0.01 0.05 0.00 0.00 1% 7.95±0.04b 0.93 0.31 0.09 0.18 0.01 0.04 0.00 0.00 3% 7.98±0.01ab 0.68 0.26 0.08 0.17 0.01 0.04 0.00 0.00 5% 8.03±0.05a 0.59 0.31 0.05 0.15 0.01 0.03 0.00 0.00

表 1 不同处理下土壤pH和重金属富集系数 Table 1 Soil pH and bioaccumulation factor of heavy metals of sepiolite treated soil

pH是影响重金属污染土壤钝化修复效率的重要因子^[6,7,22]，其主要借助于对土壤中的物理、 化学以及生物反应过程的影响来间接影响重金属的有效性^[22]，其中包括酸碱度会影响重金属离子水解平衡、 络合平衡和吸附-释放平衡等^{[22, 23, 24]}. Madejón等^[25]研究发现，土壤pH值每增加一个单位，土壤中Cd、 Zn、 Ni等重金属可溶态含量最大可降低2倍. 前期研究发现，在1.25、 2.5和5 mg ·kg^-1 Cd污染土壤中施加海泡石后，土壤可溶态Cd含量比例分别下降了10.5%、 14.3%和9.3%^[7]. 在大田条件下，施用海泡石、 石灰等材料后土壤Cd和Pb交换态含量最大可降低47.5%和57.6%^[26]. 施用海泡石后土壤pH 值升高，促进土壤胶体和黏粒对重金属离子的吸附，有利于重金属氢氧化物或碳酸盐沉淀的生成. 2.2 不同处理下水稻体内Cd、 Pb含量

图 2表示的是不同剂量处理海泡石对水稻体内Cd和Pb含量的影响. 水稻体内Cd含量分布特征表现为茎>叶>稻壳>糙米，而Pb在水稻体内分布规律为叶>茎>稻壳>糙米，这与王林等研究结果相一致^[26]. 从中可知，施用海泡石能有效降低水稻对重金属的吸收和累积，且总体上呈现出随海泡石含量的增加而降低的趋势. 与对照相比，水稻茎、 叶、 糙米和稻壳中Cd含量分别降低了5.1%~39.8%、 0.4%~36.4%、 21.2%~55.2%和17.4%~32.4%，其中5%海泡石处理显著降低茎部和糙米中Cd含量，而海泡石含量达到3%时，茎Cd含量才明显受到抑制(P<0.05). 水稻茎、 叶、 糙米和稻壳中Pb含量分别比对照处理降低了3.7%~22.1%、 19.2%~54.6%、 18.7%~43.5%和12.4%~17.8%. 其中，施用1%~5%海泡石显著降低水稻叶部Pb含量，当海泡石含量达到3%时才明显降低糙米中Pb含量，而不同海泡石处理下水稻茎和稻壳中Pb含量变化则没有统计学差异(P>0.05). 富集系数是植物地上部重金属含量与土壤重金属含量的比值，可以用来表征土壤-植物体系中重金属迁移的难易程度，是反映植物将重金属吸收转移到体内能力大小的重要指标^[27]. 虽然水稻体内各部分Pb含量要高于Cd含量，但Cd在土壤-水稻根-水稻地上部的迁移转运能力明显高于Pb.

图 2

Fig. 2

图 2 海泡石处理对水稻体内Cd和Pb含量的影响 Fig. 2 Cd and Pb concentrations in different tissues of rice treated with sepiolite

土壤酶和微生物群落一起共同推动土壤的代谢过程，是土壤环境容量的重要评价指标之一^[17,28]. 过氧化氢酶作为土壤中的氧化还原酶类，其活性可以表征土壤腐殖质化强度大小和有机质转化速度^[17]. 土壤蔗糖酶可以增加土壤中的易溶性营养 物质，其活性与有机质的转化和呼吸强度有密切关系^[29]. 土壤脲酶活性能够在一定程度上反映土壤的供氮能力^[7,29,30]. 土壤酶活性变化影响土壤养分释放及从土壤中获取养分的作物生长，因此，土壤酶活性的测定将有助于判断土壤重金属污染程度及其对作物生长的影响^[30,31]. 由图 3可以看出，土壤过氧化氢酶酶活性总体上随海泡石含量增加呈现先增加后降低的趋势. 当海泡石含量为0.5%时，过氧化氢酶活性达到最大，为对照处理的102.7%倍，且显著高于3%和5%海泡石处理(P<0.05). 施用不同剂量海泡石降低了土壤脲酶活性，与对照相比，降低了0.9%~7.0%，其中海泡石添加含量达到3%时，脲酶活性明显受到抑制(P<0.05). 土壤蔗糖酶活性随海泡石含量增加先增加后降低，当海泡石含量为1%时，蔗糖酶活性最强，且显著高于5%海泡石处理. 与对照相比,0.5%和1%海泡石处理下蔗糖酶活性分别增加了2.9%和6.2%，而施加3%和5%海泡石后，土壤蔗糖酶活性则分别降低了10.0%和17.0%，但不同处理之间未出现统计学差异. 前期研究发现，添加海泡石使得不同含量Cd污染土壤中过氧化氢酶、 脲酶和蔗糖酶的活性分别比空白处理增加了5.1%~15.4%、 14.2%~28.8%和23.5%~34.0%^[5]. 这是由于施加海泡石降低了土壤重金属有效态含量，缓解了重金属对土壤酶活性的抑制效应，土壤环境质量在一定程度有所改善. 利用沸石、 赤泥和石灰修复重金属污染土壤时发现，土壤脱氢酶活性明显高于对照处理，分别增加31%、 60%和42%，而脲酶活性在添加赤泥和石灰处理后显著增加^[32].

