水稻(Oryza sativa L.)是我国主要的粮食作物，而我国已有10%左右的稻田被重金属污染，导致水稻产量和品质下降，并通过食物链危害人体健康(李婧菲等，2013).一些研究指出(江巧君等，2013；王玲梅等，2010；史静等，2013)，水稻对土壤中的Cd和As均有较强的富集能力，在一定程度的重金属或砷污染土壤中种植的水稻，籽粒中Cd或As含量很容易超出国家食品污染物限量标准(GB 2762—2012)中 Cd和As＜0.2 mg · kg^-1的限值.

研究表明，向重金属或砷单一污染土壤中施加化学改良剂能有效降低污染土壤中重金属或砷的生物有效性(周航等，2014；李平等，2012；徐峰等，2013).施加碳酸钙能显著降低土壤中Pb、Cd的交换态含量，从而减少大豆籽粒中Pb、Cd的含量(周航等，2010).高岭土在水体中对Pb²⁺有较强的吸附能力(蒋明琴等，2009)；研究发现，将高岭土经过高温煅烧后得到的偏高岭土，孔容和比表面积会显著增加，其吸附能力也会进一步增强(张永利等，2013).钙镁磷肥作为一种肥料，研究已证明(罗远恒等，2014)，施加钙镁磷肥在增加农作物产量和抑制水稻对Cd的吸收方面有突出的效果.本课题组前期研究发现，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.但大多数研究忽略了施加改良剂对土壤理化性质的影响，且研究的施加量范围较窄，也没有考虑Pb、Cd和As的复合污染情况.基于此，本研究采用碳酸钙、偏高岭土和钙镁磷肥组配的改良剂来降低重金属和砷复合污染土壤中Pb、Cd和As的生物有效性，用重金属形态分析连续提取法、砷形态分析分级测定法和TCLP毒性浸出试验对稻田土壤中重金属的生物有效性进行评价，并研究施加组配改良剂对水稻糙米中重金属和砷含量的影响，以期为我国重金属和砷复合污染土壤的修复和粮食作物的安全提供一些参考.

供试土壤来源于湘南某矿区(113°06.042′E，25°48.775′N)周围稻田耕作层土壤(0~30 cm).碳酸钙为轻质碳酸钙，白度≥90，由重庆川东化工集团有限公司提供；偏高岭土由高岭土在800 ℃下煅烧2 h制备，高岭土由国药集团化学试剂有限公司提供，白度≥90，化学组成为Al₂O₃ · 2SiO₂ · 2H₂O，其中，Al₂O₃含量≥37%，SiO₂含量≥48%，H₂O含量≥15%；钙镁磷肥由湖南省宁乡县钙镁磷肥厂提供，其中，P₂O₅含量为12%~14%，CaO含量为25%~30%，SiO₂含量为30%~40%，MgO含量为4%~6%.水稻(Oryza sativa L.)品种选用杂交稻Ⅱ优 93，由湖南亚华种业有限公司提供.组配改良剂与稻田土壤基本理化性质见表 1.

表1(Table 1)

表1 供试材料基本性质 Table 1 Physical and chemical properties of the tested material

表1 供试材料基本性质 Table 1 Physical and chemical properties of the tested material 材料类型 pH OM CEC /(cmol · kg-1) TEB /(cmol · kg-1) BS As总量/(mg · kg-1) 重金属总量/(mg · kg-1) Pb Cd 组配改良剂LMF 8.14 0.14 1.31 供试土壤 5.54 4.35% 21.06 16.8 80.12% 107.82 257.40 3.74 土壤环境质量标准(Ⅱ级) ＜6.50 40.00 250.00 0.30 注：OM为有机质，CEC为阳离子交换量，TEB为交换性盐基总量，BS为盐基饱和度.

本试验采用化学材料+粘土矿物+肥料进行组配，通过前期改良剂的筛选结果，选择碳酸钙、偏高岭土和钙镁磷肥按4 ∶ 2 ∶ 1的比例混合组成组配改良剂(LMF，limestone+metakaolin+calcium magnesium phosphate fertilizer).

盆栽实验在中南林业科技大学生命科学大楼3楼露天实验天台进行，花坛内光、水、气、热等环境条件均为自然状态，无人为干扰.该地区属亚热带季风性湿润气候，气候温和，降水充沛，雨热同期，四季分明.年平均气温16.8~17.3 ℃，年均降水量1358.6~1552.5 mm.盆栽试验用盆为无盖圆柱形桶，直径200 mm(内径)，高240 mm，每桶装土4.0 kg.改良剂设置7个施用量(0、0.5、1、2、4、8、16 g · kg^-1)，每个施用量3个平行样，共21盆.2014年3月下旬进行水稻育秧，同时向盆栽用桶中施加各梯度组配改良剂，选取长势一致的水稻幼苗进行插秧移栽.移栽时添加基肥K₂CO₃(按K₂O计算)0.22 g · kg^-1，(NH₄)₃PO₄(按P₂O₅计算)0.21 g · kg^-1，尿素(按N计算)0.28 g · kg^-1，水稻生长期间根据生长情况补充上述基肥，并喷洒农药防止病虫害.2014年8月中旬水稻成熟后，采集黏附在水稻根系0~2 cm的根际土壤，并测定水稻糙米中Pb、Cd和As的含量.

