湖南省是中国的“鱼米之乡”，同时又是享誉世界的“有色金属之乡”，然而有色金属矿产的大规模开发对矿区周围耕地以及生态环境造成了严重的污染和破坏^{[1, 2]}。重金属是土壤环境中重要的污染物，和其他类型的污染物相比，重金属污染的特殊性在于它不能被土壤微生物降解而从环境中彻底消除，并且污染土壤中重金属离子大多以非溶解态存在，当其在土壤中积累到一定程度时，就会对土壤-植物系统产生毒害和破坏作用^[3]。为保障农产品质量安全和人体健康，土壤重金属污染防治研究刻不容缓。

近几年来，学术界围绕添加化学物质降低农田土壤重金属有效性的方法开展了大量研究^[4]，由于这种重金属污染的治理方法具有经济可行而且不破坏土壤结构的优势而被广泛应用^[5]。前期关于改良剂的筛选与组配实验发现，羟基磷灰石+沸石组配对于Pb、Cd污染的土壤具有较好的修复效果^[6]。因此，本研究以羟基磷灰石+沸石组配，研究其对湖南两个典型铅锌矿区附近污染土壤Pb和Cd的固定以及对水稻糙米吸收累积Pb和Cd的影响，以期为重金属铅镉复合污染稻田土壤的治理和粮食质量安全的保障提供科学依据。

研究选用的2块实验稻田均为黄红壤，分别位于湘南铅锌矿区A附近（25°48.8′N，113°06.0′E，简称土壤A）和铅锌矿区B附近（26°34.7′N，112°35.6′E，简称土壤B）。土壤A的机械组成为粘土37.8%，壤土44.7%，砂土17.5%；土壤B的机械组成为粘土19.7%，壤土46.1%，砂土34.2%。实验稻田土壤的基本性质见表 1。

表 1 供试土壤的基本性质 Table 1 Basic properties of tested soils

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土壤改良剂包括羟基磷灰石和沸石，其基本性质见表 2。羟基磷灰石（Ca10（PO4）6OH2，过100目筛）由广西桂林红星生物科技有限公司提供，属碱性材料；沸石（斜发沸石，过100目筛）由湖南省宁乡县道林镇尚杰矿石粉厂提供，属粘土矿物。水稻品种选用杂交稻Ⅱ优93，由湖南亚华种业有限公司提供。

表 2 改良剂基本性质 Table 2 Basic properties of amendments

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通过前期组配改良剂的筛选研究^[7]，本试验选用羟基磷灰石和沸石按1∶2的比例混合成组配改良剂（HZ），添加浓度设置为0、0.45、0.9、1.8 kg·m^-2。在种植水稻前将组配改良剂均匀撒施于土壤表面，通过多次翻耕使其与耕作层土壤充分混合。每处理样方面积为9 m²（3 m× 3 m），设置3次重复，共12个样方，随机区组排列。水稻的耕作管理措施与农民正常耕作生产保持一致。待水稻成熟后，收获两地区水稻植株，采集相应的土壤样品，用于相关指标测定。

土样采回后自然风干，碾压后过2 mm和0.149 mm尼龙筛，保存待测。用酸度计（PHS-3C，雷磁）测定土壤pH值^[9]，固液比为1∶2.5。采用美国Lindsay研究的DTPA（二乙三胺五乙酸）方法测定土壤中的Pb、Cd含量^[14]，采用美国EPA的方法提取土壤中Pb、Cd的TCLP（Toxicity characteristic leaching procedure）浸提态^{[11, 12]}，土壤重金属Pb和Cd交换态采用MgCl₂提取^[13]。水稻各部位（根、茎叶、谷壳、糙米）使用小型粉碎机粉碎，过100目尼龙筛，用塑料封口袋密封保存，用干灰化法（GB/T 5009—2003）消解分析其中重金属Pb和Cd含量^[10]。溶液样品中重金属用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。

试验中的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Excel 2010和SPSS 19.0进行处理。

施用HZ对两地区土壤的pH值有明显的影响（图 1）。随着HZ添加量的增加，两地区土壤的pH值逐渐增加。与对照相比，施用0.45～1.8 kg·m^-2的HZ使土壤A的pH值增加了0.26～0.49个单位，使土壤B的pH值增加了0.23～0.76个单位，且各处理与对照之间均存在显著差异（P < 0.05），但施用量0.45 kg·m^-2和0.9 kg·m^-2之间并无差异。经相关分析表明，HZ添加量与土壤pH存在极显著的正线性相关关系（R_pH土壤A² =0.693，R_pH土壤B²=0.701；ⁿ=12，R_0.01² =0.501）。由此可见，在稻田土壤中添加HZ显著提高了土壤的pH值，且两地区土壤表现的变化规律一致。

