礦物調理劑對稻田土壤鎘形態和水稻鎘吸收的影響

李超，艾紹英，唐明燈，李林峰，王艷紅，李義純

（廣東省農業科學院農業資源與環境研究所/農業部南方植物營養與肥料重點實驗室/廣東省養分資源循環利用與耕地保育重點實驗室，廣州510640）

0 引言

【研究意義】水稻（Oryza sativa）是最主要的糧食作物之一，我國有近60%的人口以水稻為主食，水稻安全生產對確保我國糧食安全起到舉足輕重的作用。2014年，環保部和國土資源部聯合發布的調查公告顯示，我國鎘污染點位超標率達7%[1]。雷鳴等2010年調查了湖南市場112份大米樣品，發現鎘含量平均值為0.28 mg·kg-1，超過食品安全國家標準[2]。甄艷紅等調研全國6 個地區（華東、東北、華中、西南、華南、華北）縣級以上市場，隨機采購大米樣品91個，鎘含量超標（食品衛生質量標準）達10%[3]。也有報道指出，目前我國人體鎘攝取量是歐盟國家的兩倍多[4]。稻米鎘超標已嚴重影響到我國糧食安全。因此，必須采取適當措施以降低土壤鎘活性和稻米鎘含量。【前人研究進展】施用調理劑是解決農田重金屬污染問題的有效措施之一。調理劑加入土壤后，通過調節和改變土壤的物理化學性質，使重金屬離子產生吸附、絡合、沉淀、離子交換等一系列反應，降低其在土壤環境中的生物有效性和可遷移性，從而減少重金屬對動植物的毒害和降低農產品中重金屬含量[5]。石灰[6,13]、海泡石[7]、膨潤土[8]、磷礦粉[9]和硅酸鈣[10]]等是常用的無機調理劑，PING等[11]認為施用石灰的阻控效果最好，而宗良綱等認為硅肥效果最好，鈣鎂磷肥次之，最后是石灰[12]。不同土壤調理劑的修復效果存在顯著差異[13-14]，選用合適的調理劑材料來降低稻米鎘含量是當前亟需解決的問題。【本研究切入點】大量研究表明，單一類型調理劑施用效果低于復配處理[13,15]。因此，本試驗擬采用一種新型礦物源調理劑，該調理劑選取石灰石、硅石、海泡石及白云石等常用礦物材料，按一定配比混勻煅燒而成的粉末狀材料。通過盆栽試驗，采用動態取樣方法，研究不同生育時期稻田土壤中鎘的形態及水稻各部分鎘含量的變化，揭示鎘在土壤—水稻系統中的遷移規律。【擬解決的關鍵問題】探討不同用量調理劑對土壤鎘的鈍化效果及水稻鎘吸收、運輸、累積的影響，為該調理劑的田間應用提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤 采自廣東省韶關市仁化縣董塘鎮高宅村某田塊，其基本理化性質為：pH 6.15，總氮1.43 g·kg-1，堿解氮 61.4 mg·kg-1，有效磷 34.7 mg·kg-1，速效鉀 23.0 mg·kg-1，有機質 27.3 g·kg-1，全鎘 3.52 mg·kg-1，DTPA-Cd 2.66 mg·kg-1，根據土壤環境質量標準GB 15618—1995，該土壤屬于重度鎘污染土壤。

1.1.2 水稻品種 為粵油絲苗，秈型常規水稻品種，平均生育期為112—114 d。

1.1.3 供試調理劑 是采用白云石、硅石、石灰石及海泡石等材料經特定工藝煅燒而成的一種粉末狀礦物調理劑，其主要成分詳見表1。

表1 本研究所用礦物調理劑的主要組成成分Table 1 Main components of the tested mineral conditioner

1.2 試驗設計

試驗采用塑料盆缽，每盆裝8 kg過1 cm篩風干土。試驗設7個調理劑用量水平：每千克土壤添加0、1.67、3.34、5.01、10.02、15.03、20.04 g礦物調理劑，依次標記為CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6。每處理20次重復，共140盆，隨機排列。

施肥量按照每千克土施N 0.2 g、P2O50.15 g、K2O 0.2 g，以尿素、磷酸氫二銨、硫酸鉀為肥源。分2次施入，分別為基施（50% N、100% P、50% K）、分蘗肥（50% N、50% K）。土壤調理劑基施，與土樣混合均勻后裝盆。試驗于廣東省農業科學院農業資源與環境研究所網室進行，網室設有玻璃鋼網防雨棚。水稻于2015年5月9日插秧，每盆3穴，每穴3株，水稻全生育期按照常規方法栽培管理。

采用動態性采樣方法，分別于返青期（5月21日）、分蘗期（6月9日）、拔節期（7月1日）、孕穗期（7月15日）、成熟期（8月6日）采集樣品。

1.3 測定項目及方法

1.3.1 樣品的前處理 土壤經風干、研磨、過篩（20目與100目）、混勻等一系列操作后，裝入密封袋以備用。采集的植株樣品用去離子水反復沖洗干凈，然后將水稻各器官分別裝袋，稱鮮重后放入烘箱 105℃殺青45 min，再調至75℃烘干至恒重。稻谷曬干后脫殼處理，將烘干的樣品稱重、粉碎后裝入紙袋，干燥器中保存。

1.3.2 土壤鎘的測定 土壤有效態鎘含量采用DTPA浸提-火焰原子吸收分光光度法[16]測定。土壤中鎘的不同形態用修正的BCR連續提取法[17]進行提取,石墨爐原子吸收分光光度計測定。

