随着工业化和城市化进程的加快，大量的重金属进入人类赖以生存和发展的土壤与生物圈，从而导致了大量的农业用地被重金属污染.这样一来不仅影响农产品的品质与产量，而且重金属还可以通过食物链传递，危害人类健康^[1].早在2002年，农业部稻米及食品质量监督检验测试中心(杭州)对生产基地及市场上的稻谷、大米样品进行相关的监测分析，结果显示：稻谷样品达标比例仅为57.4%，大米样品达标率为79.3%，超标污染物主要是铅、镉及砷^[2].重金属铅(Pb)、镉(Cd)是我国农用耕地土壤污染的主要无机污染物.据2014年《全国土壤污染状况调查公报》指出，土壤点位超标率为19.4%，无机污染物铅和镉的点位超标率分别为1.5%和7.0%^[3].

由于传统的土壤修复方法(如：换土法、热处理、电处理、淋溶冲洗等)成本高，不利于生产中的大规模推广应用，所以在现阶段土壤铅镉污染没有大幅度减轻的情况下，通过添加各种钝化剂或改良剂的原位固定成为了修复重金属污染土壤的一种替代方案并且在生产中被推广利用，例如王林等通过设计田间试验证明了添加原位阻控剂能明显地降低糙米中的Cd和Pb的含量^[4].据报道，杨明平等及罗道成等通过设计相关试验研究了海泡石对重金属VI、Hg、Pb、Cd的净化吸附效果，结果显示，改性海泡石对重金属的处理效果很理想^{[5, 6]}.另外，有研究表明，海泡石可以明显降低土壤中可提取态以及水溶性Cd、Pb含量，促进污染土壤中的Cd、Pb由活性高的交换态向活性低的残渣态转化，从而显著降低Cd、Pb的生物有效性和迁移能力^{[7, 8]}.这为建立利用钝化原位控制技术实现重金属污染农田的安全利用提供了思路.浙江省绍兴市的某废弃的铅锌开采区，由于矿区尾矿中的Cd、Pb等重金属元素经长期的淋溶和地表径流的输出迁移，已在开采区下游稻田种植区形成近3 000亩的Cd、Pb复合污染农田，严重威胁着稻米的安全输出和区域百姓身体健康.因此，寻找投入相对少，并可保障该区域稻田稻米的安全输出的调控技术，实现农田的安全利用是一迫切需要解决的课题.

因此，以本课题组筛选的低积累水稻品种嘉33(晚粳稻品种)为对象^[9]，探讨钝化材料海泡石对上述铅锌开采区下游Pb、Cd复合重污染稻田土壤中有效态Pb、Cd含量的影响以及对水稻嘉33植株吸收和分配Pb、Cd的影响，探讨水稻嘉33各器官的Pb、Cd积累与海泡石施用量间的关系，以期为形成低积累水稻品种与钝化材料相结合的、可用于保障铅、镉复合污染地区粮食安全输出技术提供基础.

供试土壤：土壤样品采自于浙江省绍兴市上虞区东关镇担山村某铅镉污染农田.土壤pH值为6.39，有机质含量为7.57 g·kg^-1，碱解氮含量为903.97 mg·kg^-1，速效磷含量为44.52 mg·kg^-1，速效钾含量为193.69 mg·kg^-1，微生物量碳含量为40.77 mg·kg^-1，全Pb含量为2 028.22 mg·kg^-1，全Cd含量为2.36 mg·kg^-1.

供试水稻品种：浙江嘉兴市农科院用常规杂交方法选育的晚粳稻品种嘉33(原代号嘉04-33)，经本课题组研究其对Pb、Cd吸收较少，属于低Pb、Cd累积品种^[9].

供试海泡石：购自兴磊海泡石有限公司，其中SiO质量分数为52%~65%，MgO质量分数为15%~25%，水分＜10%，pH为8~8.5，过100目筛.

试验设计一组空白对照及5个海泡石施用量的梯度处理，即0、0.90、2.70、4.50、6.30、9.00g·kg^-1，标记为CK、H₁、H₂、H₃、H₄、H₅.每组处理重复3次.试验用桶规格为90 cm²×30 cm，每盆装土5 kg，添加2 g尿素、2 g磷酸二氢钾作为基肥并添加阻控剂海泡石，放置两周后移栽21 d苗龄的嘉33水稻幼苗(每盆定植4丛，每丛2株)，于浙江大学紫金港校区网室内(网室为玻璃屋顶，四面通风结构，除雨水外，其温度、湿度及光照时长均与自然环境相一致)，并按照水稻生长需水规律按时灌溉自来水.

