張燕 江建鋒 黃奇娜 邵國(guó)勝* 王宏航

（1中國(guó)水稻研究所，杭州310006；2衢州市衢江區(qū)農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，浙江 衢州，324022；3衢州市農(nóng)業(yè)農(nóng)村局農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，浙江 衢州，324000；第一作者：zhangyan11@caas.cn；*通訊作者：shaoguosheng@caas.cn；807099788@qq.com）

水稻是我國(guó)的主要糧食作物之一，全國(guó)約65%的人口以稻米為主食[1]。我國(guó)耕地土壤重金屬污染物超標(biāo)嚴(yán)重，其中，重金屬鎘（Cd）污染最為突出[2-3]。水稻對(duì)Cd具有較強(qiáng)的富集作用，土壤Cd被水稻根系吸收后跟隨水分運(yùn)輸至地上部并積累。調(diào)查發(fā)現(xiàn)，我國(guó)相當(dāng)比例的市售大米存在Cd含量超過(guò)國(guó)家限定標(biāo)準(zhǔn)的現(xiàn)象[4-5]。由于Cd具有一定的毒性，Cd含量超標(biāo)的大米嚴(yán)重威脅我國(guó)人民的生命健康。因此，推進(jìn)Cd污染稻田修復(fù)，控制水稻Cd污染，對(duì)保障糧食安全尤為迫切。

水分管理是指依據(jù)水稻各生育期需水特性對(duì)稻田進(jìn)行適宜的灌排水，以保障水稻產(chǎn)量和稻米品質(zhì)。近年來(lái)，有關(guān)水分影響水稻Cd積累的報(bào)道不斷出現(xiàn)，適宜的田間水分管理被證明能夠有效降低水稻對(duì)Cd的吸收與積累[6-9]。由于水分管理操作方便、經(jīng)濟(jì)、高效、無(wú)二次污染且不影響水稻的正常生長(zhǎng)，目前在生產(chǎn)上已被廣泛應(yīng)用。然而，稻田生態(tài)系統(tǒng)組成成分豐富，稻田土壤重金屬污染極具復(fù)雜性，運(yùn)用水分管理調(diào)控水稻Cd污染的效果具有不確定性。本文從水分影響土壤理化性質(zhì)、微生物生命活動(dòng)以及植物生長(zhǎng)發(fā)育的角度，綜述了水分管理調(diào)控水稻Cd積累的作用機(jī)理，總結(jié)和展望了近年來(lái)水分管理模式的研究進(jìn)展及未來(lái)研究方向，旨在為實(shí)際生產(chǎn)上應(yīng)用并優(yōu)化水分管理措施提供理論支持，以期更有效降低水稻Cd污染，促進(jìn)水稻安全生產(chǎn)。

1 水稻各生育期需水特性

水稻整個(gè)生長(zhǎng)周期耗水較多，且各生育期對(duì)水分的需求存在差異。為培育壯苗，水稻苗期田間土壤應(yīng)保持濕潤(rùn)（水分在80%以上），以促進(jìn)根、芽的生長(zhǎng)，而生長(zhǎng)過(guò)程中適當(dāng)降低土壤水分可以促進(jìn)水稻根系生長(zhǎng)。分蘗期水稻因生長(zhǎng)迅速，對(duì)水、肥需求較大，根系需保障供氧以保證根系的發(fā)育以及對(duì)水肥的吸收，此時(shí)田間應(yīng)實(shí)行淺水勤灌。分蘗后期為控制無(wú)效分蘗，應(yīng)當(dāng)適量減少水分供應(yīng)并適時(shí)排水曬田。孕穗期、抽穗期皆是水稻生長(zhǎng)過(guò)程的需水高峰期，該時(shí)期水稻進(jìn)行花粉母細(xì)胞減數(shù)分裂、花粉形成以及授粉等生命活動(dòng)，對(duì)水分要求十分敏感，田間水層應(yīng)維持在3~5 cm，水分供給過(guò)少或過(guò)多都會(huì)導(dǎo)致水稻減產(chǎn)。灌漿期水稻同樣對(duì)水分較為敏感，此時(shí)既要滿足水稻對(duì)水分的需求，又要保障水稻根系供氧以維持水稻根系生理機(jī)能和促進(jìn)光合產(chǎn)物向籽粒運(yùn)輸以提高產(chǎn)量，因此，該時(shí)期應(yīng)該實(shí)行干濕交替、以濕為主的水分管理。進(jìn)入蠟熟期的水稻對(duì)水分的需求量減少，此時(shí)只需保持土壤濕潤(rùn)，以促進(jìn)水稻莖葉營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)隨水分向籽粒中運(yùn)輸，從而提高水稻產(chǎn)量和品質(zhì)。綜上可知，了解水稻不同生育期的需水特性并進(jìn)行科學(xué)地田間水分管理，對(duì)保障水稻穩(wěn)產(chǎn)高產(chǎn)至關(guān)重要[10-11]。

