趙秀紅

摘要 本研究選取超級腐殖質(zhì)、礦物質(zhì)穩(wěn)定劑、復(fù)合有機(jī)肥和普通有機(jī)肥4種土壤改良劑，結(jié)合科學(xué)的灌溉管理方法和葉面阻控技術(shù)，對湖南省長沙市鎘污染稻田進(jìn)行修復(fù)效果驗(yàn)證。結(jié)果表明，土壤改良劑的加入和科學(xué)的田間管理可以顯著降低稻谷中Cd濃度，甚至可以有效控制中度污染區(qū)域稻谷中Cd濃度，使之達(dá)到國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)。其對稻谷Cd濃度的削減效果由高到低排序依次為超級腐殖質(zhì)>復(fù)合有機(jī)肥>礦物質(zhì)穩(wěn)定劑>普通有機(jī)肥。但所有改良劑對稻谷Cd濃度的削減效果均不及生石灰。對于重度污染區(qū)域，土壤改良和科學(xué)的田間管理雖然能夠較大地削減稻谷中的Cd，但是無法達(dá)到食品安全要求，建議對重污染區(qū)進(jìn)行種植結(jié)構(gòu)調(diào)整，不再作為水稻種植用地。

關(guān)鍵詞 Cd污染；稻田修復(fù)；土壤改良劑；生石灰；實(shí)施效果

中圖分類號 S156.2 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A 文章編號 1007-5739（2017）09-0204-05

Abstract Four types of soil amendments including super humic matter，mineral stabilizer，compound organic matter and common organic fertilizer were selected，combining scientific irrigation management system and leaf transportation impediment control technology，the application effect of remediation system of Cd contaminated rice field of Changsha City in Hunan Province were tested in this paper. The results showed that the addition of soil amendments and scientific field management could significantly reduce the concentration of Cd in rice，and even could effectively control the concentration of Cd in paddy soil of moderate pollution area，which could meet the national food safety standards. The Cd control ability of these four amendments followed the sequence：super humic matter>compound organic matter>mineral stabilizer>common organic fertilizer. However，the Cd reduction effects of all soil amendments were poorer than the application effect of lime. The scientific management system was effective for moderate contaminated fields，but the Cd concentration in rice still couldn′t meet the requirement of the food safety standards. Therefore，it′s suggested to change the farming structure instead of planting rice.

Key words Cd contamination；rice field remediation；soil amendment；lime；application effect

隨著2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》[1]的公布，土壤污染問題逐漸浮出水面，引起了越來越多的關(guān)注和重視。根據(jù)公報(bào)顯示，全國土壤總超標(biāo)率為16.1%，耕地污染超標(biāo)率為19.4%，總金屬鎘超標(biāo)率為7.0%。湖南省作為重金屬污染重災(zāi)區(qū)，被劃為土壤重金屬治理示范省，其中包括農(nóng)田重金屬污染修復(fù)治理示范工程。2016年發(fā)布的《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》[2]進(jìn)一步明確了農(nóng)田污染修復(fù)治理的重要性和必要性。如何安全有效地修復(fù)重金屬污染農(nóng)田、保障人民身體健康，成為了一個(gè)亟須解決的技術(shù)難題。

湖南省地處中南，氣候偏暖，農(nóng)田作物以水稻為主，實(shí)施兩季耕作。因此，農(nóng)田污染治理針對的主要農(nóng)作物為水稻。湖南作為農(nóng)耕大省，農(nóng)田污染物類型主要為重金屬污染，在相當(dāng)大面積范圍內(nèi)，以重金屬鎘（Cd）為主要污染物。例如，在長沙、株洲、湘潭地區(qū)（長株潭地區(qū)）共有10.4萬hm2重金屬污染耕地[3]。其中，土壤鎘濃度不超標(biāo)（<0.4 mg/kg）[4]，稻米鎘濃度在0.2～0.4 mg/kg的耕地5.07萬hm2，已被列為達(dá)標(biāo)生產(chǎn)區(qū)（輕度污染區(qū)）；土壤鎘濃度≤1 mg/kg，稻米中鎘濃度0.2～0.4 mg/kg的耕地5.33萬hm2，已被列為管控生產(chǎn)區(qū)（中度污染區(qū)）。財(cái)政部、農(nóng)業(yè)部批示于2014年啟動(dòng)重金屬污染耕地修復(fù)綜合治理工作，并在湖南省長、株、潭地區(qū)率先啟動(dòng)試點(diǎn)。湖南省農(nóng)業(yè)廳按照“因地制宜、政府引導(dǎo)、農(nóng)民自愿、收益不減”的基本思路，在長、株、潭地區(qū)設(shè)立的試點(diǎn)耕地總面積為11.33萬hm2，計(jì)劃3～5年實(shí)施。通過遴選，永清環(huán)保憑借自身擁有的技術(shù)參與并實(shí)施了部分試點(diǎn)項(xiàng)目。

