重金属污染土壤的化学钝化修复是指向污染土壤中添加一种或多种钝化修复剂，通过调节土壤理化性质以及吸附、络合、氧化还原、拮抗或沉淀等反应，改变重金属在土壤中的化学形态和赋存状态，降低其在土壤中的移动性、生物有效性和对动植物的危害，从而达到修复重金属污染土壤的目的^[1-2]。目前常用的钝化修复剂如碱性物质、磷酸盐、粘土矿物和有机肥料等已成功用于污染土壤的修复中^[3-4]。由于化学钝化修复只是暂时改变了重金属存在形态，降低其生物有效性，但重金属元素仍保留在土壤中，土壤环境条件的改变可能会引起重金属的再次释放^{[3, 5]}。然而，现有研究多集中于钝化剂的短期修复效果(几天至几个月)^[6-9]，仅有少量研究关注钝化修复的稳定性。Cui 等^[10]通过4 年不同修复材料的田间钝化试验，发现磷灰石比石灰和木炭对固定铜和镉有更好的长期稳定性。以生物质炭为钝化剂开展的为期两年的田间水稻种植试验研究^[11]表明，生物质炭的施用显著降低了土壤有效态Cd 含量，但第二年的降低幅度低于第一年。上述研究表明不同钝化剂对重金属钝化的长效性是不一样的，且同一钝化剂在不同年份的表现也不同。由于钝化剂在长期应用中受到土壤、水、植物、微生物等多种环境因素的影响，评估钝化修复的持久性对于研究钝化剂的长期固定机制、指导钝化修复污染土壤的实践具有重要意义。

纳米羟基磷灰石(Nano-hydroxyapatite，NAP)是一种新型的修复材料，化学组成为Ca₁₀(PO₄)₆(OH)₂，因其具有更大的比表面积、更小的粒径和更高的反应活性，对重金属离子具有很强的吸附固定作用，因而被广泛应用于重金属废水的治理^[12-14]和污染土壤的修复^[15-19]中。Chen 等^[15]和陈杰华等^[16]的研究均表明向土壤中添加纳米羟基磷灰石可显著提高土壤对重金属的固定能力，同时降低了重金属从土壤中解吸的能力。添加纳米羟基磷灰石后土壤中交换态Cu/Cd 含量明显减少，而铁锰结合态和残渣态等形态Cu/Cd 含量显著增加^[17]。对NAP固定重金属机制的研究表明，溶解-沉淀是Pb 的主要固定机制，表面络合和NAP 晶格内的离子扩散则是Cd 固定的主要机制^[19]。但目前对羟基磷灰石的研究大多集中于对土壤或水体中重金属离子的短期固定效果(14~120 d)^[16-19]，而其对重金属钝化作用的稳定性鲜见报道。本文采用向污染土壤中一次性添加纳米羟基磷灰石，进行连续三年的温室水稻盆栽试验，通过分析第一年和第三年水稻种植后土壤性质、重金属有效性和水稻体内重金属含量的变化等，评估纳米羟基磷灰石对土壤重金属的固定效果和长期稳定性，以期为纳米羟基磷灰石在重金属污染土壤修复中的合理应用提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 试验材料

供试土壤：盆栽土壤采自江西贵溪某金属冶炼厂附近重金属污染水稻田。土壤pH5.08，土壤总碳和总氮分别为18.6 g·kg^-1和1.78 g·kg^-1。土壤速效氮、速效磷和速效钾的含量分别为23.0、15.1 mg·kg^-1和59.8 mg·kg^-1。土壤中的重金属总量分别为Cd 1.64 mg·kg^-1、Cu100 mg·kg^-1、Pb 51.4 mg·kg^-1 和Zn 83.1 mg·kg^-1，有效态重金属含量分别为Cd 0.889 mg·kg^-1、Cu 4.55 mg·kg^-1、Pb 0.935 mg·kg^-1和Zn 5.64 mg·kg^-1。

