生物质炭钝化修复Cd污染土壤的微生物机制论文
我国农田土壤重金属镉污染形势严峻。研究报道，目前我国已有超过13万km2的耕地被Cd污染，包含11个省市，25个地区[1],污染范围广、规模大，对生态系统安全构成巨大的威胁。据近期调查显示，土壤Cd污染物含量呈现从西北到东南，从东北到西南逐渐升高的地理分布态势，且西南地区重金属超标范围较广[2].显然，重金属Cd污染使南方红壤生态系统已具风险性，治理Cd污染红壤迫在眉睫。生物、物理及化学多种常规方法被应用到污染土壤修复中。国外研究报道生物质炭施用到Cd污染土壤，Cd的生物有效性大幅降低，Cd浓度下降到原来的10%[3].本课题组前期研究也显示生物质炭输入到土壤后，Cd有效态下降，残渣态上升，水稻生物有效性降低[4].说明，生物质炭是一种具有潜在应用价值的化学钝化修复剂，但修复机制尚未有统一明确的说法。已有研究显示，生物质炭缓解重金属的负面环境效应受自身孔隙度、比表面积、含氧官能团等特性的影响，还和生物质炭改善土壤p H值、有机质含量等因素有关，此外也受制于生物质炭类型、添加量等因子[5-6].
微生物是土壤生命力不可或缺的部分，是土壤肥力、质量、健康的敏感性衡量指标之一它对重金属污染反应灵敏，当重金量超过临界值时微生物量、活性[7]、种群结构及多样性[8]受到胁迫降低。然而，某些种群微生物在重金属污染土壤中依然能长期生存，可见微生物凭借吸收、富集、溶解和沉淀手段反作用于重金属。柠檬酸细菌就能固定土壤中的Cd2+[9].生物质炭可提高土壤微生物的丰度、活性、改变群落结构和组分。已有研究证实了2种生物质炭添加到土壤后均可以增加各类菌群的含量，改变土壤的微生物群落结构[10].也有研究表明，生物质炭添加前后，土壤中固氮菌的群落结构差异显着[11].团聚体是土壤基本结构单元和组成部分。重金属Cd、微生物2者在不同粒级的土壤团聚体中表现出不同的空间行为。很早便有研究表明，大团聚体中细菌生物量明显比真菌低，并且大团聚体数量束缚着真菌生物量，与小团聚体相比，大团聚体的微生物量多[12].生物质炭-土壤-微生物3者之间交互影响关系错综复杂，目前关于生物质炭钝化重金属Cd的机理仍停滞在生物质炭本身和土壤理化性质2个方向，微生物这一因素却鲜有研究。基于以上背景，本文选取外加Cd处理过的红壤进行室内实验，对生物质炭输入后土壤团聚体中微生物种群在碳源代谢功能多样性方面上的响应机制进行研究，试图从团聚体角度揭示生物质炭钝化修复Cd污染土壤的微生物机制，以期为南方红壤土重金属污染防治及红壤生态系统安全保障提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 实验材料
1.1.1 供试土壤本实验的供试土壤为云南农业大学后山的山原红壤，为云南典型红壤，是可种植水稻的非水稻土，因重金属含量接近本底值，对其进行模拟实验易探究Cd这一因素对红壤微生物区系的作用及生物质炭的恢复机制。p H值为5.35,电导率为420?s/cm,含有机质44.26g/kg,有效磷64.55mg/kg,碱解氮99.05mg/kg.
1.1.2 生物质炭本研究选取是河南三利公司生产的小麦商品秸秆生物质炭。 p H值为9.03,有机碳543.7g/kg,全氮1.98g/kg,全磷3.2g/kg,全钾28.65g/kg,比表面积23.26m2/g,阳离子交换量185.56mol/kg.
