于煥云，崔江虎，喬江濤，劉傳平，李芳柏

（廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所，廣州 510650）

根據(jù)2014年原環(huán)境保護(hù)部與原國土資源部聯(lián)合發(fā)布的全國土壤污染公報顯示，耕地土壤點位超標(biāo)率為19.4%，其中輕中度污染占超標(biāo)點位的94.3%[1]。耕地土壤重金屬污染帶來了較為嚴(yán)重的農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染風(fēng)險[2]。農(nóng)產(chǎn)品中主要超標(biāo)元素為重金屬鎘與類金屬砷。所有糧食作物中，稻米的鎘與砷超標(biāo)率最高[3]。稻田鎘/砷污染治理是我國農(nóng)田重金屬污染治理的重點與難點。

然而，大面積稻田重金屬污染治理技術(shù)難度大，國內(nèi)外都缺乏成熟的技術(shù)。場地修復(fù)等工程技術(shù)雖實現(xiàn)了土壤污染物達(dá)標(biāo)的治理功能，但需要中斷農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，難以解決大面積的稻田重金屬污染治理需求。我國水稻主產(chǎn)區(qū)的重金屬污染復(fù)雜性世所罕見，土壤與稻米中重金屬含量并不存在一一對應(yīng)關(guān)系，降低土壤重金屬含量至達(dá)標(biāo)水平并不能確保稻米安全達(dá)標(biāo)。因此，必須突破國外既有理論和技術(shù)模式，研發(fā)農(nóng)民可接受、政府可承受、產(chǎn)業(yè)可發(fā)展、易于大面積推廣的技術(shù)。

基于生物地球化學(xué)理論，稻田重金屬行為是水-土-氣-生共同作用的地表過程。鎘/砷等元素從土壤礦物至植物根表的遷移機(jī)制、從根至籽粒的轉(zhuǎn)運機(jī)制，是關(guān)鍵科學(xué)問題。從基礎(chǔ)入手，研發(fā)降低重金屬從礦物遷移至根表的鈍化技術(shù)、阻控可食部位積累重金屬的生理阻隔技術(shù)，是阻控稻米鎘/砷積累的有效途徑。本文將重點介紹稻田鎘/砷污染阻控的技術(shù)原理與應(yīng)用效果。

1 阻控技術(shù)原理

1.1 生理阻隔技術(shù)原理

鎘、砷是水稻生長非必需元素，可借助鐵、鋅、錳、磷、硅等必需元素的轉(zhuǎn)運通道進(jìn)入水稻根部，并向上輸送至籽粒中。涉及四個主要過程：根部吸收、木質(zhì)部轉(zhuǎn)運、跨維管束運輸及韌皮部向籽粒遷移。目前已鑒定到多個轉(zhuǎn)運蛋白參與控制水稻鎘/砷的吸收轉(zhuǎn)運及籽粒積累。

鎘相關(guān)轉(zhuǎn)運蛋白。水稻吸收鎘的過程中，定位于根部皮層細(xì)胞外側(cè)質(zhì)膜上的OsNramp5轉(zhuǎn)運蛋白在轉(zhuǎn)運錳的同時可高效轉(zhuǎn)運鎘，缺鐵誘導(dǎo)的OsNramp1、OsIRT1和OsIRT2轉(zhuǎn)運蛋白在促進(jìn)鐵吸收的同時也增強(qiáng)鎘的吸收，鋅轉(zhuǎn)運蛋白OsZIP1和OsZIP3也可轉(zhuǎn)運鎘[4-5]。水稻籽粒鎘積累的關(guān)鍵過程是木質(zhì)部向地上轉(zhuǎn)運及韌皮部向籽粒輸送。定位于根部和節(jié)內(nèi)維管束細(xì)胞質(zhì)膜上的OsHMA2是目前發(fā)現(xiàn)的木質(zhì)部裝載重要轉(zhuǎn)運蛋白，在裝載鋅的同時也裝載鎘[6]；定位于液泡膜上的OsHMA3轉(zhuǎn)運蛋白則可將鎘轉(zhuǎn)入液泡中隔離，束縛鎘向地上部轉(zhuǎn)運[7]；定位于節(jié)內(nèi)維管束周圍薄壁細(xì)胞的質(zhì)膜上蛋白OsLCT1是目前水稻中發(fā)現(xiàn)的與韌皮部轉(zhuǎn)運鎘有關(guān)的重要轉(zhuǎn)運蛋白，可促進(jìn)鎘向韌皮部裝載[8]；另外還發(fā)現(xiàn)在韌皮部伴胞中表達(dá)的OsLCD轉(zhuǎn)運蛋白也與鎘向籽粒輸送密切相關(guān)。

