生物炭和碳酸鈣粉對高、低鎘積累型水稻鎘積累及根際微生物群落的影響

唐仲，周明，張雋，趙方杰

（南京農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，南京 210095）

農(nóng)作物是土壤重金屬鎘（Cd）進入人體的重要載體，與其他糧食作物相比，水稻對土壤中重金屬Cd的富集能力更強[1]，因此，農(nóng)田土壤Cd污染和水稻安全利用問題亟待解決。在所有土壤理化性質當中，土壤pH值是對Cd的生物有效性影響最大的因素之一，這主要是由于pH通過影響Cd的吸附-解吸來影響Cd在土壤固液相的分配[2]。研究表明，Cd在酸性土壤環(huán)境中的溶解度會變大，其生物有效性也隨之升高，更易被水稻等農(nóng)作物吸收。陳宏坪等[3]通過采集Cd含量不同的8個水稻產(chǎn)區(qū)的水稻土進行盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，水稻籽粒中Cd含量與土壤pH值呈現(xiàn)明顯的負相關，pH值越高水稻籽粒中Cd含量越低。有機質含量對土壤中Cd有效性的影響主要體現(xiàn)在部分固相大分子對Cd的吸附作用。土壤中大分子的固相腐殖質和胡敏酸能夠與Cd產(chǎn)生吸附、螯合作用從而使土壤中Cd的生物有效性降低[4]。生物炭一般是以玉米秸稈、稻殼等富含有機質的農(nóng)業(yè)廢棄物為原料，在高溫缺氧的條件下制成的穩(wěn)定且碳含量較高的產(chǎn)物[5]。向土壤中添加生物炭能夠增加土壤中有機質含量，此外，生物炭多為堿性材料，其結構疏松，比表面積大且碳表面官能團豐富，能夠降低土壤容重，增加吸附能力，這些特性決定了生物炭能夠在一定程度上降低土壤中Cd的生物有效性[5]。

水稻是一種較易富集Cd的農(nóng)作物，不同水稻品種對Cd的吸收積累能力存在顯著差異。有研究表明，秈稻吸收積累Cd的能力一般高于粳稻，而雜交稻與常規(guī)稻之間并無顯著差異[6]。DUAN等[7]通過在華南三個中度污染地區(qū)種植471個適應當?shù)丨h(huán)境的高產(chǎn)水稻品種試驗發(fā)現(xiàn)，糙米中的Cd含量在不同種植條件下變化范圍在10～32倍之間。曾翔等[8]通過選取46個水稻品種進行Cd脅迫試驗發(fā)現(xiàn)，這些品種糙米中Cd含量差值最大達到6倍。由此可見，不同的水稻品種對其吸收積累Cd也有著非常重要的影響。

施用土壤鈍化劑作為農(nóng)作物降Cd的重要措施，對Cd的生物有效性存在顯著影響。目前應用土壤鈍化劑進行Cd污染農(nóng)田的修復已被廣泛報道[9-10]，但土壤鈍化劑對于不同鎘積累特性水稻的鎘積累阻控效果存在差異。李翔等[11]在田間條件下研究了5種鈍化劑對土壤pH、Cd有效態(tài)含量以及對4個粳稻品種Cd積累的影響，發(fā)現(xiàn)降低土壤有效態(tài)Cd效果最優(yōu)的鈍化劑對4個水稻品種籽粒Cd含量降低率差異最大能達到25%左右。劉艷等[12]在盆栽條件下比較了一種主要成分為CaO、MgO和SiO2的自研鈍化劑對3個秈稻品種Cd富集系數(shù)的影響，發(fā)現(xiàn)鈍化劑對不同水稻品種的糙米Cd富集系數(shù)存在不同影響，且不同土壤條件下的影響不同。雖然以上報道發(fā)現(xiàn)鈍化劑對不同水稻品種糙米Cd含量降低效果存在差異，但并未對其差異原因深入探討。本研究通過開展盆栽試驗，比較生物炭和碳酸鈣粉分別應用于高、低鎘積累型水稻對Cd積累的阻控效果以及對高、低鎘積累水稻根際細菌群落結構的影響，以期為Cd污染農(nóng)田不同鎘積累特性水稻安全生產(chǎn)過程中鈍化劑的選擇提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料