1.2 实验设计
实验为盆栽模拟实验，选用普通塑料桶，每桶装8kg土。配制Cd Cl2母液，与土壤反复混合均匀。秸秆生物质炭按照0%、2.5%、10%的质量比添加到上述混匀土壤中（因在前期项目实验中5%生物质炭添加量下Cd形态、土壤酶活性没有明显变化，所以本实验没按照梯度设置生物质炭添加量，选取了变化显着的2.5%、10%生物质炭添加量）并设置无任何添加的空白对照组，既得到4种不同的处理：Cd添加量为0mg/kg,生物质炭添加量为0%（简称为CK）；Cd添加量为2.5mg/kg,生物质炭添加量为0%（简称为B0）；Cd添加量为2.5mg/kg,生 物 质 炭 添 加 量 为2.5%（简 称 为B2.5）；Cd添加量为2.5mg/kg,生物质炭添加量为10%（简称为B10）。每种处理设置3个平行对照组，置于温室大棚中并种植水稻，调节并保持土壤湿度至田间持水量的70%,待水稻成长到分蘖期时采集（5点法）各处理土壤进行下一步实验。
1.3 土壤团聚体的分离方法
采用Elliott[13]的湿筛法分离不同粒径的团聚体。把清除石子和水稻根系的土壤放入孔径为5、2、1、0.5、0.25mm的套筛中。套筛中倒入灭菌水，使水刚没过最上层筛子，然后匀速上下移动套筛15min,便得到>5mm、5~2mm、2~1mm、1~0.5mm、0.5~0.25mm、<0.25mm 6种不同粒径团聚体。其中以0.25mm粒径为界限分类，大于它的为大团聚体，小于它的为微团聚体。
1.4 土壤微生物群落功能多样性测定方法
本研究采用Biolog-ECO板分析土壤微生物群落的代谢功能特征。ECO板接种液的制备采用Classen等[14]的方法。称取相当于5g烘干质量的新鲜土样置于无菌三角瓶，加入45m L浓度为0.85%的无菌生理盐水，200r/min振荡30min后静置15min,取5m L上清液至装有45m L无菌生理盐水的三角瓶中，重复稀释3次，制得1:1000的接种液。将ECO板提前预热到25℃，用八道移液抢取150?L接种液于每孔中。ECO板置于恒温培养箱中，25℃左右避光培养7d,分别于4、24、48、96、120、144、168h用Biolog微生物自动鉴定系统读取590nm处吸光值，每板重复读数3次。
1.5 数据处理
本文中土壤微生物整体活性用微平板每孔颜色平均变化率（AWCD）描述。土壤微生物群落功能多样性用Shannon指数、Simpson指数与Mc Intosh指数表征。实验数据的方差分析和主成分分析均用SPSS（19）软件完成，Excel（2007）绘图。具体数据处理公式详见于表1.
2 结果与分析
2.1 不同处理下土壤团聚体微生物群落活性的变化
AWCD是温育时间内Biolog每板的平均颜色变化率，能够反映土壤微生物的活性、生理功能多样性，它在时间维度上的变化可表征微生物的平均活性[15].如图1所示，不同处理不同粒径团聚体土壤微生物AWCD值均随着温育时间延长而增加，表明不同处理下各粒径团聚体中土壤微生物碳源利用能力随时间的延长而增强。从时间维度上看，不同处理下各团聚体AWCD值4h之前接近0,碳源几乎未被利用；4~24h之间增长缓慢，碳源利用率低；24~120h时间段内快速增长变化明显，碳源被大幅度利用；120h增长趋于平缓，碳源利用能力逐渐减弱。土壤微生物的整体代谢活性与AWCD值的增长速率呈极显着的正比例关系，24~120h时间段内，碳源利用率强，微生物活性最强。各粒径团聚体中4种处理的碳源利用率均呈B2.5>B10>CK>B0的规律，重金属Cd污染致使土壤微生物碳源利用单一、利用能力弱，微生物代谢活性降低，施入生物质炭的2个处理组碳源利用能力增强，微生物代谢活性得到提升并高于了CK空白对照组，尤其是B2.5处理组生物质炭对土壤微生物活性影响显着。