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*

(中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所,農(nóng)業(yè)農(nóng)村部植物營養(yǎng)與肥料重點實驗室,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)實驗,采用高通量測序技術(shù),結(jié)合對土壤性質(zhì)、土壤Cd形態(tài)等的測定.結(jié)果表明:施用鈉鹽可顯著提高鈉吸附比(SAR)、堿化度(ESP),降低有機碳(SOC)含量、陽離子交換量(CEC);促進土壤中小粒徑團聚體(<0.002mm)的形成,增加了Cd在小顆粒團聚體的質(zhì)量負載;與對照相比,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菌的關(guān)鍵類群,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、芽單胞菌門、擬桿菌門的豐度.冗余分析結(jié)果表明土壤pH值、交換態(tài)Cd含量、SAR和ESP是影響細菌群落組成變化的關(guān)鍵環(huán)境因子,擬桿菌門、芽單胞菌門和變形菌門的豐度與pH值呈正相關(guān),而酸桿菌門、綠彎菌門的豐度與交換態(tài)Cd含量、SAR呈現(xiàn)顯著正相關(guān).可見,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型之一,而長期污水灌溉是造成土壤鹽漬化的主要原因[1-2].目前我國污灌農(nóng)田面積達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的鹽漬化、土壤呈堿性等特點外,往往伴隨著重金屬超標,其中尤以鎘(Cd)污染問題最為突出[3-4].土壤中的鹽基離子可通過影響土壤溶液的離子強度、pH值等性質(zhì)改變土壤多相體系中Cd的平衡,進而影響Cd的有效性[5].近年來,我國農(nóng)田土壤的重金屬和鹽堿化復合污染問題愈發(fā)嚴重,污灌區(qū)土壤Cd污染已對我國農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)和人體健康構(gòu)成嚴重威脅[6].

土壤中Cd的生物有效性主要取決其化學形態(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-,所導致有效態(tài)Cd的增加;HCO3-或CO32-通過影響土壤性質(zhì)如pH值等來降低Cd的有效性等問題.雖然目前在無機鹽離子對土壤Cd形態(tài)與有效性的影響機制方面已經(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)動者[7].比如,微生物可通過帶電荷的表面或細胞壁和粘液層的羧基、巰基等基團,直接吸收或吸附重金屬離子[8-9].同時,微生物作為土壤中最活躍的組分,對土壤物質(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、活性呈負相關(guān);不同類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的差異,不同菌種對Cl-、SO42-、CO32-、HCO3-的響應(yīng)不同進而群落結(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,當前針對不同陰離子鈉鹽脅迫條件下,土壤微生物過程及其對Cd形態(tài)與有效性的影響還缺乏系統(tǒng)、深入的研究.在我國北方地區(qū)由于污灌帶來的土壤鹽漬化,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)由于長期污灌引起的Cd污染土壤,針對不同土壤鹽堿脅迫情形,利用微生境培養(yǎng)試驗,采用高通量測序測試技術(shù),結(jié)合土壤性質(zhì)、土壤團聚體分布、Cd形態(tài)等測定,利用PCoA、線性判別分析等,研究不同鹽堿脅迫條件下,土壤Cd形態(tài)變化的關(guān)鍵微生物過程及影響因素,以期為我國中低產(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

本實驗土壤樣品采集于我國華北地區(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)地塊形狀采取五點式采樣法,采集0～20cm的耕層土壤,并使用GPS定位記錄樣點經(jīng)緯度坐標,土壤類型均為褐土.每個土壤樣點由5個取樣點混合而成,經(jīng)四分法縮分.將采集的土壤樣品在室內(nèi)常溫風干,剔除動植物殘體、石塊等雜物過2mm尼龍篩進行基礎(chǔ)理化性質(zhì)測定供試土壤的基本理化性質(zhì)見表1.

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)

注:CEC:陽離子交換量,SOC:土壤有機碳,EC:電導率.

1.2 試驗處理

試驗在中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃所實驗室進行.以采集的Cd污染土壤(河南新鄉(xiāng)土和河北保定土)為對象,采用批處理土培實驗,依據(jù)我國北方土壤鹽堿特性,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)過前期預(yù)實驗,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時開始對細菌群落生長速率產(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,每個處理重復3次,隨機排列.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,充分攪拌均勻.培養(yǎng)管置于人工氣候箱內(nèi)進行培養(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)測定,其余土壤自然風干備用.

1.3 測定項目與方法

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

Cd含量測定方法參照(GB/T-17141)[12].

