2024, Vol. 45
2. 佛山植宝生态科技有限公司，佛山 528000
, TANG Yu-long1 , LI Ze-gui2 , CHEN Can-ming1 , WEI Ze-bin1 , GUO Yong-jun2 , WU Qi-tang1
2. Foshan Zhibao Ecological Technology Co., Ltd., Foshan 528000, China
据2014年《全国土壤污染状况调查公报》可知, 我国19.4%的农业土壤受到不同程度的污染, 其中镉为首要污染物, 占比7%[1].镉（Cd）是对人类有害的元素之一, 是大多数食用食物中普遍存在的污染物, 且人类对Cd的摄入主要来源于平时的饮食[2, 3].水稻（Oryza sativa）是中国和其他部分亚洲国家日常食用的主食, 提供了超过70%的日常食物能量摄入[4], 同时水稻也极易富集毒性重金属Cd.相关研究表明, 长期食用重金属Cd超标的稻米会构成潜在非致癌性和致癌性健康风险[5].然而, 在人均耕地面积有限的情况下, 中国华南地区轻度至中度污染的水稻农田仍用于水稻的生产[6].因此, 迫切需要寻找一种可行的措施来减少糙米中Cd的累积.
目前, 土壤Cd可采用绿色化学淋洗+电动修复等物理化学修复技术[7], 也可利用超积累植物东南景天或伴矿景天（Sedum plumbizincicola）进行植物提取修复[8], 还可采用东南景天与玉米间套种, 生产能够符合卫生标准的玉米, 实现边生产边修复[9].但是这些超积累植物难以在水田生长及与水稻进行间套种, 人们针对水稻Cd污染的问题提出了许多农艺措施.一方面, 通过土壤施用钝化剂固定土壤重金属抑制其生物有效性, 从而减少水稻中Cd的吸收累积.土壤钝化剂包括碱性物质如石灰、生物炭, 以及其它一些含硅（Si）/钙（Ca）的材料[10~12].另一方面, 土壤施加微量拮抗元素肥料如锌肥、硒肥和锰肥, 也能降低水稻累积Cd[13~17]；针对植物地上部, 通过叶面喷施Si、硫（S）、锰（Mn）和锌（Zn）等微量元素增强其拮抗作用, 阻控Cd向糙米累积[18, 19].目前越来越多的研究发现多种调控技术联合使用是解决农田重金属Cd污染的有效途径, 如利用生物炭和石灰配合叶面硅肥一起施用较单一的钝化剂能更有效降低水稻糙米Cd的含量[20].
Mn是植物生长发育必需的金属元素, 参与植物的许多生理活动过程, 如光合作用、叶绿素合成及酶活化, 加速同化物质从根部到叶片的转移[21].同时Mn还是水稻根表铁膜的另一个主要成分, 锰氧化物和铁锰结核对Cd有着较强的吸附能力[22].此外, 由于Cd和Mn具有相同的转运体OsNramp5, Mn与Cd之间也可能发生激烈的竞争[23].已有研究表明, 在钝化土壤后需补充微量元素Mn肥（硫酸锰）, 以强化Mn作为Cd拮抗剂的作用, 从而使水稻糙米中ω（Cd）降低到0.2 mg·kg-1以下[24].还有研究表明, 在重度Cd污染土壤上利用Mn肥作为土壤调理剂和叶面阻控剂配合施用显著降低了稻米Cd（24.8%~34.9%）, 但仍不能达标[25].因此, Mn在中轻度污染农田水稻降Cd方面有着很大的潜力.然而, 研究发现外源Mn作为一种变价阳离子在施入土壤之后其有效性总是很快达到峰值之后下降[26], 同时土壤施Mn肥降低了土壤pH, 从而导致土壤有效态Cd增加, 需要更多的有效态Mn才能抵消有效态Cd增加带来的风险[16].本课题组前期的研究还表明, 在华南地区强酸性（pH < 5.5）Cd轻微污染[0.3 mg·kg-1 < ω（Cd） < 0.6 mg·kg-1]土壤上, 土壤钝化+Mn肥二项联合技术在未实施全生育期淹水的条件下可以刚好实现稻米达标[24], 在轻度、中度污染[0.6 mg·kg-1 < ω（Cd） < 1.5 mg·kg-1]土壤上可能需要增加叶面阻隔技术, 而且土壤钝化+Mn肥+叶面补Mn这3项联合措施的效果和相互作用机制很少报道.针对以上情况, 本试验在一种富含有机质和硅钙的复合碱性材料作为钝化剂的基础上, 以硫酸锰作为拮抗剂在水稻移栽前施加到土壤, 并叶面喷施有机Mn肥（EDTA-Mn或氨基酸锰）, 考察该技术组合在减少糙米Cd中的效果, 以及3项措施各自所起的作用, 以期筛选出一种使Cd污染农田稻米达标的联合措施.