2 土壤理化性質(zhì)變化及其對(duì)水稻Cd積累的影響

2.1 土壤膠體變化及其對(duì)水稻Cd積累的影響

土壤中存在豐富的土壤膠體（粒徑在1 nm~1μm之間的固體顆粒），可分為無(wú)機(jī)膠體（含水氧化物、層狀硅酸鹽）、有機(jī)膠體（高分子有機(jī)化合物，如腐殖質(zhì)、木質(zhì)素、蛋白質(zhì)等）和無(wú)機(jī)-有機(jī)復(fù)合膠體。膠體作為土壤中最細(xì)小、最活躍的物質(zhì)成分，具備巨大的比表面積和表面能，對(duì)帶電荷的離子具有較強(qiáng)的吸附力[12]。Cd2+易被土壤膠體吸附，但這種吸附作用并不穩(wěn)定，易受土壤環(huán)境影響，其中水分就是一個(gè)重要的影響因素。由于水分運(yùn)動(dòng)能夠引起土壤膠體的凝聚和分散，即一部分土壤膠體被釋放至土壤溶液并分散成溶膠，一部分溶膠微粒在水分運(yùn)動(dòng)帶動(dòng)下沉并凝聚成凝膠，對(duì)膠體吸附的物質(zhì)元素的遷移具有重要影響[13-14]。此外，淹水灌溉后土壤中金屬陽(yáng)離子易與羥基結(jié)合并以羥基絡(luò)合物形式存在，可被膠體吸附的金屬陽(yáng)離子濃度大幅降低，與Cd2+競(jìng)爭(zhēng)膠體吸附位點(diǎn)作用減弱，一定程度上促進(jìn)了土壤膠體對(duì)Cd2+的吸附固定，植株可吸收的Cd含量減少；而當(dāng)?shù)咎锱潘?，金屬?yáng)離子重新被析出并與Cd2+競(jìng)爭(zhēng)土壤膠體的吸附位點(diǎn)，導(dǎo)致土壤溶液Cd2+含量增加，水稻Cd積累增加[15-16]。

2.2 土壤氧化還原勢(shì)、酸堿性變化及其對(duì)水稻Cd積累的影響

2.2.1 土壤氧化還原勢(shì)變化

淹水土壤與通氣良好土壤最大的一個(gè)區(qū)別在于氧化還原電位（Eh）的改變。淹水土壤氧化還原電位約200~-400 mv，而通氣良好土壤則為800~300 mv[17]。

稻田淹水灌溉后，被水淹沒(méi)的耕作層其土壤與空氣之間的氣體交換大幅下降，O2等氣體只能通過(guò)水分子間隙緩慢擴(kuò)散進(jìn)入土壤，同時(shí)土壤中微生物的代謝活動(dòng)加速了土壤中O2含量的消耗，隨著淹水時(shí)間的增長(zhǎng)，O2逐漸消耗殆盡[18-19]。土壤缺乏O2，兼性、專性厭氧菌成為參與土壤有機(jī)質(zhì)分解與同化的主要微生物，但由于其能量水平低，導(dǎo)致有機(jī)質(zhì)分解緩慢且不完全，易造成有機(jī)質(zhì)的積累以及甲烷、甲酸、乙酸、丙酸和丁酸等有害中間產(chǎn)物的產(chǎn)生[20]。不能被及時(shí)分解的有機(jī)質(zhì)能夠借助自身的功能團(tuán)螯合Cd2+，從而降低土壤中有效態(tài)Cd含量[21]。此外，分解的有機(jī)質(zhì)一定程度增加了土壤中可溶性有機(jī)物的含量，可溶性有機(jī)物對(duì)Cd2+同樣具備較強(qiáng)的螯合力[22]。研究認(rèn)為，有機(jī)-Cd配合物能夠提高或降低Cd的活性和遷移能力，從而對(duì)土壤吸附Cd產(chǎn)生不同影響[23-24]，具體作用效果很可能與土壤類型、可溶性有機(jī)物類型等有關(guān)。由于土壤缺乏O2，厭氧細(xì)菌分解有機(jī)質(zhì)產(chǎn)生大量還原性物質(zhì)，導(dǎo)致土壤Eh下降，土壤環(huán)境整體呈現(xiàn)還原狀態(tài)。

