有機鈣蛋白對土壤改良效果及其影響評價

吳瑞華，戴金鵬，傅湘綺

（1. 天津紐艾格農業科技有限公司，天津 410100；2. 長沙縣農業和林業局，湖南 長沙 410100）

有機鈣蛋白對土壤改良效果及其影響評價

吳瑞華1，戴金鵬2，傅湘綺2

（1. 天津紐艾格農業科技有限公司，天津 410100；2. 長沙縣農業和林業局，湖南 長沙 410100）

采用田間試驗，研究了試驗田土壤重金屬含量、有機鈣蛋白土壤改良劑施用對土壤及稻米重金屬含量、水稻及其秸稈產量的影響，開展了地積累指數法和Hakanson潛在生態風險指數法評價。結果表明，土壤中的陽離子交換量在各處理中的差異不明顯。重金屬元素中全Cd、Cr含量在各處理中變化小，而Pb、有效Cd、Hg、As含量在各處理中差異性顯著。土壤中Pb含量隨著改良劑的增加呈先升后降的趨勢，而有效鎘含量隨改良劑的增加，逐漸下降，二者具有顯著的線性關系。各處理下稻米中的重金屬Cr和Hg均未檢測出，Pb和As含量遠低于國家標準的限值，且不同處理間無顯著性差異。隨著改良劑的增加，稻米中Cd的含量逐漸減少，水稻及其秸稈產量明顯增加。地累積指數法和Hakanson潛在生態風險指數法評價值均隨改良劑施用量的增加而減小，改良劑施用量1 000 kg/667m2較為適宜，降Cd效果、稻谷產量及經濟性等綜合效益最優。

土壤；水稻；重金屬；有機改良劑；污染

人口急劇增長，工業迅速發展，人類活動加劇，產生了系列的環境污染問題[1-2]。環境保護部和國土資源部2014年聯合發布的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，中國耕地土壤污染點位超標率達19.4%，其中重金屬超標點位數占全部超標點位數的82.8%[3-4]。由此可見，土壤中重金屬污染是中國重要的環境污染問題之一，造成生態平衡破壞，生境質量惡化。進入土壤中的重金屬不僅影響植物發育、品質，而且通過土壤—作物系統遷移和食物鏈傳輸，對人體健康構成嚴重威脅。國外在耕地土壤重金屬的污染來源、空間分布及評價方法等方面開展了大量研究[5-6]。國內一些學者也從不同角度對耕地土壤重金屬污染與治理進行了系列探索[7-10]。為了提高稻谷產量的同時，降低耕地與稻米重金屬含量，保障稻米衛生安全，保證人類身體健康和提高稻米商品競爭力，有機改良劑在稻米產量與土壤重金屬污染改良中得到了廣泛應用，并取得了良好效果，成為當今研究的熱點[11-15]。但有機改良劑對重金屬含量的降幅效果參差不一，關于同一有機改良劑改良同性質重金屬污染土壤的系統研究較少，為探明有機鈣蛋白土壤改良劑施用對重金屬污染稻田的調控效果，揭示土壤改良后秸稈、稻米產量的變化，筆者選在重金屬污染典型稻產區，開展有機鈣蛋白土壤改良劑施用的影響研究，評價其對降低稻米重金屬積累的效果，以期為降低土壤、稻米重金屬含量提供配套栽培技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況及樣品采集

試驗地位于長沙縣水稻栽培示范區——長沙縣黃花鎮回龍村，為湖南省農業委員會監控點位“430121-達標-0837”地塊，供試土壤鎘（Cd）含量約0.6 mg/kg，晚稻米鎘含量0.64 mg/kg。采用5點采樣法取10～15 mm土樣，晚稻栽培前取基礎土樣1個，收割時每個重復小區取土樣1個，充分混合，用四分法取1 kg樣品放入聚乙烯塑料袋，將樣品帶回室內風干去雜后用木棒碾碎過2 mm篩，待測。同時，采用五點采樣法每小區取稻谷樣1個，每個樣品1 kg。土壤樣品采集與預處理參照《土壤環境監測技術規范》。

