Effects of fluvo-aquic soil biochar on soil bacterial communities of different rice varieties in Guangdong Province
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摘要:目的
探明生物炭对不同水稻品种的土壤细菌群落多样性、丰度及结构的影响，为生物炭在水稻生产中的应用提供科学依据。
方法2019年选取广东省江门县台山镇潮土型晚稻田，设置不施生物炭(对照，CK)、生物炭施加3.5 t/hm2(Tr1)、生物炭施加7 t/hm2(Tr2)为主区，选用6个不同的常规优质水稻品种‘黄华占’、‘五常香稻’、‘象牙香占’、‘湘晚籼17’、‘农香32’和‘玉针香’进行裂区试验，并进行16S rRNA基因V3-V4高通量测序技术分析。
结果生物炭Tr1、Tr2处理均显著提高了‘玉针香’的土壤细菌群落多样性，生物炭Tr2处理显著提高了‘玉针香’的土壤细菌群落丰富度，生物炭Tr1处理显著提高了‘黄华占’的土壤细菌群落丰富度。共获得细菌73门92纲174目298科682属456种，主要包含变形菌门Proteobacteria、厚壁菌门Firmicutes、拟杆菌门Bacteroidetes、硝化螺旋菌门Nitrospirae和酸杆菌门Acidobacteria等10个主要门类细菌，其中变形菌门为第1优势菌(相对丰度为30.0%~61.1%)，以γ–、δ–、α–变形菌纲为优势亚群，某些水稻品种的变形菌门、拟杆菌门在Tr2处理较CK出现显著上升，广古菌门Euryarchaeota在Tr1处理较CK明显上升。生物炭处理引起了对应土壤细菌群落结构组成在属水平上的变化，食酸菌属Acidovorax、鞘氨醇单胞菌属Sphingomonas、土地杆菌属Pedobacter等相对丰度较低或极低的土壤细菌类群更敏感，更容易受到生物炭的影响。与CK相比，生物炭Tr1处理对土壤细菌群落组成及分布存在影响。
结论生物炭处理可在一定程度上对稻田土壤细菌群落产生影响，水稻品种‘玉针香’和‘黄华占’的土壤细菌群落受生物炭施加影响变化较大，生物炭处理提高了‘玉针香’和‘黄华占’的土壤细菌群落多样性及丰富度，生物炭处理的差异主要体现在土壤细菌群落相对丰度上。
Abstract:ObjectiveTo discover the effects of biochar on soil bacterial community diversity, abundance and structure of different rice varieties, and provide a scientific basis for the application of biochar in paddy field.
MethodExperiment of split-split plot was designed in the late rice field of Fluvo-aquic soil type in Taishan Town of Jiangmen County, Guangdong Province in 2019, treatments were designed with no biochar application(CK), biochar application of 3.5 t/hm2 (Tr1) and 7 t/hm2 (Tr2) as the main plots, six different conventional high-quality rice varieties, including ‘Huanghuazhan’, ‘Wuchangxiangdao’, ‘Xiangyaxiangzhan’, ‘Xiangwanxian’, ‘Nongxiang 32’ and ‘Yuzhenxiang ’, were designed as the subplots in each main plots. 16S rRNA gene V3-V4 high-throughput sequencing technology analysis was conducted.
ResultBiochar Tr1 and Tr2 treatments significantly improved the bacterial community diversity of rice variety ‘Yuzhenxiang’, and biaochar Tr2 treatment significantly improved the bacterial community richness of rice variety ‘Yuzhenxiang’, and also biaochar Tr1 treatment significantly increased the bacterial community abundance of rice variety ‘Huanghuazhan’. A total of 73 phyla, 92 classes, 174 orders, 298 families, 682 genera and 456 species of bacteria were obtained, mainly including 10 main phyla of Proteobacteria, Firmicutes, Bacteroidetes, Nitrospirae, Acidobacteria, etc. Among them, the Proteobacteria are the first dominant bacteria (the proportion of relative abundance reaching 30.0%~61.1%), with γ-, δ-, and α-Proteobacteria as the dominant subgroups. Compared with CK, Proteobacteria and Bacteroidetes of some rice varieties showed a significant increase in Tr2 treatment, and Euryarchaeota increased significantly in Tr1 treatment. Biochar treatment caused changes in the structural composition of the corresponding soil bacterial community at the genus level. Soil bacterial groups with relatively low or extremely low abundance, such as Acidovorax, Sphingomonas and Pedobacter, were more sensitive and susceptible to the impact of biochar. The Tr1 treatment had an effect on the composition and distribution of soil bacteria compared with CK.
