王立夫,趙淑雯,李杉杉,秦璐瑤,孫曉藝,雷小琴,陳世寶,王 萌

不同陰離子鈉鹽對(duì)土壤Cd形態(tài)與微生物群落的影響

王立夫,趙淑雯,李杉杉,秦璐瑤,孫曉藝,雷小琴,陳世寶,王 萌*

(中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所,農(nóng)業(yè)農(nóng)村部植物營(yíng)養(yǎng)與肥料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100081)

為了探明污染土壤在鹽堿脅迫條件下鎘(Cd)有效性與微生物群落的響應(yīng),采集污灌區(qū)Cd污染農(nóng)田土壤,模擬北方土壤典型鹽堿脅迫情景,設(shè)置不同陰離子鈉鹽配置處理,利用微生境培養(yǎng)實(shí)驗(yàn),采用高通量測(cè)序技術(shù),結(jié)合對(duì)土壤性質(zhì)、土壤Cd形態(tài)等的測(cè)定.結(jié)果表明:施用鈉鹽可顯著提高鈉吸附比(SAR)、堿化度(ESP),降低有機(jī)碳(SOC)含量、陽(yáng)離子交換量(CEC);促進(jìn)土壤中小粒徑團(tuán)聚體(<0.002mm)的形成,增加了Cd在小顆粒團(tuán)聚體的質(zhì)量負(fù)載;與對(duì)照相比,兩種土壤中T1處理(主要陰離子為SO42-、Cl-)均顯著(<0.05)增加交換態(tài)Cd含量(27.06%和11.00%).鈉鹽的添加降低了土壤中細(xì)菌的豐度和多樣性,其中T1處理的微生物群落均勻度最低;鹽堿脅迫處理改變了土壤細(xì)菌的關(guān)鍵類(lèi)群,如增加了耐鹽堿腈基降解菌科、葡萄球菌科、假單胞菌科和耐重金屬芽孢桿菌科的菌群豐度,不同處理菌群結(jié)構(gòu)差異與土壤陰離子組成有關(guān),如相比而言,T1處理可增加變形菌門(mén)、芽單胞菌門(mén)、擬桿菌門(mén)的豐度.冗余分析結(jié)果表明土壤pH值、交換態(tài)Cd含量、SAR和ESP是影響細(xì)菌群落組成變化的關(guān)鍵環(huán)境因子,擬桿菌門(mén)、芽單胞菌門(mén)和變形菌門(mén)的豐度與pH值呈正相關(guān),而酸桿菌門(mén)、綠彎菌門(mén)的豐度與交換態(tài)Cd含量、SAR呈現(xiàn)顯著正相關(guān).可見(jiàn),鹽堿脅迫增加了土壤Cd的有效性,顯著改變了土壤微生物群落結(jié)構(gòu).

污灌土壤；鎘有效性；形態(tài)；微生物群落

在我國(guó)農(nóng)田中約2/3為中低產(chǎn)農(nóng)田,其中土壤鹽漬化是土地退化的主要類(lèi)型之一,而長(zhǎng)期污水灌溉是造成土壤鹽漬化的主要原因[1-2].目前我國(guó)污灌農(nóng)田面積達(dá)140億m2,尤其是資源性缺水的北方旱作地區(qū)(如北京、天津、河北、河南等)[3].污灌土壤除了具有鹽基飽和度較高帶來(lái)的鹽漬化、土壤呈堿性等特點(diǎn)外,往往伴隨著重金屬超標(biāo),其中尤以鎘(Cd)污染問(wèn)題最為突出[3-4].土壤中的鹽基離子可通過(guò)影響土壤溶液的離子強(qiáng)度、pH值等性質(zhì)改變土壤多相體系中Cd的平衡,進(jìn)而影響Cd的有效性[5].近年來(lái),我國(guó)農(nóng)田土壤的重金屬和鹽堿化復(fù)合污染問(wèn)題愈發(fā)嚴(yán)重,污灌區(qū)土壤Cd污染已對(duì)我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)和人體健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅[6].

土壤中Cd的生物有效性主要取決其化學(xué)形態(tài).如鹽漬化土壤中Cl-與Cd2+易形成不易被土壤吸附的配位體CdCl2-,所導(dǎo)致有效態(tài)Cd的增加;HCO3-或CO32-通過(guò)影響土壤性質(zhì)如pH值等來(lái)降低Cd的有效性等問(wèn)題.雖然目前在無(wú)機(jī)鹽離子對(duì)土壤Cd形態(tài)與有效性的影響機(jī)制方面已經(jīng)取得大量的研究結(jié)果,但在不同性質(zhì)土壤中,這些離子驅(qū)動(dòng)Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的差異性還有待于新的證據(jù)的獲得.土壤微生物是Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的主要驅(qū)動(dòng)者[7].比如,微生物可通過(guò)帶電荷的表面或細(xì)胞壁和粘液層的羧基、巰基等基團(tuán),直接吸收或吸附重金屬離子[8-9].同時(shí),微生物作為土壤中最活躍的組分,對(duì)土壤物質(zhì)組分、理化性質(zhì)和微環(huán)境表現(xiàn)出高度響應(yīng)特性.土壤鹽堿強(qiáng)度可直接影響微生物群落結(jié)構(gòu)、功能和遺傳多樣性等[9-10].研究表明,土壤中的鹽分含量與微生物總量、活性呈負(fù)相關(guān);不同類(lèi)型鹽堿土中微生物分布格局差異較大,其主要原因是土壤中主體陰離子種類(lèi)的差異,不同菌種對(duì)Cl-、SO42-、CO32-、HCO3-的響應(yīng)不同進(jìn)而群落結(jié)構(gòu)種間調(diào)整.鑒于土壤微生物群落特性取決于環(huán)境條件,然而,當(dāng)前針對(duì)不同陰離子鈉鹽脅迫條件下,土壤微生物過(guò)程及其對(duì)Cd形態(tài)與有效性的影響還缺乏系統(tǒng)、深入的研究.在我國(guó)北方地區(qū)由于污灌帶來(lái)的土壤鹽漬化,土壤陰離子主要以Cl-、SO42-、CO32-、HCO3-為主.鑒于此,本研究采集北方兩種(河南省新鄉(xiāng)市和河北省保定市)不同性質(zhì)由于長(zhǎng)期污灌引起的Cd污染土壤,針對(duì)不同土壤鹽堿脅迫情形,利用微生境培養(yǎng)試驗(yàn),采用高通量測(cè)序測(cè)試技術(shù),結(jié)合土壤性質(zhì)、土壤團(tuán)聚體分布、Cd形態(tài)等測(cè)定,利用PCoA、線(xiàn)性判別分析等,研究不同鹽堿脅迫條件下,土壤Cd形態(tài)變化的關(guān)鍵微生物過(guò)程及影響因素,以期為我國(guó)中低產(chǎn)農(nóng)田安全生產(chǎn)提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試土壤

