不同修复方式下土壤-稻谷中重金属含量特征及其评价

杨海君，张海涛，刘亚宾，许云海，戴金鹏



不同修复方式下土壤-稻谷中重金属含量特征及其评价

杨海君1，张海涛1，刘亚宾1，许云海1，戴金鹏2※

（1. 湖南农业大学植物保护学院，长沙 410128；2. 长沙县农业和林业局，长沙 410100）

为探究不同修复方式对重金属污染土壤理化性质、土壤-稻谷中总Pb、总Cd、无机As含量的影响，2016年3月—11月以水稻品种“株两优819”为材料，以长沙县黄花镇某合作社的承包田为试验对象，设计6组不同修复方式，T1不做任何处理，T2施用生石灰，T3施用生石灰并进行优化水分管理，T4施用生石灰和楚戈土壤重金属调理剂并进行优化水分管理，T5施用生石灰和喷施叶面阻控剂并进行优化水分管理，T6施用生石灰和楚戈土壤重金属调理剂及叶面阻控剂并进行优化水分管理。运用地累积指数、潜在生态风险指数和危险指数法对土壤及其上生长的稻谷进行重金属污染评价。结果表明，T1～T6修复后土壤中的阳离子交换量、有机质及pH值与修复前相比均有变化，其中土壤中pH值增幅为0.033～1.017；T1～T6修复后土壤中的无机As含量增幅为0.072～1.481 mg/kg，而总Pb和总Cd含量均下降，降幅分别为0.481～3.133、0.038～0.113 mg/kg，且T4修复后土壤中的总Pb、总Cd含量下降最明显，分别下降了0.120、3.133 mg/kg；T6修复后稻谷中的总Cd含量略低于国家二级标准，T1～T5修复后稻谷中的总Cd含量均超出国家二级标准，其中T1修复后稻谷中的总Cd含量超出国家二级标准4.5倍；T1～T6修复下稻谷的危险指数（hazard index, HI）顺序为T1>T2>T3>T5>T4>T6，其中T6修复危险指数最小，说明多种修复方式的联合使用比单独种植低镉水稻品种修复效果好，更有利于研究区的稻谷安全与人体健康。

土壤；重金属；污染；不同修复方式；稻谷；危险指数

0 引 言

土壤是农业生产的基础，也是农产品质量安全的第一道关口[1]。受到成土母质、成土因素、灌溉用水、人为活动等因素的影响，各类污染物聚集到土壤中，并通过农作物进入食物链，对居民身体健康造成严重危害。相对于酸、碱、盐类及有机农药等污染，土壤中重金属污染具有复杂性、滞后性、隐蔽性和长期性等特点，很大程度上增加了土壤重金属污染的处理难度[2]。

目前农田土壤重金属污染修复的主要方法为物理修复、化学修复、生物修复、工程技术措施及农业生态修复[3-6]。其中，施用土壤改良剂、优化土壤水分管理、种植低富集植物以及喷洒叶面阻控剂等成为最常用方式[7-9]。已有研究发现，土壤改良剂能改善土壤结构，调节土壤养分[10]；优化土壤水分管理模式能改变土壤氧环境，从而影响植物对土壤重金属的吸附量[11]；叶面阻控剂能降低植物对重金属的吸附量[12]；还有研究者从水稻的遗传差异性出发，开展了种植低镉水稻品种方面的研究[13]。以上研究者利用各种修复技术从不同角度对农田土壤重金属污染修复进行了研究，对降低土壤重金属污染有一定的意义，但单一土壤修复技术存在修复不彻底、修复效果差、适应性不强以及难以推广等缺点。而采用联合土壤修复技术不仅可以解决单一土壤修复技术存在的缺点，同时也降低了土壤修复成本提高了修复效率，已成为目前研究的热点。

为了探究低镉水稻品种（株两优819）、土壤改良剂（生石灰、楚戈土壤重金属调理剂）、叶面阻控剂以及水分管理等不同修复方式对土壤及对应土壤上生长稻谷中的Pb、Cd、As含量的影响，本项目以长沙县黄花镇某合作社的承包田为对象，研究了不同修复方式对土壤及稻谷中Pb、Cd、无机As含量的影响，运用地累积指数、潜在生态风险指数和危险指数等方法对土壤及稻谷中的Pb、Cd等进行了评价与分析，以期为土壤中Pb、Cd、无机As的污染治理提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