近年的研究顯示，影響稻米中鎘含量的因素主要包括水稻品種、土壤pH值、土壤生物有效態(tài)鎘含量、田間灌溉方法、田間施肥管理等。永清環(huán)保股份有限公司上海分公司第一期試驗(yàn)選取了湖南省長沙市3個(gè)污染程度不同的地塊考察農(nóng)田鎘污染土壤治理方法的有效性，基于當(dāng)?shù)剞r(nóng)民普遍接受袁隆平雜交水稻為主要水稻品種的事實(shí)，第一期試驗(yàn)不再進(jìn)行水稻品種的篩選，直接選擇雜交水稻為考察對象。通過施加土壤調(diào)理劑調(diào)節(jié)土壤pH值，降低土壤有效態(tài)鎘含量；同時(shí)通過田間灌溉管理和田間施肥管理，控制水稻對鎘的吸收及其向果實(shí)籽粒的轉(zhuǎn)移，降低稻米中鎘含量，從而達(dá)到有效治理、保障糧食安全的目的。需要特別指出的是，在本試驗(yàn)開始前，長沙市所有地塊已經(jīng)進(jìn)行過生石灰處理，因而本次田間試驗(yàn)所考察的結(jié)果均為添加生石灰基礎(chǔ)上的治理效果。

1 水稻鎘吸收和積累的影響因素

1.1 土壤酸堿度（pH）

pH值是影響水稻吸收重金屬鎘的主要因素之一。pH值的變化能夠改變Cd在土壤中的存在形態(tài)，使其移動(dòng)性和生物有效性發(fā)生改變，從而影響水稻的吸收。當(dāng)pH值由7左右下降到5左右時(shí)，水溶性Cd在土壤中的含量可由3% 提高到48.39%[5]，水溶性Cd含量的提高，將相應(yīng)提高水稻對Cd吸收量。對于水稻而言，最佳生長pH值范圍為5.5～8.0，而湖南省大部分土壤偏酸性，pH值在4～6之間。如果需要達(dá)到理想的治理效果，應(yīng)控制土壤pH值在6.5以上[6]。

1.2 氧化還原電位（Eh）

氧化還原電位Eh也能影響土壤中Cd污染的生物有效性[5]。隨著Eh的增大，土壤氧化強(qiáng)度增大，土壤中水溶性Cd含量隨之增加，同時(shí)增加的還有水稻吸收Cd的總量及水稻植株中Cd含量。當(dāng)Eh值較低，土壤處于還原條件時(shí)，有利于土壤中的重金屬離子形成沉淀，降低重金屬的生物可利用性。在水稻種植中，可以通過灌溉管理，實(shí)現(xiàn)土壤Eh值的調(diào)節(jié)。在淹水狀態(tài)下，Eh值較低并多為負(fù)值，有利于減少水稻對Cd的吸收。李欣[7]在研究中指出，采取常規(guī)管理方法進(jìn)行干濕交替管理，稻米中Cd濃度為1.12 mg/kg（土壤中Cd濃度為2.78 mg/kg），而采用水稻生長期全淹水管理，稻米中Cd濃度僅為0.39 mg/kg（土壤中鎘濃度為3.30 mg/kg）。