水稻即将成熟时，分批采集整株水稻(含根、茎、叶、谷粒)、水稻土样品，并做好相关标记.水稻土经自然风干后，磨细过3.2 mm筛，用HCl-HNO₃-HClO₄湿消解-石墨炉原子吸收光谱法测土壤全量Pb、Cd^[10]以及DTPA-原子吸收分光光度法测土壤有效态Pb、Cd^[11].水稻植株按照根、茎、叶、谷粒分离，分别粉碎，谷粒要经过砻谷机脱壳烘干后再经过碾米机碾磨得到精米，最后粉碎，过100目筛备用.用HNO₃-H₂O₂消解-石墨炉原子吸收光谱法测水稻各器官中重金属Pb、Cd含量，用DCB-原子吸收分光光度法测定根表铁膜量^{[12, 13]}.

采用Microsoft Excel和IBM SPSS Statistics 20统计分析软件对数据进行统计，用LSD法进行比较.

表 1是海泡石施用对土壤有效态Pb含量的影响.从中可知，对照组土壤中有效态Pb的含量为(497.48±30.09) mg·kg^-1；而当海泡石的施用量为9.00 mg·kg^-1土时，土壤中有效态Pb的含量降为(216.41±16.37) mg·kg^-1，相比于对照组供试土壤中有效态Pb含量降低56.50%.说明施用海泡石能显著降低供试土壤中有效态Pb的含量，且在试验所设计的海泡石施用量范围内，土壤的有效态Pb含量与海泡石施用量呈显著负相关，相关系数为-0.940(P＜0.01)，意味着随着海泡石施用量的增加，土壤的有效态Pb含量将快速降低.王林等^[7]通过盆栽试验研究不同阻控剂对土壤中重金属Pb的钝化修复效果，结果显示添加海泡石可以使土壤TCLP提取态Pb含量显著降低.可见，海泡石的施用能有效钝化土壤中的重金属Pb，降低土壤中有效态Pb含量，意味着土壤中可向水稻植株迁移的铅量将有效减少.

表 1 (Table 1)

表 1 海泡石施用对供试土壤有效态Pb含量的影响 Table 1 Effect of Sepiolite on the content of available Pb in the selected soil

表 1 海泡石施用对供试土壤有效态Pb含量的影响 Table 1 Effect of Sepiolite on the content of available Pb in the selected soil

表 2是海泡石施用对土壤有效态Cd含量的影响.从中可知，对照组土壤中有效态Cd的含量为(0.404±0.010) mg·kg^-1；而当海泡石的施用量为9.00 g·kg^-1土时，土壤中有效态Pb的含量降为(0.318±0.024) mg·kg^-1，供试土壤中有效态Cd含量相比于对照组降低21.29%.即施用海泡石能够明显降低供试土壤中有效态Cd的含量，而且在试验所设计的海泡石施用量范围内，土壤的有效态Cd的含量与海泡石施用量呈显著负相关，相关系数为-0.952(P＜0.01).可见，海泡石能有效钝化土壤中的重金属Cd，降低土壤中有效态Cd含量，从而减少镉向水稻的迁移.

表 2 (Table 2)

表 2 海泡石施用对供试土壤有效态Cd含量的影响 Table 2 Effect of sepiolite on contents of available Cd in the selected soil

表 2 海泡石施用对供试土壤有效态Cd含量的影响 Table 2 Effect of sepiolite on contents of available Cd in the selected soil