不同处理下6种大小不同粒径的团聚体碳源利用能力从强到弱依次为：>5mm（10.55）团聚体、2~1mm（10.42）团聚体、<0.25mm（10.18）团聚体、5~2mm团聚体（8.50）、1~0.5mm（6.26）团聚体、0.5~0.25mm（5.00）。5~1mm大团聚体与<0.25mm的微团聚体中土壤微生物碳源代谢活性远远高于1~0.25mm团聚体，特别是在>5mm、2~1mm 2个粒径团聚中碳源代谢活性达到峰值。<0.25mm的微团聚体中B0处理组AWCD值增长最缓慢，与其余3个处理组相比微生物代谢活性差异明显。
2.2 不同处理下土壤团聚体微生物多样性指数的变化
Shannon多样性指数是研究群落物种丰富度的综合指标，Simpson指数较多反映了群落中最常见的物种优势度，Mc Intosh指数则是群落中物种均一性的度量[16]文中利用3种多样性指数，在各土壤团聚体中培养时间段内AWCD值较稳定的120h的数据基础上分析土壤微生物群落功能多样性。由表2可知，首先，各粒径团聚体中微生物的Shannon、Simpson、Mc Intosh 3种多样性指数值4种处理均呈现B2.5>B10>CK>B0的规律。方差分析也显示，添加生物质炭的2个处理组与单加Cd对照处理组之间差异显着，表明重金属Cd毒害作用迫使土壤微生物丰度降低，群落常见物种受到限制，物种均一性遭到破坏，而生物质炭的施 入 对微生物 的 多样性具 有 提升作用，B2.5处理组的'作用效果尤为显着。其次，各处理下3种多样性指数值均在5~1mm、<0.25mm粒>5mm、5~2mm、2~1mm、1~0.5mm、0.5~0.25mm、<0.25mm 6种不同粒径团聚体中，添加生物质炭的2个处理组与单加Cd的B0对照组相比，Shannon指 数 分 别 上 升 了24.62%, 34.30%,58.41%,52.88%,46.76%,131.25%;Simpson指数分别上升了24.44%,20.00%,36.11%,39.68%,44.07%,73.73%;Mc Intosh指 数 分 别 上 升 了32.68%,35.74%,86.36%,87.15%,84.73%,135.52%.由此可得出，生物质炭对Cd污染土壤中微生物多样性的提升作用随着团聚体的粒径的减小呈波动上升的趋势，<0.25mm微团聚体中提升作用最为突出；从整体角度出发，它使Cd污染土壤中微生物群落物种的均一度发生了显着变化，群落物种的丰富度也得到一定的提升，但生物质炭对群落中常见的微生物物种影响甚微。
2.3 不同处理下土壤团聚体微生物碳源利用特征变化
根据ECO板上31种碳源的结构与化学性质，将其分为6大类碳源化合物[17]:糖类7种；羧酸类9种；胺类2种；氨基酸类6种；聚合物类4种；其他类3种。对培养120h 6类碳源化合物的AWCD值进行分析。结果如图2所示，首先，各粒径土壤团聚体中微生物对6类碳源化合物利用率4种处理也呈B2.5>B10>CK>B0的规律。显而易见，重金属Cd抑制土壤微生物对各类碳源化合物的利用，生物质炭对Cd污染土壤微生物碳源利用能力具有恢复效应，2.5%生物质炭添加量的恢复效果最明显，甚至还有一定的提升作用。这吻合于土壤微生物整体代谢活性，功能多样性指数的分析结果。其次，各处理下土壤微生物6类碳源利用强度的峰值现于5~1mm、<0.25mm粒径团聚体中，谷值现于1~0.25mm粒径团聚体中。
由图3显示，土壤团聚体中4个处理在PC轴上分异明显且团聚体粒径大小不同4个处理坐标位置也不同。5~0.25mm土壤团聚体B0和CK 2个处理组离散距离近，可得，单施Cd处理组与空白对照组的碳源利用能力相似，而<0.25mm土壤团聚中B0与其余3个处理组离散距离都远，说明B0与B2.5、B10、CK处理组之间碳源利用能力差异显着。各粒径团聚体中，B0与B2.5、B10的距离都远，表明，Cd胁迫下土壤微生物碳源利用能力减弱，生物质炭的施入具有一定程度的提升作用。
