不同類型調理劑對鎘污染土壤修復效果和微生物群落的影響

李奇，王艷紅，李義純，李林峰，唐明燈，艾紹英

（廣東省農業科學院農業資源與環境研究所/農業農村部南方植物營養與肥料重點實驗室/廣東省養分資源循環利用與耕地保育重點實驗室，廣東廣州510640）

0 引言

【研究意義】土壤鎘（Cd）污染嚴重威脅我國稻田安全生產。近年來，我國土壤Cd污染面積和強度呈不斷增長的趨勢，華南地區稻田土壤Cd污染更為普遍和嚴重（Yang et al.，2018；Peng et al.，2019）。土壤原位鈍化修復技術主要是通過添加化學調理劑改變Cd在土壤中的賦存形態、降低其生物有效性，從而使農產品達到安全生產的目的（劉曉月等，2018；周利軍等，2019）。目前，常用于Cd污染農田土壤修復的調理劑為各種硅鈣物質（如硅酸鈉、硅酸鈣、石灰等）、有機廢棄物（如畜禽糞便、有機堆肥）和微生物菌劑（如芽孢桿菌、地桿菌），這些不同類型的調理劑在改變土壤有機質和活性礦物含量、改善微生物活性、降低土壤Cd的生物有效性及減少作物可食用部分的累積量方面發揮著不同作用（Liu et al.，2018；Hussain et al.，2020；Albuquerque et al.，2021），但其在影響土壤微生物群落多樣性方面的作用尚不清楚。近年來，調理劑作為一種有效的Cd鈍化劑受到越來越多的關注，也非常適合于大面積中低度Cd污染農田土壤的修復，能更好地滿足當前我國Cd污染土壤的治理與農產品安全生產的需求。因此，研究調理劑對Cd超標農田土壤修復效果和微生物群落的影響，對我國稻米安全生產和農田生態可持續發展具有重要意義。【前人研究進展】土壤微生物是維持土壤生物學特性的重要組成部分（Pan et al.，2020；朱永官等，2021），其中微生物群落和多樣性的變化可用來研究調理劑對重金屬污染土壤的生態調節作用，判斷調理劑對農田土壤生態安全的影響。微生物的群落結構和功能影響著土壤結構、氧化還原狀態及酶活性等（Kasemodel et al.，2019；褚海燕等，2020），從而改變Cd在土壤中的溶解度和生物有效性（Beattie et al.，2018；Zhao et al.，2021）。Ali等（2011）研究發現，伯克霍爾德菌屬可提高土壤Cd的生物有效性，并增加玉米和番茄植株對Cd的吸收。Suksabye等（2016）于Cd污染土壤中添加2%（v/v）的銅綠假單胞菌、枯草芽孢桿菌和球孢白僵菌，發現水稻籽粒中Cd含量分別降低74.16%、60.14%和44.84%，與其他菌株相比，經銅綠假單胞菌改良的土壤中稻谷Cd積累量最低，表明銅綠假單胞菌較其他菌株吸附更多的Cd。有研究表明，盆栽Cd污染土壤中添加50 mL CJW-1菌株（約10CFU/mL）40 d后，其對Cd的固定率可達56.10%（Peng et al.，2020）。隨著新一代測序技術的發展，一些研究表明，Cd污染土壤中微生物群落隨環境條件發生變化，但變形桿菌、厚壁菌、酸桿菌、放線桿菌和擬桿菌等被認為是Cd污染環境中持久存在的優勢菌門，在調控Cd有效性方面發揮著重要作用（Zhang et al.，2016；李海龍等，2018；Fagnano et al.，2020；Hao et al.，2021）。有研究報道，石灰配施5%的生物質炭，農田土壤中有效態Cd含量降低98.1%，土壤微生物基礎呼吸強度和土壤微生物量碳含量顯著增加（曾秀君等，2020）。施用海泡石、石灰和秸稈生物炭使得土壤微生物群落的多樣性指數（ACE、Chao1和Shannon）增加，群落結構發生顯著改變，變形菌門、厚壁菌門和擬桿菌門相對豐度有所增加，芽單胞菌門、綠彎菌門和螺旋體菌門相對豐度降低（蘭玉書等，2020）。可見，土壤微生物群落結構的變化一定程度可有效反映添加調理劑對農田土壤生態的影響。【本研究切入點】目前，有關鈍化劑對盆栽或小區試驗土壤微生物群落結構的影響研究較多，但基于不同土壤活性組分的調理劑對田間污染土壤中微生物群落結構及其生態安全的影響鮮見研究報道。【擬解決的關鍵問題】通過田間試驗，研究添加不同活性組分調理劑（礦物型、有機型和微生物型）對土壤基本理化性質、Cd生物有效性、微生物群落結構和農田生態安全的影響，探究不同類型調理劑作用下土壤環境因子與微生物群落結構的關系，評估其對農田土壤生態環境質量的影響，以期為應用不同土壤活性組分調理劑原位修復和治理Cd污染農田土壤提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗區概況

