關鍵詞：鎘；水稻；乙烯；水分管理；根表鐵膜；健康風險指數(shù)

中圖分類號：X173；S511 文獻標志碼：A

鎘（Cd）是一種對人體和植物都有嚴重毒害的重金屬元素，對人體來說，Cd 會引起癌癥、器官中毒、死亡等[1]；對植物來說，Cd 會影響植物的光合作用，干擾植物對營養(yǎng)的吸收以及生長發(fā)育[2]，嚴重時導致植物死亡。當前，我國耕地土壤重金屬污染現(xiàn)狀十分嚴峻，其中重金屬Cd 污染最為嚴重和廣泛[3]。有研究認為，我國約40%的耕地存在不同程度的Cd 污染問題，至少2.786×109 m2 的耕地受到污染[4]，在一些地區(qū)Cd 污染還有加重趨勢[5]。中國是水稻（Oryza sativa L.）種植和生產(chǎn)大國，每年水稻種植面積約3000 萬hm2[6]，水稻產(chǎn)量約占糧食總產(chǎn)量的32.2%[7]，然而水稻對Cd 具有較強的富集作用[8]。農(nóng)業(yè)農(nóng)村部調(diào)查顯示，我國稻米Cd 超標率高達10%，長期食用Cd 超標大米會嚴重危害人體健康[9]。近幾年社會上關于Cd 大米的新聞屢見報道，稻米質(zhì)量安全問題引發(fā)關注。當前，已有多種重金屬修復阻控技術(shù)應用于實現(xiàn)Cd中輕度污染耕地的安全利用[10]，如客土、換土法、電動修復技術(shù)、土壤淋洗技術(shù)、植物修復技術(shù)等[11]，但這些技術(shù)在實際生產(chǎn)應用中存在一些局限，如客土、換土難以處理大面積土壤，電動修復技術(shù)成本過高，土壤淋洗技術(shù)會降低土壤肥力導致作物減產(chǎn)，植物修復技術(shù)修復周期長，影響正常農(nóng)業(yè)生產(chǎn)[12]，而我國人多地少，難以通過大規(guī)模土地休耕修復土壤污染來減少Cd 對農(nóng)作物生長的影響。因此，尋找一種簡單、安全、低成本、便于大面積推廣的措施來減少稻米的含Cd 量及減少人體Cd 暴露風險具有重要意義。水分管理作為一種成本較低、可操作性強、無二次污染的農(nóng)藝調(diào)控措施，在降低稻米Cd 含量方面具有良好的效果。研究表明適宜的水分管理可以影響土壤中重金屬活性及其遷移轉(zhuǎn)化能力，從而阻控水稻對重金屬的吸收累積[13]，具有廣泛的應用前景。同時也有研究發(fā)現(xiàn)水稻等濕地植物在淹水的條件下，可以通過葉片將大氣中的氧氣輸送到植物根系，由根系將這部分氧氣和其他的氧化性物質(zhì)釋放到根際，使?jié)n水土壤中存在的還原性物質(zhì)Fe2+發(fā)生氧化，生成鐵氧化物/氫氧化物，通過這種連續(xù)的氧化作用所形成的鐵氧化物/氫氧化物呈膠膜狀態(tài)包裹在根表，稱之為根表鐵膜，根表鐵膜影響植物對重金屬元素的吸收[14]。但邵曉偉等[15]和張雨婷等[16]研究表明單一水分管理對降低水稻對Cd的吸收效果有限。近年來，植物生長調(diào)節(jié)物質(zhì)（plant growth regulators）作為一類對植物的生長發(fā)育有調(diào)節(jié)作用的有機化學物質(zhì)，具有作用多、用量小、見效快等優(yōu)點被廣泛應用[17-20]。其中植物生長調(diào)節(jié)物質(zhì)乙烯（ETH）被證實參與到植物對機械傷害、干早、水淹、低溫和重金屬脅迫等抗逆境響應中[21-22]。針對禾本科植物，馮文靜等[23]研究表明1 μmol/L ETH 可以顯著降低小麥苗期地上部和根系Cd 含量。劉娟等[24]認為外源乙烯增強玉米苗期根細胞壁對Cd 的吸附作用和液泡的區(qū)室化作用，減少Cd 向地上部位的轉(zhuǎn)運，并通過提高抗壞血酸（AsA）和谷胱甘肽（GSH）的合成，從而提升玉米幼苗的Cd 耐受能力。

