裴楠，梁學(xué)峰，秦旭，趙立杰，黃青青*，徐應(yīng)明，孫約兵

（1.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部產(chǎn)地環(huán)境污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津 300191；2.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，哈爾濱 150030）

隨著我國(guó)社會(huì)經(jīng)濟(jì)迅猛發(fā)展，我國(guó)耕地土壤重金屬污染形勢(shì)越發(fā)嚴(yán)峻。2014 年原國(guó)家環(huán)境保護(hù)部和原國(guó)土資源部聯(lián)合發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，全國(guó)耕地土壤污染點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，且以重金屬鎘污染最為嚴(yán)重，鎘的點(diǎn)位超標(biāo)率高達(dá)7.0%。鎘是農(nóng)作物生長(zhǎng)發(fā)育非必需的金屬元素，由于其在土壤中具有較高的遷移性和生物可給性，因極易被農(nóng)作物根系吸收并在體內(nèi)積累，影響農(nóng)作物的生長(zhǎng)和發(fā)育，并通過(guò)食物鏈在人體內(nèi)富集，對(duì)人體健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅。水稻是我國(guó)第一大糧食作物，全國(guó)65%以上的人口以稻米為主食。研究已經(jīng)證實(shí)水稻是對(duì)鎘吸收最強(qiáng)的大宗谷類作物，是人體鎘暴露的主要途徑。SONG 等調(diào)查發(fā)現(xiàn)我國(guó)居民飲食中大約56%的鎘通過(guò)大米攝入，其中南方地區(qū)居民大米鎘攝入量占總飲食鎘攝入量的65%，北方地區(qū)居民大米鎘攝入量占總飲食鎘攝入量的38%。因此，推進(jìn)鎘污染土壤的修復(fù)進(jìn)程，尤其是針對(duì)我國(guó)南方地區(qū)鎘污染酸性水稻田的修復(fù)，降低稻米中的鎘含量，從根本上保障農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量安全，是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)上急需解決的問(wèn)題。

近年來(lái)，我國(guó)針對(duì)南方地區(qū)水稻田土壤鎘污染問(wèn)題開(kāi)展了大量研究工作，研究者也提出了一系列修復(fù)技術(shù)，如鈍化修復(fù)、植物修復(fù)、微生物修復(fù)、土壤淋洗、農(nóng)藝調(diào)控以及替代種植與安全利用等。其中，基于鈍化材料的原位鈍化修復(fù)技術(shù)因其成本低、操作簡(jiǎn)單、修復(fù)效率高，以及不影響農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，可以實(shí)現(xiàn)邊修復(fù)邊生產(chǎn)等特點(diǎn)，而被廣泛應(yīng)用于治理中、輕度鎘污染農(nóng)田土壤。原位化學(xué)鈍化修復(fù)是通過(guò)向土壤中添加鈍化材料，降低重金屬在土壤環(huán)境中的移動(dòng)性和生物有效性，從而降低農(nóng)作物體內(nèi)重金屬含量。原位鈍化修復(fù)技術(shù)的關(guān)鍵在于鈍化材料的選擇。海泡石是一種天然黏土礦物，具有較大的比表面積、豐富的孔隙結(jié)構(gòu)以及較強(qiáng)的離子交換能力量，對(duì)鎘污染農(nóng)田土壤具有較大的修復(fù)潛力。課題組前期利用海泡石在湖南和廣西地區(qū)鎘污染酸性水稻田修復(fù)中取得了較好的效果，研究結(jié)果顯示海泡石鈍化修復(fù)能夠顯著降低土壤中鎘的生物有效性，最終顯著降低糙米中鎘含量。但是目前對(duì)于海泡石在異地修復(fù)的穩(wěn)定性以及修復(fù)效果的持久性的研究較少。因此本文主要通過(guò)對(duì)在江西地區(qū)設(shè)置的兩年大田試驗(yàn)中雙季稻的追蹤檢測(cè)，考察海泡石在異地對(duì)鎘污染水稻土壤修復(fù)的適應(yīng)性以及其修復(fù)效果的持久性效應(yīng)，并通過(guò)分析稻米品質(zhì)以及土壤酶活性考察海泡石鈍化修復(fù)對(duì)稻米品質(zhì)和土壤環(huán)境的影響，以期為海泡石鈍化修復(fù)的大面積推廣應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)，同時(shí)為原位鈍化修復(fù)技術(shù)治理鎘污染農(nóng)田土壤提供有效的理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地點(diǎn)與材料