本實(shí)驗(yàn)土壤樣品采集于我國(guó)華北地區(qū)典型污灌區(qū),分別位于河北保定、河南新鄉(xiāng)Cd污染農(nóng)田.采樣區(qū)面積界定約為100m2,根據(jù)地塊形狀采取五點(diǎn)式采樣法,采集0～20cm的耕層土壤,并使用GPS定位記錄樣點(diǎn)經(jīng)緯度坐標(biāo),土壤類(lèi)型均為褐土.每個(gè)土壤樣點(diǎn)由5個(gè)取樣點(diǎn)混合而成,經(jīng)四分法縮分.將采集的土壤樣品在室內(nèi)常溫風(fēng)干,剔除動(dòng)植物殘?bào)w、石塊等雜物過(guò)2mm尼龍篩進(jìn)行基礎(chǔ)理化性質(zhì)測(cè)定供試土壤的基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1.

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)

注:CEC:陽(yáng)離子交換量,SOC:土壤有機(jī)碳,EC:電導(dǎo)率.

1.2 試驗(yàn)處理

試驗(yàn)在中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃所實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行.以采集的Cd污染土壤(河南新鄉(xiāng)土和河北保定土)為對(duì)象,采用批處理土培實(shí)驗(yàn),依據(jù)我國(guó)北方土壤鹽堿特性,每種土壤設(shè)置5種處理:(1)不添加鈉鹽(CK);(2)T1處理,添加NaCl:Na2SO4=1:1的鈉鹽;(3)T2處理,添加NaCl:Na2SO4:NaHCO3=1:2:1的鈉鹽;(4)T3處理,NaCl:Na2SO4:NaHCO3:Na2CO3= 1:9:9:1的鈉鹽;(5)T4處理,添加NaCl:Na2SO4: NaHCO3:Na2CO3=1:1:1:1的鈉鹽.經(jīng)過(guò)前期預(yù)實(shí)驗(yàn),添加0,1,3,6,9,12,15,18g/kg不同摩爾比的鈉鹽,發(fā)現(xiàn)鈉鹽濃度為9g·kg-1時(shí)開(kāi)始對(duì)細(xì)菌群落生長(zhǎng)速率產(chǎn)生顯著抑制作用.因此,本研究中,兩種土壤不同處理添加鈉鹽濃度為9g/kg,每個(gè)處理重復(fù)3次,隨機(jī)排列.將不同配置和濃度的鈉鹽溶液混入土壤中后,放入直徑5cm,高10cm的PVC培養(yǎng)管,每根PVC管中放置100g土壤,并添加去離子水至70%最大田間持水量,充分?jǐn)嚢杈鶆?培養(yǎng)管置于人工氣候箱內(nèi)進(jìn)行培養(yǎng)[(25±2)℃],期間維持土壤70%的最大田間持水量,培養(yǎng)56d后取新鮮土壤1g放入凍存管中,置于-80℃冰箱中,用作土壤微生物群落結(jié)構(gòu)測(cè)定,其余土壤自然風(fēng)干備用.

1.3 測(cè)定項(xiàng)目與方法

土壤理化性質(zhì)參考魯如坤等[11]方法.采用EDTA滴定法測(cè)定Ca2+、Mg2+含量,乙酸銨溶液交換-火焰光度法測(cè)定Na+、K+.

Cd含量測(cè)定方法參照(GB/T-17141)[12].

土壤團(tuán)聚體組成測(cè)定:采用濕篩法將土壤顆粒分離為0.2～2mm徑級(jí)、0.02～0.2mm徑級(jí)、0.002～ 0.02mm徑級(jí)和<0.002mm徑級(jí).土壤團(tuán)聚體的物理分離過(guò)程參照文獻(xiàn)[13]方法.

Cd化學(xué)形態(tài)測(cè)定:準(zhǔn)確稱(chēng)1g樣品于50mL聚丙烯塑料離心管中,采用改進(jìn)的Tessier連續(xù)提取法[14],對(duì)施加鈉鹽后土壤Cd形態(tài)進(jìn)行逐步提取、離心, 取其上清液過(guò)濾、定容、測(cè)定.

1.4 DNA提取和擴(kuò)增

土壤DNA的提取、PCR擴(kuò)增體系與程序、高通量測(cè)序參照文獻(xiàn)[15]方法.

高通量測(cè)序數(shù)據(jù)分析:高通量測(cè)序數(shù)據(jù)拼接并去除嵌合體后,采用Qiime1.0軟件進(jìn)行生物信息學(xué)分析,選取相似度在97%條件下的OTU生成預(yù)期的稀釋曲線(xiàn),并利用mothur軟件計(jì)算豐富度指數(shù)Chao1、覆蓋度指數(shù)(good's coverage)以及多樣性指數(shù)Simpson和Shannon進(jìn)行Alpha多樣性分析;利用PCoA進(jìn)行細(xì)菌群落分布的主成分分析.進(jìn)一步地,將不同土壤對(duì)應(yīng)鹽堿脅迫處理進(jìn)行分組,通過(guò)LEfSe軟件應(yīng)用線(xiàn)性判別分析方法(linear discriminant analysis, LDA)進(jìn)行組間差異物種篩選;利用Canoco軟件進(jìn)行冗余分析,描繪鹽堿脅迫下土壤微生物群落與環(huán)境因子間的關(guān)系.

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

SAR和ESP是衡量土壤堿化度的重要指標(biāo),計(jì)算公式分別為:

式中:[K+]、[Na+]、[Ca2+]、[Mg2+]分別為每千克土壤中K、Na、Ca和Mg離子的量,單位為cmol/kg.

