重金属污染是我国农业土壤面临的一个严峻的环境问题。《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤Pb、Cd的点位超标率分别达到1.5%和7.0%^[1]。水稻是世界第二大粮食作物，我国第一大粮食作物^[2]。近十年来，我国水稻种植面积维持在（2.8~3.2）×10⁷ hm²，约占农作物播种面积的20%，我国有一半以上的人口以水稻为主食。然而，矿山开采及有色金属冶炼等人类活动使得大量Pb、Cd等重金属释放到环境中，导致了土壤特别是农地土壤的污染，从而引起蔬菜及粮食作物中重金属的超标^[3]。Pb和Cd是稻米中主要的重金属污染物。在我国南方地区已有很多地方出现了稻米中Pb、Cd超标的现象^{[4, 5, 6, 7]}。

重金属污染的农业土壤的主要修复方法包括钝化法、植物提取法、化学淋洗法、电动力学法和客土法等^[8]。化学钝化技术是一种简单、廉价、见效快的修复方法，是重金属污染农业土壤修复中普遍采用的方法之一，其原理是向土壤中添加钝化剂来降低土壤重金属的有效性，减少植物对重金属的吸收和积累。土壤钝化材料的种类很多，主要有含磷材料、含钙材料、含硅材料和有机物料等^{[9, 10]}。羟基磷灰石（Hydroxyapatite，HAP）是含磷钝化剂的一种，1981年Suzuki等^[12]发现其可以有效去除溶液中Pb离子。目前已有不少研究表明，HAP对稳定土壤中Pb、Cd、Zn等重金属^{[13, 14, 15, 16, 17]}、降低重金属的植物有效性^{[14, 15]}具有很好的效果。然而，施到土壤中的钝化剂不仅影响土壤重金属的化学行为，同时也影响植物的生长及生理过程，从而影响重金属在植物体内的转移和累积。现有的研究大都集中在磷酸盐对Pb、Cd在土壤中的形态和有效性的钝化效果以及植物对Pb、Cd的吸收和富集的影响上，对钝化剂作用下Pb、Cd在植物体内的转移及其对最终富集的意义鲜见报道。本文试图通过水稻盆栽试验，探讨添加羟基磷灰石对土壤Pb、Cd在土壤-水稻系统中的转移规律及其对稻米Pb、Cd累积的影响，以期为Pb、Cd污染的农业土壤的钝化修复技术的完善提供科学依据。

盆栽用土采自福建省三明市尤溪县某矿区周边Cd-Pb-Zn复合污染的稻田耕作层。土壤从田间取回后去除杂物，自然风干后用木棍捣碎，过1 cm尼龙筛混合均匀后备用。土壤基本性质如表 1所示。供试水稻品种为宜优673，由福建农嘉种业股份有限公司提供，是福建省普遍栽培的籼稻品种。供试的HAP购自西安瑞盈生物科技有限公司，医药级，粒径29 μm，pH7.15，其中Pb、Cd的含量分别为1.69 mg·kg^-1和0.02 mg·kg^-1。

表 1 供试土壤物理化学性质 Table 1 Physical and chemical properties of experimented soil

表选项

盆栽试验在塑料大棚中进行，共设6个处理，各处理添加HAP的量（g·kg^-1土）分别为：0（对照，CK）、2（P1）、4（P2）、8（P3）、16（P4）、32（P5）。各处理均3次重复，完全随机排列。每盆（内径25 cm，高25 cm）加入风干土壤7.5 kg，加HAP的同时加入尿素2.1 g、NH₄H₂PO₄ 1.2 g、K₂SO₄ 2.1 g，充分混匀后加水平衡7 d。

