2024, Vol. 45
2. 桂林市农业生态与资源保护站, 桂林 541213;
3. 桂林理工大学岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心, 桂林 541004
2. Guilin Agricultural Ecology and Resource Protection Station, Guilin 541213, China;
3. Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety in Karst Area, Guilin University of Technology, Guilin 541004, China
随着中国经济增长迅速, “三化”快速发展所带来的冶炼、采矿[1]及化肥的不合理使用, 造成耕地土壤重金属问题日益严重.目前我国土壤环境状况总体不容乐观, 《全国土壤污染状况调查公报》指出, 土壤点位超标率高达19.4%, 其中无机污染物Cd的点位超标率为7%[2].在中国约有2.786×109 m2的农业土壤受到Cd污染[2], 且主要分布在南方水稻主产区, 严重危害国家农产品质量安全和威胁人民身体健康.基于我国的人口压力与粮食安全现状, 现阶段不可能停止所有Cd污染土地尤其是轻、中度污染农田的生产活动.因此, 如何有效降低土壤中Cd的生物有效性, 阻控其从土壤向水稻籽粒的运移, 减少糙米的Cd累积是维持稻田正常生产能力、保证粮食安全的重大科学问题.
水稻（Oryza sativa L.）是中国种植面积和产量仅次于玉米的第二大粮食作物[3], 稻米是我国的主要口粮, 在全国居民口粮消费结构中约占65%的比例[4].然而水稻具有累积Cd的习性, 很容易从土壤中吸收Cd并将其储存在稻谷中, 成为食用大米的人群摄入Cd的主要来源.近年来随着中国农田土壤重金属污染加剧, “镉米”问题逐渐凸显[5].在Cd污染地区生产安全稻米, 通过各种修复技术以及农艺调控措施控制稻米中Cd的积累, 已进行了较多研究[6, 7], 不过这些技术均存在各自的局限性, 即技术复杂、可行性差和效率低等.原位钝化技术是国内外普遍使用的土壤重金属污染治理方法之一[8, 9], 施用土壤调理剂（钝化剂）可以改变土壤组分的化学行为进而降低重金属Cd在土壤环境中的生物有效性, 适合于大面积农田Cd污染修复.
有研究表明, 施用土壤调理剂能一定程度降低土壤有效态Cd含量和稻米Cd含量[10], 但水稻产量增幅并不显著[11].目前, 大多数研究集中在土壤调理剂或钝化剂对Cd生物有效性的影响[12, 13], 而针对性地利用调控措施系统分析Cd在土壤-水稻系统迁移、转化和积累的内在机制及Cd在器官间运输分配的研究较少, 且报道主要以盆栽试验或室内机制研究为多[14, 15], 少有进行田间验证性试验.然而, 大田环境下由于土壤类型和理化性质具有一定的空间异质性, 作物生长环境条件不均一[16], 因此常会有与盆栽试验不同的研究结果.针对广西桂林市临桂区出现的稻田土壤和糙米Cd含量超标, 通过田间试验, 选择5种土壤调理剂探讨Cd在水稻各部位中的累积与转运特征, 在不降低稻米产量的前提下, 筛选能更高效地降低土壤Cd可迁移性和稻米Cd含量的土壤调理剂, 以期为Cd污染稻田的改良修复提供理论支撑, 达到污染农田安全利用的目的.
1 材料与方法 1.1 供试材料大田试验区位于广西桂林市临桂区四塘镇大湾村附近, 属亚热带季风气候, 光热充足, 雨量充沛, 无霜期长, 年平均气温约19.1℃, 年平均降雨量约1 887 mm, 土壤类型为第四纪红土, 供试土壤主要理化性质见表 1.试验土壤总Cd含量高于生态环境部规定的风险筛选值约0.50倍, 参照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618-2018）, 试验田为安全利用类耕地.
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表 1 供试土壤基本理化性质1） Table 1 Basic physical and chemical properties of the tested soil |
供试水稻品种：德优108, 广西智友生物科技股份有限公司选育的感温籼型三系杂交稻, 在桂北地区种植广泛.
本试验选用的土壤调理剂为：天象1号、石灰、硅肥、诺地康和钙镁磷肥, 各调理剂的基本性质见表 2.