试验地为长沙县黄花镇某合作社的承包田（北纬28°25′50.33″，东经113°02′37.72″），属于双季稻生产区，土壤类型为沙泥土，成土母质以花岗岩和河流沉积物为主，灌溉用水全部来源于山塘水。试验区规模养殖企业较多，养殖废水随意排放，耕地土壤已受到重金属Cd的严重污染，土壤中Cd含量为国家土壤二级标准的2倍以上。

1.2 试验材料

试验过程中使用的生石灰（主要成分为氧化钙，纯度为80%）、楚戈土壤重金属修复剂（主要成分为天然矿物材料和人工合成材料）、叶面阻控剂（主要成分为有机硅）来源于农资市场，供试水稻品种为株两优819，试验时间为2016年03-26—11-26。

1.3 试验设计

试验选稻田面积约2 000 m2，平均分成18小块，栽种低镉水稻品种“株两优819”，将18个小块设置成6组（即6种修复方式），每种修复方式设3组平行，其中T1为对照组，具体见表1。

表1 不同修复方式的试验设计

1.4 样品采集与检测

按照五点法采集土壤及其上生长的稻谷（谷粒）样品，每组采集1个样品，每个样品采集3份，每份500 g左右（鲜质量），贴好标签，用密封袋带回实验室处理。

稻谷样品用自来水充分冲洗，洗去附着在表面的灰尘和泥垢，然后用去离子水冲洗3次，晾干，70 ℃下烘干至恒质量，去壳粉碎，过50目筛。称取0.5 g干样至消解管中，加入5 mL硝酸，于通风厨中静置12 h，然后消解至溶液呈淡黄色胶状。消解完全后将样品取出，冷却，加入超纯水，定容至25 mL，摇匀、过滤，转入塑料瓶中。消解后的稻谷样品采用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）法测定重金属含量。

土壤样品去除石块与杂物，测定pH值，然后将土样风干后捣碎，四分法弃取，研钵研磨至粉碎，过80目筛，乙酸铵交换法测定土壤中阳离子交换量，低温外热重铬酸钾氧化—比色法测定土壤中有机质含量，电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）法测定土壤中Pb、Cd、As含量。

1.5 数据分析方法

采用SPSS20.0、Excel等进行数据统计分析，对土壤采用地累积指数及潜在生态风险指数评价；对稻谷中总Pb、总Cd和无机As采用危险指数评价。

1.6 评价方法

1.6.1 地积累指数法

地积累指数评价法是由德国海德堡大学沉积物研究所的科学家Muller于1979年提出的一种研究水环境沉积物中污染物污染的定量指标，计算公式如下[14]

式中为样品中元素的含量，mg/kg。C为土壤环境质量标准中的二级标准值，常数1.5为转换系数。按照地积累指数法，土壤重金属污染可划分为7个等级(见表2)。

表2 地积累指数(Igeo)及对应污染程度

1.6.2 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法由瑞典科学家Hakanson于1980年提出，由于考虑到不同重金属的毒性差异及环境对重金属污染的敏感程度，能更准确地表示重金属对生态环境的影响。其计算公式为[15]

式中C为样品实测含量，mg/kg；C为土壤环境质量标准中的二级标准值，mg/kg；Tr为第种重金属元素的毒性响应系数；Er为第种重金属元素潜在生态风险因子；RI为污染物潜在生态风险指数；C为第种重金属元素污染系数。潜在生态危害分级见表3。

表3 潜在生态风险评价指标及对应污染程度

1.6.3 危险指数法

重金属对人体健康的影响是多种元素共同作用的结果，因此，将危险指数(hazard index，HI)运用到全面评价Pb、Cd、As对人体的健康风险中[16]，计算公式如（5）、（6）、（7）所示

（5）

式中HQ1代表Pb的健康熵数（health quotient，HQ）；HQ2代表Cd的健康熵数；HQ3代表As的健康熵数。如果HI≤1.0，表明对人体健康没有明显的负面影响；10＞HI>1.0表明对人体健康产生负面影响的可能性很大；当HI≥10，表明重金属对人体健康存在慢性毒性。

式中ADD为重金属的日摄入量，mg/(kg·d)；RfD为重金属的口服参考剂量，mg/(kg·d)；Pb、Cd、As的取值分别为0.004、0.001、0.003 mg/(kg·d)。

