稻稈生物炭對(duì)稻田土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化和微生物群落的影響

梅闖，蔡昆爭(zhēng)，黎紫珊，徐美麗，黃飛, *

1. 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，廣東 廣州 510542；2. 廣東工業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 510006

根據(jù) 2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》報(bào)道，污染最嚴(yán)重的土壤重金屬是Cd，Cd超標(biāo)率高達(dá)7.0%（中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部，2014）。稻田土壤中Cd移動(dòng)性強(qiáng)、毒性大，易被農(nóng)作物吸收，通過(guò)食物鏈累積于人體中，進(jìn)而威脅人體健康（Gray et al.，2006；Xiao et al.，2019）。針對(duì)土壤重金屬污染，化學(xué)鈍化是常用修復(fù)方法之一（Khalid et al.，2017）。在眾多的鈍化劑中，近年來(lái)生物炭在吸附固定重金屬Cd等方面應(yīng)用潛力巨大，引起國(guó)內(nèi)外研究者的廣泛關(guān)注（Kavitha et al.，2018；Ali et al.，2020；陳志良等，2016）。

生物炭不但可以通過(guò)表面官能團(tuán)直接吸附、固定重金屬，而且還可以通過(guò)改變土壤理化性質(zhì)和微生物群落結(jié)構(gòu)來(lái)影響土壤 Cd形態(tài)（張華緯等，2017；梁妮等，2021；劉娟等，2021）。譬如，Ma et al.（2020）研究表明，椰子殼生物炭可以顯著降低土壤中有效態(tài)Cd含量，提高土壤脲酶活性，以及增加土壤微生物群落的相對(duì)豐度。類似地，黃家慶等（2020）研究報(bào)道，花生殼生物炭可以通過(guò)提高土壤 pH，增強(qiáng)土壤中過(guò)氧化氫酶、脲酶和磷酸酶活性，以及提高細(xì)菌群落多樣性，從而降低重金屬Cd的毒害作用。然而，有研究表明，稻稈生物炭可以通過(guò)降低土壤細(xì)菌和真菌總量來(lái)降低有效態(tài)Cd含量（梁妮等，2021）。以上這些研究表明，生物炭可影響土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化和土壤性質(zhì)變化，而對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與多樣性的影響研究鮮見報(bào)道。

本研究以韶關(guān)某地實(shí)際 Cd污染稻田土為研究對(duì)象，通過(guò)添加稻稈生物炭進(jìn)行120天的室內(nèi)土培實(shí)驗(yàn)來(lái)分析土壤Cd形態(tài)、化學(xué)性質(zhì)及微生物群落多樣性的變化特征，研究不同土壤化學(xué)性質(zhì)與Cd形態(tài)之間的相互關(guān)系以闡明土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵影響因素，同時(shí)探討了生物炭作用下微生物群落多樣性變化對(duì)Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響，從而揭示稻稈生物炭對(duì)稻田土壤 Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的作用特征與機(jī)制，為重金屬污染稻田修復(fù)實(shí)踐提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

供試土壤采自廣東省韶關(guān)市某區(qū)稻田土（表層0—20 cm），土樣經(jīng)風(fēng)干處理后，混合均勻并過(guò)篩。土樣基本性質(zhì)為：pH 5.67，有機(jī)質(zhì)9.39 g·kg?1，全碳 5.45 g·kg?1，全氮 1.10 g·kg?1，全磷 0.29 g·kg?1，全鉀 32.20 g·kg?1，總鎘 0.46 mg·kg?1，總鋅 133.56 mg·kg?1，總鉛 103.14 mg·kg?1，總鎳 10.89 mg·kg?1，總鉻含量59.41 mg·kg?1。根據(jù)土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2018），稻田土屬于輕度Cd污染。原材料取自華南農(nóng)業(yè)大學(xué)生態(tài)農(nóng)場(chǎng)。將水稻秸稈沖洗干凈并烘干，粉碎過(guò)篩后置于熱解爐，在熱解溫度為700 ℃，時(shí)間為2—4 h的限氧條件下制備稻稈生物炭（BC），pH為11.23，比表面積230 m2·g?1，其他具體參數(shù)性質(zhì)見Gao et al.（2019）。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

