不同水分条件下多种Mn肥对水稻Cd累积的影响

梁源芳，李晓清，吴启堂，陈杨梅，高婷，林贤柯，卫泽斌

（华南农业大学资源环境学院，广东省农业农村污染治理与环境安全重点实验室，广州 510640）

水稻是我国主要的粮食作物之一，其很容易富集镉（Cd）。食用镉米是我国人群主要的Cd暴露途径[1]。Cd 对人体的肾脏具有严重的损害[2]。即使土壤中Cd非常微量（<0.3 mg∙kg-1），水稻籽粒中的Cd 仍然很容易超标（>0.2 mg∙kg-1）[3]。用Cd 超富集植物提取土壤中的Cd 是最常见的修复措施，东南景天和伴矿景天是应用最为广泛的Cd超富集植物[4-6]。但用超富集植物修复土壤Cd 需农田停产很长一段时间，影响粮食生产。不少研究者考虑在一些轻微Cd污染农田上使用农艺调控措施来降低水稻中的Cd，如施加钝化剂或微量元素肥料、使农田保持淹水等[7-9]，以尽可能在不影响生产的前提下降低水稻中的Cd累积。

利用Mn 降低水稻Cd 累积是微量元素肥料降低水稻Cd 的方法之一。Mn 降低水稻Cd 主要有以下途径：①Mn 在土壤氧化还原条件不断变化的情况下反复解吸和重新形成次生矿物，该过程中Mn会与Cd等重金属离子发生共沉淀或者络合作用，且铁锰氧化物本身的隧道结构或层状结构对Cd也有显著的吸附作用[10]；②外源Mn 的加入与Cd 竞争土壤和根际铁膜上的吸附位点，这一方面会促使根际铁膜上的Mn增加、Cd 减少，另一方面外源Mn 也有可能增加根际铁膜的厚度，进而增加对Cd 的吸附量[11]；③Mn 与Cd 竞争植物细胞膜上的非特异性阳离子通道和具有特异性的其他金属离子的载体蛋白，但过多的外源Mn 也有可能上调相关转运蛋白的表达[12-14]。外源Mn对水稻Cd累积的影响与这三个过程密切相关。

土壤溶液中的Mn浓度受土壤氧化还原条件的影响很大，在淹水时，高价态Mn 被还原成Mn2+，活性较高；在落干时，Mn2+被再次氧化成高价态，以锰氧化物的形式被固定下来，活性降低[10]。因此对于间歇性淹水的稻田而言，Mn的活性波动较大。研究表明，在淹水条件下，水稻对Cd的吸收显著下降，而在稻田落干情况下，水稻对Cd的吸收则显著上升[9]。也有研究表明施加MnSO4能降低水稻Cd 含量[15]，但针对不同类型Mn肥对水稻Cd累积影响的对比研究尚未见报道。本研究试图探究不同水分条件下几种类型Mn肥对水稻Cd 累积的影响，所用的Mn 肥分为无机Mn 肥和有机Mn 肥，无机Mn 肥包括MnCO3、MnSO4、MnCl2，有机Mn肥通过杨木屑、米糠吸附无机MnCl2后烘干制备而成。以有机Mn 肥来代替Mn 盐的直接投放，是考虑到在持续落干的条件下，如果Mn 处于被有机质包裹的微还原环境中或许能保持较高的活性，从而能提供足够的Mn与Cd竞争。本试验对不同类型Mn肥的研究分别在淹水和落干两种条件下进行，因为Mn 在土壤中的有效性与土壤水分条件密切相关，因此有必要在不同水分条件下比较不同Mn肥对水稻Cd累积的影响。本试验中的水分条件选取了两种较极端的情况：持续淹水和持续落干，这是考虑到如果在持续落干条件下施加Mn肥能降低水稻Cd含量，那么在干湿交替条件下Mn肥也极有可能降低水稻中的Cd含量。