砷相關(guān)轉(zhuǎn)運蛋白。分為砷（Ⅴ）和砷（Ⅲ）兩類轉(zhuǎn)運蛋白。氧化條件下，土壤砷主要是五價砷As（Ⅴ），通過磷的轉(zhuǎn)運通道進(jìn)入水稻細(xì)胞內(nèi)，As（Ⅴ）的吸收主要通過磷酸根轉(zhuǎn)運蛋白OsPT8介導(dǎo)，砷（Ⅴ）進(jìn)入細(xì)胞后可被砷酸鹽還原酶OsHAC4、OsHAC1；1和Os-HAC1；2還原成As（Ⅲ），從而通過As（Ⅲ）的轉(zhuǎn)運通道進(jìn)行轉(zhuǎn)運和再分配[9-10]。還原條件下，土壤溶液中砷主要是As（Ⅲ），主要通過硅的轉(zhuǎn)運通道進(jìn)入水稻各部位，As（Ⅲ）主要通過競爭硅轉(zhuǎn)運蛋白OsLsi1通道進(jìn)入根系，定位在水稻根系內(nèi)外皮層細(xì)胞的遠(yuǎn)中柱端，從而將根部細(xì)胞外的As（Ⅲ）轉(zhuǎn)入細(xì)胞中，由OsLsi2裝載到木質(zhì)部中進(jìn)而輸送到地上部。趙方杰等研究發(fā)現(xiàn)，過量表達(dá)水通道蛋白OsNIP1；1和Os-NIP3；3能降低砷向木質(zhì)部的裝載和在水稻地上部及籽粒砷積累[11]。

生理阻隔技術(shù)就是調(diào)節(jié)與稻米鎘/砷積累相關(guān)的生理過程，抑制水稻對鎘/砷等毒害元素的吸收、轉(zhuǎn)運、積累，提高其解毒能力，從而降低稻米中鎘/砷含量。目前報道較多的主要為硅、硒和鋅營養(yǎng)調(diào)控可有效降低稻米鎘/砷的積累[12-15]；此外，鐵、錳、硫和植物調(diào)節(jié)劑也具有類似的調(diào)節(jié)功能[16-20]。其中，硅營養(yǎng)提高農(nóng)作物對鎘/砷抗性方面的研究較多[21-22]。為了提高硅、硒等營養(yǎng)元素的生理阻隔效果，降低實施成本，通常采用葉面噴施。針對硅營養(yǎng)調(diào)控，為了避免鈉、鉀等堿金屬離子干擾，采用水熱合成與電滲析相結(jié)合的方法，去除堿金屬離子，制備成粒徑較小的納米硅溶膠，可實現(xiàn)硅營養(yǎng)生理阻隔技術(shù)的產(chǎn)品化。我們采用懸浮細(xì)胞體系研究發(fā)現(xiàn)[23]，納米硅溶膠的粒徑尺寸是影響水稻細(xì)胞吸收鎘的關(guān)鍵因子，硅溶膠粒徑越小，硅與鎘離子的結(jié)合位點越多，對鎘離子結(jié)合能力越明顯，從而其抑制水稻細(xì)胞吸收鎘的效果越顯著。硅/硒降低水稻鎘/砷積累的機(jī)理為（圖1）：硅可降低水稻鎘吸收基因OsNramp5和轉(zhuǎn)運基因OsLCT1的表達(dá)，并提高鎘解毒基因OsHMA3的表達(dá)，導(dǎo)致大部分鎘束縛在細(xì)胞液泡內(nèi)，通過共沉淀作用將鎘固定在細(xì)胞壁，從而定向調(diào)控水稻對鎘的吸收與轉(zhuǎn)運[23]。由于As（Ⅲ）主要通過硅轉(zhuǎn)運通道進(jìn)入水稻，硅可以競爭性地抑制As（Ⅲ）的吸收，并抑制水稻硅轉(zhuǎn)運蛋白OsL-si1、OsLsi2和OsLsi6的表達(dá)，從而降低水稻對砷的吸收與轉(zhuǎn)運[11，24]。

