摘要
为探究外源添加物如何影响水稻根际微环境，进而对水稻Cd积累过程产生影响，采用生物炭（BC）和丛枝菌根真菌（arbuscular mycorrhiza fungi, AMF）作为非生物与生物制剂的代表，联合添加修饰水稻根际环境应对土壤Cd污染。结果表明：生物炭和AMF的添加均促使土壤有机质质量分数提高，且对土壤有效磷、速效钾质量分数以及土壤碳、氮固定具有积极的影响，同时缓解了Cd胁迫对土壤脲酶的活性抑制作用，使土壤DTPA-Cd占比从58.95%提高到64.42%；Cd胁迫影响了水稻根际土壤微生物群落的丰富度和多样性，而生物炭和AMF的添加促使土壤中变形菌门的丰度由29.7%恢复到33.1%；土壤Cd质量分数为1 mg/kg时，BC+AMF处理组较CK处理组Bacillus群落丰度提高88.5%；在5 mg/kg土壤Cd胁迫下，生物炭和AMF的联合施加使水稻根系Cd积累量占比由CK处理组的60.4%提高到联合处理组的77.1%，而籽实Cd积累量占比由4.4%降低到1.6%；生物炭和AMF的施加可通过提高水稻根际土壤的营养条件和微生物群落结构和功能，促进Cd在水稻根系的固定，减少了向地上部籽实的迁移。这一结果为联合生物和非生物因子对重金属污染土壤环境的改善提供了理论支持。
Abstract
This study aims to elucidate the effects of exogenous additives on the rhizospheric microenvironment of rice and their subsequent influence on Cd accumulation. Biochar (BC) and arbuscular mycorrhizal fungi (AMF) were utilized as representatives of abiotic and biotic agents, respectively, jointly added to modify the rice rhizosphere in response to soil Cd contamination. Results show that the incorporation of both biochar and AMF significantly enhanced the soil organic matter content, thereby exerting a positive impact on the levels of available phosphorus, available potassium, and soil carbon-nitrogen fixation. Furthermore, these additives mitigated the inhibitory effects of Cd stress on soil urease activity, resulting in an increase in the proportion of DTPA-extractable Cd from 58.95% to 64.42%. Cd stress significantly influenced the richness and diversity of the microbial community within the rice rhizosphere soil. The addition of biochar and AMF facilitated the recovery of the abundance of the proteobacteria phylum, increasing from 29.7% to 33.1%. At the 1 mg/kg soil Cd, the abundance of the Bacillus community in the BC+AMF treatment group increased by 88.5% compared to the CK treatment group. Under a stress condition of 5 mg/kg soil Cd, the synergistic application of biochar and AMF resulted in an increase in the proportion of Cd accumulation within the rice root system, rising from 60.4% in the CK group to 77.1% in the BC+AMF treatment group, concurrently reducing the proportion of Cd accumulation in the seeds from 4.4% to 1.6%. The addition of biochar and AMF improved the nutritional conditions and the structure and functionality of the microbial community in the rice rhizosphere soil, thereby facilitating the sequestration of Cd within the rice root system and diminishing its translocation to the aboveground seeds. These findings offer substantial theoretical support for the integrated application of biotic and abiotic factors in the remediation of heavy metal-contaminated soil environments.