ConclusionBiochar treatment can affect the soil bacterial community in rice field to some extent, the soil bacterial communities of rice varieties of ‘Yuzhenxiang’ and ‘Huanghuazhan’ are mostly affected by biochar. Biochar treatment increases the soil bacterial community diversity and richness of rice varieties of ‘Yuzhenxiang’ and ‘Huanghuazhan’, and the difference between biochar treatment is mainly reflected in the relative abundance of soil bacterial communities.
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Keywords:
- Biochar /
- Rice variety /
- Soil /
- Bacterial community /
- Diversity /
- High throughput sequencing
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我国城市污水污泥量急剧增加，严重威胁城市生态环境安全，如何合理处置污泥引起广泛关注[1]。传统污泥处置方式(如填埋、倒海和焚烧)受场地限制、浪费资源、污染环境且花费大量的处置费用，已经无法满足生态文明建设要求[2]。相比之下，污泥资源化土地利用尤其是污泥林地或园林利用被认为是污泥合理处置的重要方式[3]。污泥富含有机质、N和P等营养成分，合理施用后可明显提高土壤肥力并促进植物生长[4]。然而，污泥成分非常复杂，并含有重金属等有害物质[5]。因此，污泥的安全土地利用及其对植物生长的影响值得关注。当前大部分的研究主要关注污泥施用对植物地上部生长及重金属吸收的影响，较少关注污泥施用对植物根系的影响[6-7]。
根系直接生长在土壤中，对土壤环境变化反应较地上部敏感[8]。土壤环境变化直接影响根系的形态构型[9-11]。研究表明重金属胁迫下，植物根系粗根比例增加，细根比例降低，根比表面积减少[12]。污泥施用一定程度上改变土壤环境，并且提高土壤重金属含量[13]。然而，污泥施用引起的土壤环境变化对植物根系生长产生的影响效果并不是很清楚。
污泥林地或园林施用具有多种方式[14]，表施与混施最为常见。相比之下，污泥表施减少了污泥成分对根系的直接接触，而污泥混施更容易接触植物根系并对土壤理化性质影响更明显。鹅掌藤Schefflera arboricola是常见的浅根型常绿园林植物，被广泛运用于我国华南地区园林建设中。在前期试验中，我们分别分析了混施0%、10%、30%、50%、75%和100%(w)污泥对鹅掌藤生长影响，发现混施10%对其地上部生长有一定促进作用，而混施≥30%的污泥对其地上部有一定抑制作用。然而，污泥施用对鹅掌藤根系生长有何影响并不清楚。分析污泥施用对鹅掌藤根系生长的影响，对其他浅根型的灌草园林植物均有一定启发作用。通过原位根箱试验，本文对比分析表施和混施10%(w)污泥对鹅掌藤根系生长的影响，并结合土壤pH和电导率动态变化和根系重金属吸收变化，探讨污泥施用影响根系生长的原因，以期加深对污泥施用影响植物根系生长的理解，并为污泥在园林的安全利用提供借鉴。
1. 材料与方法
1.1 试验材料
试验土壤为赤红壤，取自华南农业大学树木园，风干、过1 cm筛备用。试验污泥为90 d自然堆肥处理污泥，由广州市新塘市政污水处理厂提供，风干过1 cm筛备用。试验植物鹅掌藤，购自广州芳村苗木批发市场(扦插苗，苗高约20 cm)。试验原位观察根箱由活动式支撑架、可拆解玻璃根箱和遮光保温膜组成[15]。根箱高、宽和厚分别为0.6 m × 0.3 m × 0.1 m。土壤及堆肥污泥的基本性质见表1。
表 1 土壤及堆肥污泥的基本性质Table 1. Basic properties of soil and composted sludge试验材料
Testing
materialpH σ/
(mS·cm−1)w(有机质)/
(g·kg−1)
Organic matter
contentw/(mg·kg−1) 碱解氮
Available
N有效磷
Available
P速效钾
Available
KCd Ni Cu Zn 土壤 Soil 4.68 0.05 2.48 67.26 4.56 47.65 0.12 9.77 20.58 37.93 污泥 Sewage sludge 7.86 3.35 178.35 1 496.48 695.67 498.37 2.39 47.96 419.50 1070.37 1.2 试验过程