1 材料与方法 1.1 试验地点与试验材料.盆栽试验在佛山植宝生态科技有限公司顶楼进行；田间试验在广东省清远市英德市某处Cd污染农田进行, 试验期为2023年4~7月, 英德市降雨量4、5、6和7月分别为77.1、28.7、223.9和11.1 mm.盆栽试验的试验土取自田间试验农田表土（0~20 cm）, 土壤经过自然凉干后过5 mm筛用于盆栽试验, 一部分土壤用研钵研磨过2 mm和0.125 mm筛, 用于测定土壤性质和相关元素含量.本试验土壤pH为6.01；ω（有机质）为27.78 g·kg-1；ω（碱解氮）为206.5 mg·kg-1；ω（有效磷）为12 mg·kg-1；ω（速效钾）为132.1 mg·kg-1；ω（土壤总Cd）为0.62 mg·kg-1；ω（总Mn）为73.65 mg·kg-1；ω（CaCl2-Cd）为0.28 mg·kg-1；ω（DTPA-Mn）为10.00 mg·kg-1.
盆栽和田间试验供试水稻品种均为当地农户常用品种“泰丰优208”, 属感温型三系杂交水稻, 全生育期120 d.供试土壤钝化剂“维地康”来自佛山植宝生态科技有限公司, 属于复合钝化剂, 呈碱性（pH为10.3）, 主要成分为ω（CaO）≥20%, ω（SiO2）≥10%, ω（有机质）≥12%.硫酸锰为工业级[ω（Mn）≥31.8%], 购自山东诚顺化工科技有限公司.叶面肥EDTA-Mn[ω（Mn）≥13%], 购自武汉博润科技有限公司；氨基酸锰[ω（Mn）≥20%], 购自宁波盈前科技有限公司.
1.2 试验设计 1.2.1 盆栽试验设计盆栽试验为露天盆栽, 于2023年4~7月在佛山植宝生态科技有限公司顶楼进行.设计12个处理：①空白对照（CK）, 不添加钝化剂或Mn肥；②土壤施用钝化剂（T1）；③土壤施用混合调理剂（T2）, 即1/2钝化剂+1/2硫酸锰；④土壤施用硫酸锰（T3）；⑤水稻孕穗期和灌浆期喷施EDTA-Mn叶面肥（Y1）；⑥水稻孕穗期和灌浆期喷施氨基酸锰叶面肥（Y2）；⑦T1+Y1, 钝化剂+ EDTA-Mn叶面肥；⑧T1+Y2, 钝化剂+氨基酸锰叶面肥；⑨T2+Y1, 混合调理剂+ EDTA-Mn叶面肥；⑩T2+Y2, 混合调理剂+氨基酸锰叶面肥；⑪T3+Y1, 硫酸锰+ EDTA-Mn叶面肥；⑫T3+Y2, 硫酸锰+氨基酸锰叶面肥.所有处理设置3个重复, 共计36盆.试验采用底径20.5 cm、高22 cm塑料盆, 每盆装土5 kg.土壤钝化剂（T1）施用量（以土计, 下同）为1.33 g·kg-1；土壤Mn肥（硫酸锰, T3）施用量（以Mn计）为180 mg·kg-1；叶面有机Mn肥（Y1和Y2）在水稻孕穗期和灌浆期均以100 mg·L-1浓度（以Mn计）进行喷施, 每次每盆喷施50 mL.不施用叶面Mn肥的处理孕穗期和灌浆期喷施等体积的清水.水稻移栽前3d以尿素0.3 g·kg-1作为N肥, 磷酸二氢钾0.1 g·kg-1作为钾肥和磷肥作为底肥施入；抽穗期追肥采用15-15-15复合肥, 施用量为0.3 g·kg-1.盆栽水稻全生育期淹水处理.
