生物炭、磷及AMF 對(duì)Cd 脅迫下柳枝稷生長及土壤性質(zhì)的影響

孫紅 ，鄭玉龍 ，林炎麗 ，陳超 ，楊富裕 *

（1. 貴州大學(xué)動(dòng)物科學(xué)學(xué)院，貴州貴陽550000；2. 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，北京100089）

鎘（Cd）作為生物毒性最強(qiáng)的主要重金屬污染物，在我國污染土地面積已達(dá)2×107hm2［1-2］。Cd 對(duì)植物具嚴(yán)重的毒害作用：即抑制根系伸長生長、破壞葉綠素結(jié)構(gòu)、抑制光合作用酶活性、引發(fā)氧化損傷、干擾營養(yǎng)元素吸收和運(yùn)轉(zhuǎn)等［3-4］。Cd 通過食物鏈進(jìn)入人體后，損害肝臟、腎臟等器官，已在全球范圍內(nèi)引起諸多食品安全和人類健康問題［5］。因此，如何修復(fù)Cd 污染土壤已成為一個(gè)亟待解決的關(guān)鍵科學(xué)問題。

生物炭是各種有機(jī)物（家畜糞便、作物秸稈等）在厭氧條件下通過熱解、氣化和碳化過程獲得的副產(chǎn)物［6］，具有多孔、低密度、吸收面積大等特點(diǎn)［7］，其作為肥料添加到土壤中可提高土壤中碳（有機(jī)碳）、氮、磷含量，同時(shí)改善土壤的酸堿度、孔隙度和持水能力等理化特性［8-9］。在重金屬污染土壤中添加生物炭，可降低重金屬的生物有效性，減少植物對(duì)土壤中重金屬的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)［10-11］。土壤中的磷（phosphorus，P）由于化學(xué)沉淀和吸附作用易被土壤固定，生物活性低；研究發(fā)現(xiàn)添加生物炭可提高土壤中P 的利用效率，減少農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中無機(jī)磷肥的施用量［12-13］。許多研究也將生物炭和無機(jī)磷作為土壤改良劑固定其中的重金屬離子，減少對(duì)植物的毒害作用［14-17］。

AMF 是與陸地上大多數(shù)植物形成共生關(guān)系的一類真菌，通過多種方式緩解重金屬對(duì)植物的毒害作用。一方面AMF 可提高植物養(yǎng)分吸收（特別是P 的吸收），促進(jìn)其生長，稀釋重金屬在植物體內(nèi)的濃度［18-19］；另一方面AMF 可將重金屬聚集在其叢枝結(jié)構(gòu)、根外菌絲及孢子中［20-21］，或以多聚磷酸鹽的形式將重金屬螯合在液泡內(nèi)［22-23］。因此，AMF 常作為一種生物肥料應(yīng)用于重金屬污染土壤的修復(fù)中。但AMF 與植物在重金屬脅迫下的共生協(xié)同作用僅適于一定重金屬含量范圍內(nèi)，超過一定閾值，植物提供的碳源不能滿足AMF 生長所需，菌根真菌開始與植物競爭光和產(chǎn)物，導(dǎo)致接種AMF 后對(duì)植物生長的促進(jìn)作用不明顯［19］；前期研究也發(fā)現(xiàn)土壤中Cd 含量超過20 mg·kg-1時(shí)，接種 AMF 對(duì)能源草柳枝稷（Panicum virgatum）生物量無顯著促進(jìn)作用［24］。

磷和生物炭的添加會(huì)影響AMF 與植物的親和性。低濃度磷有利于AMF 對(duì)植物根系的侵染，過高濃度則會(huì)抑制［25］；適度添加生物炭也有利于AMF 對(duì)植物根系的侵染和孢子的產(chǎn)生［26］。在重金屬污染土壤中，AMF 結(jié)合生物炭可改良土壤理化性質(zhì)，降低土壤中重金屬的生物有效性，影響土壤微生物活性及豐度，降低重金屬對(duì)植物的直接傷害［27-28］。已有研究報(bào)道了生物炭、磷及AMF 互作對(duì)自然土壤、Cd 污染土壤中植物的生長、Cd 吸收特性及土壤性質(zhì)的影響［15-16］。