所有的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用SPSS 16.0軟件進(jìn)行分析處理,并采用One-way ANOVA法分析不同修復(fù)劑處理的差異顯著性,當(dāng)<0.05時(shí)代表差異顯著,用不同的字母來(lái)表示.以3組重復(fù)數(shù)據(jù)計(jì)算平均值和標(biāo)準(zhǔn)差,利用Origin 9.1作圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 不同鹽堿脅迫處理對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

施加不同鈉鹽處理后,土壤樣品的pH值、CEC、SOC和EC測(cè)定結(jié)果見(jiàn)表3.兩種不同土壤施加鈉鹽處理與空白對(duì)照在這些土壤基本性質(zhì)方面均呈不同程度的變化,但變化的趨勢(shì)較相近.與對(duì)照組相比,土壤pH值、EC顯著提高,其中T1處理對(duì)提高EC的影響最為顯著,使兩種土壤EC分別增加了3.27倍、4.71倍,T4處理則對(duì)pH值的增加作用最為顯著,與CK相比,T4處理下兩種土壤pH值增加0.78和0.46個(gè)單位.同時(shí),CEC、SOC含量明顯下降,但不同鈉鹽處理間差異不顯著.

表3 不同鹽堿脅迫處理對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

注:表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差,同一列中不同小寫(xiě)字母表示處理間差異顯著(<0.05).

鈉吸附比是指土壤中Na+和Ca2+、Mg2+的相對(duì)數(shù)量,當(dāng)土壤中Na+含量過(guò)高時(shí)會(huì)使土壤黏粒分散、膨脹.由圖1可知,施用鈉鹽后2種土壤的SAR值均有不同程度的增高,保定土壤SAR值增幅在23.14%～33.63%.新鄉(xiāng)土壤各處理SAR值增幅在29.39%～43.22%.堿化度是指土壤膠體吸附的交換性鈉占陽(yáng)離子交換量的百分率度.通常將土壤ESP在5%～10%定為輕度堿化土壤,10%～15%為中度堿化土壤,15%～20%為強(qiáng)堿化土壤[16].由圖1(b)可知,在保定土壤中,施加鈉鹽雖在一定程度上增加了土壤ESP,但土壤ESP在7.56%～9.33%,仍屬于輕度堿化;在新鄉(xiāng)土壤中,施加鈉鹽顯著增加了土壤ESP,土壤ESP范圍在10.98%～15.11%,其中T4處理ESP達(dá)到了15.11屬于強(qiáng)堿化,其他處理屬中度堿化.

圖1 不同鹽堿脅迫處理對(duì)土壤SAR和ESP的影響

不同處理對(duì)土壤團(tuán)聚體組成的影響如圖2(a)所示.在保定土壤中,未添加鈉鹽的土壤中以0.02～ 0.2mm徑級(jí)徑級(jí)的團(tuán)聚體為主,占總體組成的36.8%,其次為0.2～2mm(30%)、0.002～0.02mm(17.4%)和>2mm(8.4%),<0.002mm徑級(jí)的團(tuán)聚體含量最低,僅為7.4%.在添加鈉鹽后,<0.002mm徑級(jí)的團(tuán)聚體顯著增加,而>2mm徑級(jí)和0.2～2mm徑級(jí)的團(tuán)聚體比例顯著降低,與對(duì)照(CK)相比,T4處理對(duì)土壤團(tuán)聚體組成影響最為顯著,其中,<0.002mm徑級(jí)的團(tuán)聚體增加了155.8%,同時(shí)>2mm徑級(jí)和0.2～2mm徑級(jí)的團(tuán)聚體減少了51.5%和23.3%.T3、T2的影響次之,T1較其他3種處理作用效果弱.同樣地,如圖2(b)所示,在新鄉(xiāng)土壤中,添加鈉鹽的處理土壤團(tuán)聚體組成的變化趨勢(shì)與保定土壤中的變化類(lèi)似,<0.002mm徑級(jí)的團(tuán)聚體顯著增加,>2mm徑級(jí)和0.2～2mm徑級(jí)的團(tuán)聚體比例顯著降低,T4處理對(duì)土壤團(tuán)聚體組成影響最為顯著,<0.002mm徑級(jí)的團(tuán)聚體增加了155.8%,同時(shí)>2mm徑級(jí)和0.2～2mm徑級(jí)的團(tuán)聚體減少了51.5%和23.3%.

圖2 不同鹽堿脅迫對(duì)土壤團(tuán)聚體組成的影響

2.2 不同鹽堿脅迫處理對(duì)土壤Cd形態(tài)變化的影響

在Tessier分級(jí)中,可根據(jù)生物對(duì)Cd不同形態(tài)的吸收難易程度,將Cd形態(tài)分為3類(lèi):有效態(tài)(交換態(tài))、潛在有效態(tài)(碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài))和不可利用態(tài)(殘?jiān)鼞B(tài)),這種分類(lèi)方法能更直觀的表明各形態(tài)在土壤中的作用,可用來(lái)劃分對(duì)于施用鈉鹽對(duì)土壤中Cd不同形態(tài)之間轉(zhuǎn)化所產(chǎn)生的影響.

交換態(tài)Cd具有較大的遷移性,最容易被生物所吸收利用,亦為有效態(tài).如圖3(a)所示,在保定土壤中,添加不同鈉鹽下,土壤中交換態(tài)Cd含量發(fā)生了相應(yīng)的變化.T1、T2處理中交換態(tài)Cd含量較CK顯著增加,并且T1處理的增加幅度最大,為27.13%,T2處理次之,為11.54%,類(lèi)似地,如圖3(b)所示,在新鄉(xiāng)土壤中,與對(duì)照組相比T1處理交換態(tài)Cd增高27.47%,T2、T3處理的變化不顯著,T4處理降低了17.13%.

碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd是與碳酸鹽礦物產(chǎn)生沉淀或共沉淀的鎘.由圖3(a)可知,在保定土壤中,除T1處理外,其余處理的碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量均顯著提高,增幅在13.84%～37.40%;如圖3(b)所示,在新鄉(xiāng)土壤中,與CK相比,T1處理碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量下降5.40%,T2處理無(wú)明顯變化,T3、T4處理碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量分別增加了5.8%和14.38%.

