近年来，我国农田土壤重金属污染及由此而带来的食品安全问题引起了全社会的广泛关注.土壤重金属污染会严重影响和改变土壤生态功能，导致农作物产量和品质下降，进而会通过食物链途径危害人体健康，影响社会经济可持续发展(Naidu，2013; Tomohito et al., 2010; Rashed，2010).2013年南方“镉米”事件引起全社会对土壤重金属污染及农产品安全的广泛关注，因此，农田土壤重金属污染修复迫在眉睫.在众多土壤重金属污染修复方法中，原位钝化修复是当前污染土壤修复技术研究的热点(Zhang et al., 2011；韩君等，2014；Sun et al., 2012；Sun et al., 2013a)，该方法从成本和时间上能更好地满足中轻度重金属污染土壤修复治理的要求，尤其适用于我国大面积中轻度复合污染农田.其中，化学钝化修复通过向土壤中加入钝化材料，以调节重金属在土壤中的物理化学环境，使其发生吸附、络合、沉淀、离子交换或氧化还原等反应，降低重金属在土壤环境中的生物有效性和可迁移性，从而减少其对作物的毒性(Dimos et al., 2012; Guney et al., 2014；Zhou et al., 2014).目前，大量的钝化材料被用于重金属污染土壤的治理，常见的钝化材料有石灰、磷酸盐、腐殖酸、黏土矿物等(孙约兵等，2012a).

现有的钝化修复研究主要侧重于钝化材料的筛选、修复模式的探讨及修复效果的评估，而对修复后的土壤是否健康未给予足够的评价及关注.同时，现有研究主要以盆栽试验为主，田间试验相对较少.向土壤中添加的钝化材料属于外源性物质，在钝化重金属的同时，存在引起土壤理化性质改变的风险，而对相应环境风险的研究相对较少，钝化材料对土壤理化性质、养分和微量元素等农业生产重要指标的影响，尤其是在田间示范试验条件下的影响也鲜有报道.开展钝化修复对土壤环境质量影响的综合研究，有利于反映土壤环境质量的实际变化规律，对钝化修复后土壤的农业可持续利用具有重要的理论意义和实用价值(陈怀满等，2010).

因此，本文以坡缕石和海泡石两种黏土矿物作为钝化材料，以籼稻(Oryza sativa L.subsp.sativa.)为模式作物，选取湖南某镉污染稻田作为典型污染土壤区，进行重金属污染钝化修复田间示范，有考察原位钝化修复效果的同时，关注钝化修复对土壤中氮磷有效组分含量、相应酶活性等土壤环境质量指标的影响，评估其潜在的环境风险，以期为原位钝化修复技术的大面积推广应用提供科学依据.

示范点位于湖南省东南部某重金属污染区，处于亚热带气候带.受有色金属冶炼等历史因素的影响，该区农田土壤不同程度地受到重金属污染，首要污染物为镉，相应农产品中镉含量超过国家食品卫生标准.示范点土壤属于潴育型水稻土，成土母质为板页岩风化物，pH值为5.5左右，其中，Cd总量为1.68 mg · kg^-1，超过现行国家标准GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中的三级污染限定值1.0 mg · kg^-1.

供试黏土：坡缕石(PAL)采购于江苏盱眙，属于土状坡缕石，为白色粉末，其组成为1.2% CaO、10.4% Al₂O₃、1.5% Na₂O、20.5% MgO、64.4% SiO₂.海泡石(SEP)采购于河北保定，属于热液型海泡石，为白色粉末，伴生碳酸钙含量较多，其主要组成为41.7% CaO、16.8% MgO、7.4% Al₂O₃、32.5% SiO₂.两种天然黏土矿物均直接施用，未经后续纯化或修饰.

水稻品种为丰优9号，由湖南隆平种业有限公司提供，属籼型三系杂交水稻，全生育期平均113.4 d.

