李劍睿 徐應(yīng)明

摘要：采用盆栽試驗(yàn)，于長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉條件下，研究海泡石對(duì)鎘污染水稻土的修復(fù)效應(yīng)及對(duì)水稻抗氧化脅迫和土壤養(yǎng)分含量的影響。結(jié)果表明，施加海泡石后，土壤pH值顯著升高，土壤鎘形態(tài)由酸提取態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉條件下，土壤有效鎘含量分別下降16.3%～37.2%、7.8%～37.3%、14.8%～32.8%，稻米鎘含量降幅分別為26.7%～60.0%、19.2%～46.2%、18.6%～50.0%，稻草鎘含量分別降低25.0%～58.3%、15.2%～43.6%、15.4%～43.5%（P<0.05）;土壤有效磷含量分別增加5.3%～26.2%、9.0%～33.6%、9.5%～25.1%，有效鐵含量分別降低8.4%～19.5%、8.5%～15.1%、12.8%～18.9%，有效鋅含量分別降低20.5%～45.5%、21.8%～60.0%、8.8%～52.9%，有效銅含量降幅分別為22.4%～32.7%、13.3%～33.6%、17.6%～32.8%（P<0.05）;葉片CAT（過(guò)氧化氫酶）活性增幅分別為15.1%～130.2%、15.6%～93.3%、18.9%～137.8%，葉片GSH（蛋白類(lèi)谷胱甘肽）含量最大增幅分別為33.5%、31.7%、39.9%（P<0.05）。得出結(jié)論，長(zhǎng)期淹水下，1.5%海泡石處理可使稻米鎘滿(mǎn)足我國(guó)食品中污染物含量限量值 0.20 mg/kg（GB 2762—2012），長(zhǎng)期淹水是一種推薦的鎘污染稻田修復(fù)水分管理模式。

關(guān)鍵詞：水分管理;鎘;水稻土;海泡石;修復(fù);長(zhǎng)期淹水;傳統(tǒng)灌溉;濕潤(rùn)灌溉

中圖分類(lèi)號(hào)：X53?? 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

文章編號(hào)：1002-1302（2021）17-0226-05

收稿日期：2020-12-16

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金（編號(hào)：21177068）。

作者簡(jiǎn)介：李劍睿（1981—），男，山西朔州人，博士，副教授，主要從事土壤生態(tài)與修復(fù)研究。E-mail：jianrui-419@163.com。

工業(yè)化、城鎮(zhèn)化過(guò)程中所產(chǎn)生的大量工礦企業(yè)三廢、農(nóng)用化學(xué)品和城鎮(zhèn)生活垃圾等，使我國(guó)超過(guò)10%的耕地受到不同程度的污染。其中，重金屬污染因隱蔽性、不可降解性、生物危害性、長(zhǎng)期性等生態(tài)特點(diǎn)，成為社會(huì)關(guān)注的熱點(diǎn)[1-3]。我國(guó)是水稻種植大國(guó)，稻米年產(chǎn)量約占糧食總產(chǎn)的50%。農(nóng)業(yè)農(nóng)村部針對(duì)稻米質(zhì)量安全的一項(xiàng)抽檢表明，鎘超標(biāo)率達(dá)10.3%，給人們健康帶來(lái)隱患。

原位修復(fù)技術(shù)是指將一些活性物質(zhì)施入污染土壤耕層，通過(guò)發(fā)生氧化還原、共沉淀、表面吸附、有機(jī)絡(luò)合等反應(yīng)，來(lái)控制重金屬在土壤固-液相的平衡、形態(tài)分布、價(jià)態(tài)變化等過(guò)程，最終降低重金屬的移動(dòng)性和生物可利用性。黏土具有比表面積大、離子交換性強(qiáng)等特點(diǎn)，又是土壤膠體的組分之一，使用黏土鈍化土壤重金屬已成為環(huán)境修復(fù)的重要研究領(lǐng)域[4-7]。

