随着城市化、工业化以及农业集约化进程的加快，土壤重金属污染已成为全球关注的环境问题之一^[1]。土壤中的重金属大多来源于人类活动，如农业灌溉、城市化、工业化与采矿业等，其中采矿业是土壤重金属污染最重要的来源之一^{[2, 3]}。我国国土面积960万km2，由于采矿业的发展，目前已经造成150万km2的荒地，并且这一数字还在以每年46 700 hm2的速度增加^[4]。土壤重金属污染具有长期性、滞后性、累积性等特点，可以通过多种途径进入食物链累积和放大，严重威胁人类健康^{[5, 6]}。因此，重金属污染土壤的修复是我国当前亟待解决的环境问题之一。在众多土壤改良技术中，重金属污染土壤的化学改良技术对土壤环境破坏小、费用较低、易于操作，特别适合于大面积的中、低度污染农田的修复和治理^[7]。当前，重金属污染土壤的改良剂主要包括：石灰性物质、磷酸盐类、无机矿物质和有机物料。张晓熹等^[8]的盆栽试验发现，石灰石可以在短期内显著减轻土壤对芥菜的毒害作用，增加芥菜产量，降低芥菜镉含量，石灰的持效时间通常较短。邵乐等^[9]的大田试验发现，石灰的后效作用能维持一年半左右；李刚等^[10]的研究表明，含磷赤泥颗粒对土壤Pb具有很好的钝化作用，含磷物质不仅对 Pb 有很好的固定效果，对共存的其他金属 Cd、Cu 和 Zn 等也有一定的稳定效果；章明奎等^[11]发现沸石对降低矿区土壤水溶态重金属有良好作用，并且对土壤重金属有较长的稳定效果；李正强等^[12]提出施用有机肥显著降低土壤重金属有效态，并显著抑制了Cd、Pb向光叶紫花苕地上部转移和积累。

化学改良技术的关键在于选择经济、有效的改良剂。矿山周边土壤往往属于复合污染，而且土壤的pH偏低，由于不同改良剂对不同的重金属的作用机理不同，单一的改良剂可能对一种重金属的固定效果较好，而对其他金属元素的效果较差^[13]。此外，如果施用单一改良剂，其用量往往会很高，从而造成土壤结构的破坏或影响植物的正常生长^[14]，或者是需要每年不断追施改良剂。因此，本研究选择了石灰石、羟基磷灰石、沸石三类不同性质的改良剂，首先采用四水平三因素的正交实验设计，通过土壤培育试验来筛选出对酸性多金属污染土壤中重金属固定效果较好的混合改良剂配比；根据筛选结果进行盆栽试验，进一步验证混合改良剂对红油麦菜生长和可食部分重金属含量的影响，以期得到应用于酸性多金属污染土壤改良的混合无机改良剂。

供试的三种化学改良剂分别为沸石（化学纯）、石灰石（分析纯）和羟基磷灰石（分析纯）。供试土壤为酸性重金属污染土壤，采自广州韶关上坝村受大宝山矿山废水污染的农田土壤，其基本理化性质如下：土壤pH（土∶水＝1∶2.5，玻璃电极法）为3.70，有机质（重铬酸钾容量法）含量为18.15 g·kg^-1，重金属总量（硝酸－氢氟酸－高氯酸消煮法，原子吸收光谱测定）分别为Cd 0.56 mg·kg^-1、Pb 1 646.89 mg·kg^-1、Cu 695.07 mg·kg^-1、Zn 503.60 mg·kg^-1，重金属有效态含量（0.01 mol·L^-1 CaCl₂浸提，原子吸收光谱测定）分别为Cd 0.335 mg·kg^-1、Pb 13.92 mg·kg^-1、Cu 12.11 mg·kg^-1、Zn 37.99 mg·kg^-1。