式中C为稻米中重金属的含量，mg/kg；IR为农村成年人每天的饭量，取值为0.389 kg/(人·d)；FI为摄入食物来自污染源的比例，取值为1，无量纲；EF为暴露频率，取值为350 d/a；ED为终身暴露时间，取值为70 a；BW为农村成年人的平均体重，取值为62.7 kg；AT为生命期望值，取值为70×365 d。

2 结果与分析

2.1 未经修复土壤理化性质及Pb、Cd、As含量分析与评价

未经修复土壤理化性质及Pb、Cd、As含量如表4所示。从表4可知，土壤中的平均pH值为6.108，呈弱酸性；有机质平均质量分数为52.881 g/kg；平均阳离子交换量为10.598 cmol/kg；土壤中无机As、总Pb、总Cd及有效态Cd的平均质量分数分别为6.762、65.850、0.746、 0.411 mg/kg，其中无机As和总Pb的平均含量均未超出国家二级标准，而总Cd及有效态Cd的平均含量均超出了国家二级标准。

表4 未经修复土壤中阳离子交换量、有机质含量、 pH值及Pb、Cd、As含量评价

地累积指数法评价结果发现，土壤中Cd的污染等级为Ⅰ级，属轻度-中度污染程度；土壤中As、Pb及有效态Cd等重金属的污染程度都为0级，处于清洁水平。潜在生态风险因子评价结果发现，土壤中Cd的污染等级为Ⅱ级，属生态危害中等程度；土壤中As、Pb及有效态Cd等重金属的污染等级都为Ⅰ级，即对土壤生态环境造成了轻微危害。Pb、Cd、As等污染物潜在的生态风险指数RI为78.235，土壤污染属于低污染程度。

2.2 不同修复前后土壤中阳离子交换量、有机质含量及pH值的变化

T1～T6修复对土壤理化性质的影响如图1所示。从图1可知，各修复前后，土壤中阳离子交换量、有机质含量及pH值均有一定变化，但T1～T6修复对土壤阳离子交换量等的影响存在一定的差异性，其中T2、T5～T6修复后土壤中的阳离子交换量分别下降0.506、1.320、0.284 cmol/kg，而T1、T3～T4修复后土壤中的阳离子交换量分别上升1.029、0.324、1.366 cmol/kg；T2、T3修复后土壤中的有机质含量分别下降1.732、1.627 g/kg，而T1、T4～T6修复后土壤中的有机质含量分别上升3.734、0.817、4.544、2.790 g/kg；T1～T6修复后土壤中pH值均上升，增幅为0.033～1.017。以上结果表明，经过不同修复后，土壤理化性质发生了改变，但是规律并不明显，这是由于土壤理化性质受到试验温度、土壤类型、微生物等多种因素的协同影响，如果要全面揭示温度、土壤类型、土壤微生物等对土壤理化性质的影响效果，还有待进一步深入研究。

图1 不同修复前后土壤中阳离子交换量、有机质含量及pH值的变化情况

2.3 不同修复后土壤中Pb、Cd、As含量的检测与评价

2.3.1 土壤中总Pb含量的检测与评价

不同修复方式对土壤中总Pb含量影响如表5所示。由表5可知，T1～T6修复对土壤中总Pb含量存在一定的差异，与T1修复相比，T2～T6修复后土壤中的总Pb含量均下降，降幅为1.065～2.335 mg/kg，其中T4修复后土壤中Pb含量下降最明显，总Pb含量下降了2.335 mg/kg。地累积指数评价得出，T1～T6修复后土壤中的总Pb污染等级均为0级，处于清洁水平，说明当地总Pb环境背景值较低，受人类活动的影响较小；潜在生态风险因子评价得出，T1～T6修复后土壤中的总Pb含量污染等级均为Ⅰ级，表明T1～T6修复后土壤中的总Pb含量虽然较低，但是仍对土壤生态环境造成了轻微危害。

表5 不同修复后土壤中总Pb含量及其评价

2.3.2 不同修复后土壤中总Cd含量的检测与评价

不同修复方式对土壤中总Cd含量如表6所示。从表6可知，与T1修复相比，T2～T6修复后土壤中总Cd含量均下降，降幅为0.005～0.062 mg/kg，其中T3修复后土壤中总Cd含量下降最明显，总Cd下降了0.062 mg/kg。地累积指数评价得出，T1～T6修复后土壤中总Cd污染等级均为Ⅰ级，处于轻度-中度污染水平；潜在生态风险评价得出，T1～T6修复后土壤中的总Cd含量污染等级均为Ⅱ级，结果表明T1～T6修复后土壤中的总Cd含量仍对土壤生态环境造成了中等危害。

