摘要：為研究銅鎳脅迫對‘清水’紫花苜蓿（Medicago sativa ‘Qingshui’）根際的影響，本文以甘肅金昌市金川區(qū)農(nóng)田銅鎳污染的土壤（Cu 324.1 mg·kg^-1、Ni 271.1 mg·kg^-1）為研究對象，以耐銅鎳植物‘清水’紫花苜蓿為供試材料，采用溫室盆栽試驗(yàn)法，研究了不同濃度的銅鎳復(fù)合溶液（0，100，200，400，800，1 600 mg·kg^-1）處理對根際土壤理化、生物學(xué)性質(zhì)及細(xì)菌群落的影響。結(jié)果表明：隨銅鎳脅迫濃度增大，紫花苜蓿根際土壤水分含量、Cu²⁺、Ni²⁺含量均升高；根際土壤速效氮、磷、鉀、微生物量碳、氮、磷及有機(jī)質(zhì)含量均先升后降；根際土壤pH值和土壤酶活性下降；細(xì)菌群落豐富度與多樣性指數(shù)先增后降，當(dāng)銅鎳脅迫濃度為800 mg·kg^-1時增至最大；變形菌門、放線菌門、酸桿菌門、擬桿菌門和芽單胞菌門為優(yōu)勢菌門，且變形菌門和擬桿菌門的相對豐度顯著增加，放線菌門和酸桿菌門的相對豐度顯著降低。通過冗余分析和Monte Carlo置換檢驗(yàn)表明，土壤水分含量、速效鉀和過氧化氫酶是銅鎳脅迫環(huán)境下‘清水’紫花苜蓿根際細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)變化的主導(dǎo)因子。

關(guān)鍵詞：銅鎳脅迫；根際土壤；細(xì)菌群落；土壤微生物生物量碳

中圖分類號：X53 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：1007-0435（2023）07-2170-07

Response of the Structure of Bacterial Community in the Rhizosphere of Medicago sativa ‘Qingshui’ to Copper and Nickel Stress

LIANG Peng-fei1， LI Jing-feng1， NAN Li-li^1*， GUO Quan-en²， CAO Shi-yu²

（1. College of Pratacultural Science， Gansu Agricultural University/ Key Laboratory of Grassland Ecosystem， Ministry of Education， Lanzhou， Gansu Province 730070， China; 2. Soil Fertilizer and Water-Saving Institute， Gansu Academy of Agricultural Sciences， Lanzhou， Gansu Province 730070， China）

Abstract：To study the effect of copper and nickel stress on the rhizosphere of Medicago sativa ‘Qingshui’，this paper took the soil contaminated with copper and nickel （the contents of Cu²⁺and Ni²⁺ are 324.1，and 271.1 mg·kg^-1，respectively） in Jinchang area of Gansu as the study object，the effects of different copper and nickel concentrations （0，100，200，400，800，1 600 mg·kg^-1，respectively） on the physicochemical and biological properties and bacterial communities in the rhizosphere soil of alfalfa were investigated by the pot experiment with the material of alfalfa ‘Qingshui’ tolerant to the contamination of copper and nickel. The results showed that with the increase of copper and nickel concentration，the contents of soil moisture，Cu²⁺，and Ni²⁺ in the rhizosphere soil increased;the contents of available nitrogen，available phosphorus，available potassium，microbial biomass carbon，microbial biomass nitrogen，microbial biomass phosphorus，and organic matter in the rhizosphere soil increased first and then decreased;the pH value and soil enzyme activity in the rhizosphere soil decreased. The richness and diversity index of bacterial communities first increase and then decrease，reaching to the peak level under copper and nickel concentration of 800 mg·kg^-1. Proteobacteria，Actinobacteria，Acidobacteria，Bacteroidota，and Gemmatimonadetes were the dominant bacterial groups in the different samples. Through redundancy analysis and Monte Carlo permutation tests，it was found out that soil moisture content，available potassium，and catalase were the dominant factors affecting the changes in bacterial community structure in the rhizosphere of Medicago sativa ‘Qingshui’ under copper and nickel stress.