土壤样品自然风干，去除杂物，磨碎过2 mm 尼龙筛。准确称取 50.00 g土样多份，置于 100 mL烧杯中。实验处理采用三因素四水平正交实验设计（表 1），沸石、石灰石和羟基磷灰石各设 4个水平，用量分别为 0、2.0、4.0、6.0 g·kg^-1，以不加任何改良剂的土壤为对照（CK），每个处理重复 3 次。改良剂与土壤充分混匀后，每个烧杯中加入 20 mL去离子水，使土壤含水量约为田间最大持水量的60%，置于干燥通风处。土壤培育20 d和40 d，取土壤样品测定土壤pH和有效Cd、Pb、Cu、Zn的含量，并计算不同混合改良剂对重金属的固化率。

固化率=（CK－DT）/CK×100%

表 1 正交实验设计方案 Table 1 The orthogonal experimental design

表选项

根据土壤培育试验的结果，从中挑选出对土壤中Cd、Pb、Cu、Zn固定效果最佳的6个处理（表 2）进行盆栽试验，以不加改良剂的土壤为对照。每盆装土0.8 kg，改良剂与土壤充分混匀后，加入单蒸水至田间最大持水量，室温下平衡20 d，开始盆栽试验。

表 2 盆栽试验改良剂的施用水平 Table 2 Application rates of amendments in pot experiment

表选项

将红油麦菜种子（北京华蔬有限公司，极品红油麦菜）播种在人工基质中，待幼苗长出第4或第5片真叶后（8~10 d），每盆移植一株。红油麦菜生长期间，根据其生长需要从花盆底部托盘补加双蒸水，以保持土壤的湿度。植物生长50 d后，收获植物（地上部和根系）和土壤样品。植物样品先用自来水冲洗干净，再用去离子水冲洗3次，自然晾干后记录植物的鲜重，105 ℃杀青30 min，然后65 ℃烘干至恒重，记录地上部和根系的干重，最后磨细备用。土壤样品自然风干，过20目和100目筛待分析。

土壤pH测定参照国家标准NY/T 1377—2007：取1000 mL去离子水于大烧杯中，在电炉上煮沸5 min，用保鲜膜封好，自然冷却；称取通过1 mm孔径筛的风干土壤样品10.00 g于25 mL小烧杯中，按照水土比例2.5∶1，加入25.0 mL上述去离子水；用磁力搅拌器搅拌1 min，放置30 min；用矫正过的pH计测定悬液的pH值。

土壤有效Cd、Pb、Cu、Zn的测定参照鲍士旦第三版《土壤农化分析》，称取通过20目筛的风干土10.00 g放入150 mL三角瓶中，加25 mL 1 mol·L^-1 NH4NO3浸提液，在160 r·min^-1恒温25 ℃振荡2 h，取出，静置5 min，取上层清液过滤。原子吸收光谱法测定滤液中Cd、Pb、Cu、Zn含量。

植物Zn、Cu、Pb、Cd的测定参照鲍士旦第三版《土壤农化分析》，采用干灰化-原子吸收光谱法。即准确称取一定量植物样品，先在电炉上炭化，然后置于马福炉中（500±5）℃灰化约8 h，取出坩埚，冷却后加盐酸（6 mol·L^-1）溶解，定容到50 mL，火焰原子吸收分光光度计（Z-2000）测定Cd、Pb、Cu、Zn含量。

数据用Excel 2003作预处理，应用 SAS 9.0 软件对试验数据进行方差分析，多重比较采用新复极差法（Duncan 法），采用 P=0.05 的显著水平。

供试土壤因多年采用受大宝山矿山废水污染的水灌溉，土壤pH值很低，属于极酸性土壤。由图 1可知，各种混合改良剂均使土壤pH值显著升高，且各处理之间差异显著。随着沸石、石灰石和羟基磷灰石用量的增加，土壤pH值逐渐升高，其中处理3（6 g·kg^-1石灰石+6 g·kg^-1羟基磷灰石）的土壤pH值最高（7.71），比对照土壤增加了约3个单位。正交统计分析显示，对土壤pH影响最大的是石灰石。对比土壤培育20 d和40 d的结果，土壤pH变化不显著，说明平衡20 d后，改良剂与土壤组分之间的相互作用基本上达到了稳定平衡。