表6 不同修复后土壤中总Cd含量及其评价

2.3.3 不同修复后土壤中有效态Cd含量的检测与评价

经T1～T6修复后，土壤中有效态Cd含量如表7所示。从表7可知，T1～T6修复对土壤中有效态Cd含量存在一定的差异。与T1修复相比，T2～T6修复后土壤中有效态Cd含量均下降，降幅为0.009～0.047 mg/kg，T6修复后土壤中有效态Cd含量下降最明显，土壤中有效态Cd含量下降了0.047 mg/kg。地累积指数评价得出，T1～T6修复后土壤中的有效态Cd污染等级均为0级，处于清洁水平，表明该地区有效态Cd背景值较低；潜在生态风险因子评价得出，T1～T6修复后土壤中的有效态Cd污染等级均为Ⅰ级，结果表明T1～T6修复后土壤中有效态Cd含量虽然较低，但仍对土壤生态环境造成了轻微危害。

表7 不同修复后土壤中有效态Cd含量及其评价

2.3.4 不同修复后土壤中无机As含量的检测与评价

经T1～T6修复后，土壤中无机As的含量如表8所示。由表8可知，与T1修复相比，T5～T6修复后土壤中无机As含量分别上升0.047、0.131 mg/kg；T2～T4修复后土壤中无机As含量分别下降了0.073、0.548、 0.811 mg/kg，其中T4修复后土壤中无机As含量下降最明显。地累积指数评价得出，T1～T6修复后的土壤中无机As污染等级均为0级，处于清洁水平，表明该地区土壤中无机As背景值较低；潜在生态风险因子评价得出，T1～T6修复后土壤中无机As污染等级均为Ⅰ级，结果表明T1～T6修复后土壤中无机As含量虽然较低，但仍对土壤生态环境造成了轻微危害。

表8 不同修复后土壤中无机As含量及其评价

2.3.5 修复前与修复后土壤中Pb、Cd、As含量变化

修复前后土壤中总Pb、总Cd、有效态Cd、无机As含量如图2所示。由图2可知，经T1～T6修复后土壤中的总Pb、总Cd和有效态Cd含量较修复前均有所降低，降幅分别为0.481～3.133、0.038～0.113、0.044～ 0.111 mg/kg，其中T4修复后土壤中的总Pb、总Cd含量下降最明显，分别下降了0.120、3.133 mg/kg。对比T1～T6修复具体操作规程（见表1）发现，T4修复的操作规程为“施用生石灰+优化水分管理+楚戈土壤重金属调理剂”，由此推断，使用楚戈土壤调理剂对降低土壤中Pb、Cd含量具有较好的效果；此外，T1～T6修复后土壤中的无机As含量较修复前均有所上升，增幅为0.072～ 1.481 mg/kg，结合相关研究发现[17]，土壤类型及灌溉水的pH值对土壤As的有效态影响很大，在酸性条件下，土壤中无机As以H3AsO3的方式存在，随着pH值的升高，土壤中无机As以各级解离形式释放出来，从而导致土壤及水体中无机As含量升高。

图2 不同修复后土壤中总Pb、总Cd、有效态镉及无机As含量的变化

综上可知，T1～T6修复能够降低土壤中总Pb、总Cd的含量，可在修复耕地土壤重金属污染等方面推广应用，但试验发现，当土壤中总Pb、总Cd含量下降的同时，土壤中无机As含量却出现了小幅增加，因此如何在降低土壤中总Pb、总Cd含量的同时，避免土壤中无机As污染的增加还有待进一步探究。

2.4 不同修复方式对稻谷（谷粒）中Pb、Cd、As含量的影响与评价

经T1～T6修复之后，稻谷中Pb、Cd、As含量如表9所示。由表9可知，T1～T6修复后稻谷中的总Pb和无机As平均含量分别为0.042～0.062、0.122～0.166 mg/kg，均在国家二级标准（≤0.20 mg/kg）之内；稻谷中总Cd含量为0.193～0.900 mg/kg，除T6修复后稻谷中总Cd含量略低于国家二级标准之外，T1～T5修复后稻谷中总Cd含量均超出国家二级标准，其中T1修复后稻谷中的总Cd含量最高，达到0.900 mg/kg，超出国家二级标准4.5倍。结合危险指数评价得出，T1～T6修复后稻谷的危险指数（HI）均大于1，说明稻谷中总Pb、总Cd及无机As含量对人体健康产生危害的可能性很大，各修复后稻谷的HI排序为T1>T2>T3>T5> T4>T6。

