2025, Vol. 57
2. 嘉兴市土肥植保与农村能源站, 浙江嘉兴 314050;
3. 南京市江宁区农业农村局, 南京 210019;
4. 中国科学院南京土壤研究所, 南京 211135;
5. 嘉兴市农业科学研究院, 浙江嘉兴 314016;
6. 浙江东天虹环保工程有限公司, 杭州 310000;
7. 久田环境科技南京有限公司, 南京 211100;
8. 中国科学院大学研究生院, 北京 101408
土壤是全世界最复杂多样的生态系统，为人类提供食物的同时，也承载了调节气候、环境、碳储存等功能[1]。中国环境保护部和国土资源部在2014年发布了《全国土壤污染状况调查公报》[2]，公报显示，全国土壤污染物总超标率为16.1%，耕地点位超标率为19.4%；汞元素总超标率为1.6%，其中轻微污染为1.2%。Smart和Hill[3]在1968年较早报道了英国食用大米中的汞污染现象。Feng等[4]在2008年较早地报道了我国贵州汞矿区居民接触甲基汞的途径是受污染的水稻。Xu等[5]通过市场调查从膳食暴露和风险预估方面报道了我国市售大米中，约99.5% 的大米样品总汞含量是安全的，而水稻总汞与甲基汞含量较高的样品主要来自我国中东部地区。为保证农产品质量安全，保证土壤健康并加强土壤健康监测尤为重要[6]。
目前研究的稻田汞钝化方式主要有施硒、施用生物质炭、硒和生物质炭共施、铁硫共施等。早期的研究认为，土壤中的还原性硫有利于植物解毒[7]，硫在水稻淹水的还原条件下，可与Hg2+形成沉淀，降低汞对水稻的毒害[8]。近年的研究则认为，硫酸盐的添加可以促进根系铁膜的生成[9]，进一步降低精米中的总汞和甲基汞含量[10]。Tian等[11]通过Meta分析总结发现，生物质炭应用虽然增加了土壤中MeHg的生成，但显著降低了MeHg的可利用性及其在稻米中的积累。韩佳良[12]的研究表明，外源铁可以有效降低稻米中的总汞与甲基汞含量，且可以在土壤中形成铁膜抑制水稻对汞的吸收。窦韦强等[13]总结得出土壤pH主要影响汞的生物有效性、吸附–解吸行为及其在土壤中的存在形态，且酸性条件有助于提高汞的生物有效性和迁移能力，中和土壤酸性最有效且主流的方法是施用石灰。
自2019年江苏、河南、湖南作为耕地土壤环境质量类别划分试点省份开始，全国各省份陆续开展了类别划分与受污染耕地安全利用工作。至2023年，全国农用地安全利用率已达到91%[14]。为做好汞污染耕地安全利用工作，本研究通过连续4年的随机区组裂区试验对比了不同水稻品种施加无机硫化物、铁基生物质炭和生石灰对糙米汞吸收的影响，同时探究了不同安全利用模式的降汞效果，旨在总结研究区域内的安全利用成果，为长三角地区的轻度汞污染耕地安全利用措施提供导向。2020—2021年重复栽种11个水稻品种，2022—2023年重复栽种8个水稻品种，旨在比较不同水稻品种之间的年际差异，观察不同水稻品种在外界环境变化条件下糙米汞吸收情况，比较出适合研究区域推广主栽的汞低积累水稻品种。通过试验小区内于2020年一次性添加3种钝化剂，2021—2023年不添加钝化剂，比较连续两年钝化剂的长效效果，观察不同钝化剂对水稻糙米汞吸收的影响，为安全利用工作的节本增效提供参考。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于嘉兴市汞污染安全利用示范基地，该区属于亚热带季风气候，四季分明，多年平均降水量为1 193.2 mm，年平均气温在15.4 ~ 16.4 ℃，日照时数常年2 007 ~ 2 179 h[15]。主要土壤类型为潴育水稻土亚类。
2020年汞低积累水稻品种筛选小区土壤pH为6.02，有机碳为21.2 g/kg，总汞含量为0.33 mg/kg。2020年安全利用模式筛选小区土壤pH为5.89，有机碳为30.0 g/kg，碱解氮为186.07mg/kg，速效钾为209.08 mg/kg，有效磷[酸性]为9.0 mg/kg；总汞含量为0.60 mg/kg，超过GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》[16]的风险筛选值(总汞0.5 mg/kg，5.5 < pH≤6.5)，属于轻度汞污染稻麦轮作耕地。