与对照土壤相比，施加各种混合改良剂后，土壤中的有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量均显著降低（表 3）。对比土壤培育20 d和40 d的结果发现，土壤有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量变化均不大，只有个别处理组略有下降，这也说明改良剂与土壤组分作用20 d后，基本上达到了稳定平衡。

表 3 不同混合改良剂对土壤中重金属有效态含量的影响（mg·kg^-1） Table 3 Effects of different treatments on available heavy metals in soil（mg·kg^-1）

表选项

对土壤培育40 d的结果进行单因素统计分析，当沸石施用量为4 g·kg^-1时，土壤中Cd的固化效果达到94.25%；当石灰石施用量为2 g·kg^-1时，土壤中Cd的固化效果达到95.33%；当羟基磷灰石施用量为4 g·kg^-1时，土壤中Cd的固化效果达到95.83%。这表明沸石和羟基磷灰石施用量为4 g·kg^-1，或石灰石施用量为2 g·kg^-1时，可以对该酸性多金属污染土壤中的Cd起到良好的固定效果。当沸石、石灰石、羟基磷灰石施用量均为2 g·kg^-1时，土壤中Pb的固化率分别为91.85%、98.07%和92.74%；当沸石施用量为4 g·kg^-1，或石灰石、羟基磷灰石施用量均为2 g·kg^-1时，土壤中Cu的固化率分别为94.25%、96.37%、91.42%；当沸石、石灰石、羟基磷灰石施用量均为2 g·kg^-1时，土壤Zn的固化率分别为95.28%、95.27%、97.69%，固化效果已达到相当好的水平。

正交统计分析得到：土壤培育20 d，沸石、石灰石、羟基磷灰石对Cd固化率的F值分别为1.388、3.159、1.48；土壤培育40 d时，沸石、石灰石、羟基磷灰石的F值分别为1.606、3.592、1.635。这说明石灰石对降低土壤Cd有效性的贡献最大，羟基磷灰石和沸石的贡献差不多，而且随着培育时间的延长，3种改良剂对土壤中Cd固化效果都在加强。同样，正交统计分析得到：土壤培育20 d，沸石、石灰石、羟基磷灰石对Pb固化率的F值分别为1.033、1.393、1.099，对Cu固化率的F值分别为0.993、1.037、0.725，对Zn固化率的的F值分别为1.196、3.683、1.361；土壤培育40 d时，沸石、石灰石、羟基磷灰石对Pb的F值分别为1.062、1.989、1.148，对Cu的F值分别为1.055、1.286、0.826，对Zn的F值分别为1.087、1.713、1.400。这表明石灰石对降低土壤中Pb、Zn和Cu有效性的贡献最大，羟基磷灰石对降低土壤Pb、Zn有效性略优于沸石，但沸石对降低土壤Cu有效性略优于羟基磷灰石。

由图 1还可以看出，虽然施加各种混合改良剂均使土壤pH值升高，但处理1、4、5和8土壤的pH低于6，考虑今后在农业生产过程中，改良剂的效果可以持续作用多年；同时考虑到如果改良后的土壤pH过高，也不利于农作物的生长。因此，选出6个处理进行盆栽试验（表 2）。

数据为平均值±标准差（n=3）；采用Duncan多重比较，具有相同字母的数据间无显著差异（P<0.05）。下同 Data are mean ± standard deviation（n=3）；Means followed by the same letter are not significantly different（P<0.05） according to Duncan′s multiple comparison test. The same below. 图 1 不同混合无机改良剂与土壤培养20 d和40 d对土壤pH值的影响 Figure 1 Effect of different treatments on soil pH after 20 and 40 day incubations