根據(jù)前期的預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果（Huang et al.，2020），處理組的生物炭（BC）投加量設(shè)置為5%，同時(shí)設(shè)實(shí)驗(yàn)空白對(duì)照處理組（CK），每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)平行組。保持田間持水量為60%，置于25 ℃的培養(yǎng)箱中，分別在第7、14、21、28、45、60、90、120天取樣。樣品分成兩份，一份風(fēng)干，一份置于4 ℃冰箱保存，之后根據(jù)土壤分析測(cè)定方法步驟進(jìn)行下一步的指標(biāo)測(cè)定；另外，還需將土壤樣品用干冰保存以進(jìn)行環(huán)境微生物多樣性的測(cè)序分析（委托上海美吉生物科技有限公司測(cè)序）。

1.3 實(shí)驗(yàn)分析方法

1.3.1 土壤化學(xué)性質(zhì)與酶活性

土壤 pH、有機(jī)質(zhì)（SOM）、陽(yáng)離子交換量（CEC）、全氮（TN）、全磷（TP）、全鉀（TK）、堿解氮（AN）、有效磷（AP）、速效鉀（AK）指標(biāo)的測(cè)定方法參照《土壤農(nóng)化分析》（鮑士旦，2000）。采用BCR連續(xù)提取法測(cè)定土壤中不同化學(xué)形態(tài)Cd的含量，提取順序?yàn)槿跛崽崛B(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)，將提取后的土壤殘?jiān)捎肏NO3-HClO4微波消解。土壤重金屬全量以及各形態(tài)Cd含量用ICPOMS測(cè)定。土壤過(guò)氧化氫酶活性測(cè)定用高錳酸鉀滴定法，活性單位為 mL·g?1（25 ℃，20 min）；脲酶活性測(cè)定用苯酚鈉比色法，活性單位為 mg·g?1（37 ℃，24 h）；蔗糖酶活性測(cè)定采用3, 5?二硝基水楊酸比色法，活性單位為 mg·g?1（37 ℃，24 h）（關(guān)松蔭，1986）。

1.3.2 高通量測(cè)序

高通量測(cè)序土樣的取樣時(shí)間為試驗(yàn)土中酸提取態(tài)Cd含量變化穩(wěn)定時(shí)，即為第120天。土壤總DNA采用 E.Z.N.A. ? soil DNA kit（Omega Bio-tek，Norcross，GA，U.S.）按說(shuō)明書進(jìn)行提取操作。采用Nanodrop 2000（Thermo，UAS）測(cè)定提取后土壤DNA濃度和純度。純化、質(zhì)控后，建立Illumina測(cè)序文庫(kù)，采用Illumina Mi Seq平臺(tái)進(jìn)行Paired-end 250測(cè)序（美吉生物，上海，http://www.majorbio.com）。測(cè)序引物選取細(xì)菌16S rRNA V4—V5區(qū)域的338F（5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′） /806R （ 5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′）和真菌 ITS1F（5′-CTTGGTCATTTAGAGGAAGTAA-3′）/ITS2（5′-GCTGCGTTCTTCATCGATGC-3′）。 使 用 fastp（https://github.com/OpenGene/fastp，version 0.20.0）軟件和 Flash（http://www.cbcb.umd.edu/software/flash，version 1.2.7）軟件對(duì)測(cè)序結(jié)果進(jìn)行指控和拼接，根據(jù)序列兩端的序列結(jié)構(gòu)和引物序列得出有效序列，校正序列方向。使用 UPARSE（http://drive5.com/uparse/，version 7.1）軟件，根據(jù)97%的相似度對(duì)序列進(jìn)行 OTU聚類并剔除嵌合體。利用RDP classifier（http://rdp.cme.msu.edu/，version 2.2）對(duì)每條序列與Silva 16S rRNA（version 138）數(shù)據(jù)庫(kù)進(jìn)行比對(duì)，獲得各個(gè)OTU的物種分類信息。