表2 水稻不同生育時期的土壤pH變化Table 2 Variation of soil pH at different growth stages of rice

1.3.3 植株中鎘的測定 稱取0.25 g（±0.0002）經干燥研磨成粉末狀的植株樣品于100 mL三角瓶中，緩緩加入8 mL濃硝酸、1 mL高氯酸。放于150℃石墨爐上消化至澄清，然后180℃趕酸至0.5 mL左右。冷卻后轉移至50 mL容量瓶中，超純水定容。消煮時做空白試驗以校正試劑誤差，用標準物質（Gsb-6）進行質控[18]。石墨爐原子吸收分光光度計測定鎘的含量。

1.4 計算公式

生物富集系數（BCF）=水稻某部分鎘的含量/土壤鎘的全量

轉運系數（TF）=水稻地上部鎘含量/水稻地下部鎘含量

本文旨在研究紅外蒸汽烤制對烤鴨理化品質的作用，探索烤制過程中烤制溫度、蒸汽烤制時間和蒸汽噴射時間等因素對烤鴨品質的影響，通過單因素試驗和正交試驗，得到最佳工藝參數。在保證烤鴨傳統風味的基礎上，實現低耗損，低排放，低危害物含量，提高產品品質，為工業化、連續化生產提供指導。

水稻鎘的富集系數劃分為 BCF根系、BCF莖葉、BCF谷殼、BCF糙米，水稻對鎘的轉運系數劃為從根部向莖葉的轉運系數（TF莖葉/根）、莖葉向稻谷的轉運系數（TF稻谷/莖葉）。

1.5 數據處理

使用EXCEL 2003整理數據，SPSS 19.0 進行平均數的差異顯著性檢驗（LSD法）和相關性分析。

2 結果

2.1 調理劑對水稻不同生育時期土壤pH的影響

土壤酸堿度是土壤重要的化學性質之一，土壤pH的改變會影響土壤對鎘離子的吸附行為。表2顯示，水稻返青期時，礦物調理劑顯著提高了土壤pH，且土壤pH與調理劑用量呈顯著正相關（P＜0.05），分蘗期、拔節期、孕穗期及成熟期土壤pH的變化規律與返青期一致。與對照相比，處理 T6從返青期到成熟期pH值依次增加了2.58、2.21、1.60、2.06、2.09個單位。此外，本試驗基礎土樣pH為6.15，由對照可知，從插秧到分蘗期土壤pH逐漸降低，拔節期有一個升高的過程，拔節期以后逐漸降低。說明不同生育時期水稻根系分泌物及泌氧量不同，導致土壤pH改變。水稻生育時期和調理劑用量對土壤pH的雙因素方差分析結果可知，調理劑用量與水稻生育時期均極顯著影響土壤pH，且二者的交互作用也極顯著影響土壤pH（F=7.072**）。

2.2 調理劑對水稻不同生育時期的土壤DTPA浸提態鎘影響

表3顯示，水稻返青期時，施用調理劑顯著降低DTPA-Cd含量，降低幅度為13.5%—29.7%，其中處理T6含量最低，處理T1、T2、T4及T5之間差異不顯著（P＞0.05）。分蘗期與孕穗期土壤DTPA-Cd的變化規律與返青期相似。拔節期時，處理T2和T4差異不顯著（P＞0.05）。成熟期時，各處理對土壤DTPA-Cd 的降低幅度為7.7%—23.2%，其中處理T6含量最低。本試驗基礎土樣 DTPA-Cd含量為 2.66 mg·kg-1，由對照可知，從返青期到成熟期土壤DTPA-Cd有一個先降低，后升高，再降低的過程，與返青期相比，孕穗期增加了 5.6%，而拔節期降低了10.8%。由水稻生育時期和調理劑用量對土壤DTPA-Cd含量的雙因素方差分析結果可知，水稻生育時期顯著影響土壤 DTPA-Cd含量，調理劑用量極顯著影響土壤 DTPA-Cd含量，且二者的交互作用也顯著影響土壤DTPA-Cd（F=4.097**）。

表3 水稻不同生育時期的土壤DTPA浸提態鎘含量變化Table 3 Variation of soil DTPA-Cd content at different growth stages of rice

2.3 調理劑對水稻不同生育時期的土壤中鎘形態的影響

土壤鎘的形態變化如表4所示，與對照相比，隨著調理劑用量的增加，返青期土壤可交換態鎘(Ex-Cd)含量逐漸降低，T4、T5和 T6顯著降低。各處理 T3除外）之間土壤可還原態鎘（De-Cd）及可氧化態鎘（Re-Cd）含量無顯著差異。調理劑增加了土壤殘渣態鎘（Ox-Cd）含量，且處理T4、T5與T6均顯著提高。

水稻插秧至孕穗期間，土壤一直處于淹水狀態。孕穗期時，施用調理劑增加土壤 De-Cd含量，降低土壤Ex-Cd的含量，其中T4、T5與T6處理達到顯著增加水平，T3、T5與T6處理顯著降低。各處理之間關于土壤Ox-Cd無顯著差異。施用調理劑提高了土壤Re-Cd含量，與對照相比，處理T1、T2與T3達到顯著水平（P＜0.05）。

水稻成熟采樣前晾田7 d。成熟期時，隨著調理劑用量增加，土壤Ex-Cd含量均有升高趨勢，但差異不顯著（P＞0.05）。與對照相比，低用量處理降低土壤Re-Cd含量且處理T3顯著降低，高用量處理提高土壤Re-Cd含量，但差異不顯著。