1.2 试验材料与试验设计 1.2.1 试验材料钝化剂材料铁基生物质炭采购自天津博尔迈环保科技有限公司，含固定碳≥50%、Fe≥2.0%，比表面积≥80 m2/g；硫化钙采购自衡阳市化工原料有限公司；生石灰与石灰石粉采购自安徽省芜湖市南陵县平恩建材经营部。其中膨润土汞含量为0.024 mg/kg，硫化钙汞含量为0.004 2 mg/kg，生石灰汞含量为0.004 8 mg/kg，石灰石粉汞含量为0.07 mg/kg。钝化剂限量值符合国家标准NY 525—2021《有机肥料》[17]，石灰限量值符合国家标准NY/T 3443—2019《石灰质改良酸化土壤技术规范》[18]。
1.2.2 2020年钝化剂材料与汞低积累水稻品种筛选组合试验钝化剂区组设置4个处理：未施加钝化剂区组(CK)、铁基生物质炭处理组(C，3 375 kg/hm2)、无机硫复配处理组(S，450 kg/hm2硫化钙+975 kg/hm2生石灰+750 kg/hm2膨润土)、氧化钙复配处理组(CaO，1 350 kg/hm2石灰石粉+525 kg/hm2生石灰)。每种钝化剂设置甬优1140、嘉58、嘉禾247、甬优538、南粳46、秀水14、甬优1540、秀水121、秀水519、嘉禾香1号和宁84共11个水稻品种，每个品种3个重复，共132个小区，采用随机区组排列设计，每个小区面积为72 m2(24 m×3 m)。钝化剂在水稻田旋耕并施肥后，于晴天进行均匀撒施，钝化剂与土壤混合7 d后淹水，再3 d后打浆整平，次日人工直播已露白的稻种。6月初栽种，10月底收获。水稻生长期间维持3 ~ 5 cm水层，分蘖末期正常晒田约7 d，再次淹水至水稻灌浆后期，约10月中旬不再灌水，使稻田自然落干至收获期。
1.2.3 2022年钝化剂材料与汞低积累水稻品种筛选组合试验钝化剂区组设置及具体试验过程同2020年。每种钝化剂设置常香粳1813、嘉丰优2号、南粳3908、南粳46、南粳5055、南粳9108、宁香粳9号和秀水121共8个水稻品种，每个品种3个重复，共96个小区，采用两因素裂区设计，每个小区面积为96 m2(24 m×4 m)。
1.2.4 2020—2021年同步两年安全利用模式筛选试验两年种植的水稻品种均为秀水134。小区试验设定8个模式(即8个处理)：模式1(M1)为生石灰粉+有机肥+叶面阻控剂，0.167 hm2；模式2(M2)为汞低积累水稻品种(以下简称低积累品种)+秸秆移除+生石灰粉+叶面阻控剂，0.173 hm2；模式3(M3)为低积累品种+秸秆移除+生石灰粉，0.173 hm2；模式4(M4)为低积累品种+秸秆移除，0.067 hm2；模式5(M5)为低积累品种+深翻耕，0.233 hm2；模式6(M6)为低积累品种+生石灰粉，0.320 hm2；模式7(M7)为低积累品种+叶面阻控剂，0.233 hm2；模式8(M8)为低积累品种，0.227 hm2；完全随机区组设计。其中生石灰粉施用量为1 350 kg/hm2，有机肥施用量为3 000 kg/hm2，叶面阻控剂以75 kg/hm2喷施。
1.3 样品采集与处理2020—2023年10月水稻收获期用尼龙网袋采集水稻穗样品，其中2020年及2022年10月采集水稻的同时，也采集稻-麦轮作耕地0 ~ 20 cm土壤样品。每个小区均为五点取样，共采集土壤鲜样约1 kg。土壤样品全部自然风干后过2 mm筛，测定pH；四分法取1/4土壤样品过0.149 mm筛，用以测定土壤重金属全量；水稻穗样品55 ℃烘干至恒重，脱粒、脱壳后的糙米以自来水冲洗和去离子水洗净，磨成粉备用。
1.4 样品分析与测定土壤pH用精密pH计(PHS-3C)以土水质量比1∶2.5浸提测定；土壤有机碳采用红外碳硫分析仪(HCS-801)测定；土壤碱解氮采用浓硫酸消化–半自动凯氏定氮仪测定(KDN-04C)；土壤速效钾采用等离子体发射光谱仪(iCAP 6300，赛默飞，美国)测定；土壤有效磷使用等离子体发射光谱仪测定。
土壤与土壤调理剂的总汞含量使用原子荧光光度计(AFS-8220，吉天仪器，中国)进行测定；土壤调理剂的镉、铬、铅用HCl–HNO3–HF–HClO4消化后，使用电感耦合等离子体质谱仪(iCAP RQ ICP-MS，Thermo Fisher，美国)进行测定[19]；土壤调理剂用王水消化后使用原子荧光光度计测定其中的砷含量。
米粉以6 mL HNO3消化后用微波消解仪(ETHOS UP，Milestone，意大利)进行消解，使用原子荧光光度计分析糙米中的总汞含量。
生物体内的元素积累以生物富集系数(Bioconcentration factors，BCF)来表示，可以用来反映植物对某种元素的富集能力[20]。水稻糙米汞富集系数(以下简称糙米汞富集系数，即BCF)=糙米汞含量/试验田耕层土壤汞含量。