试验共设置7个不同处理，包含不添加任何钝化材料的对照组CK，其中，坡缕石设置3个不同施用剂量，分别为1.00 kg · m^-2(PAL-I)、1.50 kg · m^-2(PAL-II)、2.00 kg · m^-2(PAL-III)；海泡石设置3个不同施用剂量，分别为0.75 kg · m^-2(SEP-I)、1.50 kg · m^-2(SEP-II)、2.25 kg · m^-2(SEP-III).每个处理重复3次，共计21个试验小区，每个小区面积约为30 m²左右，长×宽为5 m×6 m左右.采用单因素设计，随机区组田间排列，采用覆塑料薄膜(埋深20 cm)的泥巴埂分隔，外设保护区.

2013年4月，采用人工撒施方法将钝化材料均匀施入小区，然后翻耕混匀(深度20 cm)并平整土地，同时开始水稻育苗.5月插秧，日常水肥管理和当地正常生产一致，8月中旬收获水稻.

分别在施用钝化材料前和水稻收获后，采用S形采样法，在每个小区采集5点耕层(0~20 cm)土样，混匀后作为小区土样，新鲜土壤用以测定土壤酶活性，取部分土样风干、研磨后分别过1.0和0.15 mm孔径筛备用.水稻收获时，在每个小区取2个1 m²样方，收割地上部测产，自然风干后的稻谷经砻谷机脱壳后收集糙米，在烘箱中70 ℃烘干至恒质量，粉碎备用.

土壤Cd全量分析时采用HNO₃-HF-HClO₄消解；可提取态Cd分析时采用TCLP法浸提，土壤中植物可利用性Cd含量测定时采用0.025 mol · L^-1 HCl浸提(Kikuchi et al., 2008).土壤Cd形态分析采用Tessier分级提取方法(Tessier et al., 1979)，分为可交换态Ex-Cd、碳酸盐结合态CB-Cd、铁锰氧化物结合态Ox-Cd、有机物结合态OM-Cd和残渣态Res-Cd.糙米Cd含量分析时采用HNO₃-HCIO₄法消解.上述待测液Cd含量均采用电感耦合等离子体质谱仪(iCAP Q，美国赛默飞世尔仪器公司)分析测定.土壤用去离子水(土水比1 ∶ 2.5，g · mL^-1)浸提，采用pH计(PB-10，Sartorius)测定土壤pH值.所有样品分析过程中以污染农田土壤成分分析标准物质(GBW08303)和湖南大米成分分析标准物质GBW 10045(GSB-23)进行质量控制，同时做空白试验.

土壤氮磷测定(鲁如坤，2000)：土壤水解氮采用碱扩散法测定，有效磷采用Bray法测定；土壤磷酸酶活性采用对硝基苯磷酸二钠法测定，以每小时每千克土产生的酚(PNP)量(mg)表示(mg · kg^-1 · h^-1)； 土壤脲酶活性采用靛酚蓝比色法测定，以24 h每千克土产生的NH₃-N量(mg)表示(mg · kg^-1 · 24h^-1)；土壤过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定，以每小时每克土消耗的高锰酸钾量(mL)表示(mL · g^-1 · h^-1)；蔗糖酶活性采用比色法测定，以24 h每千克土产生的蔗糖量(mg)表示(mg · kg^-1 · 24h^-1)(杨兰芳等，2011).

所有检测的数据都重复3次，采用SPSS 20对数据进行统计分析并做Pearson相关性分析，p＜0.05和p＜0.01分别表示差异显著和极显著，并结合Excel软件作图，分别用小写英文字母标记在图中.

测产结果如图 1所示，稻谷产量在6300~6580 kg · hm^-2之间，达到当地正常平均水平.与对照相比，坡缕石和海泡石处理均略有增产作用，其中，3组坡缕石处理增产2.0%左右，但3组处理之间的差异无统计学意义，海泡石处理使水稻增产2.8%~4.5%.稻谷产量的增加表明施用坡缕石和海泡石后减轻了重金属对水稻的毒害作用，这与王林等(2012)的研究结果一致.