EXC-可交換態(tài),CAR-碳酸鹽結(jié)合態(tài),FMO-鐵錳氧化物結(jié)合態(tài),OM-有機(jī)結(jié)合態(tài),RES-殘?jiān)鼞B(tài)

鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd是Cd2+與鐵錳氧化物結(jié)合在一起被包裹定型或本身成為氫氧化物沉淀的部分.由圖3(a)可知,在保定土壤中,施鹽處理較對(duì)照均顯著下降,降幅為6.06%～8.81%,而在新鄉(xiāng)土壤中與對(duì)照相比,T1、T2處理鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量顯著降低,降低幅度為10.72%～11.42%[圖3(b)],而T3、T4處理變化不顯著.

有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd是以有機(jī)質(zhì)活性基團(tuán)為配位體,以Cd2+為中心離子形成的結(jié)合態(tài)絡(luò)合化合物或螯合化合物.由圖3(a)可知,在保定土壤中,與對(duì)照相比,施用鈉鹽處理總體呈下降趨勢(shì),除了T1外其余處理有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量均顯著下降,降幅在9.06%～ 46.24%.而在新鄉(xiāng)土壤中[(圖3b)],T1、T2處理變化不顯著,而T3、T4處理有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量顯著下降,分別為24.90%和35.55%.

殘?jiān)鼞B(tài)Cd性質(zhì)穩(wěn)定,是土壤中遷移性與生物利用性最低的組分,一般不被生物所利用.由圖3可知,兩種土壤在施加鈉鹽后,殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量無(wú)明顯變化.

2.3 不同鹽堿脅迫處理對(duì)土壤微生物群落的影響

2.3.1 α、β多樣性分析 不同鹽堿處理土壤α-多樣性統(tǒng)計(jì)結(jié)果見(jiàn)表4,高通量測(cè)序讀數(shù)表明土壤樣品細(xì)菌群落的多樣性以及不同的系統(tǒng)發(fā)育OTUs是從2161到3491.所建立的細(xì)菌文庫(kù)的覆蓋率為98%,說(shuō)明實(shí)驗(yàn)所建立的文庫(kù)可真實(shí)、有效地反映樣本環(huán)境細(xì)菌多樣性.從下表可見(jiàn),鹽堿脅迫處理降低了不同土壤(保定和新鄉(xiāng))細(xì)菌種群的Chao指數(shù)和Shannon指數(shù),同時(shí)提高了Simpson指數(shù),并且通過(guò)不同鹽堿脅迫處理土壤細(xì)菌α-多樣性對(duì)比發(fā)現(xiàn),T1處理的Chao指數(shù)和Shannon指數(shù)最低,且Simpson指數(shù)最高.

圖4 不同鹽堿脅迫處理的土壤細(xì)菌群落主成分分析(PCoA)

如圖4所示,不同處理與對(duì)照間細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)差異較大.T1的群落與CK的群落結(jié)構(gòu)差異最為顯著,不同鹽堿脅迫處理間群落結(jié)構(gòu)也呈現(xiàn)一定差異.第二主成分(Axis.2)將CK處理的細(xì)菌群落與T1、T2、T3及T4處理間的細(xì)菌群落進(jìn)行了區(qū)分,而第一主成分(Axis.1)將不同地區(qū)土壤(BD和XX)進(jìn)行了區(qū)分,CK處理的細(xì)菌群落接近AM的.

表4 不同鹽堿脅迫處理土壤細(xì)菌α多樣性統(tǒng)計(jì)

注:括號(hào)內(nèi)為最小值和最大值.

2.3.2 土壤細(xì)菌群落組成 不同鹽堿脅迫處理土壤中微生物群落組成分析如圖5,相對(duì)豐度大于1%的細(xì)菌門(mén)共有10種,變形菌門(mén)(Proteobacteria)和放線(xiàn)菌門(mén)(Actinobacteria)是不同處理土壤樣品中的優(yōu)勢(shì)菌群,其次為綠彎菌門(mén)(Chloroflexi)和酸桿菌門(mén)(Acidobacteria).根據(jù)菌群豐度分析,不同鈉鹽的添加可顯著提高Cd污染土壤中變形菌門(mén)、芽單胞菌門(mén)(Gemmatimonadetes)、擬桿菌門(mén)(Bacteroidetes)的豐度,但降低了放線(xiàn)菌門(mén)、酸桿菌門(mén)、綠彎菌門(mén)的豐度.

圖6 不同鹽堿脅迫處理土壤微生物物種差異性分析(LDA>4)

縮寫(xiě):Acid., Acidobacteria; Prot., Proteobacteria; Bact., Bacteroidetes; Firm., Firmicutes; Acti., Actinobacteria; Chlo., Chloroflexi

應(yīng)用LEfSe分析識(shí)別不同處理中產(chǎn)生顯著性差異影響的物種類(lèi)群.如圖6,LEfSe分析共檢測(cè)到23個(gè)在不同處理中具有統(tǒng)計(jì)學(xué)與生物學(xué)意義的生物標(biāo)記物,可見(jiàn),在不同鹽堿處理作用下,微生物類(lèi)群發(fā)生顯著變化.例如,Nitriliruptoraceae (腈基降解菌科)是相應(yīng)鹽脅迫最敏感的生物標(biāo)記物(LDA值最大),(腈基降解菌屬)種群展現(xiàn)出較強(qiáng)的親鹽能力,適應(yīng)不同高堿性環(huán)境(pH>9.25)[17]. Staphylococcaceae(葡萄球菌科)和Pseudomonadaceae (假單胞菌科)中的葡萄球菌和假單胞菌對(duì)鹽堿具有較強(qiáng)的耐受性,被認(rèn)定為耐鹽堿種群[18].(芽孢桿菌科)菌科中,芽孢桿菌屬的菌株對(duì)不同金屬離子(Fe、Cd、Zn、Co、Ni)的耐受性較強(qiáng)[19],芽孢桿菌能夠產(chǎn)生多種酶和抗生素物質(zhì),它在維持土壤健康方面發(fā)揮著關(guān)鍵作用[20].

2.4 土壤環(huán)境因子與細(xì)菌群落間相關(guān)性分析

采用功能冗余分析了Cd污染土壤中環(huán)境變量與細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的相關(guān)性.如圖7所示,RDA1軸特征值為64.36%,包含了大量土壤環(huán)境因子和微生物群落信息,RDA2軸與土壤pH值、SOC、ESP呈正相關(guān).冗余分析(RDA)顯示,土壤pH(<0.01)、EXC-Cd(<0.01)、SAR(<0.05)和ESP(<0.05)與細(xì)菌群落組成變化有顯著關(guān)聯(lián).擬桿菌門(mén)、芽單胞菌門(mén)和變形菌門(mén)的豐度與pH值呈正相關(guān),而酸桿菌門(mén)、綠彎菌門(mén)的豐度與EXC-Cd、CAB-Cd、SAR呈現(xiàn)顯著正相關(guān).