Key words：Copper and nickel stress;Rhizosphere soil;Bacterial community;Soil microbial biomass carbon

目前，土壤重金屬污染修復(fù)與治理是世界各國研究的熱點(diǎn)^[1-2]。重金屬污染因具有隱蔽性、不可逆性和長期性等特點(diǎn)，對植物、動物、人類健康和經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展構(gòu)成重大風(fēng)險^[3]。甘肅省金昌市有色金屬礦產(chǎn)資源豐富，是全國重要的鎳、銅、鈷生產(chǎn)基地，目前正遭受著較為嚴(yán)峻的農(nóng)田土壤重金屬污染問題^[4]，其中，Cu、Ni污染最為嚴(yán)重（平均Cu、Ni含量分別為397.54和340.57 mg·kg^-1），分別是當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸档?6.5和9.68倍^[5]。利用植物修復(fù)重金屬污染土壤的方式，具有環(huán)保、高效、成本低等優(yōu)勢^[6]，其中，牧草因其生長快速、適應(yīng)性強(qiáng)、生物量大等獨(dú)特優(yōu)勢，成為了重金屬污染土壤生物修復(fù)的先鋒植物^[7]。

銅鎳污染可對土壤細(xì)菌多樣性產(chǎn)生一定影響^[8-9]，植物修復(fù)重金屬污染也可對根際土壤細(xì)菌群落組成產(chǎn)生一定影響^[10-11]。根際微生物在污染環(huán)境下能促進(jìn)植物生長并在轉(zhuǎn)運(yùn)污染物時發(fā)揮重要作用^[12]，土壤重金屬污染可以影響微生物群落結(jié)構(gòu)^[13]。根際細(xì)菌對重金屬脅迫極為敏感，細(xì)菌與重金屬接觸后可能發(fā)生了離子交換、配位化合及氧化還原等化學(xué)作用^[14]，使重金屬離子鰲合、沉淀在細(xì)菌細(xì)胞表面或土壤中^[15]，有效降低重金屬毒性。根際細(xì)菌多樣性可作為重金屬污染植物修復(fù)效果評價指示標(biāo)志^[11]。

鎳、銅是生物體必需的微量元素。其中銅、鎳元素的含量高低影響著細(xì)胞生理生化反應(yīng)，對細(xì)胞進(jìn)行的氧化還原反應(yīng)影響較大^[16-17]；但過量銅、鎳會影響植物生長，并通過食物鏈的傳遞作用間接威脅人類健康。用植物重金屬修復(fù)技術(shù)是解決土壤重金屬銅、鎳污染問題最簡單、最安全、成本最低的處理方法。

紫花苜蓿（Medicago sativa）能夠有效富集土壤中銅、鎳離子，且對其有一定的耐受性^[18-19]，可較好的修復(fù)銅、鎳污染土壤?！逅匣ㄜ俎Ｊ俏覈讉€根莖型紫花苜蓿國審品種，莖平臥或半平臥生長，根頸區(qū)寬，根狀莖強(qiáng)大，根莖擴(kuò)展能力和地上覆蓋面積擴(kuò)張能力強(qiáng)^[20]，且耐銅鎳能力強(qiáng)^[21]。但是，紫花苜蓿修復(fù)土壤銅、鎳污染過程中，土壤微生物群落結(jié)構(gòu)如何響應(yīng)銅、鎳脅迫鮮有研究。因此，本研究以金川礦區(qū)重金屬污染土壤為研究對象，解析不同銅、鎳復(fù)合濃度脅迫下紫花苜蓿根際土壤細(xì)菌群落組成和多樣性的變化特征，旨在揭示紫花苜蓿根際土壤細(xì)菌群落響應(yīng)銅、鎳脅迫的響應(yīng)機(jī)制，為紫花苜蓿修復(fù)銅、鎳污染提供理論依據(jù)和技術(shù)參考。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)材料

以前期篩選的耐銅鎳植物‘清水’紫花苜蓿（Medicago sativa ‘Qingshui’，QS）為供試材料^[21]，種子由甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)學(xué)院提供；供試土壤取自甘肅省金昌市金川礦區(qū)農(nóng)田土壤（Ni、Cu背景值分別為271.1和324.1 mg·kg^-1）。將所采集土壤經(jīng)自然風(fēng)干后去除雜物待用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計