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表 2 供试土壤调理剂基本性质1） Table 2 Basic properties of the tested soil conditioners |
1.2 试验设计
选取水稻种植相对集中且Cd为主要污染物的农田开展大田试验, 在试验前采用灌水结合旋耕（2 ~ 3次）的方式, 尽可能消除田块内部土壤条件的差异.为防止各处理间相互影响, 采用泥巴覆膜的形式制成田埂.本试验共设计6个处理：对照（CK）、TX1、Li、Si、NDK和CaMg-P, 对应分别添加土壤调理剂为0、2 250、2 250、2 250、2 250和2 250 kg·hm-2, 每个处理设4个重复, 采用随机区组设计, 共计24个小区, 各小区面积约30 m2.在淹水耙田之前均匀撒施, 耙田时使产品与土壤充分混匀, 3 ~ 5 d后插秧.各小区设置隔断, 防止串水串肥.水稻于2021年7月4日播种, 采用湿润育秧, 7月13日施基肥, 所有处理施用复合肥（N∶P2O5∶K2O = 15∶15∶15）为375 kg·hm-2, 7月17日同规格插秧, 插秧后10 d追施尿素100 kg·hm-2, 10月10日采集稻谷及相对应的土壤样品.田间施肥、病虫害管理和种植密度按当地农业生产实际情况进行.
1.3 样品采集与测定水稻成熟期各小区内采用“S”布点法采样, 记录株高和剑叶长度等数据后, 采集整株稻株和水稻根际土样, 并做好相关标记.带回实验室后, 将籽粒剥离, 先用自来水洗净根系杂物, 再用超纯水将整个植株润洗3 ~ 5次, 将水稻植株分为根系、其它节、第一节、其他叶、剑叶、穗轴、颖壳和糙米共8个部分[17, 18]（如图 1）, 籽粒风干后按《米质测定方法》（NY/T 83-2017）出糙, 分离出糙米和颖壳, 其他样品在105℃杀青20 min, 70℃烘至恒重, 样品经不锈钢打磨机粉碎过60目筛后装入聚乙烯瓶内备用.根系土自然风干后, 用玛瑙研钵研磨过0.841 mm和0.149 mm尼龙筛, 保存备用.施加土壤调理剂后10、40、70和101 d于各小区内原位监测土壤pH变化, 所用仪器为雷磁公司生产的PHS-3C型pH计, 搭配E-201-Z锥形复合电极.
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图 1 水稻各器官示意 Fig. 1 Structure of different organs of rice |
土壤全量Cd采用美国环保署推荐的HNO3-H2O2法消解, 定容后由ELANDRC-e型电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定；土壤重金属有效态采用DTPA浸提法提取, 由Optima 8000型电感耦合等离子体光谱仪（ICP-OES）测定；土壤基本理化性质参考《土壤农业化学分析方法》[19]；植物样品中Cd的测定参照《食品安全标准食品中多元素的测定》（GB 5009.268-2016）, 采用微波消解法, 称取固体样品0.5 g（精确至0.000 1 g）, 加入10 mL硝酸, 加盖过夜, 按照微波消解仪标准操作步骤进行消解, 冷却后赶酸, 用超纯水定容至25 mL, 测样前过0.22 μm滤膜, 用Agilent 7500cx型电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定.
现场测量各小区4 m2面积的稻米鲜粒重, 通过60℃烘箱干燥48 h, 测试稻米的含水量, 然后根据含水量和实际面积计算各小区的稻米产量.使用公式（1）计算实测产量.
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(1) |
分析过程中加入标准物质和空白样品进行质量控制, 分析样品重复数为10% ~ 15%.标准物质GBW 07404（GSS-4）、GBW 07460（ASA-9）、GBW 10045a（GSB-23a）和GBW 10020（GSB-11）中Cd的回收率分别为99.9% ~ 103.1%、99.2% ~ 105.2%、104.9% ~ 106.7%和85.8% ~ 104.9%.分析过程中所用化学试剂均为优级纯, 所用水均为超纯水（Milli-Q超纯水系统）.
1.4 数据统计与分析
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所得数据采用Microsoft Excel进行计算、统计与处理, 采用SPSS 23.0进行相关统计分析, 新复极差法（Duncan's）作多重比较、差异显著性检验, 并用Origin 2021b绘图.