柱状图上不同字母表示处理间差异显著（P < 0.05）。下同图 1 组配改良剂HZ对稻田土壤pH值的影响 Figure 1 Effects of combined amendment HZ on paddy soil pH

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用螯合剂DTPA同时提取土壤中有效态Pb和Cd的方法是由美国 Lindsay与Nonvell于1965年开始研究的，自1978年开始该方法得到学术界一致肯定，普遍认为DTPA提取方法的络合性很强，可以客观表现改良剂的固化能力，并将其广泛应用于中性或石灰性土壤中提取有效态Pb和Cd^[14]。随着HZ施用量的增加，土壤A中Pb的DTPA提取态含量降低了38.2%～69.6%，Cd的DTPA提取态含量降低了28.0%～62.0%；土壤B中Pb的DTPA提取态含量降低了54.0%～73.8%，Cd的DTPA提取态含量降低了63.4%～82.7%。土壤A各处理Pb和Cd的DTPA提取态含量与对照相比都存在显著差异（P < 0.05），但0.9 kg·m^-2和1.8 kg·m^-2的施用量之间无明显差异；土壤B各处理Pb和Cd的DTPA提取态含量与对照相比都存在显著差异（P < 0.05），但HZ处理间都无明显差异（图 2）。由此可见，HZ能显著降低土壤A中Pb和Cd的DTPA提取态含量，其降低效果随着HZ添加量的增加而增大；土壤B中施用量达到1.8 kg·m^-2时降低效果最明显。

图 2 组配改良剂HZ对稻田土壤Pb和Cd的 DTPA提取态含量的影响 Figure 2 Effects of combined amendment HZ on DTPA-extractable Pb and Cd in soils

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美国EPA的TCLP方法是当前国际上最常用的一种生态风险评价方法，主要用于检测固体介质或废弃物中重金属元素的溶出性和迁移性^{[11, 12]}。结果表明，组配改良剂HZ能逐渐降低不同地区土壤中Pb和Cd的TCLP提取态含量（图 3）。随着HZ施用量的增加，土壤A中Pb的TCLP提取态含量降低了57.7%～80.0%，Cd的TCLP提取态含量降低了7.4%～41.8%；土壤B中Pb的TCLP提取态含量降低了8.8%～65.8%，Cd的TCLP提取态含量降低了31.8%～65.1%。在土壤A中，各处理Pb的TCLP提取态含量与对照之间均存在明显差异，Cd的TCLP提取态含量在HZ施用量为1.8 kg·m^-2时才与对照之间存在明显差异；在土壤B中，当HZ施用量大于0.9 kg·m^-2时，Pb和Cd的TCLP提取态含量均与对照之间存在明显差异（P < 0.05）。由此可见，HZ能显著降低两地区土壤中Pb和Cd的TCLP提取态含量，且施用量越大，降低幅度越大。

图 3 组配改良剂HZ对稻田土壤Pb和Cd的 TCLP提取态含量的影响 Figure 3 Effects of combined amendment HZ on TCLP-extractable Pb and Cd in soils

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土壤中重金属MgCl₂提取态是在土壤中易于移动并能被作物直接吸收利用的形态，是用来评价土壤中重金属污染程度的指标之一^{[17, 18]}。结果表明，组配改良剂HZ能逐渐降低不同地区土壤中Pb和Cd的MgCl₂提取态含量（图 4）。随着HZ施用量的增加，土壤A中Pb的MgCl₂提取态含量显著降低，Cd的MgCl₂提取态含量无显著变化；土壤B中Pb和Cd的MgCl₂提取态含量均有显著降低。0.45～1.8 kg·m^-2的HZ施用量使土壤A中Pb的MgCl₂提取态含量最多降低了87.4%，使土壤B中Pb和Cd的MgCl₂提取态含量最多分别降低了99.8%、94.5%。由此可见，除土壤A中Cd含量无明显降低外，HZ均能降低两地土壤中Pb和Cd的MgCl₂提取态含量，且降低效果随着组配改良剂添加量的增加而增大。