目前，還未見相關(guān)報(bào)道涉及高濃度Cd 脅迫下，AMF 和生物炭、磷互作對(duì)柳枝稷生長，礦質(zhì)元素吸收及土壤性質(zhì)的影響。因此，本研究以前期試驗(yàn)中對(duì)柳枝稷生長抑制作用較強(qiáng)的土壤Cd 含量（20 mg·kg-1）為基礎(chǔ)，研究AMF、生物炭、磷對(duì)柳枝稷生物量，P、Se、Cd 吸收以及土壤Cd 形態(tài)的作用，以期能夠找到提高柳枝稷修復(fù)重度Cd 污染土壤的方法。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料及生長基質(zhì)

本試驗(yàn)所用土壤采自于中國農(nóng)業(yè)大學(xué)上莊試驗(yàn)站，土壤類型為壤土，風(fēng)干后過2 mm 篩。土壤化學(xué)性質(zhì)為：pH：8.27，速效氮：50.56 mg·kg-1，速效磷：15 mg·kg-1，速效鉀：118.96 mg·kg-1，土壤有機(jī)質(zhì)：1.13%，總 Cd 含量：0.27 mg·kg-1。細(xì)沙直徑小于0.5 mm，自來水清洗干凈后，用去離子水清洗3 次。按比例將土和沙子均勻混合（2∶1，w/w），經(jīng)伽馬射線輻射滅菌（25 kGy，10 MeVelecton beam）。Cd 處理是在沙土混合物中加入 20 mg·kg-1的 Cd（以 CdCl2·2.5H2O 形式），穩(wěn)定 50 d。本試驗(yàn) AMF 原始菌種（Rhizophagus irregularis，BGC AH01）由中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心提供。經(jīng)過擴(kuò)繁后接種物包括孢子、菌絲和植物根系的混合物，1 g 混合菌劑包含200個(gè)孢子。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

設(shè)置 1 個(gè) Cd 濃度水平（20 mg·kg-1）；2 個(gè)接菌處理：未接種 AMF（non-inoculation AMF，NM），接種 AMF（inoculation AMF，AM）；4 個(gè)外源處理：對(duì)照（CK）、生物炭（B）、磷（P60）、磷和生物炭混合（B+P60）。每個(gè)處理設(shè)置 3 個(gè)重復(fù)，共 24 盆。其中，CK 處理是添加 30 mg·kg-1磷（以 KH2PO4的形式）；B 處理是添加 30 mg·kg-1磷和4.5%的生物炭（w%），生物炭是由竹粉和豬糞混合高溫厭氧制成，由浙江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料所提供；磷處理是添加60 mg·kg-1的磷（P60），磷和生物炭混合處理是分別添加60 mg·kg-1磷和4.5%生物炭。各處理均是先將生物炭、磷添加到土壤中混合均勻，之后再進(jìn)行接菌與植物移栽。將2.3 kg 土壤基質(zhì)放入用次氯酸鈉消毒的花盆中（直徑19 cm×高17 cm），達(dá)到2/3 時(shí)，將25 g 菌劑均勻地鋪在上面，覆上剩余土壤。未接菌處理加入的菌劑在121 ℃烘箱中滅菌4 h。柳枝稷（Alamo）種子由中國農(nóng)業(yè)大學(xué)動(dòng)物科學(xué)技術(shù)學(xué)院育種試驗(yàn)室提供。用10% H2O2將種子消毒20 min，自來水沖洗干凈后用去離子水沖洗3 遍，放在干凈培養(yǎng)皿中發(fā)芽至4 cm。將10 株幼苗移栽到土壤基質(zhì)中，生長10 d 后間苗為5 株；為保持接菌與未接菌處理具有相同的土壤細(xì)菌，每個(gè)未接種處理中加入5 mL 過0.425 mm 篩網(wǎng)的菌劑濾液。每天用去離子水澆水，保持花盆土壤15%的含水量（55%的水保持能力）。該試驗(yàn)于2017 年4-6 月在中國農(nóng)業(yè)大學(xué)轉(zhuǎn)基因基地溫室中進(jìn)行，在自然光條件下，溫室條件控制在16 h/30 ℃，8 h/22 ℃。

