水肥和鈍化劑阻控水稻吸收鎘機(jī)制的研究進(jìn)展

馬瑗蕊 石艷平 黃其穎 任佳佳 郭俏俏 徐彥 徐煒杰 柳丹*

（1 浙江農(nóng)林大學(xué)/浙江省土壤污染生物修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，杭州 311300；2 嘉興市土肥植保與農(nóng)村能源站，浙江 嘉興 314000；3 金華市耕地質(zhì)量與肥料管理站，浙江 金華 321000；4 金華經(jīng)濟(jì)技術(shù)開發(fā)區(qū)農(nóng)業(yè)與旅游發(fā)展局，浙江 金華 321000；第一作者：myrvicary@163.com；*通信作者：liudan@zafu.edu.cn）

水稻是我國重要的口糧作物，65%的人口以稻米為主食[1]，水稻生產(chǎn)的安全至關(guān)重要。Cd 對(duì)人們的身體健康有極大影響，且其在環(huán)境中很難遷移轉(zhuǎn)化，被列為《國家重金屬污染綜合防治“十三五”規(guī)劃》重點(diǎn)關(guān)注元素之一[2]。為保障水稻的安全生產(chǎn)，國內(nèi)外學(xué)者對(duì)水稻Cd 污染治理進(jìn)行了大量研究，并形成了一些較為成熟的降低水稻Cd 含量的措施，如物理修復(fù)技術(shù)（客土法、電修復(fù)技術(shù)）、化學(xué)修復(fù)技術(shù)（化學(xué)淋洗法、化學(xué)穩(wěn)定化技術(shù)）、生物修復(fù)技術(shù)（植物修復(fù)，微生物修復(fù)），以及農(nóng)藝調(diào)控措施（水肥管理、鎘低積累品種篩選等）[3-5]。研究認(rèn)為，在輕度Cd 污染稻田中，通過調(diào)控水肥和采用化學(xué)穩(wěn)定化技術(shù)（即施用鈍化劑）是最具有實(shí)用價(jià)值和經(jīng)濟(jì)效益之一[6]。本文梳理總結(jié)了水肥管理和鈍化劑阻控水稻吸收Cd 的作用機(jī)制，分析了Cd 污染治理對(duì)土壤環(huán)境的影響，旨在為降低水稻Cd 含量的研究提供理論依據(jù)和技術(shù)支持。

1 Cd 污染現(xiàn)狀

調(diào)查發(fā)現(xiàn)，我國11 個(gè)省市的25 個(gè)地區(qū)土壤有Cd污染，區(qū)域間有顯著差異，整體上看，南方重于北方、中部重于東部和西部。其中，西南（主要是四川、云南和貴州）和中南部（主要是湖南、廣東和廣西）地區(qū)土壤Cd污染問題較為突出[7]。2014 年的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》表明，土壤中Cd 的點(diǎn)位超標(biāo)率為7.0%（5.2%為輕微污染，0.8%為輕度污染，中度和重度污染均為0.5%），位于重金屬元素超標(biāo)之首[5,8]。ZHAI 等[9]檢測(cè)了湖南省郴州市2 415 km2的稻田土壤和部分稻米，結(jié)果顯示，土壤Cd 含量為2.72～4.83 mg/kg、平均值為1.45 mg/kg，稻米的Cd 含量為0.01～0.43 mg/kg、平均值為0.39 mg/kg，均嚴(yán)重超標(biāo)。DUAN 等[10]對(duì)湖南湘江流域收獲的水稻進(jìn)行檢測(cè)，發(fā)現(xiàn)在146 個(gè)水稻樣品中，Cd 含量超過0.2 mg/kg（國標(biāo)限量值）的樣品數(shù)占總樣品數(shù)的60%以上，超過1.0 mg/kg 的樣品數(shù)占總樣品數(shù)的11%以上。水稻受Cd 污染的形勢(shì)非常嚴(yán)峻。

