耕地是农业最基本的生产资料，耕地安全是民生之本[1]。在耕地污染中，以镉（Cd）污染面积较大[2]、危害较严重[3]。Cd元素能够被植物吸收并在其体内积累，该元素通过扰乱植物的水分平衡[4]、干扰离子稳态[5]和抑制酶活性[6]等途径抑制种子萌发[7]、植物的发育及光合作用[8-9]，进而导致作物产量下降[10]。重金属元素通过食物链可进入人体和动物体内，干扰钙、磷的正常吸收[11]，引起机体骨质疏松、脆化等病理变化[12]，并对肝、肾及肺等功能造成损害[13]。因此，提高农作物对重金属毒性的耐受性，改善耕地重金属Cd的固化技术，已成为当前亟须解决的关键科学问题。
大量研究表明，丛枝菌根真菌（Arbuscular mycorrhizal fungi，AMF）能够促进根系吸收养分[14]、调控植物基因表达[15]及分泌重金属螯合物[16]等，对土壤中重金属起到固化作用的同时，帮助植物建立重金属耐受性[17]。AMF可以分泌有机酸[18]或刺激根系分泌有机酸[19]等物质，改变土壤理化性质。此外，AMF是一类能够与多数陆生植物根系建立共生关系的有益菌[20]，其菌丝一端侵入植物根系，形成丛枝状结构，从而扩大与植物体的物质交换面积；另一端延伸至土壤中，起到扩大根系营养吸收面积的作用。通过促进植物对营养物质的吸收，增加生物量，发挥生物稀释作用[21]，起到一定的解毒效果。AMF可以调控植物转运蛋白[22]，抑制重金属从植物地下部向地上部的迁移[23]，同时诱导植物分泌抗氧化酶，以应对重金属进入植物体内所引发的活性氧自由基（Reactive oxygen species，ROS）的产生。AMF分泌的聚磷酸盐及酸根离子[16]可以螯合重金属离子，影响其迁移，从而降低重金属对植株的毒性效应。
生物炭的施用能够显著改善土壤理化性质，提高土壤养分水平，并具有钝化重金属的作用[24]，是一种绿色的重金属钝化剂。添加生物炭可增强土壤中磷的可用性，提高土壤有机质含量[25]，增强土壤持水能力[26]，为植物健康生长提供有利的土壤环境。生物炭还可以利用其巨大比表面积上的可交换离子及官能团[27]，通过静电吸引、离子交换络合及共沉淀等方式，降低土壤中重金属的有效态含量，进而减少其向植物体内的迁移。向重金属污染土壤中添加生物炭，可导致土壤pH上升[28]，改变重金属在土壤环境中的赋存形态，使其从活跃且易迁移的状态转变为不易迁移的状态，从而降低被植物吸收的可能性，以保障植物健康。此外，生物炭在促进AMF在植物根际土壤环境中的定殖也展现出积极作用。生物炭巨大的表面积和丰富的孔隙度为 AMF提供了适宜的生长空间及营养物质，促进了其生长和繁殖，进而提高了其在根系的定殖能力[29]。生物炭的性能与其原材料有关，不同种类的生物炭与同种AMF的复配效果有待进一步验证。本研究以3个浓度的Cd污染土壤为供试土壤，以缩球囊霉（Glomus constrictum）为供试菌种，探究2种生物炭（玉米秸秆、玉米芯）与缩球囊霉菌对Cd的协同去除效果，为微生物—生物炭双重修复重金属污染土壤提供参考。
1 材料与方法
1.1 供试材料
供试土壤采集自河北省某小麦种植区0~20 cm表层土壤。采集的土壤样本混合均匀后，剔除其中的石块及植物根系，自然风干后过2 mm筛备用。
试验所用生物炭购自河南立泽环保科技有限公司，原材料分别为玉米秸秆（生物炭A）和玉米芯（生物炭B）。生物炭pH测定方法参照GB/T 12496.7—1999《木质活性炭试验方法pH值的测定》，灰分测定方法参照 GB/T 17664—1999《木炭和木炭试验方法》，总Cd及有效Cd含量参照《土壤农化分析》（第三版）方法测定。生物炭基本性质测定结果如表1所示。
表1 生物炭基本性质 |
| 指标 | 玉米秸秆生物炭 （生物炭A） | 玉米芯生物炭 （生物炭B） |
|---|---|---|
| pH | 9.46 | 8.20 |
| 灰分/% | 7.23 | 6.70 |
| 有机碳/（g/kg） | 422 | 450 |
| 总Cd/（mg/kg） | 0.03 | 0.05 |
| 有效Cd/（mg/kg） | 低于检出限 | 低于检出限 |
供试丛枝菌根菌种为从供试土壤中提取出的土著菌种，经鉴定，为缩球囊霉。
1.2 试验设计
盆栽试验设置不外加Cd、外加5、10 mg/kg 3个Cd污染浓度；生物炭添加种类分别设置不添加生物炭、添加生物炭A、添加生物炭B 3个处理，共计9个处理，每个处理设3组重复。每盆按5%（w/w）比例接种AMF菌剂，播种15颗已消毒并催芽的小麦种子，并置于26 ℃温室条件下进行培养。待出苗稳定后间苗，每盆保留10株小麦苗。培养期间，每周浇水一次，以水溢满花盆底托为宜，培养60 d后收获，将土壤及小麦植株分别进行冷冻干燥处理，备用。
1.3 测定指标及方法
1.3.1 生物炭表面官能团测定
生物炭表面官能团采用傅里叶变换红外光谱（Fourier transform infrared spectroscopy，FTIR）仪进行测定。
1.3.2 土壤理化性质测定
