李 可,謝 廈,孫 彤,2,孫約兵,*

1 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所,農(nóng)業(yè)農(nóng)村部產(chǎn)地環(huán)境污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 天津 300191 2 東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院, 哈爾濱 150030

近年來(lái),設(shè)施蔬菜迅猛發(fā)展,已經(jīng)成為了我國(guó)農(nóng)業(yè)的重要組成部分,但由于長(zhǎng)年作物連作及化肥的不合理使用,導(dǎo)致了土壤肥力下降、鹽堿化加重等一系列環(huán)境問題。以畜禽糞便為原料的有機(jī)肥施用于農(nóng)田,對(duì)改善土壤養(yǎng)分狀況,減少化肥的使用,實(shí)現(xiàn)畜禽糞污的資源化利用,促進(jìn)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展具有重要的作用,但由于飼料中大多以重金屬作為添加劑,而重金屬在畜禽體內(nèi)利用率低,因此多伴隨畜禽糞便進(jìn)入環(huán)境中[1],造成了土壤中重金屬的累積。李發(fā)等[2]調(diào)查分析了黃淮海地區(qū)120種雞糞商品有機(jī)肥的重金屬含量,發(fā)現(xiàn)與有機(jī)肥行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)(NY525—2011)相比,Cd和Pb的超標(biāo)率分別為6.7%和14.3%。王飛等[3]分析了華北地區(qū)46個(gè)畜禽糞便樣中的重金屬,發(fā)現(xiàn)重金屬超標(biāo)主要以Cu、Zn、Pb和Cr為主,其中肉雞糞Cr、Cu和Zn的超標(biāo)率分別為50.0%、66.7%和50.0%。因此,將以畜禽糞便為原料的有機(jī)肥施入農(nóng)田后,可能會(huì)引起土壤重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的升高。李本銀等[4]通過(guò)長(zhǎng)期定位實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),與僅施用氮、磷、鉀肥的土壤相比,施用豬糞有機(jī)肥的土壤Cu、Zn和Cd的全量顯著增加了33.6%、320.8%和421.4%,重金屬有效態(tài)含量的變化規(guī)律與全量相一致。王美等[5]發(fā)現(xiàn)施用有機(jī)肥后土壤Cu、Zn和Cd的EDTA(Ethylene Diamine Tetraacetic Acid,乙二胺四乙酸)可提取態(tài)含量顯著高于僅施化肥處理,土壤重金屬的生物有效性增加。許多研究也表明,施用雞糞有機(jī)肥使得土壤出現(xiàn)重金屬累積現(xiàn)象,影響重金屬的全量和有效態(tài)的含量[1,6-7]。與其他作物相比,蔬菜對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的富集能力,更易受到土壤重金屬的毒害[8],經(jīng)食物鏈對(duì)人體健康造成威脅。設(shè)施菜地環(huán)境較為封閉,施肥量大,因此設(shè)施土壤和蔬菜遭受重金屬污染的潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)更大。

土壤微生物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成成分,可迅速響應(yīng)土壤環(huán)境的變化,進(jìn)而引起微生物群落結(jié)構(gòu)的改變[9]。因此,土壤微生物量、群落結(jié)構(gòu)等指標(biāo)可用于評(píng)價(jià)土壤環(huán)境的質(zhì)量[10]。許多研究表明,施用有機(jī)肥增加了土壤細(xì)菌和土壤總的生物量[11-12],但由于土地利用和施肥方式的差異導(dǎo)致對(duì)于土壤真菌和放線菌生物量的變化規(guī)律還沒有一致的結(jié)論[13-14]；此外,施用有機(jī)肥后土壤微生物群落結(jié)構(gòu)也發(fā)生了明顯的變化[15]。

近年來(lái),大量試驗(yàn)研究了施用有機(jī)肥對(duì)于設(shè)施菜地土壤重金屬的累積效應(yīng),以及對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與多樣性的影響,但對(duì)于施用有機(jī)肥后,重金屬與微生物之間的影響機(jī)制研究較少,土壤微生物十分敏感,受多種因素的影響,因此,研究重金屬與微生物的相關(guān)性很有必要。本研究通過(guò)分析作物和土壤中壤Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As的全量和有效態(tài)含量,探討有機(jī)肥施入后作物、土壤重金屬的累積特征以及土壤重金屬有效性變化規(guī)律,利用磷脂脂肪酸(PLFA)技術(shù),分析施用有機(jī)肥后土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化,并研究土壤重金屬含量與微生物類群PLFA含量的相關(guān)關(guān)系,以期為合理施肥,提高設(shè)施菜地土壤健康質(zhì)量提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與樣品的采集