圖7 土壤微生物群落與環(huán)境因子之間關(guān)系的冗余分析

3 討論

鹽堿脅迫強(qiáng)度主要是通過(guò)pH值、EC、ESP以及SAR四種指標(biāo)進(jìn)行綜合表征.通常地,EC值越大表示土壤中水溶性鹽含量越高,土壤堿度通常以pH值作為強(qiáng)度指標(biāo),以ESP或SAR作為容量指標(biāo). 在本研究中,添加鈉鹽不同程度提高了中pH值、EC、SAR、ESP值,這與添加到土壤中的鹽基離子有關(guān).此外根據(jù)團(tuán)聚體組成的變化可知,添加鈉鹽可促使大粒徑團(tuán)聚體的分散、小粒徑團(tuán)聚體的形成,這是因?yàn)橐环矫鍺a+作為土壤分散劑,可直接導(dǎo)致團(tuán)聚體的破碎;另一方面土壤溶液和交換點(diǎn)位的Na+會(huì)形成排斥電荷,導(dǎo)致土粒分散[21].另外,微生物的分泌物也可使土壤顆粒膠結(jié),而鈉鹽脅迫對(duì)土壤微生物群落組成的影響,也將間接影響團(tuán)聚體的穩(wěn)定性.值得注意的是,土壤團(tuán)聚體能夠顯著影響土壤對(duì)鎘的固持能力,水穩(wěn)性團(tuán)聚體的分散也將促使Cd從大粒徑團(tuán)聚體中分散處理,負(fù)載到小粒徑團(tuán)聚體中.是因?yàn)榧?xì)顆粒土壤團(tuán)聚體與重金屬的親和力更強(qiáng),并且由于其體積小更容易轉(zhuǎn)移,因而細(xì)顆粒團(tuán)聚體中的重金屬更容易被轉(zhuǎn)運(yùn)到植物組織中[22].因此,添加鈉鹽促進(jìn)小粒徑團(tuán)聚體的形成,增強(qiáng)了Cd在小顆粒團(tuán)聚體的質(zhì)量負(fù)載,也將進(jìn)一步提高土壤中Cd的移動(dòng)性、有效性.另外,本試驗(yàn)中的鈉鹽是根據(jù)質(zhì)量比(g/kg)添加到土壤中,所以不同陰離子的物質(zhì)的量有一定的差異,因此也將會(huì)對(duì)結(jié)果產(chǎn)生一定的影響.

在本研究中,土壤中的鎘的形態(tài)變化受到鹽基離子與陰離子的影響.T1、T2處理下,可交換態(tài)Cd含量增加,可能是由于鈉鹽的添加,強(qiáng)化了陽(yáng)離子如Na+、Mg2+、Ca2+與Cd2+對(duì)土壤吸附點(diǎn)位的競(jìng)爭(zhēng),促進(jìn)了土壤膠體中鎘的解吸[23],同時(shí)隨著土壤溶液中Cl-和SO42-的增加,會(huì)與Cd形成不帶電或帶負(fù)電荷的絡(luò)合物,從而削弱Cd的靜電作用,增加Cd的自由度[24].不同地,T4處理的交換態(tài)Cd含量則顯著降低,這主要是因?yàn)門(mén)4處理中存在較多的CO32-、HCO3-.碳酸根離子的大量存在一方面提高土壤pH值,增加土壤表面負(fù)電荷進(jìn)而增強(qiáng)對(duì)Cd2+的吸附[25].另一方面,可將Cd2+水解成CdOH-,而CdOH-較Cd2+更容易被土壤吸附[26],此外Cd2+與碳酸根之間還會(huì)形成碳酸鹽沉淀,進(jìn)而降低土壤溶液中Cd2+的濃度;對(duì)于碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd,在施加鈉鹽后,尤其是含有HCO3-或CO32-的處理會(huì)顯著提高土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的含量,這是由于碳酸鹽對(duì)Cd具有較強(qiáng)的吸附能力,導(dǎo)致碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的含量增加[27].此外,碳酸鹽還會(huì)提高土壤pH從而影響碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量,研究表明碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘易受土壤自身pH值的影響,當(dāng)pH值較高時(shí)會(huì)轉(zhuǎn)化成碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘進(jìn)而沉淀,而當(dāng)pH值較低時(shí)則易重新釋放到環(huán)境中[28];在施加鈉鹽后,鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd 有不同程度的降低,這是因?yàn)闊o(wú)機(jī)鹽陰離子(Cl、SO42-、CO32-)會(huì)促進(jìn)Cd從鐵錳氧化物解吸出來(lái)[29],其原因?yàn)闊o(wú)機(jī)鹽陰離子與Cd2+反應(yīng)生成CdYn+,CdYn+的有效水和離子半徑更大,不易被鐵錳氧化物吸附,從而導(dǎo)致鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量的減少[30].此外,兩種土壤鐵錳氧化物態(tài)Cd不同的變化可能與土壤母質(zhì)的差異有關(guān);研究表明有機(jī)態(tài)Cd含量與土壤中有機(jī)質(zhì)呈顯著或極顯著正相關(guān)[31],土壤有機(jī)質(zhì)提供了羥基、羧基等活性基團(tuán),這些基團(tuán)具有較強(qiáng)的絡(luò)合和吸附能力,形成有機(jī)結(jié)合態(tài)[32].本研究中施加鈉鹽處理導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)含量降低,因此有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量減少;兩種土壤在施加鈉鹽后,殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量無(wú)明顯變化,這是因?yàn)橥寥乐械臍堅(jiān)鼞B(tài)Cd一般被固定在土壤中的礦物和硅酸鹽物質(zhì)的晶格中,在短期內(nèi)不易發(fā)生變化.