1 材料与方法

1.1 供试材料

水稻品种：①增城长丝苗（CSM）；②韶关翁源县上坝村的本地品种（LOC）。土壤采自韶关翁源县上坝村的一处污染水稻田，土壤的基本理化性质和重金属含量如表1 所示。种植盆为上直径380 mm、高320 mm、底部直径295 mm 的黑色牛筋桶。无机Mn 盐为分析纯试剂。杨木屑、米糠为粉末状，均在市面购买。

表1 土壤理化性质Table 1 Physical and chemical properties of the soil

1.2 试验设计

采用裂区设计研究不同水分条件下多种Mn肥对水稻Cd 累积的影响。Mn 肥类型为主处理，Mn 肥类型处理分为对照、无机Mn 肥组、有机Mn 肥组。无机Mn 肥组包括MnCO3、MnSO4、MnCl2，土施Mn 量为250 mg∙kg-1（以Mn 计，下同）。有机Mn 肥组包括杨木屑Mn 肥（PS-Mn）、米糠Mn 肥（RB-Mn）。有机Mn 肥以有机质载体吸附水溶液中的Mn 制作而成。将1.4 kg的有机质浸泡在50 g∙L-1的MnCl2∙4H2O 溶液中，浸泡时间为2 h。浸泡后捞出有机质，烘干至恒质量。每个盆栽加入200 g 的有机Mn 肥，PS-Mn 的Mn 含量为3 039 mg·kg-1，土施Mn 水平相当于380 mg·kg-1；RB-Mn 的Mn 含量为1 420 mg·kg-1，土施Mn 水平相当于177 mg·kg-1。水分条件为副处理，分别是落干和淹水。每种Mn 肥处理分别在淹水和落干条件下栽培。落干指的是浇水时土面没有形成明显的积水，淹水指的是水面总是保持在高于土面2～3 cm。每个水分条件×Mn 肥处理3 次重复。本试验以盆栽形式在温室中进行。每个盆装入8 kg 土，再加入对应量的Mn肥和500 g鸡粪有机肥，混匀。每盆种植两个水稻品种，每个品种种植3 株。水稻种植时间为2019 年8月，收割时间为2019年12月。种植结束后，测定水稻茎叶和籽粒中Mn、Cd 含量，以及土壤中Mn、Cd 的全量和有效态含量及pH值。

1.3 采样及测定方法

1.3.1 植物样品预处理

收集每盆水稻地上部的茎叶和籽粒，记录生物量。用去离子水洗净擦干，于90 ℃杀青0.5 h，然后置于50 ℃的烘箱中烘干至恒质量，将干植物研磨成粉状，保存备用。

1.3.2 土壤样品预处理

将盆栽土敲碎，取200 g 左右，待其自然风干，磨碎后分别过20目和100目筛，分开保存备用。

1.3.3 土壤pH的测定

称取（10±0.1）g过20目筛风干土样至50 mL聚乙烯塑料瓶中，加入25 mL 去离子水配制的1 mol∙L-1KCl溶液，将容器密封后，在摇床上以180 r∙min-1转速振荡30 min，静置30 min后用pH计测定。

1.3.4 土壤DTPA提取态Cd、Mn的测定

配制浸提液：c（TEA，三乙醇胺）=0.1 mol∙L-1，c（CaCl2）=0.01 mol∙L-1，c（DTPA，二乙烯三胺五乙酸）=0.005 mol∙L-1；pH=7.3。称取（10±0.01）g 过20 筛目土壤样品，置于100 mL 三角瓶中，加入20.0 mL 浸提液，密封，以160～200 r∙min-1的转速振荡2 h。振荡结束后转移至100 mL 离心管，于离心机中以5 000 r∙min-1转速离心5 min，上清液经中速定量滤纸重力过滤后于48 h内测定。

1.3.5 植物重金属全量的测定

称取0.4～0.5 g 粉状植物样，加入9 mL HNO3、2 mL H2O2，密封后放入微波消解仪中按设定的程序消煮至澄清，定容至25 mL 后经中速定量滤纸重力过滤，于火焰原子吸收光谱仪中测定Cd、Mn含量。