1.2 試驗材料

供試水稻品種為常規稻黃花占，是目前長沙地區主種品種之一。試驗用土壤改良劑為天津紐艾格農業科技有限公司生產的有機鈣蛋白土壤改良材料，其中有機質質量分數（干基）≥20%，蛋白質質量分數（干基）≥8%，總養分(N+P2O5+K2O)（干基）≥5%，鈣質量分數（干基）≥8%，pH值8.0～11.0，水分≤30%[17]。

1.3 試驗設計

試驗共設5個處理，處理隨機區組排列，采取隨機區組設計，每個處理3次重復，處理中每個小區面積30 m2。處理T1（對照CK）：常規施肥，不施土壤改良劑；處理T2：在T1的基礎上，改良材料與基肥同時施用，用量300 kg/667m2；處理T3在T1的基礎上，改良材料與基肥同時施用，用量500 kg/667m2；處理T4：在T1的基礎上，改良材料與基肥同時施用，用量1 000 kg/667m2；處理T5：在T1的基礎上，改良材料與基肥同時施用，用量1 500 kg/667m2。其他管理均按當地高產栽培的大田生產管理。

1.4 樣品的分析

pH值（水土比2.5∶1）用pH計測定；有機質采用水合熱重鉻酸甲氧化一比色法測定；樣品全量的消解采用HF-HClO4-HNO3混合酸在聚四氟乙烯干鍋中消化后用ICP-OCS測定。汞（Hg）和砷（As）等測試方法為原子熒光法；使用儀器為AA-3500G、AFS-230α原子熒光儀。各重金屬標準鉛（Pb）為GB/T17141—1997，鎘（Cd）為GB/T17H1—1997，鉻（Cr）為GB/T17137—1997。稻田土壤重金屬含量評價執行《土壤環境質量標準GB15618—1995》二級標準，稻米重金屬含量評價執行《食品安全國家標準食品中污染物限量GB2762—2012》。

1.5 評價方法

農業土壤重金屬污染狀況與稻米重金屬含量息息相關，對農田施用改性劑后土壤中的重金屬污染評價是判斷此農業土壤改良效果的最直接方法。目前，評價土壤污染程度的方法主要有單因子法、綜合指數法、地累積指數法等，各種評價方法都有各自的優缺點，使用的范圍沒有統一的規定，而且這些評價方法沒有被系統化的分類[17]。本試驗研究采用地積累指數評價法、Hakanson潛在生態風險指數法對試驗地改良前后土壤的重金屬污染程度進行評價。

1.5.1 地積累指數法地積累指數是由德國海德堡大學沉積物研究所的科學家Muller于1979年提出的一種研究水環境沉積物中污染物污染的定量指標[18]，利用地累積指數法評價土壤中重金屬污染狀況及程度較為科學和直觀。該法不僅考慮了人為污染因素和環境地理化學對背景值的影響，還考慮了自然成巖作用引起的背景值的變動的影響。地累積指數法常被用來分析土壤重金屬污染的評價，計算公式為：

式中，Cn為樣品中元素n的濃度（mg/kg）。BEn為土壤環境質量標準中的二級標準值，常數1.5為轉換系數。按照地積累指數法，土壤重金屬污染可劃分為7個等級[18]（表1）。

表1地積累指數（Igeo）與污染程度分級

1.5.2 潛在生態風險指數法潛在生態風險指數法由瑞典科學家Hakanson于1980年提出，由于考慮到不同重金屬的毒性差異及環境對重金屬污染的敏感程度，此方法能更準確地表示重金屬對生態環境的影響[19]。該方法不僅考慮了重金屬含量，還將重金屬的生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起，采用了可比性、等價屬性指數分級進行評價，進而對潛在的生態危害進行評價[20-21]。其計算公式為：

表2潛在生態風險評價指標與分級關系

1.6 數據處理與分析

試驗數據用SPSS軟件對土壤和稻米重金屬含量在不同處理方式下進行統計分析，采用Excel統計分析軟件進行各污染物單項污染指數和綜合污染指數的計算。

2 結果與分析

2.1 試驗田土壤重金屬含量分析及評價

試驗田土壤中的pH值及重金屬元素含量見表3。從表3中可知，試驗田的pH值約為5.5，土壤為酸性。土壤中的重金屬元素Pb、Hg、As和Cr等重金屬含量均未超過國家二級標準，而Cd含量超標，通過地累積指數法評價土壤中的鎘污染評級為Ⅰ級，屬輕度—中度污染程度；而潛在生態風險指數法評為Ⅱ級，屬生態危害中等程度。地累積指數法評價土壤中的其余重金屬元素污染程度為清潔，而潛在生態風險指數法評價為生態輕微危害程度，多種污染物潛在生態風險指數RI為80.4，屬于低污染程度。

