Effects of Biochar and Microbial Fertilizer on Soil Cadmium Forms and Cotton Cadmium Uptake
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摘要:目的 为了明确生物炭和菌肥修复石灰性土壤镉（Cd）污染的效果，探寻适宜石灰性土壤重金属Cd修复技术。方法 采用盆栽的试验方法，研究施用3%的生物炭（B3）和1.5%的菌肥（M1.5）对不同外源Cd浓度（0、1、2、4 mg kg−1）石灰性土壤的pH值、Cd形态分布、酶活性以及棉花各器官Cd含量的影响。结果 结果表明，生物炭和菌肥均能显著提高土壤的pH，但随着培养时间的延续添加改良剂处理的土壤的pH值呈现出下降的趋势：生物炭和菌肥的施用均能降低土壤可交换态Cd比例，提高土壤残渣态Cd比例，与对照相比，生物炭和菌肥处理下可交换态Cd的含量分别下降了18.42% ~ 48.46%和15.21% ~ 50.19%。生物炭和菌肥的添加显著提高土壤酶活性，其中蔗糖酶、过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶的最大增幅分别为89.1%、140.1%、39.7%和38.1%，菌肥处理总体优于生物炭处理。生物炭和菌肥的施用降低了植株各器官Cd含量，其中生物炭处理各器官中Cd含量最大降幅为34.0%，菌肥处理下最大降幅为39.5%。相关性和主成分结果表明，可交换态Cd与土壤酶活性呈显著负相关（P < 0.05），与植株根、茎和叶Cd含量呈现出显著的正相关（P < 0.05）。结论 生物炭和菌肥作为土壤重金属钝化剂能够通过影响Cd的形态分布，从而缓解Cd对土壤酶活性的影响，降低棉花对Cd的吸收。总体来看，施加1.5%菌肥较3%生物炭在石灰性土壤Cd污染修复的效果更优。Abstract:Objective The paper aims to clarify the effect of biochar and microbial fertilizer on the remediation of cadmium (Cd) pollution and to explore the suitable remediation techniques in calcareous soil.Method The pot experiment was conducted to study the effects of 3% biochar (B3) and 1.5% microbial fertilizer ( M1.5 ) on pH value, Cd form distribution, enzyme activities and Cd contents in various organs of cotton in calcareous soil with different added Cd concentrations ( 0, 1, 2, 4 mg kg−1 ).Result The results showed that both biochar and microbial fertilizer could significantly increase soil pH, but with the extension of incubation time, the pH of soil treated with amendments showed a downward trend. The application of biochar and bacterial fertilizer could reduce the proportion of exchangeable Cd in soil and increase the proportion of residual Cd in soil. Compared with the control, the contents of exchangeable Cd in biochar and microbial fertilizer treatments decreased by 18.42% - 48.46% and 15.21% - 50.19%, respectively. The addition of biochar and microbial fertilizer significantly increased soil enzyme activities, and the maximum increase rates of sucrase, catalase, urease and alkaline phosphatase were 89.1%, 140.1%, 39.7% and 38.1%, respectively. The microbial fertilizer treatment was generally superior to biochar treatment. The applications of biochar and microbial fertilizer reduced the Cd content in each organ of the plant, in which the maximum reduction of Cd content in biochar treatment was 34.0%, and that of microbial fertilizer treatment was 39.5%. Correlation and principal component analysis showed that exchangeable Cd was significantly negatively correlated with soil enzyme activities ( P < 0.05 ), and positively correlated with Cd contents in roots, stems and leaves of plants (P < 0.05 ).Conclusion Biochar and microbial manure as soil heavy metal passivators can alleviate the effect of Cd on soil enzyme activities, reduce the absorption of Cd by cotton and affect the form distribution of Cd. Overall, 1.5% bacterial fertilizer is better than 3% biochar in remediation of Cd pollution in calcareous soil.
