2014 年《全国土壤污染调查公报》表明，我国土壤镉（Cd）的点位超标率达 7.0%^[1]，远高于其他污染物，是制约我国农业可持续发展的主要土壤环境问题。水稻对 Cd 的富集能力较强，是人体从膳食中摄取 Cd 的主要来源^[2-3]。Chen 等^[4] 从全国 20 个省份采集了 160 份大米样本，发现近 10.0% 的样品 Cd 含量超过国家食品安全标准限量值（0.2 mg·kg^-1）。从地域分布来看，华南地区的样本超标率为 23.0%，远高于北方^[5]。人体组织器官富集过量 Cd 将引发痛痛病、功能受损甚至致癌等一系列“Cd 中毒”问题^[6]。因此，为了保障粮食安全，降低人体 Cd 超标风险，有必要研究绿色高效、可复制易推广的技术来降低稻米 Cd 含量。

锰（Mn）是植物生长发育的必需微量元素之一，参与植物体内多种生命过程^[7]。Cd 主要通过 Mn 转运蛋白 OsNramp5（天然抗性相关巨噬细胞蛋白 5）进入水稻根系，并在根内发生转运^[8]。因此，水稻根系吸收 Mn、Cd 的过程中存在明显拮抗作用^[9]。研究表明，基施 Mn 肥可以提高土壤有效 Mn 含量，并显著减少水稻根系对 Cd 的吸收^[10]，使糙米 Cd 含量降低 15.9%～31.0%^[11-12]；但由于外源锰施入土壤后将快速氧化固定而失活，故 Mn 肥施用量通常较大，存在土壤 Mn 超标风险^[12]。叶面喷施 Mn 肥也能降低稻米 Cd 含量，但易受天气和叶表蜡质层的影响，降 Cd 效果极不稳定，降 Cd 率仅为 5.5%～29.3%^[13-14]。本团队前期研发了一种水稻秧苗富 Mn 降 Cd 技术，通过富 Mn 营养液 （Mn²⁺ 250 μmol·L^-1）培育富 Mn 秧苗，移栽后水稻糙米 Cd 浓度下降了 31.7%^[15]。该方法不仅克服了土施和叶面喷施 Mn 肥利用率低等缺陷，还提高了水稻的降 Cd 效率，是一种低成本且环境风险小的新型降 Cd 方法。目前该方法仍处于实验室营养液培养阶段，尚未实现田间大规模应用。近年来，水稻机插秧已成为我国水稻规模化种植的主要方式，机插秧主要有育秧基质育秧、本田泥浆育秧等方式^[16-17]。当前市售水稻育秧基质的原料差异较大，主要包括蛭石、有机肥、泥炭等原料，通过调整原料及配比，可以改善基质的理化性质^[18]，从而影响基质的保水保肥能力^[19]。研究发现，向育秧基质中添加硒，可以使水稻富硒，且不影响水稻生长^[20]，这或将为秧苗富 Mn 提供新的思路。然而，关于不同物料富 Mn 基质育秧对水稻的降 Cd 效果的研究则鲜有报道。本文研究不同物料富 Mn 基质对水稻的降 Cd 潜能及相关影响因素，为轻中度 Cd 超标农田的水稻安全生产提供技术参考。

1 材料与方法

1.1 供试材料准备

育秧基质物料有泥炭（粒径 5～20 mm；pH 值 = 5.76）、蛭石（粒径 2～4 mm；pH 值 =5.09）、椰糠（pH 值 =5.18）、黄泥（粒径 2～5 mm；pH 值 = 4.28）、有机肥（发酵猪粪和腐熟秸秆；pH 值 = 7.55）和稻壳炭（粒径 3～6 mm）。Mn 添加物采用 MnSO₄·H₂O。富 Mn 基质的制备过程：将各原料按不同配比（重量比）混匀（表1），除空白对照（CK）外，其余基质均按每千克基质添加 1 g Mn （MnSO₄·H₂O），以溶液的形式均匀洒施，杀菌消毒，置于太阳下晒干后，按每千克基质施用基肥 N 0.3 g、P₂O₅ 0.15 g、K₂O 0.15 g 氮肥为尿素，磷肥为过磷酸钙，钾肥为氯化钾，混匀备用。