Keywords
近年来，随着自然资源的大规模开发和工业化的快速发展，土壤重金属污染问题日益严重[1]。水稻作为全球重要的粮食作物，其安全种植对保障粮食安全至关重要[2]。由于重金属不可自然降解[3]，通过根际钝化作用固定重金属以降低经济作物经济器官的重金属积累量，是确保在中轻度Cd污染土壤条件下原位种植和作物安全生产的重要前提。菌根能够与植物根系建立有益的共生关系[4]，自Bradley等[5]首次发现石楠属菌根能降低宿主植物吸收过量Cu，菌根在重金属植物根际固定方面的研究便开始受到越来越多的关注。Chen等[6]发现，接种AMF后Zn污染土壤中重金属有效态降低，增强了土壤的重金属固定。普东伟等[7]发现，丛枝菌根真菌菌丝体表面的羟基、羧基等负离子与重金属阳离子结合，使大量重金属固定到根系部分。He等[8]发现，AMF可以把重金属固定在植物的根部或将其转变为其他形态，以减少植物的吸收转运，从而降低食用部位的重金属浓度。同时，生物炭因其强吸附固定性、营养性和环境友好的特点，在土壤污染修复领域得到广泛应用[9]。二者作为生物技术和非生物技术的典型代表，其技术联合有望成为一种新型植物根际重金属固定方法，但目前对于菌根等生物技术与生物炭等非生物因子在土壤重金属固定技术中的联合应用研究较少，二者联合对于土壤环境调控和植物重金属积累的影响尚不明确。
本文通过生物炭和丛枝菌根真菌（arbuscular mycorrhiza fungi，AMF）联合对水稻Cd积累以及Cd污染土壤环境的影响，判断AMF和生物炭对植物根际微环境的改造作用，确定菌剂接种和外源生物炭添加对根际环境的修饰功能及其对根际营养条件的潜在功能，探寻一种可在重金属原位固定基础上保障作物安全生产的新方法。
1 实验
1.1 实验材料
实验用土壤采自中国黑龙江省哈尔滨市郊区农田（45°45′N，126°40′E）。将土壤样品在121℃下高压蒸汽灭菌120 min以消除土壤中微生物。土壤样品的基本理化性质为：pH 5.88，有机质118.6 g/kg，速效磷36.54 mg/kg，速效钾143.67 mg/kg，总Cd 0.094 mg/kg。以水稻秸秆为原料，在600℃下热解120 min得到实验用生物炭。水稻（Oryza sativa L.）种子由黑龙江省农业科学院提供，为当地广泛种植的品种。摩西管柄囊霉（Funneliformis mosseae，BGC BJ01）由北京市农林科学院植物营养与资源研究所提供。
1.2 实验设计
将CdCl2·2.5H2O溶液加入土壤中，以制备一系列不同Cd质量分数的土壤样本（0、0.5、1、5 mg/kg）。将生长均匀的水稻幼苗移栽进行盆栽试验。实验共包括4个处理，处理方法如下。1）CK（对照组）：土壤2.5 kg，灭菌菌剂100 g；2）BC（接种生物炭）：土壤2.5 kg，灭菌菌剂100 g，125 g生物炭；3）AMF（接种AMF）：土壤2.5 kg， 100 g AMF菌剂；4）BC+AMF（接种生物炭和AMF）：土壤2.5 kg，100 g AMF菌剂，125 g生物炭。CK和BC组添加10 mL菌剂滤液（过10 μm筛），以保证各处理组细菌群落一致。每个处理3个平行。水稻幼苗种植于塑料盆中 （长43 cm，宽19 cm，高14 cm），每盆种植12株。
1.3 参数测定
1.3.1 土壤性质及酶活测定
1）土壤pH。取适量土壤样品，去除杂质和石块，将土壤样品平铺自然风干后粉碎过2 mm筛，取10 g土壤样品，加入25 mL去离子水，进行2 min快速搅拌后静置30 min以沉淀，将pH计的探头浸入上层清液，以测量其pH。
2）土壤有机质[10]。取风干过筛后土壤过100目（0.15 mm）筛，在外加热条件下，用重铬酸钾-硫酸溶液氧化有机物，硫酸亚铁溶液滴定测量土壤有机质质量分数。
