生物炭對微塑料污染下普通白菜生長和土壤細菌群落結構的影響

王喜英，莫忠妹，李德燕，張露露，3，4，趙輝，3，4*，譚智勇，3，4，侯建偉

（1 銅仁學院，貴州銅仁 554300；2 安順學院，貴州安順 561000；3 銅仁學院鄉村振興研究中心，貴州銅仁 554300；4 貴州省高等學校山地國土空間智能監測與政策仿真工程研究中心，貴州銅仁 554300）

塑料污染已成為21 世紀全球最嚴重的環境污染問題之一。全球塑料總產量從20 世紀50 年代的200 萬t 增加到2019 年的3.68 億t，其中近80%的塑料垃圾直接或間接排放到自然環境中（Fan et al.，2022）。在紫外線、高溫和生物作用下，塑料被分解成小于5 mm 的顆粒，即微塑料（MPs）（Thompson et al.，2004）。微塑料易吸收污染物和積累病原物等特定微生物，通過食物網和食物鏈對生態系統構成潛在風險（Ren et al.，2021）。土壤作為微塑料的主要載體，其微塑料含量是海洋的4～23 倍（Jacques & Prosser，2021）。近年來，由于微塑料對糧食安全和人類健康的潛在危害，農業土壤中微塑料污染問題已經引起全球的重點關注（Bank et al.，2020）。施用堆肥、污水灌溉、聚合物基肥料、大氣沉降、溫室材料和地膜被認為是農業土壤微塑料的主要來源（Kumar et al.，2020）。吳亞梅等（2022）研究表明，北京市設施菜地土壤微塑料豐度范圍為（440 ± 179.63）～（2 366.67 ±347.21）n · kg-1，平均豐度為（1 405.19 ± 584.30）n · kg-1；微塑料主要類型為聚丙烯（PP）、聚乙烯（PE）。Zhang 和Liu（2018）研究表明，西南地區設施菜地土壤微塑料豐度范圍為7 100～42 960 n ·kg-1。由此可知，設施菜地土壤微塑料含量普遍較高，不利于蔬菜生長。微塑料摻入和積累會直接或間接對土壤生態功能產生影響，改變土壤微生物群落多樣性，對土壤質量的影響因微塑料類型不同而未達成共識（Almeida et al.，2020）。

土壤微生物作為生態系統的分解者，積極參與物質循環和能量流動，是土壤環境變化的敏感指標，在土壤生態系統中起著至關重要的作用（Ren et al.，2019）。微塑料通過改變土壤容重、孔隙度、電導率、pH 和養分含量，最終影響土壤微生物群落組成和代謝活性（Yan et al.，2021）。因此，微塑料介導下土壤微生物群落可能會改變生物地球化學循環，從而影響土壤生態系統的整體功能。Fei 等（2020）研究發現，添加1%～5%的聚乙烯或5%的聚氯乙烯微塑料會導致土壤細菌群落的豐富度和多樣性下降。Yan 等（2021）研究認為，聚氯乙烯微塑料對土壤細菌群落多樣性和組成無顯著影響，然而一些細菌屬存在顯著減少或富集。Rong等（2021）研究發現，在低密度聚乙烯微塑料存在的條件下，土微菌屬、分枝桿菌屬和生絲微菌屬能很好地生長，對微塑料具有耐受性。由此可知，微塑料類型對土壤微生物的影響具有差異性；同時，考慮到未來土壤微塑料污染可能會持續或變得更加嚴重，因此開展微塑料類型對土壤微生物群落影響的研究勢在必行。