于2020年3—7月，在廣東省興寧市寺崗村水稻田（東經115°69′，北緯24°34′）開展田間試驗。試驗前，土壤的理化性質為：pH 5.21，有機碳31.49 g/kg，堿解氮181.6 mg/kg，有效磷7.26 mg/kg，速效鉀49.65 mg/kg，陽離子交換量13.67 cmol/kg。土壤中總Cd含量為0.70 mg/kg，超過《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中Cd的風險篩選值（水田，5.5＜pH≤6.5，0.4 mg/kg），但低于污染風險管制值（水田，5.5＜pH≤6.5，2.0 mg/kg），說明在該區域進行水稻種植，存在糙米Cd含量超過《食品安全國家標準 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中Cd限量值（0.2 mg/kg）現象。

1.2 試驗材料

（1）礦物型調理劑：本團隊自主研發產品，主要成分為硅酸鈣、熟石灰、硫酸鉀、無水硫酸鎂和九水合硝酸鐵。本團隊以往的研究發現，這種改良劑會通過提高土壤pH、促進無定形鐵礦物及鐵硫化物對Cd吸附或共沉淀，從而影響土壤中有效態Cd含量（李義純等，2019，2020）。（2）有機型調理劑：主要成分為蠶沙和煙梗（有機質含量≥47%），N+PO+KO≥35%，購自廣東植物龍生物技術股份有限公司。（3）微生物型調理劑：金葵子復合微生物肥，其有效活性菌數≥0.2億個/g（枯草芽孢桿菌、地衣芽孢桿菌和米曲霉），N+PO+KO≥8%，購自佛山金葵子植物營養有限公司。3種調理劑總Cd含量均低于《肥料中砷、鎘、鉛、鉻、汞生態指標》（GB/T 23349—2009）中Cd的限量值。

1.3 試驗設計

在上述區域進行施用不同土壤活性組分調理劑的田間試驗，設3個處理：T1，礦物型調理劑；T2，有機型調理劑；T3，微生物型調理劑。每處理重復3次，面積為1/3 ha，3種調理劑田間施用量均為3 t/ha。同時設空白對照（CK），除不添加調理劑外，其他田間管理措施均保持一致。為防止各處理間相互影響，在原有田埂的基礎上進行加固。為使材料與土壤混合均勻，3種土壤調理劑在水稻種植前7 d結合整地翻耕一次性撒施。

1.4 樣品采集

試驗土壤在水稻成熟期采集，采集時間為2020年7月。每處理采用五點取樣法采集土壤0～20 cm樣品和水稻樣品。土樣除去根莖等雜質，裝入100 mL離心管，置于4℃車載冰箱中，在24 h內帶回實驗室-80℃保存；部分土壤風干過篩后進行土壤理化性質分析。