3）土壤有效磷[10]。取风干过筛后土壤过20目（0.85 mm）筛，取2.5 g，并同50 mL 0.5 mol/L的NaHCO3溶液与一匙无磷活性炭混合，经过30 min震荡后，使用无磷滤纸进行过滤。随后采用钼锑抗比色法测定土壤中有效磷的质量分数。
4）土壤速效钾[10]。取风干过筛后土壤过1 mm筛，取5 g，将50 mL 1 mol/L的NH4OAc溶液与其混合，经过30 min的震荡处理后过滤，利用ICP-OES（inductively coupled plasma optical emission spectrometer）对过滤后溶液中的K质量分数进行测定。
5）土壤碳、氮元素质量分数。利用元素分析仪测量并计算土壤中碳、氮质量分数及比例。
6）土壤脲酶活性。采用试剂盒检测土壤中脲酶的活性。
7）土壤Cd质量分数测定[11]。将土壤样品风干后过100目（0.15 mm）筛，取适量样品置于锥形瓶中，加入HCl、HNO3和HClO4酸混合液置于电热板加热，待消解完成后，将消解液用1%的HNO3溶液定容至50 mL容量瓶中，过0.45 μm滤膜后，用ICP-OES测定Cd质量分数。
8）土壤DTPA-Cd质量分数测定[12]。称取10.0 g风干过筛后土壤样品，置于50 mL离心管中，加入20 mL DTPA提取液，在室温下以180 r/min振荡频率振荡2 h，将混合物进行离心分离，取上清液定容，用ICP-OES测定DTPA-Cd质量分数。
1.3.2 微生物群落分析
取水稻根际土壤样品，用液氮速冻后保存，完成16S rRNA高通量测序。计算样品稀释曲线、OTU数目、Ace、Chao1、Shannon、Simpson等Alpha多样性指数，并进行微生物群落分析。
1.3.3 水稻各器官Cd积累量测定
于水稻收获期，将水稻整株植物从土壤中取出，自来水冲洗水稻根部2 min，随后用去离子水冲洗3次。将水稻各器官在干燥箱中烘干至恒质量，随后将水稻根系、茎叶和籽实研磨成粉末。准确称量后置于锥形瓶内，加入 HNO3和HClO4酸混合液，置于电热板上消解，待消解完成后，将消解液用1%的HNO3溶液定容，过0.45 μm滤膜后，用ICP-OES测定Cd的质量分数，并计算积累量：
(1)
式中：ACd为水稻各器官Cd积累量，wCd为水稻各器官Cd质量分数，mD为水稻各器官干质量。
1.4 统计分析
数据采用SPSS 24.0进行统计分析。通过单因素方差分析确定在相同土壤Cd质量分数下，不同处理组（CK、BC、AMF和BC+AMF）之间是否存在显著性差异，其中，不同的小写字母表示在相同土壤Cd质量分数下不同处理组差异显著（P＜0.05），不同的大写字母表示各处理组在不同土壤Cd质量分数下差异显著（P＜0.05）。采用Pearson相关性分析土壤性质之间的相关性以及细菌群落和土壤因子之间的相关性。采用Origin 2021进行数据图的绘制。
2 结果与分析
2.1 生物炭和AMF对Cd污染土壤性质的影响
土壤pH如图1（a）所示，可以看出，土壤pH随着土壤Cd质量分数的增加而升高，这可能是Cd离子与土壤中的阳离子进行交换，替代了一些酸性离子导致的。5 mg/kg 土壤Cd质量分数时，生物炭的添加使土壤pH显著提高0.30（P＜0.05），而AMF的添加降低土壤pH。生物炭和AMF相互作用，生物炭提高了土壤pH，改善了土壤的酸性环境，有利于植物和菌根更好地生长，而植物和菌根的共生使根际微生物活动增强，进而促进植物分泌有机酸等酸性物质[13]，从而降低了土壤pH，生物炭对土壤环境的改善一定程度上提高了AMF对植物生长的促进作用。
