2023, Vol. 44
2. 石林彝族自治县农业技术推广总站, 昆明 652200
2. Shilin Yi Autonomous County Agricultural Technology Extension Station, Kunming 652200, China
当前, 我国重金属污染的耕地大约在2.0×107 hm2, 占中国耕地总面积的20%, 其中重金属镉(Cd)污染点位超标率为7.1%, 主要污染区为中国南方水稻主产区湖南、湖北、广东、广西和江西等省份, 对中国的粮食安全造成了严重的威胁[1, 2], Cd影响植物生长、细胞分裂和代谢活动, 导致农产品产量和品质下降, 并且农田土壤中重金属Cd可以通过食物链的积蓄作用[3], 对人类的生命健康造成威胁, 其中Cd可以和含有羟基、巯基和氨基的蛋白质分子结合, 从而减弱很多酶的活性, 进而影响肾脏和肝脏正常的代谢活动[4].此外, Cd离子可以替代人体中的钙和锌, 会引起骨痛病、糖尿病、食管癌和胃癌等疾病[5].因此, 修复重金属Cd污染土壤, 保障水稻安全和生产力, 满足土壤健康管理和人类健康需求具有重要意义.
近年来, 生物炭在土壤重金属污染控制方面成为一个热点研究领域.秸秆来源生物炭不仅是富含碳的有机物质, 还包括N、O和S等多种养分元素和无机碳酸盐成分, 其输入可以增加土壤有机碳含量水平, 提供微生物可利用组分[6]. 随着研究的深入, 生物炭在改善土壤理化性质和修复治理重金属等污染物迁移转化方面的功能逐渐被人们所认知[7].已有的研究表明生物炭可以通过物理化学吸附作用固定土壤重金属, 还可以通过对土壤pH和CEC等环境因子的改变, 影响重金属在污染土壤中的赋存形态, 抑制重金属活性和生物有效性[8, 9].
目前, 为保障和提高农产品生产力和产量, 氮肥已广泛应用于农田, 多种形式的氮肥如酰胺氮肥、铵态氮肥和硝态氮肥占我国化肥消费总量的60%以上[10~12].然而氮肥对土壤中Cd存在形态和植物Cd吸收利用的影响鲜有受到关注.氮能有效调节植物对Cd的吸收和积累, 进入植物的氮可以通过分子、生化、细胞和整株水平等机制平衡重金属毒性[13, 14].然而, 以NH4+形式添加氮肥直接导致土壤硝化和间接释放H+, 从而可能会加速土壤酸化[15], 酸性条件会增加Cd的生物利用性和溶解度[16].因此, 氮肥对土壤重金属Cd活性和农作物体内Cd的富集转运的响应机制亟待探究.
水稻是我国最主要的粮食作物, 其生产的安全性令人高度关注, 而水稻的根际微生物环境在养分转化、作物生产力和重金属修复方面发挥着重要作用[17].土壤微生物对重金属胁迫敏感, 常用于指示土壤环境质量的变化[18].有研究表明, 重金属污染可显著抑制土壤微生物的生长繁殖, 改变群落组成, 影响土壤微生物活动, 破坏其养分循环和物质分解功能[19].土壤酶活性作为土壤的有机成分, 参与土壤中物质和能量的转化, 影响着土壤的代谢.土壤酶对重金属较为敏感, 其强弱与重金属污染程度存在某种相关性, 土壤酶活性对重金属污染程度具有良好的恢复及指示效应[20].本文选取湖南当前受Cd污染较严重的水稻农作物作为研究对象, 探讨生物炭配施氮肥如何影响土壤重金属Cd的有效性、水稻体内Cd富集和转运能力以及水稻根际生态环境, 以期为修复重金属Cd污染农田土壤和保障作物生产安全提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验材料供试土壤为湖南省湘潭市Cd污染水稻土, 其基本理化性质为：pH 6.5, ω(全Cd) 0.47 mg·kg-1, ω(有效态)Cd 0.28 mg·kg-1, ω[有机质(SOM)]37.9 g·kg-1, ω[有效磷(AP)]16.18 mg·kg-1, ω[碱解氮(AN)]320 mg·kg-1, ω(全K)43.12 mg·kg-1, 阳离子交换量(CEC) 13.02 cmol·kg-1.供试水稻品种为黄华占, 为当地主栽品种, 由湖南湘潭种子公司提供.生物炭为稻壳生物炭, 500℃缺氧条件下热解8 h制备而成, 其基本理化性质为：pH 8.63, ω(全Cd)0.03 mg·kg-1, 含碳量47.5%, CEC 10.8 cmol·kg-1, 比表面积11.92 m2·g-1.供试氮肥为铵态氮肥(硫酸铵), ω[总氮(TN)]≥21%.