土壤pH采用水（无CO2水）土（过2 mm筛的风干土）比2∶1振荡30 min后离心，使用pH计对上清液进行测定。有机质质量分数参照《土壤农化分析》（第三版）中记录的水合热重铬酸钾氧化—比色法进行测定。碱解扩散氮、速效钾、有效磷的测定均参照《土壤农化分析》（第三版）中记载的方法进行测定。
土壤全Cd含量的测定根据HJ 832—2017《土壤和沉积物 金属元素总量的消解 微波消解法》方法进行测定。利用微波消解仪对土壤样品进行消解，采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）对消解液中Cd离子含量进行测定。土壤有效Cd含量的测定，称取过0.85 mm筛的干燥土壤样品12.5 g，置于50 mL离心管中，加入25 mL EDTA浸提剂（0.05 mol/L，pH 7.0），室温下振荡提取2 h后，过滤，待测。采用ICP-MS对提取液中Cd离子含量进行测定。
1.4 数据统计
利用SPSS 26软件对数据进行单因素方差分析，并比较不同处理之间的显著性；利用Origin 2021软件进行统计图绘制。
2 结果与分析
2.1 生物炭FTIR光谱特征
生物炭表面丰富的官能团能与土壤中的重金属发生络合反应，起到固化重金属的作用。2种生物炭的FTIR光谱如图1所示，2种生物炭所含的官能团大致相同，3 853.56和3 734.48 cm-1附近的吸收峰归因于-OH伸缩振动，3 413.83 cm-1附近的吸收峰源于碳水化合物中-OH伸缩振动，2 922.11和2 853.17 cm-1附近的吸收峰与碳水化合物或脂肪酸化合物中-CH2反对称伸缩振动相关，2 359.96 cm-1附近的吸收峰源于-C=O伸缩振动，1 616.54 cm-1附近的吸收峰与CO或N-H振动相关，1 120.92 cm-1附近的吸收峰与含氧官能团-C-O-C伸缩振动有关，875.04 cm-1附近的吸收峰源于芳香烃化合物中-C-H振动，668.70 cm-1附近的吸收峰与醛类、芳香族或烯烃中-C-H或-C=C伸缩振动有关。
2.2 AMF协同生物炭处理对土壤理化性质的影响
2.2.1 土壤pH
不同处理方式分别在外加0、5、10 mg/kg Cd浓度下的土壤pH如图2所示。无论添加生物炭A还是添加生物炭B相较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高低依次为添加生物炭A>添加生物炭B>不添加生物炭，且其在3个外加Cd浓度下的表现一致。在不外加Cd处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤pH分别为7.35和7.22，相较于不添加生物炭处理pH分别提高了0.16和0.03。在外加5 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，pH分别为7.68和7.45，相较于不添加生物炭处理分别提高了0.37和0.14。在外加10 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B 处理在试验周期结束后，pH分别为7.57和7.32，相较于不添加生物炭处理分别提高了0.29和0.04。
2.2.2 土壤有机质
不同处理方式分别在外加0、5、10 mg/kg Cd浓度下的土壤有机质含量见图3。添加生物炭A和生物炭B相较于不添加生物炭土壤中的有机质含量均有不同程度的升高。在不外加Cd浓度和外加Cd浓度为10 mg/kg条件下，土壤有机质含量均表现为添加生物炭B>添加生物炭A>不添加生物炭；在外加Cd浓度为5 mg/kg条件下，土壤有机质含量则表现为添加生物炭A>添加生物炭B>不添加生物炭。相较于不添加生物炭，添加生物炭A的土壤有机质含量在3种外加Cd浓度下分别增加了0.103%、0.246%和0.251%，添加生物炭B的土壤有机质含量在3种外加Cd浓度下分别增加了0.157%、0.167%和0.350%。
2.2.3 土壤碱解扩散氮
不同处理方式在外加0、5、10 mg/kg Cd浓度下的土壤碱解扩散氮含量见图4。添加生物炭A和生物炭B相较于不添加生物炭土壤中碱解扩散氮的含量均有不同程度的下降。在不同处理条件下，碱解扩散氮的含量均表现为不添加生物炭>添加生物炭B>添加生物炭A。在不外加Cd处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤碱解扩散氮含量分别为0.112和0.119 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了20%和15%。在外加5 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤碱解扩散氮含量分别为0.112和0.126 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了15%和25%。在外加10 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤碱解扩散氮含量分别为0.105和0.133 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了60%和40%。
