重金属污染耕地治理及其安全利用是农业环境科学研究的热点与难点^[1], 田间水分管理不仅是水稻种植过程的一项重要农艺措施^[2], 同时也是阻控重金属进入粮食作物的重要一环^[3].大量科研工作者针对水分管理模式对土壤-水稻系统中Cd行为的影响机制开展了研究, 刘昭兵等^[4]的研究指出水分管理模式能够改变土壤Fe²⁺和有效S来调控水稻对Cd的吸收累积, Zhang等^[5]的研究指出水分管理能够改变水稻根表铁膜形态和根系微生物群落来限制水稻对重金属的累积.吕银斐^[6]的研究指出淹水处理水稻根系活力较其他处理要强, 且淹水处理水稻产量高于其他水分管理模式.淹水时, 土壤处于还原状态, 土壤中Fe元素多以Fe²⁺形式存在, 并会与Cd²⁺竞争吸附点位^[7]; 另一方面, 还原形态的S会与游离的Cd²⁺结合形成CdS沉淀而降低Cd的溶解度与迁移性^[8].而干湿交替处理时, 土壤会产生缩胀现象而改变其孔隙度分布, 干旱会导致土壤微生物死亡从而增加土壤有机质, 重新湿润后会使土壤团聚体膨胀爆裂, 使有机质暴露, 从而促进有机质的分解^[9].此外, 由于植物对Cd的吸收累积会受到植物根系吸收动力学的影响^[10], 而水分管理措施能够通过调控水稻根表氧化物胶膜、土壤中各类具有还原性的阳离子及阴离子的变化^[11]来改变根系吸收动力学的相关参数, 从而改变Cd的生物有效性.

本课题组前期工作发现Cd在土壤-水稻系统中环境行为会受到土壤母质类型这一因素的影响, 如李欣阳等^[12]在研究典型土壤双季稻对Cd吸收累积的影响时, 发现不同母质土壤的安全阈值与环境容量不同.甘国娟等^[13]的研究发现不同母质土壤-水稻系统中Cd迁移、累积系数存在明显差异.陈齐等^[14]的研究指出对于不同土壤Cd生物有效性, 应该采取不同的提取方法来进行评价.事实上, 不同母质发育土壤在黏粒矿物组成^[15]、有机质组成及含量^[16]等方面存在差异, 而水分管理会对土壤性质产生一定影响^[17], 因此不同土壤类型中Cd行为受水分管理模式影响必然存在差异.由于湖南省农田土壤存在着不同程度的Cd污染, 其中Cd的稳定化速率存在一定差异^[18], 且不同Cd污染下, 土壤类型和水分管理对Cd生物有效性的影响也存在差异, 因此Cd总量对其在土壤中的行为的影响也是不容忽视的.目前, 有关水分管理与土壤Cd迁移转运及水稻Cd吸收累积相关性的研究较多, 但较少考虑到土壤母质类型与性质以及外源Cd水平所带来的影响.因此本文以湖南2种典型母质发育水稻土(麻砂泥, 花岗岩母质发育; 黄泥田, 板页岩母质发育)为研究对象, 在不同外源Cd水平下探究土壤理化性质以及土壤Cd环境行为对水分管理模式的响应差异, 以期为不同类型土壤Cd生物有效性的水分管理调控措施提供相应建议及参考依据.

本试验供试土壤为：麻砂泥(花岗岩母质发育)和黄泥田(板页岩母质发育), 其中黄泥田采自长沙县路口镇燕窝屋(北纬28°26′46″, 东经113°19′13″); 麻砂泥采自长沙县金井镇脱甲村(北纬28°33′31″, 东经113°20′5″).土壤采回后, 采用木块压碎, 人工分离出可见的非土壤物质, 在阴凉、通风处风干后, 磨碎过筛后混合均匀备用, 测定原始土壤的相关理化性质(如pH值、Cd含量等), 结果如表 1所示.