1.3 樣品采集及測定方法

移栽1 周后，每周各處理隨機(jī)選取3 株測定植株高度，共測定7 周。生長60 d 后用SPAD 502 葉綠素儀（SPAD-502PLUS，中國），自上往下取第3 片葉測定葉綠素相對(duì)含量（SPAD 值）。60 d 后將地上部和根系分開收獲，根系先用自來水沖洗干凈，再用去離子水沖洗3 次。新鮮根系分為兩部分，一部分用于測定菌根侵染率，一部分烘干測定干重（在65 ℃下烘48 h）后粉碎，用于測定Cd，P，Se 含量。分別稱取0.3 g 干物質(zhì)添加HNO3和H2O2（3∶1），利用微波消解儀（MarsX CEM，美國）經(jīng)3 個(gè)加熱步驟消化制成消煮樣品；之后利用電感耦合等離子體質(zhì)譜法（ICP-MS）（model 7500，安捷倫科技有限公司，美國）測定消煮樣品中Cd、P、Se 含量。

采用2∶1 水土比（m∶v）測定土壤pH，采用Olsen 法測定土壤速效磷含量［29］，采用對(duì)硝基苯磷酸二鈉比色法測定土壤酸性磷酸酶活性［30］。利用改進(jìn)后的BCR 連續(xù)提取法提取土壤中不同形態(tài)Cd［31］，用ICP-MS 測定Cd 含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 17.0 軟件的three-ways ANOVA 分析生物炭、磷、AMF 及各處理互作對(duì)柳枝稷根系侵染率、SPAD、生物量、Cd、P、Se 含量及土壤pH 值、速效磷、土壤酸性磷酸酶活性和土壤不同Cd 形態(tài)含量的影響，如果不同處理在0.05 水平影響顯著，之后進(jìn)行LSD 多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 生長速率

接種AMF 兩周后各處理植株高度均高于未接菌處理（圖1）。4 個(gè)處理植株高度在接菌和未接菌處理下的變化趨勢基本一致，未接種AMF 植株高度變化趨勢為：CK＞P60和 B+P60＞B；接種 AMF 變化趨勢為：CK＞P60＞B+P60和 B。雖然接種 AMF 能顯著提高柳枝稷植株高度，但接種AMF 后柳枝稷高度在CK與B、P60及B+P60處理間無顯著差異。

圖1 不同處理下柳枝稷7 周內(nèi)的植株高度Fig. 1 The plant height of switchgrass under different treatment for 7 weeks（mean±SD，n=3）

2.2 侵染率、SPAD 和生物量

磷添加顯著影響柳枝稷根系侵染率（P＜0.05），生物炭及與磷交互作用對(duì)菌根侵染率無顯著影響（P＞0.05）。接種AMF 顯著影響柳枝稷葉片SPAD 值、地上部和根系生物量（P＜0.05，P＜0.001），生物炭添加顯著影響根系生物量（P＜0.05），磷添加對(duì)上述指標(biāo)無顯著影響（P＞0.05）（表1）。

表1 生物炭、磷及AMF 處理對(duì)測定指標(biāo)的影響Table 1 Effect of biochar，phosphorus addition and AMF inoculation on parameters tested