農(nóng)田Cd 污染不僅會(huì)對(duì)土壤造成危害，影響土壤的基本結(jié)構(gòu)，還會(huì)危害作物，甚至對(duì)人類身體健康以及生態(tài)環(huán)境造成威脅。GUO 等[11-12]研究發(fā)現(xiàn)，植物在受到Cd污染侵害時(shí)會(huì)出現(xiàn)生長(zhǎng)發(fā)育遲緩、萎黃、根尖褐變等現(xiàn)象，甚至死亡。張杰等[13]發(fā)現(xiàn)，Cd 脅迫下的水稻幼苗光合作用受到顯著抑制。

Cd 在土壤中主要以水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)存在，Cd 的存在形態(tài)決定了有效態(tài)Cd 含量[14]。水稻通過根系吸收土壤中的有效態(tài)Cd 并轉(zhuǎn)移到植物體內(nèi)，進(jìn)而產(chǎn)生Cd 脅迫。因此，要治理水稻Cd 污染，可以從降低土壤中有效態(tài)Cd含量以及阻控水稻對(duì)有效態(tài)Cd 的吸收上著手。水肥管理和施用鈍化劑主要就是通過降低土壤中有效態(tài)Cd的含量來有效阻控水稻Cd 污染。

2 水肥管理對(duì)水稻吸收Cd 的阻控機(jī)制

水肥管理屬于農(nóng)藝調(diào)控措施，主要通過綜合管理農(nóng)田肥料和水分的輸入，間接改變稻田土壤中Cd 的形態(tài)，進(jìn)而影響水稻對(duì)Cd 的吸收和積累[15]。合理的水肥管理模式不僅能降低土壤有效Cd 含量，還能提高水稻產(chǎn)量[16-18]。目前水稻生產(chǎn)上比較常用的水分管理模式和肥料類型如表1、表2 所示。研究表明，全生育期淹水并添加肥料的措施降Cd 效果好，但全生育期淹水會(huì)造成水稻無效分蘗增加，產(chǎn)量降低，水資源浪費(fèi)，促進(jìn)As（砷）在水稻中的積累，因此，不推薦在Cd、As 復(fù)合污染的水稻田上單獨(dú)采用該措施[19-22]。水肥管理阻控水稻吸收Cd 的作用機(jī)理主要為吸附沉淀作用和離子競(jìng)爭(zhēng)作用（圖1）。

圖1 水肥管理作用機(jī)制

表1 常見水分管理模式

表2 當(dāng)前常見肥料類型

2.1 吸附沉淀作用

水肥管理阻控水稻對(duì)Cd 的吸收主要通過吸附沉淀作用進(jìn)行。土壤膠體具有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[31]，可以有效吸附Cd2+。水肥管理通過作用土壤膠體，增加土壤膠體的穩(wěn)定性，以加強(qiáng)Cd2+的吸附，從而降低有效Cd 含量。張淼等[32]研究表明，土壤pH 值增大，其對(duì)Cd 的吸附量也增大。土壤pH 不僅受水分條件和肥料施用影響，還受到土壤氧化還原狀態(tài)的影響[33]。水稻在淹水厭氧條件下，pH 提升，OH-增多，有效態(tài)Cd 與OH-結(jié)合生成沉淀，Cd的結(jié)合態(tài)發(fā)生變化[34]。氧化還原電位下降，還原作用增強(qiáng)，會(huì)使大量的S2-被還原，與Cd2+反應(yīng)生成沉淀，降低Cd 的有效性，有效態(tài)Cd 還會(huì)被溶解的有機(jī)質(zhì)以及鐵錳氧化物吸附，使其生物有效性大幅降低[35-36]。淹水條件下，F(xiàn)e(II)經(jīng)氧化后可在根表形成鐵膜[37]，當(dāng)鐵膜較薄時(shí)，對(duì)水稻吸收Cd 有促進(jìn)作用，而當(dāng)根表鐵膜數(shù)量超過某一臨界值（20 825 mg/kg）時(shí)，對(duì)水稻根系吸收Cd有抑制作用[38]。干濕交替灌溉會(huì)促進(jìn)根表鐵膜形成，對(duì)水稻吸收Cd 產(chǎn)生積極作用[24]。

