叢枝菌根真菌（AMF)協同生物炭對土壤重金屬鎘（Cd）的固定化效果研究

關鍵詞叢枝菌根真菌；重金屬；鎘污染；生物炭

中圖分類號 X53；X173 文獻標識碼A 文章編號 1007-7731（2025）09-0051-08

DOI號 10.16377/j.cnki.issn1007-7731.2025.09.012

AbstractIn this study，local indigenous arbuscular mycorrhizal fungi （AMF）-Glomus consrictum wereselected. Under the stress of cadmium （Cd） at different concentrations （ 0 ， 5 ，and 1 0 m g / k g ）， to explore its effects on the physical and chemicalpropertiesofsoilandthefixationefectofCdinsoilinthree treatmentgroups： noadditionofbiochar，additionof biochar A （corn stalks），and adition of biochar B（corn cobs）.TheFTIR spectral analysis results showed that the functional groupscontainedinthetwo types of biochar were approximatelythe same.Theresultsof theco-treatmentof AMF and biochar showed that the addition of two biochars decreased soil total Cd by 2.9%- 2 5 . 1 % ，soilavailable Cd content by 4 . 8 % - 1 5 . 3 % ，and increased soil available potassium and soil available phosphorus content under different initial Cd concentrations. The soil and soil organic matter increased slightly，but the content of soil alkali-hydrolyzed difused nitrogen decreased.Comprehensivecomparison，under low Cdconcentration，corncob biochar hadamore significant efect on reducing soil total Cd and available cadmium，butunder medium and high Cd concentration，corn straw biochar had a more significant effect on reducing soil total Cd and available Cd.

Keywordsarbuscular mycorrhizal fungi; heavy metals; cadmium pollution; biochar

耕地是農業最基本的生產資料，耕地安全是民生之本。在耕地污染中，以鎘（Cd）污染面積較大2危害較嚴重[3]。Cd元素能夠被植物吸收并在其體內積累，該元素通過擾亂植物的水分平衡4、干擾離子穩態和抑制酶活性等途徑抑制種子萌發7植物的發育及光合作用8-9，進而導致作物產量下降[1]。重金屬元素通過食物鏈可進人人體和動物體內，干擾鈣、磷的正常吸收[1]，引起機體骨質疏松、脆化等病理變化2]，并對肝、腎及肺等功能造成損害[13]。因此，提高農作物對重金屬毒性的耐受性，改善耕地重金屬Cd的固化技術，已成為當前亟須解決的關鍵科學問題。

大量研究表明，叢枝菌根真菌（Arbuscularmycorrhizalfungi，AMF）能夠促進根系吸收養分[14]、調控植物基因表達[15]及分泌重金屬螯合物[16等，對王壤中重金屬起到固化作用的同時，幫助植物建立重金屬耐受性[17]。AMF可以分泌有機酸[18或刺激根系分泌有機酸[9等物質，改變土壤理化性質。此外，AMF是一類能夠與多數陸生植物根系建立共生關系的有益菌[20]，其菌絲一端侵入植物根系，形成叢枝狀結構，從而擴大與植物體的物質交換面積；另一端延伸至土壤中，起到擴大根系營養吸收面積的作用。通過促進植物對營養物質的吸收，增加生物量，發揮生物稀釋作用[21，起到一定的解毒效果。AMF可以調控植物轉運蛋白[22]，抑制重金屬從植物地下部向地上部的遷移23]，同時誘導植物分泌抗氧化酶，以應對重金屬進入植物體內所引發的活性氧自由基（Reactive oxygen species，ROS）的產生。AMF分泌的聚磷酸鹽及酸根離子[可以螯合重金屬離子，影響其遷移，從而降低重金屬對植株的毒性效應。