試驗(yàn)在甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院溫室進(jìn)行，將22.5 kg土壤裝入口徑、底徑、高為34.5 cm×23.0 cm×44.5 cm的花盆中，于2021年4月23日播種經(jīng)10% H₂O₂溶液消毒后的苜蓿種子，播量為20 kg·hm^-2，播深1～2 cm，共計24盆。出苗后間苗，每盆保留生長一致、分布均勻的幼苗30株，待生長至初花期（10%開花），設(shè)置銅鎳混合液濃度分別為0（CK），100，200，400，800，1 600 mg·kg^-1的6個銅鎳復(fù)合脅迫濃度梯度，用CuCl₂·2H₂O和NiCl₂·6H₂O轉(zhuǎn)化成質(zhì)量，配成1 L溶液，每盆每5 d澆銅鎳復(fù)合液500 mL，處理20 d后進(jìn)行試驗(yàn)采樣，去除根系外圍土，用細(xì)毛刷輕輕刷取根系表面附著的根際土，將每個處理4次重復(fù)混合后分為2份，一份保存在4℃冰箱中，用于土壤總DNA和土壤微生物量及酶活性的測定，一份自然風(fēng)干過2 mm篩后進(jìn)行土壤化學(xué)性質(zhì)測定。

1.3 測定指標(biāo)及方法

1.3.1 根際土壤物理、化學(xué)及生物學(xué)指標(biāo) 土壤水分含量（Soil water content，SWC）、pH值、有機(jī)質(zhì)（Soil organic matter，SOM）、速效氮（Available nitrogen，AN）、速效磷（Available phosphorus，AP）、速效鉀（Available potassium，AK）含量等土壤物理、化學(xué)指標(biāo)參考鮑士旦^[22]的方法進(jìn)行測定。

土壤酶活性測定參考關(guān)松蔭^[23]的方法，采用高錳酸鉀滴定法測定過氧化氫酶（Catalase，CAT）活性、采用靛酚藍(lán)比色法測定脲酶（Urease，UA）活性、采用氯化三苯基四氮唑比色法測定脫氫酶（Dehydrogensae，DHA）活性、采用磷酸苯二鈉比色法測定堿性磷酸酶（Alkaline phosphatase，APA）活性。根際土壤微生物量碳（Soil microbial biomass carbon，SMBC）^[24]、氮（Soil microbial biomass nitrogen，SMBN）^[25]含量采用氯仿熏蒸法測定。

1.3.2 土壤總DNA提取及細(xì)菌16S rRNA基因擴(kuò)增 采用天根磁珠法對樣本基因組DNA進(jìn)行提取，用瓊脂糖凝膠電泳對所提取的DNA純度和濃度進(jìn)行檢測；取適量DNA用無菌水稀釋至1 ng·μL^-1后作為PCR擴(kuò)增模板，根據(jù)擴(kuò)增區(qū)域選用帶Barcode的特異引物，使用適宜的緩沖液和高效高保真酶進(jìn)行PCR，以確保擴(kuò)增效率和準(zhǔn)確性。用引物515F（5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′）與806R（5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′）對其V4區(qū)基因片段進(jìn)行擴(kuò)增，每個樣品重復(fù)3次。反應(yīng)產(chǎn)物用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測。使用NovaSeq6000進(jìn)行上機(jī)測序（諾禾致源生物信息科技有限公司，北京）。下機(jī)數(shù)據(jù)拆分、過濾后使用FLASH（V1.2.11）^[27]、fastp和Usearch軟件對其進(jìn)行拼接、質(zhì)控、嵌合體檢測與去除以得到最終的有效數(shù)據(jù)（Effective Tags）。

1.4 數(shù)據(jù)分析

利用Microsoft Excel 2010對試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行匯總，處理與分析用SPSS 23.0進(jìn)行單因素方差分析（P＜0.05），采用QIIME2的classify-sklearn算法^[28-29]進(jìn)行物種注釋與序列比對，采用QIIME2軟件計算Alpha多樣性指數(shù)。用CANOCO 4.0軟件進(jìn)行冗余分析，并用Monte Carlo置換檢驗(yàn)計算因子的重要性。

2 結(jié)果與分析

2.1 根際土壤理化及生物學(xué)性質(zhì)

銅鎳不同濃度對QS根際土壤化學(xué)及生物學(xué)性質(zhì)有顯著影響（P＜0.05）（表1）。隨銅鎳脅迫濃度升高，QS的CAT、UA和DHA均顯著降低。銅鎳濃度為1 600 mg·kg^-1時，較CK相比，pH值、CAT、UA、APA和DHA分別下降了8.06%，26.77%，71.43%，37.42%和71.43%；QS的SOM、AN、AP、AK、SMBC、SMBN、SMBP含量均先升高后降低，除AK在銅鎳脅迫濃度為200 mg·kg^-1時達(dá)到最高外，其余指標(biāo)均在銅鎳濃度為100 mg·kg^-1時達(dá)到最大峰值，各指標(biāo)均在銅鎳脅迫濃度為1 600 mg·kg^-1時降至最小；QS的SWC、Cu²⁺和Ni²⁺含量均顯著增加，在銅鎳脅迫濃度為1 600 mg·kg^-1時均增至最大，分別是CK的2.37，1.59，2.21倍。