选用‘隆晶优 1 号’（籼型三系杂交稻，全生育期 128 d）为供试水稻品种。盆栽试验供试土壤采自江西省贵溪市，土壤基本理化性质：pH 值 =4.81，有机质 34.5 g·kg^-1，全 Cd 含量 0.68 mg·kg^-1，有效态 Cd 含量 0.11 mg·kg^-1，基施 1 g·kg^-1 石灰后土壤有效态 Cd 含量下降为 0.04 mg·kg^-1。土壤经室内风干后过 2.00 mm 筛备用。

1.2 试验设计

设计 9 个育秧基质处理，以质量比 60% 泥炭、 20% 椰糠、20% 蛭石为空白对照（CK），其他处理均为富 Mn 基质，具体见表1。水稻种子采用 30% （v/v）H₂O₂ 消毒 15 min，用纯水洗净后，浸种 24 h 后，催芽 24 h。采用硬塑料盘育秧，每盘装 2 kg 基质，选择芽长势较为一致的水稻种子，于 2022 年 8 月 18 日在江西师范大学玻璃温室内进行秧苗培育。水分管理方式按照传统方式进行湿润灌溉，各处理均设置 3 次重复，随机排列。富 Mn 基质培育 21 d 后采集部分秧苗样品测试水稻植株干重和 Mn 含量。其余秧苗用于后续土壤盆栽试验。

根据基质育秧试验结果，选择不影响秧苗生长的基质处理（CK、T2、T6 和 T7）进行盆栽试验，盆栽试验采用塑料花盆，每盆装风干土 2 kg，基肥按 0.20 g·kg^-1（ 尿素）、0.15 g·kg^-1 P₂O₅（过磷酸钙）和 0.15 g·kg^-1 K₂O（氯化钾）加入土壤并混匀，加水保持土壤湿润，平衡 1 周。将水稻秧苗分别移栽至对应的塑料花盆中，每个处理设置 3 盆作为重复。采用常用的 Cd 污染土壤修复措施（石灰钝化）作为对比技术^[21-22]，土壤施用 1 g·kg^-1 熟石灰（L）；同时为了研究石灰与富 Mn 基质育秧的联合降 Cd 效果，选取对水稻秧苗生长最有利的处理（T2）与石灰联合实施（L-T2），每个处理设 3 个重复，共计 18 盆，水稻种植过程中保持淹水 2～3 cm，种植至水稻分蘖期。土培 30 d 后采集水稻植株和土壤样品。

1.3 样品分析

育秧基质、水稻秧苗和植株样品 Mn、Cd 浓度的测定^[23]：基质样品置于 75℃烘箱中烘至恒重，磨碎过筛（0.15 mm）后备用。2022 年 9 月 7 日采集苗期水稻植株样品，各处理均采集 12 株，2022 年 10 月 7 日采集分蘖期水稻植株样品，各处理每个重复均采集 2 株。采集后用纯水洗净，将根系、茎叶分开后，置于 105℃烘箱内杀青 2 h，于 65℃ 烘至恒重，记录干重后粉碎备用。称取 0.2～0.3 g 水稻组织（根系、茎叶）和基质样品于消解管中，分别加入 HNO₃（优级纯）5 mL、30% H₂O₂ （优级纯）3 mL 消解，定容，采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，PerkinElmer NexION 300X， USA）测试消解液 Cd、Mn 浓度。为确保试验的准确性，消解过程中采用国家标准物质（GBW10020 和 GBW10049）作为质控样，质控样中 Cd 和 Mn 的回收率分别为 97.0%～111.0% 和 86.7%～102.1%。

土壤和基质理化性质参照鲁如坤^[24]的分析方法：采集的土壤样品于室内阴干后，磨碎、过筛 （2 mm）后备用。基质容重、总孔隙度和持水孔隙参照郭世荣^[25]方法测定。基质和土壤 pH 用 pH 计 （Orion StarA211，Thermo，USA）进行测定；土壤有效态 Cd 采用 0.01 mol·L^-1 CaCl₂ 溶液提取^[26]， ICP-MS 测定；土壤有机质采用重铬酸钾（K₂CrO₄） 容量法-外加热法进行测定。

