种植低吸收水稻品种、采用水肥管理的农艺调控、施用土壤调理剂的化学调控是当前修复治理重金属污染稻田的最常用方法。其中，水分管理调控主要通过影响土壤pH、土壤氧化还原电位（Eh）等土壤理化性质，并通过土壤铁、锰、硫的形态及含量影响土壤镉（Cd）、砷（As）活性。大量研究表明，较强的还原条件、较高的土壤pH值可增加铁锰氧化物活化度以及厌氧环境下形成CdS沉淀等皆可导致土壤Cd活性降低，减少水稻对Cd的吸收^[1-3]；但强还原条件会导致As的溶解度增加，且土壤pH升高也会提高土壤As的有效性^[4-6]；而在不同的土壤pH和Eh条件以及阴阳离子等配位离子的影响下，土壤水溶性有机碳对土壤中Cd、As的吸附具有增大和减小的双面影响^[7-8]。可见，不同水分条件对土壤中Cd、As活性的影响具有较大的不确定性，但整体上表现为淹水降低土壤Cd的活性、增加As的有效性，而干旱条件下则反之。目前，关于淹水对土壤Eh的影响^[9-10]以及Eh对水稻Cd或As的吸收积累研究较多^[11-12]，刘昭兵等^[13-14]重点研究了不同淹水时间和水分管理方式对水稻Cd吸收积累的影响，但不同水分状况管理（不同淹水深度和潜水位高度）下同步研究水稻对Cd、As的吸收积累鲜见报道。为此，通过设置不同淹水深度和土层潜水位高度的盆栽试验，研究其对土壤Cd、As生物有效性以及水稻Cd、As吸收转运规律的影响，以期更好地为Cd、As污染稻田水分管理提供技术指导。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤来源于湖南省长沙县北山镇荣合桥试验基地，为花岗岩发育的麻砂泥水稻土。土壤pH值为5.17，土壤全氮含量为2.75 g · kg^-1，全磷含量为1.12 g·kg^-1，全钾含量为30.6 g·kg^-1，有机质含量为30.1 g·kg^-1，碱解氮含量为217 mg·kg^-1，有效磷含量为29.6 mg·kg^-1，速效钾含量为188 mg·kg^-1。土壤全Cd含量为0.96 mg·kg^-1，土壤有效态Cd含量为0.34 mg·kg^-1；土壤全As含量为27.5 mg·kg^-1，土壤有效态As含量为0.08 mg·kg^-1，属于轻度Cd污染土壤。土壤经风干后压碎，捡去石头、粗秸秆等杂质后过筛备用。

供试品种为两系杂交中熟早籼稻株两优819。

1.2 试验方法

采用盆栽试验，共设7个处理，3次重复。试验桶采用PVC管制成（图 1），桶高60 cm，内径40 cm，每个桶分别在离顶端3、6、9、12、15、18 cm处开直径0.5 cm的水位控制孔，离顶端30 cm处开直径为1.0 cm的进水孔，所有孔用橡皮塞塞住；桶旁边固定贮水器用于补水，下端用软管与进水口联通，贮水器水位高度与水位控制孔高度相同，根据水位高度要求进行调整。每桶装供试土壤51 cm，土层表面距桶顶端9 cm，每桶栽秧苗4株。

分蘖盛期前全部采用湿润管理，分蘖盛期（8月20日）依次拔掉0、3、6、9、12、15、18 cm处水位控制孔的橡皮筛，即依次分别为T1、T2、T3、CK、T4、T5和T6处理。其中，CK为湿润管理对照，水位控制孔与土壤表层平齐，T1~T3为水层深度分别为9、6、3 cm的淹水处理；T4~T6为相对土壤表层潜水位高度分别为-3、-6、-9 cm的干旱胁迫处理。