硒也具有與硅類似的生理阻隔功能，而且更為重要的是，硒能提高水稻木質(zhì)素合成基因OsPAL、Os?CoMT、Os4CL3的表達(dá)，提高水稻細(xì)胞的木質(zhì)素含量、細(xì)胞壁厚度和機(jī)械強(qiáng)度，有利于鎘/砷在細(xì)胞壁上的沉積與固定[25-26]。必須注意的是，硒適量有益，過量有毒，且適宜的范圍很窄。一般地，硅與硒配合施用比單施效果好。

另外，我國稻田主要分布在熱帶亞熱帶地區(qū)，高溫多雨的氣候條件使得土壤強(qiáng)烈風(fēng)化、淋溶，脫硅富鋁化程度高，有效硅含量均較低，缺硅土壤比例高達(dá)70%以上[27]。元素地球化學(xué)分析結(jié)果表明，稻田有效硅含量與水稻植株中鎘/砷含量均呈顯著負(fù)相關(guān)[28]。這一區(qū)域地球化學(xué)特征也決定了水稻硅營養(yǎng)調(diào)控是降低水稻鎘/砷積累的有效途徑?；诖耍覀冄邪l(fā)了硅溶膠[29]、硒復(fù)合硅溶膠[30]、稀土復(fù)合硅溶膠[31]等產(chǎn)品，田間應(yīng)用結(jié)果表明，這些產(chǎn)品均可有效緩解鎘/砷的毒害效應(yīng)，并顯著降低水稻籽粒中鎘/砷積累[22，32-34]。

1.2 土壤鈍化技術(shù)原理

稻田鎘/砷從土壤顆粒表面至水稻根表的遷移過程，是決定其有效性的關(guān)鍵。這一過程與其形態(tài)、價態(tài)有關(guān)，受土壤的酸堿性質(zhì)、氧化還原狀態(tài)決定[35-36]。一般地，隨著土壤pH值的升高，重金屬鎘的移動性逐步降低，而類金屬砷的移動性逐步升高；隨著土壤Eh值的升高，重金屬鎘的移動性逐步升高，而類金屬砷的移動性逐步降低?？梢姡咎镦k/砷行為受pH-Eh影響表現(xiàn)出完全相反的效果，這是稻田鎘/砷鈍化技術(shù)的難點。

鎘是我國稻米超標(biāo)最為嚴(yán)重的元素[37]。因此，土壤鈍化技術(shù)大多是圍繞鈍化鎘而研發(fā)的。通過向土壤施加堿性物質(zhì)或者具有較大吸附容量的礦物材料，使土壤中鎘與這些材料發(fā)生吸附、絡(luò)合、沉淀、離子交換等一系列物理化學(xué)反應(yīng)，從而降低鎘的可溶解性與轉(zhuǎn)移性。早期研發(fā)的鎘鈍化功能材料主要以無機(jī)材料為主，包括石灰、碳酸鈣等石灰性材料[38]，海泡石、沸石、膨潤土等粘土礦物[39-41]，羥基磷礦粉等磷灰石族礦物[42]；后期研發(fā)主要為腐植質(zhì)、生物炭等有機(jī)材料[19，43-45]、微生物菌劑[46-47]；以及將無機(jī)材料、有機(jī)材料、微生物菌劑的兩兩組合或三者組合的復(fù)合材料[48-49]。然而，以提高土壤pH值為切入點的鈍化技術(shù)，將造成砷活化等次生環(huán)境問題。因此，研發(fā)稻田鎘/砷同步鈍化技術(shù)是實現(xiàn)鈍化技術(shù)環(huán)境友好的關(guān)鍵。

圖1 硅與硒營養(yǎng)調(diào)控水稻砷/鎘吸收、轉(zhuǎn)運與解毒機(jī)理示意圖Figure 1 The mechanism of silicon and selenium nutrition regulating arsenic/cadmium absorption，transport and detoxification in rice