1.2 试验设计本盆栽试验于2020年5月在农业农村部环境保护科研监测所温室内开展, 设置8个处理, 分别为对照组(CK)、生物炭(BC)和氮肥, 其设置3个浓度梯度, 即低、中、高用量(N1、N2、N3)和生物炭配施氮肥(BCN1、BCN2、BCN3), 每个处理3次重复.种植水稻盆体尺寸为65×45×30 cm(长×宽×高), 每盆装土7.5 kg, 生物炭以5%添加量(0.375 kg·pot-1)与Cd污染土混合均匀.氮肥用量处理是根据每hm2施含180、240和300 kg的氮来制定, 即每盆施含2.6、3.5和4.4 g含氮的硫酸铵.肥料采用多次施肥法, 基肥、蘖肥、穗肥分别在移栽前、分蘖期和抽穗期施用, 其施肥比例统一采用4∶4∶2的比例施用, 各处理在移栽前施用等量的磷肥(P2O5)和钾肥(K2O)(磷肥和钾肥具体用量分别为96 kg·hm-2和192 kg·hm-2)作为基肥补充水稻所需的营养元素.生物炭以5%的添加量与土壤整体混合均匀, 平衡一周.水稻种子在温室育秧池中进行育苗工作, 待水稻幼苗长到三叶一心时, 选择长势一致的水稻秧苗进行移栽, 每盆移栽3株, 水稻的基肥、蘖肥和穗肥均为溶于水后施入土柱, 施肥后一直保持4 cm水层, 直至收获前15 d排水, 灌溉水为蒸馏水.
1.3 土壤和植物样品采集与分析2020年10月水稻收获后, 采用5点取样法随机采集土壤样品, 每个土壤样品的质量约为1.5 kg, 将处理好的土壤样品储存在塑料袋中并放入冰盒带到实验室.每个土壤样品分为两份：一份20~25℃风干, 并分别磨取过20和100目筛用于土壤化学性质分析, 另一份在-80℃冷冻保存用于DNA提取.水稻样品用自来水洗涤, 然后用去离子水洗涤2~3次.水稻鲜样分为根、茎叶、稻壳和稻米这4个部分, 于105℃固化30 min后, 60℃烘烤至恒重.称重后, 用不锈钢粉碎机粉碎, 放入密封塑料袋中备用.
1.3.1 土壤样品分析土壤Cd形态参照Tessier 5步连续提取法[21], 试验中采用平行样和标准质控样[GBW07442(GSF-2)]控制试验数据质量.
土壤脲酶的酶活采用靛酚蓝比色法, 以每天每克土样中产生1 μg的NH3-N定义为一个酶活力单位[μg·(d·g)-1].酸性磷酸酶(S-ACP)活性的测定采用S-ACP活性测定试剂盒, 以每克土壤每小时水解PNPP产生1 nmol对硝基苯酚(PNP)为一个酶活单位[nmol·(h·g)-1]; 蔗糖酶活采用DNS比色法, 以每天每克土样中产生1 mg葡萄糖定义为一个酶活单位[mg·(d·g)-1]; 过氧化氢酶活采用紫外分光光度法测定, 以每天每克风干土样催化1 μmol H2O2降解定义为一个酶活力单位[μmol·(d·g)-1].为消除土壤中原有物质对试验结果造成的误差, 以上每种土样的酶活测定均需要设置无基质对照, 整个试验需做无土对照.为使试验结果精准可靠, 每种土样的酶活测定做平行对照.