土壤pH值用酸度计(PHS-3C，雷磁)测定，交换性盐基总量采用乙酸铵交换-中和滴定法测定，阳离子交换量采用乙酸铵法测定，有机质采用水合热重铬酸钾氧化-比色法测定(鲁如坤，2000).土壤中Pb、Cd的交换态含量采用修正的Tessier连续提取法第一步(1 mol · L^-1 Mg(NO₃)₂)溶液提取(Rauret et al., 1999)，Pb、Cd的酸可提取态采用重金属形态分析BCR法第一步(0.11 mol · L^-1 CH₃COOH)溶液提取(Luo et al., 1998)，As的交换态采用As形态分级测定法第一步(1mol · L^-1 NH₄Cl)溶液提取(Wu et al., 2006)，以及进行TCLP毒性浸出试验(Chang et al., 2001).水稻糙米中Pb、Cd和As总量测定时均采用干灰法消解(GB/T 5009—2010).土壤样品溶液中重金属含量采用 ICP-AES(ICP 6300，Thermo)测定，水稻糙米样品溶液中重金属含量采用石墨炉原子吸收分光光度计(iCE-3500，Thermo)测定，土壤和水稻糙米中砷含量均采用AFS-8220原子荧光分光光度计(北京吉天仪器有限公司)测定.

本研究数据统计与分析均采用SPSS 17.0进行显著性F测验和Duncan多重比较(p<0.05)，图形采用OriginPro 8.5进行处理.

由表 2可知，随着组配改良剂施加量的增加，土壤pH值、交换性盐基总量及阳离子交换量均呈上升趋势，盐基饱和度和有机质含量无明显变化规律.与对照相比，施用0.5~16 g · kg^-1的组配改良剂LMF能使土壤pH上升0.02~1.71，交换性盐基总量增加1.08%~75.17%，阳离子交换量增加2.26%~51.54%.

表2(Table 2)

表2 组配改良剂LMF对稻田土壤基本理化性质的影响 Table 2 Effects of the LMF on basic properties of the tested paddy soils

表2 组配改良剂LMF对稻田土壤基本理化性质的影响 Table 2 Effects of the LMF on basic properties of the tested paddy soils 添加量 /(mg · kg-1) pH值 TEB /(cmol · kg-1) CEC /(cmol · kg-1) BS OM 0 5.87±0.10c 12.97±1.12c 25.67±3.51b 51.34%±9.95%bc 5.06%±0.16%a 0.5 5.89±0.12c 13.11±0.08c 26.25±1.15b 49.98%±1.89%bc 5.28%±0.36%a 1 6.15±0.16c 13.13±0.28c 28.77±0.88b 45.68%±2.33%c 5.03%±0.06%a 2 6.12±0.11c 13.44±0.33c 28.45±3.71b 47.71%±5.58%bc 5.09%±0.42%a 4 6.73±0.18b 16.71±1.02b 30.07±2.47b 55.63%±1.34%ab 5.05%±0.08%a 8 7.28±0.43a 23.81±3.14a 38.48±2.32a 61.71%±4.87%a 5.02%±0.20%a 16 7.58±0.02a 22.72±0.07a 38.90±2.58a 60.49%±3.03%a 4.86%±0.25%a 注：数据后不同字母表示差异显著，小写字母表示显著差异(p<0.05)，下同.

研究证明(陈京都等，2011；王美等，2014；雷鸣等，2014)，土壤中Pb、Cd和As向水稻籽粒中的迁移能力不仅与土壤中Pb、Cd和As的总量有关，还与其赋存形态密不可分.图 1为土壤中Pb、Cd的3种提取态含量与LMF施用量的关系.可以看出，施用LMF能显著降低Pb的交换态(Ex-Pb)、酸可提取态(Aci-Pb)和TCLP提取态(TCLP-Pb)含量；降低Cd的交换态(Ex-Cd)和酸可提取态(Aci-Cd)含量，但对Cd的TCLP提取态(TCLP-Cd)含量无显著影响.比较土壤中3种重金属提取态含量变化可知，施用LMF对土壤Pb、Cd的交换态固化效果最好，当施用量为8 g · kg^-1时，交换态Pb、Cd分别下降了95.79%、64.87%；其次为酸可提取态，当施用量为8 g · kg^-1时分别下降了49.53%、21.97%.LMF对TCLP提取态固化效果最差，当施用量为8 g · kg^-1时，Pb含量下降42.10%，对Cd含量无显著影响.