2.2 根際土壤細(xì)菌群落豐富度與Alpha多樣性分析

由表2可知，銅鎳脅迫濃度對QS根際土壤細(xì)菌群落豐富度及多樣性影響顯著（P＜0.05）。利用高通量測序，對序列進(jìn)行篩選、比對與過濾后，QS.CK、QS.100、QS.200、QS.400、QS.800、QS.1 600的有效序列變動范圍為54 077～58 397，有效序列除QS.100顯著、QS.200顯著大于CK，其余處理與CK差異均不顯著；各處理覆蓋度均在99%以上，Chao1、OTUs、Pielou-e、Shannon-wiener和Simpson指數(shù)均隨銅鎳脅迫濃度增加呈先增加后降低的變化趨勢，均在銅鎳脅迫濃度為800 mg·kg^-1時增至最大；由圖1可知，所有樣品共有分類單元為975個，其中QS.CK、QS.100、QS.200、QS.400、QS.800、QS.1 600特有的分類單元分別為618，556，688，676，687和660個，且各處理的變化趨勢與有效序列相同。

2.3 根際土壤細(xì)菌群落分布

由圖2可知，銅鎳脅迫下苜蓿根際土壤細(xì)菌群落相對豐度前十的細(xì)菌門分別為：變形菌門（Proteobacteria）（22.53%～33.32%）、酸桿菌門（Acidobacteria）（11.61%～18.39%）、擬桿菌門（Bacteroidota）（7.77%～11.98%）、放線菌門（Actinobacteria）（10.28%～23.34%）、芽單胞菌門（Gemmatimonadetes）（6.09%～7.69%）、疣微菌門（Verrucomicrobia）（2.45%～3.13%）、厚壁菌門（Firmicutes）（2.21%～3.42%）、綠彎菌門（Chloroflexi）（4.16%～8.48%）、脫硫菌門（Desulfobacterota）（0.22%～7.16%）、粘球菌門（Myxococcota）（2.94%～5.35%），共占細(xì)菌總數(shù)的93.82%～95.71%。且變形菌門、酸桿菌門、放線菌門、芽單胞菌門和擬桿菌門占細(xì)菌總數(shù)的73.76%～79.15%，表明這5個門為細(xì)菌優(yōu)勢菌群。隨銅鎳脅迫濃度增加，變形菌門、脫硫菌門和擬桿菌門的相對豐度顯著增加（P＜0.05），綠彎菌門、放線菌門和酸桿菌門的相對豐度顯著下降（P＜0.05），粘球菌門的相對豐度先降后增（P＜0.05），疣微菌門、芽單胞菌門和厚壁菌門的相對豐度各處理間無顯著差異。

由圖3可知，各處理細(xì)菌群落相對豐度前十的細(xì)菌科分別為：芽單胞菌科（Gemmatimonadaceae）（5.82%～7.26%）、Microscillaceae（2.28%～6.95%）、鞘脂單胞菌科（Sphingomonadaceae）（3.34%～8.64%）、Pyrinomonadaceae（1.43%～4.50%）、微球菌科（Micrococcaceae）（1.79%～8.38%）、地桿菌科（Geobacteraceae）（0.16%～6.98%）、亞硝化單胞菌科（Nitrosomonadaceae）（2.95%～3.21%）、噬幾丁質(zhì)菌科（Chitinophagaceae）（2.17%～3.35%）、Pedosphaeraceae（1.59%～2.27%）、Vicinamibacteraceae （2.49%～3.47%），共占細(xì)菌總數(shù)的34.26%～41.98%。其中微球菌科、芽單胞菌科、鞘脂單胞菌科、Microscillaceae和Pyrinomonadaceae占細(xì)菌總數(shù)的23.40%～26.23%，為細(xì)菌的優(yōu)勢菌科。隨銅鎳復(fù)合脅迫濃度增加，鞘脂單胞菌科、Microscillaceae和地桿菌科的相對豐度均顯著增加（P＜0.05），Pyrinomonadaceae、微球菌科和噬幾丁質(zhì)菌科均先增加后降低，Vicinamibacteraceae顯著降低（P＜0.05）；芽單胞菌科、亞硝化單胞菌科和Pedosphaeraceae各處理間差異不顯著。