盆栽試驗所用土壤采自廣東省韶關市樟市鎮(zhèn)北約村農(nóng)田表層土壤（0～20 cm），將土壤風干過篩后備用。供試土壤pH為5.33，有機質含量為21.73 g·kg-1，土壤Cd含量為0.59 mg·kg-1，超過了《土壤環(huán)境質量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）。盆栽試驗所種植的水稻品種為低鎘積累品種深優(yōu)957（SY957）和高鎘積累品種甬優(yōu)538（YY538）[7]。本試驗所用生物炭主要成分為稻殼、玉米秸稈等，購自南京勤豐眾成生物質材料有限公司，該生物炭pH值為10.4，含碳量為576 g·kg-1，含氮量為4.66 g·kg-1，含磷量為5.33 g·kg-1，含鉀量為26.61 g·kg-1，含鎘量為0.13 mg·kg-1，灰分含量37.4%。所用碳酸鈣（CaCO3，純度為92.5%，100目，pH值為9.8，鎘含量為0.11 mg·kg-1）購自粵江新材料有限公司。

1.2 試驗設計

盆栽試驗共分3種處理：對照處理（CK）、生物炭處理（BC，10 g·kg-1）以及碳酸鈣處理（CaCO3，3 g·kg-1），每種處理設置4盆重復，總計12盆。每盆用土5 kg，分別將每個處理所需的生物炭或碳酸鈣與土壤充分混勻后一分為二加入同一個塑料桶中（高30 cm，直徑32 cm），中間用300目尼龍網(wǎng)隔開，并使之保持淹水狀態(tài)，穩(wěn)定2周后備用。兩種水稻種子在南京農(nóng)業(yè)大學牌樓科研基地育秧池中進行育苗工作，待水稻幼苗長到三葉一心時，選擇長勢一致的兩種水稻秧苗各一株移植于同一盆土壤中300目尼龍網(wǎng)兩邊。所有處理在水稻揚花期前始終保持盆栽土壤處于淹水狀態(tài)，表層水深約2 cm，水稻揚花以后不再淹水，僅保證土壤濕潤直至水稻成熟。

1.3 樣品采集與測定

水稻收獲時采集水稻根際1～2 mm范圍內的根際土，具體操作參照劉波等[13]的方法，先將植株從土壤中挖出，抖掉與根系松散結合的土體，然后將附著在根系表面1～2 mm范圍的土壤用刷子刷下來作為根際土壤。取約0.5 g鮮土用于根際土壤微生物分析，其余土壤樣品自然風干，研磨后過100目篩；土壤pH用蒸餾水按2.5∶1（V/m）的水土比浸提，振蕩10 min，靜置30 min，采用臺式pH計（Mettler-Toledo）測定；土壤有效態(tài)Cd以0.01 mol·L-1CaCl2浸提；土壤樣品、CaCO3和生物炭均采用HNO3-HCl法（1∶4，V/V）、石墨消解爐（ED54，Lab Tech）消解。

采集每株水稻的根系和秸稈樣品，用自來水沖洗干凈后于60℃烘干至質量恒定，粉碎后用HNO3-HClO4法（87∶13，V/V），石墨消解爐（ED54，Lab Tech）消解；采集每株水稻的稻穗樣品于60℃烘干至質量恒定，測定每個處理下水稻的單株產(chǎn)量、結實率以及千粒質量等農(nóng)藝性狀，籽粒脫殼粉碎后用HNO3法，微波消解儀消解；土壤和水稻樣品Cd含量采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS，NexION，Perkin Elmer）檢測，選擇GSS-14和GBW10015（國家標準物質網(wǎng)）分別作為供試土壤、水稻樣品Cd含量的質量控制標準，標準物質的回收率為105%～113%。