图1(Fig.1)

图1 组配改良剂LMF对土壤中Pb、Cd 3种提取态含量的影响(Ex、Aci、TCLP分别代表Pb、Cd或As的交换态、酸可提取态、TCLP提取态，下同) Fig.1 Effects of the LMF on 3 kinds of extractable concentrations of Pb and Cd in the tested paddy soils

从图 2可以看出，随着LMF施用量的增加，土壤中砷的交换态(Ex-As)和TCLP提取态(TCLP-As)含量均呈现先下降后上升的趋势，均在施用量为2 g · kg^-1时含量最低.LMF施用量较低时(0.5~2.0 g · kg^-1)，土壤中交换态砷和TCLP提取态砷含量下降显著.与空白相比，交换态砷含量降低2.48%~50.48%，TCLP提取态砷含量降低7.57%~29.37%.继续施加LMF(2~16 g · kg^-1)，土壤中交换态砷和TCLP提取态砷含量逐渐上升，当施用量达到16 g · kg^-1时，土壤中交换态和TCLP提取态砷含量比施用量为2 g · kg^-1时分别上升了156.65%、73.71%.

图2(Fig.2)

图2 组配改良剂LMF对土壤中交换态As和TCLP提取态砷含量的影响 Fig.2 Effects of the LMF on exchangeable and TCLP extractable concentrations of As in the tested paddy soils

施用组配改良剂LMF对水稻糙米中Pb、Cd和As含量均有一定程度的影响.从图 3可以看出，随着LMF施用量的增加，糙米中Pb、Cd含量逐渐降低，与对照相比，Pb、Cd分别降低了8.44%~99.57%、27.49%~74.05%，各施加量下糙米中Pb、Cd含量与对照之间均有显著差异(p<0.05).当LMF施用量为16 g · kg^-1时，糙米中Pb、Cd含量分别为0.002 mg · kg^-1、0.185 mg · kg^-1，低于国家食品中污染物限量标准(GB 2762—2012)中大米Pb和Cd的限量(0.20 mg · kg^-1).

图3(Fig.3)

图3 组配改良剂LMF对水稻糙米中Pb、Cd和As含量的影响 Fig.3 Effect of LMF on contents of Pb，Cd and As in brown rice

随着LMF施用量的增加，糙米中As含量逐渐降低后又逐渐上升，在施用量为2 g · kg^-1时含量最低，这与土壤中砷的交换态和TCLP提取态含量变化规律一致.当LMF施用量较低时(0.5~2 g · kg^-1)，与对照相比糙米中As含量降低了11.79%~35.59%.随着LMF施用量继续增加(4~16 g · kg^-1)，糙米中As含量逐渐上升，与对照相比上升了16.73%~44.87%.当LMF施用量为2 g · kg^-1时，糙米中As含量为0.179 mg · kg^-1，低于国家食品中污染物限量标准(GB 2762—2012)中大米As的限量(0.20 mg · kg^-1).

随着LMF施用量的增加，土壤中Pb、Cd、As各提取态含量(图 1、图 2)与水稻糙米中Pb、Cd、As含量(图 3)均变化明显.为研究施用LMF后土壤中Pb、Cd、As各提取态含量对水稻糙米中Pb、Cd、As含量的影响，分别将其进行相关性分析(图 4).结果表明，Pb的3种提取态含量与其在水稻糙米中的含量均呈现出显著的正相关关系(r_Aci-Pb=0.771，r_TCLP-Pb=0.689，r_Ex-Pb=0.729；n=21，r_0.01=0.549).Cd的交换态含量与水稻糙米中Cd含量呈现显著的正相关关系(r_Ex-Cd=0.514；n=21，r_0.05=0.433)，而Cd的TCLP提取态和酸可提取态相关性较差(r_Aci-Cd=0.277，r_TCLP-Cd=0.141；n=21，r_0.05 =0.433).As的交换态和TCLP提取态含量与水稻糙米中As含量呈现显著或极显著的正相关关系(r_Ex-As=0.650，r_TCLP-As=0.501；n=21，r_0.05 =0.433，r_0.01 =0.549).