2016年7月15日装土并加水平衡，确保土层高度为51 cm；7月23日每桶施入复合肥[ω（N）:ω（P₂O₅）:ω（K₂O）=15:15:15]8 g，7月24日移栽水稻，8月5日每桶追施尿素2 g，期间保持湿润管理；8月20日开始进行不同水层深度管理，10月15日收割。期间于7月20日、8月5日、8月20日、9月5日、9月20日、10月5日测定土壤pH值和Eh，成熟期（10月12日）测定每桶水稻稻谷产量和地上部生物量，稻谷精米后粉碎备用，茎叶烘干后粉碎备用，根系清洗干净后用去离子水洗3遍，烘干后粉碎备用，测定稻米（精米）、茎叶、根的Cd、As含量；同时采用三点取样法用取样器每桶取20 cm深的土壤，风干后磨碎过20目筛备用，测定土壤有效态Cd、有效态As含量。

1.3 检测分析方法

土壤Eh测定采用Eh计（SX 712，上海仪电科学仪器股份有限公司）原位测定，将Eh电极插入土壤表层下2 cm，读数稳定后计数，每桶测定3次，取平均值；土壤pH值用酸度计（PHS-3C，雷磁）原位测定，读数稳定后计数，每桶测定3次，取平均值。

土壤有效Cd、有效As含量：称10.00 g土样，加入1 mol·L^-1的乙酸铵50 mL，25 ℃条件下180 r·min^-1振荡1 h后过滤，稀释20~100倍后用ICP-MS测定溶液Cd、As质量浓度。

土壤Cd、As全量：称过100目筛基础土样0.2 g于消煮管中，采用HNO₃-H₂O₂-HF微波消煮混合液，定容后过滤，稀释20~100倍后用ICP-MS测定溶液Cd、As质量浓度。

植株Cd、As含量：称粉碎样0.3 g于消煮管中，采用HNO₃-H₂O₂微波消煮混合液，定容后过滤，稀释20~100倍后用ICP-MS测定溶液Cd、As质量浓度。

采用SPSS 17.0及Microsoft Excel 2003进行数据的统计分析。

2 结果与讨论 2.1 不同水分状态对水稻产量及生物量的影响

测定成熟期水稻产量和生物量，结果如表 1所示。从表 1可看出，T1、T2和T3处理的稻谷产量、茎叶干质量以及地上部生物量皆与CK无显著差异；但T4、T5和T6处理的水稻产量、茎叶干质量、地上部生物量皆显著低于CK。T4、T5和T6处理的稻谷产量分别比CK减少了26.04%、21.06%、28.44%，地上部生物量则分别比CK降低了26.25%、21.58%和27.42%。可见，淹水深度对水稻产量无显著影响，但较低的土壤水位高度限制了水稻对水分的吸收，可能是土壤低潜水位管理引起的水分胁迫，并通过减少有效穗数、降低千粒重等导致水稻严重减产^[15-17]。

2.2 不同水分状态对土壤pH值和Eh的动态影响

从图 2可看出，不同淹水深度和水位高度对土壤pH值皆无显著影响。土壤初始pH值在5.26左右，8月5日测定的土壤pH值略有上升，平均达到5.58左右，之后土壤pH值又下降至初始水平，并在5.0~5.5之间波动。8月5日土壤pH值上升可能是受施肥的影响。

水稻分蘖盛期（8月20日）之后，T1、T2和T3处理土壤pH值略高于T4、T5和T6处理，可能是因为土壤淹水还原是一个消耗H⁺的过程，而H⁺的大量消耗会导致土壤pH值的增加，但随着土壤中可分解的有机物质的不断消耗、渍水条件下产生的中间产物有机酸以及终端产物CO₂形成的碳酸的综合作用，使土壤pH逐渐回落^[18]。因此，在水稻进行不同水分管理下，T1、T2和T3处理土壤pH值略高于T4、T5和T6处理。

从图 3可看出，CK的土壤Eh从初始的313 mV逐渐下降，最终在-100 mV和100 mV之间波动；T1、T2和T3处理的土壤Eh随时间的延长逐渐下降，最终稳定在-300 mV至-400 mV之间，显著低于CK，但T1、T2和T3处理间无明显差异；T4、T5和T6处理的Eh一直稳定在200 mV至400 mV之间，远高于CK，但T4、T5和T6处理间也无明显差异。可见，淹水可显著降低土壤Eh，低水位管理则显著提高土壤Eh，但土壤Eh受淹水深度或水位高度的影响不明显，仅取决于淹水的状态；而湿润管理（CK）则受水稻生长过程中水分消耗、外界温湿度等气候环境的影响，其土壤Eh在氧化态和还原态之间波动。

