稀土礦廢棄地植被恢復(fù)過程中土壤微生物演變

李啟艷,翁炳霖,李宗勛,趙雅曼,陳順鈺,侯曉龍,2,3*,蔡麗平,2,3

稀土礦廢棄地植被恢復(fù)過程中土壤微生物演變

李啟艷1,翁炳霖1,李宗勛1,趙雅曼1,陳順鈺1,侯曉龍1,2,3*,蔡麗平1,2,3

(1.福建農(nóng)林大學(xué)林學(xué)院,福建 福州 350002；2.南方紅壤區(qū)水土保持國(guó)家林業(yè)和草原局重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建 福州 350002；3.海峽兩岸紅壤區(qū)水土保持協(xié)同創(chuàng)新中心,福建 福州 350002)

以福建長(zhǎng)汀典型離子型稀土礦堆浸冶煉廢棄地作為研究對(duì)象,采取“空間代時(shí)間”的方法,對(duì)堆浸廢棄地不同植物恢復(fù)年限樣地土壤理化性質(zhì)及微生物進(jìn)行調(diào)查測(cè)定,分析植物恢復(fù)對(duì)稀土礦堆浸廢棄地土壤理化特性及微生物的影響.結(jié)果表明:在植被恢復(fù)第3a和4a土壤理化性質(zhì)顯著高于未治理廢棄地,但仍顯著低于礦區(qū)周邊未開采對(duì)照(<0.05).植被恢復(fù)年4a以后,長(zhǎng)汀稀土礦廢棄地土壤理化性質(zhì)則呈下降趨勢(shì),但仍顯著高于未治理廢棄地(<0.05).長(zhǎng)汀稀土礦堆浸廢棄地不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌豐度及多樣存在一定差異.隨植被恢復(fù)年限的增加,土壤細(xì)菌多樣性及豐度降低,但一些特殊細(xì)菌群如-變形菌綱(Gammaproteobacteria)、-變形桿菌綱(Alphaproteobacteria)、酸桿菌門(Acidobacteria)、藍(lán)藻菌門(Cyanobacteria)等在不同植被恢復(fù)年限樣地中其相對(duì)豐度明顯增加.具有固氮作用的藍(lán)藻菌門(Cyanobacteria)隨著植被恢復(fù)年限的增加,其相對(duì)豐度降低.廣古菌門(Euryarchaeota僅存在于未開采對(duì)照樣地;土壤寡營(yíng)養(yǎng)細(xì)菌酸桿菌門(Acidobacteria)隨植被恢復(fù)年限的增加,相對(duì)豐度呈增大趨勢(shì).土壤中優(yōu)勢(shì)菌群廣古菌門(Euryarchaeota)、厚壁菌門(Firmicutes)、?變形菌門(Proteobacteria)、屬、羅爾斯通菌屬()與土壤pH、全磷、全鉀、速效磷等呈正相關(guān).土壤pH值、全磷、全鉀等是影響廣古菌門(Euryarchaeota)、厚壁菌門(Firmicutes)等細(xì)菌菌群多樣性及相對(duì)豐度變化的重要因素.以上結(jié)果表明,離子型稀土礦堆浸廢棄地植被恢復(fù)治理到3~4a時(shí),應(yīng)采取防治措施對(duì)其進(jìn)行人工撫育管理,否則可能會(huì)出現(xiàn)前期恢復(fù)后期退化的問題.

稀土礦廢棄地；生態(tài)恢復(fù)；微生物演變；16S rRNA；冗余分析

我國(guó)離子型稀土(重稀土)主要分布于福建、江西、廣東等省區(qū),其中福建省離子型稀土儲(chǔ)存量居首位[1].長(zhǎng)汀縣作為福建省離子型稀土資源儲(chǔ)量最多的地區(qū),其稀土產(chǎn)業(yè)發(fā)展最早.稀土資源大多分布在嚴(yán)重水土流失區(qū),由于非法采礦及開采工藝落后破壞和占用了大量土地資源,加劇水土流失,使礦區(qū)生態(tài)壞境趨于惡化.