本試驗(yàn)在不同水分條件下，探究了施加黏土海泡石對(duì)土壤pH值、鎘形態(tài)分布、有效態(tài)鎘含量，以及對(duì)稻米鎘含量的影響;同時(shí)，開(kāi)展了對(duì)土壤養(yǎng)分元素含量、水稻抗氧化生理指標(biāo)的評(píng)價(jià)，以期為在合理的土壤水分管理?xiàng)l件下，利用黏土修復(fù)重金屬污染稻田提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤采自湖南省紅壤性水稻田，理化性質(zhì)為pH值5.01，全氮含量1.15 g/kg，全磷含量 0.47 g/kg，有機(jī)質(zhì)含量18.8 g/kg，總鎘含量 1.51 mg/kg，陽(yáng)離子交換量17.8 cmol/kg。供試作物為水稻，品種為秈型兩系雜交稻T優(yōu)118。污染土壤鎘鈍化劑為黏土海泡石原礦粉，白色粉末，主要成分為碳酸鈣，陽(yáng)離子代換量51.3 cmol/kg，pH值為9.83。

1.2 方案設(shè)計(jì)

盆栽試驗(yàn)于2015年在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所溫室大棚內(nèi)完成。試驗(yàn)用盆按隨機(jī)區(qū)組排列，包含土壤海泡石施加量和水分管理2個(gè)因子。供試土壤風(fēng)干過(guò)2.0 mm篩后裝盆，每盆裝土 8.0 kg，海泡石施加量分別為0、0.5%、1.0%、1.5%，與盆內(nèi)土壤混合均勻，75%田間持水量下穩(wěn)定2周，將培育好的水稻秧苗移入盆內(nèi)，每盆3株。水分管理包括長(zhǎng)期淹水：生育期土壤表層維持4～5 cm 水層;傳統(tǒng)灌溉：分蘗后期、灌漿期土壤表層保持濕潤(rùn)狀態(tài)（田間持水量75%），其余生育階段淹水;濕潤(rùn)灌溉：土壤表層保持濕潤(rùn)狀態(tài)。試驗(yàn)共計(jì)12（4×3）個(gè)處理，每個(gè)處理重復(fù)3次。水稻移栽110 d后收獲，植株分稻草和稻米（去殼）2個(gè)部分，用自來(lái)水-去離子水洗凈后于65 ℃恒溫烘干、稱(chēng)質(zhì)量。

1.3 指標(biāo)測(cè)定

盆中土樣風(fēng)干過(guò)1.0 mm篩備用，植物樣粉碎后待測(cè)。土壤、海泡石pH值采取去離子水提?。?.5 ∶1水土比）、pH計(jì)（FAJ-6，南京雷磁）測(cè)定。土壤總鎘含量利用HNO3-HF（3 ∶1體積比）消化，植物樣鎘含量采取HNO3消解，消化液鎘原子吸收光譜儀（AA-6880，日本島津公司）測(cè)定。土壤鎘形態(tài)分布采取土壤重金屬順序提取形態(tài)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（BCR）法測(cè)定，包括酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)[8]。土壤1.0 mol/L CH3COONH4提取態(tài)分?jǐn)?shù)作為有效鎘含量。此外，稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)=稻米鎘/稻草鎘。

土壤有效磷含量采取0.025 mol/L HCl-0.03 mol/L NH4F提取，比色法測(cè)定;土壤有效鋅、有效銅采用0.10 mol/L HCl浸提，原子吸收分光光度法測(cè)定;土壤有效鐵含量采取DTPA-CaCl2-TEA（DTPA為二乙基三胺五乙酸）提取，原子光譜法測(cè)定[9]。

水稻揚(yáng)花期采集新鮮葉片，磷酸緩沖液粉碎處理，離心獲得上清液，作為抗氧化酶待測(cè)液：SOD（超氧化物歧化酶）活性以NBT光化學(xué)還原能力測(cè)算[10]，CAT（過(guò)氧化氫酶）活性以H2O2的降解速度來(lái)計(jì)算，酶活性基于蛋白質(zhì)量以U/g表示[11]，葉片中巰基化合物含量測(cè)定參照參考文獻(xiàn)[12]進(jìn)行。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