使用MOTHUR（v.1.30.1）對(duì)OTU進(jìn)行α多樣性指數(shù)分析：

（1）Shannon指數(shù)用來(lái)反映群落多樣性，其值越大，說(shuō)明群落多樣性越高：

式中：

Sobs——實(shí)際觀測(cè)的OTU數(shù)目；

ni——第i個(gè)OTU所含的序列數(shù)；

N——所有序列數(shù)。

（2）Simpson指數(shù)通常用來(lái)定量描述某一區(qū)域的生物多樣性，與Shannon多樣性指數(shù)類似：

式中：

Sobs——實(shí)際觀測(cè)的OTU數(shù)目；

ni——第i個(gè)OTU所含的序列數(shù)；

N——所有序列數(shù)。

（3）Ace指數(shù)用來(lái)評(píng)估群落中 OTU數(shù)目，反映群落豐富度：

ni——含有i條序列的OTU序列數(shù)；

Srare——含有“abund”條序列或者少于“abund”的OTU數(shù)目；

Sabund——多于“abund”條序列的OTU數(shù)目；

abund——“優(yōu)勢(shì)”O(jiān)TU的閾值，默認(rèn)為10。

（4）Chao1指數(shù)多用來(lái)評(píng)估物種總數(shù)：

其中：

Sobs——實(shí)際觀測(cè)的OTU數(shù)目；

n1——只含有一條序列的OTU數(shù)目；

Model Test of Hydrodynamics Behavior of Side-By-Side LNG Bunkering Operation……………LOU Danping, CHEN Xiaoying, YUAN Hongliang(3·7)

n2——只含有兩條序列的OTU數(shù)目。

利用 R（v.4.1.0）語(yǔ)言“vegan”包進(jìn)行冗余（Redundancy analysis，RDA）分析和相關(guān)性Heatmap分析。在QIIME軟件中使用Mantel test對(duì)環(huán)境因子與微生物群落的相關(guān)性進(jìn)行分析，并通過(guò) R（v.4.1.0）語(yǔ)言“ggplot”包進(jìn)行可視化分析。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

應(yīng)用SPSS 21.0軟件進(jìn)行不同處理間土壤理化性質(zhì)的單因素方差分析，采用Duncan進(jìn)行差異顯著性分析。應(yīng)用Origin Pro 2021b進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與作圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭對(duì)土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

稻稈生物炭作用下，土壤中4種形態(tài)Cd含量均發(fā)生了顯著性變化，弱酸提取態(tài)和可還原態(tài) Cd含量分別降低23.19%和21.64%（圖1a、b），可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量分別提高25.62%和28.42%（圖1c、d）。此外，在120 d土培期間，酸提取態(tài)和可還原態(tài)Cd含量表現(xiàn)出逐漸下降的趨勢(shì)，并在第45天之后，含量變化趨于穩(wěn)定，同時(shí)可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量有逐漸升高的趨勢(shì)，在第28天后含量變化不顯著。本實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步采用重金屬的移動(dòng)系數(shù)（Zahedifar，2020）評(píng)估土壤中Cd的潛在移動(dòng)性。稻稈生物炭處理后，Cd移動(dòng)系數(shù)顯著降低，降幅達(dá)33.19%。以上這些結(jié)果說(shuō)明，稻稈生物炭通過(guò)45 d的土培能夠有效降低土壤酸提取態(tài)Cd含量，進(jìn)而降低Cd危害程度。

圖1 生物炭對(duì)Cd形態(tài)含量的影響Figure 1 Influence of biochar additions on Cd-fractions content