目前，在中輕度Cd 污染條件下，采用單一技術(shù)往往不能將農(nóng)作物可食部位中Cd 的含量降低至安全水平之下[25]，因此，需要采用聯(lián)合修復技術(shù)模式。然而，關于水分管理聯(lián)合葉面噴施乙烯對成熟期稻米中Cd 阻控的研究較少，其可能機制仍不明確[26]。本研究旨在通過盆栽試驗，研究分析不同水分管理模式和葉面噴施ETH 對水稻Cd 積累和人體健康風險指數(shù)的影響，為受污染耕地的安全合理利用提供決策參考和理論依據(jù)，減少Cd 污染帶來的危害。

1 材料與方法

1.1 材料

供試水稻品種為Y 兩優(yōu)7 號。供試土壤風干粉碎后過篩，每盆裝6.5 kg 土壤。水稻種子用30%H₂O₂ 溶液消毒15 min 并用去離子水清洗3 次，均勻撒在墊有濾紙的托盤中，再覆蓋一層濾紙，加入適量去離子水使上下兩層濾紙充分濕潤，放入恒溫培養(yǎng)箱中25 ℃避光催芽1 d。將催芽后的種子播于育苗盤中，置于溫室大棚中培養(yǎng)。培養(yǎng)15 d后選取生長狀況一致的幼苗移栽至土壤中，每盆3 穴，每穴2 株。

土壤的基本理化性質(zhì)如下：pH 6.4、有機質(zhì)20.5 g/kg、速效氮68 mg/kg、速效磷29.7 mg/kg、速效鉀265 mg/kg、總Cd 含量1.33 mg/kg，超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準》（GB 15618—2018）所規(guī)定5.5lt;pH≤6.5的水田中Cd 的風險篩選值（0.4 mg/kg），未達到其風險管控值（2.0 mg/kg），可能存在食用農(nóng)產(chǎn)品不符合質(zhì)量安全標準等土壤污染風險，原則上應采取農(nóng)藝調(diào)控、替代種植等安全利用措施。

1.2 方法

1.2.1 試驗設計 采用連續(xù)淹水（CF）和間隔淹水（IF）2 種水分管理模式。連續(xù)淹水：試驗過程中保持土壤表面2 cm 水層覆蓋；間隔淹水：水稻生長早期，保持土壤淹水，孕穗期后，灌溉2 cm水層覆蓋土壤表面，自然干燥后再次加水，重復此循環(huán)。在拔節(jié)期、揚花期和灌漿期分別噴施50 μmol/L（50ETH）和100 μmol/L（100ETH）的ETH 3 次。試驗設6 個處理，每個處理3次重復。6 個處理分別為：（1）IF；（2）IF+50ETH；（3）IF+100ETH；（ 4）CF；（ 5）CF+50ETH；（ 6）CF+100ETH。在水稻生長期間，施肥情況按照正常施肥量進行， 施肥總量為氮肥（ 尿素）475 mg/kg，磷肥（磷酸二氫鉀）750 mg/kg，鉀肥（氯化鉀）400 mg/kg。基肥與追肥比為7∶3。

1.2.2 樣本采集 水稻成熟后，用流水沖洗附著在根系上的土壤，然后用去離子水沖洗根系并擦干。將水稻全株分為根、莖、葉和籽粒4 部分，105 ℃下殺青30 min，65 ℃下烘干。稱量各部分的干重，將烘干樣品粉碎后放入塑料密封袋備用。

采用抖根分離法收集根際土，首先輕輕抖落大塊不含根系的土壤作為非根際土，然后用毛刷將根表附著的土收集起來作為根際土[27]。

1.2.3 測量項目及方法 （1）株高、生物量和千粒重的測定。采樣時用直尺測量植株從根部到主穗頂部的株高高度，樣品烘干后測定干重并記錄。

（2）光合作用的測定。植株葉片光合作用使用美國LI-COR 公司生產(chǎn)的LI-6400 便攜式光合測定儀。具體操作是在光照充足的上午9：00—11：00時，選取水稻由上往下數(shù)第三片完全展開葉，測定部位盡量選取葉片中部并避開主葉脈，選用紅藍光源葉室測定水稻葉片氣體交換參數(shù)，每個處理測定3 次，最終結(jié)果取3 次平均值。測定條件流量計設定為500 μmol/（m²·s） ， 測定光強為1500 μmol/（m²·s），CO₂ 濃度為大氣CO₂ 濃度。測定結(jié)果由儀器系統(tǒng)自動給出，包括凈光合速率（P_n）、胞間CO₂濃度（C_i）、氣孔導度（G_s）、蒸騰速率（T_r）。