1.5 分析方法

1.5.1 土壤理化性質參照鮑士旦（2000）的方法對土壤理化性質進行測定，pH采用電位法測定；有機碳（SOC）采用重鉻酸鉀—油浴法測定；全氮（TN）采用凱氏定氮法測定；全磷（TP）采用NaOH熔融—鉬銻抗比色法測定；全鉀（TK）采用NaOH熔融—火焰光度法測定；堿解氮（AN）采用堿解擴散法測定；有效磷（AP）采用碳酸氫鈉提取—鉬銻抗比色法測定；速效鉀（AK）采用乙酸銨提取—原子吸收法測定；陽離子交換量（CEC）采用乙酸銨交換法測定。

1.5.2 土壤有效態Cd和糙米Cd測定采用DTPA浸提法提取和測定有效態Cd含量（GB/T 23739—2009）。將稻谷樣品晾曬至恒重，再對其進行脫粒、脫殼、研磨和消解（Chen et al.，2018），然后采用石墨爐原子吸收光譜儀（PE AA600）測定消解液中Cd含量，同時利用植物標準樣品GBW10048（GSB-26）（中國地質科學院地球物理地球化學勘查研究所IGGE生產）對整個消解和分析測定過程進行質量控制，標樣中Cd的回收率為95.6%。

1.5.3 微生物群落分析利用DNA提取試劑盒（FastDNASpin Kit for Soil，MP Biomedicals，美國）進行基因組DNA抽提，利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測抽提的基因組DNA。將DNA樣品送至上海美吉生物醫藥科技有限公司進行測序分析。對測序得到的原始數據（Raw data）進行質控檢測、過濾，得到有效數據（Clean data）。首先使用Qiime（1.7.0，http：//qiime.org/）按如下標準去除低質量序列：（1）平均質量分數＜20分以及長度＜50 bp的序列；（2）Barcode錯配1個堿基及以上的序列；（3）引物中錯配＞2個堿基的序列。然后使用FLASH（1.2.7，http：//ccb.jhu.edu/software/FLASH/），基于重疊序列長度＞10 bp，重疊區域不允許有模糊堿基的標準，對序列進行拼接。最后用mothur去除嵌合體。

所得到的高質量序列按照97%的相似性閾值劃分分類操作單元（Operational taxonomic unit，OTU），并去除只含有1條序列的OTU（singleton）。為保證不同樣品測序深度一致，對所有樣品的序列按相同的序列數進行抽平，抽平后的數據用于后續注釋及統計分析。選取每個OTU中最長的序列作為該OTU的代表序列，使用BLASTn在NCBI非冗余數據庫（nr）中對代表序列進行檢索和比對，以1×e作為值的最小閾值，去除＞1×e的參考序列，然后從剩下的序列中選取得分（Total score）最高的參考序列對該OTU進行注釋。若所有檢索到的參考序列所對應的值均大于1×e，則表示該代表序列尚無同源序列，分類位置無法確定。

2 結果與分析

2.1 不同調理劑對土壤理化性質及有效態Cd和糙米Cd含量的影響

從表1可看出，添加調理劑可顯著提高土壤pH（增幅0.11～0.24）（＜0.05，下同），有效緩解土壤酸化的情況。礦物型（T1）、有機型（T2）和微生物型（T3）調理劑處理后土壤有機碳含量顯著增加，增幅分別為32%、47%和21%。礦物型和有機型調理劑顯著增加土壤CEC值，微生物型調理劑則顯著降低CEC值。3種調理劑顯著提高土壤全氮含量，其中有機型調理劑的效果最明顯，增幅為37%。礦物型調理劑顯著增加土壤全磷含量，增幅為27%，但有機型調理劑顯著降低其含量。對土壤全鉀而言，微生物型調理劑顯著提高其水平，增幅為2%，而礦物型和有機型調理劑顯著降低其含量。可見，3種調理劑在改善土壤全量養分上的作用不一。對土壤速效養分而言，3種調理劑均顯著提高土壤堿解氮、有效磷和速效鉀含量，改善土壤營養狀況，其中有機型調理劑對土壤堿解氮和有效磷的改善最明顯，分別增加26%和188%，微生物型調理劑在提高土壤速效鉀含量上的作用最佳，增幅達63%。