吳萍萍等（2017）和李洪達(dá)等（2018）研究表明，生物炭均能顯著降低酸提取態(tài)Cd含量和提高殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量。這可能是因?yàn)樯锾烤哂休^為疏松的孔隙結(jié)構(gòu)、較大的比表面積和豐富的含氧官能團(tuán)，從而通過(guò)靜電吸附、離子交換和官能團(tuán)絡(luò)合螯合等作用固定重金屬（梅闖等，2021）。另一方面，生物炭還能通過(guò)改變土壤酸性環(huán)境等（Xiao et al.，2018），促進(jìn)Cd由酸提取態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，增加穩(wěn)定態(tài)重金屬含量。

2.2 生物炭對(duì)土壤pH、CEC、SOM和速效養(yǎng)分的影響

稻稈生物炭（BC）處理后，土壤pH值、CEC、SOM、AN、AP和AK的含量均顯著提高（圖2），其中土壤pH值提升約3個(gè)單位（圖2a），CEC和SOM含量分別提高9.74%和48.42%（圖2b、c），另外，AN、AP和AK速效養(yǎng)分含量分別提高19.17%、49.24%和81.28%（圖2d—f）。這些結(jié)果表明生物炭可能通過(guò)改變土壤pH、CEC、SOM、AN、AP和AK等性質(zhì)，進(jìn)而影響Cd化學(xué)形態(tài)的轉(zhuǎn)化。此外，通過(guò)將土壤化學(xué)性質(zhì)與4種Cd形態(tài)進(jìn)行冗余分析（RDA）（圖3），結(jié)果表明酸提取態(tài)Cd與SOM、AK、pH、CEC、AP呈負(fù)相關(guān)，而殘?jiān)鼞B(tài)與這些因子呈正相關(guān)，其中SOM、AK和pH對(duì)Cd形態(tài)變化的解釋度分別為92.5%、60.3%和41.2%（P<0.05）（表1），可能是影響Cd形態(tài)的主要因子。

圖2 生物炭對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響Figure 2 Influence of biochar additions on soil chemical properties

圖3 Cd形態(tài)與土壤化學(xué)性質(zhì)的冗余（RDA）分析Figure 3 Redundancy analysis between Cd-fractions and soil chemical properties

表1 各指標(biāo)對(duì)Cd形態(tài)影響的解釋度Table 1 Explanation of the influence of each index on Cd fractions

生物炭可以提高土壤 pH，這很可能是因?yàn)樯锾勘砻娲嬖诖罅康奶妓猁}、微量的金屬氧化物和堿性官能團(tuán)，進(jìn)而降低土壤中H+離子含量（Yuan et al.，2011），同時(shí)，生物炭施入土壤后，表面可能發(fā)生氧化還原反應(yīng)，導(dǎo)致生物炭結(jié)構(gòu)中的含氧官能團(tuán)種類和數(shù)量發(fā)生變化而改變其表面的電荷量，進(jìn)而影響土壤CEC含量（Cui et al.，2016）。類似地，生物炭不僅可以提高有機(jī)質(zhì)含量，還能夠影響土壤中有效磷和速效鉀等養(yǎng)分含量變化（Bhattacharjya et al.，2016；Berihum et al.，2017；Wang et al.，2017），進(jìn)而在一定程度上影響重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化。譬如，吳萍萍等（2017）研究表明稻稈生物炭可以顯著提高土壤中有機(jī)質(zhì)含量，且有機(jī)質(zhì)含量與殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量變化呈極顯著正相關(guān)關(guān)系。陳樂(lè)等（2020）研究報(bào)道稻稈生物炭可以顯著增加土壤速效鉀含量，使其增加了11.9倍，相關(guān)性分析表明土壤速效鉀含量與有效態(tài)Cd含量呈極顯著負(fù)相關(guān)。進(jìn)一步地，李光炫等（2021）研究表明在生物炭作用下，土壤pH值、速效氮、有效磷和有效鉀等養(yǎng)分含量發(fā)生顯著變化，而這些變化通過(guò)影響土壤微生物群落進(jìn)而改變重金屬形態(tài)，比如土壤 pH 值、速效養(yǎng)分與Actinophytocola、Lentzea、Paenarthrobacter等菌屬呈極顯著正相關(guān)，而有效態(tài)Cd則與這些菌屬呈極顯著負(fù)相關(guān)，同時(shí)菌屬的豐度發(fā)生變化，在一定程度上說(shuō)明土壤 pH值、速效養(yǎng)分等因素在重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化過(guò)程中發(fā)揮著重要的作用。