表 1 (Table 1)

表 1 供试土壤理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the soils 土壤类型 pH 有机质含量/g·kg-1 总镉/mg·kg-1 CEC /mmol·L-1 黏粒(＜0.002 mm) /% 黄泥田 6.13 14.03 0.09 8.97 25.37 麻砂泥 5.79 20.98 0.05 7.85 14.28

表 1 供试土壤理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the soils

采用烧杯试验, 分别称取黄泥田和麻砂泥各若干份, 质量均为300 g, 置于洁净的烧杯中, 以CdCl₂ ·2.5H₂O的水溶液添加外源Cd, 水平为0.5、2.0和5.0 mg ·kg^-1, 共设置以下3种不同水分处理：①长期淹水, 代号C, 长期保持土壤表面淹水2~3 cm; ②干湿交替, 代号G, 初期加水至土壤2~3 cm淹水, 土面开裂后再加水至2~3 cm淹水, 重复操作; ③湿润灌溉, 代号S, 保持一直处于湿润状态, 土壤表面无明水, 每个处理设3个重复, 老化90 d后采集土壤样品, 并测定不同水分管理时土壤的Eh值、pH值以及土壤溶液Cd质量浓度、土壤总镉及BCR形态分级.

土壤Eh值采用Eh计(SX712, 上海仪电科技仪器股份有限公司)进行原位测定, 土壤pH值采用pH计(PHS-3C雷磁)复合电极测定^[19], 采用高速冷冻离心法获得土壤溶液(超高速冷冻离心机, TGL20M, 湖南凯达科学仪器有限公司), 采用王水-高氯酸消解法测定土壤总Cd含量^[20], 采用BCR顺序提取法(European Community Bureau of Reference)分析土壤Cd形态^[21], 其形态包括弱酸提取态、铁锰氧化态、有机结合态以及残渣态这4种, 所有溶液中Cd的质量浓度采用火焰原子吸收分光光度法测定(iCE 3500 Thermo, 赛默飞世尔科技有限公司), 所有试剂、药品均购于中国国药集团化学试剂有限公司, 试验用水均为去离子水.

本试验数据采用Excel 2010进行平均值和方差分析, 差异显著性及相关性采用SPSS 20进行统计分析, 采用Origin 9.0对相关数据进行制图及拟合.

由图 1可知, 当外源Cd含量为0.5 mg ·kg^-1时, 黄泥田土壤中各水分管理模式pH大小顺序依次为：干湿交替＞长期淹水＞湿润灌溉, 其中干湿交替pH最高, 为6.14;麻砂泥土壤中大小顺序依次为：长期淹水＞湿润灌溉＞干湿交替, 其中干湿交替pH最低, 为5.77.当外源Cd含量为2.0 mg ·kg^-1时, 黄泥田和麻砂泥土壤中各水分管理模式pH大小顺序一致, 依次为：长期淹水＞干湿交替＞湿润灌溉, 其中长期淹水pH最高, 分别为6.14(黄泥田)和5.85(麻砂泥).当外源Cd含量为5.0 mg ·kg^-1时, 黄泥田和麻砂泥土壤中各水分管理模式pH均值都在干湿交替有最高值, 分别为：6.01和5.86.当外源Cd含量为0.5 mg ·kg^-1和2.0 mg ·kg^-1时, 水分管理模式变化对黄泥田土壤pH的影响更显著, 在外源Cd含量为5.0 mg ·kg^-1时, 黄泥田和麻砂泥土壤pH随水分管理模式的变化不显著.

图 1

Fig. 1

不同小写字母表示相同土壤不同水分管理模式土壤pH差异显著 图 1 不同外源Cd含量下水分管理模式对土壤pH的影响 Fig. 1 Effects of water management on soil pH under different exogenous Cd concentrations

表 2比较了黄泥田和麻砂泥在不同水分管理模式下pH较原始pH的变化率, 可知各水分管理模式均降低了黄泥田土壤pH, 其中湿润灌溉对pH的影响最显著, 降低了4.08%;长期淹水提高了麻砂泥土壤pH, 干湿交替和湿润灌溉对麻砂泥pH的影响不显著.

表 2 (Table 2)

表 2 不同水分管理模式下土壤pH值的变化率/% Table 2 Soil pH under different water management modes/% 土壤类型 土壤pH变化率 长期淹水 干湿交替 湿润灌溉 黄泥田 -2.61 -1.96 -4.08 麻砂泥 2.25 0.52 -0.52

表 2 不同水分管理模式下土壤pH值的变化率/% Table 2 Soil pH under different water management modes/%