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Keywords:
- Biochar /
- Microbial fertilizer /
- Calcareoussoil /
- Cadmiumpollution /
- Cotton
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【研究意义】土壤是人类赖以生存的物质基础，土壤污染问题已然成为威胁全球生态环境突出问题。近年来，我国有关土壤污染的报道较多，其中镉（Cd）作为土壤的首要污染物受到人们广泛的关注[1]。Cd在植物体内的大量积累不仅会对作物造成危害，更会对人体健康造成影响。为了降低土壤重金属对生态环境的危害，众多基于物理、化学和生物方法的土壤修复技术被广泛应用于Cd污染修复中[2]。
【前人研究进展】生物炭因具备较大的比表面积、丰富的表面活性官能团和良好的络合吸附性能等优点[3]，能够有效的降低土壤Cd的有效性[4-5]，从而降低作物对于Cd的吸收，是一种常见的重金属钝化材料。菌肥通过接种功能菌来增强土壤肥力和和维持土壤质量，降低重金属毒害被广泛的应用于污染土壤的修复[6]，研究表明将芽孢杆菌接种到Cd污染土壤后，芽孢杆菌吸附Cd的量为62.0 ~ 159.5 mg g−1，有效的降低Cd的生物有效性[7]。土壤酶作为各种生物化学过程的主要参与者，相较于其他生化指标能够敏感地反映出土壤Cd有效性的变化[8]。Cd污染土壤上施用生物炭能够显著的提高土壤中脲酶和碱性磷酸酶的活性 [9]，同时微生物肥料的能够起到提高土壤酶活性的作用，研究发现微生物肥料施用后土壤脲酶的活性提高了29.01%[10]。同时，生物炭和菌肥的添加能够有效阻控植株体内Cd的富集与转运，降低Cd对作物的毒害。研究发现施用棉花秸秆生物炭后水稻籽粒中Cd的含量下降了76.7%[11]。施用菌肥后川芎Cd积累量最高下降了25.96%[12]。【本研究切入点】近年来随着新疆地区化肥和农药的大量施用造成了新疆棉田重金属呈现出累积的趋势，据不完全统计新疆地区已经有20%的土地存在不同程度重金属积累，棉田重金属污染逐渐成为新疆地区棉花生产的潜在风险[13]。综上所述，生物炭和菌肥作为土壤钝化剂在修复Cd污染土壤上得到了广泛的应用，已有研究多集中在我国南方酸性土壤[14-16]，针对新疆石灰性土壤重金属Cd的钝化研究较少。【拟解决的问题】因此，本研究以新疆连作棉田土壤为研究对象，通过外源添加Cd污染土壤，施加生物炭和菌肥2种不同类型的改良剂，探究施加改良剂对新疆石灰性Cd 污染土壤钝化修复效应及棉花各器官Cd 吸收特征的影响，以期为新疆绿洲棉田土壤Cd污染的修复治理提供理论依据和技术支撑。
1. 材料与方法
1.1 供试材料
供试土壤：试验选取的土壤为新疆石河子植棉区长期连作石灰性土壤（连作年限大于15年），土壤类型为灰漠土，呈碱性，碳酸钙含量6.59%。选取棉田0 ~ 20 cm的耕层土壤，自然风干，剔除其中的石砾、残膜等杂物，并过2 mm筛后备用。土样的基础理化性质见表1。
表 1 供试材料的基本理化性质Table 1. Basic physical and chemical properties of tested materialspH 全氮
Total N
（g kg−1）全磷
Total P
（g kg−1）全钾
Total K
（g kg−1）总碳
Total C
（g kg−1）总镉
Total Cd
（μg kg-1）羧基
Carboxyl
（mmol L−1）内酯基
Lactone
(mmol g−1)酚羟基
Phenolic hydroxyl
(mmol g−1)供试土壤 7.76 0.46 0.82 10.35 14.73 250.00 − − − 供试生物炭 9.50 0.89 2.54 8.62 246.83 2.00 0.20 0.25 0.21 供试菌肥 7.80 90.00 62.40 75.40 379.10 0.10 − − − 棉花秸秆生物炭（B3）：棉花秸秆自然风干后，去除杂质，高速粉后的棉花秸秆置于坩埚压实后于马弗炉中在450 ℃缺氧条件下连续热解6 h。冷却至室温后装入密封袋中备用。生物质的理化性质见表1。
菌肥（M1.5）：试验所用的菌肥采购于山东某公司，菌肥的功能菌主要为芽孢杆菌，有效活菌数 ≥ 200 亿g−1，杂菌率 < 0.4%，水分 < 10%。菌肥的基本性质见表1。