2.4 根際細(xì)菌群落與土壤環(huán)境因子間的冗余分析及群落結(jié)構(gòu)差異性分析

冗余分析第一、第二排序軸累計解釋率分別為80.24%和10.39%，能較好地反映銅鎳脅迫下‘清水’紫花苜蓿根際細(xì)菌門水平與土壤環(huán)境因子間的相互關(guān)系（圖4）。置換檢驗(yàn)結(jié)果顯示，CAT、AK、SWC（P＜0.05）的累計解釋率為86.3%，是主導(dǎo)細(xì)菌群落變化的前三位主導(dǎo)因子，對細(xì)菌群落的變化起至關(guān)重要的影響（表3）。根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)差異性分析發(fā)現(xiàn)，不同處理土壤樣品中細(xì)菌群落均能獨(dú)立聚集成簇，且水平坐標(biāo)軸和垂直坐標(biāo)軸累積解釋度分別達(dá)到了60.18%和11.5%，表明各處理下物種組成結(jié)構(gòu)較為相似，測定數(shù)據(jù)誤差較小，能有效利用（圖5）。

3 討論

隨銅鎳脅迫濃度增加，Chao1、Pielou-e、Shannon-wiener和Simpson指數(shù)表現(xiàn)出先增后減的變化趨勢，在銅鎳脅迫濃度為800 mg·kg^-1時達(dá)到最大值。銅鎳脅迫濃度為1 600 mg·kg^-1時，各處理細(xì)菌豐富度和多樣性均小于CK，說明銅鎳復(fù)合脅迫對‘清水’紫花苜蓿根際細(xì)菌生長呈低促高抑作用，這與李大樂等^[8]、王亞等^[30]的研究結(jié)果相似。

本研究發(fā)現(xiàn)，變形菌門、擬桿菌門、放線菌門、芽單胞菌門和酸桿菌門為銅鎳脅迫下‘清水’紫花苜蓿根際優(yōu)勢菌門，這與王芳等^[31]對紫花苜蓿根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的研究結(jié)果相同。隨銅鎳脅迫濃度增加，擬桿菌門和變形菌門的相對豐度顯著增加，酸桿菌門和放線菌門的相對豐度顯著降低，這可能是由于變形菌門中多個重金屬氧化酶基因參與重金屬抗性與固定，且參與氮的硝化與反硝化作用為植物提供氮源，進(jìn)而改善了重金屬脅迫下微生物的生存環(huán)境^[32]，這與覃輝等^[33]對銅鎳復(fù)合污染環(huán)境下李氏禾根際細(xì)菌的研究結(jié)論相同；擬桿菌門相對豐度增加，表明該菌門可耐受多種重金屬的復(fù)合影響，與前人試驗(yàn)結(jié)果相同^[34]。放線菌門能顯著抑制某些植物病原真菌的活性，適應(yīng)不利環(huán)境^[35]，且該菌門和酸桿菌門主要存在于酸性的土壤環(huán)境中^[36]，無法在堿性土壤中大量繁殖。因此，本研究中放線菌門和酸桿菌門相對豐度顯著下降，可能是由于供試土壤偏堿性，且銅、鎳離子含量較高，抑制了放線菌門和酸桿菌門細(xì)菌群落的生長，與李鵬洋等^[37]的研究相同。

植物根際土壤理化性質(zhì)與細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)間相互關(guān)系顯著^[38]。冗余分析表明，土壤水分、CAT、AK是影響根際細(xì)菌群落的主導(dǎo)因子。土壤含水量通過影響土壤中微生物活性和重金屬存在形態(tài)，直接或間接影響重金屬與土壤酶活性間的相互作用關(guān)系^[39]。本研究中，根際土壤UA、CAT、DHA和APA活性均下降，說明隨銅鎳脅迫濃度增加，土壤中重金屬富集含量增加，對土壤酶的毒性增強(qiáng)，這與郭全恩等^[2]報道土壤DHA和CAT活性隨銅、鎳含量的增加而降低結(jié)果相一致。銅鎳復(fù)合脅迫改變了微生物物種組成與結(jié)構(gòu)，對清水紫花苜蓿根際微環(huán)境有顯著影響。