表 3是海泡石施用对水稻根、茎、叶以及精米中Pb、Cd含量的影响.由表 3可知，对照组水稻根中Pb的含量高达(541.32±29.64) mg·kg^-1、Cd的含量为(0.91±0.08) mg·kg^-1，而茎、叶、精米中Pb的含量分别为(70.53±0.16) mg·kg^-1、(94.01±0.67) mg·kg^-1、(0.68±0.08) mg·kg^-1，Cd的含量分别为(0.87±0.05) mg·kg^-1、(0.50±0.01) mg·kg^-1、(0.17±0.02) mg·kg^-1，说明水稻嘉33对Pb、Cd的吸收积累主要集中在根部，水稻嘉33各器官中重金属Pb的积累量排序大体相同：根>叶>茎>精米，Cd的积累量排序也大体相同：根>茎>叶>精米.同时，由表 3可知，成熟期水稻各器官中Pb、Cd含量均随着海泡石施用量的增加而下降，当海泡石的施用量(以土计，下同)为9.00 g·kg^-1(H₅处理)时，水稻根、茎、叶和精米中Pb的积累量相比于对照组分别降低了8.83%、29.96%、49.20%、79.41%，Cd的积累量相比于对照组分别降低了23.08%、63.22%、44.00%、82.35%.此时，H5处理下水稻精米中Pb、Cd的含量均低于国家的限量指标(GB 2762-2012)，说明在此海泡石施用量下可实现稻米的安全输出，意味着嘉33与海泡石施用的有机结合可实现铅镉复合污染土壤的农业安全利用.

表 3 (Table 3)

表 3 海泡石施用水稻根、茎、叶以及精米中Pb、Cd含量的影响 Table 3 Effect of sepiolite on contents of Pb and Cd in roots, stems, leaves and polished rice

表 3 海泡石施用水稻根、茎、叶以及精米中Pb、Cd含量的影响 Table 3 Effect of sepiolite on contents of Pb and Cd in roots, stems, leaves and polished rice

吸收富集系数不仅可用来表征土壤-水稻体系中重金属元素迁移的难易程度，而且也能较清楚地比较水稻不同器官对重金属元素的吸收积累能力.通过计算水稻根、茎、叶及精米中Pb、Cd含量与土壤有效态Pb、Cd含量比值，得出水稻各器官对土壤重金属Pb、Cd的富集系数.结果(表 4)可知，对照组水稻根、茎、叶及精米对Pb的富集系数分别为1.087、0.142、0.189、0.001 4，对Cd的富集系数分别为2.253、2.154、1.238、0.420 8，说明水稻嘉33各器官对重金属Cd的富集能力明显大于对重金属Pb的富集能力，即在土壤-水稻体系中重金属Cd比Pb的移动性强，在精米中的富集系数也较大.随着海泡石施用量的增大，水稻各器官对Pb、Cd的富集能力均下降，当海泡石的施用量为9.00 g·kg^-1时，水稻根、茎、叶和精米对Pb、Cd的富集能力相比于对照组分别下降了8.83%、29.96%、49.20%、79.41%，对Cd的富集能力相比于对照组分别降低了23.08%、63.22%、44.00%、82.35%.因此，海泡石的添加可以显著降低水稻各器官对重金属Pb、Cd的富集.

表 4 (Table 4)

表 4 海泡石施用对水稻富集系数的影响 Table 4 Effect of sepiolite on enrichment coefficients of Pb, Cd by rice

表 4 海泡石施用对水稻富集系数的影响 Table 4 Effect of sepiolite on enrichment coefficients of Pb, Cd by rice

重金属在植物体内的转运系数是用来表征植物由某种器官或组织向另一种器官或组织运输重金属的能力.分别计算成熟期茎与根以及叶、籽粒与茎中的重金属Pb、Cd含量比值得出水稻的转运系数结果(表 5)可知，就对照组而言，叶对茎中重金属Pb、Cd的转运系数分别为1.333、0.575，精米对茎中重金属Pb、Cd的转运系数分别为0.010、0.195，即叶对茎中重金属Pb、Cd的转运系数显著高于精米对茎中重金属Pb、Cd的转运系数，说明水稻茎从根部转运的Pb、Cd主要转运到叶中积累.另外，随着海泡石施用量的增加，茎对根以及精米对茎吸收的重金属Pb、Cd的转运系数下降，当海泡石的施用量为9.00 g·kg^-1时，茎对根吸收的Pb、Cd的转运系数分别降低了23.18%、52.19%，精米对茎转运的Pb、Cd的转运系数分别降低了70.83%、52.00%，叶对茎转运的Pb的转运系数降低了27.47%，而叶对茎转运的Cd的转运系数则增大了34.32%.综上所述，海泡石处理不仅能明显降低水稻茎对根吸收积累的重金属Pb、Cd的转运能力，而且能降低重金属Pb、Cd从茎向精米中转运，促进重金属Cd优先分配到叶中积累.