1.2 试验设计
盆栽试验共设置4种外源Cd添加浓度：0、1、2和4 mg kg−1，分别以H0、H1、H2和H4表示，改良剂添处理为：3%的生物炭（B3）和1.5%的菌肥（M1.5）以及未添加改良剂为对照（CK），共计12个处理，每个处理重复5次（表2）。采用CdCl2·2.5H2O（分析纯）配置不同浓度的Cd2 + 溶液，将配制好的溶液添加至土壤中，充分搅拌使土壤与溶液均匀混合分别得到0（H0）、1（H1）、2（H2）、4（H4） mg kg−1的外源Cd2 + 水平土壤。平衡6周后，分别称取12 kg土样（干质量），按照棉花秸秆生物质炭3%和菌肥1.5%的比例将改良剂分别与土壤混合均匀后，装入高度为40 cm，直径为25 cm 的陶瓷盆中。添加改良剂的土壤在室温下平衡7 d，使其稳定形成约38 cm高的均匀土层后播种棉花种子，每盆播种20 粒，于3片真叶时进行定苗，定苗为每盆4株。施肥按照当地大田棉花种植施用量进行换算，其中在播种前将磷、钾肥作为基肥一次性施入，氮肥全部随水追施（根据大田施肥量 N-P2O2-K2O 为 300-105-75 kg hm −2，计算得出盆栽施肥量）。定期浇水使土壤含水量保持在田间持水量的70%左右，其它栽培管理措施与正常生产保持一致。分别于播种后的第30、60、90和120 d，使用小型土钻采集0 ~ 20 cm表层土壤，同时采集植株样品。
表 2 不同处理下Cd污染水平以及改良剂的种类和施用量Table 2. Cadmium pollution level, types and dosage of amendments under different treatments处理
TreatmentCd浓度
Cd concentration
（mg kg−1）生物炭
Biochar
(%)菌肥
Microbial fertilizer
(%)H0CK 0 0 0 H0B3 0 3 0 H0M1.5 0 0 1.5 H1CK 1 0 0 H1B3 1 3 0 H1M1.5 1 0 1.5 H2CK 2 0 0 H2B3 2 3 0 H2M1.5 2 0 1.5 H4CK 4 0 0 H4B3 4 3 0 H4M1.5 4 0 1.5 1.3 样品分析与测定
1.3.1 土壤理化性质测定
采用pH计测定土壤pH值（水土比1∶5）[17]。
采用Tessier法[18]对土壤中Cd形态进行分步提取，分别为可交换态Cd（EX-Cd）、碳酸结合态Cd（CA-Cd）、铁锰氧化物结合态Cd（OM-Cd）、有机结合态Cd（OX-Cd）以及残渣态Cd（RE-Cd）。每种形态含量以所占质量分数表示，即由各形态含量与各形态含量之和的比值计算获得。
1.3.2 土壤酶活性测定
脲酶活性的测定采用靛酚蓝比色法进行测定，其结果用24 h后1 g土壤产生NH3-N的毫克数表示；蔗糖酶活性测定的采用3,5-二硝基水杨酸比色法，以24 h后1 g土壤中所含葡萄糖的毫克数表示[19]；碱性磷酸酶活性的测定采用磷酸苯二钠比色法，以1 g土壤培养24 h后释放的苯酚的毫克数表示；过氧化氢酶的测定采用0.1 mol L−1 KMnO4滴定 [20]。
1.3.3 植株Cd含量测定
准确称取烘干后的植株（根，茎，叶和蕾铃）0.5000 g，硝酸∶高氯酸（体积比2∶1）密封，微波消解样品，使用石墨原子吸收分光光度法测定棉花根、茎、叶和蕾铃中 Cd含量。
1.4 数据处理与分析
数据分析均选取3次重复求均值，采用Excel 2019和SPSS 26.0进行相关数据的计算及相关性分析，采用Duncan多重比较进行差异显著性分析（P < 0.05）。采用Origin 2018进行主成分分析（Principal component analysis，PCA）并制图。
2. 结果与分析
2.1 添加改良剂对土壤pH值的影响
土壤pH值是影响土壤中重金属有效性的重要因素[21]。由表3可知，与不添加改良剂（CK）对比，添加棉花秸秆生物炭（B3）和菌肥(M1.5)能够显著提高土壤的pH值（P < 0.05），但B3和M1.5处理对土壤pH的影响随着培养时间的延续呈现出减弱趋势。培养第30 d，在同一Cd水平下，B3处理较CK处理土壤pH提高了0.8 ~ 0.95个单位；M1.5处理较CK处理土壤pH提高了0.75 ~ 0.94个单位。培养周期结束时（120 d）， B3和M1.5处理土壤pH值较第30 d时，分别降低了0.45 ~ 0.70和0.41 ~ 0.72个单位，但仍显著高于CK处理。