2.3 生物炭對(duì)土壤酶活性的影響

稻稈生物炭作用下，土壤過(guò)氧化氫酶、脲酶和蔗糖酶活性顯著增強(qiáng)，分別提高71.59%、19.62%和27.69%（圖4a—c），在土培過(guò)程中，過(guò)氧化氫酶活性表現(xiàn)為逐漸上升趨勢(shì)，脲酶活性呈現(xiàn)先下降后上升的變化規(guī)律，蔗糖酶活性變化則不顯著。這些酶活性差異可能與酶種類、重金屬形態(tài)和土壤性質(zhì)有關(guān)。吳春艷等（2006）研究表明重金屬Cd對(duì)土壤酶活性的抑制效應(yīng)表現(xiàn)為脲酶>蔗糖酶>過(guò)氧化氫酶。于壽娜（2008）研究結(jié)果顯示，土壤中交換態(tài)Cd含量越高，脲酶活性越低，而殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量越高，脲酶活性越高。有研究報(bào)道表明土壤中水分含量的高低會(huì)顯著影響過(guò)氧化氫酶活性，當(dāng)pH值在6.5—7.0范圍內(nèi)時(shí)，土壤脲酶活性較高（Kandeler et al.，1997；孟立君等，2004）。重金屬對(duì)土壤酶活性的作用機(jī)理主要是通過(guò)影響構(gòu)成酶的蛋白分子進(jìn)而改變酶活性，即激活或者抑制效應(yīng)。另外，改變土壤酶活性的因素較為復(fù)雜，需要綜合考慮土壤微生物群落、土壤養(yǎng)分、植物等多方面的影響（譚向平等，2022）。

圖4 生物炭對(duì)土壤酶活性的影響Figure 4 Influence of biochar additions on enzyme activities in soil

2.4 生物炭對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

2.4.1 土壤細(xì)菌和真菌多樣性指數(shù)的變化

從OTU水平上，通過(guò)Shannon指數(shù)、Simpson指數(shù)、Chao1指數(shù)和Ace指數(shù)來(lái)考察生物炭處理后土壤細(xì)菌和真菌的 α多樣性。Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)反映了微生物群落的多樣性，Chao1指數(shù)和Ace指數(shù)反映了微生物群落的豐富度。在生物炭處理后，相較于CK，土壤細(xì)菌（圖5a）和真菌（圖5b）Shannon指數(shù)均有所降低，但降幅不大，分別為1.99%和3.13%，而細(xì)菌和真菌Simpson指數(shù)均有所提高，增幅分別達(dá)到 16.42%和 27.34%。細(xì)菌的Chao1指數(shù)和Ace指數(shù)均有所下降，降幅分別達(dá)到8.78%和8.09%，真菌的Chao1指數(shù)和Ace指數(shù)變化幅度較小。細(xì)菌和真菌多樣性指數(shù)的改變，說(shuō)明生物炭添加后，土壤細(xì)菌和真菌群落的多樣性有所增加，而細(xì)菌的豐富度有所下降。

圖5 生物炭對(duì)微生物多樣性指數(shù)的影響Figure 5 Influence of biochar additions on the diversity indices of microbe in soil