生物炭具有改善土壤質量，增強污染物吸附，提高有機污染物情況下的微生物活性或微生物利用能力的作用（He et al.，2018）。生物炭可直接為土壤微生物提供保護和營養供應，或間接通過改變土壤特性為微生物提供更適宜的生活環境（Zhu et al.，2017；Luo et al.，2018）。目前，關于單一微塑料類型或生物炭對土壤微生物影響的研究較多。然而，關于生物炭添加到微塑料污染土壤中，能否改善土壤質量，如何影響微生物群落結構、豐度及其生態功能尚不明確，需要開展進一步的研究。為此，本試驗采用盆栽方式，應用熒光定量PCR 和MiSeq 高通量測序技術，開展生物炭對不同類型微塑料污染下普通白菜生長發育以及土壤細菌群落結構、豐度和功能預測的研究，以期從微生物角度為土壤生態系統中微塑料污染的潛在風險評價及修復提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤采集于貴州省銅仁市土坪村（109°13′3″E，27°32′27″N）典型黃壤土，海拔650 m。土壤采樣區域無塑料污染，且通過肉眼和顯微鏡在土壤中沒有發現微塑料。0～20 cm 新鮮土壤經風干后過2 mm 篩，備用。土壤基本理化性質：pH 6.43，全氮含量1.54 g · kg-1，有機碳含量29.41 g · kg-1，速效鉀含量47.22 mg · kg-1，速效磷含量19.23 mg · kg-1。

供試普通白菜品種為四季小白菜，購自天津市宏豐蔬菜研究有限公司。

聚 丙 烯（polypropylene，PP）、 聚 乙 烯（polyethylene，PE）、聚氯乙烯（polyvinylchloride，PVC）尺寸為180～200 μm，分別用超純水洗滌3次，干燥箱干燥，并用紫外燈消毒。生物炭由馬弗爐在500 ℃下對水稻秸稈進行熱解產生，其基本理化性質：pH 8.56，有機碳含量535.07 g · kg-1，全氮含量6.37 g · kg-1，全磷含量5.78 g · kg-1，全鉀含量11.15 g · kg-1，比表面積212 m2· g-1。

1.2 試驗設計

普通白菜采用盆栽方式，共設計7 個處理，不同微塑料添加濃度按微塑料與土壤質量比計算，每處理3 次重復，分別為：CK，對照，不添加微塑料和生物炭；PP，添加1%聚丙烯；PE，添加1%聚乙烯；PVC，添加1%聚氯乙烯；PPR，添加1%聚丙烯 + 1%生物炭；PER，添加1%聚乙烯 + 1%生物炭；PVCR，添加1%聚氯乙烯 + 1%生物炭。試驗中設置的微塑料和生物炭添加量主要參考了目前文獻報道的土壤微塑料含量（費禹凡 等，2021；Han et al.，2022）。

試驗于2022 年11 月在銅仁學院塑料大棚內進行，各處理添加的微塑料、生物炭與土壤混合均勻后，裝入高21 cm、直徑21 cm 塑料盆中，盆栽用土4 kg，共計21 盆。為保證添加微塑料在土壤中趨于均勻穩定，平衡培養20 d，同時保持土壤含水量在60%。培養結束后，播種普通白菜，每盆10粒；待普通白菜出苗后，每盆留苗4 株。普通白菜生長期間管理水平一致，為避免水中微塑料進入，均采用蒸餾水澆灌。播種60 d 后，進行普通白菜和土壤樣品采集。每處理的普通白菜植株均用去離子水沖洗干凈，然后用濾紙吸干表面水分，用于生長指標測定，并統計葉片數。采用5 點取樣法在植株根系附近取土，每處理混合成1 份土樣，去除植物根系并過2 mm 篩，然后分為2 份，1 份新鮮土壤用于銨態氮和硝態氮含量測定，余下部分室內風干后用于土壤理化指標測定；另1 份保存于-20 ℃冰箱，用于土壤微生物DNA 提取。

1.3 測定項目及方法

1.3.1 普通白菜生長指標測定 使用卷尺和電子天平測定株高、根長、單株鮮質量。

1.3.2 土壤化學指標測定 采用電位法測定pH，采用重鉻酸鉀氧化法測定有機碳（SOC）含量，采用凱氏定氮法測定全氮（TN）含量，采用靛酚藍比色法測定銨態氮（NH4+-N）含量，采用酚二磺酸比色法測定硝態氮（NO3--N）含量，采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測定速效磷（AP）含量，采用火焰光度法測定速效鉀（AK）含量（鮑士旦，2000）。

1.3.3 土壤DNA 提取和熒光定量PCR 擴增 采用DNA 提取試劑盒（Omega，GA，USA），按照試劑盒步驟進行土壤DNA 提取。利用核酸定量儀（NanoDrop ND-2000） 對DNA 濃度和純度進行檢測。利用實時熒光定量PCR（qPCR）技術對細菌（16S rRNA）豐度進行分析，細菌16S rRNA 基因的V3～V4 區擴增引物為：338F（5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAC-3′）和519R（5′-GGACTACNNGGGTATCTAAT-3′）（Zheng et al.，2019）。每個PCR 擴增樣品重復3 次，通過Minipre Kit 獲得樣品質粒，根據樣品質粒的標準曲線，分別計算基因拷貝數。