2.2 改良劑施用對土壤及稻米重金屬含量的影響

試驗通過施用不同量的改良劑研究了其對土壤的pH值、陽離子交換量及重金屬含量的影響，同時分析了其對稻米中重金屬含量的影響。不同處理土壤中的pH值、重金屬元素含量及陽離子交換量詳見表4。

通過差異顯著性分析發現，土壤的pH值在各處理下具有差異顯著性（P＜0.05），隨著改良劑量的增加，土壤pH值逐漸升高，二者呈顯著線性關系，關系式為：

式中，pH表示土壤pH值；x表示改良劑添加量（kg/667m2）。陽離子交換量在各處理中的差異不明顯。重金屬元素中全Cd、Cr含量在各處理中變化不大，而Pb、有效Cd、Hg、As含量在各處理中具有一定的差異顯著性。鉛含量隨著改良劑添加量的增加呈先升后降的趨勢，在T3處理中含量最大，較常規組T1處理增加了3.7%，在T5處理中則減少了2.3%。有效鎘隨改良劑的添加，逐漸減小，二者具有顯著的線性關系，即：

式中，CCd為土壤中有效鎘的含量（mg/kg）；x表示改良劑添加量（kg/667m2）。可知T5處理土壤中的有效Cd降低18.5%。土壤中Hg的含量隨改良劑的增加呈先降后升的趨勢，在T2處理中減少了16.3%，在T5處理中則升高了12.5%。土壤中As的含量與土壤中改良劑添加量呈極顯著的線性相關（P＜0.01），即：

式中，CAs為土壤中As的含量（mg/kg）；x表示改良劑添加量（kg/667m2）。

各處理中稻米中重金屬的含量如表5所示。其中鉻和汞均未檢測出，鉛和砷含量有檢出但遠低于《食品安全國家標準食品中污染物限量GB 2762—2012》的限值，且不同處理間不具有差異顯著性。隨著改良劑的添加，稻米中Cd的含量逐漸減少，二者間具有明顯的指數遞減關系，即：

式中，C'Cd為稻米中Cd的含量（mg/kg）；x表示改良劑添加量（kg/667m2）。可知稻米中鎘的含量分別降低了21.2%、48.4%、57.8%和73.5%。

表3試驗田重金屬元素含量及污染評價指數

表4不同處理下土壤中pH值及重金屬元素含量的變化情況

表5稻米中重金屬含量（mg/kg）

因此施用不同用量的紐艾格有機鈣蛋白土壤改良材料對降低土壤中有效Cd和米Cd含量效果明顯，同時能改善南方酸性土壤。

2.3 改良劑施用對水稻及其秸稈產量的影響

試驗對施用改良劑后的水稻及其秸稈產量進行了研究，各處理下水稻及其秸稈產量如圖所示。由圖可知，各處理間的差異不明顯，常規處理T1下的稻谷和稻草產量分別為367和354 kg/667m2，T2處理下的水稻及其秸稈產量和T1處理基本一致，而T3、T4、T5處理下的水稻和秸稈產量較常規組T1處理有少量增加，水稻產量分別提高了11.9%、14.5%和13.5%，秸稈產量分別提高了10.5%、7.6%和10.2%。說明紐艾格有機鈣蛋白土壤改良材料能促進水稻生長，在增加水稻秸稈生物量的同時，提高水稻的產量。這主要是由于有機鈣蛋白富含有機質、蛋白質等成分，其施用后改善了水稻、土壤理化性質，有利于水稻的吸收，促進了水稻的生長。