2.4.2 細(xì)菌和真菌門水平物種豐度變化

添加稻稈生物炭后，在門水平上，土壤優(yōu)勢(shì)細(xì)菌群落可分為以下8個(gè)類群（相對(duì)豐度大于1%）：Proteobacteria（27.76%）、Chloroflexi（21%）、Actinobacteria（15.09%）、Acidobacteria（13%）、Firmicutes（7.98%）、Bacteroidota（6.62%）、Patescibacteria（2.46%）、Gemmatimonadota（3.69%）（圖6a）。生物炭作用后，土壤中 Proteobacteria、Acidobacteria、Gemmatimonadota等細(xì)菌豐度減少，而 Chloroflexi、Actinobacteria、Firmicutes、Patescibacteria等豐度增加。類似地，有研究報(bào)道Firmicutes是 Cd污染土壤中普遍存在的關(guān)鍵門類群之一（Wang et al.，2021）。Wang et al.（2021）等報(bào)道了在Cd污染土壤中Bacteroidetes和Firmicutes的豐度顯著增加。黃家慶等（2020）研究表明，生物炭處理對(duì) Cd污染土壤中 Firmicutes、Acidobacteria的豐度影響較小，而顯著增加Chloroflexi的豐度。同樣地，在門水平上，相對(duì)豐度大于1%的土壤真菌群落可分為以下4個(gè)類群：Ascomycota（63.03%）、Chytridiomycota（19.35%）、Unclassified（9.74%）、Basidiomycota（7.31%）（圖6b）。生物炭處理后，土壤中 Ascomycota、Chytridiomycota、Basidiomycota等真菌豐度下降，Mortierellomycota（1.01%）豐度升高。Wang et al.（2021）報(bào)道了在Cd污染土壤中Basidiomycota和Mortierellomycota的豐度顯著增加。

圖6 門水平上土壤優(yōu)勢(shì)細(xì)菌和真菌的相對(duì)豐度變化Figure 6 Relative abundance of soil dominant microbe community at the phylum level

2.4.3 細(xì)菌和真菌屬水平物種豐度變化

在屬水平上，土壤細(xì)菌可分為15個(gè)類群（相對(duì)豐度大于1%），主要有：Sphingomonas、Marmoricola、Flavisolibacter、Bacillus、Intrasporangium、Stenotrophobacter、Microvirga、Mycobacterium、Nocardioides、Gemmatimonas、TM7a、Streptomyces、Luteimonas、Tellurimicrobium、Halobacillus等（圖7a）。在重金屬形態(tài)的轉(zhuǎn)變過(guò)程中可能發(fā)揮重要作用的優(yōu)勢(shì)菌包括Bacillus和Streptomyces（Sahmoune，2018；Selvin et al.，2009）。類似地，黃家慶等（2020）研究發(fā)現(xiàn)，在Cd污染土壤中，Streptomyces的豐度變化幅度小。Wang et al.（2021）研究發(fā)現(xiàn)，生物炭可以顯著提高 Cd污染土壤中Bacillus的豐度。同樣地，土壤真菌群落在屬水平上，可分為15個(gè)類群（相對(duì)豐度大于1%），主要有：Penicillium、Westerdykella、Talaromyces、Fusarium、Thielavia、Curvularia、Saitozyma、Aspergillus、Spizellomyces、Scolecobasidium、Psathyrella、Phoma、Chaetomium、Mortierella、Stachybotrys等（圖7b）。其中，同樣發(fā)現(xiàn)影響重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)變的真菌菌屬，如Aspergillus等豐度發(fā)生變化（Fazli et al.，2015）。以上研究表明，稻稈生物炭的添加可以顯著改變土壤中細(xì)菌和真菌群落豐度，這些變化很可能在重金屬Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化過(guò)程中發(fā)揮關(guān)鍵作用（Zhu et al.，2017）。

圖7 屬水平上土壤優(yōu)勢(shì)細(xì)菌和真菌的相對(duì)豐度變化Figure 7 Relative abundance of soil dominant microbe community at the genus level

