生物炭與含硫化合物聯(lián)合施用對(duì)水稻鎘累積和土壤微生物群落的影響

關(guān)鍵詞：水稻；鎘；生物炭；含硫化合物；細(xì)菌群落

中圖分類(lèi)號(hào)：X53；X173 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1672-2043（2024）12-2912-11 doi：10.11654/jaes.2023-1111

水稻（Oryza sativa L.）作為全球重要的糧食作物，有超過(guò)30億人以大米為主食。我國(guó)是全球最大的水稻生產(chǎn)國(guó)，水稻年均產(chǎn)量超過(guò)2億t，占全球產(chǎn)量的約35%[1]。鎘是土壤中移動(dòng)性強(qiáng)、濃度低、污染面積廣泛的有毒重金屬[2]。與其他作物相比，水稻具有更高的鎘積累能力，食用稻米是人類(lèi)攝入鎘的主要來(lái)源[3]。前期調(diào)查結(jié)果顯示，我國(guó)的3個(gè)主要水稻產(chǎn)區(qū)都存在不同程度的鎘污染，尤其是在湖南省，部分地區(qū)的糙米中鎘含量高達(dá)0.71～1.21 mg·kg^-1，對(duì)公眾健康構(gòu)成了嚴(yán)重威脅[4]。長(zhǎng)期攝入鎘污染的食物會(huì)對(duì)人體的精神功能、呼吸系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)和主要器官造成累積性的損害[1]。因此，如何有效減少水稻對(duì)鎘的吸收和積累是環(huán)境和農(nóng)業(yè)領(lǐng)域的一個(gè)重要挑戰(zhàn)。

以往的研究常采用土壤改良、水分管理、植物修復(fù)和微生物修復(fù)等方法來(lái)降低水稻中的鎘含量[2，5]。其中，土壤改良因具有成本低、操作簡(jiǎn)單和效果好等優(yōu)點(diǎn)而被廣泛應(yīng)用，例如使用石灰、生物炭、鈣鎂磷肥等[1，6]。生物炭因其較大的比表面積和豐富的含氧官能團(tuán)，具有降低土壤-植物系統(tǒng)中重金屬生物利用度的潛力[7]。生物炭可通過(guò)直接吸附和改善土壤理化性質(zhì)來(lái)降低土壤中鎘的有效性和遷移性，從而減少植物對(duì)鎘的吸收和積累[8-9]。Cui等[10]的研究發(fā)現(xiàn)小麥秸稈生物炭能有效降低鎘污染土壤中約90%的生物可利用鎘，這歸因于其誘導(dǎo)的吸附效應(yīng)。Liang等[11]的研究表明生物炭可以增強(qiáng)水稻根表鐵膜的形成，從而降低土壤中鎘的生物有效性和水稻對(duì)鎘的吸收和積累。此外，已有研究表明，與單獨(dú)施用生物炭相比，生物炭與其他材料（含有硫、鈣、鉀等的物質(zhì)）的聯(lián)合施用更有利于改善作物對(duì)重金屬的防御生理過(guò)程[12]。

例如，含石膏、石灰和硫酸鹽混合物的土壤改良劑可顯著降低大白菜對(duì)重金屬的吸收[13]。此外，硫是水稻生長(zhǎng)發(fā)育中的一種重要營(yíng)養(yǎng)元素[14-15]。有研究指出，硫的添加能將土壤中的鎘轉(zhuǎn)化為不溶性的硫化鎘（CdS），從而降低其毒性；同時(shí)，在稻田淹水條件下，硫能誘導(dǎo)鎘與硫化亞鐵或二硫化鐵形成共沉淀，影響鎘在水稻中的轉(zhuǎn)運(yùn)和積累[16-18]。硫還可以通過(guò)影響土壤中鐵還原菌和硫酸鹽還原菌的活性來(lái)降低土壤孔隙水中鎘離子的濃度[19]。此外，Cao等[20]的研究表明，硫的添加能促進(jìn)水稻體內(nèi)谷胱甘肽和植物螯合素的合成，使液泡中的鎘更容易形成螯合物。據(jù)報(bào)道，施加硫可以誘導(dǎo)水稻根系中OsHMA₃ 的表達(dá)，增強(qiáng)鎘離子在水稻根系液泡中的固定，并減少鎘從根系向地上部分的轉(zhuǎn)運(yùn)[21]。此外，硫的施用還能顯著增加水稻根表鐵膜中鐵和錳的含量，促進(jìn)水稻根表鐵膜的形成，從而抑制水稻對(duì)鎘的吸收[11，22]。已有研究表明，生物炭和硫的聯(lián)合施用可以減少玉米組織中鉻的積累[23]，但對(duì)水稻鎘累積的影響尚未見(jiàn)報(bào)道。