1.3.6 土壤重金属全量的测定

称取0.4～0.5 g 过100 目筛风干土壤，加入9 mL HNO3、3 mL HCl 和5 mL HF，密封后放入微波消解仪中按设定的程序消煮至澄清，定容至25 mL 后经中速定量滤纸重力过滤，于火焰原子吸收光谱仪中测定Cd、Mn含量。

1.3.7 数据处理

Cd、Mn转运系数的计算：

运用Microsoft Excel 2016 进行数据整理，在SPSS 23.0 中进行三因素方差分析，采用Duncan 法进行多重比较（α=0.05）。

2 结果与讨论

2.1 水稻生物量的差异

Mn肥的类型对水稻茎叶和籽粒的生物量有明显影响。表2 所示为水稻品种CSM 和LOC 茎叶和籽粒的生物量，表3 是水稻品种、Mn 肥处理和水分管理对水稻生物量的三因素方差分析结果。落干条件下，施加Mn 肥增加了水稻籽粒生物量。在淹水条件下，MnSO4对CSM水稻籽粒的增产效果更好，但使LOC水稻籽粒的生物量降低。在落干条件下，两种有机Mn肥均降低了LOC 水稻茎叶的生物量，三因素方差分析结果表明水分会影响籽粒生物量（P<0.05），落干条件下籽粒的生物量平均值为37.18 g∙盆-1，而淹水条件下籽粒的平均生物量34.83 g∙盆-1。

表2 不同水分条件下各Mn肥处理的水稻生物量（g·盆-1）Table 2 Biomass of rice of different Mn fertilizer treatments under different water conditions（g·pot-1）

表3 水稻生物量的三因素方差分析Table 3 Three factor analysis of variance on rice biomass

2.2 水稻茎叶和籽粒Cd含量

表4所示为水稻茎叶和籽粒中的Cd含量，表5是水稻品种、Mn 肥类型和水分条件对水稻Cd 含量的三因素方差分析结果。两个水稻品种茎叶和籽粒Cd含量存在差异，水稻品种LOC比CSM更容易累积Cd。

表4 不同水分条件下各Mn肥处理的水稻Cd含量（mg∙kg-1，干质量）Table 4 Rice Cd content of different Mn fertilizer treatments under different water conditions（mg∙kg-1，DW）

表5 水稻Cd含量的三因素方差分析Table 5 Three factor analysis of variance on Cd content in rice

三因素方差分析结果表明，水分条件会影响水稻Cd 含量（P<0.05）。淹水使水稻茎叶、籽粒Cd 含量显著降低，降幅为68.6%～85.5%。淹水条件下，茎叶Cd含量均值为0.049 mg ∙kg-1，籽粒Cd含量均值为0.024 mg∙kg-1。而在落干条件下，茎叶Cd 含量均值为0.345 mg∙kg-1，籽粒Cd含量均值为0.249 mg∙kg-1。

上述结果表明，落干条件下水稻更容易积累土壤中的Cd，且Mn 肥处理间水稻Cd 含量存在明显差异。落干条件下，无机Mn 肥处理籽粒中的Cd 含量低于CK 处理，其中MnSO4和MnCO3处理的水稻籽粒Cd 含量低于《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）所规定的稻米Cd限值（0.2 mg∙kg-1）。

三种无机Mn 肥中，MnSO4的降Cd 效果最好。尹晓辉等[15]研究发现，当土施MnSO4的水平在40 mg∙kg-1时，籽粒Cd 的降幅为3%～12%。与之相比，本研究增加了Mn 的用量（土施MnSO4的水平为250 mg∙kg-1），其降Cd 效果也有所增强，水稻茎叶Cd 的降幅为51.4%～60.0%，籽粒Cd 的降幅为75.9%～83.3%。MnCO3的降Cd效果次之，其茎叶Cd的降幅为42.8%～54.3%。MnCl2对水稻Cd 含量无显著影响。MnSO4降Cd 效果较好可能是因为有S 元素的存在，S 参与植物合成金属硫蛋白，金属硫蛋白可螯合游离的Cd2+，降低其迁移性[16]。MnCl2降镉效果不明显可能是因为Cl-与Cd2+之间的络合作用增强了土壤Cd 的有效性[17]。