2.2.2 土壤酸堿性變化

淹水土壤氧化還原狀態(tài)的改變會(huì)引起土壤酸堿性（pH）變化。研究發(fā)現(xiàn)，淹水能夠改變酸性、堿性土壤pH，并且最終都趨于中性[17,25]。淹水初期，由于好氧微生物的呼吸作用導(dǎo)致土壤中CO2急劇積累，酸、堿性土壤pH均迅速降低至最低值。酸性土壤pH后期上升并趨于中性，主要因?yàn)橛袡C(jī)質(zhì)分解產(chǎn)生的還原性物質(zhì)與鐵、錳等氧化物發(fā)生還原作用消耗大量質(zhì)子導(dǎo)致pH上升，同時(shí)產(chǎn)生并積累的有機(jī)酸和CO2又能降低pH，兩者的緩沖作用使得酸性土壤pH最終趨于中性。碳酸鹽等物質(zhì)的不斷溶解造成CO2積累，使得堿性土壤pH降低并趨于中性[26]。

2.2.3 基于pH、Eh的元素形態(tài)變化及其對(duì)水稻Cd積累的影響

稻田持續(xù)淹水導(dǎo)致土壤Eh不斷降低，土壤中元素因還原作用逐步發(fā)生形態(tài)變化。O2作為淹水后第一個(gè)被還原的成分，當(dāng)Eh降低至約330 mv時(shí)徹底消失。土壤中氮（N）主要以NO3-形式穩(wěn)定存在于土壤中，NO3-作為非專性吸附陰離子，易與Cd配位形成可溶性的離子化合物。隨著Eh的不斷下降，NO3-會(huì)被大量自養(yǎng)、異養(yǎng)細(xì)菌反硝化還原成NO2-、N2O以及N2等產(chǎn)物，大量淋失的NO3-使得土壤有效態(tài)Cd含量減少[27]。

隨后，高價(jià)的鐵錳化合物被相繼還原溶解，由于錳對(duì)還原性物質(zhì)更為敏感，其還原溶解優(yōu)先于鐵[28-29]。鐵錳氧化物是土壤中的重要物質(zhì)成分，作為土壤中較為活躍的固相膠體，有著較高的比表面積和吸附性，是土壤中重要的吸附載體，對(duì)土壤中陰、陽(yáng)離子以及包括Cd2+在內(nèi)的重金屬離子的遷移與沉淀具有重要作用[30]。鐵錳氧化物的還原溶解，導(dǎo)致水溶性Fe2+、Mn2+濃度在土壤溶液中大幅提高，同時(shí)原先被吸附的Cd2+也因還原作用被釋放[31]。由于Cd與植物生長(zhǎng)必需元素如Fe、Mn、Zn等具有相似的地球化學(xué)行為，Cd2+進(jìn)入植物體內(nèi)主要是借助植株Fe2+、Mn2+、Zn2+等二價(jià)金屬離子轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白（NRAMP家族蛋白、ZIP家族蛋白等）[32-33]。因此，F(xiàn)e2+、Mn2+能夠與Cd2+競(jìng)爭(zhēng)進(jìn)入水稻體內(nèi)的通道，從而減少水稻根系對(duì)Cd的吸收。另一方面，土壤中可溶性Fe2+、Mn2+有助于釋放被膠體吸附的堿金屬元素陽(yáng)離子（NH4+、Na+、Ca2+、Mg2+和K+等）[17]，這些陽(yáng)離子能夠與Cd2+競(jìng)爭(zhēng)土壤表面的吸附位點(diǎn)，導(dǎo)致土壤中有效態(tài)Cd含量增加。隨著淹水時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤pH上升到一定程度，F(xiàn)e2+、Mn2+會(huì)被重新氧化形成新的鐵錳氧化物,Cd2+也因此被重新吸附，最終以鐵錳氧化物結(jié)合形成共沉淀，土壤溶液有效態(tài)Cd含量降低，水稻Cd積累減少[34-36]。