土壤團聚體組成測定:采用濕篩法將土壤顆粒分離為0.2～2mm徑級、0.02～0.2mm徑級、0.002～ 0.02mm徑級和<0.002mm徑級.土壤團聚體的物理分離過程參照文獻[13]方法.

Cd化學形態(tài)測定:準確稱1g樣品于50mL聚丙烯塑料離心管中,采用改進的Tessier連續(xù)提取法[14],對施加鈉鹽后土壤Cd形態(tài)進行逐步提取、離心, 取其上清液過濾、定容、測定.

1.4 DNA提取和擴增

土壤DNA的提取、PCR擴增體系與程序、高通量測序參照文獻[15]方法.

高通量測序數(shù)據(jù)分析:高通量測序數(shù)據(jù)拼接并去除嵌合體后,采用Qiime1.0軟件進行生物信息學分析,選取相似度在97%條件下的OTU生成預(yù)期的稀釋曲線,并利用mothur軟件計算豐富度指數(shù)Chao1、覆蓋度指數(shù)(good's coverage)以及多樣性指數(shù)Simpson和Shannon進行Alpha多樣性分析;利用PCoA進行細菌群落分布的主成分分析.進一步地,將不同土壤對應(yīng)鹽堿脅迫處理進行分組,通過LEfSe軟件應(yīng)用線性判別分析方法(linear discriminant analysis, LDA)進行組間差異物種篩選;利用Canoco軟件進行冗余分析,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,計算公式分別為:

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.

所有的實驗數(shù)據(jù)均采用SPSS 16.0軟件進行分析處理,并采用One-way ANOVA法分析不同修復劑處理的差異顯著性,當<0.05時代表差異顯著,用不同的字母來表示.以3組重復數(shù)據(jù)計算平均值和標準差,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測定結(jié)果見表3.兩種不同土壤施加鈉鹽處理與空白對照在這些土壤基本性質(zhì)方面均呈不同程度的變化,但變化的趨勢較相近.與對照組相比,土壤pH值、EC顯著提高,其中T1處理對提高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個單位.同時,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土壤理化性質(zhì)的影響

注:表中數(shù)據(jù)為平均值±標準差,同一列中不同小寫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+的相對數(shù)量,當土壤中Na+含量過高時會使土壤黏粒分散、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達到了15.11屬于強堿化,其他處理屬中度堿化.

圖1 不同鹽堿脅迫處理對土壤SAR和ESP的影響

不同處理對土壤團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徑級徑級的團聚體為主,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徑級的團聚體含量最低,僅為7.4%.在添加鈉鹽后,<0.002mm徑級的團聚體顯著增加,而>2mm徑級和0.2～2mm徑級的團聚體比例顯著降低,與對照(CK)相比,T4處理對土壤團聚體組成影響最為顯著,其中,<0.002mm徑級的團聚體增加了155.8%,同時>2mm徑級和0.2～2mm徑級的團聚體減少了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聚體組成的變化趨勢與保定土壤中的變化類似,<0.002mm徑級的團聚體顯著增加,>2mm徑級和0.2～2mm徑級的團聚體比例顯著降低,T4處理對土壤團聚體組成影響最為顯著,<0.002mm徑級的團聚體增加了155.8%,同時>2mm徑級和0.2～2mm徑級的團聚體減少了51.5%和23.3%.

圖2 不同鹽堿脅迫對土壤團聚體組成的影響

2.2 不同鹽堿脅迫處理對土壤Cd形態(tài)變化的影響

在Tessier分級中,可根據(jù)生物對Cd不同形態(tài)的吸收難易程度,將Cd形態(tài)分為3類: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)、有機結(jié)合態(tài))和不可利用態(tài)(殘渣態(tài)),這種分類方法能更直觀的表明各形態(tài)在土壤中的作用,可用來劃分對于施用鈉鹽對土壤中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%,類似地,如圖3(b)所示,在新鄉(xiāng)土壤中,與對照組相比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-有機結(jié)合態(tài),RES-殘渣態(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,施鹽處理較對照均顯著下降,降幅為6.06%～8.81%,而在新鄉(xiāng)土壤中與對照相比,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.

有機結(jié)合態(tài)Cd是以有機質(zhì)活性基團為配位體,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,與對照相比,施用鈉鹽處理總體呈下降趨勢,除了T1外其余處理有機結(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處理有機結(jié)合態(tài)Cd含量顯著下降,分別為24.90%和35.55%.