除了水分管理以外，YANG 等[39-40]認(rèn)為，肥料通過改變土壤特征，如土壤的表面電荷、pH 和有效P（磷）含量等，或可以與土壤中的Cd 直接反應(yīng)，導(dǎo)致可移動(dòng)的Cd 轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的形式存在于土壤中。ZHU 等[41]研究認(rèn)為，N 肥的過多施入會(huì)造成土壤酸化，pH 降低，水稻籽粒Cd 含量增高。P 是水稻生長(zhǎng)發(fā)育的必需元素之一，有研究表明，P 肥不僅對(duì)水稻品質(zhì)和產(chǎn)量有著重要影響，在固定重金屬方面也有顯著效果：PO43-（磷酸根離子）和Cd2+結(jié)合形成沉淀，固定在水稻根系，減少Cd2+在水稻內(nèi)部的轉(zhuǎn)運(yùn)，從而降低糙米Cd 含量；P 肥的施入，還能提高土壤pH，進(jìn)而降低土壤中Cd 的有效性，抑制水稻對(duì)Cd 的吸收和積累[42]。肥料中的S（硫）、Mg（鎂）及Zn（鋅）可以與Cd2+形成絡(luò)合物或螯合物，降低Cd 的生物活性，或者通過改變土壤的其他性狀，間接影響土壤中Cd 的有效性[34]。K（鉀）肥的施入會(huì)造成K+與已經(jīng)被固定的Cd2+發(fā)生置換，從而促進(jìn)Cd 的活化[43]。Si 肥的施用不僅可以促進(jìn)植物生長(zhǎng)和對(duì)礦質(zhì)元素的吸收，增加水稻產(chǎn)量，提高稻米品質(zhì)，還能促進(jìn)水稻根部鐵膜的形成，從而吸附更多的有效Cd，減少水稻吸收Cd[44-48]。此外，鄧騰灝博等[49]和史新慧等[50]研究認(rèn)為，Si可以與Cd 作用形成沉淀，抑制Cd 向植物體內(nèi)擴(kuò)散，從而降低植物內(nèi)的Cd 含量。有機(jī)肥通過增加土壤中活性氧化物含量，提高土壤pH，降低OPR（氧化還原電位），進(jìn)而降低土壤中有效態(tài)Cd 含量，但是，也有研究表明，長(zhǎng)期施用或者施用中、高量的有機(jī)肥會(huì)增加土壤Cd 的有效態(tài)含量，這是因?yàn)橛袡C(jī)肥或作物秸稈將大量可溶性有機(jī)質(zhì)（DOM）帶入土壤中，而DOM 能抑制土壤對(duì)Cd的吸附，進(jìn)而提高Cd 的生物有效性，DOM 與重金屬形成配合物提高其遷移性，促進(jìn)植物對(duì)Cd 的吸收[7,28-29]。生物菌肥能在細(xì)胞壁及周圍區(qū)域形成大量顆粒狀Cd沉積物，從而減少土壤中可溶態(tài)Cd 含量[51]。

2.2 離子競(jìng)爭(zhēng)作用

根系對(duì)Cd 的吸收需借助Fe 的運(yùn)輸?shù)鞍?，而在淹水條件下，土壤的OPR 下降，還原作用增強(qiáng)，被還原出來的大量Fe2+與Fe 的運(yùn)輸?shù)鞍變?yōu)先結(jié)合，在很大程度上降低了Cd 與其結(jié)合的幾率，從而減少水稻對(duì)Cd 的吸收累積。除此以外，在經(jīng)過離子通道時(shí)，被還原出的大量離子會(huì)與Cd2+形成競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，能有效阻控Cd2+進(jìn)入水稻植株內(nèi)部[22,52]。在Cd 污染較輕的酸性土壤中，添加含有Fe 元素的肥料和無定型的Mn 有利于減輕水稻對(duì)Cd 的吸收[39,53-54]。