纵观土壤微生物6大类碳源利用率从高到低依次为：聚合物类（24.57%）、其他类（20.82%）、糖 类（19.42%）、 氨 基 酸 类（17.54%）、 羧 酸 类（10.02%）、胺类（7.63%）。说明，聚合物类为多数团聚体中微生物代谢的优势碳源类群，羧酸类、胺类为2类劣势代谢类群。其中，与单加Cd的B0对照组相比，土壤团聚体中生物质炭大幅提高了胺类、羧酸类、糖类、聚合物类、氨基酸类碳源化合物的微生物利用能力，分别是B0组的4倍、3倍、3倍、3倍、2倍；而其他类化合物仅是B0组的1倍。可见，除其他类化合物外，生物质炭显着提升其余5类化合物利用能力，从相反视角来看，重金属Cd刺激了土壤微生物利用其他类化合物。土壤团聚体粒径大小不同，生物质炭输入对Cd污染土壤中6大类碳源化合物的微生物利用能力是具有选择性的提升，<0.25mm团聚体生物质炭添加后微生物对胺类、糖类、羧酸类、聚合物类、氨基酸类、其他类的利用能力分别是B0组的6倍、4倍、4倍、3倍、3倍、1倍，超出了6类碳源化合物提升的平均水平，表明生物质炭对<0.25mm粒径团聚体中碳源化合物的利用率提升作用最显着。
2.4 不同处理下土壤团聚体微生物碳源利用特征主成分分析
为了进一步了解不同处理下土壤微生物的碳源利用能力的差异，对不同土壤团聚体中各处理120h下31类碳源进行主成分分析（PCA）。经分析，6个团聚体中31类碳源中均提取了不少于7个的与土壤微生物碳源利用相关的主成分，累积方差贡献率均大于90%.由于主成分1（PC1）、主成分2（PC2）的方差贡献率较其余主成分大，各粒径土壤团聚体中都选取这2个能聚集单一碳源的变量数据变异主成分作图剖析。
表3可知，>5mm土壤团聚体中，对PC1贡献大的（特征向量系数>0.5）有4种碳源化合物，分别是氨基酸类（L-精氨酸、L-苯丙氨酸、L-丝氨酸）、羧酸类（D-半乳糖醛酸、D-苹果酸）、胺类（腐胺）和聚合物类（吐温40）。对PC2贡献大的碳源化合物有3种，糖类（i-赤藓糖醇、D-甘露醇、N-乙酰D-葡萄糖氨、D-纤维二糖、a-D-乳糖）、羧酸类（D-半乳糖酸r内酯、D-半乳糖醛酸、a-丁酮酸）和胺类（苯乙胺）。PC1和PC2共占微生物群落碳源利用率总变异的38.35%,是变异的主要来源。4种处理组土壤微生物在羧酸类、糖类和胺类的利用上差异显着；5~2mm中对PC1贡献大的有5种碳源化合物，糖类（i-赤藓糖醇、a-D-乳糖）、羧酸类（衣康酸、a-丁酮酸）、胺类（苯乙胺）、氨基酸类（L-苯丙氨酸）和其他类（1-磷酸葡萄糖）。对PC2贡献大的碳源化合物有糖类（D-木糖-戊醛糖）、羧酸类（4-羟基苯甲酸）、胺类（腐胺）和其他类（D,L-a磷酸甘油）。2个主成分占总变异的35.87%,糖类、羧酸类、胺类是促使4个处理产生差异的主要碳源化合物；2~1mm中糖类（β-甲基-D-葡萄糖苷、D-甘露醇、N-乙酰-D葡萄糖氨、D-纤维二糖）、聚合物类（吐温40、吐温80、a-环式糊精、肝糖）、羧酸类（r-羟丁酸、D-苹果酸）、氨基酸类（L-精氨酸、甘氨酰-L-谷氨酸）、胺类（腐胺）和其他类（1-磷酸葡萄糖）对PC1贡献大。糖类（β-甲基-D-葡萄糖苷、a-D-乳糖）、聚合物类（吐温40、肝糖）、氨基酸类（L-天门冬酰胺、L-苏氨酸）和胺类（苯乙胺）对PC2贡献大。