1.2.2 田间小区试验设计田间小区试验于4月20日选取地势平坦肥力均匀的田块进行小区试验.土壤钝化剂在移栽前2d与底肥一起施入并用耙田工具将钝化剂充分与土混匀.试验设置：①空白对照（CK）, 不添加钝化剂或任何Mn肥；②水稻孕穗期和灌浆期喷施EDTA-Mn叶面肥（Y1）；③水稻孕穗期和灌浆期喷施氨基酸锰叶面肥（Y2）；④T1+Y1, 钝化剂+ EDTA-Mn叶面肥；⑤T1+Y2, 土壤施用钝化剂+氨基酸锰叶面肥；⑥T2+Y1, 混合调理剂（1/2钝化剂+1/2硫酸锰）+ EDTA-Mn叶面肥；⑦T2+Y2, 混合调理剂+氨基酸锰叶面肥；⑧T3+Y1, 土壤施用硫酸锰+ EDTA-Mn叶面肥；⑨T3+Y2, 硫酸锰+氨基酸锰叶面肥.每个小区9 m2（3 m×3 m）, 设置3个重复, 共计27个小区, 采用随机区组设计, 小区与小区之间采用单排单灌, 小区间田埂覆盖农膜并留20 cm宽的排水沟.每个小区钝化剂用量为2.73 kg（3 000 kg·hm-2, 约200 kg·亩-1）；硫酸锰用量（以Mn计）为0.36 kg（405 kg·hm-2, 约27 kg·亩-1）.叶面Mn肥分别在水稻孕穗期和灌浆期喷施, 均为100 mg·L-1（以Mn计）, 每次每个小区喷施1 L, 2次合计相当于每亩施用EDTA-Mn 114 g或氨基酸锰74 g；不施用叶面Mn肥的处理孕穗期和灌浆期喷施等体积的清水.每个小区插秧144棵（12×12）, 水稻常规施肥、病虫害防治及水分管理按照当地农户习惯进行.
1.3 样品采集与分析盆栽试验于7月28日结束, 水稻全部植株用清水清洗之后再用去离子水清洗干净, 之后用吸水纸吸干水分, 并将植株分为根系、茎叶和籽粒3个部分, 其中一部分根系装入自封袋保存于4℃冰箱中用于测定根表铁膜.田间试验水稻样品采集于7月25日, 每个小区采集3个点位水稻和土壤（0~20 cm）样品组成混合样.水稻收集后用清水清洗之后再用去离子水清洗干净, 之后用吸水纸吸干水分, 并将植株分为根系、茎叶和籽粒这3个部分.植物样品于烘箱105℃杀青30 min, 60℃烘干至恒重.籽粒用脱壳机得到糙米之后用不锈钢粉碎机粉碎, 过0.125 mm筛, 装入自封袋备用.土壤样品自然风干后研磨, 分别过1 mm和0.125 mm筛, 用于测土壤pH、土壤重金属有效态含量和总量.土壤中重金属元素全量的测定采用HF-HCl-HNO3微波消解、原子吸收分光光度计（Hitachi Z-2100）测定；水稻Cd采用国家标准方法（GB/T 5009.15-2014）即HNO3-H2O2微波消煮-石墨炉原子吸收光度法测定；pH采用玻璃电极法测定（水土比2.5∶1）；土壤有效态Cd按照DB35 860-2008（福建省地方标准）方法用CaCl2-Cd提取；土壤有效态Mn按照HJ 804-2016方法用DTPA提取.根表铁膜根据Zheng等[27]的方法, 利用DCB溶液提取.土壤和植物样品Cd测定分别采用土壤标准物质[GBW07405a（GSS-5a）]和大米标准物质[GBW10045a（GSB-23a）]进行全程质量控制, 土壤Cd回收率为105.0%~106.4%, 大米Cd回收率为102.3%~110.6%.
1.4 数据分析采用下列公式计算水稻Cd转运系数（TF）与富集系数（BCF）：
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BCF =水稻各部位Cd含量/土壤总Cd含量
本试验数据采用Excel进行数据整理, SPSS Statistics 27进行单因素统计检验以及Duncan比较法差异性分析.
2 结果与分析 2.1 不同处理对水稻各部位Cd含量的影响盆栽试验结果表明, 土壤施用钝化剂（T1）、硫酸锰（T3）或混合调理剂（T2）均能显著降低水稻根部Cd含量[P < 0.05, 图 1（a）].在孕穗期和灌浆期叶面喷施Mn肥没有显著减低根部Cd含量.从茎叶Cd变化情况来看, 所有处理均能显著降低茎叶Cd含量（P < 0.05）, 特别是土壤或叶面施用Mn肥.对于糙米Cd而言, 所有处理均能显著降低糙米Cd含量（P < 0.05）.土壤施用钝化剂、硫酸锰以及混合调理剂（T2）分别使糙米Cd含量相较于CK分别降低19.1%、44.0%和51.9%. 二种叶面Mn肥中, EDTA-Mn相较于CK降Cd幅度为41.8%, 而氨基酸锰达到50%.不同单项措施比较, Mn的用量较少的叶面喷施Mn肥其降低糙米Cd的效果与土壤施用Mn肥相当.另外, 土壤和叶面联合措施使糙米Cd含量进一步降低, 达到差异显著水平（P < 0.05）.在土壤混合调理剂（T2）的基础上, 叶面喷施EDTA-Mn或氨基酸锰使糙米Cd含量进一步降低46.1%和46.9%, 达到最好效果.