試驗(yàn)地位于天津市東麗區(qū)試驗(yàn)田,施用的雞糞有機(jī)肥為充分腐熟的商品有機(jī)肥,試驗(yàn)前表層土壤和施用的有機(jī)肥基本性狀如表1所示。田間試驗(yàn)共設(shè)置5個(gè)處理,分別為不施肥(CK),施用7.5 t/hm2(M0.5)、15 t/hm2(M1)、30 t/hm2(M2)和60 t/hm2(M4)雞糞有機(jī)肥,該試驗(yàn)僅施用有機(jī)肥,每個(gè)處理3次重復(fù),共15個(gè)小區(qū),單個(gè)小區(qū)面積為10 m2。肥料施入半個(gè)月后種植小白菜,種植周期為45 d。種植結(jié)束后,采用“S”形采樣法采集小白菜地上部,每個(gè)小區(qū)采集5棵,用去離子水洗凈后稱鮮重,依次經(jīng)過(guò)殺青(90℃)、烘干至恒重(70℃)、粉碎后用于小白菜重金屬含量的測(cè)定；同時(shí)采集根部附近0—20 cm土壤樣品,樣品分兩份保存,一份置于-80 ℃的冰箱中,并盡快測(cè)定土壤磷脂脂肪酸含量,另一份于室內(nèi)風(fēng)干后測(cè)定土壤重金屬含量。

表1 供試雞糞有機(jī)肥和研究區(qū)土壤基本性狀

1.2 重金屬含量分析

植物重金屬含量分析采用HNO3-HClO4(體積比3∶1)進(jìn)行消解。土壤重金屬全量采用HNO3-HF(體積比2∶1)法消解,重金屬有效態(tài)采用TCLP (Toxicity characteristic leaching procedure)浸提液浸提[16],提取劑與土壤樣品的比例為20∶1,常溫下振蕩(18±2) h((30±2) r/min),過(guò)濾液用1 mol/L的HNO3調(diào)節(jié),保持pH為2,依次離心、過(guò)濾。TCLP提取劑的配制：土壤pH>5時(shí),吸取5.7 mL的冰乙酸于1 L容量瓶中定容,配置后保證提取劑的pH為2.88±0.05(緩沖液pH用1 mol/L的HNO3和1 mol/L的NaOH調(diào)節(jié))。植物重金屬含量,土壤全量及有效態(tài)含量均使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS)測(cè)定。

1.3 PLFA分析

土壤微生物群落分析采用磷脂脂肪酸法(PLFA),提取方法參照修正的Bligh-Dyer法進(jìn)行[17],首先取鮮土3.0 g,使用體積比為0.8∶1∶2的檸檬酸緩沖液-氯仿-甲醇混合液進(jìn)行2次浸提,然后將提取的磷脂注入硅膠柱內(nèi)進(jìn)行分離,最后進(jìn)行甲酯化得到磷脂脂肪酸甲酯。利用氣相色譜儀(Agilent 7890B)測(cè)定磷脂脂肪酸,并通過(guò)MIDI Sherlock鑒定系統(tǒng)鑒定脂肪酸成分。脂肪酸的表征依據(jù)Frostegard等[18]的研究結(jié)果,革蘭氏陽(yáng)性菌(Gram-positive bacteria,G+)的標(biāo)記物為：i14:0、i15:0、i16:0、i17:0、a15:0和a17:0；革蘭氏陰性菌(Gram-negative bacteria,G-)的標(biāo)記物為：16:1ω5c、16:1ω7c、16:1ω9c、17:1ω8c、18:1ω5c、18:1ω7c、cy17:0ω7c和cy19:0ω7c；其他細(xì)菌(other Bacteria)的標(biāo)記物為：14:0、15:0、16:0、17:0和18:0；真菌(Fungi)的標(biāo)記物為：18:2ω6c,18:1ω9c；放線菌(Actinomycete)的標(biāo)記物為：10Me16:0,10Me17:0,10Me18:0。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)的整理；采用SPSS 20.0軟件進(jìn)行單因素(one-wayANOVA)方差分析和不同處理間的差異顯著性檢驗(yàn)(Dunckan法)。采用origin 2018進(jìn)行柱狀圖的繪制,SPSS 20.0進(jìn)行主成分分析(僅分析含量占比高于0.5%的磷脂脂肪酸),R 3.6.1軟件進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析及熱圖的繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同施肥處理對(duì)小白菜生物量和重金屬含量的影響

