吳 佳 ，紀(jì)雄輝 ，魏 維 ，謝運(yùn)河 *

（1.長沙民政職業(yè)技術(shù)學(xué)院，長沙 410004；2.湖南省農(nóng)業(yè)環(huán)境生態(tài)研究所/農(nóng)田土壤重金屬污染防控與修復(fù)湖南省重點實驗室，長沙 410125；3.南方糧油作物協(xié)同創(chuàng)新中心，長沙 410125；4.農(nóng)業(yè)部長江中游平原農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室，長沙 410125）

種植低吸收水稻品種、采用水肥管理的農(nóng)藝調(diào)控、施用土壤調(diào)理劑的化學(xué)調(diào)控是當(dāng)前修復(fù)治理重金屬污染稻田的最常用方法。其中，水分管理調(diào)控主要通過影響土壤pH、土壤氧化還原電位（Eh）等土壤理化性質(zhì)，并通過土壤鐵、錳、硫的形態(tài)及含量影響土壤鎘（Cd）、砷（As）活性。大量研究表明，較強(qiáng)的還原條件、較高的土壤pH值可增加鐵錳氧化物活化度以及厭氧環(huán)境下形成CdS沉淀等皆可導(dǎo)致土壤Cd活性降低，減少水稻對Cd的吸收[1-3]；但強(qiáng)還原條件會導(dǎo)致As的溶解度增加，且土壤pH升高也會提高土壤As的有效性[4-6]；而在不同的土壤pH和Eh條件以及陰陽離子等配位離子的影響下，土壤水溶性有機(jī)碳對土壤中Cd、As的吸附具有增大和減小的雙面影響[7-8]?？梢?，不同水分條件對土壤中Cd、As活性的影響具有較大的不確定性，但整體上表現(xiàn)為淹水降低土壤Cd的活性、增加As的有效性，而干旱條件下則反之。目前，關(guān)于淹水對土壤Eh的影響[9-10]以及Eh對水稻Cd或As的吸收積累研究較多[11-12]，劉昭兵等[13-14]重點研究了不同淹水時間和水分管理方式對水稻Cd吸收積累的影響，但不同水分狀況管理（不同淹水深度和潛水位高度）下同步研究水稻對Cd、As的吸收積累鮮見報道。為此，通過設(shè)置不同淹水深度和土層潛水位高度的盆栽試驗，研究其對土壤Cd、As生物有效性以及水稻Cd、As吸收轉(zhuǎn)運(yùn)規(guī)律的影響，以期更好地為Cd、As污染稻田水分管理提供技術(shù)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤來源于湖南省長沙縣北山鎮(zhèn)榮合橋試驗基地，為花崗巖發(fā)育的麻砂泥水稻土。土壤pH值為5.17，土壤全氮含量為2.75 g·kg-1，全磷含量為1.12 g·kg-1，全鉀含量為 30.6 g·kg-1，有機(jī)質(zhì)含量為30.1 g·kg-1，堿解氮含量為 217 mg·kg-1，有效磷含量為 29.6 mg·kg-1，速效鉀含量為 188 mg·kg-1。土壤全Cd含量為0.96 mg·kg-1，土壤有效態(tài)Cd含量為0.34 mg·kg-1；土壤全As含量為27.5 mg·kg-1，土壤有效態(tài)As含量為0.08 mg·kg-1，屬于輕度Cd污染土壤。土壤經(jīng)風(fēng)干后壓碎，撿去石頭、粗秸稈等雜質(zhì)后過篩備用。

供試品種為兩系雜交中熟早秈稻株兩優(yōu)819。

1.2 試驗方法

采用盆栽試驗，共設(shè)7個處理，3次重復(fù)。試驗桶采用PVC管制成（圖1），桶高60 cm，內(nèi)徑40 cm，每個桶分別在離頂端3、6、9、12、15、18 cm處開直徑0.5 cm的水位控制孔，離頂端30 cm處開直徑為1.0 cm的進(jìn)水孔，所有孔用橡皮塞塞?。煌芭赃吂潭ㄙA水器用于補(bǔ)水，下端用軟管與進(jìn)水口聯(lián)通，貯水器水位高度與水位控制孔高度相同，根據(jù)水位高度要求進(jìn)行調(diào)整。每桶裝供試土壤51 cm，土層表面距桶頂端9 cm，每桶栽秧苗4株。