1.5 数据分析与质量控制采用Excel 2019软件对数据进行分析处理，利用Statistics 22进行T检验和基于Duncan法的多组数据差异的显著性分析(P < 0.05)等，采用Origin 2024b软件作图。土壤使用GSS-1a作为标准样品，大米使用GBW(E)100351作为标准样品，测定过程中随机选取10% 的样品作为平行样。
2 结果与讨论 2.1 钝化剂与汞低积累水稻品种筛选 2.1.1 施用钝化剂对糙米汞富集的影响本研究于2020年小麦季收获期采集并检测了钝化剂小区土壤汞本底值，该试验用地未超过农用地土壤污染风险筛选值(Hg < 0.5 mg/kg，pH≤6.5)，且4个钝化剂小区间土壤总汞与pH无统计学意义上的显著性差异(图 1)。
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(图中小写字母相同表示组内无显著性差异(P > 0.05)) 图 1 钝化剂比选小区土壤汞本底值和pH Fig. 1 Hg and pH background values in comparison plots of passivating agents |
2020—2021年对照组所有11个水稻品种糙米汞含量均未超过GB 2762—2022《食品安全国家标准食品中污染物限量》[21]的食品安全国家标准限值(0.02 mg/kg)(图 2)。2020年糙米汞含量均值由低到高为甬优538、嘉禾香1号、嘉禾247、秀水14、南粳46、宁84、嘉58、甬优1140、秀水121、甬优1540和秀水519。试验结果表明，在相同的田间小区土壤条件、同等施肥条件、同等水分管理方式下，两年内秀水519均为糙米汞含量最高的水稻品种，2021年糙米汞均值与2020年相比降低了53.49%。这与Liang等[22]研究得出的秀水519为汞低积累水稻品种这一结论有较大出入，应该与试验设计中将淹水水稻改为旱作有关。李浪和朱金山[23]的研究表明旱作可以显著减少水稻中的汞积累。2020年对照组各水稻品种的糙米汞含量均高于2021年，且除甬优538和秀水14两个水稻品种外，其余9个水稻品种均有显著性差异(图 2)，可见外界环境因素对水稻汞积累具有较大影响。
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(图中小写字母不同表示同一年份不同水稻品种间差异达P < 0.05显著水平，n = 3；*、**、***分别表示同一水稻品种不同年份间差异达P < 0.05、P < 0.01、P < 0.001显著水平) 图 2 2020—2021年对照组糙米汞含量 Fig. 2 Hg contents in brown rice of control group (2020—2021) |
2020年施加钝化剂后，对比稻–麦轮作耕地中不同钝化剂处理组连续2年的糙米汞含量变化(图 3)。可见，S处理组糙米汞含量均值显著高于其他3个处理组，C处理组和CaO处理组与CK处理组相比均无显著性差异。2020年S处理组均值对比CK处理组升高了73.00%；2021年S处理组均值对比CK处理组升高了69.71%。汞元素在水稻籽粒中的积累主要来自土壤[24]。Wang等[25]和李红[26]的研究表明，还原态的无机硫在厌氧条件下能够提高硫酸盐还原菌(SRB)的活性，无机汞更容易被转化为甲基汞，提高汞元素的生物可利用性。
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(图中小写字母不同表示同一年份不同钝化剂处理组间差异达P < 0.05显著水平，n = 33) 图 3 2020—2021年不同钝化剂处理间糙米汞含量 Fig. 3 Hg contents in brown rice of different treatments (2020—2021) |
2020—2021年秀水519、甬优1140、嘉58、宁84、秀水14、南粳46、嘉禾香1号和甬优538水稻品种的糙米汞含量均表现为S处理高于其他3种处理(图 4)。仅秀水121在4种钝化剂处理条件下的糙米汞含量均无显著性差异；嘉禾247品种C处理比CK糙米汞含量高约95.69%(P < 0.05)，且只有嘉禾247品种C处理糙米汞含量显著高于其他水稻品种；甬优1540表现为仅S处理与CaO处理有显著性差异。潘亚男等[27]研究发现，BCW-Fe的高比表面积和孔体积使其能够更有效地吸附汞，有效减少碳酸盐结合态汞并降低汞的生物可利用性，但没有提及铁基生物质炭的时效性。刘梦圆[28]的盆栽试验结果表明，生物质炭的抑制效果随时间推移逐年减弱，但第三年仍然有效。生物质炭的作用机制与其对土壤理化性质的改善有关，但在完全好氧的条件下，其抑制作用会减弱。个别水稻品种的C处理与CK无显著性差异，甚至高于CK，这可能与本研究区域内的稻–麦轮作(水–旱轮作)方式有关。CK区组中，秀水519的糙米汞含量高于其他水稻品种(P < 0.05)；甬优1540、秀水121、甬优1140、嘉58、宁84、秀水14、嘉禾247、南粳46、嘉禾香1号和甬优538的糙米汞含量均在同一水平(P > 0.05)。