綜上可知，返青期至孕穗期，各處理Ex-Cd含量均有所降低，Ox-Cd含量變化不顯著，但 De-Cd和Re-Cd含量會明顯提高。孕穗期至成熟期，各處理Ex-Cd和Ox-Cd含量有回升的趨勢，但De-Cd和Re-Cd含量會明顯降低。即返青期至孕穗期，土壤中易提取態鎘逐漸向難提取態或殘渣態轉化；孕穗期至成熟期，土壤不可提取態和難提取態鎘有向可交換態轉化的趨勢。

2.4 土壤調理劑對不同生育時期水稻植株各部位鎘含量的影響

水稻根部與土壤環境直接接觸，是重金屬鎘進入植株的第一門戶。水稻根系鎘含量直接影響地上部對鎘的吸收與分配。調理劑顯著降低根系鎘含量（表5），且根系鎘含量與調理劑用量呈顯著負相關（P＜0.05）。由對照可知，水稻不同生育時期根系鎘含量大小順序為：成熟期≈返青期＞拔節期＞分蘗期＞孕穗期。從水稻生育時期和調理劑用量對根系鎘含量的雙因素方差分析結果可知，水稻生育時期和調理劑用量均極顯著（P＜0.01）影響根系鎘含量，二者的交互作用也顯著（P＜0.05）影響根系鎘含量。

表4 水稻不同生育時期土壤中不同鎘形態的含量Table 4 The fractions of Cd in paddy soil at different growth periods of rice

表5 不同生育時期水稻根系中鎘含量的變化Table 5 Variation of Cd content in rice root at different growth stages

表6顯示，隨著調理劑用量的增加，水稻莖葉鎘含量逐漸降低，且調理劑用量與莖葉鎘含量呈顯著負相關；水稻各生育時期莖葉鎘含量變化規律相似，由對照可知，莖葉鎘含量大小表現為：返青期＞成熟期＞分蘗期＞拔節期＞孕穗期。調理劑顯著降低水稻糙米和谷殼中鎘含量，且用量越高效果越顯著（表7）。與對照相比，糙米鎘的降低幅度為12.7%—80.6%，谷殼鎘的降低幅度為35.6%— 86.3%。當調理劑用量為5 g·kg-1時，糙米鎘含量為 0.145 mg·kg-1，低于食品安全限量標準（0.2 mg·kg-1）。此外，水稻不同部位鎘含量的大小表現為：根部＞莖葉＞糙米＞谷殼。

表6 不同生育時期水稻莖葉中鎘含量的變化Table 6 Variation of Cd content in rice stem and leaf at different growth stages

表7 調理劑對水稻谷殼及糙米中鎘含量的影響Table 7 Effect of tested conditioner on Cd content of rice hull and hulled rice

2.5 成熟期水稻各部位鎘含量與不同形態鎘之間的相關性分析

由表8可知，成熟期土壤DTPA-Cd含量與水稻各部位鎘含量均呈極顯著正相關；成熟期土壤 Ex-Cd含量與谷殼、莖葉及根系鎘含量呈顯著負相關，與糙米鎘含量相關性不顯著；水稻各部位鎘含量與返青期及孕穗期土壤Ex-Cd呈極顯著正相關，與返青期土壤Ox-Cd及孕穗期土壤De-Cd呈極顯著負相關。說明土壤可交換態鎘是影響水稻對鎘吸收的最主要形態。

2.6 調理劑對水稻各部位鎘的富集系數與轉運系數的影響

生物富集系數代表水稻植株對土壤鎘的吸收富集能力，富集系數越大其吸收富集鎘的能力越強。由對照可知，成熟期水稻各部位富集系數的大小順序為：根系＞莖葉＞糙米＞谷殼，其中根系對鎘的富集系數是莖葉的7.16倍，是谷殼的125.5倍，是糙米的97.8倍（表9）。這進一步說明根系是水稻吸收、累積鎘的最重要的器官。與CK相比，施用調理劑顯著降低水稻各器官對鎘的富集系數，且對水稻根系、莖葉、谷殼、糙米富集系數的最大降低幅度依次為 92.0%、94.1%、86.3%、80.6%。水稻各部位對鎘的富集系數與水稻各部位鎘含量的變化規律一致。

轉運系數是指重金屬在植株體內的轉運，轉運系數越大表明重金屬向下一個器官的遷移能力越強。從表10看到，隨著水稻的生長，處理CK從根系到莖葉對鎘的轉運能力的大小順序為：返青期＞分蘗期＞成熟期＞孕穗期＞拔節期，其中返青期的轉運系數是拔節期的2.88倍。說明在返青期和分蘗期水稻對鎘向地上部遷移的能力比較強。此外，由對照可知，成熟期水稻各部位的轉運系數大小順序為 TF莖葉/根＞TF稻谷/莖葉，其中 TF莖葉/根是 TF稻谷/莖葉的 2.09 倍。即根系向莖葉的遷移是阻控鎘進入水稻籽實的關鍵過程。

表8 土壤鎘的不同形態與成熟期水稻各部位鎘含量的相關性Table 8 The correlation on different forms of soil Cd and Cd content in different rice's parts at mature period

表9 成熟期水稻不同部位鎘的生物富集系數Table 9 Bio-concentration factors of Cd in different rice parts at mature period