不同調理劑處理后土壤DTPA提取態Cd和糙米Cd含量如圖1所示。與CK相比，礦物型、有機型和微生物型調理劑均顯著降低土壤DTPA提取態Cd含量，降幅分別為13%、48%和28%（圖1-A）。對糙米Cd含量而言，礦物型、有機型和微生物型調理劑均顯著降低其含量，其中礦物型和微生物型調理劑的效果相當，最大降幅達42%，有機型調理劑對糙米Cd含量的降低幅度最小（26%）（圖1-B）。可見，調理劑施用后土壤有效態Cd和糙米Cd含量均有明顯下降，其中有機型調理劑對土壤有效態Cd降低最顯著，但對糙米Cd含量的降低效果不佳。

2.2 施加不同調理劑后土壤中細菌和真菌的群落組成

通過高通量測序，不同樣品的序列數在25089～53584條，對數據進行抽平處理，使每個樣品序列數均為25089條，然后按照97%的序列相似性進行OTU聚類并產生OTU表。使用BLASTn在NCBI非冗余數據庫（nr）對每個OTU的代表序列進行檢索和比對，選取得分（Total score）最高的參考序列對該OTU進行注釋。

在細菌門水平上，施用不同調理劑的土壤中僅有4.1%～5.5%的序列未檢索到相似序列或相對豐度低于1%，剩下的序列由放線菌門（Actinobacteriota）、變形菌門（Proteobacteria）、氯曲菌門（Chloroflexi）、酸桿菌門（Acidobacteriota）、厚壁菌門（Firmicutes）、硝基螺菌門（Nitrospirota）、脫硫菌門（Desulfobacterota）、粘球菌門（Myxococcota）、擬桿菌門（Bacteroidota）、芽單胞菌門（Gemmatimonadota）、扁平菌門（Planctomycetota）、MBNT15、Sva0485和疣微菌門（Verrucomicrobiota）組成（圖2-A）。其中放線菌門和變形菌門的相對豐度在所有調理劑處理中均較高。方差分析表明，3種調理劑處理均顯著降低土壤中脫硫菌門和擬桿菌門的相對豐度；其中礦物型和有機型調理劑提高放線菌門和芽單胞菌門的相對豐度，微生物型調理劑提高酸桿菌門的相對豐度。

該地區土壤樣品的真菌一共注釋到6個門，占檢索序列的87%～90%，由子囊菌門（Ascomycota）、擔子菌門（Basidiomycota）、被子菌門（Mortierellomycota）、羅茲菌門（Rozellomycota）、壺菌門（Chytridiomycota）和球囊菌門（Glomeromycota）組成。其中子囊菌門的相對豐度在所有處理中均占絕對優勢（42%～57%）（圖2-B）。方差分析結果表明，礦物型調理劑顯著增加擔子菌門的相對豐度，降低子囊菌門的相對豐度；而有機型調理劑顯著增加被子菌門相對豐度，降低羅茲菌門的相對豐度；微生物型調理劑顯著增加子囊菌門的相對豐度，降低羅茲菌門的相對豐度。

2.3 細菌和真菌群落結構組成對不同調理劑處理的響應

通過對所獲得的OTU進行熱圖聚類分析發現，不同調理劑處理之間其OTU的相對豐度明顯不同（圖3）。然而，細菌的聚類分析與真菌有相似規律，即均有分化成礦物型調理劑和其他調理劑2個類別，再進行有機型和微生物型調理劑處理的分類。這也暗示了施加礦物型調理劑對細菌和真菌物種組成的影響與其他2種調理劑處理方式顯著不同。

不同調理劑處理下細菌和真菌群落結構的非度量多維尺度分析（Non-metric multidimensional scaling，NMDS）排序結果（圖4）顯示，調理劑類型對這兩類微生物的群落結構變化均有顯著影響，樣品均能按照調理劑類型聚類在一起，而在不同調理劑處理之間分開。相似性分析（Analysis of similarities，ANOSIM）是一種非參數檢驗分析方法，常被用來檢驗2組或多組間差異是否顯著大于組內差異，從而判斷分組類型是否有意義。結果顯示，細菌ANOSIM的=0.9290（＜0.01），而真菌ANOSIM的=0.7716（＜0.01）。此外，處理間的分組橢圓也明顯分開，均可認為CK和3種調理劑處理之間的細菌和真菌群落結構存在明顯差異。

