關(guān)鍵詞叢枝菌根真菌；重金屬；鎘污染；生物炭

中圖分類號 X53；X173 文獻標(biāo)識碼A 文章編號 1007-7731（2025）09-0051-08

DOI號 10.16377/j.cnki.issn1007-7731.2025.09.012

AbstractIn this study，local indigenous arbuscular mycorrhizal fungi （AMF）-Glomus consrictum wereselected. Under the stress of cadmium （Cd） at different concentrations （ 0 ， 5 ，and 1 0 m g / k g ）， to explore its effects on the physical and chemicalpropertiesofsoilandthefixationefectofCdinsoilinthree treatmentgroups： noadditionofbiochar，additionof biochar A （corn stalks），and adition of biochar B（corn cobs）.TheFTIR spectral analysis results showed that the functional groupscontainedinthetwo types of biochar were approximatelythe same.Theresultsof theco-treatmentof AMF and biochar showed that the addition of two biochars decreased soil total Cd by 2.9%- 2 5 . 1 % ，soilavailable Cd content by 4 . 8 % - 1 5 . 3 % ，and increased soil available potassium and soil available phosphorus content under different initial Cd concentrations. The soil and soil organic matter increased slightly，but the content of soil alkali-hydrolyzed difused nitrogen decreased.Comprehensivecomparison，under low Cdconcentration，corncob biochar hadamore significant efect on reducing soil total Cd and available cadmium，butunder medium and high Cd concentration，corn straw biochar had a more significant effect on reducing soil total Cd and available Cd.

Keywordsarbuscular mycorrhizal fungi; heavy metals; cadmium pollution; biochar

耕地是農(nóng)業(yè)最基本的生產(chǎn)資料，耕地安全是民生之本。在耕地污染中，以鎘（Cd）污染面積較大2危害較嚴(yán)重[3]。Cd元素能夠被植物吸收并在其體內(nèi)積累，該元素通過擾亂植物的水分平衡4、干擾離子穩(wěn)態(tài)和抑制酶活性等途徑抑制種子萌發(fā)7植物的發(fā)育及光合作用8-9，進而導(dǎo)致作物產(chǎn)量下降[1]。重金屬元素通過食物鏈可進人人體和動物體內(nèi)，干擾鈣、磷的正常吸收[1]，引起機體骨質(zhì)疏松、脆化等病理變化2]，并對肝、腎及肺等功能造成損害[13]。因此，提高農(nóng)作物對重金屬毒性的耐受性，改善耕地重金屬Cd的固化技術(shù)，已成為當(dāng)前亟須解決的關(guān)鍵科學(xué)問題。

大量研究表明，叢枝菌根真菌（Arbuscularmycorrhizalfungi，AMF）能夠促進根系吸收養(yǎng)分[14]、調(diào)控植物基因表達[15]及分泌重金屬螯合物[16等，對王壤中重金屬起到固化作用的同時，幫助植物建立重金屬耐受性[17]。AMF可以分泌有機酸[18或刺激根系分泌有機酸[9等物質(zhì)，改變土壤理化性質(zhì)。此外，AMF是一類能夠與多數(shù)陸生植物根系建立共生關(guān)系的有益菌[20]，其菌絲一端侵入植物根系，形成叢枝狀結(jié)構(gòu)，從而擴大與植物體的物質(zhì)交換面積；另一端延伸至土壤中，起到擴大根系營養(yǎng)吸收面積的作用。通過促進植物對營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，增加生物量，發(fā)揮生物稀釋作用[21，起到一定的解毒效果。AMF可以調(diào)控植物轉(zhuǎn)運蛋白[22]，抑制重金屬從植物地下部向地上部的遷移23]，同時誘導(dǎo)植物分泌抗氧化酶，以應(yīng)對重金屬進入植物體內(nèi)所引發(fā)的活性氧自由基（Reactive oxygen species，ROS）的產(chǎn)生。AMF分泌的聚磷酸鹽及酸根離子[可以螯合重金屬離子，影響其遷移，從而降低重金屬對植株的毒性效應(yīng)。