1.3.3 高通量測序 采用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測PCR 產物。利用Illumina MiSeq 平臺對細菌16S rRNA 進行測序（上海派森諾生物科技有限公司）。對原始數據進行質量控制后，在97%相似度水平下進行OTU 劃分和歸并。應用RDP-classifier分別在16S rRNA 數據庫中對97%相似水平的OTU 代表序列進行分類注釋。使用Mothur 軟件分別對細菌群落的α 多樣性指數進行分析。

1.4 數據分析

采用SPSS 21.0 軟件對普通白菜農藝性狀、土壤化學性質和細菌群落α 多樣性指數、群落組成相對豐度進行方差分析和顯著性檢驗。利用R 軟件進行土壤細菌群落結構聚類、主坐標和冗余分析。利用PICRUSt 平臺對細菌功能基因進行預測。

2 結果與分析

2.1 生物炭對微塑料污染下普通白菜生長的影響

由表1 可知，不同微塑料、生物炭處理對普通白菜鮮質量、株高和根長有顯著影響。普通白菜鮮質量在微塑料和生物炭共存處理中均顯著高于其他處理，而微塑料單一處理均低于對照。株高在微塑料及其與生物炭共存處理中均高于對照，其中微塑料和生物炭共存處理高于相應的微塑料單一處理。與對照相比，微塑料和生物炭共存增加了根長，其中PPR 處理最長，顯著高于對照。葉片數在微塑料及其與生物炭共存處理中均小于對照。因此，微塑料單一處理對普通白菜鮮質量和葉片數有抑制作用，而添加生物炭對微塑料污染下的普通白菜鮮質量、株高和根長均有促進作用。

表1 生物炭對普通白菜微塑料污染下生長指標的影響

2.2 生物炭對微塑料污染下土壤化學性質的影響

由表2 可知，土壤pH 和有機碳、速效鉀含量在微塑料和生物炭共存條件下均顯著高于其他處理，而微塑料單一處理與對照之間差異不顯著。土壤全氮含量在微塑料和生物炭共存處理中均顯著低于對照，但與微塑料單一處理之間差異不顯著。與微塑料單一處理相比，微塑料和生物炭共存增加了土壤速效磷和銨態氮含量，降低了土壤硝態氮含量。土壤pH、有機碳、速效磷、速效鉀和銨態氮含量均是PVCR 處理最高，且顯著高于對照。

表2 生物炭對微塑料污染下土壤化學性質的影響

2.3 生物炭對微塑料污染下土壤細菌基因豐度的影響

細菌16S rRNA 基因豐度在不同處理中有顯著差異。各處理細菌16S rRNA 基因拷貝數為1.27 ×109～1.94 × 109個 · g-1（圖1）。微塑料及其與生物炭共存處理均顯著高于對照，且微塑料和生物炭共存處理高于微塑料單一處理；PER 處理顯著高于其他處理，分別比對照及PP、PE、PVC 處理提高了53.41%、23.52%、20.70%、15.90%?？梢?，微塑料及其與生物炭共存對土壤細菌數量均有促進作用。

圖1 生物炭對微塑料污染下土壤細菌基因豐度的影響

為明確土壤細菌16S rRNA 基因豐度差異的影響因素，分別與土壤化學性質以及普通白菜鮮質量、株高、根長進行相關性分析（圖2）。細菌16S rRNA 基因豐度分別與土壤pH、速效鉀含量和普通白菜株高呈極顯著正相關關系，與土壤全氮含量呈顯著負相關關系，與土壤有機碳、速效磷含量和普通白菜鮮質量呈顯著正相關關系。