土壤DNA提取和高通量测序：采用DNA分离试剂盒(MO BIO Laboratories, Carlsbad, CA, USA)提取土壤总DNA, DNA溶液的质量和浓度采用NanoDrop 2000(Thermo, USA)进行测定, 提取好的DNA样品稀释10倍后保存于-20℃.以提取的基因组DNA为模板, 选取引物序列515F(5′-GTG CCAGCMGCCGCGGTAA-3′)和907R(5′-CCGTCA ATTCMTTTRAGTTT-3′)对细菌16S rRNA基因的V4-V5区段进行扩增[22].
高通量测序分析委托生物科技有限公司(Health Time Gene, Shenzhen, China)采用Illumina Hiseq 2500平台进行分析.首先对文库进行质检, 质检合格后开始测序, 使用Fastp软件和Flash软件对测序结果进行质控和拼接, 根据序列两端的序列结构和引物序列得出有效序列, 校正序列方向.利用Usearch软件对所有有效序列进行聚类并剔除嵌合体, 默认以97%的一致性将序列聚类成为操作分类单元OTU.使用QIIME软件包挑选出各个OTUs的代表序列, 并将所有代表序列与数据库进行比对注释.在目水平上将相对丰度小于1%细菌类群和无法分类的细菌类群合并在Others.使用R软件(3.6.3)分析前35个目.
微生物共现网络构建与分析：根据不同分组土壤样本属级别的物种丰度信息, 进行数据过滤, 分组过滤后的属物种丰度信息分别进行属物种之间的Pearson相关系数计算, 选取P>0.6, P < 0.05的物种关系用于网络图构建.使用软件Gephi 0.9.2(https://gephi.org/)进行图形绘制及图形属性计算, 使用HITS算法的Hub值来表示网络图中点的大小, Hub值越大, 点越大, 表示节点越重要.
1.3.2 植物样品分析水稻样品中Cd含量采用HNO3-HClO4法消化, ICP-MS进行测定.
富集系数(BCF)和转移系数(TF)分别用以下公式计算:
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式中, C为Cd含量(mg·g-1), i和j分别为水稻的不同部位, 其中i位于j的上部(例如i为茎叶, j为根), Cs为土壤Cd含量(mg·g-1).
1.4 数据处理与分析所有数据分析均采用Excel 2010进行处理, 采用SPSS 18.0软件进行单因素(ANOVA)方差分析, Excel和Origin软件进行图表绘制.各组间显著性差异采用LSD进行分析, 以5%水平进行检验(P < 0.05).处理平均值表示为使用3个重复的平均值±平均值的标准误差.
2 结果与分析 2.1 生物炭配施氮肥对土壤Cd形态的影响如图 1所示, 对照组土壤不同形态Cd含量高低为：可交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态>有机物结合态>残渣态.单一氮肥处理土壤可交换态Cd含量变化不明显, 单一生物炭处理下降了17.5%, 降幅效果最显著, 二者联合处理可交换态Cd含量下降了6.2%~14.7%.相反地, 与对照相比, 所有处理均提高了碳酸盐结合态和铁锰氧化物态Cd含量, 提高幅度分别5.7%~63.2%和14%~84.3%, 单一生物炭和配施氮肥处理效果均显著于单一氮肥处理.有机物结合态Cd含量仅在单一高用量氮肥处理下降低了6.9%, 单一低、中用量氮肥处理下分别升高了10.7%和10.3%, 单一生物炭处理下升幅最显著, 达85.5%, 二者联合处理下也显著提高了36.5%~61%.残渣态Cd含量在单一生物炭和配施中用量的氮肥处理下变化不明显, 单一氮肥和低、高用量联合生物炭处理下残渣态Cd含量提高了14.9%~26.4%, 且二者联合比单一氮肥处理效果显著.以上这些结果表明, 生物炭配施氮肥处理下土壤中Cd形态由可交换态转化为活性低的残渣态效果最明显.