以往研究表明，生物炭具有吸附固定的能力，有助于提高土壤pH值和有機(jī)質(zhì)（SOM）含量，同時(shí)促進(jìn)耐鎘微生物的生長(zhǎng)，從而降低土壤中鎘的生物有效性，減緩鎘對(duì)植物的脅迫[8-9，24]。此外，當(dāng)土壤處于還原條件時(shí)，硫與鎘離子結(jié)合形成不溶性的CdS，可進(jìn)一步降低土壤中鎘的生物有效性[25]。同時(shí)，硫的施用有助于促進(jìn)水稻根系表面形成鐵膜，增加植物體內(nèi)谷胱甘肽和植物螯合素的合成，從而抑制鎘的向上轉(zhuǎn)運(yùn)[20，26]。因此，我們推測(cè)生物炭與含硫化合物聯(lián)合施用可能會(huì)進(jìn)一步降低稻田中鎘的生物有效性，改善土壤的理化性質(zhì)和微生物群落結(jié)構(gòu)，從而減少稻米中鎘的積累。本研究通過(guò)盆栽試驗(yàn)探究了生物炭與硫酸鈉（Na₂SO₄）/硫酸錳（MnSO₄）聯(lián)合施用對(duì)水稻鎘積累、根際微環(huán)境和微生物群落的影響，旨在尋找一種經(jīng)濟(jì)高效、綠色、快速、可持續(xù)的方法來(lái)更好地修復(fù)鎘污染農(nóng)田，并為生物炭和含硫化合物在解決稻田鎘污染問(wèn)題上提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1供試材料

供試水稻品種為當(dāng)?shù)刂髟缘某Ｒ?guī)稻品種黃華占（湖南金色農(nóng)豐種業(yè)有限公司）。研究中使用的Na2SO₄、MnSO₄ 及其他試劑均為分析純，購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。

供試土壤采集于湖南省株洲市醴陵市某鎘污染稻田的耕作層土壤（0～20 cm，27°35′ 15.21″ N，113°13′42.27″E）。土壤去除地表石頭、植被等雜物后，自然風(fēng)干并過(guò)篩（2 mm）備用。土壤理化性質(zhì)如下：pH4.86；總鎘1.37 mg·kg^-1；有效態(tài)鎘0.34 mg·kg^-1；有機(jī)質(zhì)36.71 g·kg^-1；土壤陽(yáng)離子交換量（CEC）15.96 cmol·kg^-1；有效態(tài)硫84.36 mg·kg^-1；有效態(tài)錳1.08 mg·kg^-1。在該稻田中采集的早稻谷殼被用作生物炭的原料。根據(jù)之前的研究方法，將谷殼通過(guò)馬弗爐在500 ℃條件下熱解2h，炭化后過(guò)篩（0.15 mm）得到生物炭[27]。生物炭理化性質(zhì)如下：pH 9.52；總碳56.28%；總氮0.81%；總鎘0.09 mg·kg^-1；比表面積17.49 m²·g^-1；孔徑6.84 nm。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