图选项

红油麦菜在对照土壤上的生长受到严重抑制，茎叶纤弱、叶片发黄，其地上部基本上没有收成（表 4）。虽然处理A和处理B能显著提高土壤pH和降低土壤中Cd、Pb、Zn、Cu的有效含量（图 1、表 2、表 6），但油麦菜的生长并没有改善作用，其生长缓慢，叶片发黄，茎叶矮小纤细，地上部的生物量与对照土壤之间没有显著差异（表 4）。土壤经处理C、D、E和F改良后，红油麦菜长势良好，地上部的生物量分别为对照的15.6、10.3、13.8倍和12.9倍，其中在处理C（4 g·kg^-1沸石+2 g·kg^-1石灰石+6 g·kg^-1羟基磷灰石）改良土壤上生长的红油麦菜的地上部生物量最大。

表 4 红油麦菜地上部的生物量（g·pot^-1） Table 4 Shoot biomass of red leaf lettuce

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虽然在处理C、D、E、F改良土壤上红油麦菜生长健康，但其可食部分Cd含量依然很高，远超于国家标准中叶菜类蔬菜的Cd含量上限0.2 mg·kg^-1，特别是生物量最大的处理C，油麦菜可食部分Cd含量最高（表 5）。土壤经处理D、E、F改良后，油麦菜可食部分的Pb含量均低于标准中叶菜类蔬菜的Pb含量上限0.3 mg·kg^-1，但是土壤经处理C改良后，可食部分的Pb含量仍略高于国家标准（表 5）。4种混合改良剂均使油麦菜可食部Cu、Zn含量低于国家标准的上限值：地上部Cu含量以处理D、E最低，处理C含量最高；Zn含量以处理C、E最高，D、F最低（表 5）。

表 5 红油麦菜地上部重金属含量（以鲜重计，mg·kg^-1） Table 5 Contents of heavy metals in red leaf lettuce shoots

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各种混合改良剂均使土壤pH值显著升高，而且各处理之间差异显著（表 6）。处理B土壤的pH最高（pH=7.70），比对照土壤高约3个单位，其次是处理A，比对照土壤也高约3个单位。处理E改良的土壤pH最低（pH=6.24），但也比对照土壤增加了约2个单位。

表 6 收获油麦菜后土壤pH和重金属有效态含量 Table 6 pH values and available heavy metals in soil after harvest of red leaf lettuce

表选项

土壤施加改良剂后，土壤有效态Cd含量显著降低，分别比对照土壤降低了85%、91%、70%、79%、52%和67%，其中处理B（2 g·kg^-1沸石+6 g·kg^-1石灰石+4 g·kg^-1羟基磷灰石）改良土壤的有效态Cd含量最低，处理E（6 g·kg^-1沸石+6 g·kg^-1羟基磷灰石）改良土壤的有效态Cd含量最高。同样，6种混合改良剂均显著降低了土壤中Cu、Zn和Pb有效态含量，但6种混合改良剂之间没有显著差异，其中土壤有效态Cu含量比对照土壤降低了97%~99%，土壤有效态Zn含量比对照土壤降低了99%以上，土壤有效态Pb含量均低于检测值。

线性回归分析显示（图 2），土壤pH与土壤中Cd、Cu、Zn的有效态含量均呈显著负相关，R2分别为0.985 7、0.816 1和0.858 2。这说明土壤pH是影响土壤重金属Cd、Cu、Zn有效态含量的重要因素，随着土壤pH的升高，重金属的生物有效性降低。

图 2 土壤pH与土壤重金属有效态的关系 Figure 2 Relationship between pH and available heavy metals in soil

图选项

由表 7可见，土壤pH值与油麦菜地上部的Cd含量并没有明显的相关关系，但与油麦菜地上部的Pb、Cu、Zn呈二次负相关，R2分别为0.906 2、0.932 3、0.840 5，均达到显著水平。当土壤pH高于6.67，油麦菜地上部Cd含量随着土壤pH的升高而降低；当土壤pH高于6.59时，油麦菜地上部Cu含量随着土壤pH的升高而降低；当土壤pH高于6.32时，油麦菜可食部的Zn含量随着土壤pH的升高而降低。