1.4 土壤DNA提取與測序

采用試劑盒（FastDNA?Spin Kit for Soil，MP，Biomedicals，USA）提取土壤總DNA，DNA溶液的質量和濃度采用NanoDrop 2000（Thermo，美國）進行測定，提取好的DNA樣品稀釋10倍后于-20℃保存。并提取的基因組DNA為模板，采用16S V4～V5區(qū)引物（515F/907R）擴增16S rRNA基因以鑒定細菌群落組成及多樣性，高通量測序分析委托上海凌恩生物科技有限公司采用Illumina Hiseq 2500平臺進行分析。利用usearch軟件（http：//www.drive5.com/usearch/）對所有有效序列進行聚類，默認以97%的一致性將序列聚類成為操作分類單元OTU（operational taxonomic units），進行Alpha多樣性、Beta多樣性分析。在門（Phylum）水平上將相對豐度小于1%的細菌類群和無法分類的細菌類群合并在“Others”。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

本研究采用SPSS 18.0進行單因素方差（ANOVA）分析比較各處理間的顯著性差異；采用Bray-Curtis距離及多變量統(tǒng)計學方法主坐標分析（PCoA，Principal coordinates Analysis）比較不同樣品間細菌群落結構差異。

2 結果與分析

2.1 鈍化劑對不同水稻品種根際土壤pH和有效態(tài)Cd的影響

水稻收獲后對不同鈍化劑處理下的水稻根際土壤pH和有效態(tài)Cd含量進行測定。如圖1A所示，與對照處理相比，添加碳酸鈣能顯著增加水稻根際土壤的pH（P＜0.01），深優(yōu)957和甬優(yōu)538水稻根際土pH分別為7.04和6.73，分別比對照處理提高了1.91和1.43。添加生物炭僅顯著提高了深優(yōu)957根際土壤pH，其pH從5.13提高到5.65，但是生物炭的添加對甬優(yōu)538根際土壤pH未產(chǎn)生顯著影響。對所有處理下根際土壤中有效態(tài)Cd進行測定發(fā)現(xiàn)，添加碳酸鈣能極顯著降低盆栽土壤中有效態(tài)Cd含量（P＜0.01）（圖1B），深優(yōu)957和甬優(yōu)538水稻根際土壤中有效態(tài)Cd含量分別從0.24 mg·kg-1和0.23 mg·kg-1降低到0.05 mg·kg-1和0.08 mg·kg-1，分別降低了79.2%和65.2%。而添加生物炭僅顯著降低了深優(yōu)957根際土壤中有效態(tài)Cd含量，降低了27.0%，但是并沒有對甬優(yōu)538根際土壤中有效態(tài)Cd含量產(chǎn)生顯著影響。

圖1 鈍化劑處理對水稻根際土壤pH（A）及有效態(tài)Cd含量（B）的影響Figure 1 Effects of different passivators on pH（A）and extractable Cd（B）in rhizosphere soil