使用Microsoft Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)平均值和標(biāo)準(zhǔn)差的運(yùn)算，SAS 9.2軟件進(jìn)行方差分析，最小顯著性差異測(cè)驗(yàn)（LSD）進(jìn)行數(shù)據(jù)差異顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤鎘形態(tài)和有效鎘含量

重金屬鎘形態(tài)分布控制其移動(dòng)性和生物有效性。酸性稻田鎘形態(tài)以有效性較高的酸提取態(tài)為主（圖1）。未施加海泡石條件下，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉處理3種方式，其酸提取態(tài)鎘分?jǐn)?shù)分別為48%、55%、71%，殘?jiān)鼞B(tài)鎘為18%、15%、10%，持續(xù)淹水過(guò)程促進(jìn)了土壤膠體對(duì)鎘的吸附固定，有效性降低。施加0.5%～1.5%海泡石后，酸提取態(tài)鎘含量顯著下降，3種方式降幅分別為8.3%～18.8%、5.5%～16.4%、4.2%～14.1%（P<0.05），殘?jiān)鼞B(tài)鎘含量升高，增幅分別為11.1%～33.3%、13.3%～40.0%、10.0%～30.0%（P<0.05）。海泡石對(duì)土壤pH值的提升及其結(jié)構(gòu)表面對(duì)鎘的離子交換、絡(luò)合和共沉淀吸附作用，促進(jìn)了鎘形態(tài)由酸提取態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)變，有效性顯著降低。

由圖2可見(jiàn)，未添加海泡石時(shí)，與傳統(tǒng)灌溉比，長(zhǎng)期淹水處理的有效鎘含量下降15.7%，濕潤(rùn)灌溉的有效鎘含量增加19.6%（P<0.05）。海泡石處理的土壤有效鎘含量顯著下降，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉處理3種水分管理方式下，降幅分別為16.3%～37.2%、7.8%～37.3%、14.8%～32.8%（P<0.05）。

2.2 稻米和稻草鎘含量

長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，稻米鎘含量差異顯著（圖3）。長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉的稻米鎘含量分別為0.45、0.78、1.02 mg/kg，均超過(guò)我國(guó)GB 2762—2012《食品中污染物限量》標(biāo)注臨界值0.20 mg/kg。施加0.5%～1.5%海泡石后，稻米鎘含量降幅分別為26.7%～60.0%、19.2%～46.2%、18.6%～50.0%（P<0.05），施加1.5%海泡石后分別降至0.18、0.42、0.51 mg/kg。表明施加海泡石長(zhǎng)期淹水處理，可使稻米鎘含量達(dá)到國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)0.20 mg/kg;傳統(tǒng)灌溉下，1.5%海泡石處理可使稻米鎘含量基本滿(mǎn)足國(guó)際法典委員會(huì)標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的稻米鎘限量值0.40 mg/kg（Codex Stan 193—1995，CAC標(biāo)準(zhǔn) 食品和飼料中污染物和毒素通用標(biāo)準(zhǔn)）。海泡石處理鎘形態(tài)分布的變化和有效態(tài)鎘含量的降低，是稻米鎘含量下降的主要原因。

由圖4可知，未施加海泡石時(shí)，與傳統(tǒng)灌溉比，長(zhǎng)期淹水的稻草鎘含量降低了37.4%，濕潤(rùn)灌溉下稻草鎘含量增加了35.1%（P<0.05）。土壤海泡石處理后，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，稻草鎘含量分別降低25.0%～58.3%、15.2%～43.6%、15.4%～43.5%（P<0.05）。重金屬轉(zhuǎn)移系數(shù)是作物體內(nèi)各部位重金屬含量的比值，用于評(píng)價(jià)重金屬在作物體內(nèi)的遷移分配能力。表1表明，長(zhǎng)期淹水下，稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)降低，施加海泡石后，地上部稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)整體下降。