2 结果与分析 2.1 不同土壤调理剂对水稻产量及株高与剑叶长度的影响从图 2可知, 施用土壤调理剂能有效增加稻谷产量.与CK处理对比, 施用调理剂的各处理使稻谷产量增加9.9% ~ 35.8%, 且CaMg-P和TX1处理与CK之间的差异均达显著水平（P < 0.05）.有研究表明, 施用钙镁磷肥对偏酸性农田Cd污染土壤是良好的原位修复措施, 其缓解Cd毒性的同时提供了作物生长所需的Ca、P和Mg等必需营养元素[20, 21].水稻株高和剑叶长度是反映水稻产量的重要指标.植株较矮会导致通风不良、茎叶拥挤, 从而影响光合效率[22].一般认为, 剑叶对水稻的产量贡献率在52%左右[23].与CK处理相比, 除NDK处理外, 其余处理后水稻株高和剑叶长度均得到不同程度地提高, 水稻株高和剑叶增长幅度分别为0.5% ~ 3.2%和0.4% ~ 8.1%.
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不同小写字母表示各处理间在P = 0.05水平下存在显著性差异 图 2 不同处理对水稻产量、株高和剑叶长度的影响 Fig. 2 Effects of different treatments on rice yield, plant height, and flag leaf length |
如图 3可见, 与空白对照相比, 施用土壤调理剂能够显著降低水稻体内Cd总量, 各处理体内Cd总量降幅分别为63.9%、64.2%、31.0%、60.5%和46.4%.CK处理水稻根系、其他叶、穗轴、颖壳和糙米中Cd含量均显著高于其它处理（P < 0.05）, 且其水稻根系、茎、叶和糙米中Cd含量分别占水稻体内Cd总量的45.5%、37.4%、8.20%和2.56%, 说明重金属Cd在植株中的积累主要集中在根部, 其次是茎、叶, 在糙米中最少.这可能是水稻的根茎等器官在一定程度上起到了阻控作用的结果[24].在水稻根系中, 其它处理Cd含量与CK之间的差异均达到显著水平, 其中ω（Cd）最大的是Si处理, 为3.40 mg·kg-1.而除Si处理外, 其他节和第一节中的Cd含量显著低于CK处理.相较于施加调理剂的处理, Si处理的第一节中Cd含量显著高于其他处理, 其他节Cd含量出现高于其他处理的趋势, 但未达显著水平, 糙米Cd含量却显著低于CK处理, 这可能是因为单硅酸（H4SiO4）等成分在水稻体内形成有序的SiO2胶体, 其可与Cd等金属离子形成Cd-Si复合物, 降低植株中Cd移动性[25, 26], 进而抑制水稻茎节中Cd向糙米中迁移和再分配.此外, 各处理剑叶中Cd含量均低于其他叶, 这可能与剑叶生长周期较短有关.穗轴是穗节和穗颈中各种离子向籽粒输送的末端出口[27].与空白对照相比, 不同处理可显著降低穗轴中Cd含量, 降幅在36.4% ~ 58.9%.与CK处理糙米ω（Cd）为0.338 mg·kg-1相比, 施用不同土壤调理剂后糙米Cd含量均显著降低, 降幅分别为71.3%、72.2%、50.1%、48.8%和60.5%, 均符合《食品安全国家标准》（GB 2762-2017）中糙米Cd限量标准（0.2 mg·kg-1）.