3 鈍化劑施用對(duì)水稻吸收Cd 的阻控機(jī)制

化學(xué)穩(wěn)定化技術(shù)是指通過向Cd 污染農(nóng)田投加化學(xué)鈍化劑來降低土壤中Cd 的生物有效性與移動(dòng)性。施用鈍化劑一般不會(huì)改變土壤中Cd 的總量，但可以使其以更穩(wěn)固的形式存在于土壤內(nèi)，而不易被水稻吸收[55-57]。鈍化劑可分為無機(jī)類和有機(jī)類，常用的種類包括黏土礦物、石灰性物質(zhì)、含磷材料、工業(yè)廢渣、炭材料、有機(jī)肥和農(nóng)業(yè)廢棄物等[58-63]。鈍化劑鈍化土壤重金屬的作用機(jī)理主要包括：有機(jī)絡(luò)合作用、共沉淀作用、吸附作用和離子交換作用、氧化還原作用（圖2）。

圖2 鈍化劑作用機(jī)理

3.1 共沉淀作用

不同的鈍化劑對(duì)土壤Cd 污染的修復(fù)作用機(jī)制是不同的。BOLAN 等[64]認(rèn)為，沉淀是金屬磷酸鹽固定土壤中Cd 的主要機(jī)制之一。GARAU 等[65]認(rèn)為，赤泥和石灰也是通過增加土壤pH，進(jìn)而生成重金屬沉淀將Cd 固定。石灰是目前比較成熟的鈍化劑，其鈍化重金屬效果好且經(jīng)濟(jì)實(shí)惠，施用石灰對(duì)土壤pH 的提升有顯著作用，pH 升高，土壤顆粒表面負(fù)電荷增加，有利于Cd 形成氫氧化物或碳酸鹽結(jié)合態(tài)沉淀及共沉淀[66]，土壤中交換態(tài)Cd 的含量降低[67-68]，有效Cd 含量因此減少，從而降低土壤Cd 的遷移能力和水稻對(duì)Cd 的富集能力[69-71]。在淹水條件下施用硫酸鹽，土壤中的還原細(xì)菌可以將其還原為硫化物，土壤中的游離態(tài)Cd2+與硫化物產(chǎn)生沉淀而鈍化，Cd2++S2-→CdS[72]。固體廢棄鋼渣含有Ca、Si、Fe、Mn、Al 等氧化物，可與重金屬形成硅酸鹽沉淀，從而降低重金屬有效含量[73]。

3.2 絡(luò)合作用

生物炭表面的官能團(tuán)（羥基和羧基等）和重金屬會(huì)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，將土壤中的重金屬離子遷移吸附并固定在生物炭表面[74]，減少土壤有效態(tài)Cd 含量。有機(jī)堆肥是指有機(jī)廢物（污泥、糞便、城市固廢和園林廢物）的腐殖化穩(wěn)定化過程[75-76]，堆肥表面含有大量芳香結(jié)構(gòu)，結(jié)構(gòu)中帶有的羥基、酚羥基、羰基等官能團(tuán)與重金屬發(fā)生絡(luò)合作用，不僅能降低Cd 的有效性，還能為土壤提供營養(yǎng)物質(zhì)[77]。