表 3 改良剂施用对土壤pH的影响Table 3. Effects of amendment application on soil pH处理
Treatment培养时间（d）
Cultivation time30 d 60 d 90 d 120 d H0CK 7.60 ± 0.18 d 7.63 ± 0.06 d 7.61 ± 0.08 b 7.62 ± 0.04 d H0B3 8.44 ± 0.02 bc 8.45 ± 0.08 a 7.99 ± 0.06 a 7.89 ± 0.04 bc H0M1.5 8.42 ± 0.02 c 8.37 ± 0.05 a 7.94 ± 0.02 a 7.86 ± 0.04 c H1CK 7.63 ± 0.09 d 7.60 ± 0.10 d 7.63 ± 0.08 b 7.66 ± 0.10 d H1B3 8.58 ± 0.07 a 8.18 ± 0.14 b 8.01 ± 0.04 a 7.88 ± 0.08 bc H1M1.5 8.57 ± 0.01 ab 7.92 ± 0.12 c 7.95 ± 0.01 a 7.85 ± 0.11 c H2CK 7.65 ± 0.02 d 7.62 ± 0.08 d 7.64 ± 0.08 b 7.67 ± 0.04 d H2B3 8.45 ± 0.11 bc 8.02 ± 0.10 bc 7.99 ± 0.11 a 7.99 ± 0.03 ab H2M1.5 8.47 ± 0.01 abc 7.95 ± 0.12 c 7.98 ± 0.04 a 7.95 ± 0.02 abc H4CK 7.66 ± 0.03 d 7.65 ± 0.06 d 7.64 ± 0.11 b 7.69 ± 0.03 d H4B3 8.51 ± 0.03 abc 8.17 ± 0.14 b 7.99 ± 0.05 a 8.04 ± 0.08 a H4M1.5 8.40 ± 0.02 c 8.08 ± 0.13 bc 8.03 ± 0.08 a 7.99 ± 0.06 ab 注：不同的小写字母表示不同处理间的差异显著（P < 0.05）; **表示在0.01水平上差异极显著；*表示在0.05水平上差异显著；ns表示差异不显著，下同。 2.2 添加改良剂对Cd形态的影响
由图1可知，随着土壤外源添加Cd总量的增加，可交换态含量占总量的比例呈现出上升趋势，残渣态含量占总量的比例呈现出下降的趋势。在相同外源Cd水平下，与对照处理相比，添加生物炭（B3）和菌肥（M1.5）后土壤可交换态和碳酸结合态Cd比例呈降低趋势，并随着培养时间的推进，降低幅度增大；有机结合态和残渣态Cd的比例则呈现出升高趋势，其中第30、 60 和90 d时表现为有机结合态比例的上升，第120 d时表现为残渣态比例的上升。第90 d，较CK处理，B3和M1.5处理土壤可交换态Cd比例分别下降了18.42 ~ 26.98%和22.69 ~ 31.48%，碳酸结合态比例下降了3.48% ~ 42.0%和4.83% ~ 40.77%，有机结合态Cd比例上升了5.90% ~ 90.50%和5.56% ~ 104.63%；第120 d，较CK处理，B3和M1.5处理下土壤可交换态Cd比例下降了45.50% ~ 46.87%和45.07 ~ 51.19%，碳酸结合态比例下降了35.59% ~ 54.18%和44.48% ~ 55.59%，残渣态Cd比例下降了7.11% ~ 26.23%和7.65 ~ 23.53%。
2.3 添加改良剂和Cd对土壤酶活性的影响
土壤蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和过氧化氢酶活性的变化如图2所示，外源Cd的添加对土壤酶活性表现出显著的抑制作用（P < 0.05），其抑制效果与Cd的浓度成正比。在同一处理下，随着培养时间推进土壤脲酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶活性呈现出先增高后降低的趋势，土壤过氧化氢酶活性则表现出连续下降的趋势。未添加改良剂(CK)处理，第30 d时Cd对土壤脲酶和蔗糖酶的抑制作用最强，H4CK较H0CK处理土壤脲酶和过氧化氢酶活性下降了 24.58%和68.30%；土壤蔗糖酶和碱性磷酸酶活性第120d时受Cd的影响最大，H4CK较H0CK处理土壤脲酶和过氧化氢酶活性下降了 54.46%和32.89%。