2.2 鈍化劑對不同水稻品種根系、秸稈和籽粒Cd積累的影響

水稻收獲后對水稻根系、秸稈以及籽粒中Cd含量進行測定，結果如圖2所示。與對照處理相比，添加生物炭和碳酸鈣均可以顯著降低深優(yōu)957根系所積累的Cd含量，與對照處理相比分別降低了44.9%和91.8%（圖2A）。與對照處理相比，添加生物炭對甬優(yōu)538根系積累Cd有顯著影響，碳酸鈣能極顯著降低甬優(yōu)538根系積累的Cd含量（P＜0.01），從50.59 mg·kg-1降低到8.95 mg·kg-1，降低了82.3%。生物炭處理能顯著降低深優(yōu)957秸稈中Cd的積累，而對甬優(yōu)538秸稈中Cd的積累無顯著影響。與對照處理相比，碳酸鈣處理均能顯著降低兩個品種秸稈中Cd的積累，將深優(yōu)957和甬優(yōu)538秸稈中的Cd含量分別降低了95.8%和89.6%（圖2B）。添加生物炭和碳酸鈣均能夠顯著降低深優(yōu)957籽粒中Cd含量（P＜0.01），與對照處理相比，添加碳酸鈣將深優(yōu)957籽粒中Cd含量降低了91.8%，添加生物炭將深優(yōu)957籽粒中Cd含量降低了50.5%（圖2C）；碳酸鈣處理中甬優(yōu)538籽粒中Cd含量降低了88.1%，而生物炭處理中甬優(yōu)538籽粒中Cd含量雖然也有所降低，但差異不顯著。碳酸鈣處理兩個品種水稻籽粒中Cd含量均低于《食品安全國家標準 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）規(guī)定的糙米Cd含量0.2 mg·kg-1限定值。對稻米Cd富集系數(shù)分析表明，生物炭處理顯著降低了深優(yōu)957籽粒Cd富集系數(shù)，而對甬優(yōu)538籽粒Cd富集系數(shù)也有降低作用，但與對照處理相比差異不顯著；碳酸鈣處理均能顯著降低兩個品種籽粒Cd生物富集系數(shù)，且對籽粒Cd富集系數(shù)降低效果優(yōu)于生物炭處理（圖2D）。

圖2 鈍化劑處理對不同積累型水稻根系（A）、秸稈（B）、籽粒（C）Cd積累和籽粒Cd富集系數(shù)（D）的影響Figure 2 Effects of different passivators on roots（A）,shoots（B）,grain（C）Cd accumulation and grain Cd bioconcentration factor（D）in two rice cultivars

2.3 鈍化劑對不同水稻品種產(chǎn)量的影響

水稻收獲后測定了不同處理下兩種水稻的結實率與單株籽粒產(chǎn)量等農(nóng)藝性狀，結果如圖3所示。與對照處理相比，不同鈍化劑的添加均未對水稻的結實率和單株產(chǎn)量產(chǎn)生顯著影響。深優(yōu)957的結實率集中在66.2%～72.6%之間，單株產(chǎn)量集中在14.5～16.0 g之間；甬優(yōu)538的結實率集中在65.9%～67.1%之間，單株產(chǎn)量集中在8.9～10.4 g之間。

圖3 鈍化劑處理對不同積累型水稻結實率（A）和單株產(chǎn)量（B）的影響Figure 3 Effects of different passivators on seed setting rate（A）and yield（B）of two rice cultivars

2.4 鈍化劑對不同水稻品種根際細菌群落的影響

2.4.1 對根際土壤細菌群落豐度及多樣性的影響α多樣性分析中Chao指數(shù)和Ace指數(shù)用來表征物種的豐富度，Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)用來表征物種的多樣性。Chao指數(shù)和Ace指數(shù)數(shù)值越大，表明微生物群落豐度越高。Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)數(shù)值越大，表明微生物群落多樣性和均一性越好。如表1所示，對照條件下深優(yōu)957根際微生物Ace、Chao、Shannon和Simpson指數(shù)均略高于甬優(yōu)538，其中Ace指數(shù)達到顯著水平。與對照處理相比，生物炭處理下深優(yōu)957根際微生物Ace和Chao指數(shù)分別降低20.2%和10.0%，而甬優(yōu)538根際微生物Ace和Chao指數(shù)無顯著差異；生物炭處理下兩個品種根際微生物Shannon和Simpson指數(shù)與對照處理相比均無顯著差異。碳酸鈣處理下深優(yōu)957根際微生物Ace、Chao、Shannon和Simpson指數(shù)與對照處理相比分別降低了24.4%、12.8%、9.8%和4.3%，而甬優(yōu)538根際微生物Chao、Shannon和Simpson指數(shù)與對照處理相比也均顯著降低。

表1 鈍化劑處理不同Cd積累型水稻根際細菌群落α多樣性指標Table 1 Alpha diversity index of bacterial community under different passivators