不同雞糞有機(jī)肥施用量對(duì)小白菜地上部生物量和重金屬含量的影響結(jié)果各不相同(表2)。與對(duì)照相比,施用有機(jī)肥均顯著提高了小白菜地上部鮮重(P<0.05),隨施肥量的增加而增大,增幅為33.47%—59.92%。隨著有機(jī)肥用量的增加,小白菜地上部重金屬含量呈增加趨勢(shì)(除Pb外),且均高于不施肥處理。與CK相比,僅施肥量為30 t/hm2(M2)和60 t/hm2(M4)時(shí),小白菜地上部Cd和Cu含量顯著增加(P<0.05),增幅為18.75%和25.00%,9.97%和12.62%。As的含量除M0.5處理外,其余處理均顯著高于對(duì)照(P<0.05),最大增幅為46.67%(M4)。而施用有機(jī)肥處理的小白菜地上部Cr和Zn的含量均顯著高于對(duì)照(P<0.05),分別增加9.68%—35.48%和28.31%—35.06%。各施肥量下小白菜地上部重金屬含量均符合食品安全標(biāo)準(zhǔn)要求。

表2 不同施肥處理下小白菜地上部鮮重和重金屬含量

2.2 不同施肥處理下土壤重金屬全量與有效態(tài)含量特征

2.2.1土壤重金屬全量

不同施肥處理下,土壤重金屬全量呈現(xiàn)出一定的規(guī)律。由表3可知,設(shè)施菜地重金屬Cd、Cr、Cu、 Zn和As的全量均隨雞糞有機(jī)肥施加量的增加而增大。各施肥處理Cd、Cr和Zn全量均顯著高于對(duì)照(P<0.05),As含量?jī)H在M2和M4處理下顯著高于對(duì)照(P<0.05),而Cu的全量?jī)H在M0.5處理下與CK相比無(wú)顯著差異(P>0.05)。不同處理土壤Pb含量雖有波動(dòng),但與CK相比均未發(fā)生顯著變化。所有處理土壤Cd含量均超過(guò)國(guó)家農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)的篩選值,但未超過(guò)管控值,較CK分別增加了9.47%、14.20%、16.57%和21.30%；而不同施肥處理土壤Cr、Cu、Zn和As含量分別比對(duì)照增加了12.73%—21.58%、2.99%—17.40%、7.31%—19.40%和1.18%—17.43%,均未超過(guò)國(guó)家農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)的篩選值和管控值。

表3 不同施肥處理下土壤重金屬全量

2.2.2土壤重金屬有效態(tài)含量

TCLP提取態(tài)的重金屬含量可用于表征土壤中重金屬有效性的高低。從圖1可以看出,與對(duì)照相比,不同施肥處理土壤有效態(tài)Cd、Cu和Zn的含量均顯著升高(P<0.05),且均隨有機(jī)肥施用量的增加而增大,分別增加了5.89%—35.42%、13.38%—75.33%和25.02%—89.56%；有效態(tài)Cr和As含量除M0.5外,其余處理均顯著高于對(duì)照(P<0.05),最高增幅分別為27.44%(M4)和22.84%(M2)；而不同處理土壤有效態(tài)Pb含量無(wú)顯著變化(P>0.05)。

圖1 各處理土壤有效態(tài)重金屬含量Fig.1 The content of soil available heavy metals in each treatmentCK表示不施肥處理，M0.5、M1、M2和M4分別表示施用7.5 、15 、30、60 t/hm2雞糞有機(jī)肥處理