水稻盆栽試驗(yàn)在株洲市醴陵市（27°35′15.21″N，113°13′42.27″E）開(kāi)展，試驗(yàn)地點(diǎn)的氣候、光照等條件均為自然條件。為了探究生物炭和含硫化合物單獨(dú)施用及其聯(lián)合施用對(duì)水稻鎘積累的影響，共設(shè)6個(gè)處理：不施用生物炭或含硫化合物（CK）；5 g·kg^-1 生物炭（BC）；60 mg·kg-1 Na₂SO₄（S1）；60 mg·kg^-1 MnSO₄（S2）；0.5 g·kg^-1 生物炭+60 mg·kg^-1 Na₂SO₄（BC+S1）；0.5 g·kg^-1生物炭+60 mg·kg^-1 MnSO₄（BC+S2）。每個(gè)處理共設(shè)6個(gè)重復(fù)，共計(jì)36盆。水稻種植前，將10 kg風(fēng)干過(guò)篩的土壤裝入塑料盆（直徑30 cm，高45 cm）中，隨后在每個(gè)盆中加入對(duì)應(yīng)處理的生物炭或含硫化合物，以及2.67g 復(fù)合肥（總養(yǎng)分≥45%，N-P₂O₅-K₂O=15∶15∶15），并與土壤充分混合，然后保持淹水7d。在水稻移栽過(guò)程中，選擇長(zhǎng)勢(shì)一致的水稻幼苗，每盆移栽3株。在水稻分蘗期間，施用尿素和氯化鉀作為追肥，以供水稻的正常生長(zhǎng)。此外，水稻生長(zhǎng)期間保持2～4 cm水層形成淹水灌溉，同時(shí)精細(xì)化管理以防病蟲(chóng)害和雜草。待水稻成熟后，采集水稻植株和根際土壤用于后續(xù)指標(biāo)測(cè)定。水稻樣品用超純水沖洗干凈后，將水稻組織分剪為根、秸稈和谷物，分別置于烘箱在105 ℃下殺青30 min，然后60 ℃烘干至恒質(zhì)量。谷物烘干后用小型礱谷機(jī)脫殼得到糙米樣品。根際土壤自然風(fēng)干后研磨過(guò)篩（0.15 mm和2 mm），保存待測(cè)。

1.3樣品測(cè)定

根據(jù)鮑士旦的《土壤農(nóng)化分析》對(duì)土壤理化性質(zhì)進(jìn)行測(cè)定[28]：土壤pH 采用pH 計(jì)電位法（水∶土=2.5∶1）；SOM 采用重鉻酸鉀外加熱法；土壤總鎘采用王水-高氯酸法消解；土壤有效態(tài)鎘使用0.01 mol·L^-1CaCl2溶液浸提；土壤有效態(tài)硫采用磷酸鹽-乙酸法進(jìn)行提取并使用分光光度計(jì)進(jìn)行測(cè)定；土壤有效態(tài)錳使用0.01 mol·L^-1 二亞乙基三胺五乙酸溶液浸提；CEC采用氯化鋇-硫酸交換法。水稻各部位的鎘、硫和錳含量采用HNO₃-HClO₄法消解測(cè)定[29]。土壤和植物的消解液或提取液采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（Nex?ION 350，PerkinElmer，美國(guó)）進(jìn)行測(cè)定。采用土壤樣品質(zhì)控（GBW 07428 - GSS - 14）和植物樣品質(zhì)控（GBW 10010-GSB-1）以確保土壤和植物樣品中鎘含量的準(zhǔn)確性。土壤脲酶、酸性磷酸酶、脫氫酶和蔗糖酶的活性根據(jù)關(guān)松蔭的《土壤酶及其研究法》[30]進(jìn)行測(cè)定。

1.4 土壤16S細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的測(cè)定

選取0.5 g水稻成熟期的新鮮根際土壤，并使用Bio-Fast土壤基因組DNA 提取試劑盒（Bioer，China）提取土壤微生物的總DNA。使用NanoDrop 2000分光光度計(jì)（Thermo" Scientific，美國(guó)）檢測(cè)DNA 的濃度和純度，并通過(guò)1% 瓊脂糖凝膠電泳檢驗(yàn)DNA 的質(zhì)量[31]。采用通用引物338F（5′ -ACTCCTACGGGAG?GCAGCA-3′）和806R（5′-GGACTACHVGGGTWTC?TAAT-3′）對(duì)細(xì)菌V3～V4 高變區(qū)進(jìn)行PCR 擴(kuò)增。PCR擴(kuò)增產(chǎn)物送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司在Illumina HiSeq 2500（Illumina，美國(guó)）平臺(tái)上進(jìn)行純化、建庫(kù)和測(cè)序等。