試驗(yàn)地位于江西省南昌縣蓮塘鎮(zhèn)涂埠村（28°34′10.56″ N，115°59′5.28″E），試驗(yàn)田土壤的基本理化性質(zhì)：土壤pH約5.60，土壤有機(jī)質(zhì)含量38.8 g·kg，總氮含量3.69 g·kg，總磷含量0.33 g·kg，總鉀含量14.72 g·kg，陽(yáng)離子交換量（CEC）12.73 cmol·kg，總鎘含量0.98 mg·kg，依據(jù)我國(guó)《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）限量值（pH＜6.5，鎘為0.30 mg·kg），試驗(yàn)地土壤總鎘含量是標(biāo)準(zhǔn)限值的3.27倍，屬于中度污染土壤。

田間試驗(yàn)中選用海泡石（Sep）作為鈍化劑，海泡石屬于天然黏土礦物材料，含少量的滑石和白云石，pH 10.1，孔徑1.4 nm，BET 比表面積22.3 m·kg，CEC18 cmol·kg，其主要組分為CaO 41.7%、MgO 16.8%、AlO7.4%、SiO32.5%，且未檢出Cd。海泡石于2015 年3 月在水稻插秧前30 d 一次性均勻施入各個(gè)小區(qū)內(nèi)。試驗(yàn)田種植作物為水稻，采用一年兩季的種植模式，早稻和晚稻的品種分別為湘早秈45 號(hào)和黃華占。早稻在每年4 月下旬移栽秧苗，7 月上旬收獲，晚稻于7月中旬移栽秧苗，11月上旬收獲。

1.2 試驗(yàn)設(shè)置與樣品采集

田間小區(qū)試驗(yàn)中海泡石設(shè)置3 個(gè)不同的施用劑量，分別為0.50 kg·m（Sep1）、1.00 kg·m（Sep2）和2.00 kg·m（Sep3），同時(shí)設(shè)置不添加海泡石的處理為空白對(duì)照（CK），共計(jì)4個(gè)處理，每個(gè)處理重復(fù)3次，共計(jì)12 個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積為25 m，各處理隨機(jī)區(qū)組排列。另外，各小區(qū)采取單獨(dú)排灌，且各小區(qū)間田埂使用塑料包膜隔開(kāi)以防止灌水和降雨時(shí)相互串流。

水稻成熟期收樣時(shí)在每個(gè)小區(qū)隨機(jī)采集20~30株水稻穗，放置于尼龍袋中，剩余水稻用收割機(jī)收獲以統(tǒng)計(jì)每個(gè)小區(qū)的水稻產(chǎn)量。水稻穗在實(shí)驗(yàn)室用去離子水清洗，用吸水紙吸干表面的水分后，置于烘箱中烘干至質(zhì)量恒定。將烘干的水稻子粒脫殼粉碎后裝入自封袋中密封待用。

在2016年晚稻收獲后，采用S型采樣法在每個(gè)處理小區(qū)采集耕層0~20 cm 土壤樣品，土壤樣品風(fēng)干后，研磨過(guò)篩，密封存放于自封袋，用于土壤pH、有效態(tài)鎘含量、土壤鎘形態(tài)分級(jí)提取以及土壤酶活性測(cè)定。

1.3 分析方法

糙米中鎘含量測(cè)定：采用HNO體系消解，消解液用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（iCAP Q，美國(guó)賽默飛世爾儀器公司）測(cè)定。植物樣品采用湖南大米[GBW10045（GSB?23）]和空白樣品進(jìn)行全程質(zhì)量控制。