土壤有机质质量分数如图1（b）所示，可以看出，土壤有机质质量分数随Cd质量分数升高而下降。而生物炭的添加能够显著提高土壤有机质质量分数，在5 mg/kg土壤Cd质量分数时，BC处理组土壤有机质质量分数较CK处理组提高31.60%。不同土壤Cd质量分数条件下，BC+AMF处理组土壤有机质质量分数均为最高，较CK处理组分别提高45.85%、46.72%、41.93%和47.44%。生物炭本身有机质质量分数较高，能为土壤补充有机质[14]，同时，AMF通过促进植物生长及自身代谢活动，影响了土壤有机质质量分数的增加[15]。土壤有机质也可以改善土壤性质及孔隙结构，对于土壤重金属污染的修复具有重要的意义[16]。
土壤有效磷质量分数如图1（c）所示，可以看出，土壤有效磷质量分数随着土壤Cd质量分数的升高而降低，最高下降7.73%。生物炭和AMF的添加显著提高了土壤有效磷质量分数。在5 mg/kg土壤Cd质量分数条件下，BC+AMF处理组土壤有效磷质量分数较CK处理组提高31.88%。土壤速效钾质量分数如图1（d）所示，Cd胁迫导致了土壤速效钾质量分数减少，5 mg/kg土壤Cd质量分数条件下，土壤速效钾质量分数较未添加Cd污染土壤降低了3.13%~5.36%，而BC、AMF和BC+AMF处理组土壤速效钾质量分数较CK处理组分别提高2.16%、5.00%和9.79%。
图1不同处理组土壤基本性质
Fig.1Basic properties of soil in different treatment groups
土壤碳、氮质量分数及比例如表1所示。可以看出，在5 mg/kg土壤Cd质量分数时，BC+AMF处理组碳质量分数较CK处理组提高5.13个百分点，AMF的添加显著增加土壤氮质量分数，而生物炭的添加显著提高了碳氮质量比。
生物炭和AMF对于Cd污染土壤有效磷和速效钾质量分数均有积极影响。生物炭释放出阳离子，与土壤中的磷酸根离子结合，形成可溶性的磷肥，同时吸附土壤中的速效钾，提高其稳定性，减少钾的流失。AMF可以通过调节土壤pH影响土壤中钾的溶解度和有效性。有研究表明，土壤中土壤pH的降低导致了土壤有效磷的增加[17]。AMF对于土壤中一些固氮微生物的促进作用也能增加土壤氮素质量分数[18]。生物炭和AMF在Cd污染土壤中的协同作用改善了土壤理化性质及通气性和透水性，促进土壤团粒结构的形成，进而促进植物根系吸收营养。
表1不同处理组土壤碳、氮元素质量分数及比例
Tab.1 Content mass percentage and proportion of soil carbon and nitrogen in different treatment groups
注：不同的小写字母表示在相同土壤Cd质量分数下不同处理组差异显著（P＜0.05）。
2.2 生物炭和AMF对Cd胁迫下土壤脲酶活性及Cd质量分数的影响
土壤脲酶活性如图2（a）所示。可以看出，土壤脲酶活性随土壤Cd质量分数升高而先小幅升高而后随之下降，这表明低Cd污染土壤胁迫对土壤脲酶活性有一定的促进作用。在5 mg/kg土壤Cd质量分数时，CK、BC、AMF和BC+AMF处理组土壤脲酶活性较未添加Cd时分别降低了18.11%、10.56%、4.29%和0.26%，表明生物炭和AMF的添加均能缓解Cd对土壤脲酶活性的抑制作用。
土壤脲酶活性作为土壤主要生化指标之一[19]，与土壤中微生物数量以及土壤理化性质密切相关[20]。而土壤Cd污染会直接影响土壤脲酶活性，因此，土壤脲酶活性可以作为反映土壤Cd污染程度的指标[21]。5 mg/kg土壤Cd质量分数对土壤脲酶活性的抑制，可能是因为Cd胁迫影响了植物根际微生物活动而抑制了土壤脲酶的合成[22]。生物炭与AMF 的联合效应进一步缓解了Cd对土壤脲酶的抑制，有利于植物更好地吸收土壤中的营养物质，从而降低土壤重金属对植物的Cd毒性。