1.4 数据处理

用 SPSS 26.0 进行统计分析，方差分析采用最小显著性差异法（LSD）比较各处理之间差异的显著性（P<0.05），使用 Origin 2021 进行绘图。用结构方程模型（SEM）研究相关参数（根系 Cd 浓度、根系 Mn 浓度、Cd 转运系数和有效态 Cd 含量）对茎叶 Cd 含量的影响，使用最大似然法估计标准化参数，并通过卡方检验评估拟合模型。P 值范围为 0.05～1.0，表明该模型拟合程度良好^[27]，所有操作均在 Amos 28.0 中完成。

植株 Mn 吸收率 = 植株 Mn 吸收总量 / 基质全 Mn 含量

转运系数（TF）= 植株地上部 Cd 浓度 / 植株地下部 Cd 浓度

2 结果与分析

2.1 不同物料基质理化性质及全锰含量

由表2可见，各富 Mn 基质全 Mn 含量显著高于 CK，富 Mn 基质 60N20Y20Z 的全 Mn 含量最高， 30N20Y20Z10F10D10H 最低，其全 Mn 含量分别较对照提升 2.38 和 1.07 倍，且含黄泥的基质全 Mn 含量（764～876 mg·kg^-1）明显低于不含黄泥的基质（924～1248 mg·kg^-1）。各富 Mn 基质容重介于 0.14～0.43 g·cm^-3，含黄泥基质容重 （0.30～0.43 g·cm^-3）明显高于不含黄泥的基质 （0.14～0.22 g·cm^-3）。混配基质的 pH 值也存在显著差异，其数值介于 4.94～6.43，含有机肥的基质 pH（5.95～6.43）明显高于不含有机肥的基质 （4.94～5.60）。含黄泥基质的总孔隙度、持水孔隙明显小于不含黄泥基质，且各处理的总孔隙度、持水孔隙随黄泥含量的减少而增加。

注：不同小写字母表示处理间差异显著（P<0.05）。

2.2 不同物料富锰基质对水稻秧苗生长的影响

水稻秧苗干重见图1，各富 Mn 基质培育的水稻秧苗干重差异明显。与 CK 相比，含黄泥的富 Mn 基质对水稻秧苗生长无不利影响，其中，T2 和 T7 处理的茎叶干重分别增加了 59.7% 和 58.0%。然而，不含黄泥的富 Mn 基质显著抑制水稻秧苗生长，与 CK 相比，T1、T3、T4 和 T5 处理的根系干重分别下降了 35.9%、28.1%、23.8% 和 50.1%，茎叶干重分别下降了 31.4%、15.8%、30.3% 和 39.2%。

注：图 A 为秧苗根系干重，图 B 为茎叶干重；不同小写字母表示处理间差异显著（P<0.05）。下同。

2.3 不同物料富锰基质育秧对水稻锰吸收的影响

图2A 显示，含黄泥的富 Mn 基质的水稻秧苗对 Mn 的吸收效率显著高于不含黄泥的基质，其中 T2 处理的 Mn 吸收率最高，比 CK 高 3.74 倍，T6 和 T7 处理次之，比 CK 高 1.08 和 1.46 倍，水稻秧苗对 Mn 的吸收效率随黄泥占比的增加而提高。富 Mn 培养后水稻秧苗根系和茎叶 Mn 浓度均显著高于 CK，含黄泥的富 Mn 基质的秧苗根系和茎叶 Mn 浓度均高于不含黄泥的富 Mn 基质，其中 T2 处理的根系和茎叶 Mn 浓度最高，分别为 CK 的 12.4 和 6.5 倍；T6 和 T7 处理次之，其余处理间差异不显著 （图2B）。

2.4 不同物料富锰基质育秧对移栽后水稻植株锰、镉吸收的影响

水稻土培 30 d 后（图3A），植株根系和茎叶 Mn 浓度仍以 T2 最高，分别为 CK 的 2.34 和 1.83 倍，而其他富 Mn 基质处理与 CK 无明显差异。与 CK 相比，传统石灰钝化处理（L）使水稻根系和茎叶 Mn 浓度降低了 8.0% 和 8.6%，但石灰联合 T2 处理（L-T2）可使水稻根系和茎叶 Mn 浓度较 CK 处理分别上升 81.0% 和 74.7%。移栽后各处理水稻植株根系和茎叶 Cd 浓度均低于 CK，且不同处理的降 Cd 效果存在差异（图3B）。与 CK 相比，水稻根系和茎叶 Cd 浓度在 T7 处理中无明显变化，但在 T2 处理中显著下降了 16.0% 和 39.6%，在 T6 处理中下降了 27.5% 和 17.1%；石灰处理使根系和茎叶 Cd 浓度显著下降了 35.1% 和 39.2%，联合 T2 处理则使降 Cd 率进一步提升至 47.8% 和 65.8%。