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不同小写字母表示各处理间在P = 0.05水平下存在显著性差异 图 3 不同处理对水稻各部位Cd的影响 Fig. 3 Effects of different treatments on Cd content in various parts of rice |
Cd进入水稻体内最重要的途径是通过根系吸收, 由表 3可知, 与CK相比, 其他处理根对土壤的Cd富集系数分别降低了79.6%、79.0%、38.8%、64.4%和46.4%, 说明土壤调理剂从源头降低水稻植株地上部Cd的累积, 最终降低糙米Cd含量.此外, 施加土壤调理剂的处理水稻各部位间Cd转运系数均表现为：TF根-其他节 > TF根-第一节 > TF根-其他叶 > TF根-穗轴 > TF根-颖壳 ≈ TF根-剑叶 > TF根-糙米, 且BCF土-根明显高于各部位间Cd转运系数, 进一步说明水稻植株吸收Cd主要集中于根部, 通过茎秆和穗轴等器官拦截Cd转运, 空间上地上部位距离污染源越远, 其Cd转运系数越低.与施加土壤调理剂的处理相比, NDK处理TF根-其他节显著低于其他处理（P < 0.05）, 而TF根-第一节和TF根-糙米的转运系数高于其他处理, 但未达显著水平, 表明该处理可以促进Cd从其他节向第一节的转运, 进而增加Cd在糙米中的分配, 使得糙米Cd含量升高.此外, 与施加产品的处理相比, TX1处理TF根-穗轴显著高于其他处理（P < 0.05）, 且BCF土-根相对较低, 说明该处理可有效缓解根系对Cd的吸收, 同时提高穗轴组织阻控Cd的潜力, 进而减少其进入籽粒的机会.
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表 3 不同处理下水稻Cd富集系数和转运系数1） Table 3 Bioaccumulation factors and translation factors of Cd under different treatments |
2.3 不同土壤调理剂对土壤pH的影响
从施加不同土壤调理剂101 d后土壤pH值变化结果（图 4）可以看出, 土壤pH值均比CK处理有不同程度地提高, 提升效果存在一定差异, 而随着时间的延长, 提升土壤pH值的效果也随之延续.与CK处理相比, TX1、Li、Si、NDK和CaMg-P处理土壤pH分别提高了0.64、0.53、0.68、0.62和0.41个单位, 且以Li处理中期效果最为明显, pH值可由5.33升至6.54左右, 表明石灰对偏酸性土壤具有明显的改良效果.文炯等[28]的研究发现, 添加钙镁磷肥、生石灰与有机肥处理的土壤pH均有不同程度升高, 其中添加生石灰的处理pH上升明显, 钙镁磷肥与有机肥次之.总体来看, 施加不同土壤调理剂后, 土壤pH值并不是单一的增或减趋势, 大多呈现先升高至最大值而后降低的趋势, 不过达到平衡的时间不同.值得注意的是Si处理在10 d前后提升土壤pH值的效果保持稳定, 原因可能是因为其本身为强碱性（pH 10.8）, 此外其主要成分SiO2可在土壤中发生水解作用产生羟基使土壤和植物根际pH值上升[29].
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图 4 不同处理对土壤pH值的动态变化影响 Fig. 4 Effects of different treatments on dynamic changes in soil pH |
从图 5可以看出, 5种土壤调理剂均降低了土壤DTPA-Fe和DTPA-Cd, 其中TX1、Li和NDK处理效果明显, 土壤DTPA-Fe分别降低了35.4%、36.5%和37.3%, 土壤DTPA-Cd分别降低了29.6%、39.7%和38.3%.根表铁膜是维系水稻生长的营养库, 是抵御Cd、砷（As）等金属、类金属污染和水污染的屏障[30], 而铁膜形成的必要条件之一是土壤中游离的Fe（Ⅱ）含量[31, 32].土壤中DTPA-Fe减少可能是水稻利用土壤中本身存在的Fe, 从而形成了大量铁膜[33].另外, 生长介质中Si或P的供应状况显著影响水稻根表铁膜的形成.营养液中缺P的水稻根系铁膜比正常供磷高出57.5% ~ 84.5%, 加硅处理明显降低了水稻根表铁膜的数量[34].潘杨等[35]的研究结果表明, 有效态Cd与稻米Cd的决定系数均比稻米Cd与土壤全Cd决定系数大, 说明土壤Cd生物有效态含量对稻米吸收Cd有显著影响.
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不同小写字母表示各处理间在P = 0.05水平下存在显著性差异 图 5 不同处理对土壤有效态铁、锰和镉的影响 Fig. 5 Effects of different treatments on soil available iron, manganese, and cadmium |
Mn2+与Cd2+对相关离子通道和载体蛋白的结合存在竞争关系, Mn2+能优先结合细胞膜上的载体蛋白和通道蛋白, 与Cd2+产生拮抗作用[36, 37].与CK处理对比发现, 除NDK处理外, 其他处理均可在一定程度上提升DTPA-Mn含量, 增幅在13.4% ~ 60.3%.有研究表明, 石灰性土壤上施用磷肥可在提高小麦产量的同时提高土壤有效Fe、Mn和锌（Zn）含量[38].可见, 土壤调理剂/钝化剂对作物土壤微量元素含量的影响结果不一致, 这可能与不同地区种植不同作物品种施用土壤调理剂引起的土壤微量元素有效性变化及作物富集、转运不同有关.