當(dāng)Eh降低至-150 mV以下，含硫（S）有機(jī)化合物在專性厭氧細(xì)菌作用下被氧化分解，土壤中SO42-作為電子受體被還原，產(chǎn)生HS-、S2-和H2S等產(chǎn)物[37-38]。還原產(chǎn)生的S2-可與Cd2+反應(yīng)生成難溶的CdS沉淀。同時(shí)，S2-還能與Fe2+形成FeS并與Cd共沉淀，這些反應(yīng)均有效減少了土壤有效態(tài)Cd含量和水稻Cd積累[39-40]。排水后，空氣重新進(jìn)入土壤，含Cd的硫化物被重新氧化，Cd2+被重新釋放進(jìn)入土壤溶液；此外，排水后土壤pH的下降促使土壤固相表面吸附的Cd2+被解吸并重新進(jìn)入土壤溶液，土壤有效態(tài)Cd含量和水稻Cd積累增加[41-42]。

淹水后土壤溶液中的可溶性磷（P）濃度大幅提高，這主要是由于土壤中化合態(tài)磷酸鹽水解、鐵錳氧化物與有機(jī)物吸附或共沉淀的PO43-被釋放導(dǎo)致[43]。PO43-之所以能夠固定Cd，主要基于其表面對(duì)Cd的直接吸附、被誘導(dǎo)吸附以及與Cd生成沉淀或礦物等作用[44]。其中，與Cd生成沉淀或礦物是主要的作用機(jī)理，而表面直接吸附只針對(duì)難溶性的磷灰石、磷礦石。誘導(dǎo)吸附是指由于無(wú)定形鐵氧化物的存在，PO43-被土壤表面吸附并進(jìn)一步誘導(dǎo)Cd被土壤吸附[45]。因此，淹水后PO43-的大幅增加能夠有效減少水稻對(duì)Cd的吸收。

3 土壤微生物動(dòng)態(tài)變化及其對(duì)水稻Cd積累的影響

土壤微生物作為土壤生態(tài)系統(tǒng)中最活躍的組成部分，對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的形成與改變、物質(zhì)和能量的轉(zhuǎn)化、土壤肥力和植物養(yǎng)分利用等具有重要作用[46]。不同類型土壤中的微生物呈現(xiàn)特征性的群落結(jié)構(gòu)差異，它們能夠迅速響應(yīng)環(huán)境變化從而適應(yīng)生存環(huán)境并發(fā)揮相應(yīng)生態(tài)功能[47]。水分對(duì)土壤微生物的數(shù)量、活性和功能等動(dòng)態(tài)變化具有重要影響[48]。水稻土壤中微生物主要由細(xì)菌、放線菌和真菌組成，數(shù)量占比依次遞減，其中需氧或兼性厭氧菌約占細(xì)菌總數(shù)的95%。淹水一方面能夠促使土壤團(tuán)聚體破裂釋放有機(jī)碳源，微生物以此為呼吸底物，自身代謝能力提高；另一方面，水勢(shì)對(duì)微生物造成的生理壓力和淹水導(dǎo)致的低氧條件，均導(dǎo)致大部分需氧細(xì)菌、放線菌以及真菌難以生存，淹水后稻田土壤微生物數(shù)量大大減少[49-50]。此外，淹水一定程度上能夠促進(jìn)土壤中厭氧型微生物的生長(zhǎng)，如硫酸鹽還原菌、異化鐵還原菌等[51-52]。硫酸鹽還原菌可將土壤中的SO42-還原成S2-，S2-會(huì)與土壤中遷移性強(qiáng)、活性高的Cd2+結(jié)合生成CdS沉淀，從而導(dǎo)致土壤中有效Cd含量減少[53]。異化鐵還原菌能夠結(jié)合并氧化有機(jī)物，以其作為電子供體，將Fe3+還原成Fe2+，F(xiàn)e2+的增加一方面與Cd2+競(jìng)爭(zhēng)被植物根系所吸附；另一方面由于被重新氧化，新形成的鐵氧化物對(duì)Cd2+進(jìn)行吸附固定，土壤溶液中可交換態(tài)Cd含量下降[54]。由于水稻的需水特性，稻田需經(jīng)歷間歇性灌溉，土壤環(huán)境也經(jīng)歷有氧、無(wú)氧狀態(tài)的交替，厭氧菌、好氧菌都難以成為維持稻田生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定的優(yōu)勢(shì)菌，更難以被穩(wěn)定應(yīng)用于水稻Cd積累的調(diào)控，旱地作物則可考慮使用。