2.2.3土壤重金屬全量與有效態(tài)含量的相關(guān)性

由圖2可知,重金屬Pb的全量與有效態(tài)含量無(wú)明顯相關(guān)性,且與其他元素的全量和有效態(tài)含量的相關(guān)性較弱。土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量間均呈現(xiàn)較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系,其中Zn和Cd(R=0.96)之間的相關(guān)性最強(qiáng),其次為Cu和Zn、Zn和Cr,皮爾森相關(guān)性系數(shù)R均為0.91,As和Cr全量的相關(guān)系數(shù)相對(duì)較小,為0.66。Cu、Cd、Cr、Zn、As的有效態(tài)含量間的相關(guān)性較強(qiáng),其中有效態(tài)Cu與有效態(tài)Cd含量(R=0.94)的相關(guān)性最強(qiáng)。除重金屬Pb外,不同元素重金屬全量與有效態(tài)均呈現(xiàn)較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系,Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量與其有效態(tài)含量的相關(guān)系數(shù)分別為0.89、0.71、0.86、0.94和0.85,其中元素Zn的全量與有效態(tài)的相關(guān)性最強(qiáng)(R=0.94)。全量Zn與有效態(tài)Cd、Cr、Cu、Zn和As均呈現(xiàn)較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系,其相關(guān)系數(shù)分別為0.93、0.89、0.86、0.94和0.89。

圖2 土壤各重金屬含量的相關(guān)性Fig.2 Correlations of heavy metal contents in soil

2.3 不同施肥處理對(duì)土壤磷脂脂肪酸含量及微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

2.3.1土壤磷脂脂肪酸含量的變化

由圖3可知,在檢測(cè)的24種磷脂脂肪酸中,16∶0在所有處理中的含量均為最高,占PLFA總量的13.81%—14.48%,屬于其他細(xì)菌類群的特征磷脂脂肪酸,其次為18:1ω7c、10Me16:0和18:1ω9c,以上四種是土壤中主要的PLFA種類,其總和占PLFA總量的43.52%—44.39%。10Me16:0、10Me18:0、16:1ω5c、16:1ω7c、16:1ω9c、17:1ω8c、18:1ω7c、cy17:0ω7c、i15:0、i17:0、a15:0、a17:0、16:0、17:0和18:0的含量均表現(xiàn)為M0.5>M1>CK>M2>M4；18:1ω5c和18:1ω9c的含量表現(xiàn)為M0.5>CK>M1>M2>M4；cy19:0ω7c、i14:0、i16:0、14:0和15:0的含量表現(xiàn)為M0.5>M1>M2>CK>M4,其中i14:0含量在M0.5處理時(shí)較CK大幅增加,增加了42.85%；而施用有機(jī)肥處理的10Me17:0含量均小于對(duì)照處理,M4處理取到最小值,較CK下降了35.93%。

圖3 不同施肥處理的PLFAs含量Fig.3 PLFAs contents under different fertilization treatments

由PLFA的分析結(jié)果可知(圖4),G-的含量明顯高于其他菌群,其次為其他細(xì)菌和G+,兩者含量較為接近,放線菌和真菌的含量較少,說(shuō)明細(xì)菌是組成土壤微生物的主要類群。G+、G-、其他細(xì)菌、放線菌和真菌的PLFA含量均隨施肥量的增加呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì),M0.5處理值最高,其次為M1、CK、M2,M4處理值最低,最高增幅(M0.5)分別為23.09%、24.18%、20.02%、22.28%和24.56%,最高降幅(M4)分別為11.70%、15.04%、13.77%、17.63%和9.11%。各處理G-和其他細(xì)菌的PLFA含量均差異顯著(P<0.05)。與CK相比,真菌PLFA含量在M0.5處理時(shí)顯著增加了24.56%(P<0.05),在M4處理顯著減少了9.11%(P<0.05),其余施肥處理與對(duì)照相比無(wú)顯著差異(P>0.05)。

圖4 不同處理土壤中主要微生物磷脂脂肪酸含量Fig.4 The contents of main microbial PLFAs in soil under different treatment

由表4可知,不同處理土壤微生物總PLFA含量為143.74—205.10 nmol/g,與各類群微生物PLFA含量規(guī)律相一致,且各處理差異顯著(P<0.05),M0.5含量最高,較CK增加了22.93%,M1比CK高了8.77%,而M2和M4與CK相比分別降低了4.97%和13.85%。各處理G+/G-的比值無(wú)顯著差異(P>0.05),比值范圍為0.486—0.514。在不同的施肥處理中,M4處理真菌與細(xì)菌磷脂脂肪酸含量的比值最高,為0.147,相比CK顯著增加了5.59%(P<0.05),而M1處理比值最低,為0.130,均顯著低于其他處理(P<0.05)。