微生物群落是土壤生物活性的重要指標(biāo),不同鹽堿脅迫以及重金屬含量高低能夠改變土壤微生物群落組成和豐度.α-多樣性被稱(chēng)為生境內(nèi)的多樣性,主要關(guān)注局域均勻生境下的物種數(shù)目.α-多樣性指數(shù)包括Chao指數(shù)(物種數(shù))、Shannon指數(shù)(群落物種的豐富度)以及Simpson指數(shù)(群落物種的優(yōu)勢(shì)度)常用于評(píng)價(jià)細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)情況.在本研究中,鹽堿脅迫降低了不同土壤(保定和新鄉(xiāng))細(xì)菌種群的豐富度和多樣性,說(shuō)明鹽堿脅迫程度的加大,引起細(xì)菌物種數(shù)量的下降,導(dǎo)致細(xì)菌群落多樣性降低.T1處理的細(xì)菌豐富度和多樣性最低,表明NaCl、Na2SO4混合鈉鹽對(duì)微生物生長(zhǎng)產(chǎn)生較為顯著的抑制,降低土壤微生物數(shù)量與微生物群落結(jié)構(gòu)多樣性.但鹽堿脅迫處理顯著增加了群落的Simpson指數(shù),Simpson值越大,表示優(yōu)勢(shì)度物種越小,亦表明群落均勻度越低.可能是由于隨著鹽堿脅迫強(qiáng)度增大,低豐度的耐性、抗性群落試圖生長(zhǎng),并在構(gòu)建群落結(jié)構(gòu)中起重要作用.β多樣性分析之PCoA分析通過(guò)多變量統(tǒng)計(jì)學(xué)方法顯示不同環(huán)境樣品中微生物進(jìn)化上的相似性及差異性.結(jié)果顯示T1與CK之間群落結(jié)構(gòu)差異最大,這是因?yàn)門(mén)1處理中有效態(tài)Cd的含量最高且群落奇異度最低.

在污染土壤中,變形菌門(mén)常表現(xiàn)為優(yōu)勢(shì)菌群和耐重金屬的微生物[33].變形菌門(mén)豐度的增加通常有益于土壤健康或表明土壤生物或微生物對(duì)有害、有毒物質(zhì)有較強(qiáng)的抗性.是因?yàn)樽冃尉T(mén)含有與土壤鐵、硫循環(huán)(氧化和還原)相關(guān)的類(lèi)群,如化學(xué)營(yíng)養(yǎng)型酸硫桿菌spp.,這些類(lèi)群可協(xié)助植物獲取養(yǎng)分[34].此外,變形菌門(mén)中含有多種親金屬細(xì)菌,如銅綠假單胞菌,這種細(xì)菌不僅在高金屬含量的環(huán)境中占優(yōu)勢(shì),而且具有生物礦化金屬元素的能力[35].因此,屬于該門(mén)的操作分類(lèi)單元(OTUs)有可能成為生物修復(fù)Cd污染土壤的潛在菌種.鹽堿脅迫作用下土壤中該菌門(mén)豐度增加,表明隨著土壤中Cd的有效性增加,抗性微生物群落在土壤細(xì)菌組成中起關(guān)鍵作用.放線(xiàn)菌門(mén)是所檢測(cè)到的另一個(gè)重要菌門(mén),該菌門(mén)廣泛分布于土壤、水和堆肥中,在抑制病原微生物和降解頑固性化合物方面起著重要作用[36].本研究發(fā)現(xiàn),添加不同鈉鹽處理可顯著降低Cd污染土壤中放線(xiàn)菌門(mén)的相對(duì)豐度.通常放線(xiàn)菌被認(rèn)為能夠降解土壤有機(jī)質(zhì)和有毒無(wú)機(jī)化合物,而不同鈉鹽的添加使得放線(xiàn)菌門(mén)豐度降低也可能是土壤的Cd毒性增強(qiáng)的一個(gè)原因.酸桿菌門(mén)的分布通常與土壤pH值密切相關(guān),部分酸桿菌與土壤金屬元素形態(tài)、元素循環(huán)和礦物風(fēng)化等相關(guān)[37].與對(duì)照相比,添加鈉鹽降低了土壤中酸桿菌的相對(duì)豐度,這可能與施用鈉鹽后土壤pH值的變化有關(guān).綠彎菌門(mén)是土壤中的貧營(yíng)養(yǎng)細(xì)菌,能夠適應(yīng)惡劣的土壤環(huán)境.通過(guò)對(duì)比Cd污染土壤中施加不同鈉鹽,發(fā)現(xiàn)在有效態(tài)Cd含量較高的處理(如T1)中抗性菌群占優(yōu)勢(shì).根據(jù)LEFse分析顯示,本研究中,不同鈉鹽的添加顯著增加了土壤中耐鹽堿性、抗重金屬性物種的類(lèi)群,改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu).不同處理間菌群的差異可能是由于主體陰離子的種類(lèi)Cl-、SO42-、CO32-、HCO3-不同引起土壤理化性質(zhì)的變化.

另外,土壤環(huán)境因子的變化會(huì)引起土壤微生物群落的變化.本研究中,T4處理中細(xì)菌群落與pH值呈正相關(guān),因?yàn)樘砑逾c鹽使土壤pH值升高大于1個(gè)單位(表3).由于大多土壤微生物在pH值±1保持穩(wěn)定,pH值的變化會(huì)影響土壤微生物多樣性.類(lèi)似地,本研究中土壤鹽堿強(qiáng)度(如ESP、SAR)被證明是影響細(xì)菌群落變化的關(guān)鍵因素.

4 結(jié)論

4.1 與對(duì)照或其他含有CO32-和HCO3-處理相比,在2種土壤(保定、新鄉(xiāng))中,T1處理(僅含有Cl-和SO42-的)顯著(<0.05)增加了交換態(tài)Cd含量(達(dá)27.06%和11.00%).

4.2 鹽堿脅迫降低了土壤細(xì)菌的豐度和多樣性,與對(duì)照相比,T1處理中微生物群落均勻度最低.此外,高含量的Cl-和SO42-促進(jìn)了變形菌門(mén)、芽單胞菌門(mén)、擬桿菌門(mén)的生長(zhǎng),這些菌群與Cd形態(tài)變化有一定關(guān)聯(lián).

4.3 鹽堿脅迫提高鎘污染土壤中變形菌門(mén)、芽單胞菌門(mén)、擬桿菌門(mén)的豐度,但降低了放線(xiàn)菌門(mén)、酸桿菌門(mén)、綠彎菌門(mén)的豐度.此外,LEFSe分析發(fā)現(xiàn)鹽堿脅迫顯著增加了耐鹽堿菌腈基降解菌科、葡萄球菌科、假單胞菌科和對(duì)重金屬具有較強(qiáng)耐受性的細(xì)菌類(lèi)群芽孢桿菌科.