表 7 收获油麦菜后土壤pH、重金属有效态含量与植物重金属含量关系 Table 7 Heavy metal content in plant as a function of soil pH or available heavy metal content in soil

表选项

土壤中Cu、Zn有效态含量分别与油麦菜地上部Cu、Zn含量呈二次曲线相关，R2分别为0.806 8和0.762 9，但土壤中Cd有效态含量与油麦菜可食部Cd没有显著的二次曲线相关性。

大宝山位于广东省韶关市的曲江区和翁源县交界处（113°40′~113°43′E，24°30′~24°36′N），是我国一座大型硫酸盐多金属矿山。该地区属于亚热带季风气候，温暖潮湿多雨，年平均气温20.3 ℃，多年平均降雨量1673 mm^[15]。成土为花岗岩，基带土壤类型为红壤，随海拔升高而逐渐演替为山地黄壤。受大宝山采矿活动影响的地段，由于所含金属硫化物发生氧化而发育为酸性硫酸盐土壤^[16]。大宝山矿区周围土壤以 Cu、Zn、As、Cd 和 Pb 为主的多金属复合污染，综合污染指数达0.89~32.34^[17]，以Cd污染最严重，其次是 Zn、Cu、Pb、Cr、Ni、Hg^[18]。因此，对于该区域污染土壤，必须提高土壤pH和降低土壤重金属有效态浓度，才能保障农产品的安全生产和居民的健康。

土壤酸化影响有机质的分解与合成、营养元素的释放与转化、重金属等微量元素的有效性以及土壤保肥和供肥能力等，严重影响植物的生长发育^[19]。因此，治理酸性重金属污染土壤的首要条件是使土壤pH提高到适合于农作物生长的范围。有研究表明，施加石灰石、羟基磷灰石和沸石均能提高矿区污染土壤的pH值^[11]。本研究也发现，这三种改良剂对提高土壤pH均有一定的贡献作用，其中石灰在短期内提高土壤pH的效果最好（图 1和表 6）。石灰与酸性土壤黏粒的交换性Al3+或有机质的羧基功能团发生中和反应，从而降低土壤酸度。据报道，污染红壤施加石灰石能改善黑麦草的生长，当土壤pH达到6以上时，黑麦草的生长情况更好^[20]。本研究也发现（图 1和表 6），酸性多金属污染土壤经处理C、D、E和F改良后，土壤pH从4增至6.24~7.07，红油麦菜的生长健康，未表现出任何中毒症状；但是，处理A（4 g·kg^-1石灰石+6 g·kg^-1羟基磷灰石）和B（2 g·kg^-1沸石+4 g·kg^-1石灰石+6 g·kg^-1羟基磷灰石）改良的土壤pH分别高达7.2和7.7，此时红油麦菜的生长受到严重抑制，其生长状况甚至比在未改良的土壤上更差（表 4），原因可能是石灰的用量过高。土壤培育实验也表明，石灰对短期迅速增加土壤pH值的贡献最大（图 1）。有研究表明，石灰施用量与土壤有效磷呈显著负相关^[21]。施用过多的石灰后，可能导致土壤有效磷缺乏，从而使油麦菜的生长受到严重抑制。污染土壤上施用沸石不仅不会引起土壤中有效磷的固定，还能改善土壤供钾的状况^[22]。这表明施用混合改良剂可以减少单一改良剂的用量，从而缓减不利土壤因素对植物的毒害性，提高植物产量。盆栽实验也证明，混合改良剂（沸石4 g·kg^-1+2 g·kg^-1石灰石+6 g·kg^-1羟基磷灰石）处理后，红油麦菜的生长状况最佳，地上部的生物量最大（表 4）。

土壤施加各种混合无机改良剂后，虽然土壤pH显著增加，土壤有效Cd、Pb含量显著降低，但是红油麦菜地上部Cd含量还是远远超过食品卫生标准，地上部Pb含量接近（处理F、D）或超过（处理C）国家标准。同时，我们还发现红油麦菜地上部Cd含量与土壤pH、土壤有效Cd含量之间没有显著相关关系。分析原因可能有以下几点：