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 25.0 進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA），不同處理之間采用Duncan′s法進(jìn)行多重比較?？梢暬治鍪褂肙rigin 2024軟件進(jìn)行。土壤16S細(xì)菌群落的微生物α多樣性指數(shù)、非度量多維尺度分析（NMDS）以及物種組成等在美吉生物官網(wǎng)（www.majorbio.com）完成。采用Canoco 5.0對(duì)根際土壤環(huán)境因子和微生物群落進(jìn)行冗余分析（RDA）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對(duì)水稻組織鎘累積的影響

由圖1分析可知，單獨(dú)施用生物炭或含硫化合物均能降低水稻根系和秸稈中鎘的積累。相較于單獨(dú)施用，生物炭與含硫化合物聯(lián)合施用在降低水稻根系和秸稈中鎘含量的效果更顯著，其中BC+S1和BC+S2處理的根系鎘含量較CK處理分別降低了53.71%和43.23%，秸稈鎘含量分別降低了51.11% 和53.36%（Plt;0.05）。此外，添加生物炭或含硫化合物后，糙米中的鎘含量顯著降低了24.91%～67.31%，其中BC+S2處理的糙米鎘含量降至0.19 mg·kg^-1，低于GB 2762—2022限制的安全標(biāo)準(zhǔn)值（0.2 mg·kg^-1）。綜上可知，施用生物炭或含硫化合物能顯著降低水稻根系、秸稈和糙米中的鎘含量，尤其是生物炭與MnSO₄聯(lián)合施用能產(chǎn)生最顯著的降鎘效果。

2.2 不同處理對(duì)水稻組織硫和錳累積的影響

圖2A～圖2C 顯示，相對(duì)于CK，含硫化合物的施用顯著增加了水稻根系和秸稈中的硫含量，根系硫含量增加了43.5%～75.12%，秸稈硫含量增加了27.81%～61.79%，但各含硫處理之間的差異不顯著（Pgt;0.05）。此外，除BC處理外，其他處理使糙米中的硫含量增加了13.95%～22.27%，但各處理間差異不顯著。圖2D～圖2F 顯示，與CK 相比，BC+S2 處理顯著提高了水稻根系和秸稈中的錳含量，分別為0.53 g·kg^-1和1.71 g·kg^-1（Plt;0.05），較CK分別增加了38.17%和42.62%。同時(shí)，在BC+S2 處理中，糙米錳含量最高，為44.28 mg·kg^-1，但各處理之間的差異并不顯著。

2.3 不同處理對(duì)根際土壤理化性質(zhì)的影響

由表1分析可知，施用生物炭或含硫化合物在一定程度上提高了土壤pH 值，較CK 提高了3.46%～6.25%，其中BC、BC+S1和BC+S2處理達(dá)到顯著水平（Plt;0.05）。此外，BC和BC+S1處理顯著增加了SOM含量，分別為41.25 g·kg^-1 和41.84 g·kg^-1，而其他處理與CK 相比則無(wú)顯著差異（Pgt;0.05）。對(duì)于CEC 而言，各處理相對(duì)于CK 提升了7.07%～24.22%，但差異并不顯著（Pgt;0.05）。值得注意的是，除了BC 處理外，其余處理均顯著降低了土壤的有效態(tài)鎘含量，其中BC+S2 處理的降低效果最為顯著，為0.15 mg·kg^-1，較CK 降低了41.56%。類(lèi)似地，含硫化合物處理組均顯著增加了土壤的有效態(tài)硫含量，其中BC+S1 和BC+S2 處理的提升效果最為明顯，較CK 分別增加了51.50%和49.46%（Plt;0.05）。然而，只有S2和BC+S2 處理顯著提高了土壤的有效態(tài)錳含量，分別為1.14 mg·kg^-1 和1.20 mg·kg^-1，而其他處理與CK 相比則無(wú)顯著差異。