生物炭的施用能夠顯著改善土壤理化性質(zhì)，提高土壤養(yǎng)分水平，并具有鈍化重金屬的作用[24]，是一種綠色的重金屬鈍化劑。添加生物炭可增強土壤中磷的可用性，提高土壤有機質(zhì)含量[25]，增強土壤持水能力[26，為植物健康生長提供有利的土壤環(huán)境。生物炭還可以利用其巨大比表面積上的可交換離子及官能團[27]，通過靜電吸引、離子交換絡(luò)合及共沉淀等方式，降低土壤中重金屬的有效態(tài)含量，進而減少其向植物體內(nèi)的遷移。向重金屬污染土壤中添加生物炭，可導(dǎo)致土壤pH上升[28]，改變重金屬在土壤環(huán)境中的賦存形態(tài)，使其從活躍且易遷移的狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)椴灰走w移的狀態(tài)，從而降低被植物吸收的可能性，以保障植物健康。此外，生物炭在促進AMF在植物根際土壤環(huán)境中的定殖也展現(xiàn)出積極作用。生物炭巨大的表面積和豐富的孔隙度為AMF提供了適宜的生長空間及營養(yǎng)物質(zhì)，促進了其生長和繁殖，進而提高了其在根系的定殖能力[29]。生物炭的性能與其原材料有關(guān)，不同種類的生物炭與同種AMF的復(fù)配效果有待進一步驗證。本研究以3個濃度的Cd污染土壤為供試土壤，以縮球囊霉（Glomusconstrictum）為供試菌種，探究2種生物炭（玉米秸稈、玉米芯）與縮球囊霉菌對Cd的協(xié)同去除效果，為微生物一生物炭雙重修復(fù)重金屬污染土壤提供參考。

1材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采集自河北省某小麥種植區(qū) 0 ～ 2 0 c m 表層土壤。采集的土壤樣本混合均勻后，剔除其中的石塊及植物根系，自然風(fēng)干后過 2 m m 篩備用。

試驗所用生物炭購自河南立澤環(huán)?？萍加邢薰荆牧戏謩e為玉米秸稈（生物炭A和玉米芯（生物炭B）。生物炭pH測定方法參照GB/T12496.7—1999《木質(zhì)活性炭試驗方法 值的測定》，灰分測定方法參照GB/T17664—1999《木炭和木炭試驗方法》，總Cd及有效Cd含量參照《土壤農(nóng)化分析》（第三版）方法測定。生物炭基本性質(zhì)測定結(jié)果如表1所示。

供試叢枝菌根菌種為從供試土壤中提取出的土著菌種，經(jīng)鑒定，為縮球囊霉。

1.2試驗設(shè)計

盆栽試驗設(shè)置不外加Cd、外加 5 ， 1 0 m g/ k g 3 個Cd污染濃度；生物炭添加種類分別設(shè)置不添加生物炭、添加生物炭A、添加生物炭B3個處理，共計9個處理，每個處理設(shè)3組重復(fù)。每盆按 5 % （ w / w ） 比例接種AMF菌劑，播種15顆已消毒并催芽的小麥種子，并置于 溫室條件下進行培養(yǎng)。待出苗穩(wěn)定后間苗，每盆保留10株小麥苗。培養(yǎng)期間，每周澆水一次，以水溢滿花盆底托為宜，培養(yǎng)60d后收獲，將土壤及小麥植株分別進行冷凍干燥處理，備用。

1.3測定指標(biāo)及方法

1.3.1生物炭表面官能團測定 生物炭表面官能團采用傅里葉變換紅外光譜（Fouriertransforminfra-redspectroscopy，F(xiàn)TIR）儀進行測定。

1.3.2土壤理化性質(zhì)測定 土壤pH采用水（無 水）土（過 2 m m 篩的風(fēng)干土）比2：1振蕩 3 0 m i n 后離心，使用 計對上清液進行測定。有機質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)參照《土壤農(nóng)化分析》（第三版）中記錄的水合熱重鉻酸鉀氧化一比色法進行測定。堿解擴散氮、速效鉀、有效磷的測定均參照《土壤農(nóng)化分析》（第三版）中記載的方法進行測定。

土壤全Cd含量的測定根據(jù)HJ832—2017《土壤和沉積物金屬元素總量的消解微波消解法》方法進行測定。利用微波消解儀對土壤樣品進行消解，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）對消解液中Cd離子含量進行測定。土壤有效Cd含量的測定，稱取過0 . 8 5 m m 篩的干燥土壤樣品 1 2 . 5 g ，置于 5 0 m L 離心管中，加入 2 5 m L EDTA浸提劑 ，室溫下振蕩提取 2 h 后，過濾，待測。采用ICP-MS對提取液中Cd離子含量進行測定。