P60處理根系侵染率達(dá)到56.9%，顯著高于CK，但與B 和B+P60處理差異不顯著。與CK 相比，B、P60和B+P60處理葉片SPAD、地上部和根系生物量無顯著變化，接種AMF 后各處理SPAD、地上部和根系生物量均顯著升高。CK+AM、B+AM、P60+AM 和B+P60+AM 處理下SPAD 比對(duì)應(yīng)未接菌處理分別提高了14%、24%、7%和15%，其中B+AM 處理SPAD 顯著高于其他接菌處理；接種AMF 地上部生物量比對(duì)應(yīng)未接菌處理分別提高了109%、1410%、214%和84%，根系生物量則分別提高了121%、608%、242%和129%，但接菌后各處理間生物量無顯著差異（表2）。

表2 不同處理下柳枝稷侵染率、SPAD 值和生物量Table 2 The root colonization，SPAD value and biomass under biochar，phosphorus addition and AMF inoculation treatments（mean±SD，n=3）

2.3 P、Se 和 Cd 含量

生物炭、磷及生物炭與AMF 互作顯著影響柳枝稷地上部P 含量（P＜0.05，P＜0.01）；生物炭和磷顯著影響地上部 Cd 含量（P＜0.001，P＜0.05），AMF 和 AMF 與磷、生物炭兩兩互作顯著影響地上部 Se、Cd 含量（P＜0.01，P＜0.001）。生物炭添加顯著影響根系P、Se、Cd 含量，AMF、AMF 與生物炭及與生物炭和磷三者互作也顯著影響根系P 含量（P＜0.01，P＜0.001）（表1）。

與CK 相比，除了根系B+AM、地上部和根系B+P60+AM 的P 含量顯著升高外，其他處理無顯著變化。但與未接種處理相比，接種AMF 顯著提高了B、P60處理地上部和根系P 含量。B、B+P60和P60+AM 地上部Se 含量與CK 無顯著差異，接種AMF 后CK、B 和B+P60處理地上部Se 含量顯著高于未接菌處理，分別提高了77%、280%和55%；與CK 相比，B+P60+AM 處理根系Se 含量顯著升高，而其他處理無顯著變化。地上部Cd 含量除了B 處理與CK 無顯著差異外，其他處理均顯著高于CK；接種AMF 后CK、B 和B+P60處理地上部Cd 含量高于未接菌處理，分別提高了116%、349%和13%。此外，B 和B+P60根系Cd 含量顯著高于CK 和P60處理，但各處理根系Se 和Cd 含量在接菌與未接菌處理間無顯著差異（圖2）。

圖2 不同處理下柳枝稷地上部和根系P，Se 和Cd 含量Fig. 2 P，Se and Cd concentration of switchgrass under biochar and phosphorus treatment，regardless of AMF inoculation（mean±SD，n=3）

2.4 土壤pH、速效磷和酸性磷酸酶活性

多因素方差分析表明：磷和AMF 交互顯著影響土壤pH 值（P＜0.05），生物炭添加顯著影響土壤速效磷含量（P＜0.001），磷添加顯著影響土壤速效磷和磷酸酶活性（P＜0.05）（表1）。無論是否接種AMF，各處理土壤pH值間無顯著差異。不同處理下土壤速效P 含量趨勢為：B+P60＞P60＞B＞CK，除了AM+P60處理的速效P 含量顯著低于未接菌處理（18%）外，其他處理在接菌與未接菌間無顯著差異。與CK 相比，只有B+P60處理土壤酸性磷酸酶活性顯著升高，其他處理無論是否接種AMF 均無顯著變化。AMF+CK 處理下的土壤酸性磷酸酶活性比未接菌處理升高了110%，AM+B+P60處理比未接菌處理顯著降低了51%（圖3）。

圖3 不同處理下土壤pH，速效磷含量和酸性磷酸酶活性Fig. 3 The soil pH，available phosphorus concentration and acid phosphatase activity under different treatment，regardless of AMF inoculation（mean±SD，n=3）

2.5 土壤不同Cd 形態(tài)