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不同小写字母表示不同处理之间具有显著差异(P<0.05) 图 1 生物炭配施氮肥对土壤Cd形态的影响 Fig. 1 Effect of biochar combined with nitrogen fertilizer on soil Cd fractions |
富集系数可以用来表征土壤-植物体系中重金属迁移的难易程度, 反映植物将重金属吸收转移到体内的能力大小[23].从图 2可以看出, 单一氮肥处理水稻体内Cd富集能力提高, 其富集系数随氮肥用量的增加随之上升, 升高了22%~33.5%, 而单一生物炭和配施氮肥处理水稻Cd富集能力均下降, 降低了12%~27.8%, 单一生物炭处理效果最显著.
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不同小写字母表示不同处理之间具有显著差异(P<0.05) 图 2 生物炭配施氮肥对水稻Cd富集和转运系数的影响 Fig. 2 Effect of biochar combined with nitrogen fertilizer on Cd bioconcentration and translocation factor of rice |
转移系数用来评价植物将重金属从地下向地上的运输和富集能力.转移系数越大, 则重金属从根系向地上部器官转运能力越强[23].水稻Cd从根部向茎叶转移能力在所有处理除BCN2和BCN3均下降, 降幅为12.5%~20.6%.单一氮肥处理提高了水稻Cd从茎叶向稻壳部位的转移能力, 升幅为24%~42.8%, 相反地, TF茎叶-稻壳系数在生物炭和配施氮肥处理下降低了15.4%~34.7%, 且在生物炭配施低用量氮肥处理下降幅最显著.水稻Cd从稻壳向稻米转移能力仅在生物炭配施高用量氮肥处理下降低了1.7%, 其他处理下升高了5.4%~24.3%, 且单一氮肥处理下TF稻壳-稻米系数提高幅度最大.整体而言, 生物炭配施氮肥处理可抑制Cd在水稻体内的富集和迁移转运能力.
2.3 生物炭配施氮肥对土壤酶活性的影响由图 3可以看出, 与对照相比, 土壤脲酶活性在单一中用量的氮肥处理下变化不明显, 低、高用量处理提高了脲酶活性, 分别升高了13.02%和11.48%, 单一生物炭和配施氮肥处理脲酶活性显著上升(P < 0.05), 升幅达55.96%~106.59%.酸性磷酸酶和蔗糖酶活性在单一高用量氮肥和生物炭配施氮肥处理下提高, 酶活性分别增加了6.49%~29.18%和2.34%~19.85%, 联合处理效果较单一N3处理更显著, 而单一低、中高用量的氮肥和生物炭处理酸性磷酸酶和蔗糖酶活性分别下降了0.73%~18.46%和8.46%~20.67%.过氧化氢酶活性在单一氮肥和生物炭配施中、高用量氮肥处理下均下降, 降低了20.57%~80.23%, 单一生物炭和配施低用量氮肥处理下过氧化氢酶活性增加, 分别上升了21.28%和24.11%.整体来看, 单一氮肥处理不同程度地抑制了土壤中脲酶、酸性磷酸酶、蔗糖酶和过氧化氢酶活性, 相反地, 生物炭配施氮肥处理表现出对这4种酶活性的促进作用.
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图 3 生物炭配施氮肥对土壤酶活性的影响 Fig. 3 Effect of biochar combined with nitrogen fertilizer on soil enzyme activity |
不同处理下细菌类群相对丰度如图 4所示, 在目水平上, 土壤中主要的12种优势菌群分别为: Acidobacteriales、Burkholderiales、Solibacterales、Desulfuromonadales、Rhodocyclales、Rhizobiales、Sphingomonadales、Xanthomonadales、Myxococcales、Opitutales、Pedosphaerales和Nitrospirales, 占土壤细菌群落总数的70%以上.其中, Acidobacteriales的相对丰度最高, 除单一高用量氮肥和生物炭配施低用量氮肥处理其相对丰度降低(9.3%和0.7%), 其他处理下Acidobacteriales相对丰度均增加, 且BCN2处理效果最显著(P < 0.05), 其相对丰度增加了35.2%.单一氮肥、生物炭和二者联合处理均提高了Solibacterales和Xanthomonadales的相对丰度, Desulfuromonadales、Rhodocyclales和Nitrospirales的相对丰度在单一生物炭和配施氮肥处理下增加, 单一氮肥处理下下降.单一氮肥和联合生物炭处理增加了Myxococcales和Pedosphaerales的相对丰度, Burkholderiales、Opitutales、Rhizobiales和Sphingomonadales的相对丰度与对照相比在所有处理下均有下降.