殘渣態(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,殘渣態(tài)Cd含量無明顯變化.

2.3 不同鹽堿脅迫處理對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)計結(jié)果見表4,高通量測序讀數(shù)表明土壤樣品細菌群落的多樣性以及不同的系統(tǒng)發(fā)育OTUs是從2161到3491.所建立的細菌文庫的覆蓋率為98%,說明實驗所建立的文庫可真實、有效地反映樣本環(huán)境細菌多樣性.從下表可見,鹽堿脅迫處理降低了不同土壤(保定和新鄉(xiāng))細菌種群的Chao指數(shù)和Shannon指數(shù),同時提高了Simpson指數(shù),并且通過不同鹽堿脅迫處理土壤細菌α-多樣性對比發(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菌群落主成分分析(PCoA)

如圖4所示,不同處理與對照間細菌群落結(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處理的細菌群落與T1、T2、T3及T4處理間的細菌群落進行了區(qū)分,而第一主成分(Axis.1)將不同地區(qū)土壤(BD和XX)進行了區(qū)分,CK處理的細菌群落接近AM的.

表4 不同鹽堿脅迫處理土壤細菌α多樣性統(tǒng)計

注:括號內(nèi)為最小值和最大值.

2.3.2 土壤細菌群落組成 不同鹽堿脅迫處理土壤中微生物群落組成分析如圖5,相對豐度大于1%的細菌門共有10種,變形菌門(Proteobacteria)和放線菌門(Actinobacteria)是不同處理土壤樣品中的優(yōu)勢菌群,其次為綠彎菌門(Chloroflexi)和酸桿菌門(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、芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)、擬桿菌門(Bacteroidetes)的豐度,但降低了放線菌門、酸桿菌門、綠彎菌門的豐度.

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

應(yīng)用LEfSe分析識別不同處理中產(chǎn)生顯著性差異影響的物種類群.如圖6,LEfSe分析共檢測到23個在不同處理中具有統(tǒng)計學與生物學意義的生物標記物,可見,在不同鹽堿處理作用下,微生物類群發(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記物(LDA值最大),(腈基降解菌屬)種群展現(xiàn)出較強的親鹽能力,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鹽堿具有較強的耐受性,被認定為耐鹽堿種群[18].(芽孢桿菌科)菌科中,芽孢桿菌屬的菌株對不同金屬離子(Fe、Cd、Zn、Co、Ni)的耐受性較強[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)與細菌群落組成變化有顯著關(guān)聯(lián).擬桿菌門、芽單胞菌門和變形菌門的豐度與pH值呈正相關(guān),而酸桿菌門、綠彎菌門的豐度與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