图 4 组配改良剂HZ对稻田土壤Pb和Cd的 MgCl2提取态含量的影响 Figure 4 Effects of combined amendment HZ on MgCl2-extractable Pb and Cd in soils

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在施用HZ的两种土壤中，水稻Ⅱ优93对重金属的积累是不相同的。图 5表明，随着HZ施用量的增加，土壤A中水稻糙米Pb含量降低了36.4%～48.5%，Cd含量降低了4.9%～17.0%；土壤B中水稻糙米Pb含量降低了5.0%～41.3%，Cd含量降低了16.7%～20.2%。施用HZ时，土壤A中水稻糙米Pb含量与对照之间有明显差异，当施用量大于0.9 kg·m^-2时，Ⅱ优93糙米中Pb含量（0.18 mg·kg^-1）达到国家食品中污染物限量标准（0.20 mg·kg^-1）；当HZ施用量大于0.9 kg·m^-2时，土壤B中水稻糙米的Pb和Cd含量与对照有明显差异。

图 5 组配改良剂HZ对水稻糙米中Pb和Cd含量的影响 Figure 5 Effects of combined amendment HZ on Pb and Cd content in brown rice

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在土壤中添加HZ使两种土壤的pH显著增加（图 6），且土壤重金属的3种提取态含量变化明显。对于土壤A：土壤pH与3种提取态的Pb含量存在显著（P < 0.05）的负线性相关关系，R_DTPA² 、R_TCLP² 和R_MgCl2 ²分别为0.737^**、0.734^**和0.719^**（ⁿ=12，R_0.01² =0.501，R _0.05²=0.332）；土壤pH与3种提取态的Cd含量存在极显著或显著的负线性相关关系，R²_DTPA、R²_TCLP和R_MgCl2²分别为0.758^**、0.423^*、0.166。对于土壤B：土壤pH与3种提取态的Pb含量均存在显著的负线性相关关系，R _DTPA²、R_TCLP² 和R _MgCl2² 分别为0.524^**、0.506^**和0.431^*（n=12，R_0.05²=0.332，R_0.01>²=0.501）；土壤pH与3种提取态Cd含量的R_DTPA² 、R _TCLP² 和R_MgCl2² 分别为0.479^*、0.676^**和0.514^**。由此可见，土壤重金属3种提取态含量与两种土壤pH值之间存在极显著或显著的负线性相关关系，其相关系数DTPA提取态>TCLP提取态>MgCl₂提取态。

图 6 土壤pH与土壤重金属3种提取态含量之间的关系 Figure 6 Correlations between soil pH values and extractable Pb and Cd in soils

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在土壤中添加HZ使两地区水稻糙米中重金属含量显著降低（图 7），对3种提取态的Pb和Cd含量都产生了显著的影响。对于土壤A：3种提取态的Pb含量与糙米中Pb含量存在极显著的正线性相关关系，R_DTPA² 、R _TCLP² 和R_MgCl2²分别为0.709^**、0.777^**和0.707^**（n=12，R_0.01²=0.501）；DTPA提取态的Cd含量与糙米中的Cd含量存在极显著的正线性相关关系，R_DTPA²=0.738^**；而TCLP提取态和MgCl₂提取态的Cd含量均与糙米中的Cd含量不存在相关关系。对于土壤B：糙米中Pb含量与3种Pb提取态含量均存在极显著或显著的正线性相关关系，R2DTPA、R2TCLP和R2MgCl₂分别为0.529**、0.658**和0.342*（n=12，R2 0.05=0.332，R2 0.01=0.501），糙米中Cd含量与3种Cd提取态含量的R_DTPA² 、R _TCLP² 和R_MgCl2²分别为0.527^**、0.220和0.406^*。由此可见，糙米中重金属含量与土壤重金属3种提取态含量基本呈正线性相关关系，其相关系数DTPA提取态>TCLP提取态>MgCl₂提取态。

图 7 糙米中重金属含量与土壤重金属3种提取态含量的关系 Figure 7 Correlations between Pb and Cd in brown rice and soil extractable Pb and Cd