试验设置不施污泥(No SS)、表施污泥(Surface SS)和混施污泥(Mixed SS)3个处理。对于不施污泥和表施污泥处理，将赤红壤装入根箱，并浇透水，让土壤自然下陷填实根箱，装土深度为50 cm。将鹅掌藤幼苗移栽至根箱(每个根箱种植1棵幼苗)。每个根箱为独立重复，每处理3个重复。覆盖遮光保温膜。按土壤质量的10%在土壤表面施用污泥堆肥，记为表施污泥处理。对于混施污泥处理，先按土壤质量的10%加入污泥堆肥并与土壤充分混匀，按上面方法装入根箱，移栽鹅掌藤。各处理均每3天浇1次水，根据天气情况每次浇水量为300~500 mL，各处理浇水量一致，确保植物正常生长。
1.3 指标测定
1.3.1 根系生长动态分析
于种植后60、120和240 d，打开遮光保温膜，利用大画幅便携扫描仪(Avision SN900ST，森鸟电子科技有限公司，中国)采集根箱正面根系生长图像，然后借助根系分析软件WinRHIZO(WinRHIZO Pro 2017，Regent Instruments Canada Inc.，加拿大)分污泥层和0~20、20~40 cm土壤层分析根系根长、根表面积及根体积[16]。日均增长量(R)计算公式：R=(Xb−Xa)/(b-a)，其中，a和b分别为第a和b天，Xa和Xb分别为第a和第b天的某根系指标平均值。
1.3.2 土壤pH和电导率原位动态测定
于种植后60、120和240 d，于根箱背面固定位置(分别位于土层10和30 cm处)，利用插土式pH计和电导率计，原位、动态测定土壤pH和电导率(σ)。
1.3.3 根系形态、干质量及相关指标测定
于种植后240 d，打开根箱，按污泥层和0~20 、20~40 cm土壤层收集植物根系。根系分别用自来水和去离子水洗干净后，用纸巾吸干水分，通过扫描和借助根系分析软件WinRHIZO分析不同层次的实际根长和根表面积。然后将根系放置鼓风烘箱，105 ℃杀青30 min，65 ℃烘干至恒质量，用天平称干质量，并计算以下指标：比根长(cm∙g−1)=总根长/根干质量；根组织密度(g∙cm−3)=根干质量/根体积；根密度(cm∙cm−3)=总根长/土壤体积，污泥层、0~20cm、20~40 cm层的土壤体积分别为3000、6000、6000 cm3。
1.3.4 植物重金属含量测定
植物样品烘干称质量后，分离地上与地下部分，粉碎，并过60目筛备用。称取样品0.5 g于微波消解罐中，加入5 mL硝酸，按照120 ℃~160 ℃~180 ℃的微波消解程序及操作步骤消解试样[17]。消解液冷却后，定容至25 mL。消解液利用原子吸收火焰光度计测定Cd、Cu、Zn和Ni含量。
1.4 数据处理与分析
采用多元统计分析软件SPSS 24.0(International Business Machines Corp，美国)进行单因素方差分析和多重比较，采用Duncan’s法对数据进行差异显著性分析。利用Graphpad prism7.0 (GraphPad Software，美国)进行根长与土壤pH、电导率(σ)以及根系重金属含量的线性回归拟合，然后用R软件(ggplot2绘图包)与Origin软件进行作图。图表中数据为平均值±标准误，平均值为3个独立根箱获取数据的平均值。
2. 结果与分析
2.1 总根长动态变化
表施污泥处理0~20 cm土层总根长显著高于不施污泥处理，种植后60、120和240 d时表施污泥处理0~20 cm土层总根长分别是不施污泥处理的3.72、2.06和1.44倍；混施污泥处理各土层总根长低于不施污泥处理，特别是种植后120 d的20~40 cm土层和240 d各土层混施污泥处理总根长显著低于不施污泥处理，分别是同一时间同一土层不施污泥处理的64.09%、67.25%和54.69%(图1A)。鹅掌藤总根长动态变化结果显示，在0~20 cm土层，与60 d相比，120 d时的不同处理根长都显著增加，而与120 d相比，240 d时只有0~20 cm土层不施污泥处理的总根长显著增加。随时间变化，不同处理的总根长日均增长量呈现下降趋势。120 d时不同处理根长日均增长量为1.18~4.08 cm∙d−1，而240 d时降为0.05~1.29 cm∙d−1。变化最明显的是0~20 cm土层混施污泥处理，60、120和240 d时根长日均增长量分别是3.15、1.18和0.05 cm∙d−1，呈下降趋势；并且120和240 d时混施污泥处理根长日均增长量均低于同一时间不施和表施污泥处理。
![图 1 原位扫描鹅掌藤总根长、根表面积和根体积变化]()
