土壤重金属污染及其治理已经成为我国当前的热点环境问题之一^[1]。湖南矿产资源丰富，且种类较多，享有“有色金属之乡”之称。矿产开发促进了当地的经济发展，但相关行业排放的工业“三废”排放导致湖南一些地区的土壤受到了不同程度的重金属和As的复合污染。湖南也是我国的水稻主产区，污染土壤中的重金属元素和As向水稻地上部分尤其是稻谷的转移给居民的健康带来了严重的威胁。因此，重金属和As复合污染稻田的修复是一个亟待解决的问题。

近年来，关于重金属污染土壤化学固定修复的研究得到大量开展，而重金属和As复合污染土壤的现状和危害也有较多的研究，但对其修复的研究还鲜有报道。As属于类金属元素，在土壤中通常以含氧酸根的形态存在。碳酸钙作为有效的重金属污染土壤修复材料被广泛地研究和应用，但碳酸钙能否修复重金属和As复合污染土壤，目前还没有明确答案。本研究采用盆栽试验的方法，探讨在重金属(Pb、Cd、Zn)和As复合污染土壤中添加碳酸钙对水稻吸收重金属和As的影响，以期为复合污染土壤的安全利用和修复提供科学参考。

供试土壤取自湘南某矿区冶炼厂周围抛荒水稻田的耕作层(0—30 cm)，成土母质为第四纪红土发育的红壤。土壤取回后，去除石块、杂质和植物根系等，自然风干，用非金属器具磨碎后过5 mm尼龙筛，混合均匀用于盆栽。供试土壤的重金属含量：Pb 965.84 mg/kg、Cd 13.24 mg/kg、Zn 1167.4 mg/kg、As 67.09 mg/kg，其中Pb、Cd、Zn和As的含量分别超过《国家土壤环境质量标准》(GB15618—1995)Ⅲ级标准值1.93、13.24、2.33、2.34倍。土壤pH值5.48，有机质含量3.38%，碱解氮0.97 g/kg，有效磷 12.64mg/kg，速效钾 9.19mg/kg。供试作物选用湘南地区广泛栽培的杂交水稻，品种为丰优210，购于隆平种业有限公司。试验所用碳酸钙为分析纯，其他试剂均为优级纯或分析纯。

盆栽试验采用塑料桶，直径22 cm，高23 cm。将供试土壤装入一系列上述塑料桶中，每盆装土4.5 kg，添加尿素、磷酸铵和氯化钾作为基肥(N 0.15 g/kg，P₂O₅ 0.10 g/kg，K₂O 0.15 g/kg)，同时添加碳酸钙。碳酸钙设置7个添加水平：0、0.25、0.5、1、2、4、8 g/kg，每个水平设置3个平行。添加碳酸钙后，使其与土壤混合均匀，在田间持水率下稳定15 d。然后将培育好的水稻秧苗移栽至塑料桶中，每盆1株，各处理按随机区组排列，置于日光温室栽培。在水稻生长过程中，定期用去离子水进行灌溉。

在水稻收获期采集植株，用去离子水冲洗干净，杀青后在70 ℃烘箱内烘干，分根、茎叶、壳、糙米称量各部位干重，粉碎备用，分析各部位中重金属(Pb、Cd、Zn)和As的含量。同时采集种植水稻后的盆栽土壤，测定土壤pH值、土壤交换态Pb、Cd、Zn和As的含量。

土壤pH值采用酸度计(雷磁pHS-3C，上海精密科学仪器有限公司)测定，固液比为1∶2.5^[2]。土壤有机质用重铬酸钾外加热法测定，有效磷用碳酸氢钠浸提-钼蓝比色法测定，速效钾用乙酸铵提取法测定，土壤重金属总量采用王水-高氯酸消解，火焰原子吸收分光光度计(日立Z-2000)测定^[3]。总As采用《国家土壤质量标准(GB/T 22105—2008)》中的水浴消解法^[4]。土壤交换态重金属根据相关的报道采用修正的Tessier连续提取法第一步(1 mol/L MgCl₂(pH=7))溶液提取^[5]，交换态As采用1 mol/L NH₄Cl提取^[6]。植物样品重金属和砷采用干灰化法^{[7, 8]}消解，重金属含量采用原子吸收分光光度计(日立Z-2000)测定，As含量用原子荧光光度计(东西AFS-7500)测定。

用Microsoft Excel 软件进行数据整理及相关的计算。用SPSS.PASW Statistics 18.0进行统计分析，用Microsoft Excel 和Origin 8.5 进行图表制作。

由图 1可看出，土壤pH值随着碳酸钙添加量的增加而显著升高，碳酸钙使土壤pH值最大提高至7.75。相关性分析表明，土壤pH值与碳酸钙添加量呈极显著正相关关系(R²=0.936，R²_0.01=0.766；n=7)。土壤pH值的变化可能会对其中重金属的赋存形态产生影响。