（3）根表鐵膜中Fe 和Cd 的測定。采用DCB法提取根表鐵膜中的Fe 和Cd。具體提取方法是收獲后，將水稻根部用去離子水沖洗，放入白色塑料瓶中。然后加入0.3 mol/L Na₃C₆H₅O₇·2H₂O溶液40 mL，1 mol/L NaHCO₃ 溶液5 mL，3 gNa₂S₂O₄ 試劑，確保根完全浸沒于提取液中。然后放置在25 ℃ 250 r/min 的振蕩箱中振蕩3 h，再將溶液轉(zhuǎn)移到100 mL 容量瓶中定容，最后用原子吸收分光光度法測定Fe 和Cd 的含量。

（4）植物中Cd 的測定。將DCB 法提取后的水稻根系用去離子水清洗干凈，連同地上部放到65 ℃烘箱中烘干，并稱取干重。將烘干的水稻根系和地上部粉碎，準確稱取0.2000 g 樣品至消解管中，加入6 mL 硝酸，擰緊蓋子放置在通風櫥中冷消解，過夜。冷消解后使用微波消解儀（美國CEM 公司，MARS5）消解，消解完成后使用趕酸架趕酸，趕酸完成后移至50 mL 容量瓶中定容。用ICP-MS（美國，PE）測定消解液中Cd 的含量。樣品消解過程中使用的各種酸均為優(yōu)級純。

（5）土壤中Cd 形態(tài)的測定。采用改進的BCR法提取土壤中Cd 形態(tài)[28]，弱酸可溶態(tài)：稱取1.000 g 土壤樣品置于100 mL 離心管中，加入0.1 mol/L 乙酸溶液40 mL，加蓋，在（22±3）℃下250 r/min 振蕩提取16 h。在離心機上于3000 r/min離心20 min 后，取上清液過濾，保存于離心管中，待測。加入20 mL 去離子水洗滌殘余物，振蕩20 min，離心，棄清洗液?？蛇€原態(tài)：向上一步剩余物中加入0.5 mol/L 鹽酸羥胺溶液（NH₂OH·HCl，用HNO₃ 調(diào)節(jié)pH=2）40 mL，加蓋，在（22±3）℃下250 r/min 振蕩提取16 h。在離心機上于3000 r/min離心20 min 后，取上清液過濾，保存于離心管中，待測。加入20 mL 去離子水洗滌殘余物，振蕩20 min，離心，棄清洗液?？裳趸瘧B(tài)：向剩余物中緩慢滴加10 mL 過氧化氫，加蓋，在（22±3）℃下消化1 h，繼續(xù)在（85±2）℃恒溫水浴消化1 h，直至體積減少到少于3 mL。再加入10 mL 過氧化氫，重復以上操作直至體積減少到大約1 mL。取下冷卻，加入1 mol/L 乙酸銨溶液（HNO₃ 調(diào)節(jié)pH=2）50 mL，在（22±3）℃下250 r/min 振蕩提取16 h，取出后在3000 r/min 離心20 min，取上清液過濾后待測。加入20 mL 去離子水洗滌殘余物，振蕩20 min，離心，棄清洗液。殘渣態(tài)：將剩余物全部轉(zhuǎn)移到聚四氟乙烯消解管中，加入10 mL HNO₃、1 mL HF 和1 mL HClO₄，高溫消煮后趕酸至黃豆粒大小，定容待測。

各步驟得到的提取液參照GB/T 17138—1997《環(huán)境污染分析方法》，采用原子吸收光譜儀進行測定。

1.2.4 相關參數(shù) （1）健康風險指數(shù)（HRI）計算。重金屬的健康風險評估是評價在受污染土壤上種植食品質(zhì)量的有效工具[29-30]，Cd 健康風險指數(shù)（HRI）是通過估計每日Cd 攝入量（DIM）和參考攝入量（RFD）來確定的，Cd 的參考攝入量（RFD）為0.001 mg/（kg·d）[31]。HRI=DIM/RFD Cd的DIM 估計如下：