植物內(nèi)生菌是指部分或全部生活史都在健康植物細(xì)胞內(nèi)部或間隙中的一類微生物，與宿主植物存在復(fù)雜又巧妙的互作機(jī)制[55-56]。水稻內(nèi)生菌Stenotrophomonas maltophiliaR5-5被發(fā)現(xiàn)能夠降低水稻體內(nèi)編碼Cd吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因（OsNRAMP5、OsHMA2）的表達(dá)，從而減少水稻Cd積累[57]。不同水稻品種、定殖器官、土壤環(huán)境以及氣候條件等都會(huì)對(duì)內(nèi)生菌多樣性產(chǎn)生影響。研究發(fā)現(xiàn)，淹水能夠提高水稻體內(nèi)尤其是根部?jī)?nèi)生細(xì)菌的多樣性[58-59]，對(duì)水稻抵抗外界脅迫具有重要影響。此外，水稻內(nèi)生菌與根際微生物群落結(jié)構(gòu)具有一定的相關(guān)性[60-61]，根系分泌物就是其中植物調(diào)節(jié)根際微生物群落結(jié)構(gòu)的重要信使之一[62]。

4 水稻植株生長(zhǎng)發(fā)育對(duì)水稻Cd積累的影響

除水稻和濕地植物外，淹水會(huì)對(duì)植物造成一定損害，主要是因?yàn)檠退髿怏w在水中擴(kuò)散緩慢，氧氣難以進(jìn)入土壤，土壤微生物對(duì)氧氣的快速消耗，導(dǎo)致被水淹沒(méi)的組織由于需氧得不到滿足而發(fā)生細(xì)胞死亡。水稻等水生植物之所以能夠在低氧環(huán)境下正常生長(zhǎng)，主要依靠體內(nèi)發(fā)達(dá)的、縱向連通的氣腔（通氣組織）將氧氣從地上部輸送到根部以確保對(duì)根系的供氧[63-64]。由于根系向根際環(huán)境泌氧，較高的根際氧化還原電位導(dǎo)致根系表面形成鐵錳氧化物膠膜（即鐵膜）[65]。鐵膜對(duì)有害金屬具有吸附或共沉淀作用，能夠有效限制有毒物質(zhì)對(duì)根系的侵害，例如重金屬Cd，而抑制效果則與水稻品種、生育期以及鐵膜形成量等密切相關(guān)[66-69]。同時(shí)，為了優(yōu)先保障水稻根系對(duì)氧氣的需求，淹水低氧條件能夠誘導(dǎo)根系表皮層形成一層排列緊密的厚壁細(xì)胞作為阻礙泌氧的屏障，降低根表通透性以防止輸送途中發(fā)生氧氣損失[70]。根表皮層厚壁組織與根系通氣組織共同調(diào)節(jié)植物內(nèi)的氧氣濃度，且該厚壁組織被認(rèn)為同樣具有能夠有效阻止水稻吸收土壤中潛在毒素的作用[71-73]。淹水除通過(guò)影響水稻根系形態(tài)與生理結(jié)構(gòu)減少水稻對(duì)Cd的吸收外，還能進(jìn)一步降低水稻根系相關(guān)Cd吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因OsLCD和OsNRAMP1的表達(dá)，減少水稻根系對(duì)Cd的吸收[9]。