2.4 不同處理對(duì)根際土壤酶活性的影響

不同處理對(duì)根際土壤酶活性的影響結(jié)果見(jiàn)圖3。與CK 相比，BC、BC+S1和BC+S2處理顯著提高了土壤中的脲酶活性，分別增加了27.53%、39.57% 和28.75%；而單獨(dú)施用含硫化合物對(duì)土壤脲酶活性的影響并不顯著。此外，施用含硫化合物在一定程度上降低了土壤中的酸性磷酸酶活性，但各處理間的差異并不顯著。BC+S1、BC+S2處理顯著提高了土壤中的脫氫酶和蔗糖酶活性，分別較CK 提高了28.02%、33.75%和30.17%、23.50%，而其他處理與CK的差異并不顯著?？傮w來(lái)說(shuō)，生物炭與含硫化合物聯(lián)合施用顯著提高了土壤中的脲酶、脫氫酶和蔗糖酶活性，這可能會(huì)有助于改善土壤的健康質(zhì)量。

2.5 不同處理對(duì)根際土壤細(xì)菌群落的影響

由表2 分析可得，相對(duì)于CK，S2、BC+S2 處理顯著降低了土壤細(xì)菌的ACE和Chao1指數(shù)，分別降低了16.71%、19.30% 和20.98%、24.02%。此外，僅BC+S2處理的Shannon指數(shù)顯著降低，較CK下降了5.71%，而其他處理與CK 之間無(wú)顯著差異。NMDS 分析表明，施用生物炭或含硫化合物均顯著改變了土壤細(xì)菌的群落結(jié)構(gòu)（圖4A）。BC+S1和BC+S2與BC和S1處理也具有顯著差異，表明生物炭與含硫化合物聯(lián)合施用可進(jìn)一步改變土壤細(xì)菌的群落結(jié)構(gòu)。在所有處理中，優(yōu)勢(shì)細(xì)菌門(mén)包括Proteobacteria、Actinobacteria、Chloroflexi 和Acidobacteria 等，其相對(duì)豐度占比為49.75%～69.65%（圖4B）。其中，與CK相比，施用生物炭或含硫化合物處理的Proteobacteria、Firmicutes 和Desulfobacterota 的相對(duì)豐度明顯增加，分別提高了19.82%～35.56%、86.46%～251.66% 和117.08%～345.40%，而Myxococcota、Planctomycetota 和Bacte?roidetes的相對(duì)豐度則有所降低。此外，BC、S2和BC+的研究發(fā)現(xiàn)生物炭和硫聯(lián)合施用可降低水稻幼苗根系中氨基酸、有機(jī)酸和黃酮類(lèi)化合物等代謝產(chǎn)物的積累，緩解鎘對(duì)水稻的毒性。硫不僅是合成植物體內(nèi)必需蛋白的重要營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，也可誘導(dǎo)谷胱甘肽和植物螯合素等非蛋白硫醇的合成[14，20]。水稻體內(nèi)硫含量的升高可能導(dǎo)致更多的巰基物質(zhì)與鎘形成絡(luò)合物，或?qū)⑵滢D(zhuǎn)移到液泡中進(jìn)行隔離，形成區(qū)室化作用[21]。因此，含硫化合物的施用可能通過(guò)這一機(jī)制減少了水稻組織中自由鎘離子的濃度，從而抑制了鎘在水稻中的轉(zhuǎn)運(yùn)和在糙米中的積累。此外，S2和BC+S2處理顯著增加了水稻對(duì)錳的吸收和土壤中錳的生物有效性，尤其是BC+S2處理。OsNRAMP5是水稻主要的鎘和錳轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，在鎘和錳從外部溶液進(jìn)入根外胚層細(xì)胞和從質(zhì)外體進(jìn)入內(nèi)皮細(xì)胞的過(guò)程中發(fā)揮著重要作用[35]。水稻對(duì)鎘和錳的吸收存在強(qiáng)烈的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，植物體內(nèi)錳含量的增加會(huì)導(dǎo)致更多的錳與鎘競(jìng)爭(zhēng)吸收通道的結(jié)合位點(diǎn)，從而抑制水稻對(duì)鎘的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)[36-37]。IRT、HMA 和NRAMP 基因家族主要調(diào)節(jié)根際游離鎘的遷移，鎘進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)后被轉(zhuǎn)運(yùn)至液泡以隔離，該過(guò)程受土壤中錳水平的顯著正向影響[38]。此外，由于徑向氧的釋放以及鐵和錳的（氫）氧化物在水稻根系表面的沉積，根表鐵膜是鎘進(jìn)入水稻根系的一個(gè)重要屏障[26]。生物炭施入土壤后分解產(chǎn)生的溶解性有機(jī)物，可促進(jìn)土壤中鐵和錳的還原，促進(jìn)鐵膜在水稻根系表面上的形成[11，39]。外源錳的添加可促使錳離子富集于水稻根際表面，導(dǎo)致更多的錳（氫）氧化物在根表面沉積，從而進(jìn)一步減少水稻根系對(duì)鎘的吸收[40]。因此，S2和BC+S2處理可能通過(guò)提高水稻根系和莖葉中的硫和錳含量，增強(qiáng)鎘在液泡中的螯合作用，同時(shí)促進(jìn)水稻根表鐵膜的形成，進(jìn)而抑制根系對(duì)鎘的吸收及其向地上部分和糙米的轉(zhuǎn)運(yùn)。