3.3 吸附作用和離子交換作用

大多數(shù)粘土礦物，如凹凸棒、赤泥、膨潤土、海泡石、沸石等，都有較大的比表面積、較高的孔隙度和復(fù)雜的結(jié)構(gòu)，擁有較強(qiáng)的吸附性能，能將土壤中的可溶性重金屬元素吸附在其表面，或?qū)⑼寥乐杏坞x的Cd 等重金屬暫時(shí)固定在礦物的層間結(jié)構(gòu)中，能在局部形成具有強(qiáng)吸附能力的土壤膠體，改變土壤中Cd 等重金屬的活動(dòng)能力，阻斷或滯緩?fù)寥乐械腃d 向植物遷移，有效降低水稻對(duì)Cd 的吸收[78]。天然礦物也同樣因?yàn)槠涮囟ǖ奈锢砗突瘜W(xué)性質(zhì)，比如較高的陽離子交換能力和比表面積而展現(xiàn)出對(duì)金屬陽離子較強(qiáng)的吸附能力[79]。向Cd污染農(nóng)田施加赤泥，土壤中Cd 的活性降低，糙米Cd 含量降低，稻谷產(chǎn)量提高[80]。施加海泡石能抑制水稻對(duì)Cd的富集，土壤有效態(tài)Cd 含量呈現(xiàn)隨海泡石施用量增加而降低的趨勢(shì)[81]。生物質(zhì)炭是含碳有機(jī)物高溫限氧分解產(chǎn)生的固體產(chǎn)物，具有孔隙結(jié)構(gòu)復(fù)雜、附著大量含氧官能團(tuán)、比表面積較大、吸附污染物能力強(qiáng)、形態(tài)穩(wěn)定和不易被降解的特點(diǎn)[82-83]。施加生物質(zhì)炭不會(huì)引進(jìn)新的污染物，是一種安全有效的吸附材料，成為重金屬污染土壤修復(fù)方面的研究熱點(diǎn)[84-85]。

3.4 氧化還原作用

由于Cd 在土壤中主要以穩(wěn)定二價(jià)存在，因此在氧化還原機(jī)制上對(duì)Cd 的研究通常與土壤中的S 和Fe 相關(guān)。赤泥中的鐵氧化物可以通過土壤氧化還原條件的改變來促進(jìn)水稻根系鐵膜的形成，吸附更多的Cd，抑制水稻根系對(duì)Cd 的吸收。有機(jī)質(zhì)（腐殖質(zhì)）、Fe、Mn、Si和Al 的水合物及其氧化物可以增強(qiáng)土壤對(duì)重金屬Cd的吸附能力，尤其是在土壤淹水環(huán)境下，添加有機(jī)物料改變了土壤中氧化物的活性，從而加強(qiáng)了對(duì)Cd 的吸附。

為了實(shí)現(xiàn)Cd 污染農(nóng)田的有效治理，可以將有效技術(shù)進(jìn)行集成，從而達(dá)到更好的治理效果。李劍睿等[63]研究表明，在同樣的淹水條件下，施用鈍化劑處理水稻體內(nèi)的Cd 含量要比不施鈍化劑處理的少。LI 等[86]在常規(guī)灌溉、濕潤灌溉、淹水灌溉3 種水分管理模式下添加海泡石，發(fā)現(xiàn)淹水灌溉模式能促進(jìn)海泡石對(duì)Cd 的吸附，土壤中可交換性Cd 含量下降幅度最大。鄢德梅等[87]研究表明，2 250 kg/hm2鈣鎂磷肥配施石灰、海泡石，作用于Cd 濃度為4.98 mg/kg 的稻田土壤，能使糙米中的Cd 含量降低至0.04 mg/kg。由此可見，與單項(xiàng)修復(fù)技術(shù)相比，水肥管理與鈍化劑施用相結(jié)合，能更有效降低土壤有效態(tài)Cd 含量以及水稻根系和籽粒對(duì)Cd 的富集。

4 水肥管理與鈍化劑施用對(duì)土壤環(huán)境的影響

水肥管理和鈍化劑施用能降低土壤有效態(tài)Cd 含量，同時(shí)對(duì)土壤環(huán)境產(chǎn)生一定影響（圖3），而土壤環(huán)境的改變會(huì)影響到作物的生長(zhǎng)發(fā)育。因此在追求降低水稻Cd 含量的基礎(chǔ)上，還要關(guān)注土壤環(huán)境變化。