稻米品質(zhì)測(cè)定：稻米中粗蛋白、灰分以及粗脂肪的含量分別采用凱氏定氮法（GB/T 5009.5—2010）、高溫灼燒稱重法（GB/T 5009.4—2010）和索氏抽提法（GB/T 5512—2008）測(cè)定。

土壤pH 測(cè)定：用除去二氧化碳的去離子水浸提（土水比1∶2.5）后，用pH 酸度計(jì)（PB?10，Sartorius）測(cè)定。

土壤有效態(tài)鎘含量測(cè)定：采用DTPA 浸提液（0.005 mol·LDTPA+0.01 mol·LCaCl+0.1 mol·LTEA）提取后，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀測(cè)定上清液中的鎘含量。

土壤鎘形態(tài)分級(jí)提取采用Tessier連續(xù)浸提法。土壤中鎘的賦存形態(tài)分為可交換態(tài)[Exc?Cd，用1 mol·LMgCl（pH 7）溶液浸提]，碳酸鹽結(jié)合態(tài)[CB?Cd，用1 mol·LNaOAc（pH 5）溶液提取]，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)[OX?Cd，用0.04 mol·LNHOH·HCl（pH 2，25% HOAc）溶液浸提]，有機(jī)物結(jié)合態(tài)[OM?Cd，用0.02 mol·LHNO和30%HO（pH 2）溶液浸提]和殘?jiān)鼞B(tài)（Res?Cd，用HClO?HNO?HF 體系消解）5 種形態(tài)。上述待測(cè)液鎘含量均采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀測(cè)定。

土壤酶活性測(cè)定：采用風(fēng)干后的土樣進(jìn)行土壤酶活性測(cè)定，土壤脲酶（UA）、過(guò)氧化氫酶（CA）、蔗糖酶（SA）和酸性磷酸酶（ACP）活性分別采用高錳酸鉀滴定法、苯酚鈉?次氯酸鈉靛酚藍(lán)比色法、二硝基水楊酸比色法和對(duì)硝基苯磷酸二鈉比色法測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

鈍化材料對(duì)土壤重金屬鎘的鈍化效率（）的計(jì)算公式：

式中：為鈍化處理區(qū)土壤鎘有效態(tài)含量（DTPA 提取態(tài)），mg·kg；為修復(fù)對(duì)照區(qū)土壤鎘有效態(tài)含量（DTPA提取態(tài)），mg·kg。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)以3 次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差表示，采用SAS 軟件進(jìn)行雙因素方差分析（多重比較采用Duncan法）。采用Origin 2019b完成相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 對(duì)水稻產(chǎn)量和稻米營(yíng)養(yǎng)品質(zhì)的影響

早稻和晚稻的水稻產(chǎn)量分別為7 614~8 534 kg·hm和7 920~8 493 kg·hm，海泡石鈍化處理對(duì)水稻產(chǎn)量沒(méi)有顯著影響（＞0.05）（表1）。對(duì)稻米營(yíng)養(yǎng)品質(zhì)的測(cè)定結(jié)果表明（表2），海泡石鈍化處理對(duì)稻米品質(zhì)也沒(méi)有顯著影響。

表1 海泡石鈍化處理對(duì)水稻產(chǎn)量的影響（kg·hm?2）Table 1 Effects of Sep treatments on the rice grain yield（kg·hm?2）

表2 海泡石鈍化處理對(duì)稻米品質(zhì)的影響Table 2 Effects of Sep treatments on the quality of rice grain