表9 不同修复后稻谷中总Pb、总Cd、无机As含量及评价

3 讨 论

通过T2～T6修复后土壤中总Pb、总Cd及有效态镉含量较修复前均下降，而土壤中无机As含量较修复前均有所上升，这是由于土壤中pH值对重金属的存在形态有明显的影响。实践中一般采用“施用生石灰”调节土壤中的pH值，改变土壤中重金属有效态，进而控制植物对重金属的吸收[18-20]。徐明岗等[21]研究发现土壤中镉的生物有效性随pH升高而降低；陈宏等[22]研究也表明，随着石灰用量的增加，土壤有效态镉含量下降，植物各器官镉含量降低；王新等[23]研究得到土壤中交换态Pb随pH升高而减少，且呈极显著负相关；唐玉朝等[24]研究发现，无机As在酸性条件下以H3AsO3的方式存在，随着pH值的升高，无机As以各级解离形式释放出来，从而使稻田土壤及水体中无机As含量升高。此外，已有研究发现温度对土壤水分运动、离子交换、土壤有机质含量以及稻谷根系生长发育存在影响，从而改变土壤理化性质[25-28]。本研究由于在室外进行试验，试验面积大、环境条件复杂，因此在试验过程中没有对温度进行监测，有待进一步研究。

水稻对土壤中重金属的吸收受灌溉水、土壤改良剂及叶面阻控剂的影响。本研究中经过水分优化管理、施用土壤改良剂及喷洒叶面阻控剂修复后的稻谷明显要比未经过上述修复的水稻危害指数低。孙国红等[29]研究发现，土壤处于渍水状态，由于物理、化学及生物的还原作用，各种高价氧化物被还原，其溶解度不断提高，使得土壤中重金属的有效态浓度增加，农作物对重金属的吸附量也随之增加；刘丽娟[30]在其研究中发现，添加土壤改良剂是降低土壤重金属有效性和植物吸收量的有效途径之一，施入改良剂后，土壤理化性质会发生改变，从而改变重金属在土壤中的形态，进而影响其迁移活性；龙思斯等[31]通过研究不同叶面阻控剂对水稻富集Cd的影响，结果发现5种阻控剂均能显著提高水稻产量，且对水稻各部位Cd的积累均有一定抑制作用。

本研究中6种不同修复方式对土壤及稻谷中Pb、Cd、无机As含量均产生了影响，但影响存在差异性，这主要与6种修复方式不同有关。其中，T2～T6修复后的稻谷危险指数均低于T1修复，这是由于T1修复仅栽种了低镉水稻品种，而没有进行其他修复；T6修复后稻谷的危险指数低于T1～T5修复，这是由于T6修复采用的联合修复方式更完善；T4修复与T5修复相比较，发现T4修复土壤重金属含量和稻谷危险指数比T5修复均要低，说明施用楚戈土壤重金属调理剂比喷洒叶面阻控剂能更好的修复土壤重金属污染；对比T4与T6修复发现，T4修复对土壤重金属修复效果较好，而T6修复后稻谷危险指数最低，这是因为T4修复没有喷洒叶面阻控剂，这说明喷洒叶面阻控剂能抑制重金属通过富集作用进入植物体内，使重金属停留在土壤环境中。以上结果说明多种修复技术的联合使用既能很好地改善土壤的理化性质和重金属含量，也能明显地降低稻谷的危险指数，值得在今后的相关研究和生产中推广使用。

4 结 论

1）修复前土壤中总Cd的背景含量存在轻-中度污染、无机As和总Pb含量处于清洁水平，但无机As、总Pb及总Cd的背景含量潜在生态风险指数RI为78.235，污染等级为低污染程度，说明当地稻田土壤存在一定的重金属污染。

2）与修复前相比，经T1～T6修复后土壤中的阳离子交换量、有机质含量与pH值等均有一定变化，其中T1～T6修复后土壤中的pH值受到的影响最明显，增幅为0.033～1.017，说明T1～T6修复对土壤理化性质产生了一定影响。