圖3 水肥管理和鈍化劑施用對(duì)土壤環(huán)境影響的作用機(jī)理

4.1 對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

不同水分管理模式對(duì)土壤基本性質(zhì)的影響也不同。淹水灌溉降低了土壤有效態(tài)Cd 含量，還會(huì)促進(jìn)土壤中P 的轉(zhuǎn)化，改變有效P 和水溶性P 含量，從而影響對(duì)作物的供P 能力。淹水環(huán)境下，土壤中的O2減少，降低了有機(jī)質(zhì)的分解速率，使有機(jī)質(zhì)累積。淹水會(huì)使土壤的pH 值向中性轉(zhuǎn)變，即酸性土壤淹水灌溉后pH 值上升，堿性土壤淹水灌溉后pH 下降。干濕交替灌溉能夠使土壤堿解氮、有機(jī)質(zhì)含量下降，速效K 含量提高[88]。長(zhǎng)期施用化肥會(huì)導(dǎo)致土壤酸化和土壤板結(jié)，常規(guī)尿素分次施用還會(huì)導(dǎo)致土壤的N 素、P 素流失。Si 肥的施用能減少P 在土壤中的固定，促進(jìn)根系對(duì)P 的吸收，改良土壤。施用有機(jī)肥也能提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，增加土壤活性N 和活性C 組分，促進(jìn)土質(zhì)疏松，降低土壤容重，改良土壤結(jié)構(gòu)，有效提升土壤肥力。

石灰類堿性鈍化劑可以有效提高土壤pH 值和土壤養(yǎng)分的有效性，但是不合理施用也有可能造成負(fù)面影響，比如導(dǎo)致土壤石灰化、板結(jié)，重金屬含量升高，水稻減產(chǎn)[89]。添加粉煤灰會(huì)顯著提高土壤pH，降低Ec（電導(dǎo)率），增加土壤孔隙結(jié)構(gòu)和結(jié)構(gòu)組合，從而降低土壤的持水性，粉煤灰加入量的增加會(huì)導(dǎo)致土壤中有效P、銨態(tài)N 和水溶性K 含量降低[81,90]。生物炭能增加土壤的有機(jī)碳和養(yǎng)分，改善土壤環(huán)境，增強(qiáng)土壤保水性和飽和導(dǎo)水性，改善土壤碳循環(huán)[74]。

4.2 對(duì)土壤微生物的影響

土壤微生物直接參與土壤物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)，能維持動(dòng)植物生長(zhǎng)，凈化環(huán)境污染，但對(duì)環(huán)境變化敏感，容易受到重金屬脅迫[91]。微生物群落會(huì)受到土壤C/N、水溶性C 和有機(jī)物含量的影響[92]。

水肥管理對(duì)微生物活性和生物有效性影響較大。水分管理通過改變土壤的通氣性，從而作用于土壤微生物。當(dāng)水分過高，需氧微生物活性下降，而厭氧微生物活性增強(qiáng)，比如硫酸鹽還原菌、異化鐵還原菌等。根際微生物的生長(zhǎng)繁殖會(huì)因?yàn)榉柿鲜┯枚l(fā)生變化。如水稻在灌漿期，水分和氮素會(huì)顯著影響根際微生物碳含量[93]。施用有機(jī)肥也能提高土壤微生物活性和功能多樣性[94]，還能提高土壤微生物總生物量和細(xì)菌生物量[95-96]。

施用鈍化劑也會(huì)影響微生物群落。任露陸等[97]研究表明，施用石灰能豐富土壤不同功能菌群，提高土壤功能。然而，也有研究發(fā)現(xiàn)，在酸性土壤中，微生物的豐度隨著石灰用量的增加而減少[98]。鞏龍達(dá)等[99]也認(rèn)為，施用石灰會(huì)減少土壤總微生物量和多樣性指數(shù)，而復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤細(xì)菌生物量的增長(zhǎng)有積極作用。施用海泡石使土壤真菌的種群結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著改變，多樣性指數(shù)降低[100]。也有研究發(fā)現(xiàn)，施用海泡石后土壤細(xì)菌數(shù)量略有增加[101]。鈍化劑處理有利于根際環(huán)境Cd 功能細(xì)菌（Actinobacteria 和Proteobacteria）的富集，但是過量施用生物質(zhì)C 對(duì)非根際土壤中的細(xì)菌群落有一定抑制作用[92]。