植物对于土壤中Cd的吸收一方面与土壤中总Cd质量分数有关，另一方面受重金属的植物有效性影响。5 mg/kg土壤Cd质量分数下，土壤总Cd质量分数和DTPA-Cd质量分数如图2（b）所示。可以看出，生物炭和AMF的添加降低了土壤总Cd质量分数。生物炭的单独添加较CK处理组显著降低了土壤DTPA-Cd质量分数（8.49%），而AMF的单独施加以及其和生物炭的联用增加了土壤DTPA-Cd质量分数。CK、BC、AMF和BC+AMF处理组土壤DTPA-Cd占总Cd质量分数分别为58.95%、55.00%、64.84%和64.42%。这表明AMF的添加促进了土壤中难溶Cd向DTPA-Cd的转化，这可能会促进植物吸收Cd。
图2不同处理组土壤脲酶活性及Cd质量分数
Fig.2Soil urease activity and Cd content in different treatment groups
土壤脲酶活性和土壤基本理化性质的相关性分析如图3所示。可以看出，土壤脲酶活性和土壤有机质、有效磷和速效钾呈极显著正相关（P＜0.01），与土壤pH呈显著负相关（P＜0.05）。土壤pH的改变会影响脲酶的活性，进而影响土壤中氮素的转化和供应[23]。生物炭和AMF的施加提高了Cd污染土壤有机质、有效磷和速效钾质量分数。土壤碳质量分数及土壤碳氮质量比与土壤pH、有机质、有效磷和速效钾质量分数均显著相关，这表明土壤碳质量分数及比例可能是通过影响Cd污染条件下水稻根际土壤有机质、有效磷和速效钾等指标进而对水稻根际土壤脲酶活性产生影响。
图3土壤脲酶活性与土壤理化性质的相关性分析
Fig.3Correlation analysis between soil urease activity and soil physicochemical properties
2.3 生物炭和AMF对Cd污染土壤微生物群落多样性的影响
土壤样品OTU数如图4（a）所示。在CK处理组，未添加Cd污染土壤中的OTU数均高于添加Cd污染土壤。这表明土壤Cd污染在一定程度上减少了土壤OTU数目，影响了水稻根际微生物群落的多样性和丰度。Alpha多样性指数用以评估微生物群落的丰富度和多样性[24]。不同土壤Cd胁迫条件下，水稻根际土壤Alpha多样性指数如图4（b）~（e）所示，可以看出，在各个土壤Cd质量分数条件下，生物炭和AMF的单独和共同添加均能提高样品的ACE指数、Chao1指数和Shannon指数，且BC+AMF处理组最高，表明生物炭和AMF的联合效应增加了水稻根际土壤微生物群落的丰富度和多样性。而BC+AMF处理组的Simpson指数较CK处理组均有显著降低，表明增加了水稻根际土壤的微生物群落多样性。
Cd对土壤群落的多样性存在一定的毒性，降低了土壤微生物群落丰富度和多样性[25]。而生物炭和AMF的添加增加了土壤微生物群落的丰富度和多样性，表明二者可以减轻Cd胁迫对土壤微生物的毒害作用，之前的研究证实AMF接种减轻玉米根际微生物多样性受到伤害[26]。
图4不同处理组多样性指数及Venn图
Fig.4Diversity index and Venn diagram of different treatment groups
选用相似水平为97%的OTU样本，绘制CK、BC、AMF和BC+AMF4个不同处理组在Cd胁迫水平分别为0、1、5 mg/kg共12个土壤样本数据的Venn图，结果如图4（f）所示。可以看出，所有处理组共有699个OTU，不同土壤Cd质量分数条件下，BC+AMF处理组分别独有24、46和24个OTU，在所有处理组中均为最高，表明生物炭和AMF的添加对水稻根际土壤微生物群落的组成产生了影响。
2.4 生物炭和AMF对Cd污染土壤微生物组成的影响