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CK表示空白对照, T1表示钝化剂, T2表示混合调理剂（1/2钝化剂+1/2硫酸锰）, T3表示硫酸锰, Y1表示EDTA-Mn, Y2表示氨基酸锰；柱状图上不同字母表示处理之间差异显著（P < 0.05）；下同 图 1 盆栽试验和田间试验水稻各部位Cd含量 Fig. 1 Contents of Cd in different parts of rice in pot and field experiments |
田间试验结果表明, 叶面喷施氨基酸锰显著降低水稻根部Cd含量[P < 0.05, 图 1（b）], 土壤施用了混合调理剂（T2）或硫酸锰配合叶面Mn肥的4个处理效果也到达显著水平.茎叶Cd含量未出现规律性的结果.从糙米Cd含量来看, 与CK相比, 所有处理均能显著降低糙米Cd含量（P < 0.05）.土壤施用混合调理剂（T2）配合叶面Mn肥分别使糙米Cd含量降低86.9%和83.6%, 达到最佳效果, 且低于国家大米安全限值0.2 mg·kg-1.
综上所述, 盆栽试验和田间试验均表现出混合调理剂（T2）配合叶面Mn肥降低糙米Cd的效果最为显著.
2.2 不同处理对水稻各部位Mn含量的影响盆栽试验结果表明, 水稻各部位Mn含量大小为：茎叶 > 根部 > > 糙米[图 2（a）].土壤施用硫酸锰后水稻各部位Mn含量显著增加（P < 0.05）.从根部Mn含量变化情况来看, 土施混合调理剂（T2）或硫酸锰均显著增加根部Mn含量, 特别是施用硫酸锰的处理.而单施钝化剂或叶面Mn肥对根部Mn没有显著影响, 其组合（T1+Y）也没有显著增加.茎叶Mn与根部较相似, 不同的是单施叶面Mn肥显著增加了茎叶Mn含量.糙米Mn含量随着土壤施用硫酸锰而显著增加（P < 0.05）；叶面喷施Mn肥增加糙米Mn含量未达到显著水平（P > 0.05）.
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图 2 盆栽试验和田间试验水稻各部位Mn含量 Fig. 2 Contents of Mn in different parts of rice in pot and field experiments |
田间试验结果表明, 随着土壤施用硫酸锰的增加, 水稻根系Mn含量显著增加[P < 0.05, 图 2（b）].单独的叶面喷施Mn肥、钝化剂配合叶面喷施Mn肥均未对水稻根部Mn含量产生显著影响（P > 0.05）.茎叶Mn含量与根部的变化较相似, 不同的是钝化剂+叶面Mn肥处理显著增加了茎叶Mn含量.对于糙米Mn而言, 叶面单独喷施Mn肥、土壤施用硫酸锰或混合调理剂（T2）联合叶面Mn肥均显著增加糙米Mn含量（P < 0.05）.
综上所述, 盆栽试验和田间试验均表现出土壤施用硫酸锰能显著增加水稻各部位Mn含量, 叶面喷施有机Mn肥可增加茎叶Mn, 但对根部和糙米Mn没有显著影响.
2.3 不同处理水稻Cd和Mn富集系数盆栽试验结果表明, 对于Cd, 根部的富集系数BCF值在0.59~0.97之间（表 1）；茎叶的BCF值在0.17~0.29之间；而糙米的BCF值普遍较低, 在0.03~0.13之间.施用了硫酸锰（T3）的3个处理水稻根部Cd的BCF最低.茎叶Cd的BCF也有类似的变化趋势, 而且混合调理剂（T2）联合叶面Mn肥也获得较低的BCF.与对照相比, 所有处理均显著降低了稻米Cd的BCF（P < 0.05）, 尤其是混合调理剂+叶面Mn肥的2个处理最为显著, 稻米Cd的富集BCF降至0.03.对于Mn的BCF, 土壤施用硫酸锰均显著增加根部Mn的BCF（P < 0.05）, 但是单施叶面Mn肥对水稻根部Mn并未产生显著影响（P > 0.05）.然而, 单施叶面Mn肥却能显著增加茎叶Mn的BCF（P < 0.05）.单施叶面Mn肥这种效应未完全传导到稻米, 对稻米Mn的BCF未产生显著影响.相反, 土壤施用了硫酸锰的所有6个处理（T2和T3及其叶面Mn肥Y联合处理）, 稻米Mn的BCF均显著增加, 特别是土壤施用全量硫酸锰配施叶面有机Mn肥的2个处理, 稻米Mn的BCF最高.