2.3 不同水分状态对水稻Cd、As含量及土壤有效态Cd、As含量的影响

测定成熟期水稻Cd、As含量及土壤有效态Cd、As含量，结果见表 2。从表 2可看出，T1、T2和T3处理的稻米、茎叶、根中Cd含量显著低于CK，但T4、T5和T6处理则显著高于CK。与CK相比，T1、T2和T3处理的稻米中Cd含量分别降低了66.76%、69.43%和61.11%，茎叶中Cd含量分别降低了65.89%、67.92%和66.95%，根中Cd含量也分别降低了76.02%、76.70%和75.51%；T4、T5和T6处理的稻米中Cd含量分别为CK的5.48、5.15和5.08倍，茎叶中Cd含量分别为CK的5.16、6.74、6.72倍，而根中Cd含量也分别为CK的2.46、4.17和3.77倍。T1、T2和T3处理的稻米、茎叶中As含量与CK无显著差异，根中As含量则显著高于CK且随淹水深度的增加而降低；T4、T5和T6处理的稻米、茎叶、根中As含量皆显著低于CK，处理间差异也不明显。与CK相比，T4、T5和T6处理稻米中As含量分别降低了79.84%、79.20%和81.96%；茎叶中As含量分别降低了87.31%、92.34%和93.26%；根中As含量则分别降低了94.64%、95.87%和97.01%。不同淹水深度、水位高度皆对土壤有效态Cd含量无显著影响。与CK相比，T1、T2和T3处理或T4、T5和T6处理的土壤有效态Cd、有效态As含量皆与CK无显著差异，但T1、T2和T3处理土壤有效态As含量显著高于T4、T5和T6处理。可见，与湿润管理相比，淹水可大幅度降低水稻对Cd的吸收积累，而干旱胁迫下水稻对Cd的吸收积累能力成倍增长，但不同淹水层深度或水位高度皆对水稻Cd吸收的影响不明显，水稻对Cd的吸收主要受限于淹水状态；水分充足的淹水管理和湿润管理明显促进了水稻对As的吸收，而水分供应受限的干旱胁迫处理则显著抑制了水稻对As的积累；不同淹水深度和水位高度对土壤有效态Cd含量皆无显著影响，但水分供应充足时土壤As活性高，而水分供应受限时土壤As活性低。

水稻对Cd、As的积累与土壤Cd、As的有效态含量相关，调控土壤Cd、As形态的变化可改变其在土壤中的生物有效性^[19-20]。由于土壤中As主要以阴离子形式存在，Cd则主要以阳离子形式存在，因此土壤中As、Cd的吸附、溶解以及被水稻吸收富集等方面具有相反的性质^[21]。而土壤pH和Eh是表征土壤环境的重要因子，通过影响土壤中Cd、As的溶解度进而影响其迁移转运能力^[22-24]。大量研究表明，土壤Cd的有效性与土壤pH值呈极显著负相关^[25-27]，但在本研究中，由于不同水分管理状况下的土壤pH处理间差异不明显，因此本研究中土壤Cd、As有效性更主要受土壤Eh的影响。不同的水分管理下，土壤Cd形态的变化与还原条件下CdS的形成以及氧化铁活性有关，氧化条件下的Cd比在还原条件下更易转化为有效态，其原因可能是淹水还原条件下，一方面土壤中的SO₄^2-还原为S^2-，而Cd具有很强的亲硫性，易与S^2-共沉淀，从而降低Cd的有效性^[28-29]；另一方面，淹水后晶型氧化铁也表现出对Cd的专性吸附，并促进了土壤有机质对Cd的固定作用，使交换态Cd向有机结合态Cd转化，从而降低了Cd的生物有效性^[30]。但由于稻田厌氧的特殊化学性质和水稻髓腔中空的特殊解剖结构，稻米中的As含量要远远高于旱作农作物^[31]。水稻为适应生活环境而在根系表面形成不均匀分布的根表铁膜，其对As（Ⅴ）有很强的亲和能力，阻碍As进入根系^[32-33]。本研究表明，在淹水还原条件下，土壤有效态As含量，水稻稻米、茎叶、根系中的As含量皆显著高于氧化条件的低潜水位处理，表明淹水显著提升了As的生物有效性^[25]。其原因可能是在淹水情况下，土壤胶体中的铁氧化物被还原成低价态的Fe²⁺进入到溶液中，随之吸附态As（Ⅴ）也会因还原作用而释放到溶液中，且主要以As（Ⅲ）形式存在，而As（Ⅴ）比As（Ⅲ）易被土壤胶体吸附固持，造成土壤As的移动性增强^[34-35]，从而提升了As的生物有效性。