图 1 原位扫描鹅掌藤总根长、根表面积和根体积变化SS：污泥；柱子上方的不同小写字母表示不同时间的同一处理同一土层的数值差异显著(P<0.05，0~20 cm土层使用Duncan’s法，不施污泥层与20~40 cm土层使用t检验)；柱子上方的不同大写字母表示不同处理的同一时间同一土层的数值差异显著(P<0.05，Duncan’s法)Figure 1. Changes of total root length, root surface area and root volumein Schefflera arboricola by in-situ scanning SS: Sewage sludge; Different lowercase letters on the bars indicate significant differences among the same treatment at different times for the same soil layer (P<0.05, Duncan’s method was used for 0−20 cm soil layer, and t test was used for no SS layer and 20−40 cm soil layer); Different capital letters on the bars indicate significant differences among different treatments at the same time for the same soil layer (P<0.05, Duncan’s method)2.2 根表面积动态变化
与不施污泥处理相比，表施污泥处理各土层根表面积增加，尤其是60和120 d时0~20 cm土层根表面积显著高于不施污泥处理，分别是不施污泥处理的2.10和2.02倍；混施污泥处理120 d时20~40 cm土层和240 d时混施污泥处理各土层根表面积显著低于不施污泥处理，分别是不施污泥处理的62.65%、58.48% 和44.91%(图1B)。鹅掌藤根表面积动态变化显示，不同处理各土层根表面积均增加，在0~20 cm土层，与60 d时相比，120 d时表施污泥处理根表面积显著增加，与120 d时相比，240 d时不施污泥处理根表面积显著增加。随时间变化，日均增长量呈现下降趋势，120 d时不同处理20~40 cm土层的根表面积日均增长量为0.10~0.17 cm2∙d−1，而240 d时降为0.01~0.06 cm2∙d−1。变化最明显的是混施污泥处理0~20 cm土层，60、120和240 d时的日均增长量分别为0.14、0.02和0.00 cm2∙d−1，并且120和240 d时均低于同一时间不施和表施污泥处理。
2.3 根体积动态变化
与不施污泥相比，表施污泥和混施污泥处理各土层根体积增加，特别是120 d时，表施污泥处理0~20 cm土层根体积显著高于不施污泥处理，240 d时，表施和混施污泥处理0~20 cm土层以及混施污泥处理20~40 cm土层根体积显著高于不施污泥处理，分别是相应不施污泥处理的3.61、2.35、2.23和1.40倍(图1C)。在0~20 cm土层，与60 d时相比，120 d时表施污泥与混施污泥处理总根体积显著增加，与120 d时相比，240 d时只有混施污泥处理总根体积显著增加，而表施污泥处理总根体积显著降低。随时间变化，不施污泥与混施污泥处理0~20和20~40 cm土层不同时间根体积日均增长量在0~0.01 cm3·d−1。表施污泥处理0~20 cm土层根体积日均增长量120 d时达到0.02 cm3·d−1，而240 d时降至0 cm3·d−1以下，表施污泥处理20~40 cm土层日均增长量120和240 d时均在0 cm3·d−1以上。
2.4 根系干质量及相关指标
种植240 d后，分土层将鹅掌藤的根系全部挖出，清洗、扫描分析和烘干称质量后，获得最终的鹅掌藤根系干质量及相关指标(表2)。与不施污泥相比，混施污泥各土层总根长、根体积、根密度均显著下降，混施处理的0~20和20~40 cm土层根干质量分别为不施污泥的69.16%和57.95%，总根长分别为不施污泥的66.37%和51.51%；与不施污泥相比，表施污泥处理0~20 cm土层的总根长、根体积和根密度均显著上升，表施污泥处理0~20和20~40 cm土层根干质量分别为不施污泥的130.38%和135.76%，总根长分别为不施污泥的115.43%和98.66%。最大的总根长、根体积和根密度均出现在表施污泥的0~20 cm土层，最大根干质量和根组织密度出现在表施污泥的污泥层。
表 2 收获后根系干质量及相关指标1)Table 2. Root dry weight and other indexes after harvest处理
Treatment土层/ cm
Soil layer根干质量/g
Root dry weight总根长/cm
Total root length根体积/cm3
Root volume比根长/(cm∙g−1)
Specific root length根组织密度/(g∙cm−3)
Root tissue density根密度/(cm∙cm−3)
Root density不施污泥
No SS0~20 6.55±0.74ab 1 140.39±31.00b 2.83±0.09b 177.56±16.38a 2.33±0.33a 0.19±0.01b 20~40 3.02±0.08ab 1 152.36±33.32a 3.18±0.29a 381.99±18.64a 0.96±0.0.07a 0.19±0.01a 表施污泥