图 1(Fig. 1)

图 1 原位钝化修复对稻谷产量的影响 Fig. 1 Effects of in-situ immobilization on grain yields of brown rice

我国现行国家标准GB 2762—2012《食品中污染物限量》规定的谷物中Cd的限量值和GB 2715—2005《粮食卫生标准》规定的稻谷中Cd的最大限量值(MPC: Maximum Permissible Concentration)均为0.20 mg · kg^-1.由图 2可知，未经钝化修复的对照组水稻糙米Cd含量为0.72 mg · kg^-1，远远超过MPC.施用坡缕石和海泡石后，糙米Cd含量明显降低，海泡石处理使糙米Cd含量降低52.2%~73.5%，坡缕石处理的糙米Cd含量降幅为22.9%~54.6%.其中，坡缕石2.00 kg · m^-2处理可以使糙米Cd含量降低至0.32 mg · kg^-1，满足国际法典委员会标准Codex Stan 193—1995(2010修订版)中规定的糙米Cd含量最大限量值0.40 mg · kg^-1；海泡石2.25 kg · m^-2处理可使糙米Cd含量降低至0.18 mg · kg^-1，满足我国现行国家标准要求，具有推广应用的潜力.

图 2(Fig. 2)

图 2 原位钝化修复对糙米Cd含量的影响 Fig. 2 Effects of in-situ immobilization on Cd concentrations in brown rice

由表 1可知，与对照相比，施加两种黏土矿物的土壤pH均有不同程度的提高.坡缕石可使土壤pH增加0.33~0.43；海泡石提高土壤pH的作用较坡缕石明显，最高可使土壤pH提高至7.02.土壤pH的升高主要是由于坡缕石与海泡石两种黏土材料均属于碱性矿物材料.化学钝化主要针对土壤中可以被植物吸收利用的有效态重金属，0.025 mol · L^-1 HCl浸提的有效态Cd可反映土壤中的植物可利用性Cd，与对照相比(表 1)，施用坡缕石和海泡石均显著降低有效态Cd含量(p<0.05)，其中，坡缕石处理降幅为13.6%~29.1%，海泡石处理降幅为21.4%~46.6%.TCLP浸提得到的有效态Cd含量也不同有程度的降低，其中，PAL-III处理使有效态Cd含量降低至0.73 mg · kg^-1(p<0.05).

表 1(Table 1)

表 1 原位钝化修复对土壤pH和土壤有效态Cd含量的影响 Table 1 Effects of in-situ immobilization on soil pH and extractable Cd concentrations in paddy soil

表 1 原位钝化修复对土壤pH和土壤有效态Cd含量的影响 Table 1 Effects of in-situ immobilization on soil pH and extractable Cd concentrations in paddy soil 处理 土壤pH 有效态Cd含量/(mg·kg-1) 0.025 mol·L-1 HCl浸提 TCLP浸提 Ex-Cd CB-Cd Res-Cd 注：表内同一列中字母相同表示处理间无显著差异，字母不同表示有显著差异(p<0.05). CK 5.44±0.09e 1.03±0.03a 1.08±0.02a 1.22±0.05a 0.10±0.03a 0.17±0.02a PAL-I 5.87±0.05bc 0.89±0.05b 0.96±0.04b 1.14±0.03b 0.15±0.02b 0.20±0.04b PAL-II 5.77±0.10de 0.81±0.02c 0.94±0.04b 1.04±0.02c 0.15±0.03b 0.26±0.04c PAL-III 5.83±0.10b 0.73±0.02d 0.73±0.06c 1.07±0.05c 0.21±0.03d 0.15±0.03a SEP-I 6.12±0.03cd 0.81±0.02c 0.83±0.06c 1.10±0.07c 0.18±0.02d 0.15±0.04a SEP-II 6.96±0.10a 0.56±0.03d 0.89±0.06b 0.97±0.05d 0.18±0.03d 0.28±0.05c SEP-III 7.02±0.19a 0.55±0.02d 0.86±0.02c 0.96±0.04d 0.23±0.05d 0.28±0.04c