图 2为2种土壤在不同外源Cd水平及不同水分管理模式下Eh值的变化情况, 长期淹水模式处理下土壤Eh值为45~67 mV, 均值55 mV; 干湿交替模式下土壤Eh值为45~72 mV, 均值59 mV; 湿润灌溉模式下土壤Eh值为54~77 mV, 均值64 mV.当外源Cd含量为0.5 mg ·kg^-1时, 黄泥田在干湿交替模式中Eh值最低, 为50 mV, 而麻砂泥在干湿交替中Eh值最高, 为70 mV.当外源Cd含量为2.0 mg ·kg^-1时, 麻砂泥和黄泥田Eh值随水分管理模式变化趋势一致, 均为长期淹水、干湿交替、湿润灌溉依次递增, 麻砂泥Eh值的最高值为72 mV, 黄泥田Eh值的最高值为62 mV, 相比湿润灌溉, 长期淹水Eh值在黄泥田和麻砂泥土壤中分别下降了22.6%和26.4%.当外源Cd含量为5.0 mg ·kg^-1时, 不同水分管理模式下黄泥田Eh值差异不显著, 麻砂泥Eh值在湿润灌溉时最高, 为69 mV.

图 2

Fig. 2

不同小写字母表示相同土壤不同水分管理模式土壤Eh值差异显著 图 2 不同外源Cd含量下水分管理模式对土壤Eh值的影响 Fig. 2 Effect of water management on Eh value under different exogenous Cd concentrations

为探明不同母质类型土壤溶液中Cd质量浓度随水分管理模式的变化, 对不同水分管理模式下2种母质土壤溶液中Cd质量浓度(y, μg ·L^-1)随外源Cd含量(x, mg ·kg^-1)的变化进行了线性拟合.如表 3所示, 拟合方程R²值均高于0.878, 表现出较好的一次函数关系, 其斜率主要随水分管理模式长期淹水、湿润灌溉、干湿交替依次递增, 与土壤类型的关系不大, 截距为麻砂泥大于黄泥田.

表 3 (Table 3)

表 3 不同水分管理模式下土壤溶液Cd质量浓度与外源Cd含量的线性拟合 Table 3 Linear fitting of soil solution Cd mass concentration and exogenous Cd content under different water management modes 水分管理模式 土壤类型 线性拟合公式 R2 长期淹水 黄泥田 y=0.119 6x+0.438 3 0.963 麻砂泥 y=0.125 9x+0.452 6 0.981 干湿交替 黄泥田 y=0.300 5x+0.580 2 0.994 麻砂泥 y=0.302 8x+0.625 4 0.991 湿润灌溉 黄泥田 y=0.212 8x+0.501 3 0.982 麻砂泥 y=0.215 6x+0.517 7 0.944

表 3 不同水分管理模式下土壤溶液Cd质量浓度与外源Cd含量的线性拟合 Table 3 Linear fitting of soil solution Cd mass concentration and exogenous Cd content under different water management modes

图 3为水分管理对不同Cd污染土壤溶液Cd质量浓度的影响, 2种土壤中Cd浓度均值分别为：1.03 μg ·L^-1(黄泥田)和1.07 μg ·L^-1(麻砂泥).随外源Cd含量增加, 黄泥田中,土壤溶液Cd质量浓度分别从0.51 μg ·L^-1上升至1.04 μg ·L^-1(长期淹水), 从0.70 μg ·L^-1上升至2.06 μg ·L^-1(干湿交替), 从0.65 μg ·L^-1上升至1.58 μg ·L^-1(湿润灌溉); 麻砂泥中土壤溶液Cd质量浓度分别从0.53 μg ·L^-1上升至1.09 μg ·L^-1(长期淹水), 从0.73 μg ·L^-1上升至2.12 μg ·L^-1(干湿交替), 从0.69 μg ·L^-1上升至1.62 μg ·L^-1(湿润灌溉).由图 3可知, 在3种水分管理模式下, 麻砂泥土壤溶液Cd质量浓度均比黄泥田高. 2种土壤中土壤溶液Cd质量浓度均为长期淹水＜湿润灌溉＜干湿交替.土壤溶液Cd质量浓度随外源Cd含量增加而增加, 干湿交替处理中土壤溶液Cd质量浓度随外源Cd含量的变化最明显, 湿润灌溉次之, 在长期淹水中变化较小.