4 結(jié)論

隨銅鎳脅迫濃度增加，‘清水’紫花苜蓿根際土壤細(xì)菌群落多樣性和豐富度、速效磷、速效氮、有機(jī)質(zhì)、微生物量碳氮磷含量均先升高后降低；水分及銅、鎳離子含量增加；pH值、脲酶、堿性磷酸酶、過氧化氫酶和脫氫酶活性顯著降低。變形菌門、放線菌門、酸桿菌門、擬桿菌門和芽單胞菌門為優(yōu)勢菌門。根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)變化主要受速效鉀、水分和過氧化氫酶的調(diào)控影響。

參考文獻(xiàn)

[1] 楊寧，李東海，楊小波，等. 鉛鋅礦區(qū)周邊土壤重金屬污染及植物富集特征[J]. 熱帶生物學(xué)報，2021，12（4）：1-8

[2] 郭全恩，曹詩瑜，南麗麗，等. 鎳銅砷復(fù)合污染對土壤微生物和酶活性的影響[J].干旱區(qū)研究，2022，39（5）：1607-1617

[3] XU J L，JING B B，ZHANG K X，et al. Heavy metal contamination of soil and tree-ring in urban forest around highway in Shanghai，China[J]. Human and Ecological Risk Assessment，2017，23（7）：1745-1762

[4] 丁海霞，南忠仁，劉曉文，等. 金昌市郊農(nóng)田土壤重金屬的污染特征[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2008，27（6）：2183-2188

[5] 高天鵬，萬子棟，付靖雯，等. 重金屬污染對金川礦區(qū)原生植物根際細(xì)菌群落的影響[J]. 蘭州大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版），2020，56（4）：493-501

[6] PLOCINICZAK T，CHOD R M，PACWA P M，et al. Metal-tolerant endophytic bacteria associated with Silene vulgaris support the Cd and Zn phytoextraction in non-host plants[J]. Chemosphere，2019，（219）：250-260

[7] 朱劍飛，李銘紅，謝佩君，等. 紫花苜蓿、黑麥草和狼尾草對Cu、Pb復(fù)合污染土壤修復(fù)能力的研究[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報，2018，26（2）：303-313

[8] 李大樂，陳建文，張紅，等. 銅污染對土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)及重金屬抗性基因的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2021，41（3）：1082-1090

[9] 陳誠，趙珂，李小林，等. 鎳礦區(qū)紫莖澤蘭根際及內(nèi)生細(xì)菌多樣性研究[J]. 四川大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版），2015，52（6）：1387-1392

[10]陳兆進(jìn)，林立安，李英軍，等. 鎘脅迫對芒草根際細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)、共發(fā)生網(wǎng)絡(luò)和功能的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)，2022，42（8）：3997-4004

[11]胡桂萍，曹紅妹，石旭平，等. 鎘脅迫對桑樹根際細(xì)菌群落及其多樣性的影響[J]. 蠶業(yè)科學(xué)，2021，47（6）：510-517

[12]LEI S N，XU X H，CHENG Z Q，et al. Analysis of the community composition and bacterial diversity of the rhizosphere microbiome across different plant taxa[J]. Microbiology Open，2019，8（6）：e762

[13]孫文君，袁興超，李祖然，等. 三種鈍化劑對鎘鉛污染農(nóng)田的鈍化修復(fù)效應(yīng)研究[J]. 草地學(xué)報，2023，31（2）：596-608

[14]LUO C，DENG Y，LIANG J，et al. Exogenous rare earth element-yttrium deteriorated soil microbial community structure[J]. Rare Earth，2018，36（4）：430-439

[15]CHAO Y，LIU W，CHEN Y，et al. Structure，variation，and co-occurrence of soil microbial communities in abandoned sites of a rare earth elements mine[J]. Environmental Science and Technology，2016，50（21）：11481-11490

[16]王丙爍，黃益宗，王農(nóng)，等. 鎳污染土壤修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2018，37（11）：2392-2402

[17]楊啟良，武振中，陳金陵，等. 植物修復(fù)重金屬污染土壤的研究現(xiàn)狀及其水肥調(diào)控技術(shù)展望[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2015，24（06）：1075-1084