通過主坐標分析（PCoA）樣本間的空間距離表示細菌群落結構的差異程度。結果表明（圖4），水稻品種與鈍化劑處理顯著影響了水稻根際細菌群落結構，解釋了54.68%的變異（PCoA1）。此外，對兩個品種來說，碳酸鈣和生物炭處理均是兩種水稻根際細菌變異的主要影響因素，解釋了15.37%的變異（PCoA2）。在對照條件下，高、低鎘積累品種間存在顯著的根際微生物群落差異，但添加碳酸鈣或生物炭處理降低了品種間的根際微生物群落差異。

圖4 鈍化劑處理對不同積累型水稻根際細菌群落主坐標分析Figure 4 Principal co-ordinates analysis of rhizosphere bacterial community of two rice cultivars treated with different passivators

2.4.2 對根際土壤細菌群落組成及群落結構的影響

本研究從3個處理下兩水稻品種根際共獲取7個相對豐度高于1%的門水平上的細菌類群（圖5），分別是變形菌門（Proteobacteria）、酸桿菌門（Acidobacteria）、厚壁菌門（Firmicutes）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、綠彎菌門（Chloroflexi）、放線菌門（Actinobacteria）和浮霉菌門（Planctomycetes），該7個優(yōu)勢細菌群落，占總細菌群落的70%以上。其中Proteobacteria相對豐度最高，占總細菌群落的54.6%～68.9%；Acidobacteria其次，占總細菌群落的3.5%～14.9%。未添加處理條件下，深優(yōu)957根際Proteobacteria、Acidobacteria和Actinobacteria豐度顯著高于甬優(yōu)538，而Firmicutes、Chloroflexi、Planctomycetes豐度顯著低于甬優(yōu)538。

圖5 鈍化劑處理下不同積累型水稻根際細菌群落組成Figure 5 Bacteria community composition in rhizosphere soil of two rice cultivars treated with different passivators

在生物炭處理的樣品中，與對照處理相比，深優(yōu)957根 際Proteobacteria、Chloroflexi、Actinobacteria豐度分別增加4.1%、1.5%、0.3%，而Acidobacteria和Bacteroidetes豐度分別降低3.7%和3.1%；甬優(yōu)538根際Proteobacteria、Acidobacteria、Chloroflexi、Actinobacteria豐度分別增加11.7%、7.6%、0.8%、1.3%，而Firmicutes和Bacteroidetes豐度分別降低15.0%和6.7%。

在碳酸鈣處理的樣品中，與對照處理相比，深優(yōu)957根際Firmicutes、Bacteroidetes、Chloroflexi豐度分別增加8.9%、5.4%、0.8%，而Proteobacteria和Acidobacteria豐度分別降低6.4%和8.9%；甬優(yōu)538根際Proteobacteria豐度增加12.9%，而Acidobacteria、Firmicutes和Bacteroidetes豐度分別降低1.9%、7.0%和2.1%。

3 討論

3.1 不同鈍化劑對水稻根際土壤pH和有效態(tài)Cd的影響

水稻對Cd的積累與土壤中有效態(tài)Cd含量具有顯著相關性，因此施用土壤鈍化劑后，土壤pH升高，土壤有效態(tài)Cd含量降低，是水稻鎘積累降低的主要原因之一[14]。3 g·kg-1碳酸鈣處理提高土壤pH和降低土壤有效態(tài)Cd含量的作用均顯著強于生物炭處理。添加10 g·kg-1生物炭僅顯著提高了深優(yōu)957根際土壤pH，并將其土壤中有效態(tài)Cd含量降低了27.0%，但是并沒有對甬優(yōu)538根際土壤pH及有效態(tài)Cd含量產(chǎn)生顯著的影響。這可能與不同鎘積累型水稻品種根系形態(tài)與根系分泌物的差異有關。一方面，有研究表明不同水稻品種根系分泌的有機酸含量具有顯著差異，且受外界Cd脅迫的影響[15]。本研究中Cd高積累水稻品種根系分泌物的酸化作用能夠增加根際土壤中H+含量，從而降低根際土壤pH值，而添加生物炭能夠提高土壤pH值，當生物炭添加量為1%時，二者作用可能相互中和抵消，從而導致其提高pH的效果不顯著。另一方面，有研究表明高鎘積累水稻品種根長、根表面積和根體積均顯著高于低鎘積累品種[16]，因此提升相同單位根際pH值所需生物炭量，高積累品種要高于低積累品種。此外，碳酸鈣處理下，高積累水稻品種根際土壤有效態(tài)Cd含量依然顯著高于低積累品種根際土壤有效態(tài)Cd含量（圖1B），這也表明水稻根際土壤有效態(tài)Cd含量不僅與土壤pH值有關，而且與水稻品種有關。高鎘積累型水稻品種具有更大的根表面積，更大的根表面積可以通過細胞壁中的果膠吸附結合更多的Cd[16-17]。而高鎘積累品種根系細胞壁對Cd的吸附-解吸作用可能是造成相同鈍化劑處理下高鎘積累品種根際土壤有效態(tài)Cd含量高于低鎘積累品種根際土壤有效態(tài)Cd含量的原因[18]。