供试钝化剂：供试纳米羟基磷灰石购自南京埃普瑞纳米材料有限公司，纯度为96%，平均粒径60 nm。pH 7.07，Ca/P 为1.70，P 含量为16.0%，比表面积为68.8 m²·g^-1，Cd、Pb、Zn、Cu 的含量分别为0.474、10.8、3.77、9.81 mg·kg^-1。

供试水稻：水稻品种为K 优818(Oryza sativa L.K818)，购于南京神州种业有限公司。

1.2 盆栽试验设计

盆栽实验在中国科学院南京土壤研究所温室的网室中进行，选用聚丙烯(PP)材质的圆柱形塑料盆，盆高和内径均为20 cm，每盆装土3.5 kg，一次性添加NAP，加入量分别为土重的0.5%、1%和2%，与土壤混合均匀，以不加NAP为对照处理。装盆时每千克土壤施入0.08 g N、0.016 g P和0.04 g K作为基肥。

2011年6 月21 日育苗，7 月6 日移苗，每盆3穴，每穴2 棵，每个处理重复3 次。水稻移苗60 d后追肥一次，施肥量为每千克土壤施入N 0.08 g。在整个水稻生长期浇去离子水，保持淹水状态且水位高于土壤表面2 cm，如遇降雨则将盆栽推入到温室中，避免降雨落入盆中，水稻黄熟期后不再保持水位，自然落干。2011 年11 月9 日收获地上部分和根系，采集土壤样品(第一年)。将各处理3 个重复的土壤混匀，平均分为3 份，不再添加纳米羟基磷灰石，在第二年和第三年继续种植水稻，种植时间、施肥和管理方式与第一年一致。在第三年稻季结束后(2013 年11 月8日)，收获地上部分和根系，采集土壤样品(第三年)。植株各部位样品用去离子水冲洗，105 益杀青30min，70 益烘干、称重，统计生物量，将稻谷脱壳并粉碎，同时将根系粉碎保存待测；土壤样品带回实验室自然晾干，研磨过10 目和100 目筛后待测。

1.3 测定项目与方法

土壤测定方法：土壤基本理化性质按常规方法测定^[20]。土壤pH值采用无CO2蒸馏水1:2.5土水比浸提，pH 计(Orion 86801 型，美国)测定；土壤全氮和全碳采用元素分析仪(Elementar Vario MAX CN，德国)测定；土壤速效氮采用1 mol·L^-1氯化钾提取，流动分析仪(Skalar San++ System，荷兰)测定；土壤速效磷采用盐酸-氟化铵法提取，电感耦合等离子体发射光谱仪(PerkinElmer Optima 8000，美国)测定；土壤速效钾采用1 mol·L^-1乙酸铵提取，电感耦合等离子体发射光谱仪(PerkinElmer Optima 8000，美国)测定；重金属有效态含量采用0.01 mol·L^-1 CaCl₂以1:10 的土水比振荡提取2 h，5000 r·min-1离心10 min，过滤后用原子吸收分光光度法(Hitachi Z2000，日本)和电感耦合等离子体质谱联用仪(Agilent 7700x，美国)测定。

植株测定方法：水稻籽粒和根中的重金属测定用HNO₃和H₂ O₂消化，消化液用原子吸收分光光度计(Hi-tachiZ2000，日本)和电感耦合等离子体质谱联用仪(Ag原ilent7700x，美国)测定，样品分析时插入国家标准物质GBW10010(大米)和GBW10015(菠菜)进行质量控制。

1.4 数据分析

试验所有数据采用Excel 2010 和SPSS 19.0 软件进行处理和统计分析，差异显著性检验采用Duncan法，图表用Excel 2010 和Origin 8.0 等软件绘制。