3）与修复前相比，经T1～T6修复后土壤中的总Pb、总Cd分别下降了0.481～3.133、0.038～0.113 mg/kg，说明不同修复方式的结合使用能降低土壤中总Pb、总Cd等重金属含量；由于T1～T6修复后土壤pH值升高及阳离子交换量发生了改变，导致土壤中的无机As含量较修复前均上升，增幅为0.072～1.481 mg/kg。

4）T1修复后稻谷中总Cd含量为0.900 mg/kg，T2～T6修复后稻谷中总Cd含量为0.193～0.457 mg/kg，T2～T6修复后稻谷中总Cd含量均低于T1修复，说明低镉水稻品种与不同修复方式的联合施用能更好地降低稻谷中总Cd含量；同时，T1～T6修复后稻谷的危险指数（HI）为1.539～5.681，均大于1，说明当地稻谷中总Pb、总Cd及无机As含量对人体健康产生危害的可能性较大，应引起重视。

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Characteristics and its assessment of heavy metal content in soil and rice with different repair methods

Yang Haijun1, Zhang Haitao1, Liu Yabin1, Xu Yunhai1, Dai Jinpeng2※

(1.410128,; 2.410100,)

Soil is the basis of agricultural production. Heavy metals accumulate in the soil and enter the food chain through crops, causing serious problems to the residents' health. In order to explore the effects of different repair methods on physicochemical properties of heavy metal contaminated soil and the contents of total Pb, total Cd and inorganic As in soil and rice, and find a new way to fix heavy metal in soils and rice, the experiment was carried out in the contract field of a cooperative in Huanghua Town, Changsha County, Hunan Province from March 2016 to November 2017, in which Zhuliangyou-819 was used as the experimental material. In this experiment, 6 different repair methods named T1-T6 were designed. In T1-T6, T1 didn’t have any treatment; quicklime was applied in T2; in T3 quicklime was applied and the optimal water management was conducted; in T4 quicklime and Chuge soil heavy metal conditioner were applied and the optimal water management was conducted; quicklime and foliar spray inhibitor were applied and the optimal water management was conducted in T5; in T6 quicklime and Chuge soil heavy metal conditioner and foliar spray inhibitor were applied and the optimal water management was conducted. Assessment of heavy metal contamination in unrepaired soil and repaired soil was carried out by using the cumulative index and potential ecological risk index, and the hazard index was used to evaluate the rice grown on the repaired soils. The results showed that the average pH value, soil organic matter and cation exchange capacity of unrepaired soil were 6.508, 52.881 g/kg and 10.598 cmol/k, and the potential ecological risk index of background content of inorganic As, total Pb and total Cd in unrepaired soil was 78.235, indicating that there are some heavy metal pollutions in the local paddy soils. Amount of cation exchange, organic matter and pH value in soil were changed after repair. Besides, an increase of 0.033-1.017 was observed for pH value of soil. The content of inorganic As in soil got an increase of 0.072-1.481 mg/kg after repair. However, a decrease of 0.481-3.133 mg/kg and a decrease of 0.038-0.113 mg/kg were observed for total Pb and total Cd, respectively. The maximum removal of total Pb and total Cd was achieved by the repair of T4, which declined by 0.120 and 3.133 mg/kg, respectively. The content of total Cd in rice with the repair of T6 was slightly below the national secondary standard. The total Cd contents in rice with the repair of T1-T5 exceeded the national secondary standard, and the content of total Cd in rice with the repair of T1 was 4.5 times beyond the national secondary standard. Through the comparison of repair specific operating procedures in T1-T6, it was found that T4 repair operating procedure, which used the Chuge soil heavy metal conditioner, was useful to reduce soil Pb and Cd content. The order of hazard index of rice under T1-T6 repair was T1 > T2 > T3 > T5 > T4 > T6. Among them, the hazard index of T6 repair was the smallest. Through the comparison of various repair methods, it was found T6 repair method was more comprehensive, which indicates that the combination of multiple repair methods is more effective and more beneficial to the rice security in study area and human health.

soils; heavy metals; pollution; different repair methods; paddy; risk index

10.11975/j.issn.1002-6819.2017.23.021

X53

A

1002-6819(2017)-23-0164-08

2017-07-17

2017-11-08

湖南省自然科学基金资助项目（2016JJ5015）；2016年湖南省环保专项资金（湘财建指[2016]49号）

杨海君，汉族，湖南长沙县人，教授，博士，主要研究方向为环境污染与治理。

戴金鹏，汉族，湖南长沙县人，工程师，主要研究方向为农田重金属污染与治理。