眾多學(xué)者在稀土礦開采和冶煉對(duì)生態(tài)環(huán)境的危害方面開展了不少研究,王友生等[2]對(duì)長(zhǎng)汀稀土礦廢棄地重金屬污染的評(píng)價(jià)表明其綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)已達(dá)極重污染水平.趙永紅等[3]對(duì)贛南已開采65a年的鎢礦礦區(qū)進(jìn)行土壤重金屬污染研究發(fā)發(fā)現(xiàn),土壤中重金屬含量均高出當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸?稀土礦區(qū)的生態(tài)惡化問題引起社會(huì)各界的重視,許多專家學(xué)者積極開展稀土礦廢棄地植被恢復(fù)研究,配置各類喬、灌、草模式進(jìn)行植被恢復(fù).植被修復(fù)由于二次污染小,操作簡(jiǎn)便且成本低廉,是當(dāng)前礦山開采區(qū)土壤污染修復(fù)研究的熱點(diǎn).簡(jiǎn)麗華[4]使用香根草、鴨拓草、類蘆、寬葉雀稗等草種形成良好的草種配置模式,能在前期迅速覆蓋地面,減少地表徑流,起到固坡作用.翁伯琦等[5]則采用工程措施與生物措施相結(jié)合的辦法,按照喬灌1:17的配置比,強(qiáng)化人工恢復(fù)效果,控制水土流失.于君寶等[6]對(duì)撫順老虎臺(tái)煤礦土壤復(fù)墾發(fā)現(xiàn),覆土年齡越大其營(yíng)養(yǎng)元素越高.郭李凱[7]對(duì)不同復(fù)墾年限的煤矸礦重構(gòu)土壤養(yǎng)分研究,結(jié)果表明土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、有效磷隨復(fù)墾年限增加呈增加趨勢(shì).陜永杰等[8]通過對(duì)平朔安太堡露天煤礦區(qū)開采前后土壤質(zhì)量研究發(fā)現(xiàn),礦區(qū)開采后土壤理化性質(zhì)呈毀滅性破壞,土壤質(zhì)量處于嚴(yán)重退化階段;土壤復(fù)墾8a后土壤質(zhì)量與未受擾動(dòng)土壤質(zhì)量相比差距較大.王友生等[9]通過對(duì)長(zhǎng)汀稀土礦取土場(chǎng)、堆浸廢棄地進(jìn)行不同的喬灌草配置植被恢復(fù)模式,篩選出了“寬葉雀稗+胡枝子+木荷+楓香+山杜英”是取土場(chǎng)較好的植被恢復(fù)模式,在長(zhǎng)汀稀土礦廢棄地得到了推廣應(yīng)用.但是,本課題組在對(duì)長(zhǎng)汀稀土礦植被恢復(fù)效果調(diào)查研究中發(fā)現(xiàn),植被恢復(fù)前期稀土礦廢棄地生態(tài)恢復(fù)效果較好,但隨著植被恢復(fù)時(shí)間的增加,出現(xiàn)植被生長(zhǎng)不良甚至死亡的現(xiàn)象.這可能在植被恢復(fù)后期存在生態(tài)退化的問題,如果不采取防治措施,前期治理成績(jī)將會(huì)功虧一簣.由于目前對(duì)長(zhǎng)汀稀土廢棄地生態(tài)恢復(fù)過程中土壤理化特性、微生物等的變化規(guī)律,以及生態(tài)恢復(fù)后期植被退化機(jī)制的研究報(bào)道不多.鑒于此,本課題組以長(zhǎng)汀稀土礦廢棄地不同植被恢復(fù)年限的固定樣地為研究對(duì)象,從微生物的角度揭示稀土礦廢棄地植被恢復(fù)過程中土壤微環(huán)境的演化規(guī)律.采用“空間代時(shí)間”的方法,對(duì)采用“楓香+木荷+胡枝子+寬葉雀稗”模式恢復(fù)0(未治理廢棄地)、3、4、6、7、9、10a樣地土壤理化特性及微生物組成進(jìn)行調(diào)查測(cè)定,比較不同植被恢復(fù)年限土壤理化特性的差異,闡明稀土礦廢棄地土壤微生物與土壤理化特性的相關(guān)性,探討稀土礦廢棄地生態(tài)恢復(fù)后期植被退化的機(jī)制,為稀土礦廢棄地生態(tài)恢復(fù)效果的長(zhǎng)期維持及退化防治措施的實(shí)施提供科學(xué)依據(jù).