2 结果与讨论 2.1 不同处理对土壤性质的影响

表 1 为纳米羟基磷灰石对土壤pH、全碳和全氮含量的影响。土壤pH 值在添加NAP 后显著提高，且随添加量的增加而提高，与陈杰华等和崔红标等^[16-17]的研究一致。土壤pH 升高主要是由于NAP 发生水解作用释放出 PO₄^3-，转化为 HPO₄^2-和 H²PO₄^3-，产生大量的OH-而使土壤pH升高^[21]。相对于CK 处理，第一年不同施用量处理分别使土壤pH 值提高了0.71、0.98 和1.24，第三年则分别提高了0.60、0.92 和1.16，表明NAP 对土壤pH 的提高具有一定的持久性。对比不同年份的结果发现，随时间的延长同一处理的土壤pH值出现明显降低。这与前人的研究结果相近^[11]，可能与连续种植条件下化肥的施用和作物带走大量的盐基离子有关^[22-23]。不同添加量的NAP处理对土壤全碳和全氮含量没有显著性影响，且两个年份的土壤全氮含量之间也没有显著差异，但第三年土壤全碳含量较第一年有所降低。

纳米羟基磷灰石对土壤速效养分的影响见图 1。不同添加量的NAP对土壤速效氮和速效钾没有明显影响，但显著提高了土壤速效磷的含量，且随添加量的增加而增加^[24]，与NAP 本身含有丰富的磷(总磷含量达16.0%)有关。对比两年的结果，速效氮的年际差异显著，第三年明显低于第一年，速效钾的含量略有降低但年际间差异不显著，速效氮和速效钾含量的降低主要是因为在连续种植方式下植物生长消耗了土壤的速效氮和速效钾养分。相对于对照而言，第三年速效磷含量增加的倍数(3.18~6.51 倍)要远低于第一年(18.6~40.9 倍)，表明随着时间的延长NAP 分解释放磷素的能力在逐步减弱。

2.2 不同处理对水稻生长的影响

随着NAP施用量的增加，水稻株高逐渐增加，且第三年的株高高于第一年，但差异不明显(表 2)。不同纳米羟基磷灰石施用量对水稻根重没有显著影响，但第三年的根重显著低于第一年，可能与连续种植条件下土壤养分(速效氮和速效钾)以及有机质(土壤总碳)逐渐消耗有关(表 1和图 1)。水稻籽粒重随着施用量的增加而增加，但第一年各处理间没有显著差异，第三年在1%和2%的施用量水平上显著高于CK，且两年的结果对比也没有明显差异(表 2)，可见纳米羟基磷灰石的加入对水稻生物量的影响较小。Laperche 等^[25]也发现施用羟基磷灰石对苏丹草的茎和根的生物量没有明显影响，主要因为羟基磷灰石仅能提高土壤磷素而对土壤氮素和钾素没有明显提高作用(图 1)。

2.3 不同处理对土壤有效态重金属含量的影响

表 3 为纳米羟基磷灰石对土壤有效态重金属含量的影响。水稻种植后，CK 处理中四种重金属的有效态含量均低于土壤起始有效态含量(第三年的Pb 除外)。第一年与CK 相比，0.5%、1%和2%水平NAP 施用量使有效态Cd 含量分别降低了66.6%、82.3%和91.9%，各处理间差异显著；有效态Cu、Zn 和Pb 含量分别降低了85.9%~94.5%、78.8%~98.4%和61.3%~74.2%。第三年土壤中有效态重金属的变化趋势相同，表明施用NAP 可有效降低土壤中有效态重金属含量。这与文献中的报道一致^{[16-18, 21]}。

羟基磷灰石对重金属的固定机理主要包括：(1)在羟基磷灰石表面，重金属离子与羟基磷灰石中的Ca 进行离子交换；(2)与重金属发生表面络合反应；(3)形成金属磷酸盐沉淀；(4)其他金属离子替换羟基磷灰石中的Ca 发生共沉淀反应^{[16, 26-29]}。不同重金属在羟基磷灰石表面的作用机制也不尽相同。第三年土壤中有效态重金属含量(Cd、Cu 和Zn)与对照相比下降的百分比要明显低于第一年，表明随着时间的延长，NAP降低土壤有效态Cd、Cu 和Zn 含量的能力有所减弱，但NAP对土壤有效Pb的固定能力保持不变并略有增强。这是因为Pb 和有效磷相互作用逐渐形成具有很高稳定性的磷氯铅矿^[25]。Cao 等^[26]的研究也表明，磷矿石固定Pb 主要是形成不溶的磷氯铅矿和氟磷灰石，占比达78.3%，而与Cu和Zn主要是表面吸附和络合，占比达74.5%和95.7%，因此对Pb 的固定长效性要强于Cu和Zn。对Cd而言，NAP的固定也以吸附机制为主，包括Cd 与NAP中二价金属离子(Ca 等)的离子交换和NAP晶格对Cd的吸附。这种固定机制与Cu 和Zn接近，但不同于Pb固定的溶解-沉淀机制^[29]。因此，NAP固定重金属的稳定性除了与土壤pH等环境条件有关，还与NAP对重金属的固定机制密切相关^[30-31]。