圖2 細菌群落α 多樣性指數、基因豐度與土壤化學性質以及普通白菜鮮質量、株高、根長的相關性

2.4 生物炭對微塑料污染下土壤細菌16S rRNA測序結果和α 多樣性指數的影響

利用Illumina MiSeq 平臺對土壤細菌16S rRNA 測序結果進行分析（表3）。不同處理土壤細菌獲得質控后序列數為62 600～71 809 條。土壤細菌Chao1 指數和ACE 指數變化大致相同，均為PE 處理最高，分別為4 122.87、3 536.03，均顯著高于對照和PP 處理；各處理的土壤細菌Shannon指數和Simpson 指數差異均不顯著，其中PE 處理Shannon 指數最高，而對照Simpson 指數最高。表明，微塑料及其與生物炭共存對土壤細菌群落豐富度有促進作用。

表3 生物炭對微塑料污染下土壤細菌16S rRNA 測序結果及群落α 多樣性指數的影響

相關性分析結果表明（圖2），土壤細菌Chao1指數、ACE 指數與普通白菜株高呈極顯著正相關關系，即土壤細菌豐富度與普通白菜生長關系較為緊密。

2.5 生物炭對微塑料污染下土壤細菌群落組成的影響

通過對土壤樣品OTUs 進行歸類， 在門水平上， 將平均相對豐度＜ 1% 的類群歸類為其他， 得到6 個類群（ 圖3）， 分別為放線菌門（Actinobacteria）、 變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、厚壁菌門（Firmicutes）、 酸桿菌門（Acidobacteria）和芽單胞菌門（Gemmatimonadetes）， 其中放 線 菌 門（44.13%～53.85%）、 變 形 菌 門（24.01%～27.96%）、綠彎菌門（5.70%～9.23%）、厚 壁 菌 門（4.81%～5.74%） 和 酸 桿 菌 門（3.87%～6.74%）為優勢菌門，優勢類群相對豐度的占比為91.28%～95.38%。

圖3 生物炭對微塑料污染下土壤細菌門水平群落組成的影響

由圖4 可知，除PE 和PVC 處理外，其他處理的放線菌門相對豐度均顯著高于對照，微塑料和生物炭共存處理高于微塑料單一處理；PPR 處理的放線菌門相對豐度最高，為53.85%，分別比對照及PP、PE、PVC 處理增加了22.03%、6.23%、15.54%、16.56%，差異均達顯著水平。對照的變形菌門相對豐度最高（27.96%），與微塑料單一處理之間差異不顯著，但均顯著高于微塑料和生物炭共存處理。微塑料和生物炭共存處理綠彎菌門相對豐度高于其他處理，其中PER 處理最高，為9.23%，顯著高于對照及PP、PE、PVC 處理。厚壁菌門相對豐度各處理間差異不顯著。酸桿菌門相對豐度以對照最高（6.74%），顯著高于其他處理；PE和PVC 處理的酸桿菌門相對豐度顯著高于PP、PPR、PER、RVCR 處理。

圖4 生物炭對微塑料污染下土壤細菌門水平優勢類群的影響

在屬水平上，得到相對豐度在1%以上的18個類群（圖5），其中類諾卡氏菌屬（Nocardioides）和Oryzihumus相對豐度高于其他屬。對照的類諾卡氏菌屬相對豐度低于其他處理，PPR、PER 和RVCR 處理的類諾卡氏菌屬相對豐度均高于PP、PE、PVC 處理；其中PER 處理的類諾卡氏菌屬相對豐度最高，為6.34%，顯著高于對照及PP、PE、PVC 處理。PP、PE 和PVC 處理的Oryzihumus相對豐度顯著高于其他處理及對照。

2.6 土壤細菌群落結構及其與土壤化學性質的關系

聚類分析結果表明，微塑料和生物炭共存處理距離較近，與微塑料單一處理距離較遠（圖6-a）。PCoA 分析進一步證實了微塑料及其與生物炭共存處理與微塑料單一處理的土壤細菌群落結構差異明顯，PCoA1 和PCoA2 分別解釋了土壤細菌群落變異的12.3%和8.8%（圖6-b）。其中對照和PVC處理分布在同一象限內，距離較近；PP、PE 處理之間距離近于其他處理；PPR、PER、RVCR 處理之間距離較近，說明微塑料和生物炭共存處理的土壤細菌群落結構相似度較高?？傮w而言，微塑料和生物炭共存處理的土壤細菌群落與微塑料單一處理之間差異較明顯，且影響高于微塑料單一處理。