2.4 環境因子對細菌和真菌群落結構組成的影響

在生態學領域中，冗余分析（Redundancy analysis，RDA）是常用的約束排序分析方法，其目的是分析“解釋變量（一般為環境因子矩陣）”對“響應變量（一般為物種矩陣）”的影響情況。通過RDA分析發現所測得的理化因子對細菌和真菌微生物群落的解釋度分別為73.66%和48.07%，其中軸1分別能解釋65.56%和28.79%（圖5）。對細菌的群落結構而言，施用礦物型調理劑能在軸1上與CK分開，在軸2上與另外2種調理劑處理分開；此外，有機型和微生物型調理劑均能在軸2上與CK分開（圖5-A）。對真菌的群落結構而言，有機型和微生物型調理劑均能在軸2上與CK分開（圖5-B）。999次蒙特卡洛檢驗顯示，全磷是顯著影響細菌和真菌微生物群落結構共同的主要環境因子。此外，土壤有機碳、全氮、堿解氮、有效磷和全鉀分別是顯著影響細菌和真菌微生物群落結構的其他環境因子。土壤全磷與施用礦物型調理劑在細菌群落呈現出明顯的正比關系，而與微生物型調理劑處理呈反相關；土壤中的有機碳、全氮、堿解氮、有效磷含量則明顯與施加有機型調理劑呈正相關。

2.5 土壤Cd有效性與微生物群落的關系

土壤DTPA提取態Cd、糙米Cd含量與微生物群落的相關分析結果（圖6）表明，DTPA提取態Cd含量與細菌或真菌群落的相關性均不顯著（＞0.05，下同）。糙米Cd含量與細菌群落的變形菌門、脫硫菌門和擬桿菌門呈顯著正相關，其相關系數分別為0.61、0.83和0.60，其與真菌群落的相關性均不顯著。

3 討論

3.1 土壤有效營養成分的提高

不同活性組分調理劑通過改變土壤理化性質和生物特性來有效改善肥力和土壤質量，從而提高作物產量（Kavitha et al.，2018），土壤中堿解氮、有效磷和速效鉀常被選作評價土壤肥力的參數。與對照相比，土壤堿解氮、有效磷和速效鉀分別增加了12%～26%、118%～188%和28%～63%。在已有報道中，礦物基土壤調理劑含硅、鈣、鎂、鉀等養分，可促進水稻生長，對水稻增產有重要作用（Chen et al.，2020a）。有機型調理劑屬富碳物質，有機碳含量高，在土壤中施入可直接提高土壤碳儲量。本研究使用的有機型調理劑主要為蠶沙肥，其有機質含量超47%，對土壤速效養分的提升最明顯。李北齊等（2011）對生物有機肥進行室內和大田試驗均表明，生物有機肥能明顯增加土壤pH，同時提高有機質、速效磷和速效鉀含量，本研究結果與其結果一致。這可能是由于有機質不僅能吸附和固定土壤中的NO、NH和PO，減輕氣態氮損失，還可減少養分浸出，提高土壤肥力（Yang et al.，2018）。有研究表明，微生物肥料施入土壤后，能迅速生長繁殖并形成有益微生物菌群，通過植物—微生物共生體系，溶解釋放土壤養分（Bargaz et al.，2018；魯洪娟等，2019）。謝修鴻和李玉（2010）通過盆栽試驗研究發現，菌糠菌肥增加土壤速效氮、磷、鉀含量，尤以速效磷、鉀增幅較大，分別增加9倍和4倍。然而，本研究中微生物型調理劑處理對土壤堿解氮和速效磷的提升效果最差。推測這種不同可能是由于在田間條件下添加的外源微生物存活率較低導致。此外，施入微生物菌肥能增強作物抵抗逆境的能力，從而達到增產提質的效果（葛均青等，2003；Ai et al.，2015；Kour et al.，2020）。這是因為其含有的有益微生物菌群、活性物質、營養物質及多種微量元素，能改善土壤微環境、激活酶活性、促進作物對營養物質的吸收利用，進而提高作物產量。