Tessier连续浸提法分析结果表明，示范点水稻土中Cd主要以可Ex-Cd、Ox-Cd和Res-Cd为主，其中，Ex-Cd超过70.0%，这部分Cd极易被水稻吸收利用，与前文所述糙米Cd含量严重超标相对应.Ox-Cd接近10.0%，OM-Cd含量极低，约占2.0%.如表 1数据所示，施用海泡石可显著降低Ex-Cd含量(p<0.05)，增加CB-Cd和Res-Cd含量.施用坡缕石时，Ex-Cd含量明显降低，CB-Cd含量增加.该结果与王林、朱奇宏等发现的酸提取态含量显著降低、残渣态含量升高一致(王林等，2012；朱奇宏等，2010).以上数据表明，两种黏矿物的施加使得土壤中较为活泼的Ex-Cd向不活泼的CB-Cd和Res-Cd转化，从而有利于减少作物对重金属的吸收.

如表 2所示，糙米Cd含量与0.025 mol · L^-1 HCl和TCLP浸提的Cd含量显著相关(p<0.01).土壤pH与糙米Cd含量及土壤有效态Cd(0.025 mol · L^-1 HCl浸提态、TCLP浸提态及Ex-Cd)含量呈负相关，主要是因为高pH会促进土壤胶体和黏粒对重金属离子的吸附，有利于生成重金属的氢氧化物或碳酸盐沉淀，降低土壤重金属的生物有效性和可迁移性，从而抑制植物对重金属元素的吸收(林云青等，2009；孙约兵等，2012b).作者前期研究表明，海泡石和坡缕石对重金属的吸附机制主要表现在硅氧四面体外缘存在大量的Si—OH可以与重金属离子形成稳定的内层络合化学吸附或者非稳定的外层络合物理吸附；海泡石表面存在的大量—OH与溶液中的OH^-共同作用，促使重金属离子发生表面沉淀生成氢氧化镉.海泡石中的伴生碳酸钙为碱性材料，可促使镉离子形成碳酸镉沉淀(徐应明等，2009; Ford et al., 2001; Sparks，2003).

表 2(Table 2)

表 2 稻谷产量、糙米Cd含量、土壤pH和有效态Cd含量之间的相关性 Table 2 Correlations of different variables(grain yields，Cd concentration in brown rice，soil pH and soil available Cd content)

表 2 稻谷产量、糙米Cd含量、土壤pH和有效态Cd含量之间的相关性 Table 2 Correlations of different variables(grain yields，Cd concentration in brown rice，soil pH and soil available Cd content) 糙米Cd含量 土壤pH 稻谷产量 有效态Cd含量 0.025 mol·L-1 HCl浸提 TCLP浸提 Ex-Cd CB-Cd 注：n=63，*表示在0.05 水平(双侧)上显著相关，**表示在0.01 水平(双侧)上显著相关. 糙米Cd含量 1 -0.848* -0.113 0.962** 0.783* 0.910** 0.057 土壤pH 1 0.314 -0.921** -0.371 -0.758* 0.042 稻谷产量 1 -0.205 0.247 -0.126 -0.773* 0.025 mol·L-1 HCl浸提Cd含量 1 0.623 0.925** -0.850* TCLP浸提Cd含量 1 0.656 -0.864* Ex-Cd 1 0.226 CB-Cd 1

施用海泡石和坡缕石后，土壤水解氮与有效磷的变化如图 3所示.由图可知，对照组土壤水解氮含量为243 mg · kg^-1，施用坡缕石、海泡石后土壤水解氮含量略微浮动，但与对照相比差异无统计学意义(p>0.05).说明施用海泡石和坡缕石对土壤中的水解氮无明显影响，这主要归因于两种黏土矿物依靠孔隙结构对铵态氮和硝态氮等氮素的物理化学吸附能力较弱.