為進一步分析土壤化學性質對細菌群落結構的影響，對細菌群落結構與土壤化學性質進行冗余分析（圖7）。通過冗余分析可知，RDA1 和RDA2 分別解釋了土壤細菌群落變異的38.04%和15.24%，前兩軸解釋了總變異的53.28%。土壤pH和有機碳、銨態氮、硝態氮、速效鉀含量對土壤細菌群落結構具有極顯著影響，土壤全氮和速效磷含量對土壤細菌群落結構具有顯著影響。

圖7 屬水平土壤細菌群落和化學性質的冗余分析

2.7 土壤細菌群落功能預測

根據OTUs 信息與KEGG 數據庫的OTUs 比較和注釋，獲得了6 類初級功能代謝傳遞（Ⅰ級）和45 類次級功能代謝途徑（Ⅱ級）（圖8）。6 類主要代謝途徑的相對豐度順序為新陳代謝（65.78%）＞遺傳信息處理（10.42%）＞環境信息處理（8.88%）＞細胞過程（7.01%）＞人類疾?。?.98%）＞有機系統（2.93%）。微塑料及其與生物炭共存處理的新陳代謝、環境信息處理和有機系統的功能基因相對豐度均高于對照，而細胞過程、遺傳信息處理和人類疾病的功能基因相對豐度均低于對照。其中，微塑料和生物炭共存處理的新陳代謝功能基因相對豐度高于微塑料單一處理。45 類二級功能代謝通路中，相對豐度大于1%的二級功能代謝通路有21 類。其中，碳水化合物代謝、氨基酸代謝、能量代謝、輔助因子和維生素代謝、膜轉運和核苷酸代謝的相對豐度均大于5%，為土壤細菌的主要子功能。微塑料及其與生物炭共存處理的碳水化合物代謝、氨基酸代謝、能量代謝和膜轉運功能基因豐度均高于對照，其中PPR 處理最高；而輔助因子和維生素代謝功能基因豐度則是對照最高（表4）。

圖8 不同處理的土壤細菌功能多樣性熱圖

表4 不同處理的土壤細菌主要功能代謝通路 %

3 討論

3.1 生物炭對微塑料污染下土壤化學性質的影響

相關研究認為，微塑料暴露在土壤中可導致土壤理化性質發生變化（Ren et al.，2022）。pH 是決定土壤特性的主要非生物因素之一，對營養物質的“生物利用度”和微生物群落組成及活性有重要影響（Rousk et al.，2010）。本試驗中，微塑料單一處理的土壤pH 增加不顯著，微塑料和生物炭共存處理的土壤pH 顯著增加，且與微塑料類型關聯性較強。微塑料在老化和降解過程中，其含有的化合物會釋放到環境中從而影響土壤pH（Feng et al.，2022）。此外，不同類型的微塑料由于表面特性（如表面電荷）的差異，可以選擇性吸附帶負電荷或帶正電荷的物質，改變土壤溶液中離子交換，最終誘導土壤pH 變化（Feng et al.，2022）。土壤微生物群落結構和活性對土壤pH 高度響應，微塑料可能通過改變土壤微生物群落結構間接影響土壤pH。Zhou 等（2021）研究認為，微塑料誘導土壤pH 變化部分歸因于對土壤生物區系的干擾。低密度PE可改變氨氧化細菌豐度，隨著釋放H+離子，進一步改變土壤pH（Rong et al.，2021）。今后，需進一步揭示微塑料對土壤pH 的影響機制。微塑料和生物炭共存處理下土壤pH 顯著增加，可能與生物炭為堿性物質有關。然而，生物炭與微塑料共存條件下土壤pH 也可能因微塑料類型的不同而有所不同，比如PE、PVC 和生物炭共存處理的土壤pH顯著高于其他處理。