3.2 稻田土壤Cd和糙米Cd含量的關系

本研究結果發現，土壤有效態Cd與糙米Cd含量的相關性不顯著，值得注意的是，有機型調理劑處理下，兩者呈相反關系。以往的研究認為，稻田土壤和稻米Cd含量的關系復雜，因外界環境不同，存在正相關性和非正相關性（田茂苑等，2019；黃雁飛等，2020）。彭華等（2013）、張建輝等（2015）的研究顯示，土壤有效態Cd與稻米Cd含量的相關系數均相對較低。然而，有研究發現，稻米富集Cd受土壤Cd形態變化的顯著影響，稻米Cd含量與土壤可交換態Cd呈極顯著正相關（潘楊，2015；王夢夢等，2018）。造成以上相關性差異的可能原因有：（1）水稻自然生長環境的復雜性及土壤其他理化性質的差異性較大，研究中未考慮到土壤類型、氣候、灌溉及施肥農藝等因素的影響（龔偉群等，2006；范美蓉等，2012）。（2）不同于盆栽試驗的高相關性系數和極顯著相關性，大田環境下由于土壤類型和理化性質具有一定的空間異質性，作物生長環境條件不均一（趙科理，2010；廖啟林等，2015），導致與盆栽試驗不同的研究結果。總體而言，稻米Cd與土壤Cd含量關系復雜，除呈正相關性外，還存在其他關系。因此，降低稻米Cd含量的關鍵是了解稻田土壤與稻米Cd含量之間的相關關系，但就目前公布的研究數據而言，多為局部區域數據，如Fang等（2014）通過92份稻米樣品說明我國主要種植水稻區域Cd的健康風險，王夢夢等（2018）用60個點位研究14個鄉鎮稻田和稻米Cd含量，用于說明二者的定量關系，這些數據難以全面、準確地揭示稻米與土壤Cd的關系。進一步研究應有針對性、全面性地對稻田土壤和稻米Cd含量關系開展協同研究，同時通過開展關于多因素對稻米Cd含量的影響，建立多因素與土壤有效態Cd和稻米Cd含量之間的線性關系，為Cd污染稻田修復治理提供理論依據。

3.3 土壤微生物群落的改善

作為土壤的活躍組分，微生物區系組成及微生物數量與土壤的理化性質變化密切相關。現有研究顯示，通過改變土壤的理化性質從而影響根系微生物的群落結構，例如改變根際土壤結構、保水性、營養物質等，形成有利于某些菌種生長或不利于某些菌種生長的環境條件，從而改變土壤微生物的群落結構（Chen et al.，2020b；Hermans et al.，2020）。本研究利用高通量測序，分析3種土壤調理劑處理下農田土壤的細菌和真菌群落結構及多樣性，以及其與土壤理化特性的相關性。結果顯示，調理劑處理下細菌和真菌群落豐富度及多樣性明顯高于對照。本研究土壤中細菌群落主要隸屬于放線菌門、變形菌門、氯曲菌門、厚壁菌門和酸桿菌門，其中，放線菌門和變形菌門在所有樣品中均占有絕對優勢；對真菌群落而言，主要由子囊菌門、擔子菌門、被子菌門、羅茲菌門、壺菌門和球囊菌門構成，其中子囊菌門占主要地位。這與大多數農田土壤環境中微生物多樣性研究結果（蘭玉書等，2020；曾鵬等，2021；Pei et al.，2021）一致。