3.2 生物炭和含硫化合物阻控水稻吸收鎘的微生物機(jī)理

改良劑在影響土壤理化性質(zhì)的同時(shí)，會(huì)引起土壤微生物多樣性和群落的變化[48]。本試驗(yàn)中，施用生物炭或含硫化合物在一定程度上降低了根際土壤細(xì)菌的豐富度和多樣性指數(shù)。Andrés等[49]的研究表明添加玉米生物炭后，土壤中的微生物數(shù)量下降，但其功能多樣性變化不顯著。王德正等[31]發(fā)現(xiàn)添加鐵錳改性生物炭降低了土壤細(xì)菌的豐度、多樣性指數(shù)和OTU數(shù)量。生物炭的施用可能加速了SOM 的分解，使土壤微生物產(chǎn)生協(xié)同或拮抗作用，從而降低土壤微生物的豐富度和多樣性。吳廣美等[50]的研究表明隨著硫處理的時(shí)間延長(zhǎng)，其對(duì)土壤細(xì)菌的群落結(jié)構(gòu)和多樣性的影響顯著下降。董思奇等[51]發(fā)現(xiàn)，在不同濃度的硫肥處理下，根際土壤細(xì)菌的豐富度和多樣性有所下降，但不同處理間差異不顯著。外源錳的添加可一定程度降低土壤細(xì)菌的Shannon指數(shù)和ACE指數(shù)，這與本試驗(yàn)結(jié)果相似。NMDS分析表明施用生物炭或含硫化合物可顯著改變土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)，其中BC+S2處理與CK的距離最遠(yuǎn)。此外，土壤中的重金屬有效性一般與微生物群落呈負(fù)相關(guān)。因此，BC+S2處理可能通過(guò)提高土壤SOM 和有效態(tài)錳含量、降低鎘的生物有效性來(lái)改變土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)。