1.3 水稻品種

不同水稻品種對重金屬Cd的吸收運(yùn)轉(zhuǎn)累積能力相差較大。根據(jù)報(bào)道[8-9]，特優(yōu)559地上部生長受Cd抑制最大，鎮(zhèn)稻8號基本不受Cd濃度的影響；揚(yáng)輻粳7號的莖葉與根部Cd 濃度比（S/R）最大，K優(yōu)818的S/R值最低。揚(yáng)輻粳7號和特優(yōu)559對Cd運(yùn)轉(zhuǎn)多且耐性弱，兩優(yōu)培九和蘇優(yōu)22轉(zhuǎn)運(yùn)較少同時(shí)耐性弱，優(yōu)838、K優(yōu)818和武運(yùn)粳7號則是轉(zhuǎn)運(yùn)少且耐性較強(qiáng)，另外寧粳1轉(zhuǎn)運(yùn)較多耐性也好。同等條件下，水稻糙米中Cd濃度順序?yàn)槎i型>新株型>粳型[10]。江蘇省田間試驗(yàn)數(shù)據(jù)顯示雜交稻的Cd吸收顯著高于常規(guī)稻[11]。因此，在進(jìn)行稻田重金屬Cd治理時(shí)，可以優(yōu)先選擇低吸收、低積累的水稻品種進(jìn)行種植，從根源上降低健康風(fēng)險(xiǎn)。

1.4 土壤改良劑

土壤改良劑通過調(diào)節(jié)土壤的物化性質(zhì)，并與重金屬離子發(fā)生吸附、沉淀、氧化還原、絡(luò)合等反應(yīng)，改變重金屬在土壤中的賦存狀態(tài)，降低土壤中重金屬的遷移性，從而減少重金屬的環(huán)境危害[12-13]。目前，應(yīng)用于稻田Cd污染治理的改良劑包括3種類型[14-24]：腐殖質(zhì)、有機(jī)肥和礦物改良劑。其中，已經(jīng)驗(yàn)證過Cd修復(fù)效果的礦物改良劑主要有蛭石、頁巖、風(fēng)化煤、草炭、生物炭、油渣、凹凸棒石、海泡石、沸石、石灰石、過磷化物、鈣化物、磷灰石、赤泥、天然黏土等。

1.5 施肥種類

在水稻生長過程中，肥料的施用對重金屬的吸收也能起到一定的調(diào)節(jié)作用。有機(jī)肥、鎂硅肥、葉面肥等不同類型肥料的施用，都能在一定程度上降低水稻對Cd的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)[16，21，24-26]。常用的有機(jī)肥包括有機(jī)碳源、菜籽餅/渣、豬糞、雞糞、牛糞、羊糞、造紙?jiān)系?，有機(jī)肥通過絡(luò)合、吸附作用，能在一定程度上降低重金屬Cd的生物有效態(tài)，從而降低水稻對Cd的吸收利用。通過在孕穗期對水稻葉面定時(shí)、定量噴灑葉面肥，可以控制已吸收的Cd向水稻籽實(shí)傳輸?shù)男屎涂偭?，從而達(dá)到控制稻谷糙米中Cd總含量的目的，保障人體健康。

本田間試驗(yàn)應(yīng)用不同土壤改良劑改變和調(diào)整土壤pH值，通過科學(xué)的灌溉管理控制田間土壤的氧化還原電位，同時(shí)結(jié)合科學(xué)的施肥方法，考察不同種類有機(jī)肥以及孕穗期葉面肥對稻谷中重金屬鎘積累效果的影響，以期通過本次田間試驗(yàn)篩選出高效田間土壤改良劑，結(jié)合科學(xué)田間管理方法，有效控制稻谷中Cd的積累。

2 試驗(yàn)方法

2.1 實(shí)施地點(diǎn)和污染背景

本試驗(yàn)在湖南省長沙市3個(gè)自然村的不同污染水平地塊開展晚稻種植，晚稻品種為袁隆平雜交水稻。地塊的背景Cd濃度和pH值如表1所示，表1中所示數(shù)值為試驗(yàn)地塊在添加生石灰之前當(dāng)?shù)剞r(nóng)管所記錄的檢測數(shù)據(jù)，能夠比較客觀真實(shí)地反映試驗(yàn)地塊的污染背景。

從表1可知，A、C地塊為重度污染地塊，稻谷中Cd含量均超過0.4 mg/kg；B地塊為管控生產(chǎn)地塊，土壤Cd濃度 <1.0 mg/kg，稻谷中Cd濃度為0.2～0.4 mg/kg。A地塊屬于潮泥田，土地肥沃，呈灰黑色；B地塊屬于黃泥田，土地呈黃紅褐色；C地塊屬于黃泥田，土地呈黃褐色。3個(gè)地塊的pH值均為5.5左右，呈酸性。