将水稻种子先用清水悬浮去除不实粒，再用30% H₂O₂浸泡30 min，清水洗净后继续用清水浸泡10 h，催芽。稻种催芽后先在育秧盆上育秧，25 d 后将秧苗移栽到盆内，每盆5 株。移栽后全生育期土面保持2～3 cm 水层。水稻生长期间追施复合肥（N 18%～20%，P₂O₅ 8%～12%，K₂O 8%～15%）2 次：分蘖期每盆施3.75 g，抽穗前每盆施2.25 g。

到有效分蘖期（秧苗移栽后40 d），每盆采集3株水稻及100 g土壤。水稻植株用去离子水洗净，根系提取表面铁膜后与茎、叶烘干（70 ℃）至恒重并测定干重，然后用不锈钢粉碎机粉碎。土壤经风干、磨碎后分别过2 mm和0.149 mm的尼龙筛，供化学分析用。在水稻成熟后，采集剩余的两株水稻及100 g土壤。稻谷经小型脱壳机将稻壳和糙米分开，再用不锈钢粉碎机粉碎。其他处理与分蘖期样品相同。

土壤pH值用pH计测定（水土比2.5∶1），土壤有机质采用重铬酸钾-外加热法测定，土壤CEC采用乙酸铵交换法测定，土壤速效磷采用NaHCO₃法测定^[18]，土壤机械组成采用激光粒度仪测定。

水稻根系铁膜中重金属含量用DCB（Dithionite-citrate-bicarbonate）法浸提^[19]，ICP-MS（NexION300X 美国PerkinElmer公司）测定。根（去铁膜后）、茎、叶及糙米中Pb、Cd的含量采用混酸消煮^[20]，ICP-MS测定。土壤Pb、Cd、Zn的有效态含量采用0.005 mol·L^-1 DTPA+0.01 mol·L^-1 CaCl₂+0.1 mol·L^-1 TEA（pH=7.3）浸提[W（土）∶V（提取剂）]=1∶5，ICP-MS测定Cd，用AAS（PinAAcle 900F 美国PerkinElmer公司）测定Pb、Zn^[21]。

实验数据为3次重复平均值，采用Excel 2010和SPSS 19.0进行统计分析。

pH对土壤中Pb和Cd的活性和行为有很大的影响。酸性土壤中Pb和Cd的植物有效性会随土壤pH的升高而降低^{[22, 23]}。从图 1可见，施用2～32 g·kg^-1 HAP处理的pH在水稻分蘖期较对照分别上升了0.1、0.14、0.56、0.67、1.01，在成熟期分别上升了0.03、0.01、0.41、0.67、1.01，与对照相比均存在显著差异，说明施用HAP可以有效增加土壤pH。

不同字母表示同一时期处理间差异显著（P<0.05）。下同 Different letters indicate significant differences between treatments in the same stage（P<0.05）. The same below 图 1 不同HAP用量处理下水稻土壤pH 值的变化 Figure 1 Soil pH at different rates of HAP

图选项

从图 2可见，随着HAP添加量的升高，分蘖期和成熟期土壤的有效态Pb和Cd含量依次降低。分蘖期P1～P5处理的土壤有效Pb含量较对照分别降低13.47%、17.10%、23.57%、34.12%、44.38%，在成熟期较对照分别降低8.72%、10.99%、29.09%、31.46%、40.10%，与对照相比均有显著差异。另外，CK、P1、P2、P4、P5处理成熟期的有效Pb含量均略高于分蘖期，增幅分别为3.20%、8.87%、9.76%、7.37%、10.04%。分蘖期P1～P5处理的土壤有效Cd含量较对照分别降低9.75%、11.54%、19.13%、31.70%、42.20%，在成熟期较对照分别降低8.50%、7.79%、27.88%、35.61%、45.79%，除个别处理外，施用HAP处理的有效Cd含量与对照相比均有显著差异。与Pb相反的是，P1～P5处理成熟期有效态Cd的含量均略低于分蘖期Cd的含量，降幅分别为4.50%、3.20%、0.46%、14.86%、9.97%、10.42%。这说明向土壤中添加HAP可有效降低Pb和Cd的有效性。