生物炭的施用能夠顯著改善土壤理化性質，提高土壤養分水平，并具有鈍化重金屬的作用[24]，是一種綠色的重金屬鈍化劑。添加生物炭可增強土壤中磷的可用性，提高土壤有機質含量[25]，增強土壤持水能力[26，為植物健康生長提供有利的土壤環境。生物炭還可以利用其巨大比表面積上的可交換離子及官能團[27]，通過靜電吸引、離子交換絡合及共沉淀等方式，降低土壤中重金屬的有效態含量，進而減少其向植物體內的遷移。向重金屬污染土壤中添加生物炭，可導致土壤pH上升[28]，改變重金屬在土壤環境中的賦存形態，使其從活躍且易遷移的狀態轉變為不易遷移的狀態，從而降低被植物吸收的可能性，以保障植物健康。此外，生物炭在促進AMF在植物根際土壤環境中的定殖也展現出積極作用。生物炭巨大的表面積和豐富的孔隙度為AMF提供了適宜的生長空間及營養物質，促進了其生長和繁殖，進而提高了其在根系的定殖能力[29]。生物炭的性能與其原材料有關，不同種類的生物炭與同種AMF的復配效果有待進一步驗證。本研究以3個濃度的Cd污染土壤為供試土壤，以縮球囊霉（Glomusconstrictum）為供試菌種，探究2種生物炭（玉米秸稈、玉米芯）與縮球囊霉菌對Cd的協同去除效果，為微生物一生物炭雙重修復重金屬污染土壤提供參考。

1材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采集自河北省某小麥種植區 0 ～ 2 0 c m 表層土壤。采集的土壤樣本混合均勻后，剔除其中的石塊及植物根系，自然風干后過 2 m m 篩備用。

試驗所用生物炭購自河南立澤環保科技有限公司，原材料分別為玉米秸稈（生物炭A和玉米芯（生物炭B）。生物炭pH測定方法參照GB/T12496.7—1999《木質活性炭試驗方法 值的測定》，灰分測定方法參照GB/T17664—1999《木炭和木炭試驗方法》，總Cd及有效Cd含量參照《土壤農化分析》（第三版）方法測定。生物炭基本性質測定結果如表1所示。

供試叢枝菌根菌種為從供試土壤中提取出的土著菌種，經鑒定，為縮球囊霉。

1.2試驗設計

盆栽試驗設置不外加Cd、外加 5 ， 1 0 m g/ k g 3 個Cd污染濃度；生物炭添加種類分別設置不添加生物炭、添加生物炭A、添加生物炭B3個處理，共計9個處理，每個處理設3組重復。每盆按 5 % （ w / w ） 比例接種AMF菌劑，播種15顆已消毒并催芽的小麥種子，并置于 溫室條件下進行培養。待出苗穩定后間苗，每盆保留10株小麥苗。培養期間，每周澆水一次，以水溢滿花盆底托為宜，培養60d后收獲，將土壤及小麥植株分別進行冷凍干燥處理，備用。

1.3測定指標及方法

1.3.1生物炭表面官能團測定 生物炭表面官能團采用傅里葉變換紅外光譜（Fouriertransforminfra-redspectroscopy，FTIR）儀進行測定。

1.3.2土壤理化性質測定 土壤pH采用水（無 水）土（過 2 m m 篩的風干土）比2：1振蕩 3 0 m i n 后離心，使用 計對上清液進行測定。有機質質量分數參照《土壤農化分析》（第三版）中記錄的水合熱重鉻酸鉀氧化一比色法進行測定。堿解擴散氮、速效鉀、有效磷的測定均參照《土壤農化分析》（第三版）中記載的方法進行測定。

土壤全Cd含量的測定根據HJ832—2017《土壤和沉積物金屬元素總量的消解微波消解法》方法進行測定。利用微波消解儀對土壤樣品進行消解，采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）對消解液中Cd離子含量進行測定。土壤有效Cd含量的測定，稱取過0 . 8 5 m m 篩的干燥土壤樣品 1 2 . 5 g ，置于 5 0 m L 離心管中，加入 2 5 m L EDTA浸提劑 ，室溫下振蕩提取 2 h 后，過濾，待測。采用ICP-MS對提取液中Cd離子含量進行測定。