Surface SS污泥层SS 13.28±0.59A 430.92±25.68C 1.51±0.26B 32.59±2.38C 9.30±1.38A 0.14±0.01B 0~20 8.54±0.94aB 1 316.34±33.77aA 3.71±0.27aA 158.14±18.07aB 2.36±0.39aB 0.22±0.01aA 20~40 4.10±0.72aC 1 136.90±71.77aB 3.31±0.30aA 297.68±58.97aA 1.27±0.29aB 0.19±0.01aA 混施污泥
Mixed SS0~20 4.53±0.79b 756.92±33.66c 2.21±0.10c 182.20±43.92a 2.07±0.39a 0.13±0.01c 20~40 1.75±0.33b 593.57±13.14b 2.39±0.17b 369.57±83.47a 0.74±0.16b 0.10±0.00b 1)表中数据为平均值±标准误，n=3；同列数据后的不同小写字母表示同一土层的不同处理间差异显著(P<0.05，Duncan’s法)；同列数据后的不同大写字母表示表施污泥处理不同土层间差异显著(P<0.05，Duncan’s法)
1)Values in table are means±SE, n=3; Different lowercase letters after the data in the same column indicate significant differences in the same soil layer among different treatments (P<0.05, Duncan’s method); Different capital letters after the data in the same column indicate significant differences among different soil layers treated with surface sewage sludge (P<0.05, Duncan’s method)2.5 原位测定土壤pH和电导率动态变化
随着鹅掌藤种植时间延长，不同处理土壤pH均呈现上升趋势(图2)。种植120 d前，混施污泥处理的土壤pH均显著高于其他处理。表施污泥10 cm土层处的pH在种植120 d时显著高于不施污泥处理，在种植240 d时与混施污泥差异不显著(各土层土壤pH为7.5~8.1，呈弱碱性)，2种施污泥处理的土壤pH均显著高于不施污泥处理(各土层pH为6.3~6.6，呈弱酸性)。
![图 2 原位测定土壤pH和电导率(σ)变化]()
图 2 原位测定土壤pH和电导率(σ)变化相同时间的不同小写字母表示不同处理间差异显著(P<0.05，Duncan’s法)Figure 2. Changes of soil pH and electrical conductivity (σ) by in-situ measurementDifferent lowercase letters in the same time indicate significant differences among different treatments (P<0.05, Duncan’s method)与不施污泥处理相比，表施和混施污泥土壤电导率升高，特别是混施污泥处理，不同时间土壤电导率均显著高于表施和不施污泥处理；混施污泥10 cm处土壤电导率为1.22~2.17 mS·cm−1，30 cm处为2.62~2.89 mS·cm−1，是同时间不施污泥处理的14.11~43.67倍。随时间延长，混施污泥10 cm处土壤电导率逐渐下降，而30 cm处土壤电导率逐渐上升；两者在60 d后差异显著。
2.6 原位测定土壤pH和电导率与原位扫描根长的线性回归分析
分土层原位分析土壤pH和电导率变化与鹅掌藤根长的相关性，结果显示，在0~20 cm土层，不施污泥和表施污泥的土壤pH与根长呈极显著正相关，决定系数(R2)分别为0.7105和0.6961(图3)。在20~40 cm土层，不同处理的土壤pH和根长相关性不显著。不同处理的不同土层土壤的电导率与鹅掌藤根长相关性也不显著(图4)。
![图 3 原位测定土壤pH和原位扫描总根长线性回归拟合]()
图 3 原位测定土壤pH和原位扫描总根长线性回归拟合Figure 3. Linearization regression analysis between in-situ measured soil pH and in-situ scanned total root length![图 4 原位测定土壤电导率和原位扫描总根长线性回归拟合]()
图 4 原位测定土壤电导率和原位扫描总根长线性回归拟合Figure 4. Linearization regression analysis between in-situ measured soil electrical conductivity value and in-situ scanned total root length2.7 植株根系重金属含量