表 5 (Table 5)

表 5 海泡石施用对水稻转运系数的影响 Table 5 Effect of sepiolite on transportation coefficients of Pb, Cd in rice

表 5 海泡石施用对水稻转运系数的影响 Table 5 Effect of sepiolite on transportation coefficients of Pb, Cd in rice

表 6是海泡石施用对土壤pH影响.从中可知，土壤添加海泡石后，供试土壤pH从近中性变成弱碱性，当海泡石的添加量为9.00 g·kg^-1土时，供试土壤pH值从6.85±0.02上升到7.84±0.12.通过相关性分析可知，供试土壤的pH值变化与海泡石施用量呈显著正相关，相关系数为0.875(P＜0.05), 意味着随着海泡石施用量的增大，土壤pH值将显著升高.

表 6 (Table 6)

表 6 海泡石施用对供试土壤pH值的影响 Table 6 Effect of sepiolite on the pH value of the selected soil

表 6 海泡石施用对供试土壤pH值的影响 Table 6 Effect of sepiolite on the pH value of the selected soil

表 7是海泡石施用对水稻植株根表铁膜含量的影响.从中可知，随着供试土壤海泡石施用量的增加，水稻根表铁膜能含量明显增加.在没有添加任何外源钝化剂的情况下，嘉33的根表铁膜含量为(17 371.97±62.64) mg·kg^-1；而当海泡石的施用量为9.00 g·kg^-1土时，嘉33的根表铁膜含量升高为(19 424.39±80.06) mg·kg^-1，比对照组植株的根表铁膜的含量高11.81%.统计分析可知，在本研究设置的海泡石施用量范围内，根表铁膜含量与海泡石的施用量呈显著正相关，相关系数为0.925(P＜0.01).说明施用海泡石有助于水稻根表铁膜的形成，且水稻根表铁膜形成量随着海泡石施用量的增大将快速增加.

表 7 (Table 7)

表 7 海泡石施用对水稻根表铁膜含量的影响 Table 7 Effect of sepiolite on contents of rice iron plaque

表 7 海泡石施用对水稻根表铁膜含量的影响 Table 7 Effect of sepiolite on contents of rice iron plaque

表 8、表 9是海泡石施用对水稻根、茎、叶、精米Pb、Cd含量与土壤pH、土壤有效态Pb及根表铁膜的相关系数的影响.由表 8、9可知，水稻各器官中Pb、Cd含量与土壤pH及根表铁膜含量呈显著负相关，相关系数分别在-0.943~-0.785之间；水稻各器官中Pb、Cd含量与土壤有效态Pb、Cd含量呈显著正相关，相关系数分别在0.935~0.986之间.这表明海泡石施用导致土壤pH越高、水稻根表铁膜含量越高、土壤有效态Pb、Cd含量降低，是造成土壤向水稻植株转运积累的重金属Pb、Cd含量减少的重要原因.另外，由表 8、表 9还可知，土壤中有效态Pb含量与水稻根、茎、叶、精米中Pb含量之间的相关系数分别为0.986、0.935、0.961、0.981，均为0.01水平显著相关，土壤中有效态Cd含量与水稻根、茎、叶、精米中Cd含量之间的相关系数分别为0.978、0.983、0.995、0.995，均为0.01水平显著相关，说明土壤重金属Pb、Cd的生物有效性可以有效反映水稻各器官中Pb、Cd的积累剂量效应关系，是控制水稻各器官中Pb、Cd积累的关键因素.

表 8 (Table 8)

表 8 海泡石施用对水稻根、茎、叶、精米Pb含量与土壤pH、土壤有效态Pb及根表铁膜的相关系数的影响1) Table 8 Effect of sepiolite on correlation coefficients between soil pH, soil available Pb and Fe of rice iron plaque and Pb concentrations in roots, stems, leaves and polished rice

表 8 海泡石施用对水稻根、茎、叶、精米Pb含量与土壤pH、土壤有效态Pb及根表铁膜的相关系数的影响1) Table 8 Effect of sepiolite on correlation coefficients between soil pH, soil available Pb and Fe of rice iron plaque and Pb concentrations in roots, stems, leaves and polished rice