土壤有機質含量與土壤肥力和微生物活性密切相關。本試驗中，單一微塑料處理降低了土壤有機碳含量，與Li 等（2021）的研究結果一致。其中，PE 處理的土壤有機碳含量最低，可能與PE 具有線性烴類結構，分子尺寸大，缺乏官能團和疏水性高有關，這使得該微塑料在自然條件下具有較強的抗降解能力（Miranda et al.，2020）。然而，戚瑞敏（2021）研究表明，微塑料（PE 和PVC）在恒溫培養箱中培養45 d 后，土壤有機碳含量隨微塑料添加量增加而增加，微塑料降解可作為土壤利用的碳源。本試驗中，3 種類型的微塑料和生物炭共存處理均顯著提高了土壤有機碳含量，可能與含有生物炭有關，有利于提高土壤碳含量。不同類型微塑料單一處理均降低了速效鉀含量，可知微塑料對土壤速效鉀含量有負面影響。PP 和PE 處理增加了土壤速效磷含量，與Chen 等（2020）的研究結果一致。然而，Yang 等（2021）研究認為，微塑料（PS、PE）可顯著降低土壤速效磷和速效鉀含量。本試驗中，除PVC 處理外，其他處理速效磷含量均高于對照，其中PPR、PER 和PVCR 處理顯著高于對照。Yan 等（2021）研究認為，1%的PVC 微塑料顯著降低了速效磷含量，而本試驗中PVC 處理也降低了速效磷含量。然而，微塑料和生物炭共存處理顯著提高了土壤速效磷和速效鉀含量，說明添加生物炭能夠減輕微塑料對土壤磷、鉀循環的負面影響。微塑料及其與生物炭共存下土壤磷和鉀轉化的機制及其影響還有待進一步研究。

微塑料單一處理降低了土壤銨態氮含量，增加了硝態氮含量，可能是由于微塑料含有碳基和羥基基團，吸收NH4+等陽離子；同時，微塑料通過改善土壤孔隙度和通氣性，增強土壤中O2擴散，進一步加速銨態氮硝化（Green et al.，2016）。微塑料和生物炭共存處理的土壤硝態氮含量有所下降，可能與土壤pH 急劇上升有關，導致土壤氨氧化微生物數量減少，對硝化過程有抑制作用（Wang et al.，2017）；同時，微塑料和生物炭共存處理促進了植株生長，增強了植株對硝態氮的吸收。

3.2 生物炭對微塑料污染下土壤細菌多樣性和群落結構的影響

土壤微生物負責維持土壤活力，并在維持土壤生態系統的整體服務功能方面發揮著重要作用。當土壤微生物生態環境受到干擾時，微生物數量、活性、多樣性和群落結構就會受到影響。微塑料及其與生物炭共存處理的土壤細菌豐度均顯著高于對照，可能與土壤pH 有關，pH 升高有利于養分轉化，有利于微生物生長和繁殖?？傮w上，微塑料和生物炭共存處理的細菌豐度高于微塑料單一處理，可能由于生物炭的添加提高了土壤有機碳含量，為微生物生長提供充足的碳源。Feng 等（2022）研究表明，微塑料對微生物群落豐富度和多樣性有負面影響，與本試驗結果不一致。本試驗中，微塑料及其與生物炭共存對土壤細菌豐富度有促進作用，對細菌多樣性無顯著影響，可能與不同土壤類型具有抵抗各種干擾的內在能力差異有關（Lee et al.，2017）。細菌豐富度增加，反映出微塑料可作為土壤稀有生物種類的食物資源，顯著改變一些細菌類群豐度，導致主要細菌定殖，意味著存在可以分解和利用塑料的代謝高效物種（McCormick et al.，2014）。微塑料和生物炭共存下土壤細菌Chao1 指數和ACE 指數較高，可能是由于生物炭的高表面積有助于微生物定殖，以及生物炭中的高灰分含量可為微生物提供必需的礦物質（Igalavithana et al.，2019）。

微塑料通過影響土壤理化性質，對土壤微生物群落和功能產生影響（Rillig et al.，2019）。微塑料可提供新的微生物生態位，促進特定微生物群增殖，對生態系統功能產生不可預測的后果。不同類型微塑料由于吸附能力的差異，對微生物群落的影響也有所不同（Brodhagen et al.，2017）。微塑料可為某些異養微生物提供一種底物，作為一種“特殊的微生物積累器”，吸引參與MPs 生物降解的類群。費禹凡等（2021）研究也認為，添加微塑料對土壤細菌群落組成有顯著影響。本試驗中，微塑料及其與生物炭共存不影響整體的細菌群落多樣性及組成，但改變了土壤微生物的群落結構，使特定的細菌優勢類群相對豐度發生了顯著變化。放線菌門、變形菌門、綠彎菌門、厚壁菌門和酸桿菌門為優勢菌門，與Fan 等（2022）的研究結果一致。放線菌門是包括極端環境在內的各種生態區域中最豐富的種群之一，能夠在惡劣的環境條件下生存（Rampelotto et al.，2013）。微塑料及其與生物炭共存處理的放線菌門相對豐度均高于對照，除PE、PVC 處理外均與對照差異顯著?？梢?，放線菌門具有在微塑料污染土壤中生長的能力，可能是由于某些物種能夠使用合成水解酶降解微塑料（Zhang et al.，2019）；微塑料和生物炭共存時，放線菌門相對豐度較高，可能與土壤養分增加有關（Wang et al.，2019）。