2个主成分占总变异的43.81%,糖类、聚合物类、氨基酸类和胺类碳源化合物导致4个处理碳源利用差异明显，而聚合物类4种全部碳源均对2个主成分贡献突出，是差异产生的主控因子；1~0.5mm中4类碳源化合物对PC1贡献大，羧酸类（D-半乳糖酸r内酯、2-羟基苯甲酸、4-羟基苯甲酸、r-羟丁酸）、糖类（i-赤藓糖醇、D-甘露醇、D-纤维二糖）、氨基酸类（L-精氨酸、L-天门冬酰胺、L-苏氨酸）和聚合物类（肝糖）。对PC2贡献大的有羧酸类（D-半乳糖酸r内酯、D-半乳糖醛酸、衣康酸）、氨基酸类（L-精氨酸、甘氨酰-L-谷氨酸）、胺类（苯乙胺）。2个主成分占总变异的37.56%,4个处理碳源利用差异显着的关键因子是羧酸、氨基酸2类碳源化合物；0.5~0.25mm土壤团聚中，PC1贡献大的有4类碳源化合物，羧酸类（2-羟基苯甲酸、a-丁酮酸）、糖类（D-木糖-戊醛糖、i-赤藓糖醇）、胺类（苯乙胺）和聚合物类（吐温80）。PC2贡献大的有3类碳源化合物，羧酸类（D-半乳糖酸r内酯、D-半乳糖醛酸）、聚合物类（吐温40、吐温80）、其他类（1-磷酸葡萄糖、D,L-a磷酸甘油）。2个主成分占总变异的33.34%,羧酸类、聚合物类碳源化合物致使4个处理碳源利用差异显着；<0.25mm中糖类（β-甲基-D-葡萄糖苷、D-甘露醇、D-纤维二糖、a-D-乳糖）、羧酸类（D-半乳糖醛酸、4-羟基苯甲酸、D-苹果酸）、氨基酸类（L-精氨酸、L-丝氨酸、L-苏氨酸）、聚合物类（吐温40）和其他类（丙酮酸甲酯）对PC1贡献大。糖类（i-赤藓糖醇、D-甘露醇、N-乙酰-D葡萄糖氨、D-纤维二糖、a-D-乳糖）、羧酸类（D-半乳糖酸r内酯、a-丁酮酸）对PC2贡献大。2个主成分占总变异的45.80%,4个处理在糖类与羧酸类碳源化合物的利用上差异明显。综上，羧酸类、糖类是4个处理之间碳源利用能力差异显着的主要影响因子。图3坐标轴上，各粒径土壤团聚体中B0与B2.5、B10 2个处理组之间分异最明显，因而，生物质炭处理组与单施Cd处理组碳源利用上起区分作用的是羧酸类和糖类碳源化合物。
3 讨论
土壤环境质量的评价指标包括土壤微生物种群特征、代谢活性和功能多样性。本文研究显示，各土壤团聚体中微生物的整体代谢活性、功能多样性、碳源利用特征4个处理均呈现B2.5>B10>CK>B0的趋势，表明重金属Cd胁迫下土壤微生物的代谢功能多样性明显降低，生物质炭转变土壤微生物的代谢模式，缓解并提升功能多样性，尤其2.5%低质量分数的生物质炭添加量提升效果最显着。重金属Cd、Cu污染条件下木炭等改良剂修复可改善土壤微生物群落代谢功能多样性[18]证实了本文研究结论。土壤微生物只能利用生物质炭一小部分易分解的碳源[19],因而生物质炭中C组分对Cd污染条件下土壤微生物的功能多样性变化影响并不显着。一方面，生物质炭物理结构空间大直接吸附土壤微生物于孔隙中，成为土壤微生物生活的载体，同时供给N、P、K、Ca等土壤微生物生长代谢必不可少的营养元素；另一方面，生物质炭可通过吸附土壤中的重金属Cd,降低其生物毒性，对土壤微生物产生保护作用。张阳阳等[20]的研究结果也为此做了辅证。但土壤微生物的丰度、Cd消减效果这2者与生物质炭添加量并不一定成正比例关系。生物质炭施用量高，土壤微生物生物量碳反而低[21],尤其易阻碍低养分土壤中固氮菌的生长[22].重金属Cd污染稻田经生物质炭修复后，1%低质量分数生物质炭用量下土壤中有效态Cd显着下降，稻粒中Cd含量也随之降低[23].本文中生物质炭添加量和生物质炭对土壤微生物功能多样性提升效果未呈直接线性关系，可能是实验供试土壤为红壤，养分含量低，2.5%低质量分数生物质炭用量下微生物丰度更高，且能更有效的降低Cd的微生物有效性。然而，生物质炭添加量并不是Cd污染条件下土壤微生物功能多样性提升的唯一制约因子，还可能与土壤养分变动息息相关，它受土壤有机质、N、P、K含量所制约[24].