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表 1 盆栽试验水稻各部位Cd和Mn富集系数（BCF）1） Table 1 Bioconcentration factor (BCF) of Cd and Mn in different parts of rice in pot experiment |
田间试验结果表明, 与CK相比, 单施叶面Mn肥或施钝化剂配合叶面Mn肥对水稻根部Cd和Mn的BCF均未产生显著影响（P > 0.05）（表 2）, 而土壤施用混合调理剂（T2）或硫酸锰配施叶面Mn肥显著增加水稻根部Mn的BCF并降低根部Cd的BCF（表 2）.对于糙米而言, 与CK相比, 所有处理均显著降低糙米Cd的BCF（P < 0.05）, 特别是混合调理剂+叶面Mn肥的2个处理最为显著, 稻米Cd的富集BCF降至0.05.对于糙米Mn的BCF, 除了钝化剂+叶面Mn肥未能显著增加外, 其余处理, 包括单施叶面Mn肥, 均显著增加糙米Mn富集系数（P < 0.05）, 说明钝化剂的施用减少稻米对Mn的富集.
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表 2 田间试验水稻各部位Cd和Mn富集系数（BCF） Table 2 Bioconcentration factor (BCF) of Cd and Mn in each part of rice in field experiment |
综上所述, 盆栽试验和田间试验结果均表明, 混合调理剂（T2）配合叶面Mn肥比其它处理能更好地降低糙米对Cd的富集.
2.4 不同处理水稻各部位之间Cd和Mn转运系数盆栽试验结果显示, 根部-茎叶Cd转运系数在0.20~0.31之间, Mn转运系数在1.14~2.06之间（表 3）；茎叶-糙米Cd转运系数在0.18~0.45之间, Mn转运系数在0.03~0.05之间.单独喷施叶面Mn肥显著降低Cd由根系向茎叶转运.从茎叶-糙米Cd转运系数来看, 土壤混合调理剂（T2）和叶面喷施氨基酸锰（Y2）显著降低茎叶Cd向糙米的转运, 土壤施用不同剂量硫酸锰（T2和T3）配合叶面喷施Mn肥显著降低了茎叶-糙米Cd转运系数.
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表 3 盆栽试验水稻各部位Cd和Mn转运系数（TF） Table 3 Transfer coefficients (TF) of Cd and Mn in different parts of rice in pot experiment |
田间试验结果表明, 水稻Cd和Mn转运系数在数量级上与盆栽试验相似（表 4）.从茎叶-糙米Cd转运系数来看, 叶面喷施氨基酸锰比CK降低了60.5%, 达到差异显著水平（P < 0.05）；而单施EDTA-Mn未达到差异显著水平（P > 0.05）.叶面喷施氨基酸锰与土壤混合调理剂配合施用（T2+Y2）, 使转运系数降到最低的0.13.对于茎叶-糙米Mn转运系数, 土壤施用不同剂量硫酸锰（T2和T3）配合叶面喷施Mn肥显著降低了茎叶-糙米Mn转运系数, 特别是施用全量硫酸锰联合叶面Mn肥转运系数最低（表 4）.
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表 4 田间试验水稻各部位Cd、Mn转运系数（TF） Table 4 Transport coefficients (TF) of Cd and Mn in different parts of rice in field experiment |
综上所述, 盆栽试验和田间试验均显示, 土壤混合调理剂（T2）配合叶面喷施Mn肥对阻控Cd由茎叶向稻米转运的效果显著.
2.5 不同处理下土壤Cd和Mn含量盆栽试验结果表明, 与CK相比所有处理对土壤全Cd均未产生显著影响（P > 0.05, 表 5）.对于土壤有效态Cd（CaCl2-Cd）, 施用钝化剂或混合调理剂（T2）显著降低土壤CaCl2-Cd（P < 0.05）.而施硫酸锰显著增加土壤CaCl2-Cd.对于土壤Mn, 随着土施硫酸锰的增加土壤全Mn和DTPA-Mn均显著增加（P < 0.05）, 其中DTPA-Mn增幅最大, 达到8倍.