2.5 不同物料富锰基质育秧对移栽后水稻镉转运的影响

水稻植株内部 Cd 从根系向地上部的转运系数见图4，与 CK 相比，T2 抑制了水稻根系 Cd 向地上部转运，TF 值下降了 27.5%，而其他富锰基质处理对 Cd 转运的影响较小。石灰处理（L）对 Cd 转运系数无显著影响，但石灰联合 T2 富 Mn 基质育秧处理（L-T2）使 Cd 转运系数下降 34.5%。

2.6 基质理化性质及水稻秧苗锰浓度与各成分之间的关系

相关分析结果（表3）显示，富 Mn 基质的全 Mn 含量与基质容重呈显著负相关关系，而与总孔隙度和持水孔隙相关不显著。基质容重与黄泥含量呈极显著正相关关系（R=0.95^**），总孔隙度和持水孔隙与黄泥含量呈极显著负相关关系，相关系数分别为-0.95 和-0.98，表明基质黄泥含量越高越不利于基质对 Mn 的富集。水稻根系 Mn 浓度及植株 Mn 吸收效率与基质容重、总孔隙度和持水孔隙的相关性则正好相反，说明富 Mn 基质的容重越大，总孔隙度和持水孔隙越小，基质 Mn 越容易被水稻根系吸收，进一步说明基质的黄泥含量越高，水稻对基质 Mn 的吸收效率则越高。另外，基质 pH 值与有机肥的含量呈极显著正相关关系，而 pH 值与基质成分和秧苗根系 Mn 浓度的相关关系不明显。

注：n=8；* 和 ** 分别表示在 0.05 水平和 0.01 水平（双侧）上显著相关。

2.7 水稻地上部 Cd 浓度的关键影响因素

SEM 结果（图5A）显示，构建的 SEM 能较好地解释茎叶 Cd 浓度的变异（R² =0.99），其中根系 Cd 浓度和 Cd 转运系数直接影响茎叶 Cd 浓度，且为正影响，相关系数均为 0.67。土壤有效态 Cd 含量与根系 Cd 浓度呈显著正相关关系，可间接对茎叶 Cd 浓度产生正影响。根系 Mn 浓度对根系 Cd 浓度和 Cd 转运系数均存在负影响，间接对茎叶 Cd 浓度产生负影响。各因子对茎叶 Cd 浓度的标准化总影响结果（图5B）显示，根系 Cd 浓度和 Cd 转运系数对茎叶 Cd 浓度的影响最大，且为正影响，而根系 Mn 浓度对茎叶 Cd 浓度也产生了重要负影响，说明育秧基质使秧苗根系富 Mn 且抑制茎叶 Cd 浓度。

注：图 A 为间接影响；图 B 为总影响。

3 讨论

3.1 不同物料组成对基质理化性质和富锰效果的影响

本研究发现，不同物料组成对育秧基质的理化性质有重要影响，这与宋鹏慧等^[27]的研究结果较为一致。育秧基质的黄泥含量主要影响容重和孔隙度^[28]，试验采用的黄泥重量大、粒径小（2～5 mm），加入黄泥可以增加基质重量且降低孔隙度，故黄泥含量越高则基质容重越大，而孔隙度则越小，这与郝向阳等^[29]研究结果相似。基质理化性质是影响基质富 Mn 效果的关键因素，基质 Mn 富集含量与基质容重呈显著负相关关系（表3），这可能是由于基质容重越大，基质的最大持水量则越小，基质的保水保肥能力则越弱^[27]，故而含黄泥的育秧基质普遍 Mn 富集含量少于不含黄泥的基质。此外，黄泥的加入虽然会增加其容重，降低总孔隙度，使基质变得紧密，但在浇水过程中，黄泥的流失率也很高，这可能是基质富 Mn 效果存在差异的原因之一。

