“稻鸭共生”生态系统重金属镉的转化、迁移及循环特征*

张 帆 李海露 程凯凯



“稻鸭共生”生态系统重金属镉的转化、迁移及循环特征*

张 帆 李海露 程凯凯

(湖南省土壤肥料研究所 长沙 410125)

重金属镉(Cd)通过污染的饲料和化肥而影响农产品进而危害人体健康已经成为食品安全和生态环境关注的焦点。为完善“稻鸭共生”系统的肥料和饲料管理, 建立合理的物质产投结构及降低重金属Cd的生态毒理风险, 在湖南省长沙市望城区桐林坳社区开展了2年田间试验, 以常规稻作为对照, 采用投入产出法, 研究分析“稻鸭共生”生态系统重金属Cd的转化、迁移及循环特征。结果表明, “稻鸭共生”生态系统Cd输入量为: 肥料>饲料>秧苗>雏鸭, 其中肥料Cd输入主要是磷肥输入。“稻鸭共生”生态系统Cd输出主要是水稻籽粒Cd和成鸭Cd。“稻鸭共生”生态系统内循环的Cd主要是鸭粪Cd、杂草Cd、害虫Cd及归还给系统的水稻秸秆Cd和根系Cd。鸭所摄食的Cd主要来自鸭饲料, 大鸭饲料Cd输入大于小鸭饲料Cd输入。在“稻鸭共生”生态系统中重金属Cd沿食物链的转化、迁移过程以鸭粪Cd形式放大, 且鸭粪Cd高于鸭饲料Cd输入。稻田土壤Cd输出来看, “稻鸭共生”和常规稻作相比无显著差异(0.05)。无论是常规稻作还是“稻鸭共生”, 水稻植株Cd含量次序为根>秸秆>籽粒。与常规稻作相比, “稻鸭共生”没有增加水稻植株Cd含量和Cd积累。糙米和鸭肉镉含量分别为0.033 mg·kg-1和0.008 mg·kg-1, 短期来看, “稻鸭共生”能够提供安全无Cd污染的农产品(鸭和稻米)。

“稻鸭共生”生态系统 重金属镉 物质产投结构 食物链 稻田

镉(cadmium, Cd)是一种蓄积性强、毒性强的生物非必需金属元素, 易被生物体富集, 通过食物链危及动物和人体健康[1-3]。重金属Cd通过污染饲料和化肥而影响农产品进而危害人体健康, 已经成为食品安全和生态环境关注的焦点[4-8]。

“稻鸭共生”以鸭子捕食害虫代替农药、以鸭子踩食杂草代替除草剂、以鸭子粪便作为有机肥料代替部分化肥, 是一种典型的稻田种养结合和水土资源高效利用的农业生产模式。“稻鸭共生”生产模式中鸭田间所摄食的害虫与杂草不能满足其生长发育需求, 所以鸭对人工投入的饲料依存度高[9-12]。此外, 为保障水稻稳产, 不能盲目减少其肥料投入[9-13]。但“稻鸭共生”生产模式中人类投入的鸭饲料和化肥都可能带入一定数量的重金属Cd, “稻鸭共生”能否保障所提供的农产品无重金属污染风险？“稻鸭共生”生态系统中的鸭子对土壤的扰动及鸭粪进入土壤后对土壤物理化学条件产生直接、间接的影响, 进而改变土壤中重金属的生物有效性等问题[9-13], 是否影响水稻对重金属Cd的吸收和积累？“稻鸭共生”生态系统Cd转化、迁移及循环是发生在水稻-鸭-土-水界面, Cd在水稻-鸭-土壤中的分布格局及循环特征可能会受到土壤Cd浓度及其化学形态、稻田杂草和昆虫种类及数量、系统Cd投入、鸭繁殖生态及行为生态等多方面影响。目前国内的研究主要集中在“稻鸭共生”对温室气体的影响效果及机理、病虫草害的控制效果及机理、水体生态系统、土壤生态系统、水稻、“稻鸭共生”的效益、“稻鸭共生”生态系统C、N、P循环、“稻鸭共生”的加环研究(例如稻-鸭-萍、稻-鸭-泥鳅)等方面[9-13], 其研究结果均为我国传统农业的保护、该项技术的完善及推广应用提供了科技支撑。但是国内有关“稻鸭共生”重金属Cd的研究极少。

