矿山开采过程中产生大量废弃物(如尾矿、 废石等)，由于含有较高的有毒重金属，不仅大量占用土地并对堆置场原有生态系统造成破坏，引起当地的自然条件发生变化^[1]. 湖南省有着非常丰富的矿产资源，矿业比较发达，特别是有色金属、 非金属矿产在全国占有十分重要的地位，但是长期矿产资源的开发利用导致了广泛的重金属污染环境问题^[2]. 土壤重金属污染可导致土壤生产力下降，造成地下水污染和对农作物产生危害，直接或间接危害人类健康^[3]. 近年来，重金属污染土壤的修复一直是国际上研究的难点和热点^[4]. 土壤重金属修复技术主要包括物理修复、 化学修复和生物修复这3类^[5]，但每种修复方法都有其优缺点，并且大都针对土壤中某单一重金属污染，对于土壤中多种重金属并存的复合污染修复有一定的局限性^{[6, 7]}. 针对重金属复合污染的修复主要集中在化学钝化法^[8]. 化学钝化作为一种原位修复技术，因其成本低廉、 易于实施，近年来发展较快，对于重金属污染土壤，特别是对于轻中度污染，不失为一种适宜的方法^[9~11]. 目前，对改良剂修复重金属污染土壤报道较多，但对改良剂在野外大田中修复多重金属复合污染土壤的效果及其比较不同重金属钝化效果持续性研究较少. 为比较组配改良剂碳酸钙+海泡石 (LS)对稻田土壤重金属Pb、 Cd、 Cu和Zn钝化效果的持久性，本研究进行了一个为期3 a的大田修复试验，通过一次性施加 LS后连续3 a种植水稻，观察稻田土壤理化性质的变化和水稻植株 Pb、 Cd、 Cu和Zn的累积与分布，分析了 LS各施加量下在复合污染稻田中不同重金属修复效果的持久性，以期为重金属污染农业土壤的治理提供科学依据.

所选湘南某矿区由于多年的开采，致使附近农田土壤重金属污染日益严重. 2012年 4月，在矿区 (26°34.657′N，112°35.563′E)附近污染稻田进行组配改良剂化学原位修复试验. 组配改良剂 LS为碳酸钙和海泡石(均由湖南省宁乡县道林镇尚杰矿石粉厂提供)，LS组分与稻田(添加改良剂前)土壤基本理化性质如表 1所示. 水稻品种选用黄华占(常规稻，湖南农丰种业有限公司).

表 1 (Table 1)

表 1 供试材料的基本性质 Table 1 Basic properties of the tested materials 试验材料 pH 有机质/% CEC/cmol·kg-1 Pb/mg·kg-1 Cd/mg·kg-1 Cu/mg·kg-1 Zn/mg·kg-1 矿区稻田土壤 5.39 3.66 19.93 256.68 3.03 43.85 349.44 国家Ⅱ级标准 — — — 250.00 0.30 50.00 200.00 海泡石 5.54 — — 2.75 — — 48.19 碳酸钙 9.13 — — 1.63 — — 7.76

表 1 供试材料的基本性质 Table 1 Basic properties of the tested materials

将碳酸钙和海泡石2种改良材料过100目筛后，再按照质量比为2∶1均匀混合组配成改良剂(LS)，在湘南某矿区附近的重金属污染稻田中施用. 分别设置4个LS添加量(0、 2、 4、 8 g·kg^-1)，面积均为9 m² (3 m×3 m)，重复3次. 矿区试验田共计12个样方，所有样方均随机排列，施用LS的土壤保持田间含水率直至插秧，连续种植水稻3季. 第一季、 第二季、 第三季水稻分别于2012年、 2013年、 2014年4月中旬进行催芽及育秧，5月初进行水稻的插秧移栽，每个样方四周设置3行水稻作为保护行，种植密度及管理均参照当地农业生产的实际情况.

2012年、 2013年、 2014年8月中旬水稻成熟. 在每个种植样方中采用对角线五点采样，在每个点连续采5株水稻植株，置于尼龙网袋中，同时采集相应的根际土壤样品. 水稻植株带回实验室后，分为3个部份(根、 茎叶、 谷粒)用自来水和蒸馏水洗净，晾干后放入烘箱，105℃ 杀青30 min，然后在70℃ 下烘干至恒重. 使用小型脱壳机将水稻谷粒脱壳，收集糙米； 使用小型粉碎机粉碎，过100目尼龙筛，用塑料封口袋保存待测. 土壤采回后自然风干、 磨碎后过10目和100目尼龙筛，保存待测.