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图 2 改良剂和Cd对土壤脲酶、蔗糖酶、碱性磷酸酶及过氧化氢酶活性的影响Figure 2. Effects of amendments and Cd on activities of soil urease, invertase, alkaline phosphatase and catalase同一外源Cd浓度下，生物炭（B3）和菌肥（M1.5）处理土壤酶活性均显著高于未添加改良剂（CK）处理（P < 0.05），且菌肥（M1.5）处理土壤中酶活性总体高于生物炭（B3）处理。H4水平下，生物炭和菌肥对土壤脲酶、蔗糖酶和过氧化氢酶的影响最显著，H4B3较H4CK土壤脲酶、蔗糖酶、碱性磷酸和过氧化氢酶的活性，分别提高了14.68% ~ 20.16%、9.20% ~ 55.72%和55.75% ~ 108.62%。H4M1.5较H0CK分别提高了16.20% ~ 39.66%、26.32% ~ 89.16%和59.78% ~ 140.11%。在30 d和 60 d，H0水平下B3和M1.5处理较CK处理碱性磷酸酶变化幅度较大，H0B3、H0M1.5较H0CK分别提高了15.17% ~ 22.25% 和11.18% ~ 21.14%，第90 d和120 d时，H4水平下最显著，H4B3、H4M1.5较H4CK分别提高了18.58 ~ 21.43%和19.38% ~ 38.08%。
2.4 添加改良剂对棉花Cd吸收的影响
由图3可知，随着土壤中Cd含量的增加，棉花各器官对Cd的吸收越多，并随生育进程推进Cd在植株体内呈现出富集的趋势。施用生物炭和菌肥对减少棉花器官中Cd的积累起到了显著的作用，在相同的Cd水平下，菌肥对棉花各器官Cd的降低效果优于生物炭的施用。其中H4水平下，较未添加改良剂处理（CK）生物炭处理（B3）下根、茎、叶和蕾铃Cd的吸收量分别减少了16.1% ~ 20.7 %、9.4 % ~ 21.8 %、4.5 % ~ 34.7 %和8.3 % ~ 31.3 %；菌肥处理（M1.5）下根、茎、叶和生殖器官中Cd的吸收分别减少了22.2% ~ 28.8%、12.0% ~ 21.8%、10.8% ~ 39.5% 和25.0% ~ 31.3%，在H1和H2呈现出相同的趋势。
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图 3 改良剂对棉花不同器官中Cd含量的影响Figure 3. Effect of modifiers on Cd contents in different organs of cotton2.5 全时期相关性分析和不同时期主成分分析
由图4可知，在全培养期内，土壤可交换态Cd与土壤中蔗糖酶、脲酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶的活性均呈现出极显著的负相关（P < 0.01），残渣态Cd与土壤酶活性之间存在极显著正相关（P < 0.01）；土壤pH值与土壤可交换态Cd之间呈现出负相关，与残渣态Cd之间呈现出正相关。棉花根、茎、叶Cd含量与土壤可交换态Cd呈现出显著正相关（P < 0.01），与残渣态Cd与之间均存在极显著负相关（P < 0.01），其相关性大小均呈现出根 > 叶 > 茎。植物体内各器官Cd含量与土壤pH之间存在显著的负相关（P < 0.01）。
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图 4 全培养期内各指标相关性分析Figure 4. Correlation analysis of each index in the whole cultivation period本研究在相关性分析的基础上，通过主成分分析（PCA）进一步探究了不同培养时期内土壤部分Cd形态（EX-Cd和RE-Cd）、土壤酶活性（ALP、URE、INV和CAT）、土壤pH、植株各器官Cd含量和各试验处理之间的关系。主成分分析的结果显示在4个不同的培养时间内，第一主成分方差贡献率占80.8% ~ 84.2%、第二主成分方差贡献率占9.0% ~ 11.3%，总方差解释率达到91.2% ~ 94.8%，其结果在最大程度上可以解释所有变量。