不同处理组水稻根际土壤微生物群落组成Circos图如图5（a）所示，可以看出，变形菌门为所有处理组的优势菌。在5 mg/kg土壤Cd质量分数条件下，变形菌门丰度由CK组的29.7%提高到BC+AMF处理组的33.1%。变形菌门含有的很多固氮菌等对土壤生态系统中的碳、氮循环具有重要的作用[27]。 CK处理组变形菌门的相对丰度由未添加Cd处理的29.1%提高到1 mg/kg土壤Cd质量分数下的35.4%。Cd污染对水稻根际土壤中变形菌门的丰度有促进作用，重金属的胁迫作用增加了变形菌门的丰度[28]。在CK处理组，酸杆菌门丰度由未添加土壤Cd处理组的10.2%下降到5 mg/kg土壤Cd处理组的5.3%，酸杆菌门偏好酸性环境，而Cd添加增高了土壤pH，这可能是水稻根际土壤酸杆菌门丰度受Cd污染而降低的原因之一。
对不同处理组微生物群落进行Beta多样性分析，结果如图5（b）所示。PCoA分析结果表明，主成分1和主成分2解释度分别为40.18%和18.82%。BC、AMF和BC+AMF处理组与CK处理组微生物群落之间存在明显的分离，且BC+AMF处理组距离最远，而BC处理组和AMF处理组之间没有明显差异，表明BC和AMF的联合对土壤微生物群落具有显著的影响。
图5不同处理组根际土壤细菌群落组成Circos图及PCoA分析
Fig.5Circos map and PCoA analysis of composition of rhizosphere soil bacterial community in different treatment groups
水稻根际土壤微生物群落在属水平上的丰度百分比如图6所示。可以看出，土壤中丰度排名靠前的优势菌属为Bacillus、Ramlibacter、Conexibacter、Tumebacillus和Massilia。在CK处理组，土壤Cd质量分数为5 mg/kg时Bacillus群落丰度较未添加土壤Cd处理组提高96.3%。在重金属胁迫下，Bacillus菌属通过自身代谢作用产生的胞外分泌物与重金属的络合作用、螯合反应使土壤重金属形态发生变化，进而降低重金属对植物的生物毒性[29-30]。在未添加土壤Cd和土壤Cd质量分数为1 mg/kg时，BC+AMF处理组较CK处理组Bacillus群落丰度分别提高21.3%和88.5%。这表明生物炭和AMF的联合施加促进了Bacillus的繁殖，其对Cd污染土壤的修复及固定具有十分重要的意义。
不同土壤Cd质量分数胁迫条件下土壤多样性指数和优势菌门与土壤环境因子的相关性如图7（a）所示。可以看出，土壤有机质、有效磷、速效钾和土壤脲酶活性与ACE指数、Chao1指数、Shannon指数和酸杆菌门丰度呈正相关，而与Simpson指数呈负相关（P＜0.05）。这表明土壤理化性质的提高和脲酶活性的增强可以提高土壤微生物多样性，土壤微生物群落会随着土壤理化性质的改变而变化[31]，这种改变对土壤应对Cd胁迫具有重要的意义[32]。生物炭与AMF的施用促进了微生物群落结构的优化，保障了土壤微生物的活动以及发挥各自的功能。
为了更好地研究物种与土壤环境因子之间的关系，作水稻根际土壤优势菌门与土壤环境因子的RDA分析，如图7（b）所示。土壤因子共解释了群落物种变化的88.9%（RDA1为64.79%，RDA2为24.11%）。可以看出，土壤有机质、有效磷、速效钾和土壤脲酶有助于酸杆菌门的富集，变形菌门与土壤脲酶的相关性最强。土壤pH会影响微生物群落结构[33]，土壤碳、氮也会影响微生物群落组成[34]，而拟杆菌门与土壤pH和碳、氮质量分数呈明显负相关。生物炭和AMF的联合添加通过对土壤环境因子的影响，间接改变了水稻根际微生物群落的多样性和组成。
图6所有土壤样品在属分类水平上的分布
Fig.6The distribution of all soil samples at genus classification level
图7土壤性质与土壤微生物组成分析