2.4 不同水分状态对水稻Cd、As转运的影响

Cd、As在土壤-水稻系统各个部位之间的迁移情况用转移系数（TF）表示，即TF_x/y=C_y/C_x，式中：TF_x/y代表Cd、As从x到y之间的转移系数；x和y分别代表土壤-水稻系统的某一部位，如土壤、茎、米；C_x、C_y分别代表 2个部位中Cd、As含量（土壤中以有效态Cd含量和有效态As含量进行计算）。

计算Cd、As在土壤-水稻系统中的转移系数，结果如表 3所示。由表 3可知，Cd和As在土壤-水稻系统中转运系数处理间的差异以TF_根/土 > TF_茎/根 > TF_米/茎。在土壤-水稻系统的转运中，T1、T2和T3处理Cd、As的TF_米/茎、TF_茎/根与CK皆无显著差异；而T4、T5和T6处理As的TF_茎/根显著高于CK，表明低水位的干旱胁迫增加了根As向茎的转运。而通过土壤有效态Cd、有效态As计算土壤Cd、As向水稻根的转运结果表明，T1、T2和T3处理Cd的TF_根/土显著低于CK，T4、T5和T6处理Cd的TF_根/土显著高于CK，而As与之相反，表明不同水分状态下Cd、As在水稻根系-土壤界面中的迁移转运能力正好相反。

与CK相比，T1、T2和T3处理Cd的TF_根/土显著低于CK，而T4、T5和T6处理Cd的TF_根/土、TF_茎/土、TF_米/土皆显著高于CK，也高于T1、T2和T3处理；T1、T2和T3处理As的TF_根/土、TF_茎/土、TF_米/土转运系数与CK皆无显著差异，但T4、T5和T6处理As的TF_根/土、TF_茎/土、TF_米/土转运系数皆显著高于CK以及T1、T2和T3处理。可见，与CK相比，低潜水位管理显著促进Cd向根系及地上部的转运，并显著抑制As向根系及地上部的转移，淹水状态下则反之。在土壤-水稻系统Cd的转运中，与T1、T2和T3处理相比，T4、T5和T6处理的TF_米/茎和TF_茎/根皆无明显差异，但T4、T5和T6处理的TF_根/土显著高于T1、T2和T3处理；而在As的转运中，与T1、T2和T3处理相比，T4、T5和T6处理的TF_米/茎和TF_茎/根皆显著高于T1、T2和T3，但T4、T5和T6处理的TF_根/土显著低于T1、T2和T3处理。表明不同水分管理模式下水稻对Cd、As的积累主要由土壤转运至根系所决定，Cd、As主要富集在水稻根部，仅有极少一部分转运至茎叶和稻米中，这主要是因为根系的根表铁膜是阻控水稻吸收积累Cd、As的天然屏障^[36]，而淹水与低潜水位管理对Cd在水稻体内向上部的转运无明显影响；而与低潜水位管理相比，淹水更易促进水稻根系对土壤As的吸收，而低水位管理则降低了根系对土壤As的吸收，但增大了水稻体内As向茎叶和稻米中的分配比例。刘昭兵^[14]，史磊^[37]等也研究发现，淹水能在一定程度上抑制Cd由茎叶向糙米的转运，并显著影响水稻茎叶和糙米对土壤Cd的富集能力；陈丽娜^[38]也研究发现不同水分管理下水稻不同部位间As的转运也存在较大差异。