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(图中小写字母不同表示同一水稻品种不同钝化剂处理间差异达P < 0.05显著水平，大写字母不同表示同一钝化剂处理不同水稻品种间差异达P < 0.05显著水平，n = 6) 图 4 2020—2021年钝化剂对各水稻品种糙米汞含量的影响 Fig. 4 Effects of passivating agents on Hg contents in brown rice of various rice varieties (2020—2021) |
2020年施加钝化剂后，分析2022—2023年钝化剂对不同水稻品种糙米汞富集的长效影响(图 5)。2022—2023年选用的水稻品种为基于2020—2021年的试验结果分析后，筛选剔除部分糙米汞富集系数高的品种。2022年数据结果显示，C和S处理组糙米汞富集系数显著低于CK与CaO处理组(P < 0.001)，CaO处理组显著低于CK处理组(P < 0.001)；至2023年，CK处理组与S组组已无显著性差异，且C和CaO处理组条件下的糙米汞富集系数显著高于CK与S处理组(P < 0.001)。2022年与2023年CK处理组间的糙米汞富集系数具显著性差异(图 5)，2020年与2021年之间的糙米汞含量也存在较大差异(图 3)，进一步佐证了外界环境条件对轻度汞污染耕地的糙米汞含量有较大的影响。
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(图中小写字母不同表示同一年份不同钝化剂处理间差异达P < 0.001显著水平，n = 24) 图 5 2022—2023年钝化剂对糙米汞富集的影响 Fig. 5 Effects of passivating agents on Hg accumulation in brown rice (2022—2023). |
忽略品种年际环境变化造成的糙米汞富集系数差异性，分析不同钝化剂处理对各水稻品种糙米汞富集系数的长效影响(图 6)。各水稻品种3种钝化剂处理糙米汞富集系数均与CK无显著性差异。常香粳1813、嘉丰优2号、南粳9108、宁香粳9号和秀水121的4个钝化剂处理间糙米汞富集系数差异不显著；南粳3908的C处理显著低于CaO和S处理；南粳46的C处理与S处理显著低于CaO处理；南粳5055的S处理显著低于C和CaO处理。本试验中选用的水稻品种均为江浙地区的主栽品种，基于各水稻品种对轻度汞污染耕地中不同钝化剂的响应机理与合理利用，还有待进一步探究。
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(图中小写字母不同表示同一水稻品种不同钝化剂处理间差异达P < 0.05显著水平，大写字母不同表示同一钝化剂处理不同水稻品种间差异达P < 0.05显著水平，n = 6) 图 6 2022—2023年钝化剂对各水稻品种糙米汞富集系数的影响 Fig. 6 Effects of passivating agents on Hg accumulation in brown rice of various rice varieties (2022—2023) |
对比不同水稻品种的钝化剂效果，C处理组中，嘉丰优2号、南粳3908、南粳46、南粳9108和宁香粳9号的处理效果优于其他水稻品种，常香粳1813和秀水121的钝化效果最差。CaO处理组中，南粳3908的钝化效果最差，与常香粳1813具显著性差异，而除南粳3908之外的其他7个水稻品种的钝化效果均在同一水平；S处理区组中，南粳3908的钝化效果仍为最差，与常香粳1813、南粳9108的钝化效果处于同一水平，钝化效果最好的水稻品种为嘉丰优2号。
以上结果表明，不同品种水稻对于钝化剂的响应存在品种特异性。同一钝化剂在不同水稻品种中对降低糙米中汞的富集效果不尽相同，部分品种在某一钝化剂处理下表现出显著的降低作用。这表明在汞污染的稻田治理中，选择钝化剂时不仅要考虑钝化剂本身的性质和作用，还应考虑不同水稻品种的特征，以达到最佳的降汞效果。