图 3

Fig. 3

图 3 水分管理对不同Cd污染土壤溶液Cd质量浓度的影响 Fig. 3 Effects of water management on soil solution Cd under different exogenous Cd concentrations

如图 4(a)所示, 对于黄泥田, 由BCR顺序提取法提取出来的4种形态中, 弱酸提取态在外源Cd含量为0.5 mg ·kg^-1时所占比例较其他2种Cd含量高, 均在40%以上, 说明此时Cd的迁移性相对较强.在各外源Cd水平下, 残渣态Cd含量占比在长期淹水条件下较干湿交替、湿润灌溉高, 分别高出10% ~9%(0.5 mg ·kg^-1)、4% ~5%(2.0 mg ·kg^-1)和3% ~4%(5.0 mg ·kg^-1), 说明在黄泥田中, 长期淹水对Cd向残渣态转化的促进作用较强.图 4(a)中, 铁锰氧化物结合态和有机结合态所占比例较低, 均在11% ~18%之间, 说明外源Cd水平及水分管理模式对黄泥田中有机结合态和铁锰氧化物结合态的影响较小.

图 4

Fig. 4

(a)黄泥田; (b)麻砂泥 图 4 不同外源Cd含量时水分管理对土壤Cd形态比例的影响 Fig. 4 Effects of water management on Cd fractions of soil under different exogenous Cd concentrations

如图 4(b)所示, 在麻砂泥中, 弱酸提取态和有机结合态所占比例高于黄泥田, 而残渣态和铁锰氧化物结合态所占比例较黄泥田低, 均在20%以下, 各处理的弱酸提取态Cd均在50%以上, 说明在麻砂泥中, 大部分外源Cd仍然是可利用的弱酸提取态Cd.不同Cd水平处理下, 长期淹水对残渣态Cd含量占比的影响较小, 比湿润灌溉、干湿交替仅高出2% ~4%, 说明麻砂泥中长期淹水处理对Cd的钝化作用不明显.从图 4(b)可以看出, 在同一Cd水平下, 水分管理模式对土壤中有机结合态和铁锰结合态的影响不显著.此外, 当外源Cd含量为0.5 mg ·kg^-1时, 铁锰结合态Cd所占比例显著低于其他2种Cd水平; 当外源Cd含量为2.0 mg ·kg^-1时, 有机结合态Cd所占比例显著低于其他2种Cd水平.

与另外2种外源Cd水平相比, 2种土壤中外源Cd含量为2.0 mg ·kg^-1时, 残渣态所占比例较高, 说明该外源Cd含量下Cd向残渣态转化的趋势更强, 在外源Cd含量为2.0 mg ·kg^-1时Cd与土壤成分的产物更稳定.

长期淹水会对土壤pH值产生一定影响, 吴佳等^[22]的研究发现前期淹水还原使得土壤溶液中可变负电荷增加, 相应地OH^-浓度增大, pH值升高, 但在分蘖盛期后土壤pH值会由于有机质分解产生酸性物质而回落, 且土壤淹水越深pH值越高.本试验中, 长期淹水导致的麻砂泥土壤pH值升高, 也是由于淹水还原环境消耗了H⁺; 朱丹妹等^[23]的研究表明, 不同酸碱性土壤长期淹水后, 土壤pH最终会趋于中性, 黄泥田经长期淹水处理后, 土壤pH值稍有降低, 是由于黄泥田土壤原始pH值为6.13, 处于中性区间, 土壤pH值在中性范围内有所波动.综合来看, 土壤pH值的上升可以归结于土壤中有机质、铁锰氧化物以及SO₄^2-等在还原过程中消耗了大量H⁺, 使得土壤pH值上升^[24].

本试验中, 在不同外源Cd含量处理时, pH值在水分管理的调控下产生了不同的变化趋势, 这可能是由于不同的Cd含量使得土壤有机酸及其他酸性物质与Cd的结合方式发生改变^[25], 使得有机酸等在不同水分管理模式下电离出的H⁺不同, 从而导致了不同Cd含量下pH值变化趋势的差异.在不同水分管理模式和外源Cd水平处理时, 麻砂泥土壤pH值都比黄泥田低, 最主要的原因是土壤pH背景值(表 1)的差异, 此外, 成土母质对土壤中交换态Al³⁺含量的影响较大^[17], 而交换态Al³⁺是土壤潜性酸度的重要来源^[26], 本试验中麻砂泥为花岗岩母质而来, 黄泥田为板页岩母质发育而来, 赵凯丽等^[27]在不同母质和植被类型下红壤pH和交换性酸的剖面特征研究中发现, 花岗岩母质土壤交换性酸含量较板页岩母质土壤低, 在不同的水分管理模式下, 交换性酸的释放程度也不同.有研究表明^{[28, 29]}, 土壤酶活性与土壤pH值存在显著的相关关系, 且不同类型土壤的酶活性对Cd的响应差异较大, 黏粒含量较高的土壤酶(脲酶和脱氢酶)活性受到Cd的抑制作用相对较弱^[30], 本试验中, 黄泥田黏粒含量为麻砂泥的1.7倍, 其土壤中酶活性较难被Cd抑制, 这也是造成麻砂泥与黄泥田土壤pH值差异的原因.需要指出的是, 在外源Cd含量为0.5 mg ·kg^-1时, 干湿交替模式土壤pH值在黄泥田中最高, 在麻砂泥中最低, 这可能是干湿交替对酶活性(蔗糖酶、过氧化氢酶)的影响造成的, 干湿交替能够促进蔗糖酶活性^[31], 蔗糖酶能够促进pH呈中性的蔗糖向酸性的葡萄糖转化, 而麻砂泥有机质含量高于黄泥田, 因此干湿交替下麻砂泥pH值更低.