2.5 稻米Cd、As含量与土壤性质及Cd、As在水稻-土壤系统转运的相关性

分析稻米Cd、As含量之间的相关性，结果见表 4。由表 4可知，稻米含Cd量和含As量呈极显著负相关，表明不同水分管理模式下水稻对Cd、As的吸收效果相反，降低稻米Cd含量势必增加稻米As含量。

分析稻米Cd、As含量与成熟期（10月5日）土壤pH和Eh之间的相关性，结果见表 4。由表 4可知，稻米Cd含量与土壤pH负相关，但相关不显著，而与土壤Eh极显著正相关；稻米As含量则与土壤pH显著正相关，与土壤Eh极显著负相关；土壤Eh对稻米Cd、As含量的影响作用大于土壤pH的影响。可见，不同水层深度和水位高度管理下，土壤Eh的变化是影响水稻Cd、As吸收的一个关键因素。

稻米Cd含量与土壤有效态Cd含量相关不明显，而稻米As含量与土壤有效态As含量呈极显著正相关，这主要是不同淹水深度和水位高度对土壤有效态Cd含量的影响不明显，而淹水则可显著增加土壤有效态As含量所致。

稻米Cd含量与Cd的TF_米/茎相关不明显，而与Cd的TF_茎/根、TF_根/土、TF_米/土、TF_茎/土皆极显著正相关，其相关系数为TF_米/土 > TF_茎/土 > TF_根/土 > TF_茎/根 > TF_米/茎，而稻米As含量则与之皆呈极显著负相关；稻米As含量与As的TF_米/茎、TF_茎/根皆呈极显著负相关，但与TF_米/土、TF_茎/土、TF_根/土皆呈极显著正相关，而稻米Cd含量则与之相反。可见，不同水分状态管理下，稻米Cd含量与Cd由土壤向地上部转运能力正相关，向上转运的越多，稻米Cd含量越高，其关键转运节点为Cd在土壤至根系、根系至茎叶的转运环节，且主要由土壤至根系的环节所决定。而稻米As含量与土壤As向水稻根系及地上部的转运正相关，但水稻根系、茎叶As含量越高，As由该器官向上部器官中转运的能力越低，表明稻米As含量受土壤As向根系及地上部转运的主导，并受As在根系、茎叶、稻米中分配的调节。水稻对Cd的吸收与对As的积累呈显著负相关。

3 结论

（1）淹水深度对水稻生长及产量无显著影响，但潜水位管理下的水稻产量和生物量皆显著下降。

（2）不同水分状态管理对土壤pH值的影响不明显，但淹水处理的土壤pH值略高于潜水位管理处理；而不同水分状态下土壤Eh差异明显，淹水处理的土壤Eh随淹水时间的延长，逐渐在-300 mV至-400 mV之间稳定，而潜水位管理下的土壤Eh则在200 mV至400 mV之间波动。

（3）淹水可显著降低水稻对Cd的吸收，而潜水位管理下水稻对Cd的积累能力成倍增长，水稻对Cd的吸收主要受限于淹水状态。水分供应充足增加了土壤As活性，显著促进水稻对As的吸收；而水分供应受限降低了土壤As活性，并显著抑制水稻对As的积累。

（4）不同水分状态管理下，水稻对Cd、As的积累主要由土壤转运至根系的环节所决定，不同水分管理对Cd在水稻体内向上部的转运无明显影响，但淹水会促进水稻根系对土壤As的吸收，而潜水位管理则降低了根系对土壤As的吸收，但潜水位管理增加了水稻体内As向茎叶和稻米中的转运。相关分析表明，不同水分管理模式下，水稻对Cd和As的吸收积累呈极显著负相关。因此，在Cd、As污染土壤的水分管理过程中，应结合土壤Cd、As污染程度，适当制定水分管理策略。