因此, 本文通过开展2年的田间定位试验, 以每年早稻大田生育期为研究的时间边界, 采用投入产出法(Input-Output Analysis, IOA), 定性与定量相结合, 通过监测化学肥料、饲料、水稻秧苗、雏鸭、灌溉水等输入物质, 水稻籽粒、成鸭等输出物质, 鸭粪、杂草、害虫、水稻秸秆及根系等系统内部循环物质, 研究分析“稻鸭共生”生态系统重金属Cd的转化、迁移及循环特征, 为完善“稻鸭共生”的肥料管理、食物链优化管理、合理化物质产投结构及降低重金属Cd的生态毒理风险提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验地点和自然条件

本研究分别于2014年和2015年的4—7月(早稻季)在湖南省长沙市望城区桐林坳社区(28°37′N, 112°80′E, 海拔100 m)肥力均匀的稻田进行。该地区为亚热带季风湿润气候, 年平均气温17 ℃, 无霜期300 d, 年均降雨量1 400 mm。土壤类型为第四纪红色黏土发育的水稻土, 试验前耕层0~20 cm土壤有机质42.8 g·kg-1, 全氮2.77 g·kg-1, 全磷0.72 g·kg-1, 全钾12.6 g·kg-1, 碱解氮401 mg·kg-1, 有效磷9.14 mg·kg-1,速效钾264 mg·kg-1, pH为5.16, 土壤全镉(Cd)为0.287 mg·kg-1。

1.2 试验材料

早稻品种为常规稻, 2014年为‘湘早籼45’, 2015年为‘湘早籼24’, 鸭品种为‘江南一号’水鸭。鸭饲料为国雄8548幼鸭鸭饲料和国雄8549肉仔鸭中后期配合饲料, 主要原料组成为: 玉米、豆粕、棉粕、菜粕、豆油、洗米糠、大米蛋白粉、食盐、碳酸钙、磷酸氢钙、酶制剂、赖氨酸和蛋氨酸等。

1.3 试验设计与栽培管理

1.3.1 试验田地设置

2014年4月25日进水泡田, 2015年4月27日进水泡田。泡田3 d后, 机械旋地。然后将稻田分成6个面积均等的小区(四周留有保护行), 小区面积为448 m2。各小区四周均用高40 cm的不锈钢钢板链接隔开, 钢板地下深埋20 cm, 田面上留20 cm, 以防止0~20 cm耕层土壤及各小区间肥水窜流。各小区均留有一可控制的进水口和排水口, 田面水深根据钢板上的刻度控制。早、晚稻均采用机械收获(水稻机械收获时秸秆还田), 早、晚稻移栽前采用小型旋耕机对试验田各小区进行旋耕, 每年的旋地和收获不会改变试验田地设置。

1.3.2 试验设计

试验设2个处理, 随机区组设计, 重复3次。各处理如下:

处理Ⅰ(常规稻作): 不放鸭, 水稻的整个生育期间根据田间病虫害情况施用农药(早稻2次, 杀虫剂为阿维杀虫单, 杀菌剂为苯甲×丙环唑), 施用水田除草剂(早稻2次, 除草剂为苄×乙)。

处理Ⅱ(稻鸭共生): 每小区均放32只鸭(放鸭数量以675只·hm-2为标准), 在水稻的整个生育期间不施用农药和除草剂。

1.3.3 田间管理

早稻移栽时间均是每年的4月30日, 收获时间分别是2014年7月17日和2015年7月10日。早稻插植密度均为20 cm×20 cm。每年早稻移栽前各处理小区均施入基肥, 基肥为尿素(含N量为46%)、过磷酸钙(含P2O5量为12%)和氯化钾(含K2O量为60%); 施用量尿素为167.5 kg·hm-2、过磷酸钙为625 kg·hm-2、氯化钾为150 kg·hm-2。每年早稻均在移栽7 d后追氮肥即尿素(含氮量为46%), 施用量为167.5 kg·hm-2。稻田灌溉水来自附近的自然水塘。各处理田面水均维持在10 cm, 当田面水降至5 cm时稻田灌水。湖南早稻生育期短, 6月下旬以后稻田不再灌溉。

“稻鸭共生”小区四周用高120 cm的尼纶丝网做成围栏, 以防鸭子外逃; 并在小区角落放置一鸭棚, 以便鸭子休憩和喂食, 同时防止鸭饲料进入稻田土壤和水体。鸭放养期间根据田间饵料情况酌情补饲料。2014年早稻移栽23 d后即5月21日, “稻鸭共生”每小区均放入鸭龄为17 d, 体重为150 g左右的鸭子。2015年早稻移栽21 d后即5月19日, “稻鸭共生”每小区均放入鸭龄为20 d, 体重为190 g左右的鸭子。均在早稻成熟期收鸭。