2.2 對(duì)水稻鎘累積的影響

一次性向土壤中施用不同劑量的海泡石后，連續(xù)兩年種植雙季稻的糙米鎘含量如圖1 所示，與CK 相比，海泡石處理能夠顯著降低每季水稻糙米的鎘含量（＜0.05）。對(duì)于2015 年早稻和晚稻，海泡石鈍化處理使早稻和晚稻糙米鎘含量分別比CK 降低了21.0%~79.0%和63.8%~88.0%，其中當(dāng)海泡石的添加量達(dá)到1.0 kg·m時(shí)，可以使早稻糙米鎘含量降到我國(guó)食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017）中規(guī)定的限值（0.20 mg·kg）以下，但只有海泡石的添加量達(dá)到最大2.0 kg·m時(shí)，才能使2015 年收獲的晚稻糙米鎘含量降到標(biāo)準(zhǔn)限值以下（圖1a）。土壤中施加的海泡石，不僅對(duì)當(dāng)年雙季水稻鎘吸收具有抑制作用，而且該抑制效果具有持續(xù)性，在未繼續(xù)施加海泡石的情況下，仍然可顯著降低第二年早稻和晚稻糙米的鎘含量，但是抑制作用相比第一年有所減弱。試驗(yàn)結(jié)果顯示（圖1b），2016 年收獲的早稻和晚稻糙米鎘含量都顯著高于2015 年，分別增加了17.8%~87.4% 和53.0%~124.0%。此外，對(duì)于2016年早稻和晚稻，海泡石鈍化處理使早稻和晚稻糙米鎘含量分別比CK降低了4.0%~73.5%和21.4%~81.0%，且只有海泡石添加量為2.0 kg·m時(shí)早稻糙米鎘含量在限值以下，其余早稻和晚稻糙米鎘含量均超過(guò)了限值。另外，每一年的晚稻糙米鎘含量均顯著高于早稻，2015年和2016年收獲的晚稻糙米鎘含量分別是同一年早稻的1.32~2.87倍和1.90~3.18倍。

圖1 海泡石鈍化處理對(duì)雙季稻糙米鎘含量的影響Figure 1 Effects of Sep treatments on Cd concentrations in rice grain

2.3 對(duì)土壤pH、鎘賦存形態(tài)、土壤酶活性的影響

如圖2a 所示，海泡石鈍化處理能夠顯著提高土壤pH，但該影響隨著時(shí)間的延長(zhǎng)而減弱。在2015 年晚稻收獲時(shí)，海泡石處理的土壤pH 比CK 高出0.47~1.06 個(gè)單位；2016 年晚稻收獲時(shí)，海泡石處理的土壤pH 比CK 高出0.31~0.97 個(gè)單位，且較2015 年降低了0.14~0.37個(gè)單位。

水稻對(duì)土壤鎘的吸收主要取決于土壤中有效態(tài)鎘含量，本研究采用DTPA 溶液對(duì)土壤中有效態(tài)鎘進(jìn)行提取測(cè)定。如圖2b 所示，與土壤pH 的變化相反，海泡石鈍化處理能夠顯著降低土壤有效態(tài)鎘的含量，且隨海泡石施用量增加鈍化效果更顯著。此外，海泡石對(duì)土壤鎘的鈍化效應(yīng)具有持續(xù)性，但是鈍化效應(yīng)隨時(shí)間的延長(zhǎng)而減弱。2015 年晚稻收獲時(shí)，海泡石對(duì)土壤鎘的鈍化效率為26.2%~50.7%；而到2016 年晚稻收獲時(shí)，海泡石對(duì)土壤鎘的鈍化效率降為15.7%~31.6%。

圖2 海泡石鈍化處理對(duì)土壤pH 和有效態(tài)鎘含量及其鈍化效率的影響Figure 2 Effects of Sep treatments on soil pH and available Cd content and immobilization efficiency

Tessier 連續(xù)浸提法結(jié)果顯示（圖3），在CK 處理小區(qū)，土壤鎘主要以Exc?Cd 和Res?Cd 存在，這兩者約占總鎘含量的87.6%。土壤中施用不同劑量的海泡石可顯著降低Exc?Cd 所占百分比，增加CB?Cd 和Res?Cd 所占百分比，但是對(duì)OX?Cd 和OM?Cd 所占百分比沒(méi)有顯著影響。

圖3 海泡石鈍化處理對(duì)土壤鎘形態(tài)的影響Figure 3 Effects of Sep treatments on species of Cd in soil