图 3(Fig. 3)

图 3 钝化修复对土壤水解氮和有效磷的影响 Fig. 3 Effects of amendments on hydrolyzable nitrogen and available phosphorus in paddy soil

通过分析土壤中有效磷含量发现，施用不同剂量的钝化材料后，土壤有效磷的含量均不同程度地减少，其中，坡缕石2.00 kg · m^-2剂量(PAL-Ⅲ)和海泡石处理降低明显，其有效磷含量分别减少78.8%和57.3%~75.8%.海泡石和坡缕石等黏土矿物可以吸附土壤溶液中的磷素，并且主要通过化学机制吸附净化磷素，其吸附的磷素大多转化为Ca₈-P、Ca₁₀-P、Fe-P和Al-P等难溶的磷酸盐，从而会减少有效态磷含量(袁东海等，2005).土壤溶液中的氮磷是植物的主要氮源和磷源，也是衡量土壤肥力的重要指标(Börling et al., 2001).钝化修复背景下，特别是大田试验对土壤氮素的影响研究鲜有报道.原位钝化修复应避免或尽量减少养分元素损失，同时避免产生农业面源污染(李寿田等，2003).因此，钝化材料对土壤中氮磷有效态含量的影响是评价其能否实际推广应用的重要因素之一.综合两种黏土矿物对土壤氮磷及产量的影响可以发现，两种黏土矿物仍然可以被推荐为酸性镉污染稻田的原位钝化修复材料.下一步研究中将增加黏土矿物与磷肥复配并作为实际应用的推荐依据(梁学峰等，2011).

土壤酶活性可较灵敏地反映土壤中生化反应的方向和强度，同时由于土壤酶活性与土壤重金属污染程度具有一定相关性，且一般酶的活性可较稳定、敏感地反映重金属对土壤的污染程度，因此，人们开始注重探讨用土壤酶活性作为判定土壤污染程度的生化指标(Garau et al., 2007).土壤酶在土壤形成过程中及土壤环境质量评价中均起着重要的作用，能维持土壤中碳氮磷等元素的循环，保持土壤中生物化学平衡，是土壤肥力的重要指标，同时还能表征土壤的污染状况等(Aboim et al., 2008).施用海泡石和坡缕石作为钝化材料，对土壤中过氧化氢酶、脲酶、磷酸酶及蔗糖酶活性的影响如图 4所示.

图 4(Fig. 4)

图 4 修复剂对土壤过氧化氢酶、脲酶、酸性磷酸酶及蔗糖酶的影响 Fig. 4 Effects of amendments on the activities of catalase，urease，acid phosphatase and invertase

由图 4a可知，对照组土壤过氧化氢酶活性最低，仅为1.78 mL · g^-1 · h^-1；施用海泡石和坡缕石后，过氧化氢酶活性均有不同程度的增加，增加幅度较大的为PAL-I和SEP-II处理，分别为对照的1.34和1.38倍.研究表明，过氧化氢酶是一种重要的氧化还原酶，在脱毒过程中发挥着重要的作用，且与耗氧微生物的活性紧密相关，能够促进代谢中间产物过氧化氢的分解，缓解其毒害作用，其活性的高低在一定程度上反映了土壤生物化学过程氧化还原能力的大小，对过氧化氢的酶促分解有利于防止过氧化氢对生物体的毒害作用(Sun et al., 2013b).

图 4b显示，经不同剂量海泡石处理，土壤脲酶活性均有增加，3组处理的脲酶活性分别为对照的1.74、1.40和1.25倍；随海泡石剂量的增加，酶活性 增加的幅度逐渐降低，但无显著性差异.坡缕石处理组中，仅有PAL-III处理使土壤脲酶活性增加(0.190 mg · g^-1 · 24 h^-1)，为对照的1.72倍.脲酶是一种将酰胺态有机氮化物水解为植物可以直接利用的无机态氮化物的酶，其活性在一定程度上反映了土壤的供氮水平与能力，与土壤中氮循环体系密切联系(Tripathi et al., 2007).