鐵是稻田土壤中最為重要的氧化還原活性元素，在土壤物質(zhì)循環(huán)過程中具有獨特的重要性[50]。稻田鐵循環(huán)是連接碳氮養(yǎng)分循環(huán)與鎘/砷行為的樞紐，可高效定向調(diào)控鎘/砷活性、抑制稻米鎘/砷積累。具體原理（圖2）為[51-53]：（1）鐵還原等微生物作用下，氧化鐵被還原為Fe（Ⅱ），同時鐵還原過程消耗土壤H+，導(dǎo)致pH升高，促進(jìn)Cd固定；（2）砷氧化微生物以硝酸鹽為電子受體，將As（Ⅲ）氧化為As（Ⅴ），同時硝酸鹽還原產(chǎn)物亞硝酸鹽化學(xué)氧化亞鐵為三價鐵礦物，促進(jìn)砷的固定；（3）吸附于氧化鐵表面的亞鐵，可催化氧化鐵晶相轉(zhuǎn)變產(chǎn)生氧化能力較強(qiáng)的新鮮態(tài)三價鐵，然后化學(xué)氧化As（Ⅲ）為As（Ⅴ），從而促進(jìn)砷的固定；（4）微生物作用下，硝酸鹽還原耦合Fe（Ⅱ）氧化生成氧化鐵，吸附固定作物可利用態(tài)Cd和As（Ⅴ）；（5）水稻根際泌氧，與Fe（Ⅱ）發(fā)生類Fenton反應(yīng)，促進(jìn)根表鐵膜形成，進(jìn)而吸附固定作物可利用態(tài)As和Cd。

基于以上原理，我們研發(fā)了鐵基生物質(zhì)炭材料[54]用于同步鈍化土壤中鎘/砷，該技術(shù)以生物質(zhì)為原料，通過高溫碳化的方法在制備生物質(zhì)炭的過程中加入含鐵化合物，將鐵以特定比例摻雜，形成具有特殊結(jié)構(gòu)和功能的鐵基生物質(zhì)炭材料。并在此基礎(chǔ)上研發(fā)了緩釋性鐵基生物質(zhì)炭[55]、鐵硅硫多元素復(fù)合生物質(zhì)炭[56]及鐵基腐殖質(zhì)復(fù)合材料[57]，試驗表明這些材料均可實現(xiàn)鎘/砷同步鈍化[58]。

2 阻控技術(shù)應(yīng)用

2.1 生理阻隔技術(shù)應(yīng)用

2013—2016年，我們在廣東、湖南、廣西三地開展了為期4年的生理阻隔技術(shù)應(yīng)用效果的大田試驗。在水稻分蘗盛期及灌漿期以7500 mL·hm-2的用量噴施生理阻隔劑“降鎘靈”（含20%SiO2）。成熟期采集水稻樣品，采用石墨爐原子吸收測定稻米中鎘，高效液相色譜和原子熒光聯(lián)用測定稻米中無機(jī)砷?？傮w上，生理阻隔技術(shù)應(yīng)用可顯著降低稻米中鎘/砷的含量（圖3）。相比對照，施用生理阻隔劑后，稻米鎘、無機(jī)砷含量均值從0.59、0.21 mg·kg-1降至0.32 mg·kg-1和0.15 mg·kg-1，降幅分別為45%和27%；按水稻的種植季節(jié)分，施用生理阻隔劑后早稻和晚稻的稻米鎘含量與對照相比均顯著降低，而稻米砷含量與對照比無顯著性差異，但晚稻的稻米砷含量顯著低于早稻（圖3）。按稻米鎘/無機(jī)砷含量≤0.4 mg·kg-1（國家食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)中稻米鎘/砷限值的2倍）為輕度污染，0.4～0.6 mg·kg-1為中度污染，大于0.6 mg·kg-1為重度污染的標(biāo)準(zhǔn)劃分，在廣東、湖南、廣西三地開展的生理阻隔技術(shù)應(yīng)用大田試驗樣點的稻米鎘29%為輕度污染，16%為中度污染，55%為重度污染；稻米砷為輕度污染。施用生理阻隔劑后，輕度、中度及重度污染的稻米鎘含量均值分別從 0.28、0.49、0.82 mg·kg-1降至 0.17、0.30、0.47 mg·kg-1，降幅分別為39%、38%及43%，與對照相比，均呈顯著性差異，且輕度污染的稻米鎘和無機(jī)砷施用生理阻隔劑后均有80%的稻米達(dá)到國家食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)中稻米鎘/無機(jī)砷限值（0.2 mg·kg-1）（圖3與圖4）。