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图 4 生物炭配施氮肥对微生物群落结构的影响 Fig. 4 Effect of biochar combined with nitrogen fertilizer on microbial community structure |
图 5表明, 不同处理组间细菌共现网络的拓扑属性存在显著差异(P < 0.05).其中, N、BC和BCN处理组的共现频率(边/点为9.77、7.83和9.84)均高于CK(7.21), 表明N、BC和BCN处理下微生物共现网络的紧密度更高.此外, 相比于CK组, N、BC和BCN处理组的平均度均提高, 分别上升了35.51%、8.65%和36.48%.而聚类系数仅在BC处理组中提高了4.74%, N和BCN处理组的聚类系数降低了38.74%和36.63%.N、BC和BCN处理的共现网络的复杂性(密度)均提高, 增强了19.23%~51.92%, 而模块化程度均降低, 下降了6.37%~31.97%, 且均在BCN组中变化最显著.
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图 5 不同处理微生物的共现网络和网络拓扑结构属性 Fig. 5 Network visualization of microbial co-occurrence patterns and network topology properties along an elevation gradient of different treatments |
本研究发现, 生物炭配施氮肥可促进土壤中Cd由活性高的可交换态向活性低的残渣态转化.这主要是因为生物炭自身呈碱性, 配施氮肥能够中和氮肥引起pH值的降低, 由此来降低一些重金属可交换态的含量, 进而减轻有害元素对作物生长过程中的伤害[9].有研究表明, pH值是影响土壤Cd生物有效性的主要因素之一[24].当pH值较低时, 土壤中的颗粒主要以静电吸附为主, 由于H+质量分数的增加, 导致表面官能团被破坏, 使得与重金属离子所形成的络合物被解吸, 从而吸附态的重金属离子进入土壤溶液中[25].pH值越高, 重金属的溶解度越低, 其活性就越低[26].而氮肥一方面通过土壤硝化作用, 间接释放H+, 从而加速土壤酸化, 酸性条件会增加Cd的生物有效性和溶解度[15, 16], 另一方面, 铵态氮肥释放的NH4+与Cd离子竞争土壤吸附点位, 导致土壤溶液中Cd离子浓度的升高[27].生物炭还可以通过离子交换沉淀和阳离子金属吸引力削弱Cd的可利用性.生物炭的施用会增加土壤胶体表面的碱性官能团, 碱性基团的存在促使有效态Cd向残渣态转化, 使Cd钝化、活性降低[28, 29].残渣态重金属一般是由原生、次生硅酸盐、硫化物和其它一些稳定的次生矿物组成, 当土壤pH值提高, 有效硅含量增加, S2-与Cd2+反应生成CdS, 土壤重金属离子与硅酸根离子形成新的结构、性质稳定的硅酸盐沉淀从而增加残渣态比例[30].Ucchimaiya等[31]的研究同样表明, 生物炭的输入会引起土壤pH值的提高, 促进金属可交换态Cd向残渣态的转化.由此可见, 生物炭可以中和氮肥引起的硝化作用, 有效降低酸性土壤中Cd的有效性, 这与Zhao等[15]研究的结果相一致.