图 3

Fig. 3

图 3 施加海泡石处理对土壤酶活性的影响 Fig. 3 Soil enzyme activities after the addition of sepiolite

土壤微生物参与土壤生物地球循环、 植物矿质元素的吸收和转运，在改良土壤结构、 增加土壤肥力，提升植物抗病害能力和作物产量等方面发挥重要作用^[33]，被认为是表征土壤质量变化最敏感、 最有潜力的指标^[34]. 从土壤微生物群落组成来看，不同含量海泡石处理下三大主要微生物类群的组成比例大体上一致，数量上仍以细菌为主，放线菌次之，真菌位居第三. 施加海泡石后不同程度上提高污染土壤中细菌和放线菌的数量，与对照相比，分别增加了18.8%~89.5%和19.6%~46.9%. 其中，仅3%海泡石处理下土壤细菌数量明显高于对照处理，而不同含量海泡石处理下放线菌的数量则未呈现明显差异(图 4). 真菌的数量仅在1%处理有所增加，增幅达到7.6%，其它含量海泡石处理下(0.5%、 3%和5%)分别比对照降低了2.0%、 2.4%和31.3%. 然而，不同含量海泡石处理下，仅1%和5%海泡石处理后土壤真菌数目之间存在明显统计学差异. 利用纳米羟基磷灰石修复重金属污染土壤的研究发现，土壤微生物活性和多样性指数显著性增加，显示污染土壤修复后微生物群落得到改良. 前期研究发现，施用海泡石后细菌和真菌数量分别比对照处理增加了15.5%~91.7%和45.6%~96.5%，而放线菌对数目则下降了21.3%~59.0%^[35].

图 4

Fig. 4

图 4 不同含量海泡石出对微生物数量的影响 Fig. 4 Effects of different contents of sepiolite on microbial quantity 细菌、 真菌和放线菌的单位分别为107、 104和106 CFU ·g-1

本研究中，pH值与土壤可溶态Cd和Pb含量、 水稻体内各部分Cd和Pb含量、 土壤酶活性以及真菌数量之间存在负相关关系(表 2). 其中，土壤pH值与可溶态Cd和Pb含量以及水稻叶和糙米Pb含量之间存在极显著负相关关系(P<0.01)，与水稻叶、 糙米和稻壳中Cd含量存在显著负相关关系(P<0.05). 然而，土壤pH值与细菌和放线菌数量之间存在正相关，但不明显(P>0.05). 由此可见，pH是影响土壤重金属化学形态含量变化和土壤环境质量的关键因子^[36]，可以用来评价重金属污染土壤钝化修复效应的关键参数^[5,7].

表 2(Table 2)

表 2 地应力预测地震实例 Table 2 Examples of earthquake prediction based on field stress measurement pH 可溶态Cd 可溶态Pb 茎Cd 叶Cd 米Cd 壳Cd 茎Pb 叶Pb 米Pb 壳Pb 过氧化 氢酶 脲酶 蔗糖酶 细菌 真菌 放线菌 pH 1 -0.82** -0.92** -0.57 -0.72* -0.68* -0.71* -0.18 -0.96** -0.85** -0.27 -0.24 -0.54 -0.63 0.33 -0.51 0.42 可溶态Cd 1 0.87* 0.63 0.56 0.58 0.65* 0.15 0.79** 0.62 0.20 0.23 0.40 0.45 -0.15 0.55 -0.19 可溶态Pb 1 0.67* 0.52 0.81** 0.51 0.46 0.95** 0.76* 0.31 0.13 0.60 0.67* -0.23 0.58 -0.18 茎Cd 1 0.43 0.72* 0.24 0.38 0.65* 0.28 0.54 -0.19 0.58 0.49 -0.54 0.30 0.10 叶Cd 1 0.26 0.52 -0.21 0.70* 0.66* 0.18 0.52 0.64* 0.30 -0.48 0.16 -0.39 米Cd 1 0.26 0.66* 0.78** 0.37 0.56 -0.21 0.51 0.68* -0.33 0.22 0.08 壳Cd 1 -0.21 0.52 0.45 0.193 0.15 0.02 0.32 -0.35 0.14 -0.43 茎Pb 1 0.31 0.01 0.43 -0.34 0.51 0.51 -0.24 -0.00 0.48 叶Pb 1 0.83** 0.38 0.17 0.67* 0.61 -0.32 0.49 -0.36 米Pb 1 0.05 0.40 0.52 0.33 -0.06 0.64 -0.61 壳Pb 1 -0.62 0.51 -0.03 -0.63 -0.40 -0.12 过氧化氢酶 1 0.14 0.19 0.06 0.26 0.06 脲酶 1 0.33 -0.57 0.06 0.00 蔗糖酶 1 -0.26 0.39 0.24 细菌 1 0.42 -0.16 真菌 1 -0.29 放线菌 1 1)*为P<0.05，**为P<0.01