生物炭和磷添加顯著影響酸性提取態(tài)Cd 含量（P＜0.001，P＜0.05）；生物炭和磷、AMF 兩者交互及三者交互顯著影響還原態(tài)Cd 含量（P＜0.01，P＜0.001）；磷添加顯著影響氧化態(tài)Cd 含量（P＜0.05）；除生物炭和磷單獨(dú)作用外，AMF 及不同處理間的交互作用均顯著影響殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量（P＜0.01，P＜0.001）（表1）。無論是否接種AMF，各處理中酸性提取態(tài)和還原態(tài)Cd 含量變化趨勢相似：其中酸性提取態(tài)Cd 含量變化趨勢為：CK＞P60＞B和 B+P60處理；還原態(tài) Cd 含量變化趨勢為：P60、B 和 B+P60＞CK；無論是否接菌，P60處理土壤中氧化態(tài) Cd 含量保持在0.07 mg·kg-1，略高于其他處理。另外，接種AMF 顯著提高了CK、B、B+P60處理下的土壤中殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量，相比于未接菌處理分別升高了59%、53%、88%（表3）。

表3 不同處理下土壤酸性提取態(tài)、還原態(tài)、氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量Table 3 The concentrations of acid-extractable Cd，reducible-Cd，oxidizable-Cd and residual-Cd in the soil under different treatments（mg·kg-1，mean±SD，n= 3）

3 討論

3.1 柳枝稷生長及養(yǎng)分吸收

生物炭是由有機(jī)物通過高溫裂解而制成，保留了原料中的大量和微量元素，因此，施加生物炭能夠提高土壤肥力而促進(jìn)植物生長。Liu 等［15］和Xiao 等［16］研究發(fā)現(xiàn)單獨(dú)添加生物炭或磷顯著提高了Cd 脅迫下白三葉（Trifolium repens）、紫花苜蓿（Medicago sativa）的生物量，但本研究發(fā)現(xiàn)添加生物炭或磷并沒有促進(jìn)柳枝稷的生長（表 2），可能是由于本研究中土壤 Cd 濃度為 20 mg·kg-1，遠(yuǎn)高于之前報(bào)道的 Cd 濃度（1 mg·kg-1），從而導(dǎo)致生物炭和磷對(duì)柳枝稷的生長促進(jìn)作用并不顯著。此外，本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)接種AMF 后無論是否添加生物炭或磷，柳枝稷地上部和根系生物量均顯著高于未接菌處理（表2）。大量研究已經(jīng)證實(shí)AMF 與植物共生后一方面通過螯合物將重金屬螯合在細(xì)胞質(zhì)或?qū)⑵鋮^(qū)隔在液泡、叢枝、菌絲結(jié)構(gòu)中，降低重金屬對(duì)植物的直接傷害［20-22］，另一方面可提高植物根系對(duì)養(yǎng)分的吸收效率（特別是磷），促進(jìn)植物生長，通過“稀釋效應(yīng)”降低植物體內(nèi)重金屬濃度［23-24］。本試驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)接種AMF 后所有處理（除了CK）的P 含量均顯著高于未接菌處理（圖2）。

Se 是植物必需的礦質(zhì)元素之一，也是植物抗氧化系統(tǒng)中谷胱甘肽過氧化物酶（glutathione peroxidase，GSH）和其他硒蛋白的基本組成成分，在逆境條件下添加Se 可以促進(jìn)植物體內(nèi)形成GSH，提高植物抗氧化能力［25］。本試驗(yàn)結(jié)果發(fā)現(xiàn)添加生物炭可顯著影響地上部Se 含量，表明生物炭中可能含有較高濃度的Se。此外，接種AMF后CK、B 和B+P60處理柳枝稷地上部Se 含量顯著高于未接菌處理，AM+P60表現(xiàn)出相反趨勢；同時(shí)各處理地上部Cd 含量變化與Se 相似，可能是因?yàn)榻臃NAMF 后Se2+和Cd2+利用相同的離子載體進(jìn)入植物體內(nèi)，Se2+隨Cd2+的吸收和轉(zhuǎn)移可能也促進(jìn)相應(yīng)部位GSH 的合成，提高柳枝稷抗氧化能力。Durán 等［26］發(fā)現(xiàn)在干旱脅迫下萵苣（Lactuca sativa）接種AMF 后Se 含量與未接菌處理無顯著差異，可能與植物受脅迫程度及AMF 種類有關(guān)。Cd脅迫下，生物炭、AMF 與植物體內(nèi)Se 吸收間的關(guān)系，是否會(huì)直接影響柳枝稷體內(nèi)GSH 的活性，還有待于進(jìn)一步研究。