圖1不同處理下水稻及其秸稈產量

2.4 地積累指數法和Hakanson潛在生態風險指數法的評價結果

試驗區域土壤重金屬元素在地累積指數法和Hakanson潛在生態風險指數法評價下的污染評級如表6所示，由表6可知，2種評價方法的結果存在差異。用地累積指數法評價土壤Pb、Hg、As和Cr 4種元素時不存在污染，而用潛在生態風險指數法評價時，存在輕微危害。用地累積指數法評價土壤全Cd時存在輕度—中度污染，而用潛在生態風險指數法評價結果為中度危害。2種方法的結果存在差異的原因可能是前者主要考慮外源重金屬富集程度，而后者在此基礎上還考慮了不同重金屬的生物毒性的影響。此外，土壤中有效Cd在地累積指數法評價時，只有T1處理存在輕度—中度污染，其余處理下無污染，潛在生態風險指數法評價時，T1、T2、T3處理均存在中度危害，而T4、T5處理為輕微危害。T1～T5各處理的多種污染物潛在生態風險指數RI分別為95.3、95.8、102.3、98.4和98.8，均小于150，屬于低污染程度。2種評價方法的評價污染指數均隨改良劑的添加量的增加而減小，說明改良劑的添加能降低土壤中有效Cd的污染程度，且改良劑添加量為1 000 kg/667m2為宜。

3討 論

添加土壤改良劑是降低耕地重金屬有效性和水稻對重金屬吸收量的有效途徑之一[22-23]，施入改良劑后，土壤理化性質會發生一定變化，從而改變重金屬在土壤中的形態，進而影響其遷移活性。研究發現，添加石灰可以增加Cd污染土壤上作物生物量[24-25]，這些研究的土壤污染土壤均為酸性土壤，但郭利敏等[26]研究結果發現，石灰處理對小白菜生物量影響不大。該試驗通過對施用有機鈣蛋白土壤改良劑的不同處理差異顯著性分析，發現土壤的pH值在各處理下具有差異顯著性（P＜0.05），隨著改良劑量的增加，土壤pH值逐漸升高，二者呈顯著線性關系；陽離子交換量在各處理中的差異不明顯。重金屬元素中全Cd、Cr含量在各處理中變化不大，而Pb、有效Cd、Hg、As含量在各處理中具有一定的差異顯著性。原因可能是有機鈣蛋白含鈣，鈣的加入促進了南方酸性土有效Cd的鈍化。

植物對重金屬的吸收及土壤有效態重金屬含量受土壤pH值、有機質含量、陽離子交換量等影響。研究表明，土壤pH值是影響土壤中重金屬有效態和植物吸收的最主要原因[26-27]。陳宏等[28]研究也表明，隨著石灰用量的增加，土壤有效態Cd含量下降，植物各器官Cd含量降低。試驗中添加的有機改良劑，或是通過提高耕地pH值，或是通過增加有機質，使耕地有效Cd和水稻Cd含量顯著降低，與以上研究結果一致。有機改良劑增加了土壤pH值，并與重金屬發生沉吸、附淀、絡合等一系列反應，從而顯著降低耕地重金屬的生物有效性和水稻對重金屬的吸收量。

表6不同處理下土壤重金屬元素在2種評價方法的污染評級

有機改良劑的施用能提高植物的生物量。經研究發現，T3、T4、T5處理下的水稻和秸稈產量較常規組T1處理有少量增加，水稻產量分別提高了11.9%、14.5%、13.5%，秸稈產量分別提高了10.5%、7.6%、10.2%。這與有機鈣蛋白富含有機質、蛋白質等成分有關?？梢姳驹囼炛械挠袡C改良劑對土壤的改良效果非常好，值得推廣應用，但針對不同土壤理化性質和不同重金屬污染程度的耕地的改良效果還需進一步研究。

4 結 論

（1）未施有機鈣蛋白土壤改良劑前試驗地土壤呈酸性，土壤中Hg、Cr、Pb、As的含量均未超標，只有Cd的含量超標，達到0.617 mg/kg。多種污染物潛在生態風險指數RI為80.4，屬于低污染程度。

（2）陽離子交換量在各處理中的差異不明顯。重金屬元素中全Cd、Cr含量在各處理下變化不大，而Pb、有效Cd、Hg、As含量在各處理下具有一定的差異顯著性。Pb含量隨著改良劑添加量的增加呈先升后降的趨勢，有效Cd隨改良劑的添加逐漸減小，二者具有顯著的線性關系。

（3） 各處理下稻米中重金屬Cr和Hg均未檢測出，Pb和As含量有檢出但遠低于《食品安全國家標準食品中污染物限量GB 2762—2012》的限值，且不同處理間不具有差異顯著性。隨著改良劑的添加，稻米中Cd的含量逐漸減少，二者間具有明顯的指數遞減關系，施用不同用量的紐艾格有機鈣蛋白土壤改良劑對降低土壤有效Cd和米Cd含量效果明顯，同時能改善南方酸性土壤，提高土壤中的pH值。