3.2 不同物料富锰基质对水稻秧苗生长和锰吸收的影响

本研究还发现，不同物料育秧基质对水稻秧苗生长的影响也存在较大差异。仲海洲^[30]研究发现，育秧基质的容重在 0.23～0.41 g·cm^-3 范围时最适宜水稻秧苗生长。本试验中，T2（容重 0.42 g·cm^-3）、T7（容重 0.35 g·cm^-3）处理对水稻幼苗生长的促进效果最明显，而其他基质的容重均不在最适范围内，不利于抑制水稻秧苗生长。水稻生长还对根系盘结力有一定要求。有研究证实，有机基质由于其质地松散、容重较轻，秧苗的水稻根系盘结力要远远小于营养土和自然土，从而导致秧苗根系不发达，影响秧苗素质^[31]，这可能是不含黄泥基质处理中水稻幼苗生长受抑制的原因之一。

从水稻秧苗 Mn 吸收效率来看，T2（pH 值 = 5.15）处理的 Mn 吸收效率（11.0%）较高，而 T4 （pH 值 =6.18）处理的 Mn 吸收效率（2.32%）较低 （图2A），这可能与基质有效 Mn 含量有关。姚澄等^[32]研究表明，有效 Mn 与 pH 值的相关系数呈极显著负相关，但向土壤施入有机肥，则会降低土壤 Mn 的有效性^[33]，这与当前研究较为一致。本研究还发现，富 Mn 基质的容重越大，总孔隙度和持水孔隙越小，基质 Mn 越容易被水稻根系吸收 （表3）。含黄泥基质的细颗粒含量较高导致基质容重增加，而研究表明，细颗粒土壤中金属元素的生物有效性高于粗颗粒^[34]。另外，研究发现，黄泥中的有机质含量与有效 Mn 含量呈正相关，故而含黄泥基质的 Mn 较易被水稻吸收^[35]。

3.3 不同物料富锰基质育秧对水稻植株 Cd 吸收的影响及其机制

富 Mn 基质培育使移栽后的水稻根系和茎叶镉浓度下降了 16.0%～39.6%。SEM 显示，秧苗富 Mn 主要通过抑制根系对 Cd 的吸收和转运作用来降低地上部 Cd 浓度。一方面，Cd²⁺ 与 Mn²⁺ 通过相同的转运蛋白 OsNramp5 被水稻根系吸收，导致 Mn、 Cd 之间存在较强的拮抗作用，秧苗根系富 Mn 强化了 Mn-Cd 拮抗作用^[34，36-38]，从而抑制水稻根系对 Cd 的吸收。另一方面，秧苗富 Mn 后水稻对 Mn 的生理需求降低，相关 Mn 转运基因 OsNramp5 和 OsIRT1 下调后也会抑制根系对 Cd 的吸收^[15]。另外，OsNramp5 蛋白也负责将外皮层 Mn、Cd 转运至内皮层，从而转运至地上部^[39]，秧苗富 Mn 将强化 Mn、Cd 转运过程中的竞争作用，从而抑制 Cd 向地上部转运。本团队前期通过营养液培养了富 Mn 秧苗，发现富 Mn 秧苗抑制了根表细胞对环境 Cd 的吸收以及根内 Cd 的转运过程，高 Mn 秧苗移栽后水稻根部 Mn 吸收速率明显变慢，Cd 吸收总量也随之减少^[15]。然而，由于石灰大幅度降低土壤有效 Cd 含量^[40]，富 Mn 育秧基质对水稻的降镉效果弱于传统的石灰钝化处理（35.1%～39.2%），但富 Mn 基质育秧和石灰钝化技术联合进一步提高了对水稻地上部的降 Cd 效果（65.8%），具有更好的田间应用潜力。

4 结论

育秧基质的容重是影响基质 Mn 富集量的关键参数，主要受黄泥成分的影响，黄泥占比越高，容重越大，总孔隙度越小，基质 Mn 富集量越低。而水稻秧苗对基质中 Mn 的吸收效率与基质容重呈显著正相关，与总孔隙度呈显著负相关，故而黄泥占比越高，越有利于水稻秧苗对 Mn 的吸收。富 Mn 基质培育秧苗后，显著降低分蘖期水稻植株 Cd 浓度，以 40% 泥炭 +20% 椰糠 +20% 蛭石 +20% 黄泥的富 Mn 基质效果最好，配合基施石灰可进一步降低水稻植株 Cd 浓度。富 Mn 基质主要通过提高秧苗根系 Mn 浓度，从而抑制根系 Cd 吸收和地上部转运过程。

参考文献