3.2 Cd 含量、土壤特性及土壤Cd 形態(tài)

生物炭具有吸附表面積大和離子交換能力強(qiáng)和顯堿性的特點(diǎn)。之前研究發(fā)現(xiàn)添加生物炭能夠提高土壤pH，降低土壤Cd 活性［15-16，27］。但本研究發(fā)現(xiàn)添加生物炭對(duì)土壤pH 無顯著影響（圖3），可能是因?yàn)楸驹囼?yàn)采用的土壤基質(zhì)pH 為8.27，而之前報(bào)道的土壤pH 值低于7.5，表明生物炭對(duì)偏堿性土壤pH 值的影響可能弱于酸性或中性土壤。此外，本研究還發(fā)現(xiàn)添加生物炭后柳枝稷根系Cd 含量顯著高于CK（圖2），而之前報(bào)道發(fā)現(xiàn)添加生物炭可以降低植物地上部和根系Cd 含量［15-16，27］，一方面可能是因?yàn)楸驹囼?yàn)中設(shè)置的Cd 濃度為20 mg·kg-1，遠(yuǎn)高于其他報(bào)道的Cd 濃度（1、5、10 mg·kg-1），雖然生物炭對(duì)重金屬有一定的富集能力，降低了土壤中酸性提取態(tài)、還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量（表3），但在生物炭添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)類似（3.0%、4.5%、5.0%）的條件下，其對(duì)Cd2+的吸附力有限，可能會(huì)導(dǎo)致土壤中剩余較多的Cd 進(jìn)入柳枝稷根系蓄積，另一方面，制作生物炭采用的熱解溫度不同會(huì)影響有機(jī)官能團(tuán)和CO32-比例，導(dǎo)致生物炭對(duì)重金屬吸收量產(chǎn)生差異［28］。

土壤中施加磷可以將土壤中活性態(tài)的Cd 轉(zhuǎn)化為磷酸鹽形態(tài)，降低Cd 的生物活性，進(jìn)而減少植物中Cd 含量［32］；本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)P60處理下地上部Cd 含量高于CK，根系Cd 含量與CK 無顯著差異；土壤速效磷和殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量顯著升高，表明施加磷可降低Cd2+的生物活性。接種AMF 也可以改變重金屬在植物組織中的吸收：接種AMF 后玉米（Zea mays）、柳枝稷地上部 Cd 含量降低［24，27］，而百脈根（Lotus corniculatus）、龍葵（Solanum nigrum）地上部和根系Cd 含量升高［19，33］，本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)接種AMF 對(duì)不同處理地上部Cd 含量產(chǎn)生了不同效應(yīng)：AMF+P60處理柳枝稷地上部Cd 含量低于未接菌處理，其他接菌處理均高于未接菌處理，可能是因?yàn)榱滋砑犹幚盹@著影響了AMF 的侵染率，進(jìn)而影響了菌根結(jié)構(gòu)對(duì) Cd 的螯合固定作用［20，34-35］。