2.2 不同安全利用模式对糙米汞吸收的影响2020年实施安全利用模式后，分析2020—2021年模式小区M1 ~ M7与M8相比的糙米汞变化率(图 7)，除2021年M7比M8糙米汞含量高(P > 0.05)之外，其余的模式小区在2020—2021年糙米汞含量均低于同年的M8模式小区，但2020年M1与M8糙米汞含量无显著性差异(P > 0.05)。2020年钝化效果最好的安全利用模式为M4、M5和M7(P < 0.05)；2021年钝化效果最好的安全利用模式为M1、M5和M6 (P < 0.05)。总体来说，M5(即低积累品种+深翻耕)在实施安全利用措施后，次年未作任何处理的条件下，仍能保持良好的钝化效果，是研究区域内轻度汞污染耕地安全利用模式的最优选。
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(图中小写字母不同表示同一年份不同安全利用模式间糙米汞含量变化率差异达P < 0.05显著水平，n = 3) 图 7 2020—2021年安全利用模式小区糙米汞含量变化率 Fig. 7 Change rate of Hg content of brown rice in pattern plots (2020—2021) |
根据2020年安全利用措施实际使用材料的单价(表 1)，计算每种钝化剂施用和安全利用措施的落地成本(表 2)，落地成本为与农户正常种植对比。叶面阻控剂可与叶面肥、农药共同喷施，故仅计入有阻隔重金属效果的叶面阻控剂，不计算农用无人机租用价格；本研究区域内粳稻秸秆产量约9 t/hm2，成本按实际实施的总价格估算为1 050元/hm2；深翻耕措施成本依据实际作业经验粗略计算，即翻转犁作业525元/hm2。
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表 1 安全利用措施使用材料的单价 Table 1 Unit costs of materials used for safe utilization measures |
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表 2 安全利用措施的落地成本 Table 2 Implementation costs of safety utilization measures |
结合品种筛选、钝化剂比选和安全利用模式筛选试验结果，铁基生物质炭与氧化钙复配经济成本相当，效果并不明显，推断是由于试验区域内土壤汞含量并不高；无机硫复配处理的经济成本最低，但前期钝化效果欠佳。汞低积累水稻品种+深翻耕为最优安全利用模式，同时安全利用措施的落地成本也最低，仅次于CK和M8。综上所述，对于轻度汞污染耕地推荐仅栽种当地适宜的、经过品种筛选后确认有效的汞低积累水稻品种，与深翻耕技术模式相结合的方式进行绿色安全利用。但应注意：稻田深翻耕深度应在25 cm以上，不适宜连续两年进行深翻处理，且不适用于下层重金属含量高的土壤。
3 结论在研究区域内适宜种植甬优538、嘉禾香1号、秀水14、南粳46、宁84、嘉58和甬优1140作为汞低积累水稻品种；汞污染耕地不推荐大面积种植甬优1540和秀水519。本着节本增效的原则，轻度汞污染耕地在安全利用时不适宜施用生石灰、有机肥、无机硫等钝化剂，更适合选择汞低积累水稻品种与深翻耕相结合的方式进行修复。经过2020—2023年4年的农产品检测，确定研究区域内总汞含量为0.33 mg/kg和0.6 mg/kg的土壤中糙米汞含量均符合国家标准GB 2762—2022《食品安全国家标准食品中污染物限量》(糙米汞 < 20 μg/kg)。总体来说，稻米安全可食用。
| [1] |
Kopittke P M, Menzies N W, Wang P, et al. Soil and the intensification of agriculture for global food security[J]. Environment International, 2019, 132: 105078 DOI:10.1016/j.envint.2019.105078 (  0) |
| [2] |
中华人民共和国环境保护部, 中华人民共和国国土资源部. 2014年全国土壤污染状况调查公报[R]. 2014. https://www.mee.gov.cn/gkml/sthjbgw/qt/201404/W020140417558995804588.pdf.