4.3 對(duì)土壤酶的影響

土壤酶與土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和土壤健康狀況有很大關(guān)系，因此，酶的活性可以反映出土壤環(huán)境狀況。過氧化物酶在有機(jī)質(zhì)氧化和腐殖質(zhì)形成過程中起著重要作用，能促進(jìn)過氧化氫的分解，以防止作物被過氧化氫毒害[102]。脲酶則是參與土壤N 循環(huán)的重要土壤酶之一，在一定程度上反映土壤的供N 能力，對(duì)土壤重金屬污染敏感，受到重金屬污染后活性會(huì)顯著降低，是土壤重金屬污染生態(tài)毒性效應(yīng)研究的重要指示物[103]。土壤蔗糖酶可以增加土壤中的易溶性營養(yǎng)物質(zhì)，其活性與有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化和呼吸強(qiáng)度有密切關(guān)系。土壤磷酸酶的活性高低直接影響著土壤中有機(jī)P 的分解轉(zhuǎn)化及其生物有效性。水肥管理和鈍化劑施用并不會(huì)直接對(duì)土壤酶產(chǎn)生影響，一般是通過對(duì)微生物作用后再作用到酶。水分管理會(huì)影響土壤含水率，土壤含水率又與酚氧化酶活性、過氧化物酶活性呈極顯著正相關(guān)；水分的改變亦會(huì)影響土壤溫度、土壤孔隙度、pH 和土壤養(yǎng)分等，從而影響土壤中微生物生物量，進(jìn)而影響酶活性[104-105]。在Cd 脅迫下，干濕交替灌溉和濕潤灌溉處理的土壤脲酶、中性磷酸酶、過氧化氫酶、微生物量和碳含量在部分時(shí)期高于傳統(tǒng)的淹水灌溉[106]。劉增兵等[107]發(fā)現(xiàn)，有機(jī)無機(jī)肥配施處理的土壤蔗糖酶、脲酶、蛋白酶、酸性磷酸酶、過氧化氫酶活性和酶活性綜合指數(shù)均顯著高于單施化肥的處理。適量添加石灰和蒙脫石等鈍化劑能提高土壤中過氧化氫酶和脲酶的活性[97,108]。0.5%和1%含量的海泡石對(duì)提高土壤中的過氧化氫酶和蔗糖酶數(shù)量有較好作用[81]。施用生物質(zhì)C 能明顯提高脲酶活性，但過氧化氫酶活性則是先降后升[109]。SHAN 等[110]將石灰-蒙脫石-菜籽渣-硅肥復(fù)合改性劑共同施入Cd 污染的酸性水稻土中，不僅顯著減輕土壤酸化，有效降低水稻籽粒的Cd 含量，還提高了脲酶和過氧化氫酶活性。

5 結(jié)論與展望

水肥管理和鈍化劑施用是治理水稻Cd 污染的有效措施。全生育期淹水能有效降低水稻Cd 含量，但會(huì)造成水資源的極大浪費(fèi)，還會(huì)增加水稻無效分蘗和稻米As 含量，因此，今后可以開展分時(shí)期淹水處理的研究。在肥料施用對(duì)水稻Cd 污染治理的研究上，目前也是以Si 肥和有機(jī)肥為主，今后可以加強(qiáng)對(duì)生物肥料施用的研究。鈍化劑研究則主要集中在對(duì)鈍化劑種類選擇和組配上，對(duì)鈍化劑自身性質(zhì)改變的研究還較少，比如不同孔徑鈍化劑和不同熱解溫度鈍化劑的土壤修復(fù)效果等。

除此之外，通過水肥管理配施鈍化劑來降低水稻Cd 含量的研究仍較少，后續(xù)可深入研究或是再與其他農(nóng)藝調(diào)控措施結(jié)合，但有研究發(fā)現(xiàn)，超過4 種方式結(jié)合會(huì)導(dǎo)致降Cd 效果逐漸下降[111]。