试验前种植制度为早稻-晚稻-冬闲, 试验后种植制度为早稻鸭共生-晚稻-冬闲。每年晚稻施肥制度不变, 晚稻品种均为杂交稻‘岳优9113’。

1.4 样品的采集与测定方法

1.4.1 “稻鸭共生”生态系统的界定

“稻鸭共生”生态系统重金属Cd的转化、迁移及循环概念图见图1。本研究把“稻鸭共生”作为一个系统, 以其经营范围为系统边界, 包括农田(土壤)、鸭2个亚系统。农田亚系统(即土壤子系统)以种植水稻的田块为系统的空间边界, 以水稻大田生育期为系统研究的时间边界。

1.4.2 土壤

2014年4月24日和2015年4月26日(2015年是对各处理每重复小区采样), 依据S形5点采样法用内径20 mm的土钻, 采集耕层土壤, 混匀风干, 备用。土壤基础理化性状即全氮、全磷、全钾、碱解氮、有效磷、速效钾、有机质和pH的测定方法参见《土壤农业化学分析方法》[14]; 土壤全Cd的测定采用石墨炉原子吸收分光光度计法。

1.4.3 输入物质、输出物质及系统内循环物质

肥料、饲料、水稻秧苗、雏鸭、灌溉水等输入物质, 水稻籽粒、成鸭等输出物质, 鸭粪、杂草、害虫、水稻秸秆及根系等系统内部循环物质等样品的采集方法参见张帆等[9-13]的研究。其中鸭样本研究采用低温冷冻干燥机处理。植株样、饲料、杂草、害虫、雏鸭及成鸭等样品重金属总Cd采用HNO3- HClO4消煮, 原子吸收分光光度计测定; 鸭粪样总Cd和肥料Cd测定方法同土样; 水样总Cd含量采用美国PE公司的等离子体质谱仪(型号为SCIEXElan 9000)进行定量分析, 检测限为0.005 mg·L-1。

1.5 数据处理

试验结果均以处理的3次重复分析的平均值来表示, 试验数据采用DPS 7.05软件统计分析。不同处理之间多重比较采用 Duncan新复极差法。

2 结果与分析

2.1 “稻鸭共生”生态系统中鸭系统的重金属Cd沿食物链的转化、迁移特征

2014年早稻季, 入田鸭龄为17 d, 稻鸭共生50 d。由表1可见, 鸭子系统输入的Cd中, 饲料带入的Cd所占比例最大, 为96.04%; 鸭所食的稻田杂草Cd占3.95%。成鸭Cd输出为1.42 mg(Cd)·hm-2, 占总输出的0.42%; 鸭粪Cd占总输出的99.58%。2015年早稻季, 入田鸭龄为20 d, 稻鸭共生39 d。由表1可见, 鸭子系统输入的Cd中, 饲料带入的Cd所占比例最大, 为99.65%; 鸭所食的稻田杂草Cd 仅占0.33%。成鸭Cd输出为1.84 mg(Cd)·hm-2, 占总输出的1.07%; 鸭粪Cd占总输出的98.93%。

表1 “稻鸭共生”生态系统中鸭子系统的Cd循环

鸭所摄食的饲料Cd和排泄的鸭粪Cd具体情况见表2。2014年早稻季, 小鸭饲料(国雄8548幼鸭饲料)Cd含量为0.033mg·kg-1(饲料Cd含量均是2次3个重复的检测结果), 大鸭饲料(国雄8549中后期鸭饲料)Cd含量为0.133mg·kg-1; 鸭饲料Cd投入中小鸭饲料占18.03%, 大鸭饲料占81.97%。2015早稻季, 小鸭饲料Cd含量为0.034 mg·kg-1, 大鸭饲料Cd含量为0.087 mg·kg-1。鸭饲料Cd投入为中小鸭饲料占29.85%, 大鸭饲料占70.15%。

表2 不同稻鸭共生时间后“稻鸭共生”生态系统的鸭饲料和鸭粪的Cd含量

稻鸭共生期2014年为50 d, 2015年为39 d。Symbiotic period of rice and duck in the early rice-duck mutual ecosystem was 50 days in 2014, 39 days in 2015.