2.2 土壤改良劑種類

本次試驗(yàn)選取超級腐殖質(zhì)、礦物質(zhì)穩(wěn)定劑、復(fù)合有機(jī)肥和普通有機(jī)肥為土壤改良劑，分別在3個(gè)不同地塊進(jìn)行Cd污染修復(fù)效果驗(yàn)證。

超級腐殖質(zhì)主要成分為二氧化三鐵鈦合物，含有微量鋅、釩、鈷、鈉、磷、錳、鈣、鎂、鉀、氯。超級腐殖質(zhì)結(jié)合常態(tài)底肥施用，能夠有效絡(luò)合重金屬、降低重金屬Cd的生物活性，達(dá)到水稻無毒化的效果。礦物質(zhì)穩(wěn)定劑選取石灰石、海泡石、蛭石等天然礦物混合而成，主要有效成分有鈣、鎂、磷、硅，能有效提高土壤pH值，同時(shí)其鈣、鎂、硅物質(zhì)結(jié)構(gòu)能夠有效絡(luò)合重金屬、降低重金屬活性，實(shí)現(xiàn)對重金屬的鈍化，達(dá)到穩(wěn)定的水稻無毒化效果。復(fù)合有機(jī)肥包括豬糞、菜籽餅、石灰石等有效成分，在本次試驗(yàn)中可完全代替常態(tài)底肥施用。復(fù)合有機(jī)肥中含有大量有機(jī)質(zhì)和有效氮、磷、鉀，同時(shí)含有微量元素硅、鈣、鎂，既能起到鈍化重金屬的目的，又可達(dá)到施肥增產(chǎn)的功效。普通有機(jī)肥使用豬糞有機(jī)肥，在本次試驗(yàn)中作為土壤改良劑使用。

在晚稻種植前，對待處理地塊進(jìn)行表層土壤（0.3 m）和不同類型改良劑的均勻混合，混合重量比為超級腐殖質(zhì)5%、礦物質(zhì)穩(wěn)定劑4%、復(fù)合有機(jī)肥5%、普通有機(jī)肥5%?；旌虾蟊３滞寥?0%以上含水量，3 d后進(jìn)行插秧。

2.3 田間管理方法

A、B、C 3個(gè)地塊面積均約60 m2，分隔成9個(gè)2 m×3 m的區(qū)間，田埂用塑料薄膜覆蓋用以阻斷各分塊之間的水互相流動(dòng)補(bǔ)給，實(shí)行單排單灌管理（圖1）。A、B地塊分別施加超級腐殖質(zhì)、復(fù)合有機(jī)肥、礦物質(zhì)穩(wěn)定劑治理；C地塊考察復(fù)合有機(jī)肥、超級腐殖質(zhì)和普通有機(jī)肥。3個(gè)地塊均留出空白對比區(qū)域，在空白對比區(qū)域沒有添加土壤改良劑。但是由于在實(shí)施修復(fù)試驗(yàn)之前，這3個(gè)地塊所在的自然村已經(jīng)整體進(jìn)行過生石灰治理。所以，此次試驗(yàn)的空白區(qū)域是稻田Cd污染土壤進(jìn)行過生石灰處理的區(qū)域。

水稻種植完畢后，采用灌田管理方式，使稻田中水面高出地面2～5 cm，在水稻收獲前1周放水。技術(shù)人員在水稻抽穗期對開始抽穗的稻秧噴灑1% KH2PO4葉面肥，每隔3 d噴施1次，共計(jì)3次（圖2），以期截?cái)嘁盐真k向果實(shí)轉(zhuǎn)移。

待進(jìn)入收割期，技術(shù)人員在試驗(yàn)地塊收集土壤樣品和稻谷樣品，通過檢測對比治理前后試驗(yàn)地塊土壤及收獲稻谷內(nèi)Cd濃度變化。