DIM=C_metal×C_factor×D_{food intake}/ B_{average weight}

式中，Cmetal 是籽粒Cd 含量（mg/kg），Cfactor 是轉(zhuǎn)換因子（0.085），Dfood intake 是每人每天的谷物攝取量0.4 kg，Baverage weight 是人體的平均重量，參考我國成年男性的平均體重確定，即每人69.6 kg[32]。

（2）轉(zhuǎn)運系數(shù)計算[33]。根-莖轉(zhuǎn)運系數(shù)=莖部Cd 含量/根部Cd 含量；莖-籽粒轉(zhuǎn)運系數(shù)=籽粒Cd 含量/莖部Cd 含量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 25.0 統(tǒng)計軟件包（SPSS Inc.， USA）對數(shù)據(jù)進行雙向方差分析，比較水分管理和植物激素對水稻重金屬積累和健康風險指數(shù)的影響。根據(jù)方差分析結(jié)果，采用Duncan 多重極差檢驗在0.05 概率水平上檢驗均數(shù)的差異。當因素之間無顯著的相互作用時，對數(shù)據(jù)進行t 檢驗，以確定處理之間的顯著差異[34]。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對土壤Cd 形態(tài)分布的影響

圖1 是土壤中4 種不同形態(tài)的Cd（弱酸可溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)）在不同處理后的分布結(jié)果?？梢?，與IF 處理相比，CF 處理明顯降低了土壤中弱酸可溶態(tài)Cd 的含量，弱酸可溶態(tài)Cd 由36%降至30%，同時提高了土壤中可還原態(tài)Cd 的含量，可還原態(tài)Cd 由30%增加到40%，但對其他形態(tài)的Cd 無明顯影響；噴施ETH處理對土壤中Cd 的各個形態(tài)分布無明顯影響。

2.2 不同處理對水稻葉片光合作用參數(shù)的影響

Cd 脅迫下不同處理對水稻葉片P_n、G_s、C_i和T_r 的影響見表1。不同處理對水稻的G_s、T_r 影響差異不顯著。與IF 處理相比，CF+50ETH 和CF+100ETH 處理顯著提高了水稻葉片的P_n（Plt;0.05），分別提高了5.49%和6.22%。CF+50ETH和CF+100ETH 處理顯著降低了水稻葉片的C_i（Plt;0.05），與IF 處理相比分別降低了3.03%和2.53%。

2.3 不同處理對水稻生長的影響

不同處理對水稻生長參數(shù)的影響見表2。與IF 處理相比，CF 和IF+100ETH 處理顯著降低了水稻的株高（Plt;0.05），其他處理則對株高影響差異不顯著。除CF 處理外，其他處理都顯著提高了水稻的莖干重（Plt;0.05），其中IF+50ETH 和CF+50ETH 效果最好， 分別提高了16.48% 和15.73%。各個處理對水稻根的干重影響差異不顯著。IF+100ETH 處理和CF+50ETH 處理顯著提高了水稻的籽粒重（Plt;0.05），分別提高了17.34%和17.91%。

2.4 不同處理對水稻根表鐵膜中Fe 和Cd 含量的影響

不同處理對水稻根表鐵膜中Fe 含量的影響見圖2A。與IF 處理相比，其他處理顯著提高了水稻根表鐵膜中Fe 的含量（Plt;0.05），其中以CF+50ETH 處理效果最好，提高了50.59%；不施加ETH 的CF 處理也顯著提高了水稻的根表鐵膜中的Fe 含量（Plt;0.05），提高了20.00%。

不同處理對水稻根表鐵膜中Cd 含量的影響見圖2B。與IF 處理相比，IF+50ETH、CF、CF+50ETH、CF+100ETH 處理均顯著提高了水稻根表鐵膜中的Cd 含量（Plt;0.05），其中CF+50ETH 處理的效果最好，提高了58.06%，而IF+100ETH處理雖然也能夠提高根表鐵膜中的Cd 含量，但其結(jié)果與IF 處理相比差異不顯著。