表4 土壤中微生物總磷脂脂肪酸含量及菌群比例

2.3.2土壤微生物群落結(jié)構(gòu)分析

對(duì)土壤中24種磷脂脂肪酸的載荷因子進(jìn)行主成分分析(圖5),從中共提取出2個(gè)主成分,共占土壤微生物群落組成的91.1%,其中第一和第二主成分占比分別為84.3%和6.8%。第一主成分中16:1ω9c、i14:0、18:2ω6c、i16:0、i17:0的貢獻(xiàn)較高,主要為革蘭氏陽(yáng)性菌、革蘭氏陰性菌、和真菌磷脂脂肪酸的標(biāo)記物；第二主成分起主要作用的有4種磷脂脂肪酸,屬于其他細(xì)菌和放線菌的標(biāo)記物,包括10Me17:0、18:0、17:0、14:0。不同施肥處理土壤磷脂脂肪酸的主成分分析結(jié)果表明(圖6),第一主成分解釋了不同處理微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變異的84.3%,第二主成分和第三主成分分別解釋了6.8%和4.8%,三個(gè)主成分累計(jì)貢獻(xiàn)率達(dá)95.9%。CK在主成分一的零點(diǎn)附近,說(shuō)明不施肥與主成分一無(wú)明顯相關(guān)性,而與主成分二和三表現(xiàn)為正相關(guān)；M0.5和M1均與主成分一表現(xiàn)為高度正相關(guān),與主成分二和三無(wú)顯著相關(guān)性,說(shuō)明M0.5和M1的微生物群落結(jié)構(gòu)較為相似；M2與主成分一和二表現(xiàn)為正相關(guān),與主成分三表現(xiàn)為負(fù)相關(guān)；M4與主成分一和三表現(xiàn)為正相關(guān),而與主成分二表現(xiàn)為高度負(fù)相關(guān)。以上結(jié)果說(shuō)明不同施肥水平下土壤微生物群落結(jié)構(gòu)差異顯著。

圖5 磷脂脂肪酸載荷因子主成分分析Fig.5 Principal component analysis (PCA) of loading values for individual PLFAa1—a24分別代表：10Me16:0,10Me17:0,10Me18:0,16:1ω5c,16:1ω7c,16:1ω9c,17:1ω8c,18:1ω5c,18:1ω7c,cy17:0 ω7c,cy19:0 ω7c,i14:0,i15:0,i16:0,i17:0,a15:0,a17:0,14:0,15:0,16:0,17:0,18:0,18:2ω6c,18:1ω9c

圖6 不同施肥土壤磷脂脂肪酸構(gòu)成主成分分析Fig.6 PCA of PLFAs from the microbial communities in the soil under different fertilized treatments

2.4 土壤微生物磷脂脂肪酸與重金屬含量的相關(guān)性分析

對(duì)不同施肥處理土壤各類群微生物PLFA與土壤重金屬含量進(jìn)行進(jìn)行皮爾森相關(guān)性分析,結(jié)果如圖7所示,不同的重金屬元素與不同類別的土壤微生物PLFA之間的相關(guān)性存在明顯的差異。其中Cu全量和有效態(tài)Cd含量與真菌、G+、其他細(xì)菌、G-、微生物總PLFA和細(xì)菌總PLFA含量均呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05),與放線菌呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)；Zn全量與放線菌PLFA含量顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)；As全量和有效態(tài)Cu含量均與真菌、G+PLFA含量顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05),而與放線菌、G-、其他細(xì)菌、細(xì)菌總PLFA和微生物總PLFA含量極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)；有效態(tài)Cr含量與G+PLFA含量顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05),與G+/G-顯著正相關(guān)(P<0.05),而與真菌、放線菌、G-、其他細(xì)菌、細(xì)菌總PLFA和微生物總PLFA含量極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01),其中與放線菌的相關(guān)系數(shù)高達(dá)-0.75；有效態(tài)Zn含量與放線菌、G+、G-、其他細(xì)菌、細(xì)菌總PLFA和微生物總PLFA含量顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)；有效態(tài)As含量與真菌、G+、其他細(xì)菌、細(xì)菌總PLFA和微生物總PLFA含量顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05),與G+/G-顯著正相關(guān)(P<0.05),而與放線菌和G-PLFA含量極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)。有效態(tài)Pb含量與真菌/細(xì)菌顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)。上述結(jié)果表明,真菌、放線菌、G+、G-、其他細(xì)菌、細(xì)菌總PLFA和微生物總PLFA含量與土壤中Cu、As全量和有效態(tài)Cd、Cr、Cu、As的含量密切相關(guān),呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。