由图5a可知，在第30 d，根据在PC1轴上的分布可以将测试指标分成两类，一是分布在PC1正轴上残渣态Cd、蔗糖酶、碱性磷酸酶、脲酶以及过氧化氢酶；二是分布在PC1负轴上可交换态Cd以及各器官的Cd含量。由图5a可知，培养的第30 d，在H0水平下H0CK、H0B3和H0M1.5与残渣态Cd、蔗糖酶、碱性磷酸酶、脲酶以及过氧化氢酶呈现出正相关，与可交换态Cd以及各器官的Cd含量呈现负相关，但H0B3和H0M1.5较H0CK与上述指标之间的相关性增强。在H1水平下，H1B3和H1M1.5处理与残渣态Cd、蔗糖酶、碱性磷酸酶、脲酶以及过氧化氢酶呈现正相关，与交换态Cd以及各器官的Cd含量呈现负相关，而H1CK处理与残渣态Cd、蔗糖酶、碱性磷酸酶、脲酶以及过氧化氢酶呈现负相关，与交换态Cd以及各器官的Cd含量呈现正相关。在H2水平下H2M1.5处理与残渣态Cd、蔗糖酶、碱性磷酸酶、脲酶以及过氧化氢酶呈现正相关，与交换态Cd以及各器官的Cd含量呈现负相关，而H1CK和H1B3处理与残渣态Cd、蔗糖酶、碱性磷酸酶、脲酶以及过氧化氢酶呈现负相关。在H4水平下，H4CK、H4B3和H4M1.5与残渣态Cd、蔗糖酶、碱性磷酸酶、脲酶以及过氧化氢酶呈现出负相关，与可交换态Cd以及各器官的Cd含量呈现正相关，但B和M较CK与上述指标之间的相关性减弱。在培养的第60 d（图5b）呈现出相同的规律，第90 d（图5c）和第120 d（图5d）除H2B3外其它规律相同。
3. 讨论
3.1 改良剂添加对土壤pH值和Cd形态的影响
土壤环境pH 的变化会影响重金属Cd在土壤中的赋存状态、迁移和毒害能力 [22]，本研究发现土壤pH值与土壤可交换态Cd之间呈负相关，而与残渣态之间呈正相关。施加土壤重金属改良剂能够通过提高土壤pH值，增强土壤对于可交换态Cd的络合、螯合和沉淀作用，从而降低Cd的有效性[23-24]。本研究表明生物炭施用后土壤pH值提高了0.22 ~ 0.95个单位，主要是因为生物炭高温裂解的过程中会在其表面形成了含有大量氢氧化物和碳酸盐等碱性物质的灰分，随着生物炭的施用灰分溶解到土壤溶液中进而引起土壤pH值的升高[25-26]。施用菌肥的施用能够提高土壤的pH值[27-28]，但也有研究表明施用菌肥后土壤pH值呈现下降的趋势[29]本研究中菌肥添加后土壤pH值上升了0.19 ~ 0.94个单位。其原因可能有以下2个方面：菌剂中许多微生物具有产生脲酶的能力，本研究发现随着菌剂的添加脲酶活性呈现出显著的升高（图2a），脲酶的产生可以将尿素水解成CO32− 和NH4 + ，释放出 NH3，从而导致pH值的升高[30]；研究发现菌肥中的微生物菌群对土壤中酸性离子的络合，导致土壤pH值也会的升高[31]。本研究发现菌肥对土壤pH的影响要低于生物炭的施用，这种性质的差异可能与2种改良物质理化性质的差异有关，同时改良剂的施用量也是一个重要的因素。一般认为，可交换态Cd随环境的变化较为敏感，有效性较高，易被作物吸收和利用，而残渣态Cd的生物毒性较低不易被作物吸收利用，能稳定并长期存在于土壤环境中[32]。本研究结果表明施加生物炭和菌肥对土壤中Cd可交换态和残渣态的影响最为显著，主要是因为生物炭具有较大的比表面积、丰富的表面活性官能团以及良好的络合吸附性能等特点，能够通过物理吸附和化学吸附作用固定土壤重金属[33]，改变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；此外，生物炭相较于菌肥含有丰富的羧基、内酯基和酚羟基等含氧官能团（表1），在吸附过程中Cd2 + 与表面含氧官能团结合，并以CdO和Cd(OH)2的形式沉淀和螯合在生物炭表面，从而降低Cd的生物有效性[4]；而菌肥添加后，微生物能够通过生物作用固定可交换态Cd[34]，同时菌肥的添加改善了土壤条件，促进土壤对 Cd2 + 的吸附[35]，降低Cd的生物有效性。
3.2 改良剂和Cd对土壤酶活性的影响