图 1 碳酸钙对土壤pH值的影响 Fig.1 Effects of CaCO3 on pH values of the tested soils

图选项

从表 1看出，不同碳酸钙添加量均显著降低了土壤中交换态重金属和As的含量，且随着碳酸钙添加量的增加而呈降低趋势。交换态Pb、Cd、Zn和As含量分别最多降低了98.35%、93.72%、98.52%和69.48%。交换态Pb、Cd、Zn和As含量均与碳酸钙添加量呈极显著负相关(R²_Pb=0.951，R²_Cd =0.931，R²_Zn =0.960，R²_As=0.941；n=7，R²_0.01=0.766)。复合污染土壤中施用碳酸钙使土壤pH 值升高，一方面使土壤颗粒表面负电荷增加，对 Pb、Cd等重金属离子吸附增强；另一方面，土壤pH 值升高有利于重金属离子形成氢氧化物或碳酸盐结合态沉淀或共沉淀^{[9, 10]}。土壤中的离子环境对As的吸附固定有明显影响，Ca能与As生成难溶性沉淀，有利于土壤对As的吸附固定^[11]。也有研究表明，土壤中添加钙能有效降低砷的交换态含量，使土壤砷向铝结合态和残渣态转移^[12]。交换态含量被广泛认为在一定程度上能够反映土壤重金属和As的生物有效性，从交换态含量这个指标可以看出碳酸钙的添加可能降低了土壤重金属和As的生物有效性。

土壤中的重金属可通过作物根系代谢被吸收进入根细胞内，一部分滞留在根中，还有一部分可随原生质的流动及细胞间的运输至导管中，随作物蒸腾作用向地上部移动，并富集在作物茎叶、籽实中^[13]。这样重金属(如Pb、Cd、Zn)和As等元素进入水稻后在其不同部位进行了再分配。

图 2表明，供试土壤中添加碳酸钙后，水稻根中重金属含量有降低趋势，As含量总体上略有降低。根中Pb、Cd、Zn含量在低碳酸钙添加量(小于1 g/kg)时先略有增加，随着添加量的增加，Pb、Cd、Zn含量呈降低趋势且均显著低于对照。与对照相比，根中Pb含量最多减少了30.26%，Cd含量最多降低了55.86%，Zn含量最多降低了61.37%。随着碳酸钙添加量的增加，根中As含量比对照略有减少，减少了3.08%—26.30%，但差异不显著。

图 2 不同碳酸钙添加量对水稻根中重金属和As含量的影响 Fig.2 Effects of CaCO3 addition on contents of heavy metals and As in rice roots

图选项

由图 3可以看出，添加碳酸钙后，水稻茎叶中重金属含量呈降低趋势，As含量总体上略有降低。茎叶中Pb、Cd含量随着碳酸钙添加量的增加而逐步减少，分别降低了29.8%—73.94%和1.48%—34.22%，但与对照相比差异均不显著。茎叶中Zn含量虽在碳酸钙添加量为0.25 g/kg 时略有增加，但随着碳酸钙添加量的增加Zn含量下降明显，与对照相比茎叶中Zn含量最多降低了61.64%。随着碳酸钙的添加量的增加，茎叶中As含量比对照略有减少，减少了2.84%—26.50%，差异不显著。

图 3 不同碳酸钙添加量对水稻茎叶中重金属和As含量的影响 Fig.3 Effects of CaCO3 addition on contents of heavy metals and As in stems and leaves of rice plants

图选项

由图 4可知，土壤中添加碳酸钙后，谷壳中重金属含量均显著减少，As含量略有减少。谷壳中Pb、Zn含量随着碳酸钙添加量的增加而逐渐减少，与对照相比，谷壳中Pb含量降低了5.71%—81.28%，Zn含量最多降低了44.11%。谷壳中Cd含量在低碳酸钙添加量(0.25 g/kg)时，较对照略有增加，随着碳酸钙添加量的增加Cd含量又呈降低趋势，且均低于对照，最多降低了86.39%。谷壳中总As含量随着碳酸钙添加量的增加呈减少趋势，与对照相比减幅为4.57%—25.68%，但差异不显著。

图 4 不同碳酸钙添加量对谷壳中重金属和As含量的影响 Fig.4 Effects of CaCO3 addition on contents of heavy metals and As in hull of rice plants

图选项

由图 5可看出，糙米中Pb、Cd、Zn含量均先略有增加，后随着碳酸钙添加量的增加而降低，其中Pb含量各处理间差异不显著，Cd含量在碳酸钙低添加量和高添加量之间差异显著，Zn含量在高碳酸钙添加量时与对照间差异显著。当碳酸钙添加量大于1 g/kg时，糙米中Pb、Cd、Zn含量呈降低趋势，分别比对照最多减少了62.68%、40.2%和34.95%。王凯荣等^[14]的研究结果表明，污染土壤中施用石灰性改良剂能有效抑制水稻对Pb、Cd的吸收，这与本试验研究结果一致。添加碳酸钙后，糙米中总As含量和无机As含量没有明显降低，二者各处理间差异均不显著。