( 0) |
| [3] |
Smart N A, Hill A R. Pesticides residues in foodstuffs in Great Britain. Ⅵ. Mercury residues in rice[J]. Journal of the Science of Food and Agriculture, 1968, 19(6): 315-316 DOI:10.1002/jsfa.2740190606 ( 0) |
| [4] |
Feng X B, Li P, Qiu G L, et al. Human exposure to methylmercury through rice intake in mercury mining areas, Guizhou province, China[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(1): 326-332 ( 0) |
| [5] |
Xu X H, Han J L, Pang J, et al. Methylmercury and inorganic mercury in Chinese commercial rice: Implications for overestimated human exposure and health risk[J]. Environmental Pollution, 2020, 258: 113706 DOI:10.1016/j.envpol.2019.113706 ( 0) |
| [6] |
张桃林. 守护耕地土壤健康支撑农业高质量发展[J]. 土壤, 2021, 53(1): 1-4 DOI:10.13758/j.cnki.tr.2021.01.001 ( 0) |
| [7] |
孙丽娟, 段德超, 彭程, 等. 硫对土壤重金属形态转化及植物有效性的影响研究进展[J]. 应用生态学报, 2014, 25(7): 2141-2148 ( 0) |
| [8] |
Barnett M O, Harris L A, Turner R R, et al. Formation of mercuric sulfide in soil[J]. Environmental Science and Technology, 1997, 31(11): 3037-3043 DOI:10.1021/es960389j ( 0) |
| [9] |
Hu Z Y, Zhu Y G, Li M, et al. Sulfur (S)-induced enhancement of iron plaque formation in the rhizosphere reduces arsenic accumulation in rice (Oryza sativa L.) seedlings[J]. Environmental Pollution, 2007, 147(2): 387-393 DOI:10.1016/j.envpol.2006.06.014 ( 0) |
| [10] |
Zhong S Q, Qiu G L, Feng X B, et al. Sulfur and iron influence the transformation and accumulation of mercury and methylmercury in the soil-rice system[J]. Journal of Soils and Sediments, 2018, 18(2): 578-585 DOI:10.1007/s11368-017-1786-1 ( 0) |
| [11] |
Tian X S, Chai G Q, Xie Q, et al. Response of methylmercury in paddy soil and paddy rice to pristine biochar: A meta-analysis and environmental implications[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2023, 257: 114933 DOI:10.1016/j.ecoenv.2023.114933 ( 0) |
| [12] |
韩佳良. 外源硫、铁添加对于水稻吸收土壤汞与甲基汞的影响[D]. 贵阳: 贵州大学, 2019.