2.3 土壤pH值和養(yǎng)分元素含量

pH值通過(guò)控制痕量元素的氧化還原、沉淀溶解、吸附解吸等行為，影響其土壤固液平衡和生物有效性。表2表明，長(zhǎng)期淹水促進(jìn)了土壤pH值的提升，分別比傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉處理增加0.38、0.54個(gè)單位，淹水過(guò)程中還原力氫離子濃度逐步下降是pH值升高的主要原因。0.5%～1.5%海泡石處理后，pH值顯著升高，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，分別增加了0.60～1.36、0.70～1.55、0.58～1.46個(gè)單位（P<0.05），海泡石中的碳酸鈣導(dǎo)致土壤pH值增加。

土壤養(yǎng)分元素含量見(jiàn)表2。未施加海泡石時(shí)，有效磷含量與傳統(tǒng)灌溉比，長(zhǎng)期淹水的增加40.3%，濕潤(rùn)灌溉的降低18.4%（P<0.05），持續(xù)淹水過(guò)程中，閉蓄態(tài)磷的還原溶解引起有效磷含量升高。施加海泡石后，有效磷含量整體顯著升高。長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，有效磷含量分別增加5.3%～26.2%、9.9%～33.6%、9.5%～25.1%（P<0.05）。隨著pH值不斷升高至6.0～7.0時(shí)，被土壤固定的Fe（Al）-P逐步釋放，有效磷含量顯著增加。

土壤淹水導(dǎo)致高價(jià)鐵的還原溶解和新舊鐵氧化物的更替，尤其對(duì)于酸性土，長(zhǎng)期淹水下，土壤鐵有效性顯著增加，比傳統(tǒng)灌溉增加39.0%（P<0.05）。海泡石處理的有效鐵含量呈逐步下降趨勢(shì)，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，分別降低了8.4%～19.5%、8.5%～15.1%、12.8%～18.9%（P<0.05），有效鐵含量最低值均遠(yuǎn)高于土壤缺鐵邊緣值范圍（4.5～6.0 mg/kg）。此外，土壤長(zhǎng)期淹水促進(jìn)pH值的提升和有效鋅、有效銅含量的下降，與傳統(tǒng)灌溉比，有效鋅、有效銅分別降低20.0%、13.3%（P<0.05）。施加海泡石促進(jìn)了土壤鋅、銅形態(tài)由水溶態(tài)、交換態(tài)向礦物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，有效性顯著降低，有效鋅含量分別降低20.5%～45.5%、21.8%～60.0%、8.8%～52.9%（P<0.05），不同水分條件下，土壤有效鋅最低含量均在1.6～3.0 mg/kg（中）和3.1～5.0 mg/kg（高）濃度范圍內(nèi);海泡石處理的有效銅含量降幅分別為22.4%～32.7%、13.3%～33.6%、17.6%～32.8%（P<0.05），土壤最低銅含量均高于2.1～4.0 mg/kg（中）。總之，施加海泡石后，土壤有效鐵、有效鋅、有效銅含量雖有所下降，但不影響水稻正常生長(zhǎng)所需。

2.4 水稻葉片抗氧化指標(biāo)

土壤鎘脅迫下，水稻體內(nèi)活性氧清除酶系統(tǒng)功能受到抑制，產(chǎn)生大量活性自由基，破壞細(xì)胞原生質(zhì)膜系統(tǒng)，引起一系列生理代謝紊亂，最終影響作物正常生長(zhǎng)[13-14]。長(zhǎng)期淹水的CAT、SOD酶活性分別是傳統(tǒng)灌溉的1.18、1.16倍，是濕潤(rùn)灌溉的1.43、1.67倍（表3）。施加海泡石緩減了鎘的氧化脅迫，葉片抗氧化酶活性升高，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，CAT酶活性分別增加了15.1%～130.2%、15.6%～93.3%、18.9%～137.8%，SOD酶活性最大增幅達(dá)32.7%、41.7%、41.1%（P<0.05）。