圖7 土壤重金屬含量與各微生物類群PLFA含量相關(guān)性熱圖Fig.7 The Heatmap of relative abundance about soil heavy metal contents and the PLFA contents of Various microbial groups in different fertilization**代表在0.01水平上顯著相關(guān),*代表在0.05水平上顯著相關(guān)

3 討論

有機(jī)肥中營(yíng)養(yǎng)元素豐富,其合理利用對(duì)實(shí)現(xiàn)農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展至關(guān)重要。施用雞糞有機(jī)肥處理的小白菜地上部生物量明顯增加,高施肥量并未抑制小白菜的生長(zhǎng),這可能是由于雞糞有機(jī)肥經(jīng)過(guò)無(wú)害化處理后,減輕了對(duì)作物的毒害作用。相關(guān)研究結(jié)果表明,大氣沉降、污水灌溉、礦業(yè)開采、化肥農(nóng)藥的使用等是土壤重金屬的重要來(lái)源[19-20]。宋賽虎等[21]通過(guò)統(tǒng)計(jì)分析黃淮海六大平原的主要潛在污染源發(fā)現(xiàn),化工、畜禽養(yǎng)殖、金屬冶煉是該區(qū)域土壤重金屬主要的潛在污染源,其中松嫩、遼河、黃泛平原的主要潛在污染源為畜禽養(yǎng)殖,占比分別為17%、17%和16%。Luo等[22]發(fā)現(xiàn)農(nóng)田土壤中69%的Cu和51%的Zn來(lái)自于畜禽糞便。Nicholson等[23]也發(fā)現(xiàn)畜禽糞便和有機(jī)肥對(duì)土壤Cd的貢獻(xiàn)率分別為11%和30%。以上研究結(jié)果表明,畜禽糞便和有機(jī)肥均為土壤重金屬的主要來(lái)源。設(shè)施菜地處于不完全開放的狀態(tài),與開放式農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)有所不同,土壤重金屬受工業(yè)大氣沉降的影響較小,施肥是影響土壤重金屬累積的主要因素。魏益華等[24]以江西省的設(shè)施菜地為研究對(duì)象,發(fā)現(xiàn)有機(jī)肥的施入導(dǎo)致了土壤Zn、Cu和Cd元素的累積。索琳娜等[25]也發(fā)現(xiàn)施用有機(jī)肥后北京地區(qū)設(shè)施菜地土壤Cr元素出現(xiàn)累積。本研究表明隨著雞糞有機(jī)肥施用量的增加,土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的含量均隨之增大,這與何夢(mèng)媛等[1]研究的施用不同量雞糞有機(jī)肥后土壤耕層重金屬含量變化情況相一致,而當(dāng)有機(jī)肥的施用量為30 t/hm2和60 t/hm2時(shí),Cd、Cr、Cu和As的全量隨肥量的增加而有所上升,但未達(dá)到統(tǒng)計(jì)學(xué)顯著水平,這可能是由于高施肥量處理(60 t/hm2)小白菜生物量的增加對(duì)土壤重金屬起到了稀釋作用。不同處理小白菜地上部重金屬含量的變化規(guī)律與土壤相似,施肥量為30 t/hm2和60 t/hm2時(shí)小白菜重金屬含量顯著增加,而其他施肥量與不施肥處理相比無(wú)顯著差異,這與茹淑華等的研究結(jié)果相一致[6]。其原因可能是有機(jī)肥中重金屬的生物有效性高,有利于植物對(duì)重金屬的吸收富集[26]。土壤重金屬的有效態(tài)含量可指示土壤重金屬的生物有效性,是影響土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)[27],在本研究中,土壤重金屬有效態(tài)含量與重金屬全量表現(xiàn)出一致性,即隨著有機(jī)肥施用量的增加而增大。研究表明,有機(jī)肥施入農(nóng)田后可提高土壤重金屬元素的生物有效性,其原因主要為有機(jī)肥本身重金屬元素的有效態(tài)含量較高,施入農(nóng)田后易轉(zhuǎn)移到土壤當(dāng)中,此外,有機(jī)肥中的有機(jī)物在土壤中腐解的過(guò)程對(duì)結(jié)合態(tài)重金屬表現(xiàn)為活化作用[28]。余國(guó)營(yíng)等[29]發(fā)現(xiàn)在土壤環(huán)境中,Pb元素的遷移能力相對(duì)較弱,這可能是導(dǎo)致土壤中Pb全量、有效態(tài)含量和小白菜Pb含量未發(fā)生明顯變化的原因。