如图 4c所示，经两种钝化材料处理后，土壤中酸性磷酸酶的活性得到恢复，其中以坡缕石的处理效果较为显著，且酶活性随修复剂剂量的增加而提高.两种修复剂对土壤酸性磷酸酶活性的提高程度分别为对照组的1.38~2.15倍(PAL)和1.42~1.70倍(SEP).土壤磷酸酶是酸性土壤有机磷矿化的重要动力，能够催化磷酸单酯水解及无机磷酸释放，是参与生物磷代谢的重要酶类(Bhattacharyya et al., 2008).

由图 4d可知，与对照组相比，经坡缕石、海泡石钝化修复后，土壤蔗糖酶均有不同程度的提高，且以PAL-II和SEP-I处理增加显著，其土壤蔗糖酶活性分别为17.6、15.8 mg · g^-1 · 24h^-1，表明土壤蔗糖酶活性得到不同程度的恢复.土壤蔗糖酶的强弱反映了土壤的熟化程度和肥力水平，是评价土壤肥力的重要指标(Stçpniewska et al.，2009)，直接关系到作物的生长.

土壤酶的主要成分是蛋白质，当土壤遭受重金属污染后，重金属可占据土壤酶的活性中心或与酶分子的巯基、胺基、羧基结合，破坏酶活性基团的空间结构，使酶本身失去催化能力，并抑制酶的合成从而影响土壤酶活性；或者通过影响土壤微生物的生长繁殖，减少微生物体内酶的合成及分泌，间接影响土壤酶活性(杨志新等，2001；杜志敏等，2011).施加钝化修复材料后，酶活性被不同程度地提高，表明土壤中部分酶代谢反应得到恢复.

糙米Cd含量与土壤中氮磷有效态含量及酶活 性的相关关系见表 3.糙米Cd含量与土壤中水解氮含量、过氧化氢酶、脲酶、蔗糖酶及酸性磷酸酶活性的相关系数为负值.表明海泡石和坡缕石钝化修复在降低糙米Cd含量的同时，对于水解氮及酶活性具有增强或恢复作用，这与现有研究结果一致(Sun et al., 2012).

表 3(Table 3)

表 3 糙米Cd含量与土壤中氮磷有效态及酶活性的相关系数 Table 3 Correlations of different variables(Cd concentration in brown rice，soil hydrolyzable nitrogen，available phosphorus and soil enzyme activities)

表 3 糙米Cd含量与土壤中氮磷有效态及酶活性的相关系数 Table 3 Correlations of different variables(Cd concentration in brown rice，soil hydrolyzable nitrogen，available phosphorus and soil enzyme activities) 糙米Cd 水解氮 有效磷 过氧化氢酶 脲酶 蔗糖酶 酸性磷酸酶 注：n=63，*表示在 0.05 水平(双侧)上显著相关. 糙米Cd 1 -0.218 0.849* -0.497 -0.606 -0.357 -0.754 水解氮 1 -0.340 0.199 0.454 0.119 0.115 有效磷 1 -0.136 -0.870* -0.622 -0.778* 过氧化氢酶 1 -0.018 -0.166 0.252 脲酶 1 0.328 0.617 蔗糖酶 1 0.495 酸性磷酸酶 1

1)施用坡缕石和海泡石可使稻田土壤pH得到不同程度的提高，并能明显降低南方酸性镉污染稻田土壤中有效态Cd含量，显著降低糙米中Cd含量.

2)采用坡缕石和海泡石等原位钝化修复对土壤中水解氮的影响无统计学差别，有效磷含量有不同程度的降低，建议在实际应用中复配磷肥使用.

3)坡缕石和海泡石钝化修复后，土壤过氧化氢酶、脲酶、酸性磷酸酶、蔗糖酶活性得到不同程度的提高，表明土壤中部分酶代谢反应得到恢复.