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表 5 盆栽试验土壤Cd和Mn含量/mg·kg-1 Table 5 Contents of Cd and Mn in soil of pot experiment/mg·kg-1 |
田间试验结果表明（表 6）, 与CK相比, 各处理未对土壤全Cd产生显著影响（P > 0.05）.对于CaCl2-Cd, 单施叶面Mn肥未产生明显影响, 而土壤施用钝化剂显著降低土壤CaCl2-Cd（P < 0.05）, 相反, 土壤施硫酸锰可增加土壤CaCl2-Cd.对于土壤Mn, 随着施硫酸锰的增加土壤全Mn和DTPA-Mn均显著增加（P < 0.05）.
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表 6 田间试验土壤Cd和Mn含量/mg·kg-1 Table 6 Contents of Cd and Mn in soil in field experiment/mg·kg-1 |
综上所述, 盆栽试验和田间试验均表明, 土壤钝化剂显著降低土壤CaCl2-Cd, 而土壤施用硫酸锰在显著增加土壤全Mn和DTPA-Mn的同时, 也可增加土壤CaCl2-Cd.
2.6 不同处理土壤pH盆栽试验结果表明, 施用钝化剂或混合调理剂（T2）显著提升土壤pH值（P < 0.05）, 比CK分别高0.34个单位和0.16个单位（表 7）.而单施硫酸锰或叶面Mn肥未对土壤pH产生显著影响.
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表 7 不同处理土壤pH值1） Table 7 Soil pH values under different treatments |
田间试验结果表明（表 7）, 与CK相比, 单施叶面Mn肥未对土壤pH产生显著影响；土壤钝化剂配合叶面Mn肥显著提升土壤pH（P < 0.05）, 分别提升了0.85个单位和0.7个单位；但是土壤混合调理剂（T2）或者全量硫酸锰配合叶面Mn肥未显著改变土壤pH（P > 0.05）.
综上所述, 盆栽试验和田间试验一致表明, 土壤施钝化剂显著提升土壤pH, 混合调理剂（T2）也可提升土壤pH, 但施硫酸锰趋于降低土壤pH.
2.7 盆栽水稻根表铁锰膜Fe、Mn和Cd含量如图 3所示, 施钝化剂降低根表铁锰膜中的DCB可萃取Fe（DCB-Fe）和显著降低Mn（DCB-Mn）的含量（P < 0.05）, 与CK相比, 分别降低了31.9%和44.7%；相应地使DCB-Cd降低42%, 但未达到显著水平（P > 0.05）.相反, 施混合调理剂（T2）显著增加了根表铁膜中的DCB-Fe、DCB-Mn和DCB-Cd的含量, 比CK分别增加54.5%、100.1%和81.7%.施硫酸锰的效果更加显著, 根表铁锰膜中DCB-Fe、DCB-Mn和DCB-Cd比CK分别增加58.1%、284.3%和145.9%.叶面单施EDTA-Mn未产生显著效果, 而叶面单施氨基酸锰显著提高了根表铁膜中的DCB-Mn, 但未对DCB-Fe和DCB-Cd产生显著影响.
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图 3 盆栽水稻根表DCB可提取Fe、Mn和Cd含量 Fig. 3 Contents of DCB-extracted Fe, Mn, and Cd from rice roots of pot experiment |
单一的钝化剂施用对土壤Cd污染治理有着显著的影响, 已有的研究中不乏石灰、生物炭等钝化剂的施用能够显著降低土壤Cd的有效性及其在植物中积累的报道[28~30].本研究的盆栽试验和田间试验表明, 土壤施用钝化剂确实提升了土壤pH和降低土壤有效态CaCl2-Cd（表5~7）.从图 4中可以看出, 土壤pH与CaCl2-Cd之间的相关系数R值达到-0.94, 两者之间存在极显著负相关.因此, 钝化剂处理导致水稻Cd减少的原因是通过提升土壤pH从而降低有效态Cd.然而, 不利于水稻降Cd的另一面也表现出来, 即施钝化剂提升土壤pH的同时水稻根表铁锰膜下降（DCB-Fe和DCB-Mn降低）, 导致根表固定的Cd（DCB-Cd）也下降（图 3）.其他研究也发现, 石灰会抑制Mn的流动性, 削弱了根表铁膜的形成及其对Cd的封存[31].从图 4中可以看出土壤pH与DCB-Fe和DCB-Mn之间的相关系数R值分别达到-0.72和-0.74, 呈现极显著负相关.因此, 钝化剂造成的pH升高具有正反两方面的效应.