分蘗盛期前全部采用濕潤管理，分蘗盛期（8月20日）依次拔掉0、3、6、9、12、15、18 cm處水位控制孔的橡皮篩，即依次分別為T1、T2、T3、CK、T4、T5和T6處理。其中，CK為濕潤管理對照，水位控制孔與土壤表層平齊，T1～T3為水層深度分別為9、6、3 cm的淹水處理；T4～T6為相對土壤表層潛水位高度分別為-3、-6、-9 cm的干旱脅迫處理。

圖1 不同水分狀態(tài)的試驗桶及補(bǔ)水裝置示意圖Figure 1 Test bucket of different water conditions and the water refill schematic diagram

2016年7月15日裝土并加水平衡，確保土層高度為51 cm；7月23日每桶施入復(fù)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，期間保持濕潤管理；8月20日開始進(jìn)行不同水層深度管理，10月15日收割。期間于7月20日、8月5日、8月20日、9月5日、9月20日、10月5日測定土壤pH值和Eh，成熟期（10月12日）測定每桶水稻稻谷產(chǎn)量和地上部生物量，稻谷精米后粉碎備用，莖葉烘干后粉碎備用，根系清洗干凈后用去離子水洗3遍，烘干后粉碎備用，測定稻米（精米）、莖葉、根的Cd、As含量；同時采用三點取樣法用取樣器每桶取20 cm深的土壤，風(fēng)干后磨碎過20目篩備用，測定土壤有效態(tài)Cd、有效態(tài)As含量。

1.3 檢測分析方法

土壤Eh測定采用Eh計（SX 712，上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司）原位測定，將Eh電極插入土壤表層下2 cm，讀數(shù)穩(wěn)定后計數(shù)，每桶測定3次，取平均值；土壤pH值用酸度計（PHS-3C，雷磁）原位測定，讀數(shù)穩(wěn)定后計數(shù)，每桶測定3次，取平均值。

土壤有效Cd、有效As含量：稱10.00 g土樣，加入1 mol·L-1的乙酸銨50 mL，25 ℃條件下180 r·min-1振蕩1 h后過濾，稀釋20～100倍后用ICP-MS測定溶液Cd、As質(zhì)量濃度。

土壤Cd、As全量：稱過100目篩基礎(chǔ)土樣0.2 g于消煮管中，采用HNO3-H2O2-HF微波消煮混合液，定容后過濾，稀釋20～100倍后用ICP-MS測定溶液Cd、As質(zhì)量濃度。

植株Cd、As含量：稱粉碎樣0.3 g于消煮管中，采用HNO3-H2O2微波消煮混合液，定容后過濾，稀釋20～100倍后用ICP-MS測定溶液Cd、As質(zhì)量濃度。

采用SPSS 17.0及Microsoft Excel 2003進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同水分狀態(tài)對水稻產(chǎn)量及生物量的影響

測定成熟期水稻產(chǎn)量和生物量，結(jié)果如表1所示。從表1可看出，T1、T2和T3處理的稻谷產(chǎn)量、莖葉干質(zhì)量以及地上部生物量皆與CK無顯著差異；但T4、T5和T6處理的水稻產(chǎn)量、莖葉干質(zhì)量、地上部生物量皆顯著低于CK。T4、T5和T6處理的稻谷產(chǎn)量分別比CK減少了26.04%、21.06%、28.44%，地上部生物量則分別比CK降低了26.25%、21.58%和27.42%?？梢姡退疃葘λ井a(chǎn)量無顯著影響，但較低的土壤水位高度限制了水稻對水分的吸收，可能是土壤低潛水位管理引起的水分脅迫，并通過減少有效穗數(shù)、降低千粒重等導(dǎo)致水稻嚴(yán)重減產(chǎn)[15-17]。

2.2 不同水分狀態(tài)對土壤pH值和Eh的動態(tài)影響

從圖2可看出，不同淹水深度和水位高度對土壤pH值皆無顯著影響。土壤初始pH值在5.26左右，8月5日測定的土壤pH值略有上升，平均達(dá)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之間波動。8月5日土壤pH值上升可能是受施肥的影響。