图 2 不同HAP用量处理下土壤Pb、Cd 有效态含量的变化 Figure 2 Available Pb and Cd in soil treated with different rates of HAP

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不同HAP用量处理下水稻各部位Pb和Cd的含量分别见表 2和表 3。对Pb而言，在分蘖期，虽然大部分处理水稻根部Pb的含量较对照有所增加，但没有显著性差异。P1、P2、P4、P5处理水稻茎的Pb含量均显著低于对照，降幅分别为47.86%、41.91%、38.90%、40.54%；所有HAP处理的水稻叶的Pb含量均比对照显著降低，降幅分别为73.08%、53.03%、68.80%、73.58%、82.21%。在成熟期，与对照相比，P3、P4、P5处理的水稻根、茎中Pb含量均显著降低，其中根中Pb含量降幅分别为27.58%、36.12%、52.35%，茎中Pb含量降幅分别为51.60%、52.46%、86.55%。对于水稻叶Pb含量，P5处理较对照显著降低。上述结果说明，HAP可以有效降低水稻地上部Pb的含量，与一些研究结果^{[22, 24]}一致。HAP对Cd吸收富集的影响与Pb不同。在分蘖期，P1、P3、P4和P5处理的水稻叶Cd含量较对照显著降低，降幅分别为73.38%、68.80%、73.59%和82.22%。在成熟期，施用HAP同样降低了水稻叶中Cd含量，但仅P5处理达到显著水平，表明水稻生长后期叶片Cd含量有回升趋势。此外，施用HAP对分蘖期和成熟期的根、茎及成熟期叶Cd含量均无显著影响。

表 2 不同HAP用量处理下水稻各部分Pb 的含量 Table 2 Lead concentrations in different parts of rice plant at different rates of HAP

（mg·kg-1）

表选项

表 3 不同HAP用量处理下水稻各部分Cd 的含量 Table 3 Cadmium concentrations in different parts of rice plant at different rates of HAP

（mg·kg-1）

表选项

不同HAP用量处理下糙米中Pb、Cd的含量见表 4。与对照相比，添加HAP的处理糙米Pb含量均显著降低，其中P2、P3、P4和P5处理的糙米Pb含量降幅均超过50%，P5处理的糙米Pb的降幅最大，达88.74%。添加HAP后，除P1外，其他处理的糙米Pb含量均低于我国食品中污染物限值（GB 2762—2012）。与Pb相反的是，P1～P5处理的糙米Cd含量均较对照升高，增幅分别为145.3%、90.3%、148.2%、127.5%、45.5%，其中P3处理糙米Cd含量与对照之间存在显著差异。这说明添加HAP可显著抑制Pb在水稻籽粒的富集，但反而促进Cd在水稻籽粒的富集。

表 4 不同HAP用量处理下糙米中Pb、Cd 的含量 Table 4 Lead and cadmium concentrations in brown rice grains at different rates of HAP

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从图 3可见，无论是分蘖期还是成熟期，随着土壤有效Pb含量的增加，糙米中Pb含量均逐渐增加，土壤有效Pb含量与糙米中的Pb含量均有极显著的线性相关性，R2分别达到0.665 6和0.644 3，说明降低土壤有效Pb含量是HAP抑制糙米中Pb富集的重要机制之一，这与前人的研究结果^{[22, 25]}相同。与Pb不同的是，土壤有效Cd含量的变化对糙米Cd累积的影响不大，糙米中Cd含量与分蘖期或成熟期土壤有效态Cd含量之间几乎都没有相关性。从土壤有效Cd含量和糙米Cd含量的变化也可以看出，土壤有效Cd含量与糙米Cd含量的变化趋势完全不同。

图 3 土壤有效Pb含量与糙米中Pb 含量之间的相关性 Figure 3 Correlation between available soil Pb and brown rice Pb concentration