落干条件下，两种有机Mn肥促进了水稻对Cd的吸收。PS-Mn处理中LOC品种的茎叶Cd含量增加了54.3%，籽粒Cd 含量增加了31.0%；CSM 品种的Cd 含量没有增加。RB-Mn 的两个水稻品种的茎叶Cd 含量增加了17.1%～97.1%，籽粒Cd 含量增加了37.5%～172.4%，其中LOC品种的Cd增幅更高。有机Mn肥增加了水稻Cd累积，对此可能的解释是外源有机质在降解过程中产生了更多的溶解性有机物（DOC），增加了土壤Cd 的活性[18]，从而促进了水稻对Cd 的吸收。在施Mn 水平上，PS-Mn 高于无机Mn 肥，RB-Mn 低于无机Mn 肥，但两种有机Mn 肥对水稻Cd 吸收的影响一致，说明Mn的用量不是主导因素。总体而言，RB-Mn增Cd 的作用比PS-Mn 强，这可能是因为RB-Mn 单位质量的Mn含量比PS-Mn肥低，所提供的与Cd竞争的Mn不如PS-Mn多。

2.3 水稻茎叶和籽粒Mn含量

表6所示为水稻茎叶和籽粒中的Mn含量，表7是水稻品种、Mn肥类型及水分条件对水稻Mn含量的三因素方差分析结果。

表6 不同水分条件下各Mn肥处理的水稻Mn含量（mg∙kg-1，干质量）Table 6 Rice Mn content of different Mn fertilizer treatments under different water conditions（mg∙kg-1，DW）

表7 水稻Mn含量的三因素方差分析Table 7 Three factor analysis of variance on Mn content in rice

两个水稻品种籽粒Mn 的累积存在差异，LOC 籽粒对Mn 的累积量高于CSM。SASAKI 等[13]的研究表明水稻根部转运Mn 的载体也是Cd 进入植物的主要通道，因此对Mn有更强吸收能力的水稻品种对Cd的吸收能力可能也更强。

三因素方差分析结果表明，水分条件会影响水稻Mn 含量（P<0.05），淹水降低了水稻对Mn 的吸收，其中茎叶Mn的降幅约为39.3%～54.8%，籽粒Mn的降幅约为14.8%～49.6%。一般认为，土壤淹水状态下高价态的锰氧化物被还原并释放出Mn2+，使植物吸收的Mn 含量增加[10]。但也有研究表明，如果淹水时间过长反而使Fe、Mn 元素逐渐转化成提取性更低的矿物形态[19-20]。这可能是本研究中持续淹水条件下水稻对Mn的吸收量降低的原因之一。

土壤中的Mn 与Cd 竞争水稻根部的转运载体可能是施用Mn使水稻Cd含量降低的主要原因，在这个过程中外源Mn 对Cd 进入量的影响是关键。从表8可以看出，水稻吸收的大部分Mn都积累在茎叶部，只有少部分转运至籽粒，Mn 从茎叶到籽粒的转运系数远小于Cd 的转运系数。而且有研究表明，在植物体内，大部分的Mn都会被储存在细胞的囊泡结构里，这部分Mn 很难再被转运[10]，因此无法继续通过与Cd 竞争转运载体抑制Cd 向籽粒转移。进入植物后，Mn 对降低水稻籽粒Cd 累积的作用可能很有限。因此，Mn与Cd的竞争主要发生在进入植物根部的阶段。