此外，我們委托原農(nóng)業(yè)部稻米及制品質(zhì)量監(jiān)督檢驗測試中心對施用生理阻隔劑后的糙米率、精米率、整精米率、堊白粒率、堊白度、直鏈淀粉、蛋白質(zhì)及長款比等稻米品質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行了測定，結(jié)果表明施用生理阻隔劑對稻米品質(zhì)無顯著影響。

圖2 稻田鐵循環(huán)調(diào)控砷/鎘行為的原理示意圖Figure 2 The principle of iron cycle regulating arsenic/cadmium behaviors in paddy field

圖3 生理阻隔技術(shù)在不同季節(jié)田間應(yīng)用降低稻米鎘及無機(jī)砷的效果Figure 3 Application of physiological barrier technology to reduce cadmium and inorganic arsenic of rice in paddy fields in different seasons

圖4 生理阻隔技術(shù)在不同污染程度田間應(yīng)用降低稻米鎘的效果Figure 4 Application of physiological barrier technique to reduce cadmium of rice in paddy fields at different pollution levels

2.2 土壤鈍化技術(shù)應(yīng)用

2013—2015年，我們在廣東佛岡和仁化兩地開展了為期3年的土壤鈍化技術(shù)應(yīng)用效果的大田試驗。在水稻插秧前一周，每公頃撒施2250 kg鐵基生物炭土壤調(diào)理劑。成熟期采集水稻樣品，采用石墨爐原子吸收測定稻米中鎘，高效液相色譜和原子熒光聯(lián)用測定稻米中無機(jī)砷?？傮w上，土壤鈍化技術(shù)應(yīng)用可顯著降低稻米中鎘/砷的含量（圖5）。相比對照，施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后，稻米鎘、無機(jī)砷含量均值從0.59、0.24 mg·kg-1降至 0.30 mg·kg-1和0.18 mg·kg-1，降幅分別為48%和24%；按水稻的種植季節(jié)分，施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后早稻和晚稻的稻米鎘含量與對照相比均顯著降低，而稻米無機(jī)砷含量與對照比無顯著性差異（圖5）。土壤中有效態(tài)的鎘（乙酸和乙酸鈉緩沖溶液提?。┖陀行B(tài)的砷（0.05 mol·L-1NH4H2PO4提取）與對照相比顯著降低。施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后，土壤中有效態(tài)鎘、有效態(tài)砷含量均值從 1.5、3.0 mg·kg-1降至 1.1 mg·kg-1和 2.3 mg·kg-1，降幅分別為25%和24%。這說明鐵基生物炭土壤調(diào)理劑可有效降低土壤中鎘和砷的移動性，從而降低鎘砷在稻米中的積累。按前面提到的稻米鎘/無機(jī)砷污染程度的劃分標(biāo)準(zhǔn)，在廣東佛岡和仁化兩地開展的土壤鈍化技術(shù)應(yīng)用大田試驗樣點的稻米鎘42%為輕度污染，16%為中度污染，42%為重度污染；稻米砷為輕度污染。施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后，輕度、中度及重度污染的稻米鎘含量均值分別從0.28、0.56、0.77 mg·kg-1降至0.16、0.35、0.35 mg·kg-1，降幅分別為41%、38%及54%，與對照相比，均呈顯著性差異（圖5和圖6）。

此外，我們委托原農(nóng)業(yè)部稻米及制品質(zhì)量監(jiān)督檢驗測試中心對施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后的糙米率、精米率、整精米率、堊白粒率、堊白度、直鏈淀粉、蛋白質(zhì)及長款比等稻米品質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行了測定，結(jié)果表明施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑對稻米品質(zhì)無顯著影響。