2.5 不同處理對水稻各部位Cd 含量的影響

2.5.1 不同處理對水稻根、莖、葉片Cd 含量的影響 不同處理對水稻根部Cd 含量的影響見圖3A，水分管理對水稻根中Cd 含量的影響差異顯著（Plt;0.05）。與IF 處理相比，CF 處理顯著降低了水稻根部Cd 含量。此外，50 ETH 和100 ETH處理均顯著降低了水稻根部Cd 含量（Plt;0.05），分別降低了17.01%和37.46%。

不同處理對水稻莖Cd 含量的影響見圖3B，不同的水分管理方式對水稻莖的Cd 含量影響差異不顯著。噴施ETH 對水稻莖Cd 的吸收影響差異顯著（Plt;0.05）。與不噴施激素的CK 相比，50ETH 處理和100 ETH 處理顯著降低了水稻莖中Cd的含量。在整個生育期，CF 處理使水稻莖中的Cd含量下降了78.90%和81.35%。

不同處理對水稻葉片Cd 含量的影響見圖3C，在CK 和噴施100 ETH 處理下，CF 處理顯著降低了水稻葉片中的Cd 含量，分別降低了9.53%和16.71%，但在50 ETH 處理下，水分管理對水稻葉片中Cd 含量影響差異不顯著。相同水分管理模式下，噴施2 種濃度的ETH 對水稻葉片的Cd吸收影響差異顯著（Plt;0.05），與CK 相比，50 ETH處理和100 ETH 處理顯著降低了水稻葉片中Cd 的含量，在CF 處理中，分別降低了19.67%和29.97%；在IF 處理中，分別降低了24.15%和23.94%。

2.5.2 不同處理對水稻糙米、精米中Cd 含量的影響 噴施ETH 和水分管理對水稻糙米Cd 含量的影響見圖4A，水分管理顯著影響糙米中Cd 的積累（Plt;0.05）。與IF 處理相比，CF 處理在CK和噴施較低濃度的ETH 情況下顯著降低了糙米的Cd 含量。在2 種水分管理模式下，噴施ETH顯著降低糙米中Cd 含量（Plt;0.05）。IF 處理下，50 ETH 和100 ETH 處理糙米中Cd 含量顯著低于CK（Cd 含量為0.86 mg/kg），分別降低22.09%和26.74%。在CF 處理下，50 ETH 和100 ETH 處理糙米中Cd 含量分別比CK（Cd 含量為0.71 mg/kg）顯著降低25.35%和14.08%。

噴施ETH 和水分管理對水稻精米Cd 含量的影響見圖4B。結(jié)果表明，水分管理對精米Cd 積累有顯著影響（Plt;0.05）。噴施ETH 對精米中Cd含量有顯著影響（Plt;0.05）。在IF 處理下，與CK組（Cd 含量為0.76 mg/kg）相比，50 ETH 和100ETH顯著降低精米的Cd含量，分別降低了17.11%和23.68%。在CF 處理下，與CK（Cd 含量為0.68 mg/kg）相比，外源施用50 ETH 和100 ETH顯著降低了精米中Cd 的含量，分別降低了33.82%和19.11%。

2.5.3 不同處理對水稻Cd 轉(zhuǎn)運系數(shù)的影響 噴施ETH 和水分管理對水稻中Cd 的轉(zhuǎn)運系數(shù)的影響見圖5，由圖5A 可見，與CK 相比，在2 種水分管理模式下噴施ETH 均顯著降低了Cd 水稻根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)，在CF 處理下，50 ETH 和100 ETH處理分別使得Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)降低了55.17%和41.38%；在IF 處理下，50 ETH 和100 ETH 處理分別使得Cd 從根-莖的轉(zhuǎn)移系數(shù)降低了48.95%和53.04%。

Cd 水稻莖-籽粒運輸?shù)霓D(zhuǎn)運系數(shù)見圖5B，與CK 處理相比，在2 種水分管理模式下噴施ETH均顯著降低了Cd 水稻莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)，在CF 處理下，50 ETH 和100 ETH 處理分別使得Cd 莖-籽粒的轉(zhuǎn)移系數(shù)降低了23.81%和19.13%；在IF 處理下，50 ETH 和100 ETH 處理分別使得Cd 莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)降低了17.33%和13.21%。