表8 不同水分条件下各Mn肥处理Cd、Mn的转运系数Table 8 Transport coefficient of Cd and Mn in rice of different Mn fertilizer treatments under different water conditions

2.4 土壤中Cd、Mn含量

表9、表10所示分别为不同处理水稻收获后土壤Cd、Mn 含量。Cd 随着植物吸水的过程被富集到根际，根际土Cd 含量与水稻对Cd 的吸收量成反比，水稻对Cd 的吸收量越多，其根际土Cd 含量越低。无机Mn 肥减少了水稻对Cd 的吸收，有机Mn 肥增加了水稻对Cd 的吸收，因此有机Mn 肥处理根际土Cd 全量比无机Mn 肥处理低。有机Mn 肥增加了土壤根际土有效态Cd，有机Mn 肥处理有效态Cd 含量比无机Mn肥处理高，可能是因为有机质在降解过程中产生的物质增强了Cd 的活性，这也可能是有机Mn 肥降Cd 效果不如无机Mn肥的原因。

表9 不同水分条件下各Mn肥处理土壤Cd含量（mg∙kg-1）Table 9 Soil Cd content of different Mn fertilizer treatments under different water conditions（mg∙kg-1）

表10 不同水分条件下不同Mn肥处理土壤Mn含量（mg∙kg-1）Table 10 Soil Mn content of different Mn fertilizer treatments under different water conditions（mg∙kg-1）

施加Mn肥显著提高了土壤Mn全量和有效态Mn含量，其中有机Mn 肥土壤有效态Mn 含量增加幅度最大。有机Mn 肥处理的有效态Mn 含量均高于CK处理和无机Mn肥处理。

2.5 土壤pH值

表11 所示为各Mn 肥处理的土壤pH 值。淹水处理的土壤pH 均高于落干处理。研究表明，pH 对土壤Cd 活性的影响很大，随着pH 的增加，土壤对Cd 的吸附量显著增加[21]。因此，淹水条件下，pH 值的升高可能是导致水稻Cd累积量下降的原因之一。

表11 不同水分条件下各Mn肥处理土壤pH值Table 11 Soil pH value of different Mn fertilizer treatments under different water conditions

杨木屑、米糠降解过程中产生的有机酸等物质降低了土壤pH 值，导致土壤Cd 有效态含量增加。有机Mn 肥处理的土壤有效态Cd 含量比CK 处理增加43%，即使此时其土壤有效态Mn含量是CK处理的6～19 倍，也无法有效地降低水稻对Cd 的吸收含量。这从侧面反映了Cd有效态含量的增加对水稻Cd吸收的影响是显著的，意味着即使Cd的有效态仅少量增加，Mn的有效态也需要大幅提升才能抵消Cd有效态增加带来的影响。

3 结论

（1）淹水后土壤的pH 值有所上升，水稻中的Cd含量显著下降至食用安全限值（0.2 mg∙kg-1）以下。在淹水条件下施加Mn 肥会使水稻籽粒中Cd 含量进一步降低。淹水条件下水稻对Mn 的吸收能力会降低，持续淹水会使水稻籽粒的生物量减少。

（2）落干条件下，水稻中的Cd 含量易升高，且不同类型Mn 肥在落干情况下对水稻Cd 累积的影响差异明显。施加MnSO4、MnCO3能使水稻中Cd 含量降至0.2 mg∙kg-1以下，施加MnCl2没有明显的降Cd 效果，施加有机Mn肥则使水稻籽粒Cd含量增加。

（3）2 个水稻品种对Mn 肥处理、水分管理的响应较为一致，这说明本研究的结果并不是仅出现在一个水稻品种中的特殊现象。

综上，落干条件下施加MnSO4能明显降低水稻Cd 含量。在没有条件长期淹水和以干湿交替为主要管理模式的地区，可采用该种农艺措施对水稻Cd累积进行适当调控。长期淹水虽然能显著降低水稻Cd 含量，但同时也可能降低水稻籽粒产量，在应用上有一定的局限性。