本试验中, 长期淹水模式中土壤Eh值较其他2种水分管理模式低, 这是由于淹水会切断氧的供给, 土壤中自身所含的氧被微生物消耗, 使得土壤从氧化状态转化为还原状态, Eh值下降; 而干湿交替土壤落干时, 会变成氧化状态使得Eh上升, 湿润灌溉则长期处于氧化状态因此Eh值最高^{[23, 24]}.

本试验结果表明, 在不同土壤类型及外源Cd水平下, 水分管理模式对土壤Eh值的影响规律存在一定差异, 这是不同母质土壤对水分管理模式及外源Cd含量变化的响应差异造成的, 比如干湿交替模式中, 土壤在水分含量降低时会补充氧^[17], 由于土壤类型与质地不同, 其孔隙度存在差异^[26], 由表 1可知, 黄泥田的黏粒含量比麻砂泥大, 质地较麻砂泥细腻, 质地疏松的麻砂泥氧气补充量比质地细腻的黄泥田多, 因此在干湿交替过程中土壤Eh值较麻砂泥低.此外, 土壤Cd含量影响着Cd与土壤有机质的结合方式及存在形态^[25], 而有机质作为土壤微生物呼吸作用的重要碳源, 其存在形态对土壤氧气含量也有着很大的影响, 因此在不同土壤外源Cd水平处理下, 水分管理对土壤Eh值的影响存在差异.在外源Cd含量为0.5 mg ·kg^-1时, 干湿交替模式土壤Eh值在黄泥田中最低, 在麻砂泥中最高, 这与2.1节中pH值的结果相呼应, 因此分别对2种土壤Eh值和pH值进行了相关性分析(图 5), 结果表明, 黄泥田和麻砂泥中土壤pH和Eh均呈极显著负相关(P < 0.01).姜军等^[24]的研究也发现土壤pH值和Eh值与水的关系十分密切, 并指出淹水使土壤中的MnO₂、FeOOH和SO₄^2-等还原会消耗H⁺, 使土壤pH升高, Eh下降, 当土壤转为落干状态时, 会发生可逆反应, pH下降而Eh上升.因此, 2种土壤Eh值在干湿交替模式出现差异的原因可能与pH值的原因一致.

图 5

Fig. 5

图 5 不同土壤Eh值和pH值之间的关系 Fig. 5 Relation between Eh value and pH value in different types of soils

3种水分管理模式中, 干湿交替模式促进了土壤Cd的释放, 而长期淹水模式抑制了Cd的释放.其原因可能是淹水造成土壤Eh值的下降和pH值的升高, 土壤呈还原状态, 其中S元素向还原态S^2-转化, 进而由于S^2-与Cd²⁺的共沉淀作用^[11]抑制了土壤Cd的释放.而在干湿交替的条件下, pH值和Eh值时高时低, 土壤中的氧化还原反应交替发生, 使得土壤有机质含量降低^[9], 土壤中的S元素向水溶性S和交换性S转化^[32], 其中SO₄^2-会与Cd²⁺竞争土壤表面的吸附点位^[33], 因此促进了Cd的释放.此外, Li等^[34]的研究指出, 湿润灌溉会降低水稻土壤DOM的芳香性、疏水性和分子量而淹水则对其无影响, 说明水分管理对Cd释放的影响可以通过其对土壤中DOM的作用而实现.