1.4數(shù)據(jù)統(tǒng)計

利用SPSS26軟件對數(shù)據(jù)進行單因素方差分析，并比較不同處理之間的顯著性；利用 軟件進行統(tǒng)計圖繪制。

2結(jié)果與分析

2.1生物炭FTIR光譜特征

生物炭表面豐富的官能團能與土壤中的重金屬發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，起到固化重金屬的作用。2種生物炭的FTIR光譜如圖1所示，2種生物炭所含的官能團大致相同，3853.56和 附近的吸收峰歸因于-OH伸縮振動， 附近的吸收峰源于碳水化合物中-0H伸縮振動，2922.11和

附近的吸收峰與碳水化合物或脂肪酸化合物中 反對稱伸縮振動相關(guān)， 附近的吸收峰源于 - C=0 伸縮振動， 附近的吸收峰與CO或N-H振動相關(guān)， 附近的吸收峰與含氧官能團-C-O-C伸縮振動有關(guān)， 附近的吸收峰源于芳香烴化合物中-C-H振動， 附近的吸收峰與醛類、芳香族或烯烴中-C-H或 - C= C 伸縮振動有關(guān)。

2.2AMF協(xié)同生物炭處理對土壤理化性質(zhì)的影響

2.2.1土壤pH 不同處理方式分別在外加0、5、1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤pH如圖2所示。無論添加生物炭A還是添加生物炭B相較于不添加生物炭的土壤pH均有不同程度的升高。其中，土壤pH高低依次為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭，且其在3個外加Cd濃度下的表現(xiàn)一致。在不外加Cd處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤pH分別為7.35和7.22，相較于不添加生物炭處理 分別提高了0.16和0.03。在外加 5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后， 分別為7.68和7.45，相較于不添加生物炭處理分別提高了0.37和0.14。在外加1 0 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后， Δ p H 分別為7.57和7.32，相較于不添加生物炭處理分別提高了0.29和0.04。

2.2.2土壤有機質(zhì) 不同處理方式分別在外加0 . 5 ， 1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤有機質(zhì)含量見圖3。添加生物炭A和生物炭B相較于不添加生物炭土壤中的有機質(zhì)含量均有不同程度的升高。在不外加Cd濃度和外加Cd濃度為 1 0 m g / k g 條件下，王壤有機質(zhì)含量均表現(xiàn)為添加生物炭 Bgt; 添加生物炭 Agt; 不添加生物炭;在外加Cd濃度為 5 m g / k g 條件下，土壤有機質(zhì)含量則表現(xiàn)為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭。相較于不添加生物炭，添加生物炭A的土壤有機質(zhì)含量在3種外加Cd濃度下分別增加了 0 . 1 0 3 % . 0 . 2 4 6 % 和 0 . 2 5 1 % ，添加生物炭B的土壤有機質(zhì)含量在3種外加Cd濃度下分別增加了0 . 1 5 7 % . 0 . 1 6 7 % 和 0 . 3 5 0 % 。

2.2.3土壤堿解擴散氮 不同處理方式在外加 濃度下的土壤堿解擴散氮含量見圖4。添加生物炭A和生物炭B相較于不添加生物炭土壤中堿解擴散氮的含量均有不同程度的下降。在不同處理條件下，堿解擴散氮的含量均表現(xiàn)為不添加生物炭 gt; 添加生物炭 Bgt; 添加生物炭A。在不外加Cd處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤堿解擴散氮含量分別為0.112和 0 . 1 1 9 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 2 0 % 和 1 5 % 。在外加 5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤堿解擴散氮含量分別為0.112和0 . 1 2 6 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 1 5 % 和 2 5 % 。在外加 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤堿解擴散氮含量分別為0.105和0 . 1 3 3 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 6 0 % 和 4 0 % 。

2.2.4土壤速效鉀 不同處理方式分別在外加 d濃度下的土壤速效鉀含量如圖5所示。在2種生物炭處理條件下土壤中速效鉀含量均高于不添加生物炭處理組。土壤速效鉀含量表現(xiàn)為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭，且在3個外加Cd濃度下表現(xiàn)一致。在不外加Cd處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤速效鉀含量分別為1397.5和 1 0 8 5 . 2 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別增加了 8 1 % 和 41 % 。在外加 5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤速效鉀含量分別為962.0和 8 4 3 . 1 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別增加了 123 % 和 9 5 % 。在外加 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤速效鉀含量分別為867.5和7 7 8 . 7 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別增加了8 0 % 和 6 2 % 。