3 分析方法

pH值測定采用常規(guī)實(shí)驗(yàn)室檢測方法，使用玻璃電極，采用pH=4.0、pH=7.0、pH=10.0等3個(gè)標(biāo)準(zhǔn)緩沖溶液進(jìn)行矯正鑒定。土壤中Cd的測量使用《土壤質(zhì)量 鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》（GB/T 17141—1997），對樣品進(jìn)行硝酸、氫氟酸、高氯酸混合酸消解后，使用原子吸收石墨爐進(jìn)行測定。稻谷中的Cd測量使用《食品中鎘的測定》（GB/T 5009.15—2003），對樣品進(jìn)行硝酸和高氯酸混合酸消解，采用原子火焰法進(jìn)行測定。

4 治理效果

4.1 不同治理區(qū)域pH值變化

本試驗(yàn)在3個(gè)地塊施用不同土壤改良劑進(jìn)行預(yù)處理，處置區(qū)域和分布示意圖見圖5。在田間混合不同改良劑前后，技術(shù)人員對地塊的pH值進(jìn)行了田間測試。結(jié)果表明，田間施加生石灰后pH值上升幅度較大；施加改良劑后，pH值變化總體幅度不明顯。各個(gè)區(qū)塊pH值見圖3。

對比表1中3個(gè)試驗(yàn)地塊背景pH值可發(fā)現(xiàn)，試驗(yàn)地塊在進(jìn)行添加生石灰處理后pH值均有不同程度的上升，A地塊從5.2上升至7.25，B地塊從5.6升至6.5，C地塊從5.3升至6.75。經(jīng)過添加生石灰處理后的3個(gè)地塊pH值都調(diào)節(jié)到了Cd污染稻田治理的pH值建議控制范圍內(nèi)（pH>6.5）[6]。

在試驗(yàn)地塊添加不同的土壤改良劑后，對不同區(qū)域的pH值有輕微的調(diào)節(jié)作用，但總體上升幅度不大。調(diào)節(jié)后土壤pH值最大區(qū)域?yàn)锳地塊復(fù)合有機(jī)肥處理區(qū)域（8.51），pH值最小區(qū)域?yàn)锽地塊超級腐殖質(zhì)處理區(qū)域（6.62）。其他處理區(qū)域的pH值均在6.68～8.06之間變化，屬于適宜水稻生長的pH值范圍。

4.2 不同處理區(qū)域稻谷Cd濃度變化

不同處理區(qū)域在收割稻谷后，對地塊土壤和稻谷樣品檢測結(jié)果見表2。

在施加不同土壤改良劑并種植一季晚稻后，每個(gè)治理區(qū)域土壤中的Cd濃度都出現(xiàn)了不同程度的變化，但是這部分變化沒有特定規(guī)律，呈現(xiàn)隨機(jī)分布特征。與之不同的是，所有治理區(qū)域中，稻谷中Cd濃度均有大幅度降低（圖4、5）。

在3個(gè)地塊的空白區(qū)域，即僅在本次田間試驗(yàn)前進(jìn)行過生石灰處理的區(qū)域，稻谷中Cd濃度的削減率分別為53%、57%、22%（圖4），表明通過生石灰調(diào)節(jié)Cd污染土壤pH值至6.5以上，結(jié)合科學(xué)的田間灌溉管理和后期葉面肥管理，可以實(shí)現(xiàn)稻谷中金屬Cd濃度大幅度降低（圖5）。

從圖5（a）可見，對照每個(gè)地塊的空白區(qū)域，本次試驗(yàn)所使用改良劑在B地塊取得了最好的治理效果，施用超級腐殖質(zhì)超級腐殖質(zhì)后稻谷Cd濃度削減率達(dá)到了50%，礦物質(zhì)穩(wěn)定劑礦物質(zhì)穩(wěn)定劑的效果次之，達(dá)到了41%，復(fù)合有機(jī)肥的削減效果為14%。在重污染地塊A和C，礦物質(zhì)穩(wěn)定劑和超級腐殖質(zhì)處理區(qū)域稻谷Cd濃度削減率均>35%。復(fù)合有機(jī)肥和普通有機(jī)肥效果稍差，稻谷Cd濃度削減率分別為21%和14%。所有改良劑治理重金屬Cd稻谷濃度平均削減率為27%。