4.4 土壤pH值、EXC-Cd、SAR和ESP與細(xì)菌群落組成變化有顯著關(guān)聯(lián),擬桿菌門(mén)、芽單胞菌門(mén)和變形菌門(mén)的豐度與pH值呈正相關(guān),而酸桿菌門(mén)、綠彎菌門(mén)的豐度與EXC-Cd、CAB-Cd、SAR呈現(xiàn)顯著正相關(guān).

[1] Balkhair K S, M A Ashraf. Field accumulation risks of heavy metals in soil and vegetable crop irrigated with sewage water in western region of Saudi Arabia [J]. Saudi Journal Of Biological Sciences, 2016,23(1): 32-44.

[2] Ma S C, Zhang H B, Ma S T, et al. Effects of mine wastewater irrigation on activities of soil enzymes and physiological properties, heavy metal uptake and grain yield in winter wheat [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015,113:483-490.

[3] 何 俊,王學(xué)東,陳世寶,等.典型污灌區(qū)土壤中Cd的形態(tài)、有效性及其影響因子[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(10):3056-3063.

He J, Wang X D,Chen S B, et al. The forms, bioavailability of Cd in soils of typical sewage irrigation fields in northern China and its control factors [J]. China Environmental Science, 2016,36(10):3056.

[4] Kunhikrishnan A, Bolan N S,Muller K. The Influence of Wastewater Irrigation on the Transformation and Bioavailability of Heavy Metal (Loid) S in Soil [J]. Advances in Agronomy, 2012,115:215-297.

[5] Raiesi F, Razmkhah M, Kiani S. Salinity stress accelerates the effect of cadmium toxicity on soil N dynamics and cycling: does joint effect of these stresses matter?. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018,153:160-167.

[6] Zhao F J, Ma Y, Zhu Y G, et al. Soil contamination in China: Current status and mitigation strategies [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(2):750-759.

[7] Delgado-Baquerizo M, Oliverio A M, Brewer T E, et al. A global atlas of the dominant bacteria found in soil [J]. Science, 2018,359(6373): 320-325.

[8] 丁巧蓓,晁元卿,王詩(shī)忠,等.根際微生物群落多樣性在重金屬土壤修復(fù)中的研究[J]. 華南師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2016,48(2):1-12.

Ding Q P, Chao Y Q, Wang S Z, et al. Research on function of rhizosphere microbial diversity in phytoremediation of heavy metal polluted soils [J]. Journal of South China Normal University (Natural Science Edition), 2016,48(2):1-12.

[9] Liu L Z, Gong Z, Zhang Y, et al. Growth, cadmium uptake and accumulation of maize (L.) under the effects of arbuscular mycorrhizal fungi [J]. Ecotoxicology, 2014,23(10):1979-1986.

[10] Barcenas-Moreno G, E Baath, J Rousk. Functional implications of the pH-trait distribution of the microbial community in a re-inoculation experiment across a pH gradient [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2016,93:69-78.

[11] 魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社, 1999.

Lu R K. Agro-chemical analysis of soil [M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 1999.

[12] 中華人民共和國(guó)國(guó)家衛(wèi)生健康委員會(huì).土壤質(zhì)量鉛、鎘的測(cè)定石墨爐原子吸收分光光度法(GB/T 17141—1997) [S]. 北京:中華人民共和國(guó)國(guó)家衛(wèi)生健康委員會(huì), 1998:1-4.

National Health Commission of PRC. Soil quality -determination of lead, cadmium-graphite furnace atomic absorption spectrophotometry (GB / T 17141—1997) [S]. Beijing: National Health Commission of PRC, 1998:1-4.

[13] Manna M C, Zhang H B,Ma S T,et al. Long-term fertilization, manure and liming effects on soil organic matter and crop yields[J]. Soil & Tillage Research, 2007,94(2):397-409.

[14] 王 萌,劉繼芳,陳世寶,等.不同納米修復(fù)劑對(duì)污染土壤中胡蘿卜吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)Cd的影響 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2013,7(7):2738-2744.

Wang M, Chen S B, Han Y, et al. Responses of soil aggregates and bacterial communities to soil-Pb immobilization induced by biofertilizer [J]. Chemosphere, 2019,220:828-836.

[15] 黃昌勇,土壤學(xué)[M]. 北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000.

Huang C Y. Soil science [M]. Beijing: China Agriculture Press, 2010. [14].

[16] Sorokin D Y, van Pelt S, Tourova T P, et al. Nitriliruptor alkaliphilus gen. nov., sp. nov., a deep-lineage haloalkaliphilic actinobacterium from soda lakes capable of growth on aliphatic nitriles, and proposal of[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2009,59(2):248-53.

[17] Paul D. Kumbhare S V, Mhatre S S, et al. Exploration of microbial diversity and community structure of Lonar Lake: The only hypersaline meteorite crater lake within basalt rock [J]. Frontiers in Microbiology, 2016,6:1553.

[18] Moreno M L, Piubeli F, Bonfa M R L, et al. Analysis and characterization of cultivable extremophilic hydrolytic bacterial community in heavy-metal-contaminated soils from the Atacama Desert and their biotechnological potentials [J]. Journal of Applied Microbiology, 2012.113(3):550-559.

[19] Kuramshina Z M, Y V Smirnova, R M Khairullin. Increasingtolerance to cadmium stress through endophytic strains of Bacillus subtilis [J]. Russian Journal of Plant Physiology, 2016,63(5): 636-644.

[20] 陳 萍,何文壽.不同鹽化土壤理化性質(zhì)差異研究[J]. 農(nóng)業(yè)科學(xué)研究, 2016,37(3):36-39.

Chen P, He W T. Study on the difference of physical and chemical properties of different salinized soils [J]. Journal of Agricultural Sciences, 2016,37(3):36-39.

[21] 李杉杉.鎘污染土壤高效鈍化-植物阻控效果與機(jī)理研究[D]. 北京:中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京), 2019.

Li S S. Effect and mechanism of Cd immobilization in Cd contaminated Farmland [D]. Beijing: China University of Geosciences (Beijing), 2019.