3.2 不同鈍化劑對高低鎘積累水稻品種Cd積累的影響

本研究三種處理中，碳酸鈣處理對兩個水稻品種根系、秸稈以及籽粒中Cd含量降低效果均最為顯著（P＜0.01），分別將深優(yōu)957和甬優(yōu)538根系、秸稈以及籽 粒 中Cd含 量 降 低 了91.8%和82.3%、95.8%和89.6%以及91.8%和88.1%，降低效率均在80%以上。其中，碳酸鈣處理下深優(yōu)957和甬優(yōu)538籽粒中Cd含量分別為0.09±0.01 mg·kg-1和0.15±0.03 mg·kg-1，均低于國家食品安全標準糙米中Cd限量指標0.2 mg·kg-1（GB 2762—2017）。有研究表明，稻米Cd含量與土壤pH值呈極顯著相關，將土壤pH值調控到6.5以上是降低稻米中Cd含量的有效途徑[19-20]。本研究利用碳酸鈣將土壤pH值調控到6.5以上具有顯著降低水稻籽粒Cd積累的效果，這與前人研究結果一致[21]。也有研究表明，生物炭不僅通過提高土壤pH降低土壤Cd的有效性，而且通過表面的物理吸附和化學作用對土壤Cd進行鈍化，降低土壤中Cd的有效性[22-23]。本研究中添加10 g·kg-1生物炭僅顯著降低了深優(yōu)957根系、秸稈以及籽粒中的Cd含量，和對照處理相比分別降低了47.1%、41.3%以及50.5%，但對甬優(yōu)538根系、秸稈以及籽粒中Cd含量并未產(chǎn)生顯著影響，表明生物炭對水稻的降Cd效果受到不同鎘積累型水稻品種的影響。已有研究表明根際溶液中的Cd主要通過水稻根系表皮細胞膜上錳、鐵、鋅等二價金屬離子轉運蛋白進入水稻體內[24]，且不同水稻品種對Cd的吸收積累存在廣泛的遺傳變異[7]，不同鎘積累型水稻根系表皮細胞膜上Cd轉運蛋白的表達量高低和對Cd的親和力強弱差異可能是導致鈍化劑對不同鎘積累型水稻降Cd作用差異的主要原因之一。此外，生物炭和碳酸鈣粉中的Cd含量均超過0.1 mg·kg-1，而本次盆栽試驗中碳酸鈣粉的用量遠低于生物炭的用量，這也可能是碳酸鈣處理的降Cd效果優(yōu)于生物炭處理的原因之一。