將治理后稻谷Cd濃度與未進(jìn)行任何修復(fù)處理的背景濃度值對比情況見圖5（b），可以發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過治理后的稻谷Cd濃度大幅度降低。所有治理區(qū)域的Cd濃度削減率均高于33%，最高削減率達(dá)到79%，平均削減率為58%。采用此法進(jìn)行對比，仍然是污染程度較輕的B地塊取得最佳治理效果。綜合比較上述4種土壤改良劑可以發(fā)現(xiàn)，其對稻谷Cd濃度的削減效果由高到低排序依次為超級腐殖質(zhì)>復(fù)合有機(jī)肥>礦物質(zhì)穩(wěn)定劑>普通有機(jī)肥。

表2的結(jié)果同時(shí)表明，施加土壤改良劑并實(shí)施科學(xué)田間管理后，稻谷中Cd濃度大幅度降低，但是A、C重污染地塊的稻谷Cd濃度仍然>0.4 mg/kg，不能滿足生產(chǎn)要求，因而此類重度污染土地應(yīng)該進(jìn)行種植結(jié)構(gòu)調(diào)整，不適宜繼續(xù)進(jìn)行水稻的種植。地塊B經(jīng)過土壤治理和科學(xué)管理，可以明顯降低稻谷Cd濃度，并達(dá)到國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)（Cd<0.2 mg/kg）[27]，可以繼續(xù)種植并保證農(nóng)作物產(chǎn)出的質(zhì)量滿足糧食需求。

5 結(jié)論

根據(jù)本次田間土壤改良和水稻種植試驗(yàn)的結(jié)果分析，得出以下主要結(jié)論：

（1）通過添加超級腐殖質(zhì)、礦物質(zhì)穩(wěn)定劑、有機(jī)肥等土壤改良劑以及科學(xué)的田間管理可有效削減稻谷中的Cd濃度，從而達(dá)到土壤治理、改良的目的。

（2）重金屬Cd輕度和可控污染地塊，可以通過土壤治理改良，并結(jié)合科學(xué)種植管理，控制稻谷中Cd濃度達(dá)到國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)，可保證糧食安全生產(chǎn)；而Cd重度污染地塊，經(jīng)處理后的稻谷Cd濃度仍然不達(dá)標(biāo)，則不適合再進(jìn)行水稻種植，可以進(jìn)行種植結(jié)構(gòu)的調(diào)整，有效利用農(nóng)用地資源。

（3）調(diào)節(jié)土壤pH值是重金屬Cd治理中關(guān)鍵的一環(huán)，可以通過施加生石灰得以實(shí)現(xiàn)。通過科學(xué)的種植管理方法，也能進(jìn)一步保證稻谷重金屬濃度的大幅度削減（>50%），且其效果優(yōu)于超級腐殖質(zhì)、礦物質(zhì)穩(wěn)定劑、有機(jī)肥等改良藥劑。

6 致謝

本田間試驗(yàn)的完成特別感謝上海建為環(huán)?？萍脊煞萦邢薰镜拇罅χС郑瑫r(shí)特別感謝郭志軍、王亮、許杰、楊浩在試驗(yàn)實(shí)施期間的大力協(xié)助。

7 參考文獻(xiàn)

[1] 環(huán)境保護(hù)部.環(huán)境保護(hù)部和國土資源部發(fā)布全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)[A/OL].（2014-04-17）[2017-02-01].http：//www.zhb.gov.cn/gkml/hbb/qt/201404/t20140417_270670.htm.

[2] 國務(wù)院.土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃[A/OL].（2016-05-28）[2017-02-01].http：//www.gov.cn/zhengce/content/2016-05/31/content_5078377.htm.

[3] 周勉，史衛(wèi)燕.湖南長株潭索污染耕地治理有效路徑[EB/OL].（2014-05-05）[2017-02-01].http：//news.bjx.com.cn/html/20140505/508096.shtml.

[4] 國家環(huán)境保護(hù)局，國家技術(shù)監(jiān)督局.土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)：GB15618-2016[S].北京：中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，2006.

[5] 陳愛葵，王茂意，劉曉海，等.水稻對重金屬鎘的吸收及耐性機(jī)理研究進(jìn)展[J].生態(tài)科學(xué)，2013，32（4）：514-522.

[6] 楊忠芳，陳岳龍，錢鑂，等.土壤pH對鎘存在形態(tài)影響的模擬實(shí)驗(yàn)研究[J].地學(xué)前緣，2005，12（1）：252-260.