水稻分蘗盛期（8月20日）之后，T1、T2和T3處理土壤pH值略高于T4、T5和T6處理，可能是因為土壤淹水還原是一個消耗H+的過程，而H+的大量消耗會導(dǎo)致土壤pH值的增加，但隨著土壤中可分解的有機(jī)物質(zhì)的不斷消耗、漬水條件下產(chǎn)生的中間產(chǎn)物有機(jī)酸以及終端產(chǎn)物CO2形成的碳酸的綜合作用，使土壤pH逐漸回落[18]。因此，在水稻進(jìn)行不同水分管理下，T1、T2和T3處理土壤pH值略高于T4、T5和T6處理。

圖2 不同水分狀態(tài)下的土壤pH變化動態(tài)Figure 2 The soil pH dynamics under different water conditions

表1 不同水分狀態(tài)下的水稻產(chǎn)量及生物量（g·桶-1）Table 1 The rice yields and biomass under different water conditions（g·bucket-1）

從圖3可看出，CK的土壤Eh從初始的313 mV逐漸下降，最終在-100 mV和100 mV之間波動；T1、T2和T3處理的土壤Eh隨時間的延長逐漸下降，最終穩(wěn)定在-300 mV至-400 mV之間，顯著低于CK，但T1、T2和T3處理間無明顯差異；T4、T5和T6處理的Eh一直穩(wěn)定在200 mV至400 mV之間，遠(yuǎn)高于CK，但T4、T5和T6處理間也無明顯差異?？梢姡退娠@著降低土壤Eh，低水位管理則顯著提高土壤Eh，但土壤Eh受淹水深度或水位高度的影響不明顯，僅取決于淹水的狀態(tài)；而濕潤管理（CK）則受水稻生長過程中水分消耗、外界溫濕度等氣候環(huán)境的影響，其土壤Eh在氧化態(tài)和還原態(tài)之間波動。

2.3 不同水分狀態(tài)對水稻Cd、As含量及土壤有效態(tài)Cd、As含量的影響

圖3 不同水分狀態(tài)下的土壤Eh動態(tài)變化Figure 3 The soil Eh dynamics under different water condition

測定成熟期水稻Cd、As含量及土壤有效態(tài)Cd、As含量，結(jié)果見表2。從表2可看出，T1、T2和T3處理的稻米、莖葉、根中Cd含量顯著低于CK，但T4、T5和T6處理則顯著高于CK。與CK相比，T1、T2和T3處理的稻米中Cd含量分別降低了66.76%、69.43%和61.11%，莖葉中Cd含量分別降低了65.89%、67.92%和66.95%，根中Cd含量也分別降低了76.02%、76.70%和75.51%；T4、T5和T6處理的稻米中Cd含量分別為CK的5.48、5.15和5.08倍，莖葉中Cd含量分別為CK的5.16、6.74、6.72倍，而根中Cd含量也分別為CK的2.46、4.17和3.77倍。T1、T2和T3處理的稻米、莖葉中As含量與CK無顯著差異，根中As含量則顯著高于CK且隨淹水深度的增加而降低；T4、T5和T6處理的稻米、莖葉、根中As含量皆顯著低于CK，處理間差異也不明顯。與CK相比，T4、T5和T6處理稻米中As含量分別降低了79.84%、79.20%和81.96%；莖葉中As含量分別降低了87.31%、92.34%和93.26%；根中As含量則分別降低了94.64%、95.87%和97.01%。不同淹水深度、水位高度皆對土壤有效態(tài)Cd含量無顯著影響。與CK相比，T1、T2和T3處理或T4、T5和T6處理的土壤有效態(tài)Cd、有效態(tài)As含量皆與CK無顯著差異，但T1、T2和T3處理土壤有效態(tài)As含量顯著高于T4、T5和T6處理?？梢?，與濕潤管理相比，淹水可大幅度降低水稻對Cd的吸收積累，而干旱脅迫下水稻對Cd的吸收積累能力成倍增長，但不同淹水層深度或水位高度皆對水稻Cd吸收的影響不明顯，水稻對Cd的吸收主要受限于淹水狀態(tài)；水分充足的淹水管理和濕潤管理明顯促進(jìn)了水稻對As的吸收，而水分供應(yīng)受限的干旱脅迫處理則顯著抑制了水稻對As的積累；不同淹水深度和水位高度對土壤有效態(tài)Cd含量皆無顯著影響，但水分供應(yīng)充足時土壤As活性高，而水分供應(yīng)受限時土壤As活性低。