表施和混施污泥处理的各土层根系Cd、Zn、Cu和Ni含量较不施污泥有所增加，特别是混施污泥处理，混施污泥处理各土层根系Cd、Zn、Cu和Ni含量显著高于不施和表施污泥处理；0~20 cm土层中混施污泥处理根系Cd、Zn、Cu和Ni含量分别为不施污泥的11.70、4.02、3.04和5.35倍，20~40 cm土层根系Cd、Zn、Cu和Ni含量分别为不施污泥的6.63、3.57、2.32和6.64倍(表3)。表施污泥处理的污泥层根系Zn、Cu和Ni含量显著高于0~20和20~40 cm土层，特别是Ni含量，分别是0~20和20~40 cm土层的6.56和6.38倍。
表 3 鹅掌藤根系重金属含量1)Table 3. Heavy metal contents in root of Schefflera arboricola处理
Treatment土层/cm
Soil layerw/(mg∙kg−1) Cd Zn Cu Ni 不施污泥
No SS0~20 0.23±0.02b 13.61±2.74c 15.39±6.38b 2.34±0.24b 20~40 0.35±0.07b 14.16±2.17b 19.51±3.80b 1.99±0.06b 表施污泥
Surface SS污泥层SS 1.43±0.31A 83.88±1.75A 48.64±2.25A 18.11±0.35A 0~20 1.14±0.21bA 27.38±6.02bB 24.51±8.42bB 2.76±0.96bB 20~40 0.95±0.10bA 18.94±2.60bB 11.28±0.41bB 2.84±0.60bB 混施污泥
Mixed SS0~20 2.69±0.50a 54.69±1.39a 46.74±1.96a 12.53±1.87a 20~40 2.32±0.47a 50.49±1.49a 45.26±1.94a 13.24±0.59a 1) 表中数据为平均值±标准误，n=3；同列数据后的不同小写字母表示同一土层的不同处理间差异显著(P<0.05，Duncan’s法)；同列数据后的不同大写字母表示表施污泥处理不同土层间差异显著(P<0.05，Duncan’s法)
1) Values in table are means ± SE, n=3; Different lowercase letters after the data in the same column indicate significant differences in the same soil layer among different treatments (P<0.05, Duncan’s method); Different capital letters after the data in the same column indicate significant differences among different soil layers treated with surface sewage sludge (P<0.05, Duncan’s method)2.8 根系重金属含量与根长的回归分析
通过拟合回归分析了收获时鹅掌藤根系重金属含量和整个土层总根长的关系，结果显示，鹅掌藤总根长与根系Cd、Zn、Cu、Ni含量均呈极显著负相关(P<0.01)(图5)，且其相关性线性回归拟合效果均较好，尤其是与Zn、Cu、Ni的线性拟合效果更好，R2均大于0.8。
![图 5 根系重金属含量和总根长线性回归拟合]()
图 5 根系重金属含量和总根长线性回归拟合Figure 5. Linearization regression analysis between root heavy metal contents and total root length3. 讨论与结论
3.1 污泥施用方式对鹅掌藤根系生长的影响
污泥土地利用可以改善土壤肥力[18]，促进植物生长[19]，但不合理施用污泥将抑制植物生长并导致土壤污染[20-21]。污泥的安全土地利用引起了广泛关注。以往的研究主要关注污泥施用对植物地上部的影响，普遍认为污泥施用量低于30%(w)均有利于植物生长[22]。本文分析了污泥表施和混施对鹅掌藤根系生长的影响，研究发现与不施污泥相比，混施10%(w)污泥显著抑制鹅掌藤根系生长，表施10%(w)污泥对鹅掌藤不同深度根系作用效果不同。与不施污泥相比，混施污泥处理各土层的根长和根表面积显著降低(0~20 cm土层120 d除外)，日均增长量逐渐减少；与不施污泥相比，表施污泥处理0~20 cm土层的根长、根表面积(240 d除外)和根体积显著增长，而20~40 cm土层变化不明显。种植240 d后，最大的总根长、根体积和根密度均出现在表施污泥的0~20 cm土层，最大根干质量和根组织密度出现在表施污泥的污泥层；与不施污泥相比，混施污泥各土层总根长、根体积、根密度均显著下降。根系是植物物质吸收和运输的重要器官，也是植物直接接触土壤并对土壤环境变化作出最早响应的器官[23]。植物根系形态随外界条件发生变化，该变化直接影响植物对环境胁迫的适应性能[20, 24]。污泥混施过程中污泥所含物质可以直接释放到土壤中，直接改变了土壤理化性质[25]，并且根系也可以直接接触到污泥。不同的是，在污泥表施处理中，主要是污泥中可溶性物质随着土壤水迁移到各层土壤中，且由于土壤自身的过滤作用，随着土壤层次加深，污泥的影响也逐渐减弱[26]。另外，在土壤中生长的根系也较少直接接触到施用在土壤表面的污泥。因此，我们推测在混施处理中，污泥中有害物质可以长期直接作用于根系并抑制其生长；而表施处理中，根系不但避免直接接触污泥有害物质，还获取由污泥释放的养分，进而生长加快。