由設(shè)施菜地土壤重金屬全量與有效態(tài)含量的相關(guān)性統(tǒng)計(jì)可以看出土壤Zn和Cd,Cu和Zn、Zn和Cr的全量呈較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系,陳芳等[30]研究不同施肥處理土壤重金屬的相關(guān)性發(fā)現(xiàn),不同重金屬的環(huán)境行為與其來(lái)源有一定的相似性,這說(shuō)明Zn、Cd、Cu三種重金屬元素的來(lái)源相似,大部分來(lái)自于雞糞有機(jī)肥中。土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量均與所對(duì)應(yīng)元素的有效態(tài)含量呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系,其中Cd、Cu和Zn的全量與有效態(tài)含量相關(guān)性較強(qiáng),元素Zn的全量與其有效態(tài)含量的相關(guān)性最強(qiáng)(R=0.94)。土壤Pb的有效態(tài)含量和全量與其他元素的全量和有效態(tài)含量相關(guān)性均較弱,說(shuō)明重金屬Pb的含量受外來(lái)物質(zhì)及其周圍環(huán)境的影響較小,其他元素全量與有效態(tài)間均表現(xiàn)為協(xié)同作用。

施用有機(jī)肥改變了土壤PLFA的含量,但細(xì)菌在不同處理土壤中均為優(yōu)勢(shì)類群。很多研究發(fā)現(xiàn),施用有機(jī)肥可增加土壤微生物PLFA的總量以及細(xì)菌、真菌、和放線菌的生物量,其原因?yàn)橛袡C(jī)肥的施入為微生物提供了豐富的碳氮等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),有利于微生物的生長(zhǎng)繁殖[31],有機(jī)肥本身也攜帶一定的活體微生物,增加了土壤中微生物的生物量[32]。此外,土壤微生物對(duì)于重金屬的脅迫極其敏感,可及時(shí)地對(duì)土壤污染作出響應(yīng)[33],有研究發(fā)現(xiàn),有機(jī)肥的施入導(dǎo)致了土壤重金屬含量的變化,而土壤重金屬污染對(duì)土壤微生物影響極其顯著[34],可明顯改變微生物的數(shù)量、群落結(jié)構(gòu)和活性[35]。張雪晴等[36]也研究發(fā)現(xiàn)伴隨重金屬污染程度的升高,土壤中微生物的生物量隨之減少。本研究中,在M0.5處理(施肥量為7.5 t/hm2)處,土壤重金屬含量較對(duì)照有所增加,但此時(shí)土壤中總PLFA及各類群微生物PLFA含量均取得最大值,原因可能是,低濃度的重金屬對(duì)土壤微生物的生物量有刺激作用,促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)繁殖[37],也可能為有機(jī)肥輸入土壤中的養(yǎng)分對(duì)微生物所產(chǎn)生的正面效應(yīng)大于輸入土壤中的重金屬對(duì)微生物產(chǎn)生的負(fù)面效應(yīng),張彥等[38]也發(fā)現(xiàn),高營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)可對(duì)金屬污染的毒性起到明顯的抵消作用,其具體原因有待進(jìn)一步地研究；隨著施肥量的增加,土壤重金屬含量呈上升趨勢(shì)(除Pb外),而總PLFA及各類群微生物PLFA含量有所下降,M2和M4處理均低于對(duì)照,原因可能是土壤重金屬含量在施肥量較高時(shí)濃度較高,此時(shí)高濃度的重金屬對(duì)土壤微生物的生長(zhǎng)和繁殖或競(jìng)爭(zhēng)能力起到了一定抑制作用使得生物量降低,另一方面,微生物為抵御重金屬脅迫消耗過(guò)多能量影響了其自身生長(zhǎng)從而降低了微生物的生物量[39]。Hinojosa等[40]和陳欣瑤等[41]的研究發(fā)現(xiàn),隨著土壤重金屬污染水平的升高,真菌和細(xì)菌群落的PLFA含量有所降低,這與本研究的結(jié)果相一致。