3 討論

土壤 pH與土壤鎘的吸附存在密切聯系，是影響水稻鎘吸收的主要因子之一[19-20]。周歆等[21]研究表明，石灰石和海泡石組配顯著提高了土壤pH，且土壤pH與土壤交換態鎘呈顯著負相關。黎秋君等[22]發現，酸性土壤施用6%的蠶沙后，土壤pH提高了3.56個單位，土壤有效鎘的降幅達59.6%；而中性土壤添加6%蠶沙后，土壤pH提高了1.36個單位，土壤有效鎘的降幅達 59.0%。本試驗表明，礦物調理劑顯著提高了土壤pH，降低了土壤DTPA-Cd含量，且土壤pH與DTPA-Cd極顯著負相關（P＜0.01）。說明土壤pH顯著影響土壤鎘的有效性。造成該現象的原因[23-24]：一方面可能是提高土壤 pH會增加土壤膠體表面的負電荷密度，導致土壤對鎘離子吸附能力增強，從而降低土壤DTPA-Cd含量。另一方面可能是pH的提高導致鎘離子水解成羥基化鎘，增加了羥基化鎘與土壤吸附點位的結合力，從而降低土壤 DTPA-Cd含量。此外，該礦物調理劑具有較大的比表面積且含有大量的鈣、鎂、硅等元素，通過離子交換、離子拮抗和表面吸附也是降低土壤鎘生物有效性的主要途徑[25-26]。

植物對鎘的吸收不僅與土壤全鎘的含量有關，更大程度上受土壤有效鎘含量的影響，降低土壤有效鎘含量能顯著抑制作物對鎘的吸收[27-29]。本研究表明，土壤 DTPA-Cd分別與水稻根系、莖葉、谷殼及糙米鎘含量呈極顯著正相關關系（P＜0.01）。說明降低土壤DTPA-Cd含量是降低植株鎘含量的主要途徑之一，這與郭麗敏等[30]和朱奇宏等[31]的研究結論相一致。此外，本研究還發現，水稻生育時期也顯著影響土壤DTPA-Cd。水稻返青期到成熟期，土壤 DTPA-Cd有一個先降低，后升高，再降低的過程，其中孕穗期土壤 DTPA-Cd含量最高，成熟期最低。這可能是水稻植株對鎘的吸收速率造成的。由處理CK不同生育時期根系鎘含量的變化可知，孕穗期根系鎘含量最低，而成熟期最高（表5），與土壤DTPA-Cd的變化相反。說明水稻根系對鎘的吸收速率是影響土壤 DTPA-Cd含量的主要因素之一。

表10 調理劑對水稻不同部位鎘轉運系數的影響Table 10 Effect of tested conditioner on Cd transfer coefficient at different growth stages

重金屬鎘以不同的形態存在土壤中，鎘的形態特征將影響其在生態系統中的遷移性及生物毒性的高低[32-33]。熊仕娟等[34]發現，沸石促進土壤Ex-Cd向難利用態或向殘渣態轉化，同時降低大白菜鎘含量。孫文博等[35]研究表明，羥基蔗渣降低土壤弱酸提取態鎘，增加土壤殘渣態鎘含量，且顯著抑制小白菜對鎘的吸收。本研究表明，返青期時，礦物調理劑明顯降低土壤Ex-Cd含量，且調理劑用量越高降低效果越顯著。這與魏建宏等[36]和范洪黎等[37]的研究報道相類似。說明該礦物調理劑可促進土壤中鎘由可利用態向難利用態或殘渣態轉化，有效的鈍化土壤有效鎘。其鈍化機制可能是，一方面，該調理劑可以提高土壤pH，土壤 pH通過鎘離子水解、離子交換、吸附表面電荷等提高土壤對鎘的吸附能力。另一方面，該調理劑本身含有Fe、Mg、Mn等金屬元素，還原條件下，促使鎘離子和鐵錳氧化物、碳酸鹽及有機質等緊密結合，從而促使重金屬鎘由可交換態向其他形態轉化。從返青期到孕穗期，土壤一直處于淹水狀態，與返青期相比，孕穗期各處理土壤Ex-Cd含量明顯降低，而土壤Re-Cd與De-Cd含量明顯增加。說明返青期到孕穗期土壤中鎘的形態發生了再分配，且再分配的過程是持續緩慢的進行。水稻各生育時期，土壤鎘主要以可交換態的形式存在，向其他形態轉化較少。這與王秀麗[38]等和LIM等[39]的研究相一致。其原因一方面可能是該土壤屬于重度鎘污染水平，且土壤中鎘活性較高。另一方面可能是土壤中鎘的可交換態向可還原態和可氧化態轉化的速度較慢。本研究也發現，返青期、孕穗期及成熟期土壤 Ex-Cd均與水稻糙米鎘、谷殼鎘、莖葉鎘及根系鎘含量有顯著相關性。說明土壤Ex-Cd是影響水稻鎘吸收的最關鍵形態，礦物調理劑通過降低土壤 Ex-Cd含量，抑制水稻對鎘的吸收，從而達到降低水稻鎘含量的目的。此外，本研究還發現，從孕穗期到成熟期，土壤Ex-Cd及Ox-Cd含量均有所升高，但Re-Cd和De-Cd會明顯降低。這可能是由于成熟期采樣前土壤回旱的過程所致。土壤回旱的過程顯著增強了土壤環境的氧化能力，進而促使土壤中有機結合態、鐵錳結合態等形態的鎘向易提取態轉化。該現象與陳莉娜等[40]和齊雁冰等[41]的研究結論相一致。