根系分泌物是植物生長(zhǎng)過(guò)程中向外界環(huán)境分泌的各種有機(jī)和無(wú)機(jī)物的總稱，是植物與土壤信息傳遞和物質(zhì)交換的重要媒介，對(duì)植物的生長(zhǎng)發(fā)育和根際環(huán)境具有調(diào)控作用。水稻根系分泌物對(duì)水稻Cd積累具有一定影響。淹水后，由于營(yíng)養(yǎng)元素缺乏，水稻根系會(huì)分泌大量低分子量有機(jī)酸導(dǎo)致根系附近酸化，從而活化溶解Cd，導(dǎo)致有效態(tài)Cd含量增加[74-75]。與此同時(shí)，其他元素（Fe、Mn、Zn等）也會(huì)被有機(jī)酸解吸，這些元素與Cd競(jìng)爭(zhēng)進(jìn)入植物體內(nèi)的通道，從而影響植物對(duì)Cd的吸收。有機(jī)酸對(duì)不同元素的解吸作用存在差異，這很可能與土壤類型、有機(jī)酸類型等相關(guān)，這種差異會(huì)進(jìn)一步影響水稻Cd積累含量，而目前相關(guān)研究尚缺。

5 水稻Cd積累的水分調(diào)控管理模式研究進(jìn)展

在水稻生長(zhǎng)發(fā)育過(guò)程中，根據(jù)其需水特性進(jìn)行合理水分管理，有利于提高水稻產(chǎn)量和品質(zhì)，不僅如此，水分管理還與水稻Cd積累密切相關(guān)，且不同的水分管理模式對(duì)水稻Cd積累影響不同。崔曉熒等[76]研究發(fā)現(xiàn)，水稻生長(zhǎng)整個(gè)生育期干濕交替的水分管理較淹水處理能夠大幅提高土壤有效態(tài)Cd濃度，促使水稻根系增加對(duì)Cd的吸收。楊小粉等[8]通過(guò)對(duì)比3種水分灌溉方式（長(zhǎng)期淹水灌溉、濕潤(rùn)灌溉以及階段性濕潤(rùn)灌溉）下2個(gè)水稻品種糙米中Cd含量發(fā)現(xiàn)，長(zhǎng)期淹水灌溉處理水稻糙米Cd富集系數(shù)最低。HU等[77]利用多個(gè)水稻品種研究濕潤(rùn)灌溉、間歇性灌溉、常規(guī)灌溉以及淹水灌溉等4種不同水分管理模式對(duì)水稻Cd積累的影響，發(fā)現(xiàn)濕潤(rùn)灌溉模式下所有品種的地上部（包括稻米）Cd含量皆表現(xiàn)最高，間歇性灌溉與常規(guī)灌溉Cd含量相對(duì)較低，淹水灌溉仍然是降低水稻Cd積累最有效的灌溉方式。以上研究表明，全生育期淹水灌溉是降低水稻Cd積累最有效的一種水分管理模式，這主要是由于淹水灌溉使得稻田土壤環(huán)境氧氣缺乏，發(fā)生pH、Eh、元素形態(tài)、微生物動(dòng)態(tài)以及植物生長(zhǎng)發(fā)育等變化，有效減少了土壤中有效態(tài)Cd含量；而濕潤(rùn)灌溉確保了維持水稻根部發(fā)育所需的氧氣，一方面并未對(duì)土壤環(huán)境造成較大改變，另一方面，由于水稻根系發(fā)育好，根系活力提高，水稻根系吸收Cd的能力也有所增強(qiáng)。