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本研究中羟基磷灰石（H）和沸石（Z）均为碱性物质，加入土壤中显著增加了土壤pH值（图 1），降低了土壤中重金属的迁移能力。研究表明^{[15, 16]}，单一的改良剂，如碳酸钙、海泡石、羟基磷灰石、沸石、膨润土、硅藻土等均能不同程度地降低土壤中重金属活性。陈炳瑞等^[6]向Pb、Cd含量分别为3479、5.26 mg·kg^-1的稻田土壤中施用沸石和羟基磷灰石发现，施用1.8 kg·m^-2的沸石，Pb和Cd的交换态含量分别减少48.7%和56.2%，施用1.8 kg·m^-2的羟基磷灰石，Pb和Cd的交换态含量分别减少41.0%和64.5%。曾卉等^[7]比较组配改良剂和单一改良剂的固化效果发现，沸石、硅藻土与石灰石的组配中，效果最好的是硅藻土+石灰石（1∶2）和沸石+石灰石（2∶1），分别使浸提液中Pb含量降低54.3%和40.8%，由此认为组配改良剂效果优于单一改良剂。已有的研究结果表明，使用上述材料组配的改良剂固化土壤重金属的效果比单一材料改良剂效果更好，与一些学者的研究结果相同^{[21, 22]}。这可能是因为沸石具有孔道结构和离子交换性能，对Pb和Cd等元素具有很强的吸附能力^{[23, 24]}；而羟基磷灰石等含磷材料能与土壤中的Pb²⁺+形成Pb10（PO4）6（OH）2沉淀，从而降低Pb²⁺的迁移能力^{[28, 29]}。

施用不同量的组配改良剂（HZ）在一定程度上降低了土壤Pb和Cd的DTPA提取态含量、TCLP提取态含量、MgCl₂提取态含量（图 2、图 3和图 4）。通过分析土壤pH与重金属3种提取态含量的关系发现（图 6），土壤pH分别与Pb和Cd的DTPA提取态含量、TCLP提取态含量、MgCl₂提取态含量之间存在显著或极显著的负线性相关关系（P < 0.05）。这说明，土壤pH的增加是组配改良剂HZ降低土壤中Pb和Cd生物有效性的主要因素之一。大量研究发现，随着土壤pH值的升高，带负电荷的土壤胶体对带正电荷的重金属离子吸附能力增加，土壤中Fe、Mn等离子与OH-结合形成的羟基化合物为重金属离子提供了更多的吸附位点^{[19, 20]}。

随着HZ施用量的增加，两地区糙米中Pb和Cd的含量呈现递减趋势（图 5），应该是在土壤中这两种元素生物有效性降低的情况下，糙米对其吸收随之降低。通过分析糙米与重金属DTPA提取态含量、TCLP提取态含量、MgCl₂提取态含量的关系发现（图 7），糙米中Pb和Cd含量分别与土壤中Pb和Cd的3种提取态含量之间存在显著或极显著的正线性相关关系（P < 0.05），与王林等^[25] 和王汉卫等^[26] 的研究结果相一致。这说明，糙米中Pb和Cd的累积与土壤中Pb和Cd的提取态含量正相关，土壤重金属的3种提取态含量均能在一定程度上反映土壤中重金属的生物有效性。

徐亚平等^[28]研究表明，DTPA 提取的有效态Pb和Cd的含量与糙米中相对应的重金属含量线性相关是7种提取剂中最高的。这是因为DTPA通过螯合作用，将吸附在土壤颗粒及胶体表明的重金属离子解吸下来，然后再利用自身较强的螯合作用和Pb、Cd离子形成较强的螯合体，从土壤中分离出来^[30]。本实验结果中，不同类型的提取方法对土壤中Pb和Cd的生物有效性提取效率不同，且同一种提取方法对Pb和Cd的提取效率也不同，但无论是从显著性水平还是相关系数来看，Pb和Cd的DTPA提取态基本上都优于TCLP提取态和MgCl₂提取态，故DTPA提取方法能够更好地反映Pb和Cd的生物有效性。

（1）施用HZ能使两种供试土壤pH值有不同程度的升高，同时能使土壤Pb和Cd的DTPA提取态、TCLP提取态、MgCl₂提取态含量不同程度的降低。

（2）施用0.45～1.8 kg·m^-2的HZ能使土壤A水稻糙米中Pb和Cd的含量分别降低36.4%～48.5%和4.9%～17.0%，土壤B水稻糙米中Pb和Cd的含量分别降低5.0%～41.3%和16.7%～20.2%。

（3）分析土壤pH和糙米中重金属含量与3种重金属提取态含量的关系得知，土壤pH增加是HZ降低土壤中Pb和Cd生物有效性的关键因素之一。比较得知，DTPA提取方法更适合表达土壤Pb和Cd的生物有效性，可用于糙米重金属含量的风险评估。