连续2年的试验表明, “稻鸭共生”生态系统以鸭粪排泄物的形式归还给稻田土壤的Cd远大于鸭产品本身所固定的Cd量; 鸭所摄食的Cd主要来自鸭饲料, 且大鸭饲料Cd输入大于小鸭饲料Cd输入; 在早稻–鸭共生系统中重金属Cd沿食物链的转化、迁移过程被以鸭粪Cd形式放大, 鸭肠道代谢排泄的鸭粪Cd均高于鸭饲料Cd输入。

本研究连续2年早稻季, 鸭所摄食的稻田害虫Cd含量未检测出。主要是因为试验地当年病虫害发生仅为稻飞虱和卷叶螟, 无蝗虫虫害, 定期取的虫样生物量小。

2.2 “稻鸭共生”土壤系统的Cd循环

“稻鸭共生”生态系统的土壤系统Cd输入输出见表3。本研究中灌溉水定期取样, 灌溉水未检测出Cd含量, 远低于《农田灌溉水质标准》(GB5084— 2005)中0.01 mg·L-1限量值[15]。每年投入的尿素和钾肥也未检测出Cd含量, 肥料Cd输入主要是磷肥Cd(肥料Cd含量均是2次3个重复的检测结果)。2014年磷肥Cd含量为0.60mg·kg-1, “稻鸭共生”和常规稻作磷肥Cd输入均为375 mg(Cd)·hm-2。2015年磷肥Cd含量为0.33mg·kg-1, “稻鸭共生”和常规稻作磷肥Cd输入均为206.25 mg(Cd)·hm-2。常规稻作土壤Cd输入主要是磷肥和水稻秧苗带入。“稻鸭共生”土壤Cd输入包括磷肥Cd、水稻秧苗Cd及鸭粪Cd; 因有鸭粪Cd输入稻田土壤, 故Cd输入量均高于常规稻作。本研究“稻鸭共生”土壤系统Cd输出主要是水稻吸收的Cd量, 因2014年早稻蔸丛内有未被鸭吃的稗草, 故土壤系统Cd输出也包括杂草吸收的Cd量。从稻田土壤Cd输出来看, “稻鸭共生”和常规稻作相比无显著差异(>0.05)。

表3 “稻鸭共生”系统中早稻季土壤子系统Cd循环

“稻鸭共生”对成熟期水稻不同器官Cd含量的影响见表4。2014年试验前土壤Cd含量为0.287 mg·kg-1, 2015年试验前常规稻作处理土壤Cd含量为0.307 mg·kg-1, “稻鸭共生”处理土壤Cd含量为0.297mg·kg-1, “稻鸭共生”和常规稻作相比无显著差异(>0.05)。2014年“稻鸭共生”土壤系统Cd的输入输出平衡状况不同于2015年, 原因可能是2014年气温偏低水稻减产和早稻品种不同进而对Cd吸收不同引起的[16]。2015年成熟期水稻不同器官Cd含量均高于2014年, 原因有待于进一步研究分析。连续2年的试验表明, 无论是常规稻作还是“稻鸭共生”, 水稻植株Cd含量次序为根>秸秆>籽粒; “稻鸭共生”没有增加水稻植株Cd含量和Cd积累。

表4 “稻鸭共生”对早稻成熟期不同器官Cd含量的影响

同一年份同列不同字母表示在5%水平上差异显著, 下同。Different letters in a column denoted significant difference at 5% in the same year. The same below.

2.3 “稻鸭共生”生态系统Cd循环

以早稻大田生育期作为系统的研究时间边界, 常规稻作和“稻鸭共生”系统的Cd输入输出及归还情况见表5。连续2年的试验表明, “稻鸭共生”系统Cd的输入高于常规稻作, 主要是因为“稻鸭共生”系统因次级生产鸭的引入而增加了饲料投入, 进而有饲料Cd输入系统。“稻鸭共生”系统Cd输入中肥料Cd>饲料Cd>秧苗Cd>雏鸭Cd。湖南双季稻区水稻生产采用机械收获, 水稻秸秆均就地还田。“稻鸭共生”系统Cd的归还包括鸭粪Cd、水稻秸秆Cd及根Cd。