2.2.4 土壤速效钾
不同处理方式分别在外加0、5、10 mg/kg Cd浓度下的土壤速效钾含量如图5所示。在2种生物炭处理条件下土壤中速效钾含量均高于不添加生物炭处理组。土壤速效钾含量表现为添加生物炭A>添加生物炭B>不添加生物炭，且在3个外加Cd浓度下表现一致。在不外加Cd处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤速效钾含量分别为1 397.5和1 085.2 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别增加了81%和41%。在外加5 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤速效钾含量分别为962.0和843.1 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别增加了123%和95%。在外加10 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤速效钾含量分别为867.5和778.7 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别增加了80%和62%。
2.2.5 土壤有效磷
不同处理方式分别在外加0、5、10 mg/kg Cd浓度下的土壤有效磷含量见图6。相较于不添加生物炭处理，2种生物炭处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为添加生物炭A>添加生物炭B>不添加生物炭，且在3个外加Cd浓度下表现一致。试验周期结束后，在添加外源Cd的条件下，添加生物炭A处理后土壤有效磷含量为4.71 mg/kg，添加生物炭B处理后土壤有效磷含量为3.84 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别提高了27.3%和3.8%。在外加5 mg/kg Cd浓度条件下，添加生物炭A和生物炭B处理后土壤有效磷含量分别为3.57和3.25 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别提高了22.7%和11.7%。在外加10 mg/kg Cd浓度组中，添加生物炭A和生物炭B处理后土壤有效磷含量分别为4.07和3.78 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别提高了9.1%和1.3%。
2.3 AMF协同生物炭处理对土壤中Cd活性及Cd含量的影响
2.3.1 土壤总Cd
不同处理方式分别在外加0、5、10 mg/kg Cd浓度下的土壤总Cd含量见图7。相较于不添加生物炭处理，2种生物炭处理方式均能降低土壤中总Cd含量。在不外加Cd处理下，土壤总Cd含量由低到高依次为添加生物炭B<添加生物炭A<不添加生物炭。添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤总Cd含量分别为2.73和2.07 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了10.6%和32.3%。在外加5和10 mg/kg Cd浓度处理下，土壤总Cd含量由低到高依次为添加生物炭A<添加生物炭B<不添加生物炭。其中，在外加5 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤总Cd含量分别为7.13和7.66 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了9.6%和2.9%。在外加10 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤总Cd含量分别为4.85和6.24 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了25.1%和3.7%。
2.3.2 土壤有效Cd