逆境土壤條件下，巰基化合物與重金屬絡(luò)合作用是作物體內(nèi)重金屬減毒的重要機(jī)制[15]。表3表明，未施加鈍化劑海泡石時(shí)，長(zhǎng)期淹水提升了葉片巰基化合物含量，蛋白類(lèi)谷胱甘肽（GSH）含量分別比傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉增加了15.3%、68.8%，非蛋白類(lèi)巰化物（NPT）含量增幅為6.5%、36.9%（P<0.05）。海泡石處理的巰基化合物含量顯著升高，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，GSH含量增幅分別為9.4%～33.5%、5.4%～31.7%、6.5%～39.9%，NPT最大增幅達(dá)14.7%、24.9%、33.0%（P<0.05）。

3 討論與結(jié)論

天然黏土礦物是土壤無(wú)機(jī)膠體的組分之一，將其作為金屬污染土壤修復(fù)劑充分尊重了自然規(guī)律。富含碳酸鈣的海泡石對(duì)酸性稻田土壤具備提升其pH值的作用，促進(jìn)了土壤膠體對(duì)重金屬鎘的吸附和鈍化，使得土壤鎘的生物有效性降低。王凱榮等的研究結(jié)果也證實(shí)了這點(diǎn)[16]。污灌區(qū)鎘污染土壤修復(fù)表明，施加0.5%～5.0%海泡石后，土壤交換態(tài)鎘降低到6.4%～9.4%，殘?jiān)鼞B(tài)鎘升高至23.2%～32.5%，土壤鎘有效性下降[6]。王林等研究發(fā)現(xiàn)，黏土處理的DTPA提取態(tài)有效鎘含量顯著下降[5]，與本研究結(jié)果一致。此外，土壤海泡石處理后，有效磷含量顯著升高（表2），形成了難溶性磷酸鎘，造成土壤鎘有效性下降。

本研究中土壤施加海泡石后，鎘有效性下降，稻草-稻米鎘轉(zhuǎn)移系數(shù)減小，共同導(dǎo)致水稻地上部稻米鎘含量顯著降低。丁凌云等在利用不同改良劑修復(fù)重金屬污染稻田中發(fā)現(xiàn)，傳統(tǒng)灌溉下，土壤施加改良劑后，稻米鎘含量較對(duì)照下降了45.1%[17]，符合國(guó)家限量標(biāo)準(zhǔn)要求。本研究傳統(tǒng)水分管理下稻米鎘含量最大降幅為46.2%，低于長(zhǎng)期淹水下稻米鎘含量的最大降幅60.0%，證明長(zhǎng)期淹水有利于土壤鎘的黏土鈍化過(guò)程。究其原因，土壤持續(xù)淹水過(guò)程中，隨著體系pH值逐步升高，羥基絡(luò)合態(tài)鎘濃度增加，同時(shí)隨著鎘離子與羥基負(fù)離子的締合，降低了鎘離子的平均電荷，也就降低了能障，鎘離子與膠體表面的親和力顯著增加，最終促進(jìn)了海泡石對(duì)重金屬鎘的吸附固定。其次，持續(xù)淹水下，土壤有效態(tài)鎘含量較低，有利于海泡石對(duì)土壤鎘的鈍化過(guò)程，使鎘更易由交換態(tài)轉(zhuǎn)化為氧化物態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。此外，土壤長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，海泡石處理的葉片抗氧化酶活性增強(qiáng)，巰基化合物含量顯著增加，巰基化物與植物細(xì)胞內(nèi)的重金屬鎘結(jié)合后，使其以不具生物活性的無(wú)毒螯合物形式存在，從而減輕鎘的生物毒害作用，是植物耐重金屬污染的重要機(jī)制之一。Yin等研究發(fā)現(xiàn)，重金屬污染土壤施加黏土后，根系、葉片中巰基化合物含量大幅升高，作物對(duì)重金屬的抗性明顯增強(qiáng)[18]。