图选项

重金属在土壤-水稻系统的转移基本遵循土壤→铁膜→根→茎→叶→糙米或者土壤→铁膜→根→茎→糙米的顺序^[26]。重金属在土壤-水稻系统相邻部位之间的转移是其从土壤到糙米转运过程中的组成环节，每个环节的转运能力都会影响糙米中Pb和Cd的富集。不同HAP用量处理下Pb、Cd在土壤-水稻系统中各个环节的转移系数分别如表 5、表 6所示。

表 5 不同HAP用量处理下Pb 在土壤-水稻系统中的转移系数 Table 5 Transfer factors of Pb between soil-rice system under different HAP treatments

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表 6 不同HAP 用量处理下Cd在土壤-水稻系统中的转移系数 Table 6 Transfer factors of Cd between soil-rice system under different HAP treatments

表选项

由表 5可知，在分蘖期，添加HAP降低了Pb的TF_{土壤-铁膜}、TF_根-茎，P1、P2处理Pb的TF_根-茎较对照显著降低；P1～P5处理Pb的TF_茎-叶分别比对照降低54.05%、26.35%、64.86%、59.46%、71.62%，其中P1、P3、P4、P5处理与对照相比差异显著。在成熟期，所有处理Pb的TF_{土壤-铁膜}、TF_根-茎及TF_茎-叶与对照相比几乎均无显著差异。P1~P5处理Pb的TF_茎-糙米分别比对照降低了67.37%、63.16%、65.26%、74.74%、28.42%，Pb的TF_叶-糙米分别降低25.49%、76.47%、68.63%、82.35%、66.67%，其中，P2~P5处理Pb的TF_茎-糙米、TF_叶-糙米与对照之间差异显著。这说明HAP可有效抑制Pb在水稻植株的转移，特别是分蘖期从茎到叶以及成熟期从茎和叶到糙米的转移。

表 6表明，在分蘖期，所有处理Cd的TF_{土壤-铁膜}、TF_铁膜-根、TF_根-茎与对照相比几乎都没有显著差异。P1、P3、P4、P5处理Cd的TF_茎-叶均较对照显著降低，分别降低46.30%、50.00%、35.19%、40.74%。在成熟期，所有处理Cd的TF_{土壤-铁膜}、TF_根-茎、TF_茎-糙米与对照相比都有所增加，但几乎均无显著差异；所有处理Cd的TF叶-糙米均较对照显著提高，增幅分别为87.80%、48.78%、53.66%、82.93%、182.93%。上述结果表明，添加HAP虽然抑制了分蘖期Cd在水稻体内的转移，但显著促进了成熟期Cd在植株内的转移，特别是从叶到糙米的转移。

施用HAP后，土壤Pb和Cd的有效性都有所降低。土壤Pb和Cd有效性降低的可能机理包括pH升高和HAP对Pb2+和Cd2+的吸附作用。在本研究中，不论是分蘖期还是成熟期，土壤有效Pb和有效Cd含量与土壤pH均呈显著负相关（未列出），相关系数分别为-0.973**（分蘖期，有效Cd）、-0.957**（分蘖期，有效Pb）、-0.978**（成熟期，有效Cd）和-0.947**（成熟期，有效Pb）。这表明pH升高效应是引起土壤有效Cd和有效Pb降低的重要原因。成熟期土壤pH略低于分蘖期而土壤有效Pb略高于分蘖期，也体现出土壤pH变化对土壤有效Pb的影响。不少研究均表明，羟基磷灰石可以通过与Pb²⁺形成氯磷铅矿等沉淀而降低土壤Pb的溶解性，且这类沉淀在酸性条件下依然稳定^{[17, 27, 28]}，这种机理对土壤Pb有效性有一定的影响。与Pb不同的是，成熟期大部分处理的土壤有效Cd略高于分蘖期，因为Cd不会与羟基磷灰石形成难溶的氯磷铅矿类的沉淀物，离子吸附是其主要机制^{[29, 30]}。因此当土壤pH有所升高时，土壤Cd的有效性变化比Pb明显。