土壤中施加生物炭可以增加酸性和中性土壤中的速效磷含量，提高土壤磷的可利用性［15-16，36］，本研究發(fā)現(xiàn)無論是否接種AMF，生物炭均可提高偏堿性土壤中速效磷含量（圖3），可能是因?yàn)樯锾孔陨砹缀考盎钚暂^高。土壤磷酸酶活性能夠在一定程度上表示土壤中P 的轉(zhuǎn)化效率及其對(duì)植物的有效性，缺磷環(huán)境下植物根系可直接分泌產(chǎn)生。接種AMF 后CK 處理的土壤酸性磷酸酶活性略高于未接菌處理，這與前期的研究結(jié)果相似［37-38］。AMF 自身也能產(chǎn)生一定量的酸性磷酸酶，提高土壤中酸性磷酸酶活性，促進(jìn)植物對(duì)P 的吸收［39］。土壤磷酸酶活性只有在土壤P 含量不滿足植物生長時(shí)才會(huì)升高，如果P 含量過高會(huì)抑制植物絲氨酸蛋白磷酸酶基因的表達(dá)，進(jìn)而降低土壤中磷酸酶活性［40］。磷酸酶活性與土壤磷含量緊密相關(guān)。AMF 結(jié)合B+P60處理的酸性磷酸酶活性反而比未接菌處理降低50%，其他處理下接種AMF 對(duì)土壤磷酸酶活性未產(chǎn)生顯著影響，推測可能是該處理下土壤P 含量和速效P 含量高于其他處理（圖3）。因此，在接種AMF 后應(yīng)該根據(jù)土壤磷含量適度添加生物炭或磷，以進(jìn)一步提高土壤P 的利用率。

重金屬的生物毒性受土壤重金屬總量和金屬種類的調(diào)控，重金屬種類影響金屬的生物可利用性。本試驗(yàn)土壤中Cd 的主要存在形式為酸性提取態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)，與Chen 等［41］報(bào)道的結(jié)果相似。外源物質(zhì)添加也會(huì)影響土壤中Cd 的形態(tài)及生物活性，本研究中無論是否接菌，磷、生物炭及二者混合處理下酸性提取態(tài)Cd 含量均顯著低于對(duì)照，而相應(yīng)還原態(tài)Cd 含量略高于對(duì)照，表明生物炭和磷的添加有助于土壤中酸性提取態(tài)Cd 向還原態(tài)轉(zhuǎn)化。同時(shí)，AMF 也顯著影響土壤中殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量（表1），接種AMF 后CK、B 和B+P60處理下殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量顯著高于未接菌處理，表明AMF 能夠降低土壤中重金屬的生物活性。前期研究發(fā)現(xiàn)AMF 顯著影響土壤酸性提取態(tài)和還原態(tài)Cd 含量［24］，而本試驗(yàn)結(jié)果發(fā)現(xiàn)AMF 顯著影響殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量，對(duì)其他形式的Cd 無顯著影響，可能是由于土壤Cd 濃度、土壤質(zhì)地及柳枝稷品種的不同影響了其與AMF 的親和性，導(dǎo)致重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化產(chǎn)生差異。

4 結(jié)論

當(dāng)土壤Cd 濃度為20 mg·kg-1時(shí)，單獨(dú)添加生物炭和磷對(duì)柳枝稷生物量無顯著影響，但接種AMF 后各處理生物量均顯著提高。單獨(dú)添加P60和B+P60及接種AM 時(shí)地上部Cd 含量均顯著升高，B 和B+P60處理根系Cd 含量顯著升高。生物炭、磷添加可顯著提高土壤速效磷含量。生物炭添加可顯著降低土壤酸性提取態(tài)Cd 含量，磷添加可顯著提高土壤還原性Cd 含量，接種AMF 顯著提高CK、B 和B+P60土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量，但降低了P60殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量。綜上，AMF 結(jié)合生物炭和磷顯著提高柳枝稷生物量、Cd 含量及土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量，促進(jìn)了柳枝稷對(duì)Cd 的提取及土壤對(duì)Cd 的固定，可以在重度污染的Cd 土壤中應(yīng)用。