綜上得出結(jié)論：（1）土壤1.5%海泡石處理后，長(zhǎng)期淹水下，稻米鎘含量低于我國(guó)食品鎘限量標(biāo)準(zhǔn)0.20 mg/kg，傳統(tǒng)灌溉下，稻米鎘含量?jī)H滿(mǎn)足國(guó)際法典委員會(huì)限量要求0.40 mg/kg。（2）長(zhǎng)期淹水促進(jìn)了海泡石對(duì)土壤鎘的鈍化和固定，長(zhǎng)期淹水、傳統(tǒng)灌溉、濕潤(rùn)灌溉3種水分管理方式下，海泡石處理的土壤有效鎘含量最大降幅分別為37.2%、37.3%、32.8%;土壤有效磷含量最大增幅分別為26.2%、33.6%、25.1%;土壤有效銅、有效鋅和有效鐵含量均高于各自缺素臨界值范圍。（3）海泡石處理的葉片抗氧化酶活性、巰基化合物含量顯著增加，水稻的鎘抗性提高。

參考文獻(xiàn)：

[1]Wagner G J. Accumulation of cadmium in crop plants and its consequences to human health[J]. Advances in Agronomy，1993，51（11）：173-212.

[2]張麗潔，張 瑜，劉德輝. 土壤重金屬?gòu)?fù)合污染的化學(xué)固定修復(fù)研究[J]. 土壤，2009，41（3）：420-424.

[3]Moreno-Caselles J，Moral R，Pérez-Espinosa A，et al. Cadmium accumulation and distribution in cucumber plant[J]. Journal of Plant Nutrition，2000，23（2）：243-250.

[4]Mahabadi A A，Hajabbasi M A，Khademi H，et al. Soil cadmium stabilization using an Iranian natural zeolite[J]. Geoderma，2007，137（3/4）：388-393.

[5]王 林，徐應(yīng)明，孫 揚(yáng)，等. 海泡石及其復(fù)配材料鈍化修復(fù)鎘污染土壤[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2010，4（9）：2093-2098.

[6]孫約兵，徐應(yīng)明，史 新，等. 污灌區(qū)鎘污染土壤鈍化修復(fù)及其生態(tài)效應(yīng)研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2012，32（8）：1467-1473.

[7]Malandrino M，Abollino O，Buoso S，et al. Accumulation of heavy metals from contaminated soil to plants and evaluation of soil remediation by vermiculite[J]. Chemosphere，2011，82（2）：169-178.

[8]曹會(huì)聰，王金達(dá)，張學(xué)林. BCR法在污染農(nóng)田黑土重金屬形態(tài)分布研究中的應(yīng)用[J]. 水土保持學(xué)報(bào)，2006，20（6）：163-166，174.

[9]鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，1999：83-132.

[10]Giannopolitis C N，Ries S K. Superoxide dismutases：Ⅰ. Occurrence in higher plants[J]. Plant Physiology，1977，59（2）：309-314.

[11]Havir E A，Mchale N A. Biochemical and developmental characterization of multiple forms of catalase in tobacco leaves[J].

Plant Physiology，1987，84（2）：450-455.

[12]蔣躍明. 荔枝采后果皮中巰基化合物含量變化及與褐變的關(guān)系（簡(jiǎn)報(bào)）[J]. 植物生理學(xué)通訊，1997，33（4）：262-264.

[13]孫亞莉，徐慶國(guó)，賈 巍. 鎘脅迫對(duì)水稻的影響及其調(diào)控技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2017，33（10）：1-6.

[14]章秀福，王丹英，儲(chǔ)開(kāi)富，等. 鎘脅迫下水稻SOD活性和MDA含量的變化及其基因型差異[J]. 中國(guó)水稻科學(xué)，2006，20（2）：194-198.

[15]韓淑梅，陳貴川，侯雙雙，等. 孔雀草體內(nèi)低分子質(zhì)量巰基化合物對(duì)重金屬鎘的響應(yīng)[J]. 種子，2018，37（10）：36-40.

[16]王凱榮，張玉燭，胡榮桂. 不同土壤改良劑對(duì)降低重金屬污染土壤上水稻糙米鉛鎘含量的作用[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2007，26（2）：476-481.

[17]丁凌云，藍(lán)崇鈺，林建平，等. 不同改良劑對(duì)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.

[18]Yin X L，Xu Y M，Huang R，et al. Remediation mechanisms for Cd-contaminated soil using natural sepiolite at the field scale[J]. Environmental Science： Processes & Impacts，2017，19（12）：1563-1570.