1.4數據統計

利用SPSS26軟件對數據進行單因素方差分析，并比較不同處理之間的顯著性；利用 軟件進行統計圖繪制。

2結果與分析

2.1生物炭FTIR光譜特征

生物炭表面豐富的官能團能與土壤中的重金屬發生絡合反應，起到固化重金屬的作用。2種生物炭的FTIR光譜如圖1所示，2種生物炭所含的官能團大致相同，3853.56和 附近的吸收峰歸因于-OH伸縮振動， 附近的吸收峰源于碳水化合物中-0H伸縮振動，2922.11和

附近的吸收峰與碳水化合物或脂肪酸化合物中 反對稱伸縮振動相關， 附近的吸收峰源于 - C=0 伸縮振動， 附近的吸收峰與CO或N-H振動相關， 附近的吸收峰與含氧官能團-C-O-C伸縮振動有關， 附近的吸收峰源于芳香烴化合物中-C-H振動， 附近的吸收峰與醛類、芳香族或烯烴中-C-H或 - C= C 伸縮振動有關。

2.2AMF協同生物炭處理對土壤理化性質的影響

2.2.1土壤pH 不同處理方式分別在外加0、5、1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤pH如圖2所示。無論添加生物炭A還是添加生物炭B相較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高低依次為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭，且其在3個外加Cd濃度下的表現一致。在不外加Cd處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤pH分別為7.35和7.22，相較于不添加生物炭處理 分別提高了0.16和0.03。在外加 5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后， 分別為7.68和7.45，相較于不添加生物炭處理分別提高了0.37和0.14。在外加1 0 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后， Δ p H 分別為7.57和7.32，相較于不添加生物炭處理分別提高了0.29和0.04。

2.2.2土壤有機質 不同處理方式分別在外加0 . 5 ， 1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤有機質含量見圖3。添加生物炭A和生物炭B相較于不添加生物炭土壤中的有機質含量均有不同程度的升高。在不外加Cd濃度和外加Cd濃度為 1 0 m g / k g 條件下，王壤有機質含量均表現為添加生物炭 Bgt; 添加生物炭 Agt; 不添加生物炭;在外加Cd濃度為 5 m g / k g 條件下，土壤有機質含量則表現為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭。相較于不添加生物炭，添加生物炭A的土壤有機質含量在3種外加Cd濃度下分別增加了 0 . 1 0 3 % . 0 . 2 4 6 % 和 0 . 2 5 1 % ，添加生物炭B的土壤有機質含量在3種外加Cd濃度下分別增加了0 . 1 5 7 % . 0 . 1 6 7 % 和 0 . 3 5 0 % 。

2.2.3土壤堿解擴散氮 不同處理方式在外加 濃度下的土壤堿解擴散氮含量見圖4。添加生物炭A和生物炭B相較于不添加生物炭土壤中堿解擴散氮的含量均有不同程度的下降。在不同處理條件下，堿解擴散氮的含量均表現為不添加生物炭 gt; 添加生物炭 Bgt; 添加生物炭A。在不外加Cd處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤堿解擴散氮含量分別為0.112和 0 . 1 1 9 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 2 0 % 和 1 5 % 。在外加 5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤堿解擴散氮含量分別為0.112和0 . 1 2 6 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 1 5 % 和 2 5 % 。在外加 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤堿解擴散氮含量分別為0.105和0 . 1 3 3 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 6 0 % 和 4 0 % 。

2.2.4土壤速效鉀 不同處理方式分別在外加 d濃度下的土壤速效鉀含量如圖5所示。在2種生物炭處理條件下土壤中速效鉀含量均高于不添加生物炭處理組。土壤速效鉀含量表現為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭，且在3個外加Cd濃度下表現一致。在不外加Cd處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤速效鉀含量分別為1397.5和 1 0 8 5 . 2 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別增加了 8 1 % 和 41 % 。在外加 5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤速效鉀含量分別為962.0和 8 4 3 . 1 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別增加了 123 % 和 9 5 % 。在外加 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤速效鉀含量分別為867.5和7 7 8 . 7 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別增加了8 0 % 和 6 2 % 。