2.5 糙米Cd含量与土壤属性间的相关性分析对糙米Cd含量与土壤属性间的相关性分析发现（图 6）, 糙米Cd含量与土壤DTPA-Cd含量、OP和DTPA-Fe含量均呈显著正相关, 其r分别为0.72（P < 0.01）、0.82（P < 0.01）和0.59（P < 0.05）.糙米Cd含量与土壤pH值呈显著负相关（P < 0.05）, 而廖启林等[39]的结果表明, 通常情况下土壤pH与稻米Cd含量不存在显著相关性, 当土壤ω（Cd）超过0.2 mg·kg-1, 且土壤ω（SOM）介于2.5% ~ 6.5%时, 稻米Cd含量与土壤pH呈显著负相关.土壤有效态Cd含量与土壤pH值呈显著负相关（r = -0.51, P < 0.05）, 与土壤OP和土壤DTPA-Fe含量呈显著正相关（P < 0.01）.值得注意的是, 土壤DTPA-Fe与土壤AK呈显著负相关（P < 0.01）, 这可能是由于土壤中DTPA-Fe含量在短期内受外源添加物的影响较大.
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对角线为变量直方分布, 散点图为变量矩阵散点拟合和拟合度, 椭圆图为相关性系数（形状表示95%置信椭圆, 椭圆方向表示相关性正负, 色柱颜色表示相关性大小）和显著性水平（*表示P < 0.05, **表示P < 0.01） 图 6 糙米Cd含量与土壤属性间的相关性分析 Fig. 6 Correlation analysis between Cd content in brown rice and soil properties |
水稻糙米中重金属的累积是土壤-水稻互作的结果, 土壤重金属有效态含量和水稻自身的生理活动共同决定糙米中重金属含量的高低[40].与全Cd相比, 土壤DTPA-Cd更容易被水稻吸收, 其与稻米Cd含量之间显著相关, 能间接反映土壤中Cd的移动特性和水稻Cd的累积风险[41, 42].在本试验条件下施用土壤调理剂后, 土壤DTPA-Cd和糙米Cd含量均有不同程度地降低, 且二者呈显著正相关关系（P < 0.01）, 其他学者也有类似的研究结果[43, 44].施用土壤调理剂可促进土壤中Cd的溶解态向不溶态转换, 降低土壤Cd有效性[20], 而有效态Cd含量又受到土壤环境中pH、SOM、CEC和OP等理化性质及所使用调理剂的有效成分的影响.土壤DTPA-Cd与pH和OP相关性分析表明, 它们之间具有显著的相关性.闫家普等[45]的研究表明, pH是降低有效态Cd含量的主要影响因子, pH升高使土壤中还原态Cd显著降低, 非可利用态Cd含量显著增加, 有效降低有效态Cd含量.此外, 施加土壤调理剂增加土壤胶体表面负电荷, 促进土壤胶体对Cd的吸附, 使土壤中Cd2+生成Cd（OH）2和CdCO3沉淀, 从而降低土壤中Cd的有效性[46, 47].另有研究表明, 土壤有机质通过提高土壤有机碳含量等方式降低外源镉在土壤中的可迁移性和生物有效性[48].一般来说, 随着土壤CEC的增多, 土壤中负电荷量越高, 从而提供更多的吸附点位来固定重金属离子[49].试验中的土壤调理剂本身pH大多很高, 且含有Ca2+、Mg2+和K+等离子, 能与土壤环境中H+和Al3+离子发生置换和沉淀作用, 从而达到改良土壤酸性的效果.除此以外, 土壤调理剂中Ca2+迁移到黏土颗粒表面, 取代土壤中的K+和Na+等阳离子, 进行阳离子交换, 从而使土壤中CEC增加.但也有研究表明, 土壤Cd含量偏低时CEC的增加基本不对稻米吸收Cd产生影响[39].