2.6 水稻根表鐵膜Fe和各部位Cd含量與轉(zhuǎn)運系數(shù)間的相關性

對水稻根表鐵膜Fe 和Cd 含量、各部位Cd含量和轉(zhuǎn)運系數(shù)相關性分析（表3）結(jié)果表明，水稻根表鐵膜Fe 含量與根表鐵膜Cd 含量呈極顯著正相關（Plt;0.01），與水稻根、莖、葉、糙米和精米的Cd 含量、Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)、莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著負相關（Plt;0.01）。水稻根表鐵膜中的Cd 含量，與水稻莖、糙米中的Cd 含量呈顯著負相關（Plt;0.05），與精米Cd 含量、Cd根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)、莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著負相關（Plt;0.01），與根部和葉片Cd 含量無顯著相關。水稻根部Cd 含量與莖、葉、糙米和精米的Cd 含量、Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)、莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著正相關（Plt;0.01）。水稻莖部Cd含量與葉、糙米和精米的Cd 含量、Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)、莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著正相關（Plt;0.01）。水稻葉片Cd 含量與糙米和精米的Cd含量、Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)、莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著正相關（Plt;0.01）。水稻糙米Cd 含量與精米的Cd 含量、Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)、莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著正相關（Plt;0.01）。水稻精米Cd 含量與Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)、莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著正相關（Plt;0.01）。水稻Cd 根-莖的轉(zhuǎn)運系數(shù)與莖-籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)呈極顯著正相關（Plt;0.01）。

綜上所述，水稻各部位Cd 含量和轉(zhuǎn)運系數(shù)之間呈極顯著正相關，根表鐵膜中的Fe 和Cd 含量則與水稻各部位Cd 含量和轉(zhuǎn)運系數(shù)之間呈顯著或極顯著負相關，根表鐵膜中Fe 含量和Cd 含量二者呈極顯著正相關，根表鐵膜對Cd 的阻截作用顯著。

2.7 不同處理對Cd 健康風險指數(shù)的影響

通過計算可以發(fā)現(xiàn)，對于以大米為主食的成年人，在不同處理下Cd 健康風險指數(shù)（HRI）在0.219～0.369 之間（表4）。不同水分管理模式下的HRI 指數(shù)有所不同，與IF 處理相比，CF 處理有利于降低HRI 指數(shù)，其中以CF+50ETH 處理最低。葉面噴施ETH 也有效地降低了大米的HRI 指數(shù)，但不同濃度的效果在不同水分管理模式下略有不同，IF 模式下噴施高濃度ETH 對降低HRI 指數(shù)效果要優(yōu)于噴施低濃度ETH，而在CF 模式下則相反。

3 討論

基于采用單一技術(shù)往往不能將農(nóng)作物可食部位中Cd 的含量降低至安全水平之下這一前提，本研究選擇水稻為研究對象，通過外源噴施2 種不同濃度的ETH，結(jié)合不同的水分管理模式來實現(xiàn)“降鎘”的目的。土壤中Cd 的生物有效性不僅取決于總量，更受其在土壤中的賦存形態(tài)分布所制約。本研究發(fā)現(xiàn)，與間隔淹水相比，持續(xù)淹水降低了弱酸可溶態(tài)Cd 并提高了可還原態(tài)Cd 的占比，李劍睿等[35]的研究也發(fā)現(xiàn)了同樣的結(jié)果。也有研究發(fā)現(xiàn)，淹水會導致土壤中的鎘向可氧化態(tài)轉(zhuǎn)變[36]。但在本研究中，淹水對土壤可氧化態(tài)鎘的占比未產(chǎn)生影響。還原性物質(zhì)在淹水條件下的溶解過程中，消耗了大量H+，使土壤固相表面帶負電荷，提高了土壤pH，從而增強了土壤固相對Cd 的吸附，降低弱酸可溶態(tài)重金屬含量[37]。此外，在淹水條件下，硫化物被還原后與Cd2+結(jié)合生成CdS 也有可能導致可還原態(tài)Cd 的占比增加[38]。通常認為，弱酸可溶態(tài)Cd 是土壤中有效性和移動性最強的Cd 組分，常與有效Cd 一起被作為評價土壤中Cd 毒性的指標，可還原態(tài)Cd 和可氧化態(tài)Cd 則是相對穩(wěn)定的形態(tài)，殘渣態(tài)具有很強的穩(wěn)定性[39]。由此可見，淹水促使Cd 賦存形態(tài)由弱酸可溶態(tài)轉(zhuǎn)化為相對穩(wěn)定的形態(tài)，從而降低了水稻對Cd 的吸收。