[7] 李欣.減少水稻對鎘吸收的土壤調(diào)控措施[J].農(nóng)業(yè)科技與裝備，2009（184）：27-30.

[8] 宋阿琳，婁運(yùn)生，梁永超.不同水稻品種對銅鎘的吸收與耐性研究[J].農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境科學(xué)，2006，22（9）：408-411.

[9] 張秀，黃興奇，賀斌，等.水稻田重金屬污染的治理方法[J].中國農(nóng)學(xué)通報(bào)，2013，29（21）：1-5.

[10] LI K Q，LIU J G，LU X L，et a1.Uptake and distribution of cadmium in different rice cultivars[J].Journd of Agro-Enviroment Science，2003，22（5）：529-532.

[11] LI Z W，ZHANG L Y，PAN G X，et a1.Graincontents of Cd，Cu and Se by 57 rice cultivars and their risk significance for human dietary uptake[J].Environmental Science，2003，24（3）：112-115.

[12] MCGOWEN S L，BASTA N T，BROWN G O.Use of diammonium phosphate to reduce heavy metal solubility and transport in smelter contaminated soil[J].Journal of Environmental Quality，2001，30（2）：493-500.

[13] KUMPIENE J，LAGERKVIST A，MAURICE C A，et al.Stabilization of As，Cr，Cu，Pb and Zn in soil using amendments：A review[J].Waste Management，2008，28（1）：215-225.

[14] 譚科艷，劉曉端，劉久臣，等.凹凸棒石用于修復(fù)銅鋅鎘重金屬污染土壤的研究[J].巖礦測試，2011，30（4）：451-456.

[15] 黃凱，張杏鋒，李丹.改良劑修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2014，42（1）：292-296.

[16] 丁凌云，藍(lán)崇鈺，林建平，等.不同改良劑對重金屬污染農(nóng)田水稻產(chǎn)量和重金屬吸收的影響[J].生態(tài)環(huán)境，2006，15（6）：1204-1208.

[17] 劉昭兵，紀(jì)雄輝，彭華，等.不同類型鈣化合物對污染土壤水稻吸收累積Cd Pb的影響及機(jī)理[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，29（1）：78-84.

[18] 楊秀敏，楊春霞，閆愛博.海泡石和菌根修復(fù)重金屬污染土壤研究[J].金屬礦山，2012（434）：153-159.

[19] 梁媛，李飛躍，楊帆，等.含磷材料及生物炭對復(fù)合重金屬污染土壤修復(fù)效果與修復(fù)機(jī)理[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2013，32（12）：2377-2383.

[20] 崔紅標(biāo)，梁家妮，周靜，等.磷灰石和石灰聯(lián)合巨菌草對重金屬污染土壤的改良修復(fù)[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2013，32（7）：1334-1340.

[21] GALENDE M A，BECERRIL J M，G？譫MEZ-SAGASTI M T，et al.Chemical Stabilization of Metal-Contaminated Mine Soil：Early Short-Term Soil-Amendment Interactions and Their Effects on Biological and Chemical Parameters[J].Water Air Soil Pollut，2014，225：1863.

[22] 熊亞紅，馮夢龍，傅麒臻，等.一種重金屬污染土壤改良劑的研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2013，41（10）：4362-4364.

[23] 徐曉敏，吳淑芳，康倍銘，等.五種天然土壤改良劑的養(yǎng)分與保水性研究及評價(jià)[J].干旱區(qū)資源與環(huán)境，2014，28（9）：85-89.

[24] 周利強(qiáng)，吳龍華，駱永明，等.有機(jī)物料對污染土壤上水稻生長和重金屬吸收的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2012，23（2）：383-388.

[25] 范美蓉，羅琳，廖育林，等.赤泥與豬糞配施對水稻抗氧化酶系統(tǒng)及鎘吸收效果的影響[J].水土保持學(xué)報(bào)，2014，28（1）：281-288.

[26] 孫小峰，吳龍華，駱永明.有機(jī)修復(fù)劑在重金屬污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2006，17（6）：1123-1128.

[27] 中華人民共和國衛(wèi)生部，中國國家標(biāo)準(zhǔn)化管理委員會(huì).食品中污染物限量：GB 2762-2005[S].北京：中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，2005.