( 0) |
| [13] |
窦韦强, 安毅, 秦莉, 等. 土壤pH对汞迁移转化的影响研究进展[J]. 农业资源与环境学报, 2019, 36(1): 1-8 ( 0) |
| [14] |
中华人民共和国生态环境部. 2023中国生态环境状况公报[R]. 2024. https://www.mee.gov.cn/hjzl/sthjzk/zghjzkgb/202406/P020240604551536165161.pdf.
( 0) |
| [15] |
嘉兴市水利局. 水利概况[EB/OL]. (2023-09-21)[2024-06-17]. https://slj.jiaxing.gov.cn/col/col1506253/index.html.
( 0) |
| [16] |
生态环境部土壤环境管理司, 生态环境部科技标准司. 土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行): GB15618—2018[S]. 北京: 中国环境出版集团, 2018.
( 0) |
| [17] |
农业农村部种植业管理司. 有机肥料: NY/T 525—2021[S]. 北京: 中国农业出版社, 2021.
( 0) |
| [18] |
农业农村部种植业管理司. 石灰质改良酸化土壤技术规范: NY/T 3443—2019[S]. 北京: 中国农业出版社, 2019.
( 0) |
| [19] |
傅赵聪, 王翀, 吴春发, 等. HDXRF法农田土壤镉测定结果准确度评价与精准校正模型构建[J]. 土壤, 2023, 55(4): 829-837 DOI:10.13758/j.cnki.tr.2023.04.017 ( 0) |
| [20] |
李雨芩. 不同类型水稻土甲基汞变化特征及其在水稻中的富集[D]. 重庆: 西南大学, 2018.
( 0) |
| [21] |
中华人民共和国国家卫生健康委员会, 国家市场监督管理总局. 食品安全国家标准 食品中污染物限量: GB2762—2022[S]. 北京: 中国标准出版社, 2022.
( 0) |
| [22] |
Liang H, Wang S, Xu P, et al. Converting flooded rice to dry farming can alleviate MeHg accumulation in grains[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2024, 283: 116817 DOI:10.1016/j.ecoenv.2024.116817 ( 0) |
| [23] |
李浪, 朱金山. 水旱轮作稻田旱作季土壤汞微生物甲基化的研究进展[J]. 贵州农业科学, 2020, 48(9): 52-56 ( 0) |
| [24] |
孙涛. 农田管理对稻田系统汞甲基化及其分布与积累的影响[D]. 重庆: 西南大学, 2019.
( 0) |
| [25] |
Wang Y J, Zhang Y, Ok Y S, et al. Biochar-impacted sulfur cycling affects methylmercury phytoavailability in soils under different redox conditions[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 407: 124397 DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124397 ( 0) |
| [26] |
李红. 稻田生态系统中硫化汞的形成与生物可利用性研究[D]. 北京: 中国科学院大学, 2019.
( 0) |
| [27] |
潘亚男, 陈灿, 王欣, 等. 凤眼莲源生物炭对土壤As、Hg、Cd溶出特性与化学形态的影响[J]. 环境科学学报, 2017, 37(6): 2342-2350 ( 0) |
| [28] |
刘梦圆. 硒和生物炭降低稻米中甲基汞累积的长期作用研究[D]. 上海: 华东师范大学, 2022.
( 0) |
2. Jiaxing Soil, Fertilizer, Plant Protection and Rural Energy Station, Jiaxing, Zhejiang 314050, China;
3. Bureau of Agriculture and Rural Affairs of Jiangning District, Nanjing 210019, China;
4. Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 211135, China;
5. Jiaxing Academy of Agricultural Sciences, Jiaxing, Zhejiang 314016, China;
6. Zhejiang Dongtianhong Environmental Protection Engineering, Co., Ltd., Hangzhou 310000, China;
7. Jiutian Environmental Technology Nanjing, Co., Ltd., Nanjing 211100, China;
8. Graduate School of the Chinese Academy of Sciences, Beijing 101408, China