土壤酶活性的变化直观的表征了土壤环境的变化，在一定程度上可以反应土壤环境的健康状况[36]。研究表明，重金属Cd进入土壤环境后会对土壤中酶的活性产生影响，其中脲酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶对于土壤中Cd含量的变化反应较为敏感[37]。本试验发现外源Cd的添加显著的降低了土壤中脲酶、蔗糖酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶的活性，一方面可能是重金属与酶－底物复合物或蛋白质活性基团之间的分子反应，使酶蛋白质变性，导致酶活性降低[38]，另一方面Cd降低了土壤微生物的数量和活性，从而导致土壤酶活性的降低[39]。改良剂的添加能够提高土壤中酶的活性，研究发现施用适量的花生壳生物炭[40]以及接种菌剂[41]以后，能够提高土壤中酶的活性，降低Cd的毒害，这与本研究结果相同。不同的改良剂对于土壤酶活性的影响效果存在差异，本试验中，菌肥较生物炭提高土壤中酶活性的效果更好，随着培养时间的延长生物炭和菌肥的差异减小，但菌肥的施用总体上要优于生物炭，这是因为菌肥较生物炭自身含有较高的有效活菌数直接有效的提高土壤中微生物数量，土壤中的酶主要是由土壤微生物活动产生[42]，土壤中酶活性的变化在一定程度上可以反映出土壤微生物数量与活性的变化情况。
3.3 改良剂添加对棉花Cd吸收和积累的影响
研究发现植株体内重金属的积累量与重金属生物有效性显著相关[43]，棉花对重金属Cd有较强的吸收、转运和富集能力[44]，棉花体内的Cd含量在一定程度上反映出土壤中Cd的生物有效性。本研究发现随着外源Cd浓度的增加植株各器官Cd含量均呈现显著的提高[45]，根、茎、叶中Cd含量与土壤可交换态之间存在显著的正相关，这是因为外源Cd主要以Cd2 + 的形式存在，Cd2 + 进入土壤，改变土壤中Cd的形态分布，提高可交换态Cd的比例，从而提高Cd生物有效性[46]；同时本研究发现Cd在棉花根系中的含量高于其他器官，蕾铃中含量最低，这与闵涛等人的研究结果一致[47]。施用生物炭和菌肥均能有效的降低植株各器官中Cd的含量，且菌肥的效果要优于生物炭，一方面是因为生物炭和菌肥的施用促进了土壤中Cd由生物有效性高的可交换态向生物难利用的残渣态转化（图1），减少了植株对于Cd的吸收[48]，另一方面生物炭和菌肥的施用，改善了土壤环境，促进作物的生长，提高作物的生物量，进而降低了植株各器官中Cd的相对质量分数[49]。研究表明随着土壤外源Cd浓度的增加，棉花单株铃数、籽棉和皮棉产量呈现先增加后降低的趋势，高浓度Cd显著降低了棉花产量[50-51]，棉花纤维长度、断裂比强度、马克隆值等品质指标也表现为低浓度促进和高浓度的抑制作用，但处理间差异并不显著[44]，对于施加土壤改良物质对棉花纤维和籽粒Cd积累的影响及作用机理还需要进一步研究。
4. 结论
（1）生物炭和菌肥的添加可显著提高土壤的pH值，但随着时间的延续对pH值的影响有降低的趋势。
（2）外源Cd显著抑制了土壤脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶和碱性磷酸酶的活性，并随Cd浓度的增加，抑制作用增强。生物炭和菌肥的添加有效的降低Cd对于土壤酶活性的影响，菌肥的作用效果要优于生物炭。
（3）相关性和主成分结果分析的表明，棉花植物根、茎、叶中Cd含量与可交换态Cd之间存在显著的正相关（P < 0.05），外源Cd的添加导致土壤中可交换态Cd的增加，从而导致Cd在植株体内呈现出富集的趋势，其中根系吸收量最大。添加生物炭和菌肥后土壤Cd形态由活性高的可交换态向稳定的残渣态转变，抑制了棉花不同部位对于Cd的吸收。
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图 2 改良剂和Cd对土壤脲酶、蔗糖酶、碱性磷酸酶及过氧化氢酶活性的影响
Figure 2. Effects of amendments and Cd on activities of soil urease, invertase, alkaline phosphatase and catalase
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图 3 改良剂对棉花不同器官中Cd含量的影响
Figure 3. Effect of modifiers on Cd contents in different organs of cotton
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图 4 全培养期内各指标相关性分析
Figure 4. Correlation analysis of each index in the whole cultivation period