（1）土壤Cd的移动性和生物有效性非常高，很容易被植物根系吸收并向地上部转运。国内外很多学者在研究改良重金属污染土壤的过程中也有此发现^{[23, 24]}。因此，即使土壤溶液中的Cd含量并不是很高，但是Cd很容易被植物吸收积累，我国频繁发生镉米和镉超标蔬菜也说明Cd具有很强的生物累积性。

（2）红油麦菜对重金属Cd、Pb的吸收和向地上部转运的能力很强，特别是对重金属Cd有极高的富集能力^[25]。由于生理特性、生长期长短、对重金属敏感程度不同等因素，不同品种的蔬菜对重金属的富集能力存在明显差异^[26]。研究还表明，同一个蔬菜的不同品种，其富集系数变化趋势也存在较大差异^[27]。今后我们还需进一步比较不同油麦菜品种对Cd、Pb的吸收积累能力的差异，从中筛选出Cd、Pb的低累积品种，结合土壤化学改良，才能保障大宝山周边污染土壤的蔬菜安全生产。

（3）土壤中Cd、Pb的生物有效性还与植物根系构型和活动、根际微生物的代谢活动密切相关。土壤施加改良剂后，土壤pH增加和重金属Cd、Pb有效态含量降低，从而缓减了不利土壤因素对植物生长的胁迫作用。植物的生长旺盛，尤其是根系发达，发达的、代谢活跃的根系会分泌更多的小分子物质（如有机酸、氨基酸等），这些小分子物质可能解吸、溶解和螯合那些原来被改良剂或土壤表面吸附或沉淀的重金属。本研究也发现，土壤经处理C改良后，红油麦菜的根系发达，地上部的生物量最高（表 4），但其地上部的Cd、Pb含量也是最高的（表 5）。

（4）可能与本研究选择测定土壤中重金属有效态含量的提取剂和提取条件有关。当前，测定土壤中重金属有效态含量的方法有很多，很多研究采用不同的中性盐溶液（如CaCl₂、NH4NO3、NH4HAO3等），而且不同研究所采用的土壤与提取剂的比例也不同^{[28, 29]}。然而，这些提取剂提取的重金属，并不能代表土壤中真正的重金属有效态含量，对同一种土壤样品采用不同的提取剂所提取的重金属有效态含量并不相同^{[29, 30]}。本研究采用NH4NO3提取的重金属可能并不能很好地代表供试土壤中Cd、Pb生物有效性，尤其是Pb。有研究者曾用六种不同提取剂提取土壤有效态Cu、Cd，结果发现六种提取剂所提取的有效态Cu含量与其在水稻籽粒中含量均有极显著的相关性，但土壤Cd的有效态含量与水稻籽粒中Cd的量却并非全部存在相关关系^[31]。因此，今后需要进一步比较不同的化学提取剂对土壤Cd、Pb的提取，从中找到与植物体内Cd、Pb含量之间有良好相关性的提取剂，使其可以很好地代表土壤中Cd、Pb的植物有效性。

石灰石、沸石和羟基磷灰石组配的混合无机改良剂可以显著提高大宝山矿区周边酸性多金属污染土壤的pH值和降低土壤中Cd、Pb、Zn、Cu的生物有效性，同时能改善红油麦菜的生长和提高产量，但还不能保障红油麦菜的安全生产。

今后，为了保证大宝山周边农田蔬菜的生产安全，还需进一步筛选重金属低累积蔬菜品种、或寻求其他可以显著降低土壤Cd、Pb的植物有效性的无机、有机混合改良剂。更为重要的是，在筛选重金属污染土壤的改良剂时，单纯的土壤培育实验和基于实验操作性概念上的土壤重金属有效性是远远不够的，必须结合盆栽实验中植物的生长情况和可食部分的重金属含量，才能确保筛选的改良剂能够进行田间推广。