（4）試驗地改良后增加了水稻及其秸稈產量。紐艾格有機鈣蛋白土壤改良劑能促進水稻生長，在增加水稻生物量的同時，提高了水稻的產量。

（5）地累積指數法和Hakanson潛在生態風險指數法的評價污染指數均隨改良劑的添加量的增加而減小，說明改良劑的添加能降低土壤中有效鎘的污染程度，且改良劑施用量1 000 kg/667m2較為適宜，此時，降鎘效果、稻谷產量及經濟性等綜合效益最優。

[1] 甘國娟，劉 偉，邱亞群，等. 湘中某冶煉區農田土壤重金屬污染及生態風險評價[J]. 環境化學，2013，23（1）：132-138.

[2] 何曉朗，譚吉華，郭送軍，等. 2014年北京APEC期間大氣醛酮污染物的污染特征與來源分析[J]. 環境科學，2016，37（3）：801-806.

[3] 王玉軍，劉 存，周東美，等. 客觀地看待我國耕地土壤環境質量的現狀——關于《全國土壤污染狀況調查公報》中有關問題的討論和建議[J]. 農業環境科學學報，2014，33（8）：1465-1473.

[4] 成杰民，張 英，王 巖. 中國污染農地整理工程的環境問題及解決途徑[J]. 農業工程學報，2016，32（16）：1-6.

[5] Colgan A，Hankard P K，Spurgeon D J，et al. Closing the loop：A spatial analysis to link observed environmental damage to predicted heavy metal emissions [J]. Environmental Toxicology and Chemistry，2003，22（5）：970-976.

[6] Martin J AR，Arias M L，Corbi J M G. Heavy metals contents in agricultural top soils in the ErboBsin （Spain）：Application of the multivariate geostatistical methods to study spatial variations [J]. Environmental Pollution，2006，144（3）：1001-1012.

[7] 宋金茜，朱 權，姜小三，等. 基于GIS的農業土壤重金屬風險評價研究——以南京市八卦洲為例[J]. 土壤學報，2017，54（1）：81-91.

[8] 袁潤杰，于高偉，邱曉蕾，等. 區域土壤重金屬空間差異及對蔬菜品質安全影響的分析——以南京八卦洲、江心洲為例[J]. 農業環境科學學報，2015，34（8）：1498-1507.

[9] 馬芊紅，張光輝，耿 韌. 我國水蝕區坡耕地土壤重金屬空間分布及其污染評價[J]. 水土保持研究，2017，24（2）：112-118.

[10] 臧星華，魯垠濤，姚 宏，等. 城鎮化進程對沈撫新區土壤重金屬分布的影響及風險評價[J]. 農業環境科學學報，2016，35（3）：471-477.

[11] 代允超，呂家瓏，刁 展，等. 改良劑對不同性質鎘污染土壤中有效鎘和小白菜鎘吸收的影響[J]. 農業環境科學學報，2015，34（1）：80-86.

[12] 杜志敏，郝建設，周 靜，等. 四種改良劑對銅和鎘復合污染土壤的田間原位修復研究[J]. 土壤學報，2012，49（3）：508-517.

[13] 李 丹. 不同改良劑對石灰性土壤鎘污染的修復效應[D]. 石河子：石河子大學，2015.

[14] 蔡 軒，龍新憲，種云霄，等. 無機—有機混合改良劑對酸性重金屬復合污染土壤的修復效應[J]. 環境科學學報，2015，（12）：3991-4002.

[15] 徐 茜. 幾種有機改良劑對Cd污染土壤的原位修復研究[D]. 重慶：重慶大學，2013.

[16] Q/12TG 4358-2015，有機鈣蛋白.天津紐艾格農業科技有限公司企業產品標準[S].

[17] Odette V M，Huang W J. Identifying the Advantages of Using Municipal Solid Waste Bottom Ash in Combination with Rice Husk and Bamboo Biochar Mixtures as Soil Modifiers：Enhancement of the Release of Polyphenols from a Carbon Matrix [J]. Journal of Hazardous，Toxic，and Radioactive Waste，2013，17（3）：204-210.