表 1 供试材料的基本理化性质
Table 1 Basic physical and chemical properties of tested materials
pH 全氮
Total N
（g kg−1）全磷
Total P
（g kg−1）全钾
Total K
（g kg−1）总碳
Total C
（g kg−1）总镉
Total Cd
（μg kg-1）羧基
Carboxyl
（mmol L−1）内酯基
Lactone
(mmol g−1)酚羟基
Phenolic hydroxyl
(mmol g−1)供试土壤 7.76 0.46 0.82 10.35 14.73 250.00 − − − 供试生物炭 9.50 0.89 2.54 8.62 246.83 2.00 0.20 0.25 0.21 供试菌肥 7.80 90.00 62.40 75.40 379.10 0.10 − − − 
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表 2 不同处理下Cd污染水平以及改良剂的种类和施用量
Table 2 Cadmium pollution level, types and dosage of amendments under different treatments
处理
TreatmentCd浓度
Cd concentration
（mg kg−1）生物炭
Biochar
(%)菌肥
Microbial fertilizer
(%)H0CK 0 0 0 H0B3 0 3 0 H0M1.5 0 0 1.5 H1CK 1 0 0 H1B3 1 3 0 H1M1.5 1 0 1.5 H2CK 2 0 0 H2B3 2 3 0 H2M1.5 2 0 1.5 H4CK 4 0 0 H4B3 4 3 0 H4M1.5 4 0 1.5
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表 3 改良剂施用对土壤pH的影响
Table 3 Effects of amendment application on soil pH
处理
Treatment培养时间（d）
Cultivation time30 d 60 d 90 d 120 d H0CK 7.60 ± 0.18 d 7.63 ± 0.06 d 7.61 ± 0.08 b 7.62 ± 0.04 d H0B3 8.44 ± 0.02 bc 8.45 ± 0.08 a 7.99 ± 0.06 a 7.89 ± 0.04 bc H0M1.5 8.42 ± 0.02 c 8.37 ± 0.05 a 7.94 ± 0.02 a 7.86 ± 0.04 c H1CK 7.63 ± 0.09 d 7.60 ± 0.10 d 7.63 ± 0.08 b 7.66 ± 0.10 d H1B3 8.58 ± 0.07 a 8.18 ± 0.14 b 8.01 ± 0.04 a 7.88 ± 0.08 bc H1M1.5 8.57 ± 0.01 ab 7.92 ± 0.12 c 7.95 ± 0.01 a 7.85 ± 0.11 c H2CK 7.65 ± 0.02 d 7.62 ± 0.08 d 7.64 ± 0.08 b 7.67 ± 0.04 d H2B3 8.45 ± 0.11 bc 8.02 ± 0.10 bc 7.99 ± 0.11 a 7.99 ± 0.03 ab H2M1.5 8.47 ± 0.01 abc 7.95 ± 0.12 c 7.98 ± 0.04 a 7.95 ± 0.02 abc H4CK 7.66 ± 0.03 d 7.65 ± 0.06 d 7.64 ± 0.11 b 7.69 ± 0.03 d H4B3 8.51 ± 0.03 abc 8.17 ± 0.14 b 7.99 ± 0.05 a 8.04 ± 0.08 a H4M1.5 8.40 ± 0.02 c 8.08 ± 0.13 bc 8.03 ± 0.08 a 7.99 ± 0.06 ab 注：不同的小写字母表示不同处理间的差异显著（P < 0.05）; **表示在0.01水平上差异极显著；*表示在0.05水平上差异显著；ns表示差异不显著，下同。
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