不同处理方式分别在外加0、5、10 mg/kg Cd浓度下的土壤有效Cd含量见图8。相较于不添加生物炭处理，2种生物炭处理方式均能降低土壤中有效Cd含量。在不外加Cd处理下，土壤有效Cd含量由高到低依次为不添加生物炭>添加生物炭A>添加生物炭B。添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤有效Cd含量分别为0.86和0.84 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了13.3%和15.3%。在外加5和10 mg/kg Cd浓度处理下，土壤有效Cd含量由高到低依次为不添加生物炭>添加生物炭B>添加生物炭A。其中，在外加5 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤有效Cd含量分别为1.95和2.09 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了11.1%和4.8%。在外加10 mg/kg Cd浓度处理下，添加生物炭A和生物炭B处理在试验周期结束后，土壤有效Cd含量分别为2.86和3.06 mg/kg，相较于不添加生物炭处理分别降低了11.4%和5.5%。
3 结论与讨论
向Cd污染土壤中添加生物炭的处理方式对土壤pH略有提高效果，这源于生物炭本身具有较高的pH，而土壤pH变化不明显，原因是土壤本身具有酸碱缓冲效果[34]。此外，生物炭分解后会产生一些酸性物质，也会在一定程度上降低土壤pH[35]。生物炭的加入可以激活土壤中蔗糖酶活性[36]，蔗糖酶直接参与生物炭的代谢过程，提高土壤中的有机质含量。同时，土壤中的有机质可以被微生物代谢分解，两者的共同作用使土壤中有机质含量保持得较为稳定。生物炭具有较高的碳氮含量，由于氮素的引入，增强了土壤中微生物的活性，加速了微生物对土壤中营养元素的利用[37]，从而降低了土壤碱解扩散氮的含量。生物炭表面官能团能够与土壤中的
发生络合反应[38]，形成稳定的碳氮键，从而减少了土壤中可直接被利用的氮素含量。王化秋等[39]研究发现，土壤中AMF的丰度与速效钾含量成正相关。根际AMF对解钾细菌具有一定促生作用[40]，可以促进土壤矿物中的钾向植物可利用形态转换，从而增加土壤中速效钾的含量。黄凯等[41]研究表明，施加生物炭可以使土壤中速效钾含量升高，这与本试验的研究结果一致。有效磷含量是土壤养分的重要指标，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，经过修复后的土壤理化性质有所改善，减少了土壤养分流失，增加了土壤有效磷含量。
发生络合反应[38]，形成稳定的碳氮键，从而减少了土壤中可直接被利用的氮素含量。王化秋等[39]研究发现，土壤中AMF的丰度与速效钾含量成正相关。根际AMF对解钾细菌具有一定促生作用[40]，可以促进土壤矿物中的钾向植物可利用形态转换，从而增加土壤中速效钾的含量。黄凯等[41]研究表明，施加生物炭可以使土壤中速效钾含量升高，这与本试验的研究结果一致。有效磷含量是土壤养分的重要指标，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，经过修复后的土壤理化性质有所改善，减少了土壤养分流失，增加了土壤有效磷含量。生物炭的加入增加了土壤养分含量，一方面促进了植物的生长[43]，增强了植物体对Cd的富集作用[44]；另一方面，促进了AMF的繁殖，增加土壤中的微生物数量[45]，加速了土壤和植物之间的物质交换过程，促进了土壤中Cd向植物迁移的进度。AMF可以通过将Cd固定在菌丝中[46]，达到降低土壤中有效Cd含量的效果，其还可以分泌或诱导植物根系分泌相关物质（如细胞黏液、酸根离子等）螯合重金属离子[47]，从而降低重金属的有效性。袁金玮等[48]研究证明，苹果酸和柠檬酸可以对重金属元素起到螯合作用。生物炭的施入提高了土壤pH，降低了土壤中镉元素的可迁移性；此外，生物炭表面含有大量的官能团，其通过络合和共沉淀作用等对土壤中活跃的Cd离子起到固定作用，其多孔隙结构为微生物生长繁殖提供了大量的空间，其表面的大量营养元素为微生物生长繁殖提供了丰富的营养物质。AMF与生物炭的相互作用对土壤中重金属元素起到了很好的固定作用。普东伟等[49]的研究表明，生物炭和AMF的联合施用可以显著降低土壤中Cd的可迁移性。
本试验中，生物炭与AMF联合施用后，土壤pH以及有机质、速效钾和有效磷含量均比只添加AMF的处理有所上升，而土壤碱解扩散氮含量较只添加AMF的处理有所降低。总体上，生物炭的加入较只添加AMF提高了土壤的健康程度，为后续植物生长提供了更多可利用的营养元素。土壤环境中Cd的迁移能力与土壤pH密切相关，当土壤pH升高时，土壤中Cd的迁移能力降低。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。相较于只添加AMF，添加生物炭在不同Cd浓度下土壤总Cd及有效Cd含量均表现为降低趋势，但2种生物炭在不同Cd浓度下表现出的效果不相同。在低Cd浓度下，生物炭B（玉米芯）对土壤总Cd及有效Cd含量的降低效果更为显著，而在中高Cd浓度下表现为生物炭A（玉米秸秆）对土壤总Cd及有效Cd含量的降低效果更为显著。本研究仅对添加生物炭后AMF对土壤Cd污染修复效果的影响进行了研究，后续可对生物炭的吸附机理、生物炭添加浓度等进行更深入的研究。