图4(Fig.4)

图4 水稻糙米中Pb、Cd和As含量与其土壤中3种提取态含量的相关系数 Fig.4 Correlation of Pb，Cd and As concentrations of rice and 3 kinds of extractable concentrations of Pb，Cd and As of soil

本研究采用3种不同的方法对稻田土壤中Pb、Cd和As的生物有效性进行评价.随着LMF施用量的增加，除Cd的TCLP提取态含量外，土壤中重金属Pb、Cd各形态含量均有不同程度的下降(图 1)，这可能是碳酸钙、偏高岭土和钙镁磷肥共同作用的结果.碳酸钙能显著提高土壤的pH值，土壤pH值的升高会使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；而且土壤中的Fe、Mn等离子与OH^-结合形成羟基化合物为重金属离子提供了更多的吸附位点(朱奇宏等，2010)，从而降低了重金属的生物有效性.有研究指出，高岭土在800 ℃下煅烧3 h所形成的偏高岭土比表面积会显著增加，对重金属的吸附能力会显著增强(张永利等，2013)，此外，高岭土经过高温煅烧后其晶体结构会被破坏，形成部分无定形二氧化硅(朱慧红等，2007)，这些二氧化硅进入土壤后会增加土壤中有效硅含量，硅素能降低土壤中有效态Cd的含量(宗良纲等，2006).另外，钙镁磷肥能显著降低土壤中Cd、Cu的水溶态和交换态含量(李平等，2012)，也能抑制水稻对Pb、Cd的吸收(李瑞美等，2002).

施用LMF对土壤中As的交换态和TCLP提取态含量有显著影响(图 2)，这与碳酸钙和偏高岭土共同作用有关.土壤中的As主要以阴离子形式存在，施加碳酸钙导致的土壤pH升高会促进土壤中As的解吸(朱奇宏等，2010)，提高As的生物有效性.偏高岭土对土壤中As有一定的吸附效果，且偏高岭土增加土壤中的有效硅可以因与As存在的某种竞争关系而降低土壤中As的活性(张静等，2012).综合比较表 2、图 1和图 2数据可以看出，当LMF施用量较低时(0.5~2 g · kg^-1)，LMF对土壤pH影响较小，说明LMF中的碱性材料碳酸钙对土壤中As的活化效果较低，LMF中偏高岭土对土壤中As的固化和吸附占主导地位，因此，土壤中交换态和TCLP提取态As含量逐渐降低；当LMF施用量继续增加(2~16 g · kg^-1)，偏高岭土对As的固化和吸附效果逐渐被碳酸钙降低土壤pH值导致As活化的效果所超越，土壤中交换态和TCLP提取态As含量又逐渐上升，且当施用量为16 g · kg^-1时，2种As的提取态含量高于对照(图 2).

水稻糙米中Pb、Cd和As含量与土壤中Pb、Cd和As各形态含量有着显著的相关性(图 4)，这与一些学者研究结果相同(周航等，2014；Zhou et al., 2014；竺朝娜等，2010)，但土壤中Cd的酸可提取态和TCLP提取态与糙米中Cd含量相关性较差，可能是因为供试土壤中Cd含量和活性较高(Cd含量为国家土壤环境质量二级标准12.47倍)，TCLP毒性浸出试验和弱酸提取法对供试土壤Cd的生物有效性难以给予合理评价.

施用LMF能够显著影响水稻糙米中Pb、Cd和As的含量(图 3).当施用量达到16 g · kg^-1时，糙米中Pb、Cd含量分别为0.002、0.185 mg · kg^-1，与对照相比，其含量分别降低了99.57%、74.05%，达到了国家食品污染物限量标准(GB 2762-2012)；但这时糙米中的As含量为0.381 mg · kg^-1，超过了国家食品污染物限量标准(GB 2762—2012)中As含量0.20 mg · kg^-1的限值.当施用量为2 g · kg^-1时，糙米中As含量为0.179 mg · kg^-1，比对照降低31.94%，达到了国家食品污染物限量标准(GB 2762-2012).上述结果表明，在不同的施用量下，LMF能够在不同程度上降低水稻糙米中Pb、Cd、As含量.因此，在实际的农业生产过程中，可根据该地区土壤重金属和As的具体污染水平和污染元素来确定LMF的施用量.

1)施用LMF能显著增加供试土壤pH值、交换性盐基总量和阳离子交换量，对盐基饱和度和有机质含量无显著影响.

2)施用LMF能显著降低土壤中Pb、Cd的交换态和酸可提取态含量，以及降低Pb的TCLP提取态含量，对Cd的TCLP提取态含量无明显效果.LMF施用使土壤中As的交换态和TCLP提取态含量呈现先下降后上升的趋势，且均在施用量为2 g · kg^-1时含量最低.

3)除Cd的TCLP提取态和酸可提取态外，Pb、Cd和As的其它提取态含量与其在水稻糙米中的含量均呈现出显著的正相关关系(p＜0.05或p＜0.01).

4)施用LMF能够显著影响水稻糙米中Pb、Cd和As的含量.糙米中Pb、Cd含量在LMF施用量为16 g · kg^-1时达到国家食品污染物限量标准，而糙米中As含量却在LMF施用量为2 g · kg^-1时达到国家食品污染物限量标准.因此，在实际的农业生产过程中，应该根据土壤重金属和As的具体污染水平和污染元素来确定LMF的施用量.