G+/G-可用于反映土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的變化情況以及評(píng)價(jià)生態(tài)系統(tǒng)的調(diào)節(jié)能力[42]。Marschner等[43]研究發(fā)現(xiàn),施用有機(jī)肥增加了土壤G+與G-PLFA的比值。在本研究中,不同施肥處理下土壤G+與G-PLFA的比值除M0.5處理外,其余處理比值均高于對(duì)照,但均未發(fā)生明顯的變化,其原因可能是G+的細(xì)胞壁較G-更為堅(jiān)韌,對(duì)環(huán)境脅迫的適應(yīng)能力更強(qiáng)[44],隨著施肥量的增加,土壤重金屬濃度隨之升高,G+更能適應(yīng)惡劣的環(huán)境。有研究表明,土壤中真菌與細(xì)菌PLFA的比值可反映土壤真菌與細(xì)菌兩種群的豐度情況和微生物群落結(jié)構(gòu)的變化[45-46]。當(dāng)施肥量達(dá)到最高水平時(shí),土壤真菌與細(xì)菌PLFA的比值明顯增加,這說(shuō)明施肥量較高時(shí)真菌豐度增高幅度較大,明顯改變了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的組成。大量有機(jī)肥的輸入導(dǎo)致土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的增加,與細(xì)菌相比,真菌對(duì)肥料的供給更為敏感[31],并且對(duì)復(fù)雜化合物降解能力更強(qiáng)[47],有機(jī)肥用量較高時(shí),土壤重金屬元素含量顯著升高,有研究發(fā)現(xiàn)真菌對(duì)于Cd和As的耐受程度大于細(xì)菌[48],以上兩原因可能是造成高施肥量時(shí)真菌豐度升高的原因。主成分分析結(jié)果表明,M0.5和M1處理微生物群落結(jié)構(gòu)較為相似,區(qū)別于CK、M2、M4,依據(jù)主成分分析結(jié)果將土壤施肥處理分為不施肥,施低量有機(jī)肥、中量有機(jī)肥和高量有機(jī)肥,以上幾種施肥處理土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)有所區(qū)別。

土壤重金屬含量和微生物PLFA含量的相關(guān)性分析結(jié)果表明,土壤Cu、As全量和Cd、Cr、Cu、As的有效態(tài)含量均與土壤各微生物類群PLFA含量及總PLFA含量顯著負(fù)相關(guān),其中有效態(tài)Cr和Cu含量對(duì)微生物類群的影響最大,而Pb的有效態(tài)含量和全量與微生物各類群PLFA含量和總PLFA含量相關(guān)性較弱,這可能是因?yàn)椴煌袡C(jī)肥施用水平下Pb含量無(wú)明顯變化,對(duì)微生物群落的影響較小。G+與G-PLFA的比值與土壤有效態(tài)Cr、As含量呈顯著正相關(guān),真菌與細(xì)菌PLFA的比值與土壤有效態(tài)Cu含量呈顯著正相關(guān),與土壤有效態(tài)Pb含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系,以上結(jié)果說(shuō)明G+對(duì)土壤Cr和As的耐受程度要高于G-,真菌對(duì)Cu的耐受性要強(qiáng)于細(xì)菌,且有效態(tài)Cd與細(xì)菌群落的結(jié)構(gòu)相關(guān)性較強(qiáng),而有效態(tài)Cu和Pb含量與土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化關(guān)系密切。

4 結(jié)論

(1)施用雞糞有機(jī)肥后,小白菜地上部生物量顯著增大,小白菜地上部及土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As全量和有效態(tài)含量均有所增加,且隨有機(jī)肥施用量的增加而增大(除土壤有效態(tài)As外)；而Pb的全量和有效態(tài)含量在不同處理下無(wú)顯著變化；Cd、Cu和Zn的全量與有效態(tài)含量均呈現(xiàn)較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系,其中元素Zn的全量與有效態(tài)的相關(guān)性最強(qiáng)(R=0.94)；

(2)各施肥處理中,16:0(其他細(xì)菌)、18:1ω7c(G-)、10Me16:0(放線菌)和18:1ω9c(G-)的含量較高；土壤生物類群均以細(xì)菌為主,其次為放線菌和真菌；PLFA總量、G-、G+、其他細(xì)菌、放線菌和真菌PLFA的含量隨施肥量的增加呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì),且在M0.5處值最大；M0.5和M1處理微生物群落結(jié)構(gòu)較為相似,明顯區(qū)別于CK、M2、M4。

(3)土壤Cu、As全量和Cd、Cr、Cu、As的有效態(tài)含量與土壤各微生物類群PLFA含量及總PLFA含量顯著負(fù)相關(guān),其中有效態(tài)Cr和Cu的含量對(duì)微生物類群的影響更為顯著。