Fig.7Analysis of soil properties and soil microbial composition
2.5 生物炭和AMF对Cd胁迫下水稻Cd积累的影响
水稻各器官Cd积累量如图8所示。从图8（a）可以看出，水稻根系Cd积累量随Cd质量分数的升高而增加，生物炭和AMF的添加提高了水稻根系Cd积累量。BC+AMF处理组较CK处理组水稻根系Cd积累量提高116.40%~121.40%。这可能是因为生物炭和AMF提高了土壤DTPA-Cd质量分数，促进了植物的吸收。从图8（b）可以看出，水稻茎叶Cd积累量随着土壤Cd质量分数的升高也呈现增加的趋势。但仅在0.5 mg/kg土壤Cd质量分数时，AMF和BC+AMF处理组水稻茎叶Cd积累量与CK处理组相比显著降低。对于水稻籽实，从图8（c）可以看出，Cd积累量随土壤Cd质量分数的升高而增加。在5 mg/kg土壤Cd质量分数时， BC、AMF和BC+AMF处理组水稻籽实Cd积累量较CK处理组分别降低27.63%、32.28%和37.61%。水稻籽实Cd积累量的减少表明，生物炭和AMF的施加对于水稻籽实Cd质量分数的降低，不只是因为二者对于水稻籽实产量增加而产生的稀释效应，生物炭和AMF的协同作用调节了水稻籽实的Cd富集，通过降低Cd向植物地上部的转运，减少了Cd从土壤向水稻籽实的积累。
5mg/kg土壤Cd质量分数下，水稻各器官Cd积累量百分比如图8（d）所示，可以看出，水稻根系Cd积累量明显高于茎叶积累量和籽实积累量。AMF对水稻根系Cd积累量的增加作用强于生物炭，CK、BC、AMF和BC+AMF处理组分别有60.4%、62.9%、68.9%和77.1%固定在水稻根系，生物炭和AMF联合施加的协同作用，放大了各自对于水稻根系Cd的固定作用，从而进一步减少了Cd在水稻籽实中的积累。BC+AMF处理组水稻籽实Cd积累量占比由CK处理组的4.4%降低到1.6%。籽实Cd积累量的减少表明二者调节了Cd在水稻各器官的分布。
为了更好地揭示不同Cd处理条件下各指标的差异性，作土壤Cd质量分数、生物炭和AMF的三因素方差分析（表2）。可以看出，生物炭和AMF的单独和联合添加对土壤有机质、有效磷、速效钾、根系Cd积累量和籽实Cd积累量均有显著影响（P＜0.05）。Cd、生物炭和AMF三者的交互作用对于土壤有机质和水稻根系籽实Cd积累具有显著影响，这表明生物炭和AMF的添加对于Cd污染土壤Cd在水稻根际固定和籽实积累具有一定的联合效应。
图8不同处理组水稻各器官Cd积累情况
Fig.8Cd accumulation in rice organs in different treatment groups
表2三因素方差分析F值与显著性
Tab.2 F-values and significance of tested parameters by three-way ANOVA
注:*P＜0.05，**P＜0.01，ns为不显著。
3 结论
1）生物炭的添加提高了土壤的pH，其与AMF的联合施加促进土壤有机质质量分数的提高，对于土壤有效磷、速效钾质量分数以及土壤碳、氮固定具有积极的影响，缓解了高Cd胁迫对土壤脲酶的活性抑制作用。
2）AMF的添加促进了土壤中难溶Cd向DTPA-Cd的转化，从而促进了植物根系吸收Cd。Cd胁迫降低了水稻根际土壤的丰度和多样性，而生物炭和AMF的添加减少了Cd胁迫对于土壤微生物群落组成的破坏，帮助恢复和增加了水稻根际土壤的丰富度和多样性，对Cd胁迫下保障水稻根际土壤微生物群落结构的稳定性具有重要的意义。
3）生物炭和AMF的联合作用使水稻根系Cd积累量增长显著，并抑制水稻根系Cd向水稻地上部的迁移，从而增强了Cd在水稻根系的固定，减少了Cd在水稻籽实富集。为联合非生物和生物因子改善重金属污染土壤环境及保障作物安全生产提供了技术支持。