3.2 不同土壤调理剂对水稻转运Cd的影响水稻籽粒中Cd含量与植株中Cd积累量、Cd向地上部分的分配比以及从地上部分到籽粒Cd分配比呈正相关关系[50].根系是水稻吸收并积累Cd的主要器官, 因而水稻根系的Cd吸收能力直接影响到地上部的迁移能力[51, 52].有研究发现, 进入植物体内的Cd富集于根部约, 占49% ~ 79%, 潜在移动的Cd离子约为24%[53].与CK处理相比, TX1处理根系Cd占比为29%, 根系Cd富集系数最低, 这可能与材料释放出的Ca2+和Mg2+等阳离子会与Cd2+竞争作物根系的吸收通道, 从而减少作物对Cd的吸收有关.从表 3可以看到, Si处理BCF土-根显著高于其他施加产品的处理, 且TF根-其他叶和TF根-剑叶均大于其他处理, 说明该处理促使根系将更多的土壤中Cd富集体内, 同时提高叶片等营养器官对Cd的固定作用, 减弱叶片中的Cd被重新活化, 并抑制Cd从叶片通过韧皮部再转运至籽粒, 进而降低糙米中Cd的含量.有研究表明, 叶片Cd输出量与籽粒中的Cd含量高度正相关, 相关系数达0.769, 叶片和根系对籽粒Cd积累起主要作用[54].总的来说, 土壤调理剂能够显著降低水稻体内Cd总量（P < 0.05）, 其中水稻其他叶、穗轴和颖壳中Cd含量均显著下降, 其有效成分随着养分循环系统运移至根部, 与根系中的Cd发生共沉淀反应而显著降低根系对Cd的富集, 使得更少的Cd转运累积到水稻地上部位, 通过茎秆和穗轴等器官拦截Cd转运, 最终显著降低糙米中Cd含量.
3.3 可行性与效果对比本研究结果表明, 施用5种土壤调理剂均显著降低DTPA-Cd含量, 降幅为11.2% ~ 39.7%, 其中Li处理效果最好, 同时各处理均能将糙米Cd含量降至限量标准（0.2 mg·kg-1）以下, 其中TX1、Li和CaMg-P处理效果显著, ω（Cd）分别为0.097、0.094和0.134 mg·kg-1.此外, TX1和CaMg-P处理可显著增产27.3%和35.8%.本研究土壤调理剂施加量相同（2 250 kg·hm-2）, 考虑到人工成本和产品运输成本大致相同的情况下, 材料采购价格为：TX1（2 000元·t-1）、石灰（800元·t-1）、硅肥（6 500元·t-1）、NDK（3 200元·t-1）和钙镁磷肥（1 600元·t-1）.有学者认为pH 5.5左右的酸性土壤, 第1年生石灰施用量1 125 ~ 1 275 kg·hm-2, 以后逐年递减[55].石灰持续性较短, 大量或长期施用容易破坏土壤团体结构, 形成石灰性板结田, 肥力下降而导致作物减产.综上所述, 从降Cd效果、水稻产量、经济成本和潜在环境风险来说, TX1和CaMg-P是研究区Cd污染农田修复效果最佳的土壤调理剂.
4 结论（1）施用土壤调理剂可以降低土壤DTPA-Cd和DTPA-Fe含量, 降幅分别为11.2% ~ 39.7%和8.0% ~ 37.3%, 其中Li和NDK处理土壤DTPA-Cd显著低于其他处理（P < 0.05）.除NDK处理外, 各处理DTPA-Mn含量增幅为13.4% ~ 60.3%.
（2）相关性表明：土壤DTPA-Cd含量与土壤pH值呈显著负相关, 糙米Cd含量与土壤DTPA-Cd含量、OP和DTPA-Fe含量均呈显著正相关.
（3）施用土壤调理剂能显著降低水稻体内Cd总量, 根系、其他叶、穗轴、颖壳和糙米中Cd含量均显著低于CK处理（P < 0.05）, 其中各处理糙米Cd含量均降至限量标准（0.2 mg·kg-1）以下.
（4）施加土壤调理剂可使水稻增产9.9% ~ 35.8%, 以CaMg-P产量最高, 为7 874.1 kg·hm-2.
（5）推荐TX1和CaMg-P作为成本低、增产且钝化效果良好的土壤调理剂在重金属Cd污染农田施用.
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