无论在哪种水分管理模式下, 麻砂泥中土壤溶液Cd质量浓度、弱酸提取态Cd含量都比黄泥田高, 这与2种土壤成土母质的差异有关, 麻砂泥是由花岗岩母质发育而来, 其土壤黏粒矿物主要是1 :1型(高岭土), 无膨胀性, 带电荷少, 胶体特性差, CEC低, Cd容易被释放; 而黄泥田则是由板页岩母质发育而来, 黏粒矿物为1 :2型(云母、伊利石)带电量大, CEC高, 从而促进了Cd在土壤中的吸附^{[35, 12]}.表 4中拟合公式的截距可以用来评估土壤本身对Cd的吸附能力, 截距越小, 土壤吸附Cd的能力越强, 斜率可用来评估水分管理模式促进Cd释放的能力, 斜率越大, Cd越容易被释放.

Zheng等^[8]对不同水分管理模式的固相转化动力学进行了研究, 指出水分状态不会改变重金属形态转化的方向, 只会改变其转化率.李剑睿等^[36]在研究钝化剂和水分管理模式对水稻土Cd的钝化效应时发现, 长期淹水、常规水分管理条件下, 钝化剂对土壤交换态、碳酸盐结合态Cd、糙米Cd的降低作用存在差异, 说明水分管理也会影响钝化剂对Cd的钝化作用.龙灵芝等^[37]的研究发现, 水分管理与磷酸盐施用对有效态Cd的影响存在交互作用.本试验研究结果表明土壤类型及Cd含量也会对Cd形态转化的转化率产生一定影响.

关于水分管理模式对土壤Cd在水稻中吸收累积的研究非常多, Zhang等^[5]的研究指出连续的淹水栽培能够通过升高pH值, 减少根表铁膜含量, 改变土壤微生物多样性, 从而抑制Cd的释放减少水稻籽粒重金属Cd的累积.Arao等^[7]探究了水分管理对日本水稻Cd累积的影响, 指出淹水会降低土壤的氧化还原电位, 从而降低土壤溶液中的Cd浓度.Hu等^[3]的研究表明水稻的生殖生长期对Cd累积量的影响比其他生长期更显著, 提出常规的灌溉模式(保持淹水直至灌浆期后再进行间歇灌溉)能够保证高产和Cd低积累.Seyfferth等^[38]的研究发现非淹水条件会提高水稻籽粒Cd含量, 谷壳灰改良剂能够减少水稻各部位Cd含量.本研究中, 干湿交替能够增加土壤溶液中Cd的质量浓度, 即增加生物可利用态Cd, 长期淹水则会促进Cd向残渣态转化, 从而降低Cd的生物有效性.

不同土壤母质发育的土壤, 其黏粒矿物组成^[15], 有机质含量及矿物质结构^[39]等存在差异, 因此会影响Cd在土壤表面的吸附解吸、沉淀溶解和氧化还原等反应, 从而改变Cd在土壤-土壤溶液系统中的解吸分配系数^[40], 而土壤溶液中Cd含量在很大程度上代表着Cd的生物利用度^[41], 此外, Cd的赋存形态也是衡量Cd生物有效性的重要指标^[42], 本研究中, 不同土壤类型Cd的各个赋存形态占比差异显著, 且不同母质发育土壤中, 水分管理模式和外源Cd浓度对土壤理化性质和Cd的环境行为的影响规律也存在差异, 因此土壤母质对Cd的生物有效性的影响至关重要.

不同母质发育土壤pH值和Eh随水分管理模式的变化规律存在差异, 在干湿交替模式下, 黄泥田中土壤pH值为3种水分管理模式中最高, 而麻砂泥则是最低, 土壤Eh值也有一致的结果; 长期淹水会降低土壤Eh值, 提高土壤pH值, 但对不同母质发育土壤影响效果存在差异; 2种母质发育土壤Eh值和pH值均呈现负相关关系.各水分管理模式下, 麻砂泥土壤溶液Cd质量浓度均高于黄泥田, 水分管理模式对2种母质土壤溶液Cd质量浓度的影响规律一致, 土壤母质决定土壤本身对Cd的吸附, 不同水分管理模式促进土壤Cd释放的能力不同.水分管理模式对2种母质土壤中有机结合态和铁锰结合态的影响较小, 长期淹水模式会促进弱酸提取态Cd向残渣态转化, 且长期淹水对黄泥田中Cd向残渣态转化的促进作用较麻砂泥中强.因此, 在采取水分管理模式对土壤Cd有效性进行调控的过程中, 需有针对性地根据土壤母质类型区别实施.