土壤酶活性是評(píng)價(jià)土壤肥力和土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)之一。如表3 所示，海泡石鈍化處理對(duì)土壤酶活性有一定的影響。與CK 相比，海泡石鈍化處理能夠顯著提高土壤脲酶、過(guò)氧化氫酶以及酸性磷酸酶的活性，但是對(duì)蔗糖酶的活性沒(méi)有顯著影響。

表3 海泡石鈍化處理對(duì)土壤酶活性的影響Table 3 Effects of Sep treatments on soil enzymatic activity

2.4 相關(guān)性分析

Pearson 相關(guān)性分析結(jié)果顯示，水稻糙米鎘含量（Cd）與土壤有效態(tài)鎘（DTPA?Cd）和Exc?Cd 呈顯著正相關(guān)關(guān)系（＜0.05），與土壤pH、CB?Cd、Res?Cd以及土壤UA、CA 和ACP 活性呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（圖4）。土壤DTPA?Cd 與土壤pH、CB?Cd、ACP 活性呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，與Exc?Cd 呈顯著正相關(guān)關(guān)系（＜0.05）。另外，土壤UA、CA 和ACP 活性與Exc?Cd 呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，而與CB?Cd 和Res?Cd 呈顯著正相關(guān)關(guān)系。由此可見(jiàn)，土壤酶活性可以作為重金屬鈍化修復(fù)污染土壤的評(píng)價(jià)指標(biāo)。

3 討論

本研究主要是驗(yàn)證海泡石在異地修復(fù)的適應(yīng)性以及持續(xù)穩(wěn)定效應(yīng)，大田試驗(yàn)結(jié)果顯示，在江西南昌酸性鎘污染水稻田上，海泡石對(duì)土壤鎘具有較好的鈍化效果和持續(xù)穩(wěn)定的鈍化效應(yīng)，且最終能顯著降低糙米鎘含量（圖1）。海泡石鈍化處理能夠顯著降低土壤中鎘的生物有效性，促進(jìn)土壤中鎘由活性較高的交換態(tài)向活性低的碳酸鹽結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化（圖3）。海泡石屬于堿性黏土礦物材料，具有較高的pH（10.1），土壤施用海泡石后，土壤pH 提高了0.31~1.06個(gè)單位，而土壤pH 是影響農(nóng)田土壤重金屬生物有效性的重要因素之一。相關(guān)性分析結(jié)果顯示，土壤pH與土壤有效態(tài)和可交換態(tài)鎘呈顯著負(fù)相關(guān)，而與碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘呈顯著正相關(guān)（圖4）。土壤pH 主要從兩個(gè)方面影響土壤重金屬的生物有效性：一是土壤pH提高會(huì)使土壤膠體和黏粒表面的負(fù)電荷增加，從而增加土壤對(duì)重金屬的吸附能力，而且土壤溶液中OH濃度提高，會(huì)促進(jìn)土壤中的Fe、Mn等離子與OH結(jié)合形成羥基化合物，從而為重金屬離子提供了更多的吸附位點(diǎn)；二是促進(jìn)重金屬離子與土壤溶液中的OH等形成重金屬氫氧化物或碳酸鹽結(jié)合態(tài)等鹽類沉淀。此外，海泡石表面存在的大量羥基，可以與溶液中的OH共同作用，促使土壤溶液中的重金屬鎘離子在海泡石表面沉淀生成氫氧化鎘，且海泡石中伴生碳酸鈣為堿性材料，亦可促使土壤溶液中的鎘離子形成碳酸鎘沉淀，降低土壤中鎘的生物有效性。通過(guò)對(duì)海泡石的XRD 分析也證實(shí)，海泡石含有調(diào)節(jié)酸堿度的固定劑CaCO，從而可實(shí)現(xiàn)對(duì)鎘的特殊吸附。另外，海泡石比表面積大，對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的吸附能力（包括表面絡(luò)合吸附和離子交換吸附），可以吸附土壤溶液中的重金屬離子，從而降低土壤重金屬有效性。

圖4 糙米鎘含量與土壤不同指標(biāo)之間的相關(guān)性分析Figure 4 Correlation analysis of Cd content in brown rice with different soil indexes