表 9 (Table 9)

表 9 海泡石施用对水稻根、茎、叶、精米Cd含量与土壤pH、土壤有效态Cd及根表铁膜的相关系数的影响 Table 9 Effect of sepiolite on correlation coefficients between soil pH, soil available Cd and Fe of rice iron plaque and Cd concentrations in roots, stems, leaves and polished rice

表 9 海泡石施用对水稻根、茎、叶、精米Cd含量与土壤pH、土壤有效态Cd及根表铁膜的相关系数的影响 Table 9 Effect of sepiolite on correlation coefficients between soil pH, soil available Cd and Fe of rice iron plaque and Cd concentrations in roots, stems, leaves and polished rice

水稻吸收富集重金属Pb、Cd受诸多因素影响，如土壤pH值、CEC、有机质以及离子间作用等^[15].在偏酸性铅镉复合污染土壤中，施用碱性的海泡石不仅可以改良土壤酸性，而且还能降低土壤有效态Pb、Cd含量，从而减轻重金属Pb、Cd对作物的毒害.其可能的机理在于海泡石的添加会提升土壤pH值，增加土壤胶体和黏粒表面负电荷，增强其对土壤中镉离子的吸附能力，有利于镉的氢氧化物和磷酸盐、碳酸盐沉淀的形成，从而降低土壤中有效态Pb、Cd的含量及其生物有效性，减少重金属在植物体内的富集^{[7, 16~18]}.据刘昭兵等^[19]的试验研究表明，在酸性土壤中，当土壤pH值由5.0升高到6.0时，土壤有效Cd含量降低45.90%，同时水稻糙米Cd含量则随土壤pH值的升高而降低27.1%~65.1%；孙约兵等^[20]的试验结果显示，添加海泡石提高了土壤pH值，污染土壤中Cd和Pb由活性较高的可提取态向活性低的有机结合态、铁锰氧化物结合态以及残渣态转化，可溶态Cd和Pb含量分别较对照降低了1.4%~72.9%和11.8%~51.4%.本试验结果也表明，施用海泡石使水稻成熟期土壤pH值比对照增加近1.0个单位，土壤有效态Pb含量比对照降低了56.50%，有效态Cd含量比对照降低了21.29%，与已有报道结论一致.此外，据林大松等^[8]的试验研究表明，土壤pH的提升，也有利于海泡石表面可变负电荷数增加，从而促进海泡石与重金属离子的吸附或络合物的形成，从而进一步减弱重金属污染物质的活性及扩散性.即海泡石的添加导致土壤pH值提升，将显著降低土壤重金属有效性，进而降低了重金属Pb、Cd向水稻植株的迁移与积累.本研究结果可知水稻各器官中Pb、Cd含量与土壤pH呈显著负相关，相关系数分别在-0.924~-0.785之间，进一步证明海泡石的添加导致土壤pH值升高是影响重金属Pb、Cd向水稻植株的迁移与积累的重要因素.

另一方面，植物在环境胁迫条件下会产生适应性反应，而根表铁膜就是水生植物适应环境胁迫的重要机制.水稻是典型的水生植物，在长期淹水条件中，水稻植株地上部、根系的通气组织大量形成，这样一来，大气中的氧气可由通气组织输送到根系，然后根系可将这部分氧气、氧化性物质释放到根际，将土壤中的Fe²⁺氧化成Fe³⁺，并沉积在水稻根表及质外体而形成铁氧化膜^[21~25]. Machado等^[26]通过试验研究发现，水稻根表铁膜的主要成分为两性胶体铁氧化物胶膜，可以吸附土壤中多种元素，因而能够有效地减轻土壤中重金属离子对水稻根系的毒害作用.另外，也有相关的试验研究表明，根表铁膜是通过外在抗性机制和内在耐受机制两种机制共同保护植物不受土壤重金属的毒害^[27].添加海泡石后，土壤pH值升高近1.0个单位，水稻根表铁膜的含量增加了11.81%，水稻各器官对重金属Pb、Cd的吸收富集减少.通过软件分析土壤pH值与根表铁膜之间的相关性，水稻嘉33的Pearson系数0.793(P＜0.05)，即土壤pH值与根表铁膜之间存在明显的相关关系.因此其可能的机制在于土壤pH值的改变影响了根际微环境，导致了水稻根表铁膜的形成加快，而水稻根表铁膜能吸附有毒元素或与之共沉淀，将重金属滞留在根系表面，从而减少水稻植株对重金属的富集^{[24, 26]}.本研究结果表明，水稻各器官中Pb、Cd含量与水稻根表铁膜含量呈显著负相关，相关系数分别在-0.943~-0.860之间，进一步证明了添加海泡石后，水稻根表铁膜含量增加，进而阻控Pb、Cd向水稻地上部分各器官的迁移和分配，降低了Pb、Cd在茎、叶和精米中累积这一机制的存在.