水稻對Cd、As的積累與土壤Cd、As的有效態(tài)含量相關(guān)，調(diào)控土壤Cd、As形態(tài)的變化可改變其在土壤中的生物有效性[19-20]。由于土壤中As主要以陰離子形式存在，Cd則主要以陽離子形式存在，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質(zhì)[21]。而土壤pH和Eh是表征土壤環(huán)境的重要因子，通過影響土壤中Cd、As的溶解度進(jìn)而影響其遷移轉(zhuǎn)運(yùn)能力[22-24]。大量研究表明，土壤Cd的有效性與土壤pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)[25-27]，但在本研究中，由于不同水分管理狀況下的土壤pH處理間差異不明顯，因此本研究中土壤Cd、As有效性更主要受土壤Eh的影響。不同的水分管理下，土壤Cd形態(tài)的變化與還原條件下CdS的形成以及氧化鐵活性有關(guān)，氧化條件下的Cd比在還原條件下更易轉(zhuǎn)化為有效態(tài)，其原因可能是淹水還原條件下，一方面土壤中的SO2-4還原為S2-，而Cd具有很強(qiáng)的親硫性，易與S2-共沉淀，從而降低Cd的有效性[28-29]；另一方面，淹水后晶型氧化鐵也表現(xiàn)出對Cd的專性吸附，并促進(jìn)了土壤有機(jī)質(zhì)對Cd的固定作用，使交換態(tài)Cd向有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd轉(zhuǎn)化，從而降低了Cd的生物有效性[30]。但由于稻田厭氧的特殊化學(xué)性質(zhì)和水稻髓腔中空的特殊解剖結(jié)構(gòu)，稻米中的As含量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于旱作農(nóng)作物[31]。水稻為適應(yīng)生活環(huán)境而在根系表面形成不均勻分布的根表鐵膜，其對As（Ⅴ）有很強(qiáng)的親和能力，阻礙As進(jìn)入根系[32-33]。本研究表明，在淹水還原條件下，土壤有效態(tài)As含量，水稻稻米、莖葉、根系中的As含量皆顯著高于氧化條件的低潛水位處理，表明淹水顯著提升了As的生物有效性[25]。其原因可能是在淹水情況下，土壤膠體中的鐵氧化物被還原成低價態(tài)的Fe2+進(jìn)入到溶液中，隨之吸附態(tài)As（Ⅴ）也會因還原作用而釋放到溶液中，且主要以As（Ⅲ）形式存在，而As（V）比As（Ⅲ）易被土壤膠體吸附固持，造成土壤As的移動性增強(qiáng)[34-35]，從而提升了As的生物有效性。

表2 不同水分狀態(tài)的水稻Cd、As含量及土壤有效態(tài)Cd、As含量（mg·kg-1）Table 2 The contents of rice Cd and As and soil available Cd and As under different water conditions（mg·kg-1）

2.4 不同水分狀態(tài)對水稻Cd、As轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

Cd、As在土壤-水稻系統(tǒng)各個部位之間的遷移情況用轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）表示，即TFx/y=Cy/Cx，式中：TFx/y代表Cd、As從x到y(tǒng)之間的轉(zhuǎn)移系數(shù)；x和y分別代表土壤-水稻系統(tǒng)的某一部位，如土壤、莖、米；Cx、Cy分別代表2個部位中Cd、As含量（土壤中以有效態(tài)Cd含量和有效態(tài)As含量進(jìn)行計算）。