2.2.5土壤有效磷 不同處理方式分別在外加0 . 5 ， 1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤有效磷含量見圖 相較于不添加生物炭處理，2種生物炭處理方式均能提高土壤中有效磷的含量。土壤有效磷含量由高到低依次為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭，且在3個外加Cd濃度下表現(xiàn)一致。試驗周期結(jié)束后，在添加外源Cd的條件下，添加生物炭A處理后土壤有效磷含量為 4 . 7 1 m g / k g ，添加生物炭B處理后土壤有效磷含量為 3 . 8 4 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別提高了 2 7 . 3 % 和 3 . 8 % 。在外加5 m g / k g Cd濃度條件下，添加生物炭A和生物炭B處理后土壤有效磷含量分別為3.57和 3 . 2 5 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別提高了 2 2 . 7 % 和 1 1 . 7 % 。在外加 1 0 m g / k g Cd濃度組中，添加生物炭A和生物炭B處理后土壤有效磷含量分別為4.07和3 . 7 8 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別提高了9 . 1 % 和 1 . 3 % 。

2.3AMF協(xié)同生物炭處理對土壤中Cd活性及Cd含量的影響

2.3.1 土壤總Cd 不同處理方式分別在外加0、5 ， 1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤總Cd含量見圖7。相較于不添加生物炭處理，2種生物炭處理方式均能降低土壤中總Cd含量。在不外加Cd處理下，土壤總Cd含量由低到高依次為添加生物炭 Blt; 添加生物炭 Alt; 不添加生物炭。添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤總Cd含量分別為2.73和 ，相較于不添加生物炭處理分別降低了1 0 . 6 % 和 3 2 . 3 % 。在外加5和 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，土壤總Cd含量由低到高依次為添加生物炭 Alt; 添加生物炭 Blt; 不添加生物炭。其中，在外加5 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤總Cd含量分別為7.13和7 . 6 6 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了9 . 6 % 和 2 . 9 % 。在外加 1 0 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤總Cd含量分別為4.85和 6 . 2 4 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 2 5 . 1 % 和 3 . 7 % 。

2.3.2土壤有效Cd 不同處理方式分別在外加 Cd濃度下的土壤有效Cd含量見圖8。相較于不添加生物炭處理，2種生物炭處理方式均能降低土壤中有效Cd含量。在不外加Cd處理下，土壤有效Cd含量由高到低依次為不添加生物炭 gt; 添加生物炭 Agt; 添加生物炭B。添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤有效Cd含量分別為0.86和 0 . 8 4 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 1 3 . 3 % 和 1 5 . 3 % 。在外加5和 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，土壤有效Cd含量由高到低依次為不添加生物炭 gt; 添加生物炭 Bgt; 添加生物炭A。其中，在外加5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤有效Cd含量分別為1.95和 ，相較于不添加生物炭處理分別降低了1 1 . 1 % 和 4 . 8 % 。在外加 1 0 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結(jié)束后，土壤有效Cd含量分別為2.86和 3 . 0 6 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 1 1 . 4 % 和 5 . 5 % 。

3結(jié)論與討論

生物炭中羥基（-OH）、羧基（-COOH）、羰基（ - C= O ）等含氧官能團可以通過離子交換、表面絡(luò)合固定重金屬，通過氧化還原反應(yīng)改變重金屬價態(tài)，降低重金屬毒性30；含氮官能團能夠與汞、鎘等重金屬離子形成強配位鍵[31，還可以與重金屬離子發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)從而降低重金屬有效性[32]；香碳結(jié)構(gòu)通過 π - π 相互作用或陽離子 - π 作用吸附帶正電的重金屬離子[33]。