史靜等[42]發現，水稻不同生育時期對鎘的吸收有所不同，其中分蘗期和成熟期是水稻的主要吸收時期。王凱榮等[43]研究了不同品種的水稻在不同生育時期對鎘吸收、分配與累積的差異，結果表明，水稻不同時期對鎘的吸收速率表現為中期＞后期＞前期。而本試驗表明，礦物調理劑顯著降低了水稻植株鎘含量，但由處理CK可知，水稻各生育時期根部鎘含量表現為：成熟期≈返青期＞拔節期＞分蘗期＞孕穗期，水稻各生育時期莖葉中鎘含量的大小表現為：返青期＞成熟期＞分蘗期＞拔節期＞孕穗期。該現象與史靜等[42]和王凱榮等[43]的研究結果不盡相同。這可能與試驗材料與方法的不同有關，水稻品種、土壤類型及管理措施等均是影響水稻鎘吸收的重要因素。糙米鎘含量不僅與根系的吸收能力有關，更大程度上受地上部各器官轉運能力的影響。URAGUCHI等[44]發現，在兩個水稻品種根部對鎘吸收差異不大的情況下，木質部對鎘的運輸過程是造成其糙米鎘含量不同的主要原因，且水稻不同生育時期鎘從水稻根部向上轉移的強度也有所不同。本研究發現，礦物調理劑對水稻生育前期 TF莖葉/根的降低效果優于水稻生育后期。這一方面與水稻不同生育時期根系向地上部的轉運能力有關。由對照可知，水稻生育前期TF莖葉/根的值遠大于后期，即該調理劑對早期的阻控效果顯著優于生育晚期。不同的水稻品種其根系向莖葉的遷移能力也有所不同。另一方面也可能與調理劑的作用效果有關。隨著調理劑施入時間的的延伸，其鈍化效果可能會出現變化，該調理劑的長效性有待于進一步的研究。此外，由本試驗處理CK可知，成熟期水稻各器官鎘含量表現為根系＞莖葉＞糙米＞谷殼，而不同器官的轉運系數表現為 TF莖葉/根＞TF稻谷/莖葉。這與肖美秀等[45]和楊祥田等[46]的研究報道不一致。這是因為受基因型、環境、基因型和環境互作等的影響，導致不同品種和類型之間的水稻鎘積累存在顯著差異[47-48]。水稻鎘積累存在差異的原因，可能是由于根系對鎘的敏感性和吸收性差異造成的，也可能是水稻對鎘的轉運能力差異造成的。關于鎘在該水稻品種各器官的遷移轉化機制還有待于進一步研究。

4 結論

4.1 礦物調理劑顯著提高了土壤pH，進而降低了土壤DTPA-Cd含量。其用量與土壤pH呈極顯著正相關，而與土壤DTPA-Cd呈極顯著負相關關系。

4.2 礦物調理劑促進土壤中鎘的可利用態向難利用態或殘渣態轉化。返青期Ex-Cd及孕穗期Ex-Cd與水稻各部位鎘含量呈極顯著正相關，而返青期Ox-Cd及孕穗期De-Cd與水稻各部位鎘含量呈極顯著負相關。成熟期時，土壤回旱的過程使土壤中部分低活性鎘重新轉化為高活性鎘。

4.3 不同生育時期水稻根系鎘含量大小順序為：成熟期≈返青期＞拔節期＞分蘗期＞孕穗期；而莖葉鎘含量大小順序為：返青期＞成熟期＞分蘗期＞拔節期＞孕穗期。該調理劑降低了水稻根系、莖葉、谷殼和糙米鎘含量，最大降幅依次達到了92.0%、94.1%、86.3%、80.6%，當調理劑用量為5 g·kg-1時，糙米鎘含量低于食品安全國家標準（0.2 mg·kg-1）。水稻各部位鎘含量大小順序為：根系＞＞莖葉＞＞糙米＞谷殼。

4.4 由處理CK可知，成熟期水稻各部位的轉運系數大小順序為 TF莖葉/根＞TF稻谷/莖葉，其中 TF莖葉/根是TF稻谷/莖葉的 2.09 倍；而不同生育時期 TF莖葉/根也存在差異。礦物調理劑對于水稻生育前期的阻控效果優于生育后期。由水稻各部位鎘的轉運系數可知，根系向莖葉的遷移是阻控鎘進入水稻籽粒的關鍵過程。

[1]環境保護部，國土資源部. 全國土壤污染狀況調查公報. 中國環保產業, 2014, 36(5): 10-11.Ministry of Environmental Protection, Ministry of Land and Resources. A national survey of soil pollution bulletin.China's Environmental Protection Industry,2014, 36(5): 10-11. (in Chinese)

[2]雷鳴, 曾敏, 王利紅, Williams Paul N, 孫國新. 湖南市場和污染區稻米中As, Pb, Cd污染及其健康風險評價. 環境科學學報, 2010,30(11): 2314-2320.LEI M, ZENG M, WANG L H, Williams Paul N, SUN G X. Arsenic,lead, and cadmium pollution in rice from Hunan markets and contaminated areas and their health risk assessment.Acta Scientiae Circumstantiae, 2010, 30(11): 2314-2320. (in Chinese)

[3]甄燕紅, 成顏君, 潘根興, 李戀卿. 中國部分市售大米中Cd、Zn、Se的含量及其食物安全評價. 安全與環境學報, 2008, 8(1):119-122.ZHEN Y H, CHENG Y J, PAN G X, LI L Q. Cd , Zn and Se content of the polished rice samples from some Chinese open markets and their relevance to food safety.Journal of Safety and Environment,2008, 8(1): 119-122. (in Chinese)

[4]陳能場. “鎘米”背后的土壤污染. 中國經濟報告, 2013(7): 25-28.CHEN N Y. Soil pollution behind "cadmium rice".China Policy Review, 2013(7): 25-28. (in Chinese)

[5]GUO G, ZHOU Q, MA L Q. Availability and assessment of fixing additives for the in situ remediation of heavy metal contaminated soils:a review.Environmental Monitoring and Assessment, 2006, 116(1/3):513-528.