3.2 生物炭复配氮肥对水稻体内Cd富集和转运的影响本试验表明, 单一氮肥提高了水稻根部Cd的富集能力, Cd在水稻中的富集系数随氮肥的施用而增加, 升高了22%~33.5%.Yang等[32]的研究也发现氮肥增加了Cd在水稻体内的累积.有研究发现, 土壤中NH4+-N的增加促进了百慕草[Cynodon dactylon(L.)pers.]中Cd富集系数[33].氮肥引起Cd在水稻体内富集的原因可能有：一是N通过增加土壤中Cd的有效性来增加植物对Cd的吸收, Cd从根际土壤到植物根的吸收能力取决于CEC和Cd2+电化学潜力[34].N可以显著增加土壤中的CEC和Cd2+电化学势, 从而释放足够的Cd离子到植物的根部并进而在体内迁移转化; 二是N通过调节NO诱导的二价阳离子来增加Cd的吸收运输, 受N调节的阳离子金属转运跨膜蛋白在植物对Cd吸收和Cd在植物体内的迁移转化起着至关重要的作用[35].三是N通过调节细胞壁成分和结构促进植物对Cd的吸收和富集.N在生理上调节细胞壁分离、螯合能力和氧化抗性以调节Cd在植物体内的迁移转化.有研究发现在低Cd条件下, NH4+的供应改善了Cd从根细胞壁转移到细胞内并增加胞内Cd的果胶酸和蛋白质整合形式.而在较高的Cd水平下, NH4+会促进水稻根部Cd的积累[36].本研究结果表明单一生物炭和配施氮肥可以有效减少水稻中Cd的可利用性和迁移转化, 降低水稻根、茎叶和稻壳中Cd的富集系数和转移系数(图 2).Jing等[37]的研究同样发现生物炭可有效抑制水稻对Cd的吸收和富集.在重金属污染的土壤中, 生物炭可增加土壤pH值, 其可交换阳离子和表面官能团可沉淀Cd-P化合物, 有效地固定Cd[38]. 因此, 生物炭引起土壤pH值的提高解释了Cd对植物的毒性的降低.生物炭通过降低土壤中Cd的有效性抑制了植物对Cd的吸收[39].因此, 针对重金属Cd污染的土壤, 氮肥不应单独施用, 建议与生物炭联合应用.
3.3 生物炭配施氮肥对土壤生态环境质量的影响土壤酶活性作为土壤的有机成分, 参与土壤中物质和能量的转化, 影响着土壤的代谢.土壤酶对重金属较为敏感, 其活性大小对重金属污染程度具有良好的恢复及指示效应, 在土壤污染修复过程中扮演着重要的角色[20].影响土壤酶活性变化的因素比较复杂, 包括不同外源添加物质引起的土壤理化性质和微生物群落的改变、酶种类、重金属附存形态.本试验中, 单一氮肥、生物炭和二者联合应用土壤脲酶活性均有提高, 有研究表明土壤脲酶活性与土壤的微生物活性、有机物质、全氮和速效氮含量呈正相关[40].脲酶主要来源于植物的根系分泌物、动植物残体和微生物.氮肥激活土壤脲酶活性的原因可能是氮肥促进了作物代谢, 增加了根系分泌物, 加快了微生物的繁殖, 而根际微生物通过吸收土壤中的养分, 形成了近根缓效供应的养分库, 从而有利于土壤酶活性的提高.生物炭呈碱性, 施入土壤后可提高土壤pH值, 改善生存环境的同时也能够为其生长提供充足的养分, 从而促使微生物分泌更多的脲酶[41].土壤磷酸酶能催化土壤有机磷化合物矿化成无机磷, 其活性高低直接影响着土壤中有机磷的分解转化及其生物有效性, 与土壤碳、氮含量、有效磷含量和pH有一定的关系[42], 蔗糖酶对增加土壤中易溶性营养物质起着重要的作用, 与土壤中的有机质、氮、磷含量、微生物活动和土壤呼吸强度有关, 一般情况下, 土壤肥力越高, 蔗糖酶活性越强, 因此该酶也是评价土壤熟化程度和肥力水平的一个指标[43].本研究结果显示(图 3), 土壤酸性磷酸酶和蔗糖酶活性仅在单一高用量氮肥和生物炭配施氮肥处理下有所提高, 这可能主要与氮肥导致土壤pH的降低和生物炭引起的pH值的升高有关.徐冬梅[44]的试验同样发现, 土壤pH对酸性磷酸酶的直接影响力体现了生物催化剂对环境pH变化的敏感.