土壤pH值用酸度计(PHS-3C，雷磁)测定，固液比为m(固)∶V(液)=1∶2.5^[12]. 重金属交换态含量通过Tessier连续提取法获得(提取剂为1.0 mol·L^-1 MgCl₂)^[13]. 水稻各部位中重金属Pb和Cd用干灰化法消解(GB/T 5009-2003) . 所有样品溶液中重金属用ICP-AES(ICP 6300，Thermo)进行测定. 所有样品分析过程中以国家标准物质土壤(GBW(E)-070009) 和湖南大米GBW 10045(GSB-23) 进行质量控制分析，同时全程做空白试验.

试验数据结果均为平均值±标准偏差，所有数据采用显著性F测验和Duncan多重比较法(P<0.05和P<0.01) 进行统计分析，应用Origin 8.5和SPSS 19.0进行处理.

土壤pH值与土壤中重金属的赋存形态、 吸附解吸、 迁移转化以及生物有效性密切相关，是影响重金属污染土壤修复效果的一个重要因素^[14]. 由图 1可知，施用LS对三季土壤pH值均有不同程度的增加，说明LS能有效提高土壤pH值且具有一定的持久性. 与对照相比，施用2~8 g·kg^-1的LS使第一、 二、 三季土壤pH值分别升高1.11~1.95、 0.5~1.81和0.11~1.17个单位. 以每季各处理添加量作差异性分析，第一季和第二季各处理土壤pH值与对照组之间均存在显著差异(P<0.05) ，而第三季各处理土壤仅在LS添加量为8 g·kg^-1时 pH值与对照组之间存在显著差异(P<0.05) . 与第一、 二季土壤相比，所有添加LS的土壤pH值在第三季有所回落，说明LS对第一、 二季种植水稻土壤pH值增加效果好于第三季.

图 1

Fig. 1

图 1 组配改良剂LS对土壤pH值的影响 Fig. 1 Effects of combined amendment LS on soil pH values

土壤中的重金属以不同形态存在，而植物吸收的不是土壤中重金属总量，而是生物有效态，这种形态的重金属影响其在土壤中迁移、 转化，并对植物产生毒性^[15]. 重金属可交换态在总量中所占比例不大，但普遍认为可交换态重金属比较容易被植物吸收利用，是对植物产生污染的主要形态^[16]. 由图 2可知，随着组配改良剂LS添加量的增加，三季水稻种植土壤中Pb、 Cd和Zn的交换态含量都逐渐降低，但是第一季土壤Pb、 Cd和Zn的交换态含量降低特别明显. 与第一季相比，在相同LS添加量时，第二季和第三季土壤Pb、 Cd和Zn的交换态含量有所回升，而交换态Cu含量却有所下降. 以每季各处理添加量分析，施用LS显著降低土壤Pb、 Cd和Zn交换态含量，在第一季水稻种植土壤中，Pb、 Cd和Zn交换态含量与对照相比分别降低97.6%~99.8%、 88.3%~98.9%和87.2%~99.9%，而交换态Cu含量则上升17.3%~162.4%，且各处理土壤中Pb、 Cd、 Zn和Cu的交换态含量与对照组相比均存在显著差异(P<0.05) ； 第二季水稻种植土壤中Pb、 Cd和Zn的交换态含量比对照组分别降低80.7%~97.7%、 28.3%~88.0%和27.2%~89.3%，而Cu的交换态含量在LS大于4 g·kg^-1时上升14.9%~24.2%，各处理土壤中Pb、 Cd和Zn的交换态含量与对照组相比差异明显(P<0.05) ，但 土壤Cu交换态含量只有在LS添加量为2 g·kg^-1时才与对照组存在显著差异； 第三季水稻种植土壤中Pb、 Cd和Zn的交换态含量比对照组分别降低32.6%~97.7%、 8.3%~71.4%和10.9%~83.5%，当LS添加量为8 g·kg^-1时，土壤Cu交换态含量与对照组相比上升190%，这时土壤中Pb、 Cd、 Cu、 Zn的交换态含量与对照组之间存在显著差异. 显然，LS能显著降低土壤中Pb、 Cd和Zn的交换态含量，但对土壤中Cu的交换态含量无明显降低. 通过每一季LS对土壤中重金属交换态含量降低幅度的分析可知，其三季降低效果均为： Pb＞Zn＞Cd，且这种降低效果随着LS添加量的增加而增大.