[6]YAN B H, DAO Y H, QI H Z, SHUAI W, SHOU L L, HAI B H, HAN H Z, CHAO X. A three-season field study on the in-situ remediation of Cd-contaminated paddy soil using lime, two industrial by-products,and a low-Cd-accumulation rice cultivar.Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 136:135-141.

[7]ZHU Q H, HUANG D Y, ZHU G X, GE T D, LIU G S, ZHU H H,LIU S L, ZHANG X N. Sepiolite is recommended for the remediation of Cd-contaminated paddy soil.Acta Agriculturae Scandinavica, 2010,60(2):110-116.

[8]SUN Y, LI Y, XU Y M, LIANG X F, WANG L. In situ stabilization remediation of cadmium (Cd) and lead (Pb) co-contaminated paddy soil using bentonite.Applied Clay Science, 2015, s105-106:200-206.doi.org/10.1016/j.clay.2014.12.031

[9]SHEN L B, WU L H, TAN W N, HAN X R, LUO Y M, OUYANG Y N, JIN Q Y, JIANG YG. Effects of Sedum plumbizincicola-Oryza sativarotation and phosphate amendment on Cd and Zn uptake byO.sativa.Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(11): 2952-2958.

[10]ZHAO X L, MASAIHIKO S. Amelioration of cadmium polluted paddy soils by porous hydrated calcium silicate.Water Air & Soil Pollution, 2007, 183(1/4): 309-315.

[11]LI P, WANG X, ZHANG T, ZHOU D, HE Y. Effects of several amendments on rice growth and uptake of copper and cadmium from a contaminated soil.Journal of Environmental Sciences, 2008, 20(4):449-455.

[12]宗良綱, 張麗娜, 孫靜克, 郭敏, 沈振國. 3種改良劑對不同土壤-水稻系統中 Cd行為的影響. 農業環境科學學報, 2006, 25(4):834-840.ZONG L G, ZHANG L N, SUN J K, GUO M, SHEN Z G. Effects of three amendments on the behavior of cadmium in different soil-rice systems.Journal of Agro-Environment Science,2006, 25(4): 834-840.(in Chinese)

[13]XIAO R B, HUANG Z H, LI X N, CHEN W P, DENG Y R, HAN C L.Lime and phosphate amendment can significantly reduce uptake of Cd and Pb by field-grown rice.Sustainability, 2017, 9(3): 430-440.

[14]BIAN R, LI L, BAO D, ZHENG J, ZHANG X, LIU X, CHENG K,PAN G. Cd immobilization in a contaminated rice paddy by inorganic stabilizers of calcium hydroxide and silicon slag and by organic stabilizer of biochar.Environmental Science and Pollution Research International, 2016, 23(10): 10028-10036.

[15]SUN Y B, SUN G H, XU Y M, LIU W T, LIANG X F, WANG L.Evaluation of the effectiveness of sepiolite, bentonite, and phosphate amendments on the stabilization remediation of cadmiumcontaminated soils.Journal of Environmental Management, 2016,166(4/6): 204-210.

[16]魯如坤. 土壤農業化學分析方法. 北京: 中國農業科技出版社,1999.LU R K. Analytical Methods of Soil Agricultural Chemistry. Beijing:China Agricultural Science and Technology Press, 1999. (in Chinese)

[17]章海波, 駱永明, 趙其國, 張甘霖, 黃銘洪. 香港土壤研究Ⅶ. BCR提取法研究重金屬的形態及其潛在環境風險. 土壤學報, 2010,47(5): 865-871.ZHANG H B, LUO Y M, ZHAO Q G, ZHANG G L, HUANG M H.Hongkong soil researchs VII. Research on fractions of heavy metals and their potential environmental risk in soil based on BCR sequential extraction.Acta Pedologica Sinica, 2010, 47(5):865-871. (in Chinese)

[18]中國國家標準化管理委員會. 食品中 Cd的測定: GB /T 5009.12—2003. 北京: 中國標準出版社, 2003.Standardization Administration of the People's Republic of China.Measure of Cd in foods: GB /T 5009.12—2003.Beijing: China Standard Press, 2003. (in Chinese)

[19]ROMKENS P, GUO H, CHU C, LIU T, CHIANG C, KOOPMANS G.Prediction of cadmium uptake by brown rice and derivation of soil-plant transfer models to improve soil protection guidelines.Environmental Pollution,2009, 157(8/9): 2435-2444.

[20]ZENG F, ALI S, ZHANG H, QU Y, QIU B, Wu F, ZHANG G. The influence of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake by rice plants.Environmental Pollution,2011, 159(1): 84-91.