[18] Müller G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River [J]. Geo Journal，1969，2（3）：108-118.

[19] Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control. a sedimentological approach [J]. Water Research，1980，14（8）：975-1001.

[20] 王健康，高 博，周懷東，等. 三峽庫區蓄水運用期表層沉積物重金屬污染及其潛在生態風險評價[J]. 環境科學，2012，（5）：1693-1699.

[21] 姜 軍. 山東省經濟開發區土壤重金屬環境質量現狀及潛在生態風險評價[D]. 濟南：山東師范大學，2014.

[22] 賈 樂，朱俊燕，蘇德純. 秸稈還田對鎘污染農田土壤中鎘生物有效性的影響[J]. 農業環境科學學報，2010，29（10）：1992-1998.

[23] 丁凌云，藍崇鈺，林建平，等. 不同改良劑對重金屬污染農田水稻產量和重金屬吸收的影響[J]. 生態環境，2006，15（6）：1204-1208.

[24] 張 青，李菊梅，徐明崗，等. 改良劑對復合污染紅壤中鎘鋅有效性的影響及機理[J]. 農業環境科學學報，2006，25（4）：861-865.

[25] 陳曉婷，王 果，張亭旗，等. 石灰與泥炭配施對重金屬污染土壤上小白菜生長和營養元素吸收的影響[J]. 農業環境保護，2002，21（5）：453-455.

[26] 郭利敏，艾紹英，唐明燈，等. 不同改良劑對土壤—葉菜系統Cd遷移累積的調控作用[J]. 農業環境科學學報，2010，29（8）：1520-1525.

[27] Li B，Zhang H T，Ma Y B，et al. Influences of soil properties and leaching on nickel toxicity to barley root elongation [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，2011，74（3）：459-466.

[28] 陳 宏，陳玉成，楊學春. 石灰對土壤中Hg、Cd、Pb的植物可利用性的調控研究[J]. 農業環境科學學報，2003，22（5）：549-552.

[29] 彭禧柱，楊勝香，李鳳梅，等. 3種工業有機廢棄物對鉛鋅尾礦生物化學性質及植物生長的影響[J]. 環境科學，2016，37（01）：301-308.

[30] 辜嬌峰，周 航，楊文弢，等. 復合改良劑對鎘砷化學形態及在水稻中累積轉運的調控[J]. 土壤學報，2016，53（6）：1576-1585.

（責任編輯：肖彥資）

Effects of Organic Calcium Protein on Soil Improvement and Its Evaluation

WU Rui-hua1，DAI Jin-peng2，FU Xiang-qi2
（1. Tianjin New Etam Agricultural Science and Technology Co., Ltd., Tianjin 410100, PRC; 2. Agricultural and Forestry Bureau of Changsha County. Changsha 410100, PRC）

The field experiment with organic calcium protein soil modifier was conducted to determine heavy metals in soil and the regulation effects on the soil, heavy metal in rice and yields of rice grain and straw in this study. The results showed that, among various treatments, there was no significant difference in the cation exchange capacity of the soil, the contents of total Cd and Cr had no significant difference, but the contents of Pb, Hg, As and effective Cd had an obvious difference. With the increase of modifier application, the content of Pb indicated the trend of an increase first and then a decrease later, but the content of effective Cd had decreased gradually, and the two had a significant linear relationship. In the various treatments, no Cr nor Hg was detected out in rice grain, and the contents of Pb and As checked out were far lower than the national standard limit value and were of no significant difference. With the increase of amendments, the content of Cd in rice decreased gradually, and the yield of rice and straw increased obviously. Both the geo-accumulative index and Hakanson potential ecological risk index used to evaluate the pollution index were decreased as the application amount of modifier increased. The ideal use rate of modifier was about 15 000 kg/hm2, which was of the optimal comprehensive effect on cadmium reduction, yield of rice grain and economical efficiency.

soil; rice; heavy metal; organic modifier; pollution

S156

：A

：1006-060X（2017）08-0031-06

10.16498/j.cnki.hnnykx.2017.008.009

2017-05-08

天津市濱海新區塘沽管理委員會科技創新項目（2013CX 05-04）

吳瑞華（1981-），女，河北廊坊市人，工程師，主要從事有機鈣蛋白資源化產品開發及應用。

戴金鵬