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1 表示DCB-Fe, 2 表示DCB-Mn, 3 表示DCB-Cd, 4 表示pH, 5 表示稻米Cd, 6 表示DTPA-Mn, 7 表示CaCl2-Cd；*表示P < 0.05, **表示P < 0.01；椭圆的圆扁程度表示相关性大小；数字表示R值；色柱表示相关系数；下同 图 4 土壤pH、CaCl2-Cd、DTPA-Mn、DCB-Fe、DCB-Mn、DCB-Cd以及糙米Cd相关性分析 Fig. 4 Correlation analysis between soil pH, CaCl2-Cd, DTPA-Mn, DCB-Fe, DCB-Mn, DCB-Cd, and brown rice Cd |
相关研究表明, 当外源Mn显著增加时, 水稻根中的Cd显著降低, 这可以很好地解释Mn与Cd之间的竞争关系[23].施用硫酸锰可以增加植物中Mn超氧化物歧化酶和含S化合物（谷胱甘肽和植物螯合素）的水平, 会通过形成CdS沉淀来降低Cd的迁移, 从而降低Cd对水稻毒害作用[32, 33].另一方面, 铁和Mn是根表铁膜的主要组成成分, 并且参与了根表面Cd的固载[34], 同时, Mn还参与了铁的氧化, 导致铁膜的增强, 从而导致更多的Cd被隔离在根表面[35].本研究也表现出类似的情况（图 3）, Mn的加入促进了铁锰膜的形成.
由于Mn的拮抗作用及根表保护作用, 包膜Mn肥配合石灰使糙米Cd降低了71.5%, 明显高于单施石灰的43%[36].本试验证实, 混合调理剂（T2）在降低糙米Cd方面优于单独施用钝化剂, 也优于单独施用拮抗剂硫酸锰（图 1）, 表明钝化和拮抗缺一不可.
3.3 叶面Mn肥的强化作用目前, 拮抗剂Mn的供给有土壤施用和叶面喷施2种方式, 谭骏等[37]研究发现, 叶面阻控剂联合土壤钝化剂比单一的叶面阻控剂降Cd效果更显著.本研究的盆栽试验则表明, 在土壤施用Mn肥的基础上, 增加叶面喷施Mn肥进一步降低稻米Cd[图 1（a）]；而盆栽和田间试验均表明, 在叶面Mn肥的基础上, 土壤施用Mn肥也强化降Cd效果（图 1）, 即土壤和叶面施用缺一不可.可能的原因是, 土壤施Mn, 使水稻早期（叶面喷施之前）就有Mn的拮抗作用, 保证了全时间段的持续作用.而叶面喷施, 使茎叶Mn含量大幅度增加（图 2）, 减少了Cd由茎叶向稻米的转运（表 3和表 4）.在降低茎叶到稻米Cd的转运系数方面, 氨基酸Mn绝大多数情况下优于EDTA-Mn（表 3和表 4）, 其效果核实和机制阐明有待更深入地研究.
水稻各部位Cd与Mn的相关性分析表明, 糙米Cd与茎叶Cd呈极显著的正相关, 而与水稻各部位的Mn均呈现显著的负相关（图 5）, 也显示任何增加水稻Mn的措施都有可能降低糙米Cd含量.
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1 表示糙米Cd, 2 表示茎叶Cd, 3 表示根部Cd, 4 表示糙米Mn, 5 表示糙米茎叶Mn, 6 表示根部Mn 图 5 水稻各部位Cd与Mn的相关性分析 Fig. 5 Correlation analysis of Cd and Mn in different parts of rice |
本研究中钝化剂可提高土壤pH和有机质, 降低土壤有效Cd, 同时提供Ca离子产生拮抗作用.最后这一点与土壤施用Mn肥相似.土壤Mn肥增加Mn2+可竞争水稻根系Cd与Mn的共同吸收位点, 强化根表铁锰膜的阻隔作用, 因此显著降低水稻吸收Cd, 水稻根系和茎叶Cd的富集系数BCF显著下降（表 1中T3处理）, 然而水稻体内Cd的根-茎叶和茎叶-稻米转运系数没有明显变化（表 3 T3处理）, 说明其增强水稻体内竞争作用的效用不大.相反, 叶面氨基酸锰显著降低了茎叶Cd向稻米的转运（TF茎叶-糙米, 表 3 Y2处理）, 也显著降低了根系Cd向茎叶的转运（TF根部-茎叶）.地面土壤Mn肥和叶面有机Mn肥都能增加茎叶Mn含量, 但是只有叶面有机Mn肥显著降低了水稻体内Cd的转运, 可能是氨基酸锰在叶面吸收后水稻减少Mn从根系向上运输, Mn运输通道功能下调也减少了Cd的运输, 但这还需要实际证据的支持.