[21]周歆, 周航, 曾敏, 胡淼, 楊文弢, 劉麗, 廖柏寒. 石灰石和海泡石組配對水稻糙米重金屬積累的影響. 土壤學報, 2014, 51(3):555-563.ZHOU X, ZHOU H, ZENG M, HU M, YANG W T, LIU L, LIAO B H. Effects of combined amendment (limestone+ sepiolite) on heavy metal accumulation in brown rice.Acta Pedologica Sinica, 2014,51(3): 555-563. (in Chinese)

[22]黎秋君, 黎大榮, 王英輝, 馮增赟, 寧曉君, 吳麗香. 3種有機物料對土壤理化性質和重金屬有效態的影響. 水土保持學報, 2013,27(6): 182-185.LI Q J, LI D R, WANG Y H, FENG Z Y, NING X J, WU L X. Effects of three kinds of organic materials on soil physical and chemical properties and the effective state of heavy metals.Journal of Soil and Water Conservation, 2013, 27(6): 182-185. (in Chinese)

[23]LAING G D, RINKLEBE J, VANDECASTEELE B, MEERS E,TACK F. Trace metal behavior in estuarine and riverine flood plain soils and sediments: are view.Science of the Total Environment, 2009,407(13): 3972-3985.

[24]ZHOU H, ZHOU X, ZENG M, LIAO B H, LIU L, YANG W T, WU Y M, QIU Q Y, WANG Y J. Effects of combined amendments on heavy metal accumulation in rice (Oryza sativaL.) planted on contaminated paddy soil.Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 101:226-232.

[25]JANOS P, VAVROVA J, HERZOGOVA L, PILAROVA V. Effects of inorganic and organic amendments on the mobility (leachability) of heavy metals in contaminated soil: a sequential extraction study.Geoderma,2010, 159(3): 335-341.

[26]SUN Y, SUN G, XU Y, WANG L, LIANG X, LIN D. Assessment of sepiolite for immobilization of cadmium-contaminated soils.Geoderma,2013, 193: 149-155.

[27]王艷紅, 李盟軍, 唐明燈, 艾紹英, 羅英健, 余丹妮. 稻殼基生物炭對生菜Cd吸收及土壤養分的影響. 中國生態農業學報, 2015(2):207-214.WANG Y H, LI M J, TANG M D, AI S Y, LUO Y J, YU D N. Effect of rice husk biochar on lettuce Cd uptake and soil fertility.Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2015(2): 207-214. (in Chinese)

[28]王祖偉, 弋良朋, 高文燕, 曾祥峰, 王中良. 堿性土壤鹽化過程中陰離子對土壤中鎘有效態和植物吸收鎘的影響. 生態學報, 2012,23: 7512-7518.WANG Z W, GE L P, GAO W Y, ZENG X F, WANG Z L. Impact of inorganic anions on the cadmium effective fraction in soil and its phyto-availability during salinization in alkaline soils.Acta Ecologic Sinica, 2012, 23: 7512-7518. (in Chinese)

[29]LIU K, LV J, HE W, ZHANG H, CAO Y, DAI Y. Major factors influencing cadmium uptake from the soil into wheat plants.Ecotoxicology and Environmental Safety,2015, 113, 207-213.

[30]郭利敏, 艾紹英, 唐明燈, 李盟軍, 姚建武,王艷紅,曾招兵. 不同改良劑對鎘污染土壤中小白菜吸收鎘的影響. 中國生態農業學報,2010, 18(3): 654-658.GUO L M, AI S Y, TANG M D, LI M J, YAO J W, WANG Y H,ZENG Z B. Effect of amendment on Cd uptake byBrassia chinensisin Cd-contaminated soils.Chinese Journal of Eco-Agriculture,2010,18(3): 654-658. (in Chinese)

[31]朱奇宏, 黃道友, 劉國勝, 朱光旭, 朱捍華, 劉勝平. 石灰和海泡石對鎘污染土壤的修復效應與機理研究. 水土保持學報, 2009,23(1): 111-116.ZHU Q H, HUANG D Y, LIU G S, ZHU G X, ZHU H H, LIU S P.Effects and mechanism of lime and sepiolite on remediation of Cd contaminated soils.Journal of Soil and Water Conservation, 2009,23(1): 111-116. (in Chinese)

[32]孫晉偉, 黃益宗, 石孟春, 崔巖山, 李小方, 招禮軍, 杜心, 高衛國.土壤重金屬生物毒性研究進展. 生態學報, 2008(6): 2861-2869.SUN J W, HUANG Y Z, SHI M C, CUI Y S, LI X F, ZHAO L J, DU X, GAO W G. The review of heavy metals biotoxicty in soil.Acta Ecologic Sinica, 2008(6): 2861-2869. (in Chinese)

[33]李永富, 羅先香, 樊玉清, 潘進芬, 程鳳蓮. 海洋沉積物中的鎘及不同形態鎘的生物有效性. 生態環境, 2008(3): 909-913.LI Y F, LUO X X, FAN Y Q, PAN J F, CHENG F L. Bioavailability of cadmium in different fractions of sediment byRuditapes philippinarum.Ecology and Environment, 2008(3): 909-913. (in Chinese)

[34]熊仕娟, 徐衛紅, 謝文文, 陳蓉, 陳永勤, 遲蓀琳, 陳序根, 張進忠,熊治庭, 王正銀, 謝德體. 納米沸石對土壤Cd形態及大白菜Cd吸收的影響. 環境科學, 2015, 12: 4630-4641.XIONG S J, Xu W H, XIE W W, CHEN R, CHEN Y Q, CHI S L,CHEN X G, ZHANG J Z, XIONG Z T, WANG Z Y, XIE D T.Effects of nano zeolite on chemical fractions of Cd in soil and its uptake by cabbage.Environmental Science, 2015, 12: 4630-4641.(in Chinese)