2.2.5土壤有效磷 不同處理方式分別在外加0 . 5 ， 1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤有效磷含量見圖 相較于不添加生物炭處理，2種生物炭處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為添加生物炭 Agt; 添加生物炭 Bgt; 不添加生物炭，且在3個外加Cd濃度下表現一致。試驗周期結束后，在添加外源Cd的條件下，添加生物炭A處理后土壤有效磷含量為 4 . 7 1 m g / k g ，添加生物炭B處理后土壤有效磷含量為 3 . 8 4 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別提高了 2 7 . 3 % 和 3 . 8 % 。在外加5 m g / k g Cd濃度條件下，添加生物炭A和生物炭B處理后土壤有效磷含量分別為3.57和 3 . 2 5 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別提高了 2 2 . 7 % 和 1 1 . 7 % 。在外加 1 0 m g / k g Cd濃度組中，添加生物炭A和生物炭B處理后土壤有效磷含量分別為4.07和3 . 7 8 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別提高了9 . 1 % 和 1 . 3 % 。

2.3AMF協同生物炭處理對土壤中Cd活性及Cd含量的影響

2.3.1 土壤總Cd 不同處理方式分別在外加0、5 ， 1 0 m g / k g Cd濃度下的土壤總Cd含量見圖7。相較于不添加生物炭處理，2種生物炭處理方式均能降低土壤中總Cd含量。在不外加Cd處理下，土壤總Cd含量由低到高依次為添加生物炭 Blt; 添加生物炭 Alt; 不添加生物炭。添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤總Cd含量分別為2.73和 ，相較于不添加生物炭處理分別降低了1 0 . 6 % 和 3 2 . 3 % 。在外加5和 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，土壤總Cd含量由低到高依次為添加生物炭 Alt; 添加生物炭 Blt; 不添加生物炭。其中，在外加5 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤總Cd含量分別為7.13和7 . 6 6 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了9 . 6 % 和 2 . 9 % 。在外加 1 0 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤總Cd含量分別為4.85和 6 . 2 4 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 2 5 . 1 % 和 3 . 7 % 。

2.3.2土壤有效Cd 不同處理方式分別在外加 Cd濃度下的土壤有效Cd含量見圖8。相較于不添加生物炭處理，2種生物炭處理方式均能降低土壤中有效Cd含量。在不外加Cd處理下，土壤有效Cd含量由高到低依次為不添加生物炭 gt; 添加生物炭 Agt; 添加生物炭B。添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤有效Cd含量分別為0.86和 0 . 8 4 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 1 3 . 3 % 和 1 5 . 3 % 。在外加5和 1 0 m g / k g Cd濃度處理下，土壤有效Cd含量由高到低依次為不添加生物炭 gt; 添加生物炭 Bgt; 添加生物炭A。其中，在外加5 m g / k g Cd濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤有效Cd含量分別為1.95和 ，相較于不添加生物炭處理分別降低了1 1 . 1 % 和 4 . 8 % 。在外加 1 0 m g / k g C d 濃度處理下，添加生物炭A和生物炭B處理在試驗周期結束后，土壤有效Cd含量分別為2.86和 3 . 0 6 m g / k g ，相較于不添加生物炭處理分別降低了 1 1 . 4 % 和 5 . 5 % 。

3結論與討論

生物炭中羥基（-OH）、羧基（-COOH）、羰基（ - C= O ）等含氧官能團可以通過離子交換、表面絡合固定重金屬，通過氧化還原反應改變重金屬價態，降低重金屬毒性30；含氮官能團能夠與汞、鎘等重金屬離子形成強配位鍵[31，還可以與重金屬離子發生絡合反應從而降低重金屬有效性[32]；香碳結構通過 π - π 相互作用或陽離子 - π 作用吸附帶正電的重金屬離子[33]。