本研究盆栽试验得到（钝化剂+硫酸锰+氨基酸锰）3项联合措施的综合效益表现为降低稻米Cd含量74.5%, 氨基酸锰换成EDTA-Mn的综合效益为74.1%, 二者相近, 比较可靠.而土壤二项调理措施（T2）的综合效益降低稻米Cd含量为52.0%, 二者相减可得到叶面喷施氨基酸锰的效益为22.5%.该结果假设叶面氨基酸锰和土壤调理二者具有加和性, 前文讨论也得到土壤调理主要影响水稻吸收, 而叶面氨基酸锰主要影响Cd从茎叶转运到稻米, 因此该假设具有较强的合理性.从钝化剂的单独效果为19.1%和硫酸锰的单独效果为44.0%推算, 钝化剂/硫酸锰的效果比约为3/7, （T2）的综合降Cd效果52.0%可分解为钝化剂15.7%和硫酸锰36.2%.因此, 得到[（1/2钝化剂+1/2硫酸锰）+氨基酸锰]3项措施的综合效益降低稻米Cd含量74.5%, 可以分解为土壤钝化剂15.7%, 土壤硫酸锰36.2%, 叶面氨基酸锰22.5%, 这表明土壤硫酸锰起到最重要的作用, Mn的拮抗作用也明显大于钝化剂中Ca产生的拮抗作用.
3.5 土壤水分状况的影响本研究的土壤Mn肥+叶面Mn肥+钝化剂联合措施希望能够达到钝化剂+全生育期淹水的效果, 实际上全生育期淹水的效果显著, 多数水稻品种在湖南Cd污染稻田可以达标[38], 主要原因是在土壤淹水厌氧环境下Cd以CdS沉淀形式存在, Cd有效性低, 而且Mn2+和Fe2+等拮抗金属离子的有效性较高, 拮抗作用明显.但是, 全生育期淹水需要不间断地灌溉, 增加管理人工成本, 而且不利于机械收割和可导致较多病虫害等原因, 不易推广应用于分散的种植户.本研究盆栽和田间试验, 糙米Cd含量在所有处理条件下（包括对照）均低于0.2 mg·kg-1, 应当是水分条件造成的.本研究盆栽试验的水分管理采用全生育期淹水, 主要考虑到硫酸锰降低稻米Cd的效果在全生育期淹水条件下较低, 例如梁源芳等[16]得到全期淹水条件下为44%, 而在落干条件下达到83%, 如果在全生育期淹水条件下有效, 则在落干条件下应当更有效.而大田试验就较难控制水分, 本试验水稻按照当地农户习惯进行管理, 水稻开花以后不再灌溉只有天然降雨, 笔者以前的田间试验早稻出现了Cd富集系数很高（1.3）和超标严重的情况[24], 在广东地区也有其他田间试验出现早稻稻米Cd污染高于晚稻的情况[39].然而, 本次试验的结果明显不同, 本次田间试验为2023年4~7月, 当地降雨量4、5、6和7月分别为77.1、28.7、223.9和11.1 mm, 6月降雨量较高, 可能是造成稻米Cd污染较轻的原因.这些试验条件可能淡化了钝化剂、Mn肥和叶面有机Mn肥的作用, 但是本研究还是说明了在土壤较高剂量施用Mn肥的情况下, 叶面有机Mn肥能起到增强作用, 原因是降低了茎叶Cd向稻米的转运, 弥补了土壤Mn肥未能起到的减少地上部转运的功效.在不易显示3项联合措施效果的情况下, 1/2钝化剂+1/2硫酸锰+氨基酸锰叶面肥使稻米Cd降低了86.9%, 在干旱年份可能起到更好的效果. 若该联合措施降低稻米Cd的效率达到86.9%以上, 则能够对稻米达标起到较好的保证作用, 值得进一步验证和优化.
4 结论（1）土壤钝化剂提高土壤pH、降低土壤有效态CaCl2-Cd的效果显著；而土壤施用硫酸锰提高水稻根表铁锰膜固定Cd, 但降低了土壤pH和增加土壤CaCl2-Cd；土壤混合调理剂（1/2钝化剂+1/2硫酸锰）具备钝化剂和拮抗剂的双重效能, 既可降低土壤有效态CaCl2-Cd又提高水稻根表铁锰膜固定Cd.
（2）单施叶面Mn肥虽然对土壤pH和CaCl2-Cd没有显著影响, 但可显著降低水稻茎叶和稻米中的Cd, 原因在于降低Cd的转运, 且氨基酸锰一般优于EDTA-Mn.
（3）与单施钝化剂或单施叶面Mn肥相比, 土壤混合调理剂配合叶面Mn肥能够从土壤到根表再到水稻体内全方位阻抗Cd的吸收和转运, 从而最大限度降低稻米对Cd的累积, 值得进一步验证和优化.
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