然而，全生育期淹水灌溉模式耗費(fèi)水資源多，缺水地區(qū)難以得到應(yīng)用，且易造成水稻無(wú)效分蘗增加、病蟲(chóng)害易發(fā)生等導(dǎo)致水稻減產(chǎn)的不利影響以及其他重金屬（Hg）含量超標(biāo)等弊端[78]。TIAN等[79]進(jìn)一步對(duì)水稻全生育濕潤(rùn)灌溉、灌漿前濕潤(rùn)灌溉灌漿后淹水灌溉、灌漿前淹水灌溉灌漿后濕潤(rùn)灌溉和全生育期淹水灌溉等4種灌溉方式進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)相較于全生育期濕潤(rùn)灌溉，另外3種灌溉模式均顯著降低了成熟期水稻各組織部位的Cd含量，說(shuō)明在水稻灌漿期進(jìn)行淹水灌溉有利于減少水稻Cd積累。易鎮(zhèn)邪等[80]發(fā)現(xiàn)，全生育期淹水處理是最能降低早、晚雙季稻Cd積累量的一種灌溉方式。此外，孕穗至齊穗、齊穗至灌漿中期間歇灌溉處理也能有效降低水稻地上部Cd積累量。在水資源較為缺乏情況下，可采取齊穗至灌漿中期間歇灌溉方式。分蘗期、抽穗期和灌漿期被認(rèn)為是能夠有效降低水稻Cd積累的關(guān)鍵生長(zhǎng)時(shí)期[81-82]。這主要是由于水稻生長(zhǎng)的分蘗、抽穗、灌漿時(shí)期均是水稻需水最大的生長(zhǎng)發(fā)育時(shí)期，該時(shí)期水稻需從土壤中大量吸收水分以保證自身的生長(zhǎng)發(fā)育。在吸收水分的同時(shí)，重金屬Cd也會(huì)跟隨水分被大量輸送至地上部，導(dǎo)致地上部Cd積累大幅增加。此時(shí)進(jìn)行淹水灌溉，既能保證水稻對(duì)水分的需求，又能有效降低土壤中可被水稻吸收的有效態(tài)Cd含量，因此能夠達(dá)到減少水稻Cd積累的調(diào)控效果。

6 總結(jié)與展望

水分管理調(diào)控水稻Cd污染已被理論和實(shí)踐證實(shí)是經(jīng)濟(jì)有效的措施。綜上可知，水分管理調(diào)節(jié)水稻Cd積累涉及多種因素，是一個(gè)較為復(fù)雜的過(guò)程。例如，土壤pH對(duì)土壤中陽(yáng)離子濃度的影響直接影響土壤膠體對(duì)Cd的吸附作用；淹水導(dǎo)致的鐵錳氧化物溶解，一方面能夠增加土壤溶液中有效態(tài)Cd含量，促進(jìn)水稻根系對(duì)Cd的吸收，另一方面可溶性的Fe2+、Mn2+又與Cd2+形成競(jìng)爭(zhēng)，減少水稻根系對(duì)Cd的吸收；有機(jī)-Cd配合物對(duì)Cd的活性和遷移以及對(duì)水稻Cd積累的影響同樣具有雙重作用。不同類型水稻、不同生育期、不同地區(qū)以及不同模式的水分管理對(duì)水稻Cd積累的調(diào)控效果往往存在差異。此外，土壤重金屬污染往往是多元素的復(fù)合污染，在利用水分管理進(jìn)行水稻Cd污染調(diào)控時(shí)，還應(yīng)當(dāng)充分考慮水稻對(duì)其他重金屬元素的響應(yīng)差異。例如，在淹水狀態(tài)下，還原條件和升高的pH雖然能有效降低有效態(tài)Cd含量，減少植株對(duì)Cd的吸收；但同時(shí)也會(huì)導(dǎo)致As5+被還原為As3+，亞砷酸鹽的溶解度大于砷酸鹽，使得土壤溶液中砷溶解度大大增加，水稻增加對(duì)重金屬As的吸收[83]。因此，完善對(duì)土壤污染元素的監(jiān)測(cè)，掌握水分對(duì)各項(xiàng)污染元素的影響機(jī)理，因地制宜選擇合適的管理模式，才能更有效地控制當(dāng)前農(nóng)田環(huán)境的重金屬污染。

目前利用水分管理進(jìn)行水稻Cd污染的調(diào)控，主要是基于水分對(duì)土壤理化性質(zhì)及土壤中Cd形態(tài)和有效態(tài)Cd含量的影響。稻田生態(tài)系統(tǒng)復(fù)雜，組成成分豐富。相較于土壤，目前針對(duì)水分管理對(duì)植物、微生物以及土壤-生物之間的互作影響，以及對(duì)水稻Cd積累的相關(guān)作用原理與應(yīng)用研究尚且缺乏，未來(lái)可進(jìn)行深入研究，以豐富和完善水分管理調(diào)控水稻Cd積累的理論知識(shí)。通過(guò)建立并發(fā)展相關(guān)生物指標(biāo)的監(jiān)測(cè)與評(píng)價(jià)制度，并基于相關(guān)理論知識(shí)進(jìn)行應(yīng)用探索以優(yōu)化和創(chuàng)新水分管理模式，最終能夠更有效地調(diào)控水稻Cd污染。