鹽堿脅迫強度主要是通過pH值、EC、ESP以及SAR四種指標進行綜合表征.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值作為強度指標,以ESP或SAR作為容量指標. 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)團聚體組成的變化可知,添加鈉鹽可促使大粒徑團聚體的分散、小粒徑團聚體的形成,這是因為一方面Na+作為土壤分散劑,可直接導致團聚體的破碎;另一方面土壤溶液和交換點位的Na+會形成排斥電荷,導致土粒分散[21].另外,微生物的分泌物也可使土壤顆粒膠結(jié),而鈉鹽脅迫對土壤微生物群落組成的影響,也將間接影響團聚體的穩(wěn)定性.值得注意的是,土壤團聚體能夠顯著影響土壤對鎘的固持能力,水穩(wěn)性團聚體的分散也將促使Cd從大粒徑團聚體中分散處理,負載到小粒徑團聚體中.是因為細顆粒土壤團聚體與重金屬的親和力更強,并且由于其體積小更容易轉(zhuǎn)移,因而細顆粒團聚體中的重金屬更容易被轉(zhuǎn)運到植物組織中[22].因此,添加鈉鹽促進小粒徑團聚體的形成,增強了Cd在小顆粒團聚體的質(zhì)量負載,也將進一步提高土壤中Cd的移動性、有效性.另外,本試驗中的鈉鹽是根據(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,因此也將會對結(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,強化了陽離子如Na+、Mg2+、Ca2+與Cd2+對土壤吸附點位的競爭,促進了土壤膠體中鎘的解吸[23],同時隨著土壤溶液中Cl-和SO42-的增加,會與Cd形成不帶電或帶負電荷的絡(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,這主要是因為T4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,增加土壤表面負電荷進而增強對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+與碳酸根之間還會形成碳酸鹽沉淀,進而降低土壤溶液中Cd2+的濃度;對于碳酸鹽結(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Cd具有較強的吸附能力,導致碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的含量增加[27].此外,碳酸鹽還會提高土壤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pH值較高時會轉(zhuǎn)化成碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘進而沉淀,而當pH值較低時則易重新釋放到環(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,這是因為無機鹽陰離子(Cl、SO42-、CO32-)會促進Cd從鐵錳氧化物解吸出來[29],其原因為無機鹽陰離子與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);研究表明有機態(tài)Cd含量與土壤中有機質(zhì)呈顯著或極顯著正相關(guān)[31],土壤有機質(zhì)提供了羥基、羧基等活性基團,這些基團具有較強的絡(luò)合和吸附能力,形成有機結(jié)合態(tài)[32].本研究中施加鈉鹽處理導致土壤有機質(zhì)含量降低,因此有機結(jié)合態(tài)Cd含量減少;兩種土壤在施加鈉鹽后,殘渣態(tài)Cd含量無明顯變化,這是因為土壤中的殘渣態(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,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)勢度)常用于評價細菌群落結(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))細菌種群的豐富度和多樣性,說明鹽堿脅迫程度的加大,引起細菌物種數(shù)量的下降,導致細菌群落多樣性降低.T1處理的細菌豐富度和多樣性最低,表明NaCl、Na2SO4混合鈉鹽對微生物生長產(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度增大,低豐度的耐性、抗性群落試圖生長,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分析通過多變量統(tǒng)計學方法顯示不同環(huán)境樣品中微生物進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,這是因為T1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,變形菌門常表現(xiàn)為優(yōu)勢菌群和耐重金屬的微生物[33].變形菌門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有害、有毒物質(zhì)有較強的抗性.是因為變形菌門含有與土壤鐵、硫循環(huán)(氧化和還原)相關(guān)的類群,如化學營養(yǎng)型酸硫桿菌spp.,這些類群可協(xié)助植物獲取養(yǎng)分[34].此外,變形菌門中含有多種親金屬細菌,如銅綠假單胞菌,這種細菌不僅在高金屬含量的環(huán)境中占優(yōu)勢,而且具有生物礦化金屬元素的能力[35].因此,屬于該門的操作分類單元(OTUs)有可能成為生物修復Cd污染土壤的潛在菌種.鹽堿脅迫作用下土壤中該菌門豐度增加,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菌組成中起關(guān)鍵作用.放線菌門是所檢測到的另一個重要菌門,該菌門廣泛分布于土壤、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污染土壤中放線菌門的相對豐度.通常放線菌被認為能夠降解土壤有機質(zhì)和有毒無機化合物,而不同鈉鹽的添加使得放線菌門豐度降低也可能是土壤的Cd毒性增強的一個原因.酸桿菌門的分布通常與土壤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)和礦物風化等相關(guān)[37].與對照相比,添加鈉鹽降低了土壤中酸桿菌的相對豐度,這可能與施用鈉鹽后土壤pH值的變化有關(guān).綠彎菌門是土壤中的貧營養(yǎng)細菌,能夠適應(yīng)惡劣的土壤環(huán)境.通過對比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.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)境因子的變化會引起土壤微生物群落的變化.本研究中,T4處理中細菌群落與pH值呈正相關(guān),因為添加鈉鹽使土壤pH值升高大于1個單位(表3).由于大多土壤微生物在pH值±1保持穩(wěn)定,pH值的變化會影響土壤微生物多樣性.類似地,本研究中土壤鹽堿強度(如ESP、SAR)被證明是影響細菌群落變化的關(guān)鍵因素.

4 結(jié)論

4.1 與對照或其他含有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27.06%和11.00%).

4.2 鹽堿脅迫降低了土壤細菌的豐度和多樣性,與對照相比,T1處理中微生物群落均勻度最低.此外,高含量的Cl-和SO42-促進了變形菌門、芽單胞菌門、擬桿菌門的生長,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、芽單胞菌門、擬桿菌門的豐度,但降低了放線菌門、酸桿菌門、綠彎菌門的豐度.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、假單胞菌科和對重金屬具有較強耐受性的細菌類群芽孢桿菌科.

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

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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,中國農(nóng)業(yè)科學院農(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制與修復相關(guān)研究.

2021-02-14

國家自然科學基金資助項目(41877387);中央級公益性科研院所基本科研業(yè)務(wù)費專項(1610132021008)

* 責任作者, 副研究員, wangmeng@caas.cn