2.4.4 土壤細(xì)菌和真菌群落與環(huán)境因子的相關(guān)性分析

為進(jìn)一步認(rèn)識(shí)土壤Cd形態(tài)、化學(xué)性質(zhì)、酶活性和優(yōu)勢(shì)細(xì)菌或真菌的相關(guān)性，將其與OTU注釋到的門水平上的10個(gè)細(xì)菌和真菌類群進(jìn)行Mantel test分析（圖8）。其中，環(huán)境因子主要包括土壤pH值、CEC、SOM、速效養(yǎng)分（AN、AP、AK）含量、酶活性（過(guò)氧化氫酶、脲酶和蔗糖酶）。細(xì)菌群落與土壤pH、SOM、AP和AK存在極顯著相關(guān)性（P<0.001，R>0.5），而真菌群落與環(huán)境因子之間的相關(guān)性不高。本研究進(jìn)一步對(duì)門水平上細(xì)菌和真菌各優(yōu)勢(shì)類群與環(huán)境因子的關(guān)系，進(jìn)行 Spearman相關(guān)性分析（P<0.05），根據(jù)顯著性作出熱圖，見圖9。Heatmap結(jié)果表明，在細(xì)菌群落中（圖9a），Acidobacteria、Actinobacteria、Gemmatimonadota、Myxococcota等與pH、SOM、AN和AK存在顯著相關(guān)性，Others與土壤中各形態(tài)Cd之間存在極顯著關(guān)系；而在真菌群落中（圖9b），除AP、CA、UA 之外，Monoblepharomycota、Basidiomycota、Unclassified等與其他環(huán)境因子均存在一定相關(guān)性。這些結(jié)果表明，細(xì)菌群落相較于真菌群落，可能更容易受到環(huán)境因子的影響。進(jìn)一步說(shuō)明，稻稈生物炭可以通過(guò)影響土壤pH、SOM、AK、土壤酶活性以及功能細(xì)菌和真菌菌屬豐度，進(jìn)而不斷影響 Cd形態(tài)的轉(zhuǎn)變過(guò)程。

圖8 細(xì)菌和真菌群落與環(huán)境因子的Mantel test分析Figure 8 Relationships between soil variables and microbial community structures

圖9 門水平上土壤優(yōu)勢(shì)微生物類群與環(huán)境因子的Heatmap分析Figure 9 Correlation heat map of bacterial phyla and of fungal phyla with soil properties

3 結(jié)論

生物炭對(duì)輕度鎘污染稻田土壤修復(fù)效果顯著，在降低鎘有效性的同時(shí)也改善了土壤環(huán)境，提高土壤中養(yǎng)分含量。本研究通過(guò)土培試驗(yàn)探討了生物炭對(duì)Cd形態(tài)含量變化、影響Cd形態(tài)的關(guān)鍵因子和土壤細(xì)菌、真菌群落結(jié)構(gòu)的變化等。主要結(jié)論如下：

（1）稻稈生物炭作用下，土壤酸提取態(tài)和可還原態(tài)Cd含量分別降低23.19%和21.64%，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量分別提高25.62%和28.62%，這有利于促進(jìn)重金屬由不穩(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定形態(tài)轉(zhuǎn)變。

（2）稻稈生物炭能夠顯著影響土壤化學(xué)性質(zhì)，包括土壤pH、CEC、SOM和AN、AP、AK等養(yǎng)分含量。RDA分析結(jié)果表明，土壤中SOM、AK和pH可能是土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵因素。另外，土壤中過(guò)氧化氫酶、脲酶和蔗糖酶活性分別提高71.59%、19.62%和27.69%。

（3）稻稈生物炭可提高土壤中細(xì)菌和真菌群落多樣性，改變優(yōu)勢(shì)類群的豐度，其中影響重金屬形態(tài)的功能菌種主要包括Bacillus、Streptomyces、Aspergillus等，而且細(xì)菌群落相較于真菌群落，可能更容易受到土壤化學(xué)性質(zhì)的影響。