[22] Wang T, Liu W, Xiong L, et al. Influence of pH, ionic strength and humic acid on competitive adsorption of Pb(II), Cd(II) and Cr(III) onto titanate nanotubes [J]. Chemical Engineering Journal, 2013:215-216.

[23] Li S S, Wang M, Zhao Z Q, et al. Alleviation of cadmium phytotoxicity to wheat is associated with Cd re-distribution in soil aggregates as affected by amendments [J]. Rsc Advances, 2018, 8(31):17426-17434.

[24] Malandrino M C, Swarup A, Wanjari R H, et al. Accumulation of heavy metals from contaminated soil to plants and evaluation of soil remediation by vermiculite [J]. Chemosphere, 2011,82(2):169-178.

[25] Hale B, L Evans, R Lambert. Effects of cement or lime on Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Sb and Zn mobility in field-contaminated and aged soils [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,199:119-127.

[26] 閆帥成,張克峰,劉 雷,等.土壤中鎘的形態(tài)及其影響因素研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)人口·資源與環(huán)境, 2016,26(S2):354-358.

YAN S C, ZHANG K F, LIU L, et al., 2016. Research progress on the forms of cadmium in soil and its influencing factors [J]. China Population·Resources and Environment, 2016,26(S2):354-358.

[27] 顏世紅.酸化土壤中鎘化學(xué)形態(tài)特征與鈍化研究[D]. 淮南:安徽理工大學(xué), 2013.

Yan S H. Study on the chemical form and passivation of cadmium in acidified soil [D]. Huainan: Anhui University of Science and Technology, 2013.

[28] Wang Z W, Zheng X F, Xiao Y U, et al. Adsorption behaviors of Cd2+on Fe2O3/MnO2and the effects of coexisting ions under alkaline conditions [J]. Chinese Journal of Geochemistry, 2010,29(2):197-203.

[29] 王祖?zhèn)?弋良朋,等.堿性土壤鹽化過(guò)程中陰離子對(duì)土壤中鎘有效態(tài)和植物吸收鎘的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012,32(23):7512-7518.

Wang Z W, Yi L P, Gao W Y, et al. Impact of inorganic anions on the cadmium effective fraction in soil and its phytoavailability during salinization in alkaline soils [J]. Acta Ecologica Sinica, 2012,32(23): 7512-7518.

[30] Tang X J, Li X, Liu X, et al. Effects of inorganic and organic amendments on the uptake of lead and trace elements bygrown in an acidic red soil [J]. Chemosphere, 2015,119: 177-183.

[31] Wan D, Zhang N, Chen W, et al. Organic matter facilitates the binding of Pb to iron oxides in a subtropical contaminated soil [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018,25(32):32130- 32139.

[32] Burkhardt E M, Bischoff S, Akob D M, et al. Heavy metal tolerance of Fe(III)-reducing microbial communities in contaminated creek Bank Soils [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011,77(9):3132- 3136.

[33] Hamamura N, Olson S H, Ward D M, et al. Diversity and functional analysis of bacterial communities associated with natural hydrocarbon seeps in acidic soils at Rainbow Springs, Yellowstone National Park [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2005,71(10):5943- 5950.

[34] Ledrich M L, Stemmler S, Laval-Gilly P, et al. Precipitation of silver-thiosulfate complex and immobilization of silver byCH34 [J]. Biometals, 2005,18(6):643-650.

[35] Alvarez A, Benimeli C S, Saez J M, et al. Bacterial bio-resources for remediation of hexachlorocyclohexane [J]. International Journal of Molecular Sciences, 2012,13(11):15086-106.

[36] Wakelin S A, Nelson P N, Armour J D, et al. Bacterial community structure and denitrifier (nir-gene) abundance in soil water and groundwater beneath agricultural land in tropical North Queensland, Australia [J]. Soil Research, 2011,49(1):65-76.

Effect of sodium salt with varied anions on Cd fractions and microbial community in soil.

WANG Li-fu, ZHAO Shu-wen, LI Shan-shan, QIN Lu-yao, SUN Xiao-yi, LEI Xiao-qin, CHEN Shi-bao, WANG Meng*

(Key Laboratory of Plant Nutrition and Fertilizer, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China)., 2021,41(9)：4221～4230

In order to explore the impact of saline-alkaline stress on soil microbial community structures and Cd availability, different Cd-contaminated soils from wastewater-irrigated agricultural land were collected, the actual saline-alkali environment was simulated by adding the neutral and alkaline salts in different proportions. Soil microcosm incubations were conducted, Illumina high-throughput sequencing of 16S rRNA genes was used to estimate microbial community structures, and basic soil physiochemical properties and Cd content were determined. The results showed that salt addition positively affected sodium adsorption ratio (SAR), alkalinity (ESP), but reduced the content of soil organic carbon (SOC), cation exchange capacity (CEC). Increased soil salinity and alkalinity increased the proportion of small soil aggregates (<0.002mm), and promoted Cd translocation from large aggregates into clay/silt size fractions. Treatment T1 (mainly contained ions of SO42-and Cl-) enhanced exchangeable Cd content in both test soils by 27.06% and 11.00%. Soil saline-alkali stress decreased bacterial abundance and diversity, comparatively, soil microbial community in T1 showed the highest difference. Meanwhile, salt addition changed major soil bacterial taxa, for example, increased saline stress enriched saline-alkali tolerant taxaand heavy-metal resistant taxa, microbial structure difference under different treatments probably depended the components of soil anions. For instance, comparatively, the abundance of,andwas significantly enriched in T1treatment. Redundancy analysis (RDA) of the abundant bacterial phyla and soil properties suggested that soil pH, exchangeable Cd content, SAR and ESP were the most influential environmental factors driving the changes in community composition, the abundances of,, andwere positively correlated with pH, and the abundances ofandwere strongly positively correlated with soil exchangeable Cd content, SAR. Therefore, saline-alkali stress increased soil Cd availability, significantly altered soil bacterial community.

wastewater-irrigated soil；cadmium availability；Cd fractions；microbial community

X53,X172

A

1000-6923(2021)09-4221-10

王立夫(1997-),男,河北秦皇島人,中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所碩士研究生,主要從事農(nóng)田土壤重金屬污染機(jī)制與修復(fù)相關(guān)研究.

2021-02-14

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41877387);中央級(jí)公益性科研院所基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專(zhuān)項(xiàng)(1610132021008)

* 責(zé)任作者, 副研究員, wangmeng@caas.cn