2.4 不同处理对水稻中重金属含量的影响

图 2水稻根中的重金属含量表明，与CK 相比，第一年较高添加量(1%和2%)处理减少了水稻根中Cd的含量(7.8%和31.9%)，而第三年仅高添加量(2%)处理减少了根中Cd的含量(9.3%)。可见，NAP对于根中Cd含量的减少作用随时间延长而显著减弱。对于Cu、Pb和Zn，不同施加量的NAP均不同程度地减少了水稻根中这三种重金属的含量，且降低幅度随添加量的增加而增大。不同年份之间比较，Cu和Pb含量较CK的下降幅度在第三年均高于第一年，Zn含量的下降幅度则相反，表明NAP对水稻根中Cu和Pb含量的降低作用较为持久，但对Zn的作用则随时间有所减弱。

图 3为添加纳米羟基磷灰石后糙米中的重金属含量变化。糙米中Cd含量分别于第一年和第三年较CK降低了51.3%~94.8%和31.1%~74.7%，特别是第一年添加NAP 后极大地减少了水稻籽粒中Cd 的含量，且0.5%NAP的施用量就已经使水稻籽粒中的Cd 含量低于国家食品中污染物限量标准(GB2762—2012)，达到可以食用的标准。对Cu和Zn而言，第三年各处理中糙米的重金属含量均高于第一年，表明随着时间的延长，NAP降低糙米中Cu和Zn含量的能力逐渐减弱。各处理对水稻籽粒中的Pb含量没有显著影响。表 4的相关性分析显示糙米中重金属含量与土壤中有效态重金属含量呈正相关关系，其中Cd和Zn为显著性正相关，且不同年份的相关关系表现一致。这表明，NAP通过降低土壤有效态重金属来降低重金属在水稻籽粒中的累积，但不同重金属的响应并不一致^{[24, 32]}。

从图 3 可以看出，不同年份的对照处理中糙米重金属含量变异较大，这可能是因为不同年份水稻生长的气候和环境条件影响了重金属从水稻根部向地上部的迁移和积累。Cui 等^{[11, 33]}的研究表明，第二年对照处理的稻米和小麦籽粒中的Cd 含量均明显低于第一年，和我们的研究结果比较接近。Bian 等^[34]的结果也表明水稻体内Cd 含量的年际波动非常大，第二年对照处理中稻米Cd 含量达到了第一年和第三年的2.8 倍。因此，如何排除长期钝化修复研究中的气候和环境因素，科学评估钝化剂的时间效应，是钝化修复长期稳定性研究的一个重要内容

3 结论

(1) 添加NAP显著提高了土壤pH值和速效磷含量，降低了土壤有效态重金属的含量以及水稻根中的重金属累积，对土壤中全碳、全氮、速效氮和速效钾没有明显影响，且不同处理对水稻生物量的影响不大。

(2) 添加NAP显著降低了糙米中的Cd含量，对Pb、Cu和Zn含量影响较小；糙米中重金属含量与土壤中有效态重金属含量呈正相关关系，表明NAP可通过降低土壤有效态重金属来降低重金属在水稻籽粒中的累积。

(3) 随着时间的延长，土壤pH值在第一年和第三年相较于CK 处理的提高幅度差异较小，表现出较好的稳定性；NAP对有效态重金属的影响因重金属种类不同有所差异，对有效态Pb 的固定能力有所增强，而对有效态Cd、Cu、Zn的固定能力则明显减弱。