本研究结果显示，施用HAP后，糙米中Pb含量显著降低，其原因之一是HAP的施用显著降低了土壤中Pb的有效性，减少了水稻可利用Pb的来源；另一方面，HAP抑制了分蘖期Pb从茎到叶、成熟期Pb从茎和叶到糙米的输送（表 5）。土壤重金属在植物地上部中的最终累积量，不仅取决于土壤重金属的供应量（有效态含量），还取决于进入根部的重金属向地上部转移的数量。如果钝化剂降低了土壤重金属的有效态含量，同时也抑制了重金属在植物体内的转运，则最终在植物地上部的累积量会明显降低；钝化剂如果仅仅降低土壤重金属的有效态含量，而促进了重金属在植物体内的转运，最终重金属在地上部的累积量则有可能降低，也有可能反升。本研究中，羟基磷灰石不仅降低了土壤有效Pb含量，也抑制了Pb在水稻体内的转运，所以，在水稻糙米中累积的Pb明显降低，糙米Pb含量大都降至我国食品中污染物限值以下，与以往的一些研究结果一致^{[22, 24]}。

研究表明，施用磷酸盐后，土壤pH升高，有效Cd含量减少，从而降低水稻各部位Cd含量^{[22, 24]}。而本研究中Cd的情况则不同。与对照相比，施用HAP虽然降低了土壤有效Cd含量，但并未降低分蘖期和成熟期的根、茎Cd含量及成熟期的叶中Cd含量，糙米中Cd含量反而比对照有所增加。在一些关于含磷物质对其他植物富集Cd的研究中也可以见到类似的结果^{[31, 32]}。其可能原因是，Cd和Zn属于同族元素，Cd可以利用Zn的根细胞膜转运系统，因此在植物吸收过程中二者可能会竞争转运通道^{[33, 34]}，两者的交互作用表现为拮抗效应^[35]。向Cd污染土壤中加入适量Zn，调节Cd/Zn，可以减少Cd在水稻体内的富集^{[36, 37]}。从图 4可知，随着HAP用量的增加，分蘖期土壤有效Zn含量分别较对照降低6.31%%、5.70%、13.62%、22.23%、33.20%，成熟期土壤有效Zn含量分别较对照降低9.25%、6.34%、23.44%、28.38%、37.83%，其中P3、P4、P5处理两个时期的土壤有效Zn含量均较对照显著降低，这意味着相比于对照，添加HAP以后，Cd可能有更多的转运通道可以进入到水稻根细胞中。这样，即使HAP降低了土壤有效Cd，但土壤Zn对其的拮抗作用减小，Cd可用的转移通道增加，所以进入到水稻植株的Cd并不一定会减少。此外，从表 6可以看出，施用HAP提高了土壤-水稻系统中多个环节的转移系数，特别是成熟期Cd从叶到糙米的转移系数，说明在本研究条件下HAP促进了Cd在水稻体内的输送和转移，但其机理有待于进一步的研究。

（1）在Cd-Pb-Zn复合污染土壤条件下，HAP可显著降低宜优673糙米Pb含量。这主要是由于HAP不但可以降低土壤有效Pb含量，还可以抑制分蘖期Pb从茎到叶以及成熟期Pb从茎和叶到糙米的转移。

（2）在Cd-Pb-Zn复合污染土壤条件下，HAP提高了宜优673糙米Cd含量。这一方面可能是由于施用HAP后，土壤有效Zn含量的减少削弱了其对水稻吸收Cd的竞争；另一方面可能是由于HAP的施用促进了Cd在水稻体内的转移，特别是促进了成熟期Cd从叶到籽粒的转移。

（3）在农田土壤重金属的钝化修复中，对钝化剂效果进行评价时，不仅要考虑钝化剂对土壤重金属有效性的影响，也要考虑其对重金属在植物体内转移和分配的影响。