表5 “稻鸭共生”生态系统Cd循环

“稻鸭共生”系统Cd输出包括稻谷和鸭。2014年和2015年成鸭Cd含量分别为0.007mg·kg-1和0.008 mg·kg-1, 成鸭Cd输出分别占总输出的13.12%和1.25%。“稻鸭共生”对稻米和鸭Cd含量的影响见表6。与常规稻作相比, “稻鸭共生”显著降低了糙米Cd含量(<0.05)。糙米和鸭产品Cd含量均未超过食品Cd限量标准0.2 mg·kg-1, 无重金属Cd的污染风险。短期来看, 早稻季“稻鸭共生”能够提供安全无Cd污染的农产品[17]。

表6 “稻鸭共生”生态系统水稻籽粒和成鸭的Cd含量(2015年)

3 讨论

重金属通过施肥、灌溉和大气沉降等途径间接或直接进入农田生态系统, 当重金属积累到一定程度、超过土壤自净化能力时, 土壤的生态服务功能将降低, 进而对农产品质量安全产生影响, 重金属通过食物链和污染地表水、地下水等方式危害人类的健康和生命[4-5,18-19]。基于现代饲料工业的畜禽养殖业普遍使用抗生素和含有Cd、Pb、Zn、Cu等重金属元素的饲料添加剂, 饲料中的添加剂绝大部分随畜禽粪便排出体外, 由于生物的重金属富集作用, 致使禽畜粪便中的重金属含量又要比饲料中的要高, 而随粪便排入外界环境的重金属对土壤、水体、农作物甚至人类生存构成威胁[6-8]。本研究得出“稻鸭共生”生态系统中Cd输入主要来自磷肥和鸭饲料, 鸭排泄的鸭粪Cd高于鸭饲料Cd输入; “稻鸭共生”因次级生产鸭的引入, 比常规稻田生态系统增加了饲料Cd输入的风险。因此, 如何提高饲料和肥料的生产原料质量, 改进饲料和肥料生产工艺及技术来减少饲料和肥料中重金属Cd的含量, 仍是亟需解决、任重道远的重金属源头阻控技术。短期来看, 早稻季“稻鸭共生”能够提供安全无Cd污染的农产品(鸭和稻米); “稻鸭共生”没有增加水稻植株Cd含量和Cd积累。从长远利益看, 应限制或杜绝有重金属污染特别是重金属Cd含量超标的农业投入品(即饲料和肥料)进入“稻鸭共生”生态系统中, 从田间源头控制以降低“稻鸭共生”生产模式因Cd污染所引起的生态环境危害和农产品安全风险。

施肥是农业生产中最重要的增产措施之一, 无机氮肥一般不会有重金属污染土壤的问题, 但氮肥影响土壤根际pH, 且氮肥组分对Cd的络合作用和阳离子对土壤胶体上Cd的置换作用, 致使氮肥施入土壤后会影响Cd在土壤中的生物活性, 进而影响植物对Cd的吸收[20]。“稻鸭共生”生产模式在湖南双季稻区的推广应用中, 农民还是希望水稻、鸭都高产丰产以获得可观的经济收入。为保障水稻稳产, 笔者研究得出“稻鸭共生”不能盲目减少其肥料投入[9-13]。笔者建议: 要从现代的食品安全消费理念和生态环境保护意识引领和提升“稻鸭共生”生产模式, 从物质产投结构的优化管理上控制和防范重金属污染,科学地减少“稻鸭共生”系统肥料投入, 用安全无公害农产品的市场价格来增加农民的经济效益, 促进“稻鸭共生”健康持续发展和环境友好的永续经营。

本研究是定量识别“稻鸭共生”生态系统重金属Cd的转化、迁移及循环特征, 定性分析“稻鸭共生”对水稻植株及鸭产品Cd含量的影响, 研究存在很多不足之处。今后还需开展重金属Cd在“稻鸭共生”系统中的迁移转化机理, 以明确Cd在该系统中的迁移转化的主要因素, 如土壤理化及生物学特性、肥料和饲料类型和用量、水稻品种、与其他金属元素含量的相关性、鸭粪Cd及赋存形态等。重金属Cd具有的环境行为、生态效应和对环境危害大小更大程度上取决于其形态分布, 尤其是具有生物有效性形态的含量、存在比例及其迁移转化能力[21-23]。“稻鸭共生”是否改变了土壤对重金属Cd的固持作用？今后需要更深入的探讨和研究长期的“稻鸭共生”对稻田土壤Cd及其赋存形态的影响。