上述机制作用结果表明，施用海泡石可显著降低土壤中有效态Pb、Cd的含量以及水稻各器官中Pb、Cd含量，并且影响了重金属Pb、Cd在水稻地上部的分配积累，意味海泡石在实现一定重金属污染浓度的土壤上，具有较好的保障实现农产品安全输出的潜力.本研究结果表明，当海泡石的添加浓度为9.00g·kg^-1土时，嘉33精米中的Pb、Cd含量分别为(0.14±0.02) mg·kg^-1、(0.03±0.01) mg·kg^-1，均低于国家的限量指标(GB 2762-2012)；相比于对照组而言，水稻根、茎、叶及精米对Pb的富集系数分别下降了8.83%、29.96%、49.20%、79.41%，对Cd的富集系数分别下降了23.08%、63.22%、44.00%、82.35%；另外，茎对根吸收的Pb、Cd的转运系数分别下降了23.18%、52.19%，精米对茎转运的Pb、Cd的转运系数分别下降了70.83%、52.00%，可见在铅镉复合重污染土壤上，海泡石同时对重金属Pb、Cd在土壤-水稻系统的迁移与再分配具有较好的阻控作用，合理施用海泡石与低积累水稻品种相结合可以实现污染浓度相对较高的重金属Pb、Cd复合污染土壤的农业安全利用.

此外研究发现，茎对根吸收的Pb、Cd的转运系数及精米对茎转运的Pb、Cd的转运系数随着海泡石处理浓度的增大而降低的同时，叶对茎中Cd的转运系数却增大，在H₅处理时，水稻叶对茎中Cd的转运系数相比于对照组增大了52.17%.其原因可能与低Cd积累水稻品种独有的解毒机制有关，即通过作物自身的相关生理生化调节，提高对镉胁迫环境的耐性响应，优先将水稻吸收的Cd分配到叶片中，进而减少其进入可食部分的量有关.有研究也发现低Cd积累水稻品种这一特有解毒机制，即随着生育期的推进，水稻植株Cd向茎的转运量降低，而茎向叶的转运量则升高，进而降低Cd向精米的转运^[28~30].这进一步表明，在实现污染浓度相对较高的重金属Pb、Cd复合污染土壤的农业安全利用方面，低重金属积累水稻品种的应用具有重要的地位.

(1) 海泡石的添加显著降低土壤中有效态Pb、Cd的含量，且土壤中有效态Pb、Cd的含量与海泡石添加量呈显著负相关，相关系数分别为-0.940、-0.952，均达到了显著水平(P＜0.01).

(2) 水稻各器官中Pb、Cd含量与土壤pH呈显著负相关，相关系数分别在-0.924~-0.785；同时水稻各器官中Pb、Cd含量也与水稻根表铁膜含量呈显著负相关，相关系数分别在-0.943~-0.860.

(3) 海泡石的添加显著降低了水稻根、茎、叶以及精米中重金属Pb、Cd的积累，而且随着海泡石添加量的增大，水稻根、茎、叶及精米对Pb、Cd的富集系数减少，同时茎对根系吸收的Pb、Cd以及精米对茎中Pb、Cd的转运系数均减小.表明在铅镉复合重污染土壤上，海泡石同时对重金属Pb、Cd在土壤-水稻系统的迁移与分配具有较好的阻控作用.

(4) 在供试的铅镉复合重污染土壤上，施用9.00 g·kg^-1土的海泡石后，嘉33精米中的Pb、Cd含量均低于国家的限量指标(GB 2762-2012)，意味着合理施用海泡石与低Pb、Cd积累水稻品种相结合可以实现污染浓度相对较高的重金属Pb、Cd复合污染土壤的农业安全利用.