[18]張麗萍，沈亞婷. 紫花苜蓿對銅的吸收、積累和耐受機(jī)制研究[J]. 分析化學(xué)，2017，45（8）：1129-1136

[19]馬曉慧，王鈺，姜夢，等. 不同品種紫花苜蓿對鎳的吸收累積特性研究[J]. 華北科技學(xué)院學(xué)報，2020，17（2）：57-64

[20]李冰月，南麗麗，溫素軍，等. 刈割強(qiáng)度對不同根型苜蓿營養(yǎng)器官化學(xué)計量特征的影響[J]. 中國草地學(xué)報，2022，44（1）：114-120

[21]李景峰，郭全恩，魏少萍，等. 銅鎳復(fù)合脅迫下不同植物形態(tài)和生理響應(yīng)差異[J]. 中國草地學(xué)報，2022，44（4）：48-59

[22]鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京：中國農(nóng)業(yè)出版社，2005：268-391

[23]關(guān)松蔭. 土壤酶及其研究法[M]. 北京：農(nóng)業(yè)出版社，1986：256-312

[24]VANCE E D，BROOKES P C，JENKINSON D S. An extraction method for measuring soil microbial biomass C[J]. Soil Biology and Biochemistry，1987，19（6）：703-707

[25]BROOKES P C，LANDMAN A，PRUDEN G，et al. Chloroform fumigation and the release of soil nitrogen：A rapid direct extraction method to measure microbial biomass nitrogen in soil[J]. Soil Biology and Biochemistry，1985，17（6）：837-842

[26]BROOKES P C，POWLSON D S，JENKINSON D S. Measurement of microbial biomass phosphorus in soil[J]. Soil Biology and Biochemistry，1982，14（4）：319-329

[27]MAGOC T，SALZBERG S L. FLASH：fast length adjustment of short reads to improve genome assemblies[J]. Bioinformatics，2011，27（21）：2957-2963

[28]BOKULICH N A，KAEHLER B D，RIDEOUT J R，et al. Optimizing taxonomic classification of marker-gene amplicon sequences with QIIME2’s q2-feature-classifier plugin[J]. Microbiome.2018，6（1）：90

[29]BOLYEN E，RIDEOUT J R，DILLON M R，et al. Reproducible，interactive，scalable and extensible microbiome data science using QIIME 2[J]. Nature Biotechnol，2019，37：852-857

[30]王亞，馮發(fā)運(yùn)，葛靜，等. 植物根系分泌物對土壤污染修復(fù)的作用及影響機(jī)理[J]. 生態(tài)學(xué)報，2022，42（3）：829-842

[31]王芳，李偉，劉鑫，等. 紫花苜蓿根際土壤細(xì)菌群落對腐熟牛糞響應(yīng)[J]. 草地學(xué)報，2022，30（3）：603-611

[32]姜冉冉，江潤海，朱城強(qiáng)，等. EDTA對鉛脅迫下狗牙根根際土壤質(zhì)量及微生物的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2022，41（12）：2722-2732

[33]覃輝，林華，丁娜，等. 重金屬Ni、Cr復(fù)合污染下李氏禾的根際環(huán)境特征[J]. 環(huán)境工程，2022，40（5）：109-116

[34]NI C，HORTON D J，RUI J，et al. High concentrations of bioavailable heavy metals impact freshwater sediment microbial communities[J]. Annals of Microbiology，2016，66（3）：1003-1012

[35]梁鵬飛，郭全恩，曹詩瑜，等. 鹽漬化土壤改良劑對草坪根際土壤細(xì)菌群落多樣性的影響[J]. 土壤，2023，55（1）：140-146.

[36]高雪峰，韓國棟，張國剛. 短花針茅荒漠草原土壤微生物群落組成及結(jié)構(gòu)[J]. 生態(tài)學(xué)報，2017，37（15）：5129-5136

[37]李鵬洋，安啟睿，王新皓，等. 遼河四平段流域河流沉積物微生物群落多樣性和結(jié)構(gòu)分析[J]. 環(huán)境科學(xué)，2022，43（5）：2586-2594

[38]梁鵬飛，南麗麗，馬彪，等. 荒漠灌區(qū)種植年限對紅豆草根際土壤細(xì)菌群落的影響[J]. 中國草地學(xué)報，2022，44（11）：76-83

[39]譚向平，何金紅，郭志明，等. 土壤酶對重金屬污染的響應(yīng)及指示研究進(jìn)展[J]. 土壤學(xué)報，2023，60（1）：50-62

（責(zé)任編輯 彭露茜）