图 2

Fig. 2

图 2 组配改良剂LS对土壤中Pb、 Cd、 Cu和Zn交换态含量的影响 Fig. 2 Effects of combined amendment LS on exchangeable contents of soil Pb,Cd,Cu and Zn

由图 3可知，组配改良剂LS对三季水稻根系、 茎叶、 谷壳、 糙米中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量均有不同程度的影响. 以每季各LS添加量分析，对于第一季水稻来说，随着LS添加量的增加，根系中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量与对照相比均有所下降，分别在LS添加量为2、 4、 2和2 g·kg^-1时达到最低，其最大降低量分别为27.3%、 53.5%、 45.1%和46.4%； 茎叶中Cd、 Cu和Zn含量与对照组相比均有所降低，分别降低62.2%~76.4%、 7.5%~16.3%和50.5%~58.8%，而Pb含量与对照相比却有所上升； 谷壳中除Cd含量与对照相比有所下降外，谷壳中Pb、 Cu和Zn含量与对照相比均有所上升，谷壳中Cd含量降低了58.4%~68.6%； 糙米中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量与对照组相比分别降低73.5%~81.2%、 56.1%~66.8%、 8.1%~14.8%和6.4%~10.9%，糙米中Pb、 Cd和Zn含量与对照组均存在显著差异 (P<0.05) .

图 3

Fig. 3

图 3 组配改良剂LS对水稻各部位中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量的影响 Fig. 3 Effects of combined amendment LS on contents of Pb,Cd,Cu and Zn in different rice organs

对于第二季水稻而言，LS各处理仍能不同程度地降低水稻各部位中重金属的含量. 随着LS施用量的增加，根系中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量与对照组相比均有下降，分别降低3.9%~35.2%、 23.7%~75.9%、 5.8%~41.9%和7.7%~51.4%； 茎叶中仅Zn含量在LS各处理下与对照组相比均有所下降，降低了15.6%~42.7%，而Pb、 Cd和Cu含量分别在LS添加量为2、 8、 2 g·kg^-1时达到最低，分别比对照降低7.4%、 63.3%、 2.5%； 谷壳中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量与对照组相比均有所下降，分别降低7.9%~15.1%、 24.4%~31.4%、 10.6%~14.8%和3.7%~19.3%； 糙米中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量与对照组相比均有所下降，分别降低25.5%~78.9%、 15.3%~48.1%、 1.7%~29.2%和4.1%~11.4%，且Pb和Cd含量与对照组相比存在显著差异 (P<0.05) ，但Cu、 Zn含量与对照组相比不存在显著差异.

对于第三季水稻来说，随着LS施用量的增加，根系中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量在LS添加量分别为8、 4、 8、 4 g·kg^-1时最低，与对照组相比分别降低46.9%、 38.4%、 23.7%和48.2%； 茎叶中Pb和Zn含量在LS添加量分别为2 g·kg^-1、 8 g·kg^-1时才低于对照，与对照组相比降低了31.9%、 39.6%； 谷壳中Pb、 Cd、 Zn含量分别在LS添加量为4、 8和4 g·kg^-1时达到最低，降低幅度分别为7.7%、 63.1%和22.7%； 糙米中Pb和Cd含量与对照组相比均有所下降，降低了26.7%~66.7%、 59.1%~80.3%，而糙米中Cu和Zn含量在LS添加量分别为2 g·kg^-1、 4 g·kg^-1时达到最低，最大降低量分别为1.0%和7.2%，糙米中Pb含量在LS添加量大于2 g·kg^-1时与对照组之间存在显著差异，而Cd含量在各处理之间都存在显著差异 (P<0.05) .