計算Cd、As在土壤-水稻系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)移系數(shù)，結(jié)果如表3所示。由表3可知，Cd和As在土壤-水稻系統(tǒng)中轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)處理間的差異以TF根/土＞TF莖/根＞TF米/莖。在土壤-水稻系統(tǒng)的轉(zhuǎn)運(yùn)中，T1、T2和T3處理Cd、As的TF米/莖、TF莖/根與CK皆無顯著差異；而T4、T5和T6處理As的TF莖/根顯著高于CK，表明低水位的干旱脅迫增加了根As向莖的轉(zhuǎn)運(yùn)。而通過土壤有效態(tài)Cd、有效態(tài)As計算土壤Cd、As向水稻根的轉(zhuǎn)運(yùn)結(jié)果表明，T1、T2和T3處理Cd的TF根/土顯著低于CK，T4、T5和T6處理Cd的TF根/土顯著高于CK，而As與之相反，表明不同水分狀態(tài)下Cd、As在水稻根系-土壤界面中的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)能力正好相反。

與CK相比，T1、T2和T3處理Cd的TF根/土顯著低于CK，而T4、T5和T6處理Cd的TF根/土、TF莖/土、TF米/土皆顯著高于CK，也高于T1、T2和T3處理；T1、T2和T3處理As的TF根/土、TF莖/土、TF米/土轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)與CK皆無顯著差異，但T4、T5和 T6處理As的 TF根/土、TF莖/土、TF米/土轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)皆顯著高于CK以及T1、T2和T3處理?？梢?，與CK相比，低潛水位管理顯著促進(jìn)Cd向根系及地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)，并顯著抑制As向根系及地上部的轉(zhuǎn)移，淹水狀態(tài)下則反之。在土壤-水稻系統(tǒng)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)中，與T1、T2和T3處理相比，T4、T5和T6處理的TF米/莖和TF莖/根皆無明顯差異，但T4、T5和T6處理的TF根/土顯著高于T1、T2和T3處理；而在As的轉(zhuǎn)運(yùn)中，與 T1、T2和 T3處理相比，T4、T5和 T6處理的TF米/莖和TF莖/根皆顯著高于T1、T2和T3，但T4、T5和T6處理的TF根/土顯著低于T1、T2和T3處理。表明不同水分管理模式下水稻對Cd、As的積累主要由土壤轉(zhuǎn)運(yùn)至根系所決定，Cd、As主要富集在水稻根部，僅有極少一部分轉(zhuǎn)運(yùn)至莖葉和稻米中，這主要是因為根系的根表鐵膜是阻控水稻吸收積累Cd、As的天然屏障[36]，而淹水與低潛水位管理對Cd在水稻體內(nèi)向上部的轉(zhuǎn)運(yùn)無明顯影響；而與低潛水位管理相比，淹水更易促進(jìn)水稻根系對土壤As的吸收，而低水位管理則降低了根系對土壤As的吸收，但增大了水稻體內(nèi)As向莖葉和稻米中的分配比例。劉昭兵[14]，史磊[37]等也研究發(fā)現(xiàn)，淹水能在一定程度上抑制Cd由莖葉向糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)，并顯著影響水稻莖葉和糙米對土壤Cd的富集能力；陳麗娜[38]也研究發(fā)現(xiàn)不同水分管理下水稻不同部位間As的轉(zhuǎn)運(yùn)也存在較大差異。

表3 不同水分狀態(tài)下Cd、As在土壤-水稻系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)移系數(shù)Table 3 The Cd and As transfer coefficients in soil-rice system under different water conditions

2.5 稻米Cd、As含量與土壤性質(zhì)及Cd、As在水稻-土壤系統(tǒng)轉(zhuǎn)運(yùn)的相關(guān)性

分析稻米Cd、As含量之間的相關(guān)性，結(jié)果見表4。由表4可知，稻米含Cd量和含As量呈極顯著負(fù)相關(guān)，表明不同水分管理模式下水稻對Cd、As的吸收效果相反，降低稻米Cd含量勢必增加稻米As含量。

分析稻米Cd、As含量與成熟期（10月5日）土壤pH和Eh之間的相關(guān)性，結(jié)果見表4。由表4可知，稻米Cd含量與土壤pH負(fù)相關(guān)，但相關(guān)不顯著，而與土壤Eh極顯著正相關(guān)；稻米As含量則與土壤pH顯著正相關(guān)，與土壤Eh極顯著負(fù)相關(guān)；土壤Eh對稻米Cd、As含量的影響作用大于土壤pH的影響?？梢?，不同水層深度和水位高度管理下，土壤Eh的變化是影響水稻Cd、As吸收的一個關(guān)鍵因素。