图 5 不同碳酸钙添加量对糙米中重金属和As含量的影响 Fig.5 Effects of CaCO3 addition on contents of heavy metals and As in brown rice

图选项

综合图 2—图 5可看出，Pb在水稻植株中含量分布为根>>茎叶>谷壳>糙米；Cd在水稻植株中含量分布为根>>糙米>茎叶>谷壳，这与丁凌云^[15]等人的研究结果一致；Zn在水稻植株中含量分布为糙米>谷壳>根>茎叶。As在水稻植株中含量分布为根>>茎叶>谷壳>糙米，这与仲维功^[16]、康立娟^[17]等人的报道相符。显然，Pb、Cd、Zn和As在水稻各器官的分布存在一定的差异，根中Pb、Cd和As的含量明显高于其他部位，Cd和Zn向糙米中的迁移能力较强。

由表 2可以看出，在供试土壤中添加碳酸钙，对水稻植株生长状况影响较显著，随着碳酸钙添加量的增加，水稻的分蘖数有减少的趋势，但在碳酸钙添加量小于2 g/kg时不显著。碳酸钙的添加对水稻株高、根重、稻谷干重和总生物量也没有明显影响，但使茎叶干重略有降低。统计分析表明，只有当碳酸钙添加量≥4 g/kg时，与对照相比差异才显著。碳酸钙添加量>4 g/kg时分蘖数显著减少的现象说明过量施用碳酸钙对水稻生长会产生负面作用。

碳酸钙的添加显著降低了土壤交换态Pb、Cd、Zn的含量。由表 3可看出，水稻根系中Pb、Cd、Zn的含量与土壤中交换态Pb、Cd、Zn含量均呈显著或极显著正相关(R²_Pb=0.752，R²_Cd =0.657，R²_Zn =0.774，R²_As=0.003；n=7，R²_0.01=0.766，R²_0.05=0.569)。显然，碳酸钙通过降低土壤中重金属的交换态含量达到了降低重金属生物有效性的目的。然而糙米中Pb、Cd含量与土壤交换态Pb、Cd含量没有显著相关性(R²_Pb=0.117，R²_Cd =0.383，R²_Zn =0.904，R²_As=0.048；n=7，R²_0.01=0.766，R²_0.05=0.569)，部分结果与竺朝娜等^[18]的研究相符。这说明，碳酸钙降低了水稻根部对Pb、Cd的吸收累积，但并未有效地抑制Pb、Cd向糙米转运。这种现象可能是由于影响重金属从根部转运到糙米的因素较复杂，既与根部吸收重金属的量有关系，也受植物体内生理生化特性的影响。参照《食品中污染物限量》(GB2762—2012)，本试验中糙米Pb、Cd含量均未达到限量标准(Zn未列入本标准的限量指标)。

土壤对As的吸持固定与土壤pH值有关，土壤pH值越高，对As的固定作用越差^[19]。在本试验中，碳酸钙的添加使土壤pH值提高了0.23—2.37个单位，但反而使土壤的交换态As降低了28.39%—69.48%。其原因应当是碳酸钙的添加带入土壤中的Ca能与As生成难溶性沉淀，有利于土壤对As的吸持固定。从表 4可以看出，根中As的含量与土壤中交换态As含量无显著相关性，这说明土壤中As的生物有效性还受其他形态As含量的影响，仅交换态含量不能表征As的生物有效性。虽然碳酸钙降低了土壤的交换态As含量，但这不能说明碳酸钙降低了土壤中As的生物有效性。参照《食品中污染物限量》(GB2762—2012)中的规定，糙米中无机As含量也未达到限量标准，且均超标3倍以上。显然，对于重金属和As复合污染的稻田土壤，碳酸钙仅能在一定程度上减少水稻对重金属的吸收，并没有明显减少水稻对As的吸收。

(1)重金属和As复合污染土壤中，添加碳酸钙能显著提高土壤pH值，显著降低土壤中交换态重金属(Pb、Cd、Zn)和As的含量。

(2)添加碳酸钙对水稻根、茎叶干重、稻谷干重和总生物量没有显著影响，但施用量过高时显著降低了分蘖数和茎叶干重。说明过量施用碳酸钙对水稻生长会产生负面作用。

(3)添加碳酸钙后水稻植株各部位Zn含量显著降低，水稻根、谷壳中Pb、Cd含量显著降低。显然，碳酸钙通过降低土壤中重金属的交换态含量，降低其生物有效性(水稻根系对重金属的吸收累积减少)，但并未有效地抑制Pb、Cd向糙米转运。虽然碳酸钙显著降低了土壤的交换态As含量，但水稻植株各部位的As含量并未显著减少，说明碳酸钙并未使土壤中As的生物有效性明显降低。