化學(xué)鈍化修復(fù)的機(jī)理是通過(guò)改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，從而降低土壤重金屬的可遷移性以及生物有效性，但并沒(méi)有將重金屬?gòu)耐寥乐腥コ?，由于土壤環(huán)境的復(fù)雜性以及土壤本身的緩沖調(diào)節(jié)能力，鈍化劑自身形態(tài)結(jié)構(gòu)以及鈍化劑與重金屬的結(jié)合也會(huì)受環(huán)境影響而發(fā)生變化，因此鈍化劑對(duì)土壤重金屬的鈍化效果可能會(huì)隨著時(shí)間的延長(zhǎng)而減弱。因此需要開(kāi)展鈍化修復(fù)持續(xù)穩(wěn)定性效果研究以確定鈍化劑的最佳施用劑量以及施用周期和頻率。本研究結(jié)果顯示，海泡石的鈍化作用隨時(shí)間延長(zhǎng)而逐漸減弱。第二年晚稻成熟期，海泡石處理的土壤pH 比空白對(duì)照高0.3~1.0 個(gè)單位，比第一年晚稻成熟期土壤pH 低0.1~0.2 個(gè)單位，且鈍化效率相比第一年有所降低。在海泡石的施用量為2.00 kg·m時(shí)，第一年的早稻和晚稻糙米以及第二年的早稻糙米鎘含量低于0.2 mg·kg，達(dá)到安全生產(chǎn)的目的，但是第二年的晚稻糙米鎘含量高于限量標(biāo)準(zhǔn)。因此為了保證水稻的安全生產(chǎn)，根據(jù)大田污染情況，以及結(jié)合水稻籽粒質(zhì)量測(cè)定分析結(jié)果，在第一年早稻種植前施用2.00 kg·m的海泡石，在連續(xù)種植三季水稻后即第二年晚稻種植之前，需要增施一定劑量的海泡石。

土壤酶活性是評(píng)價(jià)土壤環(huán)境質(zhì)量的重要指標(biāo)之一。本研究結(jié)果顯示海泡石鈍化修復(fù)提高了土壤脲酶、過(guò)氧化氫酶以及酸性磷酸酶的活性（表3），這與本課題組前期的盆栽試驗(yàn)結(jié)果一致。相關(guān)性分析結(jié)果顯示，土壤脲酶、過(guò)氧化氫酶、酸性磷酸酶與土壤pH 呈顯著正相關(guān)，與土壤有效態(tài)鎘含量呈顯著負(fù)相關(guān)。王涵等的研究結(jié)果也發(fā)現(xiàn)土壤pH 變化對(duì)土壤酶活性有較大的影響，且認(rèn)為pH 變化對(duì)微生物活性的影響是造成土壤酶活性變化的主要原因。孫約兵等的研究發(fā)現(xiàn)，土壤中添加海泡石后土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶活性以及細(xì)菌和放線菌數(shù)量有所增加。張迪等的研究發(fā)現(xiàn)，海泡石處理提高了微生物的碳源利用能力，增強(qiáng)了微生物代謝活性。因此，我們推斷海泡石主要是通過(guò)降低土壤中鎘的生物有效性，緩解鎘對(duì)土壤微生物的毒害作用，提高細(xì)胞活性，促進(jìn)微生物生長(zhǎng)，進(jìn)而提高了土壤酶活性。

4 結(jié)論

（1）土壤中一次性施用海泡石對(duì)鎘污染稻田具有持續(xù)的鈍化修復(fù)效果，且能夠提高土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶的活性，在一定程度上可改善土壤環(huán)境質(zhì)量。

（2）海泡石鈍化處理能夠顯著降低連續(xù)兩年4 季水稻糙米的鎘含量，可以保障鎘污染水稻田的安全生產(chǎn)，但是其鈍化作用隨著時(shí)間延長(zhǎng)有減弱趨勢(shì)。在田間修復(fù)過(guò)程中，需要跟蹤監(jiān)測(cè)海泡石的鈍化修復(fù)效果，必要情況下需要復(fù)施海泡石以確保修復(fù)效果的持久穩(wěn)定性。