4 结论

“稻鸭共生”生态系统Cd输入中, 肥料Cd>饲料Cd>秧苗Cd>雏鸭Cd。肥料Cd输入主要是磷肥输入。“稻鸭共生”以鸭粪排泄物的形式归还给稻田土壤的Cd远大于鸭产品本身所固定的Cd量; 鸭所摄食的Cd主要来自鸭饲料, 大鸭饲料Cd输入大于小鸭饲料Cd输入, 鸭肠道代谢排泄的鸭粪Cd高于鸭饲料Cd输入。与常规稻作相比, “稻鸭共生”没有增加水稻植株Cd含量和Cd积累。短期来看, 早稻季“稻鸭共生”能够提供安全无Cd污染的农产品(鸭和稻米)。

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Characteristics of heavy metal (cadmium) transformation, migration and cycling in rice-duck mutual ecosystem*

ZHANG Fan, LI Hailu, CHENG Kaikai

(Hunan Soil and Fertilizer Institute, Changsha 410125, China)

Heavy metal pollution has been being the subject of attention because it endangers food security and agro-ecological environment. Raising ducks in paddy fields is a Chinese traditional agriculture mode of integrated planting and breeding in paddy fields in subtropical regions. Neither chemical pesticides nor herbicides are applied throughout the growing season in the mutual rice-duck ecosystem and surface water is maintained about 10 cm depth during the period of raising ducks. Field experiments on Cd transformation, migration and cycling in mutual rice-duck ecosystems were conducted in 2014–2015 in double cropping rice regions in Hunan Province and a conventional rice field used as the control. The aim of the experiment was to explore heavy metal pollution risk of products of rice-duck mutual ecosystem, and provide

for adjustment and improvement of management strategies of fertilizer and feed, optimization of food chain, input-output structure rationalization and Cd pollution control of the rice-duck mutualism. In 2014, 17-day-old ducks were introduced into the paddy field (at a holding capacity of 675 ducks per hectare) 23 days after early rice seedling transplanting; in 2015, 20-day-old ducks were introduced into the paddy field (at a holding capacity of 675 ducks per hectare) 21 days after early rice seedling transplanting. The ducks were retrieved at the end of heading stage of early rice in the experiments in both years. Input-Output Analysis method was used to analyze heavy metal Cd cycling in the mutual rice-duck ecosystem using collected data in field experiments. Input included materials embodied in fertilizers, feed, seedling, duckling and irrigation, while output covered seed and duck in the rice-duck mutualism. The return materials consisted of feces, rice straw, rice root, weeds and insects. The results showed that Cd input in the mutual rice-duck ecosystem decreased in the order of fertilizer > feed > rice seedling > duckling. Fertilizer Cd input was mainly from phosphate fertilizer, duck Cd input was mainly from duck feed, and matured duck feed Cd input was greater than duckling feed Cd input. Cd cycling inner the ecosystem was from duck feces, weeds and insects transforming to rice straws and roots. In the mutual rice-duck ecosystem, heavy metal Cd was amplified along food chain transformation. The migration process of duck feces Cd input was higher than that of duck feed Cd input.For both rice-duck mutual ecosystem and conventional rice system, the order Cd contents of rice organs was root > straw > seed. Compared with conventional rice cultivation, rice-duck mutualism did not increase Cd content and accumulation in rice plants. Cd output of paddy soil under rice-duck mutualism and conventional rice cultivation was not significantly different (> 0.05). For rice-duck mutual ecosystem, the contents of Cd in brown rice and duck were 0.033 mg·kg-1and 0.008 mg·kg-1, respectively, lower than the limit standard of food Cd content. In the short-term, mutualrice-duck ecosystems provided a safe and non Cd contaminated mode of agricultural production.

Rice-duck mutual ecosystem; Heavy metal Cd; Input-output structure; Food chain; Paddy field

10.13930/j.cnki.cjea.160237

S344; X952

A

1671-3990(2016)09-1206-08

2016-03-13 接受日期: 2016-04-25

* 国家自然科学基金项目(31300372)和国家科技支撑计划项目(2012BAD14B03)资助

张帆, 主要从事生态农业和耕作制度研究。E-mail: zhangfan898@sina.com

* This work was supported by the National Natural Science Foundation of China (31300372) and the National Key Technology R&D Program of China (2012BAD14B03).

Corresponding author, ZHANG Fan, E-mail: zhangfan898@sina.com

Mar. 13, 2016; accepted Apr. 25, 2016