过氧化氢酶是土壤中的氧化还原酶类, 与好氧微生物的代谢活性有关, 其活性可以表征土壤腐殖质化强度大小和有机质转化速度, 是土壤肥力的重要指标[45].本试验中其酶活性仅在单一氮肥处理下受到抑制, 单一生物炭和二者联合作用下促进了土壤过氧化氢酶活性.单一铵态氮肥的施加可提高土壤还原性, 降低氧化还原电位, 从而抑制了土壤过氧化氢酶活性[46].生物炭增加过氧化氢酶活性的原因可能有：一是其较大的比表面积有利于酶促反应的发生, 二是生物炭通过释放养分物质(N、P和K等营养元素)促进土壤微生物的生长繁殖, 进而增强了酶活性[47].生物炭也可以通过吸附固定土壤重金属Cd, 降低土壤中有效态Cd含量, 减弱重金属对土壤微生物的毒害作用, 从而提高土壤酶活性[48].本试验结果整体来看, 生物炭配施氮肥处理对土壤中酶活性起到了促进作用, 这可能与BCN处理降低了土壤中Cd的活性有关.此外, 由于多种环境因子对土壤酶都具有一定影响力, 酶活性变化较为复杂.除了本研究未考虑的因素外, 也反映农田土壤酶活性的多因素影响, 其中并不存在具绝对影响力的因子.
土壤微生物在养分转化、作物生产力和重金属修复等方面发挥着至关重要的作用[17].土壤微生物对重金属胁迫敏感, 常用于指示土壤环境质量的变化.由图 4可知, 与对照组相比, 单一氮肥处理下土壤主要细菌, 如Acidobacteriales、Burkholderiales、Rhizobiales、Sphingomonadales、Opitutale、Desulfuromonadales、Rhodocyclales和Nitrospirales的相对丰度均有下降, 这可能与单一氮肥引起的土壤有效态Cd含量增加有关, 提高了土壤Cd毒性风险, 有研究表明重金属污染可显著抑制土壤微生物的生长繁殖, 改变群落组成, 降低群落多样性[49], 蒲俊宇等[46]试验结果同样发现仅施氮肥抑制了土壤微生物的丰富度和多样性.本试验中, 单一生物炭和联合氮肥处理可增加土壤中大部分主要目细菌(除细菌Burkholderiales、Rhizobiales、Sphingomonadales和Opitutales).有研究表明, 生物炭对微生物群落组成的改变具有积极作用[50].一方面, 生物炭可以促进细菌与重金属之间的电子转移, 从而促进重金属的转化, 使重金属由活性较强的可交换态向活性低的残渣态转化, 进而降低重金属对土壤微生物的毒性, 另一方面, 由于其大的表面积和丰富的孔隙结构, 生物炭为土壤微生物提供了重要的栖息地[51].此外, 通过创建微生物群落的共现网络可以更好地了解土壤微生物群落及其对环境变化的反应[52]. 在共生网络中, 节点聚集在一个模块中表明相应的微生物占据相似的生态位和/或展示功能相互依赖[53].从图 5可以看出N、BC和BCN处理组中细菌OTU之间的关系均有增强并改善了细菌中可能的共生关系.单一生物炭处理均提高了微生物网络的平均度和聚类系数, 表明微生物网络复杂性有所加强[54].生物炭配施氮肥可以改善土壤理化性质, 进一步驱动微生物间的相互作用, 最终反馈于微生物网络结构[55].
总的来说, 生物炭配施氮肥积极地调控了受Cd污染的根际微生态环境, 增加了土壤微生物菌群丰富度, 促进了土壤酶活性, 从而改善土壤微生态环境.
4 结论(1) 生物炭配施氮肥可抑制Cd在水稻体内的累积和转运能力, 而单一氮肥提高了水稻根部Cd的富集能力, 因此, 建议氮肥联合生物炭修复治理Cd污染土壤.
(2) 生物炭配施氮肥可以提高土壤酶活性(脲酶、酸性磷酸酶、蔗糖酶、过氧化氢酶), 改善土壤细菌群落丰富度, 加强土壤细菌网络复杂性, 对维护土壤生态环境质量具有积极作用.
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