稻米Cd含量與土壤有效態(tài)Cd含量相關(guān)不明顯，而稻米As含量與土壤有效態(tài)As含量呈極顯著正相關(guān)，這主要是不同淹水深度和水位高度對土壤有效態(tài)Cd含量的影響不明顯，而淹水則可顯著增加土壤有效態(tài)As含量所致。

稻米Cd含量與Cd的TF米/莖相關(guān)不明顯，而與Cd的TF莖/根、TF根/土、TF米/土、TF莖/土皆極顯著正相關(guān)，其相關(guān)系數(shù)為 TF米/土＞TF莖/土＞TF根/土＞TF莖/根＞TF米/莖，而稻米As含量則與之皆呈極顯著負(fù)相關(guān)；稻米As含量與As的TF米/莖、TF莖/根皆呈極顯著負(fù)相關(guān)，但與TF米/土、TF莖/土、TF根/土皆呈極顯著正相關(guān)，而稻米Cd含量則與之相反?？梢?，不同水分狀態(tài)管理下，稻米Cd含量與Cd由土壤向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)能力正相關(guān)，向上轉(zhuǎn)運(yùn)的越多，稻米Cd含量越高，其關(guān)鍵轉(zhuǎn)運(yùn)節(jié)點為Cd在土壤至根系、根系至莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)環(huán)節(jié)，且主要由土壤至根系的環(huán)節(jié)所決定。而稻米As含量與土壤As向水稻根系及地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)正相關(guān)，但水稻根系、莖葉As含量越高，As由該器官向上部器官中轉(zhuǎn)運(yùn)的能力越低，表明稻米As含量受土壤As向根系及地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的主導(dǎo)，并受As在根系、莖葉、稻米中分配的調(diào)節(jié)。水稻對Cd的吸收與對As的積累呈顯著負(fù)相關(guān)。

3 結(jié)論

（1）淹水深度對水稻生長及產(chǎn)量無顯著影響，但潛水位管理下的水稻產(chǎn)量和生物量皆顯著下降。

（2）不同水分狀態(tài)管理對土壤pH值的影響不明顯，但淹水處理的土壤pH值略高于潛水位管理處理；而不同水分狀態(tài)下土壤Eh差異明顯，淹水處理的土壤Eh隨淹水時間的延長，逐漸在-300 mV至-400 mV之間穩(wěn)定，而潛水位管理下的土壤Eh則在200 mV至400 mV之間波動。

（3）淹水可顯著降低水稻對Cd的吸收，而潛水位管理下水稻對Cd的積累能力成倍增長，水稻對Cd的吸收主要受限于淹水狀態(tài)。水分供應(yīng)充足增加了土壤As活性，顯著促進(jìn)水稻對As的吸收；而水分供應(yīng)受限降低了土壤As活性，并顯著抑制水稻對As的積累。

（4）不同水分狀態(tài)管理下，水稻對Cd、As的積累主要由土壤轉(zhuǎn)運(yùn)至根系的環(huán)節(jié)所決定，不同水分管理對Cd在水稻體內(nèi)向上部的轉(zhuǎn)運(yùn)無明顯影響，但淹水會促進(jìn)水稻根系對土壤As的吸收，而潛水位管理則降低了根系對土壤As的吸收，但潛水位管理增加了水稻體內(nèi)As向莖葉和稻米中的轉(zhuǎn)運(yùn)。相關(guān)分析表明，不同水分管理模式下，水稻對Cd和As的吸收積累呈極顯著負(fù)相關(guān)。因此，在Cd、As污染土壤的水分管理過程中，應(yīng)結(jié)合土壤Cd、As污染程度，適當(dāng)制定水分管理策略。

表4 稻米Cd、As量與土壤性質(zhì)及Cd、As在水稻-土壤系統(tǒng)轉(zhuǎn)運(yùn)間的相關(guān)系數(shù)Table 4 Correlations between Cd and As contents in rice and their transfer coefficients in soil-rice system