水稻在生長發(fā)育過程中為長期適應淹水環(huán)境，其地上部及根系結(jié)構(gòu)、生理特性等均發(fā)生特殊變化而形成大量的通氣組織，通氣組織向水稻根際釋放氧氣和氧化性物質(zhì)，而此時根際中的有機質(zhì)、Mn²⁺、Fe²⁺等還原性物質(zhì)被氧化后附著在根表形成鐵錳膜，它以吸附和共沉淀的方式影響著土壤中的許多元素的化學行為及生物有效性[40]。鐵膜在抑制水稻吸收Cd 的過程中發(fā)揮了無可替代的作用[41-43]，這是因為水稻根表鐵膜可以吸附、截控重金屬[27， 44]。本研究中，與間隔淹水相比，持續(xù)淹水和外源施加ETH 后，水稻根表鐵膜中Fe 和Cd 含量均顯著增加，增幅最高分別達到50.59%和58.06%，根、莖、葉和籽粒Cd 含量也隨之顯著下降。已有研究報道，乙烯能夠誘導水稻通氣組織形成，從而促進根表鐵膜的形成[45-46]。在淹水條件下添加乙烯合成抑制劑AVG 后發(fā)現(xiàn)，水稻經(jīng)過AVG 預處理后根表鐵膜的含量大大減少[40]；相比于野生型水稻日本晴，在Cd 脅迫下乙烯信號突變體ein2 根表鐵膜中Cd 的含量也顯著降低[47]?？梢娧退屯庠磭娛〦TH 提升了鐵膜在抑制水稻Cd 吸收的過程中發(fā)揮的屏障作用，減少了水稻對Cd 的吸收和轉(zhuǎn)運，根表鐵膜與水稻各部位Cd 含量及轉(zhuǎn)運系數(shù)呈顯著負相關關系也證明了這一點。

研究表明，調(diào)節(jié)水分管理模式以及外源噴施乙烯均可以降低植物對Cd 的吸收和轉(zhuǎn)運[23， 35]。在本研究中，與間隔淹水相比，持續(xù)淹水和外源施加ETH 顯著降低了水稻各部位（根、莖、葉、糙米、精米）中的Cd 含量，其中CF+50ETH 處理下精米中Cd 含量最低（0.45 mg/kg）。高敏等[48]也發(fā)現(xiàn)，與常規(guī)水分管理相比，持續(xù)淹水處理下糙米Cd 含量降低了61.90%。這可能與淹水條件下土壤中的Cd 向水稻難以吸收的形態(tài)轉(zhuǎn)變以及根表鐵膜對Cd 的吸收增加有關。另一方面，本研究中外源噴施ETH 可以顯著降低Cd 向水稻莖和籽粒的轉(zhuǎn)運系數(shù)。ETH 可以激活植物體內(nèi)金屬轉(zhuǎn)運蛋白的表達，進而影響到植物對金屬元素的吸收和耐受[49]。研究發(fā)現(xiàn)，Cd 主要以Cd²⁺的形式進入水稻體內(nèi)，競爭陽離子通道[50]，而吳憶澤[47]的研究發(fā)現(xiàn)，ETH 可以調(diào)控水稻體內(nèi)多種轉(zhuǎn)運蛋白的表達，包括IRT1、IRT2、NAS2、DMAS、OPT7 等，進而影響水稻對Fe²⁺、Zn²⁺等陽離子的吸收轉(zhuǎn)運，而Cd²⁺也可以通過這些陽離子通道進入植物體內(nèi)[51]，這可能是ETH 降低Cd 向水稻莖和籽粒轉(zhuǎn)運系數(shù)的原因。

HRI 作為單一重金屬的健康風險指數(shù)，常用于評價人體長期暴露于受重金屬污染的潛在健康風險[52]。本研究發(fā)現(xiàn)，噴施ETH 和CF 水分管理模式均可以降低Cd 暴露人群的健康風險，其中CF+50ETH 處理下健康風險指數(shù)最低， 僅為0.219。