不同細(xì)菌具有不同的生物功能，對(duì)土壤中重金屬的生物有效性以及植物對(duì)鎘的吸收會(huì)表現(xiàn)出促進(jìn)或抑制作用[52]。Proteobacteria 是污染土壤中對(duì)重金屬脅迫的耐受性最高的細(xì)菌門(mén)，其能編碼大量的重金屬氧化酶基因及對(duì)鎘具有較強(qiáng)的吸附和絡(luò)合能力，可降低土壤中鎘的生物有效性。Xu等[53]的研究表明，Pro?teobacteria門(mén)水平下的Sphingomonas 具有較強(qiáng)的鎘吸附能力，其對(duì)鎘的吸附能力主要取決于由脂多糖和其他物質(zhì)組成的細(xì)胞外膜。此外，Proteobacteria有助于促進(jìn)土壤的碳、氮、硫循環(huán)和植物光合作用，以及合成植物激素來(lái)改善植物的生長(zhǎng)，進(jìn)而緩解鎘對(duì)植物的脅迫[54-55]。Firmicutes可以在潛在的惡劣條件下生存，如酸性環(huán)境、重金屬污染環(huán)境等，同時(shí)與土壤鐵和錳離子具有很強(qiáng)的相關(guān)性，可通過(guò)與重金屬共沉淀和吸附絡(luò)合等方式來(lái)降低土壤中鎘的生物有效性[31]。Bao等[54]發(fā)現(xiàn)Firmicutes可產(chǎn)生過(guò)氧化氫酶，降解H₂O₂以緩解重金屬誘導(dǎo)的氧化應(yīng)激，幫助植物提高抗逆性并適應(yīng)環(huán)境。Desulfobacterota 是一種常見(jiàn)的硫酸鹽還原細(xì)菌，硫酸鹽被還原的過(guò)程中可促進(jìn)鎘與硫離子形成不溶性的CdS，其豐度的增加有利于鎘在土壤中的固定[41]。Zhang等[56]的研究表明Desulfobacterota 的相對(duì)豐度隨著硫酸鹽的施用而增加，且與土壤有效態(tài)鎘含量呈顯著負(fù)相關(guān)。生物炭可改善土壤環(huán)境和調(diào)節(jié)土壤水肥平衡，為土壤微生物提供充足的氧氣、水分及良好的棲息環(huán)境[57]；同時(shí)含硫化合物的添加改變了土壤理化性質(zhì)，為硫酸鹽還原菌提供了充足的養(yǎng)分[41]，兩者可能共同促進(jìn)了耐鎘細(xì)菌Proteobacteria、Firmicutes 和Desulfobacterota的生長(zhǎng)與繁殖，從而進(jìn)一步降低了鎘的生物有效性。Pathom-Aree等[58]發(fā)現(xiàn)Actinobacteria可增加在鎘脅迫下向日葵各個(gè)部位的生物量，并促進(jìn)鎘向植物體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)，從而提高向日葵對(duì)鎘的提取能力。唐仲等[48]發(fā)現(xiàn)土壤中Actinobacte?ria的豐度與重金屬的生物有效性呈顯著正相關(guān)，其豐度的增加有利于促進(jìn)水稻對(duì)重金屬的吸收。本試驗(yàn)中，添加生物炭或含硫化合物后，Actinobacteria的相對(duì)豐度有所下降，且Actinobacteria與土壤中鎘的生物有效性呈正相關(guān)，可能抑制了水稻對(duì)鎘的吸收。此外，Chloroflexi 可分解土壤中不穩(wěn)定的SOM 組分，影響稻田土壤的養(yǎng)分循環(huán)，且SOM 與土壤重金屬的含量呈顯著負(fù)相關(guān)[48，59]。Sun等[60]的研究表明Chloroflexi對(duì)重金屬具有耐受性，有利于提高植物抗鎘脅迫的能力。BC+S2處理中Chloroflexi的相對(duì)豐度明顯高于其余處理，因此可能會(huì)進(jìn)一步固定土壤中的鎘，減少水稻對(duì)鎘的吸收和積累。

4 結(jié)論

（1）生物炭與MnSO₄的聯(lián)合施用可顯著提高水稻根系和秸稈中硫和錳的含量，顯著提高根際土壤的pH、有效態(tài)硫和有效態(tài)錳含量，同時(shí)降低土壤中鎘的生物有效性，進(jìn)而降低水稻對(duì)鎘的吸收和積累，該處理使糙米鎘含量降低至符合食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)。

（2）生物炭和含硫化合物的聯(lián)合施用在一定程度上降低了根際土壤細(xì)菌的豐富度和多樣性指數(shù)，但刺激了潛在的耐鎘細(xì)菌的生長(zhǎng)和活性。冗余分析表明，Chloroflexi、Firmicutes、Desulfobacterota 和Proteobacte?ria與土壤中鎘的生物有效性呈負(fù)相關(guān)，與土壤pH、陽(yáng)離子交換量、硫和錳的生物有效性呈正相關(guān)。這些因素的變化共同推動(dòng)了稻田土壤中鎘的生物有效性下降以及土壤微環(huán)境的改善，進(jìn)而降低了水稻對(duì)鎘的吸收和積累。