圖5 土壤鈍化技術(shù)在不同季節(jié)田間應(yīng)用降低稻米鎘和無機(jī)砷以及土壤有效態(tài)鎘和砷含量的效果Figure 5 Application of soil passivation technique to reduce cadmium and inorganic arsenic in rice，and soil available cadmium and arsenic in paddy fields in different seasons

2.3 生理阻隔+土壤鈍化技術(shù)應(yīng)用

2013—2015年，我們在廣東省清遠(yuǎn)市佛岡縣開展了為期3年的生理阻隔+土壤鈍化技術(shù)應(yīng)用效果的大田試驗。該樣點土壤pH為4.58，有機(jī)質(zhì)含量15.3 g·kg-1，總鎘含量 2.86 mg·kg-1，總砷含量 22.6 mg·kg-1。按照國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB 15618—1995，二級標(biāo)準(zhǔn)值總鎘0.3 mg·kg-1、總砷30 mg·kg-1，廣東佛岡樣點的土壤為重度鎘污染，土壤砷不超標(biāo)。在水稻插秧前一周，每公頃撒施2250 kg鐵基生物炭土壤調(diào)理劑；在水稻分蘗盛期及灌漿期以7500 mL·hm-2的用量噴施生理阻隔劑“降鎘靈”。成熟期采集水稻樣品，采用石墨爐原子吸收測定稻米中鎘，高效液相色譜和原子熒光聯(lián)用測定稻米中無機(jī)砷?？傮w上，生理阻隔和土壤鈍化技術(shù)的單獨應(yīng)用及組合應(yīng)用均具有較好的降鎘和降砷效果（圖7）。施用生理阻隔劑后，稻米鎘及無機(jī)砷含量均值從0.65、0.29 mg·kg-1降至0.39 mg·kg-1和0.18 mg·kg-1，降幅分別為40%和38%；施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后，稻米鎘及無機(jī)砷含量均值從0.65、0.29 mg·kg-1降至0.37 mg·kg-1和0.18 mg·kg-1，降幅分別為43%和38%；同時施用生理阻隔劑和鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后，稻米鎘及無機(jī)砷含量均值從 0.65、0.29 mg·kg-1降至 0.20 mg·kg-1和 0.16 mg·kg-1，降幅分別為70%和45%。試驗結(jié)果表明生理阻隔與土壤鈍化的組合技術(shù)相比單一技術(shù)具有更好的降鎘和降砷效果。

圖6 土壤鈍化技術(shù)在不同污染程度田間應(yīng)用降低稻米鎘含量的效果Figure 6 Application of soil passivation technology to reduce cadmium content of rice in paddy fields at different pollution levels

圖7 生理阻隔、土壤鈍化技術(shù)及二者組合技術(shù)田間應(yīng)用降低稻米鎘及無機(jī)砷的長效性Figure 7 Long-term effects of applications of physiological barriers technique，soil passivation technique and their combined techniques to reduce cadmium and inorganic arsenic of rice in paddy fields

此外，我們對施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑后土壤pH、有機(jī)質(zhì)含量及陽離子交換容量進(jìn)行了測定，結(jié)果表明施用鐵基生物炭土壤調(diào)理劑可提高土壤有機(jī)質(zhì)含量、陽離子交換容量，但不顯著，同時可顯著提高土壤pH。pH值的升高有利于鐵基生物炭固定鎘砷，從而降低其移動性和有效性。

3 結(jié)論

我國稻田重金屬污染以中輕度為主，占90%以上，稻米鎘/砷超標(biāo)率高的主要原因是獨特的地理特點與耕作制度造成的稻田土壤中鎘/砷活性較高。以農(nóng)產(chǎn)品安全為目標(biāo)，土壤鐵循環(huán)鈍化技術(shù)可定向調(diào)控土壤鐵循環(huán)過程，降低土壤鎘/砷的移動性；硅/硒營養(yǎng)生理阻隔技術(shù)可抑制鎘/砷由水稻根系向稻米遷移，這兩項技術(shù)為核心的阻控技術(shù)與農(nóng)業(yè)生產(chǎn)相結(jié)合，實現(xiàn)了邊生產(chǎn)邊治理，可大幅提高中輕度污染稻田的安全利用率。