向Cd污染土壤中添加生物炭的處理方式對土壤pH略有提高效果，這源于生物炭本身具有較高的 ，而土壤pH變化不明顯，原因是土壤本身具有酸堿緩沖效果[34]。此外，生物炭分解后會產生一些酸性物質，也會在一定程度上降低土壤 。生物炭的加入可以激活土壤中蔗糖酶活性[3，蔗糖酶直接參與生物炭的代謝過程，提高土壤中的有機質含量。同時，土壤中的有機質可以被微生物代謝分解，兩者的共同作用使土壤中有機質含量保持得較為穩定。生物炭具有較高的碳氮含量，由于氮素的引人，增強了王壤中微生物的活性，加速了微生物對土攘中營養元素的利用[37]，從而降低了土壤堿解擴散氮的含量。生物炭表面官能團能夠與土壤中的 發生絡合反應[38]，形成穩定的碳氮鍵，從而減少了土壤中可直接被利用的氮素含量。王化秋等39研究發現，土壤中AMF的豐度與速效鉀含量成正相關。根際AMF對解鉀細菌具有一定促生作用[40]，可以促進土壤礦物中的鉀向植物可利用形態轉換，從而增加土壤中速效鉀的含量。黃凱等41研究表明，施加生物炭可以使土壤中速效鉀含量升高，這與本試驗的研究結果一致。有效磷含量是土壤養分的重要指標，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，經過修復后的土壤理化性質有所改善，減少了土壤養分流失，增加了土壤有效磷含量。

生物炭的加入增加了土壤養分含量，一方面促進了植物的生長[43]，增強了植物體對Cd的富集作用44；另一方面，促進了AMF的繁殖，增加土壤中的微生物數量[45]，加速了土壤和植物之間的物質交換過程，促進了土壤中Cd向植物遷移的進度。AMF可以通過將Cd固定在菌絲中[4，達到降低土壤中有效Cd含量的效果，其還可以分泌或誘導植物根系分泌相關物質（如細胞黏液、酸根離子等）螯合重金屬離子[47]，從而降低重金屬的有效性。袁金瑋等[48研究證明，蘋果酸和檸檬酸可以對重金屬元素起到螯合作用。生物炭的施入提高了土壤pH，降低了土壤中鎘元素的可遷移性；此外，生物炭表面含有大量的官能團，其通過絡合和共沉淀作用等對王壤中活躍的Cd離子起到固定作用，其多孔隙結構為微生物生長繁殖提供了大量的空間，其表面的大量營養元素為微生物生長繁殖提供了豐富的營養物質。AMF與生物炭的相互作用對土壤中重金屬元素起到了很好的固定作用。普東偉等4的研究表明，生物炭和AMF的聯合施用可以顯著降低土壤中Cd的可遷移性。

本試驗中，生物炭與AMF聯合施用后，土壤pH以及有機質、速效鉀和有效磷含量均比只添加AMF的處理有所上升，而土壤堿解擴散氮含量較只添加AMF的處理有所降低。總體上，生物炭的加入較只添加AMF提高了土壤的健康程度，為后續植物生長提供了更多可利用的營養元素。土壤環境中Cd的遷移能力與土壤pH密切相關，當土壤pH升高時，土壤中Cd的遷移能力降低。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。相較于只添加AMF，添加生物炭在不同Cd濃度下土壤總Cd及有效Cd含量均表現為降低趨勢，但2種生物炭在不同Cd濃度下表現出的效果不相同。在低Cd濃度下，生物炭B（玉米芯）對土壤總Cd及有效Cd含量的降低效果更為顯著，而在中高Cd濃度下表現為生物炭A（玉米秸稈）對土壤總Cd及有效Cd含量的降低效果更為顯著。本研究僅對添加生物炭后AMF對土壤Cd污染修復效果的影響進行了研究，后續可對生物炭的吸附機理、生物炭添加濃度等進行更深人的研究。

參考文獻

[1]鄭皓洋，李婷婷，黃穎利.中國黑土區耕地利用效益評價及問題診斷：基于糧食安全與黑土保護雙重背景[J]中國農業大學學報，2023，28（11）：29-41.

[2]王薦，吳運金，王夢杰，等.凹凸棒石一稻秸復合材料的制備及其對污染土壤中鎘鈍化效果的研究[J]土壤，2022，54（4）：802-809.

[3]周垂康，毛詹晟，方先芝，等.交流電場頻率對柳樹一東南景天混栽修復鎘污染土壤的影響[J].環境工程學報，2023，17（9）：3046-3053.

[4]楊昌浪，張琳，牛婷婷，等.不同濃度Cd脅迫對玉米幼苗生理特性及鎘累積的影響[J]北京農學院學報，2023，38（3） ：8-11.