[35]孫文博, 莫創榮, 安鴻雪, 劉侃, 崔雯, 張超蘭, 李小明. 施用蔗渣對土壤鎘賦存形態和生物有效性的影響研究. 農業環境科學學報,2013, 32(9):1793-1799.SUN W B, MO C Y, AN H X, LIU Y, CUI W, ZHANG C L, LI X M.Research on the application of bagasse effects on soil chemical speciation of cadmium and bioavailability.Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(9):1793-1799. (in Chinese)

[36]魏建宏, 羅琳, 劉艷, 田杰. 赤泥顆粒和赤泥對污染土壤鎘形態分布及水稻吸收的效應. 農業環境科學學報, 2012, 31(2): 318-324.WEI J H, LUO L, LIU Y, TIAN J. Effect of red mud granules and red mud on the distribution of Cd fractions and Cd uptake by the paddy rice in a contaminated soil.Journal of Agro-Environment Science,2012, 31(2): 318-324. (in Chinese)

[37]范洪黎, 王旭, 周衛. 添加有機酸對土壤鎘形態轉化及莧菜鎘積累的影響. 植物營養與肥料學報, 2008, 14(1): 132-138.FAN H L, WANG X, ZHOU W. Effect of malic acid and citric acid addition on Cd transformations in soil and Cd uptake in amaranth.Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2008, 14(1): 132-138. (in Chinese)

[38]王秀麗, 梁成華, 馬子惠, 韓月. 施用磷酸鹽和沸石對土壤鎘形態轉化的影響. 環境科學, 2015, 36(4): 1437-1444.WANG X L, LIANG C H, MA Z H, HAN Y. Effects of phosphate and zeolite on the transformation of Cd speciation in soil.Environmental Science, 2015, 36(4): 1437-1444. (in Chinese)

[39]LIM T T, TAY J H, TEH C I. Contamination time effect on lead and cadmium fractionation in a tropical coastal clay.Journal of Environmental Quality, 2002, 31(3): 806-812.

[40]陳莉娜, 葛瀅, 張春華, 周權鎖. 淹水還原作用對紅壤鎘生物有效性的影響. 農業環境科學學報, 2009, 28(11): 2333-2337.CHEN L N, GE Y, ZHANG C H, ZHOU Q S. Effect of submergence on the bioavailability of Cd in a Red soil.Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(11): 2333-2337. (in Chinese)

[41]齊雁冰, 黃標, DARILEK J L, 王志剛. 氧化與還原條件下水稻土重金屬形態特征的對比. 生態環境, 2008(6): 2228-2233.QI Y B, HUANG B, DARILEK J L, WANG Z G. Comparison of heavy metal fractions distribution in paddy soil under anoxic and oxidized conditions.Ecology and Environment, 2008(6): 2228-2233.(in Chinese)

[42]史靜, 李正文, 龔偉群, 潘根興. 2種常規水稻Cd、Zn吸收與器官分配的生育期變化: 品種、土壤和Cd處理的影響. 生態毒理學報,2007, 2(1): 32-40.SHI J, LI Z W, GONG W Q, PAN G X. Uptake and partitioning of Cd and Zn by two non-hybrid rice cultivars in different growth stages:effect of cultivars, soil type and Cd spike.Asian Journal of Ecotoxicology, 2007, 2(1): 32-40. (in Chinese)

[43]王凱榮, 龔惠群. 不同生育期鎘脅迫對兩種水稻的生長、鎘吸收及糙米鎘含量的影響. 生態環境, 2006(6):1197-1203.WANG K R, GONG H Q. Effects of cadmium exposures in different stages on plant growth, Cd uptake and Cd concentrations in brown rice of a hybrid and conventional rice variety.Ecology and Environment,2006(6): 1197-1203. (in Chinese)

[44]URAGUCHI S, MORI S, KURAMATA M, KAWASAKI A, ARAO T,ISHIKAWA S. Root-to-shoot Cd translocation via the xylem is the major process determining shoot and grain cadmium accumulation in rice.Journal of Experimental Botany, 2009, 60(9): 2677-2688.

[45]肖美秀, 林文雄, 陳祥旭, 梁義元. 鎘在水稻體內的分配規律與水稻鎘耐性的關系. 中國農學通報, 2006(2): 379-381.XIAO M X, LIN W X, CHEN X X, LIANG Y Y. The relation between the law of Cd distribution in rice and the Cd-tolerance.Chinese Agricultural Science Bulletin, 2006(2): 379-381. (in Chinese)

[46]楊祥田, 周翠, 何賢彪, 胡亮亮, 唐建軍. 田間試驗條件下不同基因型水稻對Cd和Pb的吸收分配特征. 農業環境科學學報, 2013,32(3): 438-444.YANG Y T, ZHOU C, HE X B, HU L L, TANG J J. Uptake and partition of Cd and Pb among rice genotypes in contaminated paddy soil.Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(3): 438-444. (in Chinese)

[47]LI Z, LI L, CHEN G P J. Bioavailability of Cd in a soil-rice system in China: soil type versus genotype effects.Plant and Soil, 2005,271(1/2): 165-173.

[48]程旺大, 張國平, 姚海根, 吳偉, 湯美玲, 朱祝軍, 徐民. 晚粳稻籽粒中 As、Cd、Cr、Ni、Pb等重金屬含量的基因型與環境效應及其穩定性. 作物學報, 2006, 32(4): 573-579.CHENG W D, ZHANG G P, YAO H G, WU W, TANG M L, ZHU Z J,XU M. Genotypic and environmental variation and their stability of As, Cr, Cd, Ni and Pb concentrations in the grains of japonica rice.Acta Agronomica Sinica, 2006, 32(4): 573-579. (in Chinese)