土壤团聚体粒径大小对微生物多样性和群落结构比p H值等其它因素有更大影响[25],微生物代谢功能多样性因土壤团聚体粒径大小不同表现出差异。本研究表明各处理下土壤微生物的整体代谢活性、功能多样性、碳源利用特征峰值均在5~1mm、<0.25mm粒径团聚体中，谷值均在1~0.5mm粒径团聚体中。土壤微生物代谢功能多样性在不同团聚体中呈“v”型分布，分析其原因。首先，土壤大团聚体中生物质炭通过改善土壤团聚体理化性质，提高营养物质含量，直接影响微生物的代谢功能多样性。土壤中有机质的含量随团聚体直径的增大逐渐递增[26],为大团聚体微生物提供充足的养分。土壤微生物功能多样性与土壤总有机碳含量呈极显着的正相关关系[27].安艳等[28]研究表明，生物质炭输入后有机碳含量在5~1mm粒级团聚体中大幅增加。土壤团聚体含量增加可改善土壤结构和碳汇能力。有研究就显示生物质炭施用到红壤后，>1mm粒级团聚体含量呈增加趋势，土壤总有机碳在大团聚体中分配的比例也随之增加[29].本文5~0.25mm大团聚体中土壤微生物代谢功能多样性与团聚体粒径大小呈负相关，这可能是因为有机质、有机碳等微生物可利用底物含量，随着团聚体粒级的减小而逐渐减少。其次，土壤微团聚体中生物质炭钝化重金属Cd,降低生物有效性间接影响微生物代谢功能多样性。生物质炭钝化作用受不同粒级团聚体重金属的富集特征束缚。微团聚体的外源Cd含量占全土中Cd含量的91.0%,微团聚体是Cd的主要富集场所[30].5~0.25mm大团聚体土壤微生物代谢功能多样性呈下降趋势，<0.25mm微团聚体中又大幅回升。这是Cd大量分布在微团聚体中，生物质炭Cd钝化效果比大团聚体更显着所致。最后，土壤微生物功能多样性还受微生物本身情况约束。2~0.25mm团聚中细菌、放线菌和微生 物 总 量 随 团 聚 体 粒 径 增 大 逐 渐 增 加，而<0.25mm团聚体中随粒径的减小呈减少趋势[31].5~1mm大团聚体中土壤微生物数量规模较大造成总体微生物碳源利用、代谢强度大，代谢功能多样性高。<0.25mm微团聚体中土壤微生物数量规模小，但生物质炭很大程度恢复Cd毒害的微生物代谢功能多样性。文中<0.25mm的微团聚体中与其余3组处理相比，单施Cd的B0处理组微生物整体代谢活性明显降低，生物质炭对功能多样性、6类碳源化合物利用率的提升效果显着。B0与CK空白对照碳源利用能力大团聚体中相似，微团聚体中则大相径庭。这些现象均与上述原因紧密相关，当然，不同种类土壤微生物的团聚体空间分异特征及其对各类碳源利用的选择性也是其影响因子之一。
3种土壤功能多样性指数解析阐明，Cd污染土壤中微生物群落物种的均一度对生物质炭响应最灵敏，群落中常见的微生物物种却没有太大响应。张仕颖等[32]研究显示，有机农药输入后土壤微生物的碳源利用能力集中，Simpson指数升高。研究中Simpson指数基本无变化，微生物对碳源利用能力均一，微生物分布均匀所以微生物均一度指数高。6类碳源化合物分析可得，重金属Cd胁迫下土壤微生物偏好于其他类碳源化合物。低等程度有机污染刺激土壤中微生物利用胺/氨基化合物[33].重金属复合污染程度与土壤微生物多样性不完全呈负相关，中等污染程度多样性指数高，微生物种群结构发生变化，某些抗重金属菌群出现[34].本实验外源Cd的用量为2.5mg/kg,模拟的是中低浓度Cd污染条件。耐Cd的抗性菌株在中低浓度污染的刺激下形成，且对其他类碳源具有偏嗜性。主成分分析表示，生物质炭处理组与单施Cd处理组碳源利用上起区分作用的是羧酸类和糖类碳源化合物。有实验表明，重金属污染条件下，糖类、羧酸类和氨基酸类3类化合物对土壤微生物的代谢模式起分异作用[35],这与本文结果较相似。本文利用Biolog微平板法探究外源Cd条件下生物质炭输入后不同粒级团聚体微生物在碳源代谢功能多样性方面的响应机制。Biolog板中碳源底物种类有限，而土壤微生物的数量庞大，种类繁多，研究中所得代谢多样性类型不一定反映整个土壤微生物多样性，只代表了可培养微生物。生物质炭-重金属Cd的耦合作用下，土壤微生物在微团聚体中的变化趋势及规律同样错综复杂，本研究对微团聚体中微生物多样性探究尚未深入。因而有必要把研究视角切换到分子生物学上进一步深入探究土壤微团聚体中微生物的种群结构及多样性。
4 结论
4.1 重金属Cd胁迫下土壤微生物偏好其他类碳源化合物，代谢功能多样性下降。生物质炭施用起到一定的恢复效应并使微生物代谢模式发生转变，2个生物质炭处理组与单加Cd对照在羧酸类、糖类碳源化合物利用上差异明显。但生物质炭 这 种 恢 复 效 应 与 施 加 量 并 不 呈 线 性 关系，2.5mg/kg生物质炭用量作用效果最显着。表明此生物质炭量对土壤生态系统安全的微生态风险有很强的规避性。