方差分析結果表明，3個調理劑處理均顯著降低土壤中脫硫菌門和擬桿菌門的相對豐度；礦物型和有機型調理劑顯著提高土壤中放線菌門和芽單胞菌門的相對豐度，微生物型調理劑顯著提高土壤中酸桿菌門的相對豐度。糙米Cd含量與微生物群落的相關分析結果顯示，糙米Cd含量與細菌群落的變形菌門、脫硫菌門和擬桿菌門呈顯著正相關。這些結果意味著糙米Cd含量的明顯下降與調理劑處理均顯著降低脫硫菌門和擬桿菌門的相對豐度有關。此外，蘭玉書等（2020）研究表明，在輕度Cd污染水稻田中施加鈍化劑后土壤中的變形菌門最高增加24%，然而不少研究報道變形菌門對重金屬污染不敏感，能在重金屬濃度較高的環境中生存（Xu et al.，2016；Wang et al.，2019）。一般認為，酸桿菌門嗜酸，可在寒冷和酸性等不良環境中生存，參與到植物殘體的降解和鐵循環中，有利于改善土壤的生態微環境（Pankratov et al.，2011；Mao et al.，2012）。本研究結果顯示，添加微生物型調理劑后土壤pH升高，酸桿菌門相對豐度有所增加。也有研究發現在中性、堿性的環境中檢測出酸桿菌基因序列，并表示酸桿菌門的相對豐度與土壤中多種環境因子相關（Navarrete et al.，2013），推測可能與酸桿菌門對土壤生態功能響應存在差異有關（王光華等，2016）。這似乎意味著微生物型調理劑在調控和改善土壤菌群結構方面有著較強的應用潛力。在以往的研究中，施用螯合鐵肥，復合碳酸鈣、鈣鎂磷肥和含硫有機物，以及復合爐渣和生物炭處理后，土壤細菌的多樣性指數提高2.55%～3.21%（周雅心等，2020；Chen et al.，2020c）。可見，添加土壤調理劑可維持甚至提高污染土壤中正常微生物群落的多樣性和豐富度，對農田土壤的生態安全無明顯影響。然而，基于RDA和NMDS分析表明調理劑處理可顯著影響土壤微生物群落的β-多樣性，且不同活性組分調理劑的影響差異顯著。因此，添加不同組分調理劑均可改變土壤微生物群落的組成和結構。

土壤調理劑處理下農田土壤中細菌群落的分布與環境因子有很大關系，本研究發現全磷是影響細菌和真菌群落結構的重要環境因子，此外土壤有機碳、全氮、堿解氮、有效磷和全鉀是影響微生物群落組成的其他環境因子。有研究表明，土壤中pH、有機碳、總氮、有效磷和電導率對細菌群落組成影響較大（丁新景等，2018）。屈忠義等（2021）研究發現，土壤中添加不同改良劑后，細菌和放線菌數量均與土壤pH和電導率呈負相關，與土壤有機質、水解氮、速效磷和速效鉀含量呈正相關，并指出可將土壤細菌和放線菌數量作為評價土壤健康狀況的重要生物指標。施用高碳基和高鈣鎂調理劑后，土壤速效鉀是煙田土壤細菌群落變異的主導性因子（謝仕祺等，2021）。也有研究表明，pH是影響微生物群落的關鍵因素，蘭玉書等（2020）報道，pH與微生物群落功能多樣性指數顯著相關，說明該因素對微生物群落影響較大，而土壤營養物質對微生物群落的影響并不明顯。但在本研究中并未得到此結論，推測該現象是由于土壤中pH相對較低，因此可在農業種植過程中適當提高土壤pH，更有利于土壤微生物活性和健康的群落結構組成。可見，不同調理劑/鈍化劑處理后土壤的細菌群落結構及多樣性差異的理化因子不盡相同。

4 結論

在粵東地區Cd污染稻田添加土壤調理劑可提高土壤pH，增加土壤有機質，改善土壤的有效養分狀況，顯著降低土壤有效態Cd和糙米Cd含量，其中礦物型和微生物型調理劑對糙米Cd含量的控制效果最佳。總體上施用調理劑可提高土壤肥力和土壤微域環境的健康狀況。磷素是影響細菌和真菌群落結構共同的重要環境因子。從降低土壤有效態Cd和糙米Cd含量及對土壤微生物群落結構影響方面綜合考慮，微生物型土壤調理劑修復效果最佳，降低水稻對Cd吸收的同時改善土壤菌群結構。