[5]王璐瑤，陳謇，趙守清，等.水稻鎘積累特性的生理和分子機制研究概述[J].植物學報，2022，57（2）：236-249.

[6]張詩行，于樹濤，張君，等.腐熟花生秸稈對鎘脅迫下花生生長、生理特性及鎘積累的影響[J].生態學雜志，2024，43（4） ：1074-1081.

[7]郭曉亮，黃浩.鎘脅迫對重齒毛當歸種子萌發與幼苗生長的影響[J].現代農業科技，2023（13）：69-72

[8]何飛，印錫平，李勇偉，等.固體廢棄物穩定化修復污染土壤的研究進展[J].當代化工研究，2022（24）：6-9.

[9]張雨佳.輪作方式下土壤調理劑與葉面阻控劑混合削減菜地Cd污染研究[D].重慶：西南大學，2023.

[10]任玉玲，吳云，趙艷，等.鎘脅迫誘導的兩種青稞葉片衰老差異的生理學比較[J].分子植物育種，2022，20（22）：7574-7583.

[11]張猛.農田中鎘的環境行為和影響因素分析[J].農業與技術，2022，42（12）：112-115.

[12]王小倩，劉金明，張澤鋒.深圳市某區市售水產品中鎘污染特征及健康風險評價[J].食品安全導刊，2023（25）：106-109.

[13]黃軍根，王海娃，彭小強，等.富硒農產品中硒與鎘互作影響研究進展[J].食品研究與開發，2024，45（4）：194-199.

[14]左明雪，孫杰，徐如玉，等.叢枝菌根真菌與有機肥配施對甜玉米根際土壤氮素轉化及氮循環微生物功能基因的影響[J].福建農業學報，2020，35（9）：1012-1025.

[15]侯潞瑤，張曉勉，葉勝忠，等.紅葉石楠結合泥炭調理劑修復Cd污染土壤的研究[J].北方園藝，2023（13）：77-84.

[16]羅巧玉.利用AM真菌和紫花苜蓿開展 污染土壤的生物修復[D].蘭州：蘭州大學，2014.

[17]高杉.接種根內球囊霉菌對Pb脅迫下煙草解毒效應的研究[D].鄭州：河南農業大學，2017.

[18]胡雪，魏晶晶，馬麗，等.高山嵩草草甸植物功能群去除影響群落生物量及土壤屬性[J/OL].草地學報，1-13（2024-10-10）[2025-5-15].http：//kns.cnki.net/kcms/detail/11.3362.S.20230829.1431.002.html.

[19]申繼忠，余武秀.蛋白質水解物類植物生物刺激劑簡介[J].世界農藥，2022，44（6）：1-7，53.

[20]張思華.叢枝菌根真菌對水稻耐鹽性的調控效應及機理[D].牡丹江：牡丹江師范學院，2023.

[21]油勇強，王立，馬放.AM真菌在土壤重金屬污染修復中的應用研究進展[C]//2018中國環境科學學會科學技術年會論文集.合肥，2018

[22]王宇菲.紅花AP2/ERF基因家族鑒定及CtDREB52的功能研究[D].長春：吉林農業大學，2023.

[23]榮麗杉.鈾污染土壤的植物一微生物修復及其機理研究[D].衡陽：南華大學，2015.

[24]趙晶玉，劉永德，杜志敏，等.生物炭聯合微生物修復重金屬污染土壤研究進展[J].河南科學，2023，41（7）：985-993.

[25]李銀光，張寶珠，孫守權，等.生物炭對鎘污染農田土壤改良及甘蔗生長的影響研究[J].化學工程師，2023，37（11） ：44-47.

[26]滕洪輝，張靜，張萌，等.秸稈生物炭的制備及其應用[J].吉林師范大學學報（自然科學版），2023，44（2）：96-103.

[27]誰華.謝丹丹.張書豪.等.不同類型原料牛物炭對鎘吸附機理探究[J].環境污染與防治，2023，45（11）：1485-1488.

[28]張桐，高博雅，張鑫，等.淺析生物炭在修復土壤重金屬污染的應用[J].清洗世界，2023，39（10）：119-120，124.