4.2 土壤微生物的代谢功能多样性在不同粒级团聚中呈“V”型分布。5~0.25mm大团聚体Cd污染土壤微 生 物碳源利 用 能力与空 白 对照相似，<0.25mm微团聚体中差异显着，此团聚体中Cd土壤中微生物代谢功能多样性胁迫效应最强，生物质炭的保护效应也最明显。
参考文献：
[1] 安红敏，郑伟，高扬。镉的健康危害及干预治疗研究进展[J].环境与健康杂志， 2007,（9）：739-742.
[2] 全国土壤污染状况调查公报[N].中国环境报， 2014-04-18.
[3] Beesley L, Moreno-Jiménez E, Gomez-Eyles J L. Effects ofbiochar and greenwaste compost amendments on mobility,bioavailability and toxicity of inorganic and organic contaminantsin a multi-element polluted soil [J]. Environmental Pollution,2010,158（6）：2282-2287.
[4] 王海波。秸秆生物质炭对污染土壤镉形态转化的影响及作用机制研究[D].昆明：云南农业大学， 2015.[5] 徐楠楠，林大松，徐应明，等。玉米秸秆生物炭对Cd2+的吸附特性及影响因素[J].农业环境科学学报， 2014,33（5）：958-964.
[6] 刘晶晶，杨兴，陆扣萍，等。生物质炭对土壤重金属形态转化及其有效性的影响[J].环境科学学报， 2015,35（11）：3679-3687.
[7] 张彦，张惠文，苏振成，等。长期重金属胁迫对农田土壤微生物生物量、活性和种群的影响[J].应用生态学报， 2007,18（7）：1491-1497.
[8] 林海，崔轩，董颖博，等。铜尾矿库重金属Cu、Zn对细菌群落结构的影响[J].中国环境科学， 2014,34（12）：3182-3188.
[9] Ernst Maier-Reimer, Uwe Mikolajewiezz, Arne Winguth. Futureocean uptake of CO2;interaction between ocean circulation andbiology [J]. Climate Dynamies.1996,12（10）：711-722.
[10] 李明，李忠佩，刘明，等。不同秸秆生物炭对红壤性水稻土养分及微生物群落结构的影响[J].中国农业科学， 2015,48（7）：1361-1369.
[11] 宋延静，张晓黎，龚骏。添加生物质炭对滨海盐碱土固氮菌丰度及群落结构的影响[J].生态学杂志， 2014,33（8）：2168-2175.
[12] Emerson W W, Foster R C, Oades J M. Organo-mineralcomplexes in relation to soil aggregation and structure [J]. Ininteractions of soil mineral with natural organic and microbes,1986,（17）：521-54.
[13] Elliott E T. Aggregate structure and carbon,nitrogen,andphosphorus in native and cultivated soils [J]. Soil Science Societyof America Journal [J]. 1986,50（3）：627-633.
[14] Classen A T, Boyle S I, Haskins K E, et al. Community-levelphysiological profiles of bacteria and fungi: plate type andincubation temperature influences on contrasting soils [J]. FEMSMicrobiology Ecology, 2003,44（3）：319-328.
[15] 田雅楠，王红旗。 Biolog法在环境微生物功能多样性研究中的应用[J].环境科学与技术， 2011,34（3）：50-57.