从每一季LS对糙米中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量降低范围分析可知，降低糙米中重金属含量的效果为： 第一季，Pb＞Cd＞Cu＞Zn； 第二季，Pb＞Cd＞Cu＞Zn； 第三季，Cd＞Pb＞Zn＞Cu. 与第一季LS各处理下水稻糙米中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量下降率相比，LS各处理下第二季水稻糙米中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量下降率分别降低了2.8%~65.3%、 28.0%~72.7%、 (-97.3%)~79.0%和(-4.6%)~35.9%(括号里负值表示升高)； LS各处理下第三季水稻糙米中Pb、 Cu和Zn含量下降率分别降低了17.9%~63.7%、 93.2%~99.9%和33.9%~86.2%，而糙米中Cd含量下降率却增加了5.3%~20.2%.所以LS降低三季水稻糙米中重金属含量的整体效果为Pb＞Cd＞Cu＞Zn； 但LS降低糙米中Pb和Zn含量效果为第一季＞第二季＞第三季，降低糙米中Cd含量效果为第三季＞第一季＞第二季，降低糙米中Cu含量效果为第二季＞第一季＞第三季.

由图 4可知，组配改良剂LS添加量和土壤重金属交换态含量对糙米中重金属含量有着不同程度的影响. 通过SPSS分析软件，对LS添加量(自变量)和土壤重金属交换态含量(自变量)以及糙米中重金属含量(因变量)应用多元逐步回归分析，得到二元一次方程.

图 4

Fig. 4

图 4 组配改良剂LS添加量和土壤重金属交换态含量共同对糙米中重金属含量的影响 Fig. 4 Effects of combined amendment LS application and exchangeable contents of soil heavy metals on contents of heavy metals in brown rice

LS添加量(x₂)、 土壤Pb交换态含量(x₁)、 糙米中Pb含量(y)三者之间关系为： y=0.760+0.178x₁-0.053x₂. F和t的Sig.值均小于0.05，通过F显著性检验和t检验，表明该模型显著回归，方程具有统计学意义，各自变量分别对因变量具有显著影响效果. 该模型R²=0.749，说明该模型能解释74.9%的因变量对自变量的影响. 土壤交换态Pb含量x₁的系数比LS添加量x₂的系数大，说明土壤交换态Pb含量对糙米中Pb含量的影响更大.

LS添加量(x₂)、 土壤交换态Cd含量(x₁)、 糙米中Cd含量(y)三者之间关系为： y=0.959+0.276x₁-0.077x₂. F和t的Sig.值均小于0.05，表明该模型显著回归，方程具有统计学意义，各自变量分别对因变量也呈显著性影响. 该模型R²=0.575，说明该模型能解释57.5%的因变量对自变量的影响. 土壤交换态Cd含量x₁的系数比LS添加量x₂的系数大，说明土壤交换态Cd含量相比于LS添加量对糙米中Cd含量影响更大.

LS添加量(x₂)、 交换态Cu含量(x₁)、 糙米中Cu含量(y)三者之间的关系为： y=3.438+4.853x₁-0.155x₂. F和t的Sig.值均小于0.05，该模型显著回归，各自变量分别对因变量也呈显著性影响. 但是该模型R²=0.270，说明该模型只能解释27.0%的因变量对自变量的影响，表明该模型预测性意义不大. LS添加量(x₂)、 交换态Zn含量(x₁)、 糙米中Zn含量(y)三者之间的二元一次方程模型不显著回归，方程不具有统计学意义.

本研究进行了一个为期3 a的重金属污染稻田修复试验，通过一次性施加组配改良剂 LS后连续3a种植水稻试验，探讨了LS对稻田土壤重金属生物有效性变化以及LS施用对重金属在水稻各器官间分布和迁移转运的影响. LS对三季水稻土壤pH值均有升高作用，且LS提高土壤pH值效果为第一季＞第二季＞第三季，说明LS对提高土壤pH值具有长期性. 但是随着时间的延长，LS提高土壤pH值的持续性逐渐下降，这与徐明岗等研究结果一致^[17]，但其所采用实验室盆栽试验与本试验采取野外稻田小区试验不同. LS对土壤中Pb、 Cd和Zn的生物有效性均有良好的稳定化效果，这与曾卉等研究结果一致^[18]，所以LS是理想的土壤改良剂. 但LS对Pb的降低效果最好，Zn次之，然后是Cd，对Cu无降低效果. 一些研究表明，施用改良剂后土壤pH值有显著升高，一方面使土壤胶体表面负电荷增加，对重金属离子的吸附能力增强^{[19, 20]}； 另一方面可以使土壤中的Fe，Mn等离子形成羟基化合物，提供更多的重金属吸附位点^[19]. 海泡石具有较大比表面积，增加了土壤胶体的吸附性能，其层状结构单元之间含有大量可交换的阳离子(Ca、 Mg、 Si)^{[21, 22]}. 石灰和海泡石可以升高土壤pH值，使土壤溶液中OH^-增加，与重金属形成氢氧化物沉淀^{[23, 24]}. 本研究中土壤Cu交换态含量与对照相比略有上升，这与Mesquita等^[25]的研究不一致，这是因为Cu在OH^-较多的条件下与OH^-络合形成了Cu(OH)₃^-，溶解度反而增大，迁移性增强^[26].