表 2 地应力预测地震实例 Table 2 Examples of earthquake prediction based on field stress measurement

土壤可溶态Cd和Pb含量与水稻茎、 叶、 糙米和稻壳中Cd和Pb含量、 土壤酶活性以及真菌数量之间呈现正相关关系，但仅可溶态Cd含量与稻壳Cd含量之间、 可溶态Pb含量与糙米Pb含量和蔗糖酶活性之间存在显著正相关(P<0.05)，可溶态Pb含量与叶部Pb含量之间存在极显著正相关(P<0.01). 植物体内各部分重金属含量与土壤脲酶和蔗糖酶活性显现正相关，其中叶Cd和Pb含量与脲酶活性以及糙米Cd含量与蔗糖酶活性之间存在显著正相关关系(P<0.05). 水稻茎、 叶、 糙米和稻壳重金属含量与细菌数量之间存在负相关，真菌数量与水稻体内各部分Cd含量之间存在正相关，但都不显著. 崔红标等^[36]利用纳米羟基磷灰石修复重金属污染土壤，研究发现，过氧化氢酶和酸性磷酸酶对土壤重金属Cu、 Cd活性变化比较敏感，可以作为重金属Cu、 Cd 污染土壤的评价指标. 本研究中，投加海泡石降低了土壤可溶态Cd和Pb含量，缓解了重金属对土壤酶活性的毒性效应，以此同时也抑制了Cd和Pb在植物体内转移和富集. 由于土壤脲酶和蔗糖酶活性与土壤可溶态Cd和Pb含量以及水稻体内Cd和Pb含量总体上存在正相关关系，且脲酶活性与叶Cd和Pb含量以及蔗糖酶与糙米Cd含量活性之间存在显著正相关关系，可以作为重金属钝化修复污染土壤的评价指标. 4 结论

(1)土壤pH值随海泡石施加含量增加而增大，污染土壤中的Cd和Pb由活性较高的可提取态向活性低的碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态以及残渣态转变，与对照相比，土壤可溶态Cd和Pb含量降幅分别达到了1.4%~72.9%和11.8%~51.4%.

(2)施用海泡石抑制了水稻吸收和富集Cd和Pb，总体上呈现出随海泡石含量的增加而降低的趋势，与对照相比，水稻茎、 叶、 糙米和稻壳中Cd含量分别降低了5.1%~39.8%、 0.4%~36.4%、 21.2%~55.2%和17.4%~32.4%，水稻茎、 叶、 糙米和稻壳中Pb含量分别比对照处理降低了3.7%~22.1%、 19.2%~54.6%、 18.7%~43.5%和12.4%~17.8%.

(3)在污染土壤添加海泡石后一定程度上改善了土壤环境质量，过氧化氢酶和蔗糖酶活性分别在海泡石含量为0.5%和1%时达到最高. 而脲酶活性随海泡石含量增加而降低，但与对照相比变化不明显. 施加海泡石后不同程度上提高污染土壤中细菌和放线菌的数量，与对照相比，分别增加了18.8%~89.5%和19.6%~46.9%. 真菌的数量仅在1%处理有所增加，增幅达到7.6%.

(4) 土壤pH值与可溶态Cd和Pb含量以及水稻叶和糙米Pb含量之间存在极显著负相关关系(P<0.01)，与水稻叶、 糙米和稻壳中Cd含量存在显著负相关关系(P<0.05). 可溶态Cd含量与稻壳Cd含量之间、 可溶态Pb含量与糙米Pb含量和蔗糖酶活性之间存在显著正相关(P<0.05)，可溶态Pb含量与叶部Pb含量之间存在极显著正相关(P<0.01). 脲酶活性与叶Cd和Pb含量以及蔗糖酶与糙米Cd含量活性之间存在显著正相关关系. 因而，pH、 重金属可溶态含量以及脲酶和蔗糖酶活性可以用来评价重金属钝化修复效率.