3.2 污泥施用方式对土壤pH、电导率及鹅掌藤根系重金属含量的影响
前人研究发现高浓度的盐和重金属显著抑制植物根生长，导致植物根长、根表面积、根体积等显著降低；适当浓度的盐和重金属则促进根生长[27-29]。陈方圆等[29]发现随着土壤盐浓度的增加，植物的地上与地下部生长受到抑制，当土壤盐浓度达到50 mmol·L−1时能够显著抑制植物的生长。He等[27]发现0.1 μmol·L−1 的Cd能够促进植物根系生长，当浓度达到5 μmol·L−1时显著抑制根系的生长。土壤pH影响元素的有效性，进而影响植物的生长[30]。当土壤呈酸性时，土壤Cd的活性受植物根际效应影响显著，Cd以富里酸结合态存在于根际；而土壤呈中性和碱性时，Cd主要被土壤中三水铝矿吸附和形成碳酸盐沉淀[31]。另外，土壤电导率主要表征土壤溶液中可溶性盐浓度，当土壤电导率高于2 mS·cm−1时，大部分植物的根系细胞内外离子平衡和水肥吸收受到不利影响[32]。污泥是一种碱性有机物料，并含有一定量的重金属和丰富的可溶性盐分；施用污泥影响土壤pH，提高土壤重金属含量，增加土壤可溶性盐分并提高土壤电导率[33]。本文进一步分析不同土壤层pH和电导率的时间动态变化以及根系重金属含量，并拟合这些指标与根长的相关性。结果发现，尽管污泥施用提高了土壤电导率，但与其他植物不同，土壤电导率时间动态变化与鹅掌藤根长时间动态变化的相关性不显著。这可能与鹅掌藤细胞汁液中Na+、K+和Ca2+浓度相对较高，对土壤盐分和水分变化不敏感有关[34]。有趣的是，鹅掌藤根长均与根系Cd、Zn、Cu和Ni含量呈极显著负相关，且在0~20 cm土层，不施污泥和表施污泥的土壤pH与根长呈极显著正相关。混施污泥显著增加各土层鹅掌藤根系Cd、Zn、Cu和Ni含量。当细胞内这些重金属含量超过一定阈值时，将造成细胞膜损坏及膜质氧化[35-36]，进而抑制植物根系生长。不同的是，鹅掌藤在表施污泥处理中吸收的重金属较少，尚未达到毒害浓度，故没有抑制根系生长。相反，表施污泥一定程度上提高了0~20 cm土层pH，并带来一定量有效养分，进而促进根系生长。尽管污泥混施也提高了土壤pH和土壤养分，但由于重金属的抑制作用更突出，故表现出抑制根系生长。此外，不同污泥施用方式可能对根系代谢、微生物组成和功能等微生态环境的影响也不同，这些根际微生物环境变化是否也影响根系的生长有待进一步的研究。另外，随着种植时间延长，不施污泥处理的土壤pH也一定程度升高，这是否与鹅掌藤根系吸收致酸离子H+和Al3+有关，仍需深入研究。
3.3 结论
不同污泥施用方式对鹅掌藤根系生长影响不同。混施污泥一定程度抑制根系生长；在处理240 d，各土层总根长、根体积、根密度均显著低于不施污泥处理。表施污泥促进0~20 cm土层根系生长，根干质量、总根长、根体积、根组织密度和根密度均一定程度提高。混施污泥显著提高土壤pH、电导率和根系重金属含量，表施污泥一定程度提高土壤pH和电导率。在0~20 cm土层表施污泥的土壤pH与根长呈极显著正相关。鹅掌藤根长均与根系Cd、Zn、Cu、Ni含量呈极显著负相关。表施10%(w)污泥提高0~20 cm土层土壤pH，并有效促进了鹅掌藤根系生长；混施10%(w)污泥导致鹅掌藤根系重金属含量增加，进而抑制根系生长。
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图 2 生物炭不同施加量处理在门水平上对土壤细菌相对丰度的影响
Figure 2. Effects of different biochar application amounts on the relative abundance of soil bacteria at phylum level
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图 3 生物炭不同施加量处理在属水平上对土壤细菌相对丰度的影响
Figure 3. Effect of different biochar application amounts on the relative abundance of soil bacteria at the genus level
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图 4 土壤细菌群落结构的非度量多维尺度(NMDS)分析
Figure 4. Non-metric multi-dimensional scaling (NMDS) analysis of soil bacterial community structure