對照處理下，深優(yōu)957籽粒中Cd含量為0.87 mg·kg-1，比甬優(yōu)538籽粒中Cd含量低了33.1%，但仍然具有較高的Cd積累量。這與土壤中Cd濃度以及有效性有關，也與水分管理模式有關，本次盆栽試驗為了更加明確體現(xiàn)出不同處理下的降Cd效果，在水稻揚花時就采用了濕潤灌溉模式，即土壤表面無淹水僅保持土壤濕潤，這會導致水稻吸收積累更多的Cd[21，25]。也有研究者指出，濕潤灌溉模式下Cd從水稻秸稈向籽粒中遷移的轉運系數(shù)會比淹水灌溉模式的轉運系數(shù)提高64.3%[26]。另外，和對照處理相比，添加生物炭和碳酸鈣均未對深優(yōu)957和甬優(yōu)538的結實率、單株產(chǎn)量產(chǎn)生明顯影響，說明本研究中兩種鈍化劑處理措施在實際生產(chǎn)中具有較好的應用潛力。

3.3 不同鈍化劑對高低鎘積累品種根際細菌群落的影響

為進一步探討不同土壤鈍化劑對水稻根際細菌群落的影響，分析了根際細菌群落結構的變化。本研究發(fā)現(xiàn)低鎘積累型水稻深優(yōu)957根際細菌群落豐度顯著高于高鎘積累型水稻甬優(yōu)538（P＜0.05），而兩個品種間根際細菌多樣性并無顯著差異，這一方面表明低鎘積累型水稻根際細菌數(shù)量多、代謝活性更強，另一方面也表明不同鎘積累型水稻根系分泌物種類和數(shù)量存在差異。細菌群落α多樣性分析表明，生物炭處理降低了低鎘積累品種深優(yōu)957根際細菌群落豐度，但對根際細菌多樣性無顯著影響，生物炭對高鎘積累品種甬優(yōu)538根際細菌群落豐度與多樣性均無顯著影響。生物炭處理對土壤微生物的影響是復雜且變化的，并且與生物炭的應用時間、類型和數(shù)量密切相關[27-28]。碳酸鈣處理均顯著改變了兩個品種水稻根際細菌群落豐度和多樣性。總體而言，碳酸鈣處理對水稻根際微生態(tài)環(huán)境的影響相對較大。

在門水平上，不同處理下高低鎘積累型水稻根際優(yōu)勢菌門一致，這些優(yōu)勢菌門在重金屬污染土壤中分布廣泛[29-30]。與對照處理相比，生物炭處理兩個品種水稻根際Proteobacteria和Chloroflexi的豐度均顯著增加。Proteobacteria作為革蘭氏陰性菌，其特征是細胞壁外存在一層能將金屬從細胞外分離的脂多糖層，從而可以適應惡劣的污染環(huán)境[31]。Chloroflexi是一類以CO2為碳源通過光合作用產(chǎn)生能量的細菌[32]，該菌門豐度與土壤重金屬含量呈負相關，因此該菌群屬于重金屬敏感菌群[33-34]。本研究結果表明添加生物炭能調節(jié)根際微生物群落結構進而抵御惡劣的環(huán)境污染。有研究表明，Acidobacteria和Actinobacteria在土壤中的豐度與有效態(tài)重金屬含量呈正相關，Acidobacteria和Actinobacteria的存在有利于植物對重金屬的吸收[35]。本研究中添加碳酸鈣均顯著降低了高、低鎘積累型水稻根際Acidobacteria和Actinobacteria的相對豐度，表明水稻根際Acidobacteria和Actinobacteria這兩類細菌類群豐度對水稻根際有效態(tài)Cd含量具有潛在指示作用。

4 結論

（1）施用碳酸鈣對于高、低鎘積累型水稻籽粒鎘積累均有較好的阻控效果，而施用生物炭在不同鎘積累特性水稻品種間的阻控效果存在差異；碳酸鈣阻控水稻鎘積累的效果優(yōu)于生物炭，且用量少，成本低。

（2）不同鎘積累型水稻品種的根際細菌群落結構存在顯著差異，而生物炭和碳酸鈣處理減少了不同鎘積累型水稻之間根際細菌群落結構的差異，此外，碳酸鈣處理降低了水稻根際細菌群落豐度和多樣性，實際應用中可結合有機物料施用，以降低對根際土壤微生物群落的影響。