从图 3可以看出，LS的施用对三季水稻根系、 茎叶、 谷壳和糙米中Pb、 Cd、 Cu和Zn含量产生不同的影响. 试验表明，LS施用后，LS降低三季水稻糙米中重金属含量的总效果为： Pb＞Cd＞Cu＞Zn. 显然LS对三季糙米中Pb和Cd含量降低效果强于糙米中Cu和Zn含量，但均没有达到国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012) 中大米Pb和Cd的限量(0.20 mg·kg^-1)，这可能与土壤背景值较高有关(表 1)，因此该组配改良剂最好应用于中度或者轻度重金属污染土壤. LS能够降低三季糙米中Cu和Zn含量，但差异性不显著. 其原因主要可能是，Cu、 Zn虽然是重金属元素，但是它们是水稻生长所必须的微量营养元素，即使在LS对土壤中Cu、 Zn生物有效性降低的情况下，水稻植株还是会根据生长需要主动地吸收累积这2种元素^[27]. 土壤交换态Pb和Cd含量、 LS添加量与糙米中Pb和Cd含量三者之间的模型均显著回归，且土壤交换态Pb和Cd含量的系数均比LS添加量的系数大，而且为正值，说明土壤交换态Pb和Cd含量对糙米中Pb和Cd含量的影响更大，与糙米中Pb和Cd含量成正比关系，这也说明了土壤Pb、 Cd的交换态含量能在一定程度上反映土壤中Pb、 Cd的生物有效性.

LS降低三季土壤中Pb、 Cd、 Cu、 Zn的交换态含量效果均为： Pb＞Zn＞Cd＞Cu，这说明随着时间的延长，LS对土壤重金属Pb、 Zn、 Cd始终具有良好的钝化效果. LS降低糙米中Pb、 Cd、 Cu、 Zn含量总效果为： Pb＞Cd＞Cu＞Zn，结合国家食品中污染物限量标准(GB 2762-2012) 中对大米Pb和Cd的限量(0.20 mg·kg^-1)要求，而对大米中Cu和Zn含量没有要求，所以LS更适宜用于Pb、 Cd复合污染土壤的改良，且具有良好的土壤修复持久性.

(1) LS能显著提高三季水稻土壤 pH值，对土壤pH值提高的效果为第一季＞第二季＞第三季.

(2) LS能显著降低三季水稻土壤中Pb、 Cd、 Zn交换态含量. 与对照组相比，第三季水稻土壤中Pb、 Cd、 Zn交换态含量分别降低32.6%~97.7%、 8.3%~71.4%、 10.9%~83.5%，但对降低三季土壤中Cu的交换态含量无显著影响. 试验条件下，LS降低三季土壤中Pb、 Cd、 Cu、 Zn交换态含量效果均为： Pb＞Zn＞Cd.

(3) LS使第三季水稻糙米中Pb和Cd含量分别降低26.7%~66.7%、 59.1%~80.3%，且这种降低效果均随着改良剂LS添加量的增加而增大； LS对糙米中Cu和Zn含量无显著降低. LS降低糙米中Pb、 Cd、 Cu、 Zn含量的效果为： 第一季，Pb＞Cd＞Cu＞Zn； 第二季，Pb＞Cd＞Cu＞Zn； 第三季，Cd＞Pb＞Zn＞Cu. LS降低三季水稻糙米中重金属含量的整体效果为Pb＞Cd＞Cu＞Zn.

(4) 随着时间的延长，LS对土壤中Pb和Cd具有较为稳定的钝化效果. 因此，LS对治理Pb和Cd污染的土壤具有良好的持久性.