變形菌門被認為是最大的細菌門之一，其具有相當大的生理、形態和代謝多樣性，是附著在微塑料上最常見的細菌門，在碳質化合物的降解中起著重要作用，屬于異養性細菌（Spain et al.，2009）。Zhang 等（2019）研究認為，變形菌門在聚乙烯降解中發揮著重要作用。微塑料單一處理的變形菌門相對豐度高于微塑料和生物炭共存處理，可能與變形菌門對土壤污染具有一定的耐受能力有關（Fran?ois et al.，2012）。綠彎菌門含有綠色色素，具有降解纖維素作用，與作物地上部生物量呈顯著正相關關系（Podosokorskaya et al.，2013）。微塑料和生物炭共存處理的綠彎菌門相對豐度高于其他處理，其中PER 處理通過影響蔬菜生長來促進綠彎菌門繁殖和生長。酸桿菌門是嗜酸性細菌，酸性土壤環境有利于其代謝活動，偏好營養貧乏的環境（Ito et al.，2017）。酸桿菌門相對豐度以對照最高，顯著高于其他處理，可能與土壤pH 最低有關；微塑料和生物炭共存處理的酸桿菌門相對豐度最低，進一步證實了其為貧營養型細菌。

3.3 生物炭對微塑料污染下土壤微生物功能的影響

微生物群落變化可能間接影響其代謝功能的多樣性。通過與KEGG 數據庫比較和注釋，發現微塑料及其與生物炭共存處理改變了土壤微生物的某些代謝功能。杜宇佳等（2019）研究認為，土壤細菌群落功能特征與群落多樣性呈顯著正相關關系。微塑料及其與生物炭共存處理的新陳代謝、環境信息處理和有機系統的功能基因相對豐度均高于對照，有利于促進土壤細菌生長繁殖，提高微生物群落結構多樣性（Kanokratana et al.，2011）。馬欣等（2021）研究表明，土壤細菌群落中主要的代謝功能為新陳代謝中的碳水化合物代謝、氨基酸代謝、能量代謝、輔助因子和維生素代謝。膜轉運對細胞的存活至關重要，可以承受細菌環境中的任何不良變化。Fei 等（2020）研究認為，微塑料處理的碳水化合物相關基因豐度均大于對照，與本試驗結果一致。微塑料和生物炭共存處理提高了碳水化合物代謝、氨基酸代謝、核苷酸代謝等必需代謝功能基因豐度，且均高于其他處理，可能由于添加生物炭增強了土壤有機碳含量，促進了細菌對土壤氮、磷的利用能力，增強了細菌群落對外界的抵抗能力（Zhang et al.，2021）。然而，考慮到PICRUSt 分析只能提供細菌群落的預測功能，需要進一步結合宏基因組分析來評估微塑料及其與生物炭共存對土壤微生態造成的影響。

4 結論

施用生物炭可顯著提高微塑料污染下普通白菜鮮質量、土壤pH 以及有機碳、速效鉀含量。微塑料及其與生物炭共存對土壤細菌豐度有顯著促進作用；除PP 處理外，微塑料及其生物炭共存對土壤細菌Chao1 指數和ACE 指數有顯著促進作用。添加生物炭顯著增加了微塑料污染下土壤放線菌門相對豐度，顯著降低了變形菌門相對豐度，酸桿菌門相對豐度也降低。土壤細菌群落功能預測表明，微塑料及其與生物炭共存處理增加了細菌中新陳代謝、環境信息處理和有機系統的功能基因相對豐度。