[16] Atlas R M. Diversity of microbial communities [M]. Advances inMicrobial Ecology, 984,7:1–47.
[17] Preston-Mafham J, Boddy L, Randerson P F. Analysis ofmicrobial community functional diversity using sole-carbon- source utilisation profiles–a critique [J]. FEMS MicrobiologyEcology, 2002,42（1）：1-14.
[18] 崔红标，范玉超，周静，等。改良剂对土壤铜镉有效性和微生物群落结构的影响[J].中国环境科学， 2016,36（1）：197-205.
[19] Maestrini B, Herrmann A M, Nannipieri P, et al. Ryegrass-derived pyrogenic organic matter changes organic carbon andnitrogen mineralization in a temperate forest soil [J]. Soil Biology& Biochemistry, 2014.69:291-301.
[20] 张阳阳，胡学玉，余忠，等。Cd胁迫下城郊农业土壤微生物活性对生物炭输入的响应[J].环境科学研究， 2015,28（6）：936-942.
[21] Dempster D N, Gleeson D B, Solaiman Z M, et al. Decreased soilmicrobial biomass and nitrogen mineralisation with eucalyptusbiochar addition to a coarse textured soil. Plant and Soil, 2012,354（1/2）：311-324.
[22] Rondon M A, Lehmann J, Ramirez J, et al. Biological nitrogenfixation by common beans （Phaseolus vulgaris L） increases withbio-char additions [J]. Biology and Fertility of Soils, 2007,43:699-708.
[23] 王维，仓龙，俞元春，等。生物质炭施用和不同水分管理对水稻生长和Cd吸收的影响[J].安全与环境学报， 2015,15（5）：310-314.
[24] 彭芳芳，罗学刚，王丽超，等。铀尾矿周边污染土壤微生物群落结构与功能研究[J].农业环境科学学报， 2013,32（11）：2192-2198.
[25] Sessitsch A, Weilharter A, Gerzabek M H, et al. Rapididentification and discrimination among Egyptian genotypes ofRhizobium leguminosarum bv viciae and Sinorhizobium melilotinodulating faba bean （Vicia faba L.） by analysis of nod C,ARDRA, and r DNA sequence analysis [J]. Soil Biology andBiochemistry, 2009,41:45-513.
[26] 杨莹莹，魏兆猛，黄丽，等。不同修复措施下红壤大团聚体中有机质分布特征[J].水土保持学报， 2012,26（3）：154-158.
[27] 杜毅飞，方凯凯，王志康，等。生草果园土壤微生物群落的碳源利用特征[J].环境科学， 2015,36（11）：45.
[28] 安艳，姬强，赵世翔，等。生物质炭对果园土壤团聚体分布及保水性的影响[J].环境科学， 2016,（1）：93-300.
[29] 吴鹏豹，解钰，漆智平，等。生物炭对花岗岩砖红壤团聚体稳定性及其总碳分布特征的影响[J].草地学报， 2012,20（4）：643-649.
[30] 王圆方，朱宁，颜丽，等。外源Cd2+在土壤各级微团聚体中的含量和形态分布[J].生态环境学报， 2009,18（4）：1764-1766.
[31] 李清华，王飞，林诚，等。长期施肥对黄泥田土壤微生物群落结构及团聚体组分特征的影响[J].植物营养与肥料学报，2015,21（6）：1599-1606.
[32] 张仕颖，夏运生，肖炜，等。除草剂丁草胺对高产水稻土微生物群落功能多样性的影响[J].生态环境学报， 2013,22（5）：815-819.
[33] 郑丽萍，龙涛，林玉锁，等。Biolog-ECO解析有机氯农药污染场地土壤微生物群落功能多样性特征[J].应用与环境生物学报，2013,19（5）：759-765.
[34] 谢学辉，范凤霞，袁学武，等。德兴铜矿尾矿重金属污染对土壤中微生物多样性的影响[J].微生物学通报， 2012,39（5）：624-637.
[35] 魏志强，王慧，胡洪营，等。海河-渤海湾沿线地区沉积物中微生物群落代谢特征 [J].环境科学学报， 2008,28（5）：1007-1013.
【生物质炭钝化修复Cd污染土壤的微生物机制论文】相关文章：