向Cd污染土壤中添加生物炭的處理方式對土壤pH略有提高效果，這源于生物炭本身具有較高的 ，而土壤pH變化不明顯，原因是土壤本身具有酸堿緩沖效果[34]。此外，生物炭分解后會產(chǎn)生一些酸性物質(zhì)，也會在一定程度上降低土壤 。生物炭的加入可以激活土壤中蔗糖酶活性[3，蔗糖酶直接參與生物炭的代謝過程，提高土壤中的有機質(zhì)含量。同時，土壤中的有機質(zhì)可以被微生物代謝分解，兩者的共同作用使土壤中有機質(zhì)含量保持得較為穩(wěn)定。生物炭具有較高的碳氮含量，由于氮素的引人，增強了王壤中微生物的活性，加速了微生物對土攘中營養(yǎng)元素的利用[37]，從而降低了土壤堿解擴散氮的含量。生物炭表面官能團能夠與土壤中的 發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)[38]，形成穩(wěn)定的碳氮鍵，從而減少了土壤中可直接被利用的氮素含量。王化秋等39研究發(fā)現(xiàn)，土壤中AMF的豐度與速效鉀含量成正相關(guān)。根際AMF對解鉀細(xì)菌具有一定促生作用[40]，可以促進土壤礦物中的鉀向植物可利用形態(tài)轉(zhuǎn)換，從而增加土壤中速效鉀的含量。黃凱等41研究表明，施加生物炭可以使土壤中速效鉀含量升高，這與本試驗的研究結(jié)果一致。有效磷含量是土壤養(yǎng)分的重要指標(biāo)，添加生物炭能有效提高土壤有效磷含量，一方面是由于生物炭的添加引入了部分可溶性磷42；另一方面，經(jīng)過修復(fù)后的土壤理化性質(zhì)有所改善，減少了土壤養(yǎng)分流失，增加了土壤有效磷含量。

生物炭的加入增加了土壤養(yǎng)分含量，一方面促進了植物的生長[43]，增強了植物體對Cd的富集作用44；另一方面，促進了AMF的繁殖，增加土壤中的微生物數(shù)量[45]，加速了土壤和植物之間的物質(zhì)交換過程，促進了土壤中Cd向植物遷移的進度。AMF可以通過將Cd固定在菌絲中[4，達到降低土壤中有效Cd含量的效果，其還可以分泌或誘導(dǎo)植物根系分泌相關(guān)物質(zhì)（如細(xì)胞黏液、酸根離子等）螯合重金屬離子[47]，從而降低重金屬的有效性。袁金瑋等[48研究證明，蘋果酸和檸檬酸可以對重金屬元素起到螯合作用。生物炭的施入提高了土壤pH，降低了土壤中鎘元素的可遷移性；此外，生物炭表面含有大量的官能團，其通過絡(luò)合和共沉淀作用等對王壤中活躍的Cd離子起到固定作用，其多孔隙結(jié)構(gòu)為微生物生長繁殖提供了大量的空間，其表面的大量營養(yǎng)元素為微生物生長繁殖提供了豐富的營養(yǎng)物質(zhì)。AMF與生物炭的相互作用對土壤中重金屬元素起到了很好的固定作用。普東偉等4的研究表明，生物炭和AMF的聯(lián)合施用可以顯著降低土壤中Cd的可遷移性。

本試驗中，生物炭與AMF聯(lián)合施用后，土壤pH以及有機質(zhì)、速效鉀和有效磷含量均比只添加AMF的處理有所上升，而土壤堿解擴散氮含量較只添加AMF的處理有所降低?？傮w上，生物炭的加入較只添加AMF提高了土壤的健康程度，為后續(xù)植物生長提供了更多可利用的營養(yǎng)元素。土壤環(huán)境中Cd的遷移能力與土壤pH密切相關(guān)，當(dāng)土壤pH升高時，土壤中Cd的遷移能力降低。添加生物炭后，土壤pH有所升高，有助于降低土壤中有效Cd的含量。相較于只添加AMF，添加生物炭在不同Cd濃度下土壤總Cd及有效Cd含量均表現(xiàn)為降低趨勢，但2種生物炭在不同Cd濃度下表現(xiàn)出的效果不相同。在低Cd濃度下，生物炭B（玉米芯）對土壤總Cd及有效Cd含量的降低效果更為顯著，而在中高Cd濃度下表現(xiàn)為生物炭A（玉米秸稈）對土壤總Cd及有效Cd含量的降低效果更為顯著。本研究僅對添加生物炭后AMF對土壤Cd污染修復(fù)效果的影響進行了研究，后續(xù)可對生物炭的吸附機理、生物炭添加濃度等進行更深人的研究。

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（責(zé)任編輯：何艷）