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图 5 门水平上的土壤细菌相对丰度聚类分析
Figure 5. Cluster analysis of relative abundance of soil bacteria at phylum level
表 1 基于OTU的土壤细菌群落多样性指数1)
Table 1 Diversity index of soil bacterial community based on OTU
品种
Variety处理
Treatment香农指数
Shannon index辛普森指数
Simpson indexChao1指数
Chao1 indexACE指数
ACE index黄华占
Huanghuazhan(Hua)CK 8.966±0.05abA 0.989±0.006aA 3480.75±517.08bA 3 563.55±537.94bA Tr1 9.706±0.45aA 0.995±0.002aA 4179.17±316.40aA 4 339.96±213.84aA Tr2 8.091±1.24bA 0.969±0.022aA 3490.21±836.31bB 3 586.29±830.62bA 农香32
Nongxiang32(N)CK 8.921±0.30aA 0.979±0.004aA 3866.23±347.77aA 3 951.35±380.68aA Tr1 9.348±0.04aA 0.984±0.006aA 4044.71±157.98aA 4128.83±192.08aA Tr2 8.671±0.19aA 0.984±0.006aA 3468.91±569.14aB 3538.57±588.43aA 五常香稻
Wuchangxiangdao(Wu)CK 8.683±0.14aA 0.979±0.005aA 3816.22±187.40aA 3946.03±228.30aA Tr1 9.253±0.66aA 0.987±0.007aA 4191.22±353.26aA 4300.22±318.69aA Tr2 8.521±0.70aA 0.986±0.005aA 3235.06±789.02aB 3334.52±839.40aA 湘晚籼17
Xiangwanxian 17(X)CK 8.424±1.89aA 0.976±0.026aA 3518.03±797.80aA 3655.60±744.40aA Tr1 9.023±0.35aA 0.979±0.005aA 4045.54±289.53aA 4121.37±284.28aA Tr2 8.931±0.64aA 0.983±0.004aA 3832.92±747.80aAB 3947.94±753.74aA 象牙香占
Xiangyaxiangzhan(Ya)CK 8.651±1.24aA 0.975±0.021aA 3561.74±695.16aA 3598.91±691.79aA Tr1 8.988±0.09aA 0.972±0.004aA 4074.37±52.38aA 4234.22±5.95aA Tr2 8.956±0.54aA 0.987±0.005aA 3696.07±627.56aAB 3787.12±622.64aA 玉针香
Yuzhenxiang(Yu)CK 6.708±1.00bB 0.919±0.047bB 3024.95±367.96bA 3169.58±292.43bA Tr1 8.682±0.14aA 0.980±0.001aA 3637.90±127.86abA 3735.90±125.70abA Tr2 8.738±0.73aA 0.984±0.005aA 4746.21±1530.11aA 4073.96±257.00aA 1) 表中数据为平均值±标准差，n=3；同列数据后的不同小写字母表示同一水稻品种在不同生物炭施加量处理下差异显著；同列数据后的不同大写字母表示同一生物炭施加量处理下不同水稻品种间差异显著(P<0.05，Duncan’s法)
1) Data are means±standard deviations, n=3; Different lowercase letters in the same column indicate significant differences of the same variety among different biochar treatments, different capital letters in the same column indicate significant differences among different rice varieties under the same biochar treatment(P<0.05, Duncan’s test)
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