[29]WARNOCKDD，LEHMANNJ，KUYPERTW，etal.Mycorrhizal responses to biochar in soil- concepts andmechanisms[J].Plant and soil，2007，30o（1）：9-20.

[30]ZHENG Y C，CAO T，ZHANG Y D，etal.Characterization of dissolved organic matter and carbonrelease from wetland plants forenhanced nitrogen removalin constructed wetlands for low C-N wastewater treatment[J].Chemosphere，2021，273：129630.

[31]劉麗，范世鎖，梅楊璐.生物炭對廢水中銅離子吸附的研究進展：改性方法與吸附機制[J].化學試劑，2023，45（5） ：66-76.

[32]張彥彬，楊會國，馬麗萍，等.生物質熱解制備多孔吸附材料的研究進展[J].應用化工，2023，52（11）：3101-3106.

[33]朱曉麗，程燕萍，申燁華，等.核桃青皮生物炭對重金屬的吸附效應分析[J].環境科學，2023，44（10）：5599-5609.

[34]陳子毓，劉震雨，郭玉梅，等.廚余垃圾生物炭對土壤鎘、碑的固定效果及有機碳庫的影響[J].四川農業大學學報，2024，42（5）：1096-1104.

[35]DIASBO，SILVACA，HIGASHIKAWAFS，et al.Useof biochar as bulking agent for the composting of poultrymanure：effect on organicmatter degradationandhumification[J]. Bioresource technology，2010，101（4） ：1239-1246.

[36]高祥照，胡克林，郭焱，等.土壤養分與作物產量的空間變異特征與精確施肥[J].中國農業科學，2002，35（6）：660-666.

[37]李尚珂，胡嘉源，陳巖，等.稻殼和稻殼生物炭對鎘污染土壤肥力及鎘有效性的影響[J].中國土壤與肥料，2023（12）：78-85.

[38]桂利權，張永利，王燁軍.生物炭對土壤肥力及作物產量和品質的影響研究進展[J]現代農業科技，2020（16）：136-139，141.

[39]王化秋，程巍，郝俊，等.貴州煤矸石山香根草根系及根際土叢枝菌根真菌（AMF）群落的季節動態研究[J].菌物學報，2021，40（3）：514-530.

[40]劉琨琨.刺槐根際解鉀細菌的分離鑒定及其與叢枝菌根聯合促生作用[D].楊凌：西北農林科技大學，2023

[41]黃凱，孔德平，盛建軍，等.生物炭對礦區污染土壤理化性質及重金屬形態的影響[J].江西農業學報，2022，34（9）：73-79.

[42]王沖，王玉峰，谷學佳，等.連續施用生物炭對黑土基礎理化性質的影響[J].土壤通報，2018，49（2）：428-434.

[43]RODRIGUEZ-VILA A，FORJANR，GUEDESRS，etal.Changes on the phytoavailability of nutrients in amine soil reclaimed with compost and biochar[J].Water，air，amp; soil pollution，2016，227（12）：453.

[44]吳玥蓉，何歡，金元宵，等.PGPR聯合不同添加量椰殼生物炭對鎘污染土壤的修復效果[J].四川農業大學學報，2023，41（1）：119-124，130.

[45]屈潔.鎘污染及其聯合修復對作物及土壤AM真菌的影響[D].銀川：寧夏大學，2023.

[46]苗志加，孟祥源，李書緣，等.叢枝菌根真菌修復重金屬污染土壤及增強植物耐性研究進展[J].農業環境科學學報，2023，42（2）：252-262.

[47]陳保冬，孫玉青，張莘，等.菌根真菌重金屬耐性機制研究進展[J].環境科學，2015，36（3）：1123-1132.

[48]袁金瑋，陳笈，陳芳，等.強化植物修復重金屬污染土壤的策略及其機制[J].生物技術通報，2019，35（1）：120-130.

[49]普東偉，邱亮，周巧紅，等.生物炭與叢枝菌根真菌聯用對鎘固化效果研究[J].環境科學與技術，2023，46（1） ：56-64.

（責任編輯：何艷）