1 研究方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于長(zhǎng)汀縣河田鎮(zhèn),116°14′~116°33′E, 25°33′~25°48′N,海拔在260~483m,低山陵地帶.年均氣溫在18~20.5℃之間,極端最高氣溫 38.9℃,極端最低氣溫-4.9℃.年降水量1686.7mm,無(wú)霜期為261d左右.

稀土冶煉方法主要有原地浸析法、池浸法和堆浸法,正規(guī)開采主要以前兩者為主.早期主要采用原地浸析法,2000年以后絕大部分采用簡(jiǎn)易堆浸法.堆浸廢棄地是將地面表土層剝離后搬運(yùn)至由黏土壘積成的仿浸池中,用1%~2%的硫酸銨反復(fù)淋洗浸提,最后被遺棄的土壤,一般面積為500m2.未經(jīng)過植被恢復(fù)的堆浸廢棄地土壤容重為1.77±0.85g/cm3,質(zhì)量含水量為138.11±9.3g/kg,毛管持水量為726.71± 8.21g/kg,有機(jī)質(zhì)僅為2.83±0.21g/kg,pH值為4.05± 0.02,土壤理化性質(zhì)表現(xiàn)較差[9].

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與土壤樣品采集

2007、2010及2013年以“楓香+木荷+胡枝子+寬葉雀稗”為模式,分別對(duì)稀土礦堆浸廢棄地進(jìn)行植被恢復(fù),并建立了固定觀測(cè)樣地,3個(gè)固定樣地的坡度、坡向、海拔等條件基本一致.同時(shí)設(shè)置遠(yuǎn)離稀土礦區(qū)天然植被樣地(CK)作為對(duì)照,每個(gè)樣地設(shè)置3個(gè)20m×20m標(biāo)準(zhǔn)樣方;未治理樣地(M0)數(shù)據(jù)參照王友生等[9].分別在2016年植被恢復(fù)9a(M9)、6a(M6)、3a(M3)和2017年植被恢復(fù)10a(M10)、7a(M7)、4a(M4))對(duì)土壤進(jìn)行調(diào)查采樣.每個(gè)樣方內(nèi)按上、中、下部各3個(gè)采樣點(diǎn)挖取土壤剖面,用環(huán)刀采集0~20cm土樣,用于分析土壤水分物理性質(zhì);各采樣點(diǎn)采集1kg土樣混合均勻帶回實(shí)驗(yàn)室,風(fēng)干研磨過2mm尼龍篩,用于土壤理化性質(zhì)分析.在每個(gè)樣方內(nèi)用10cm×10cm×10cm鋁盒采集0~20cm土樣,用于土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體分析.2016年在每塊試驗(yàn)樣地內(nèi)采集0~20cm土樣,低溫保存,送北京諾禾致源公司進(jìn)行16S rRNA測(cè)序.

1.3 測(cè)定方法

1.3.1 土壤理化性質(zhì)測(cè)定 土壤容重、持水量等物理性質(zhì)采用環(huán)刀法測(cè)定;土壤pH值、全N、全P、全K、速效磷、速效鉀、有機(jī)質(zhì)參照中華人民共和國(guó)林業(yè)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)中森林土壤分析方法進(jìn)行測(cè)定[10].土壤pH值采用電位法水土比2.5:1測(cè)定;全N用德國(guó)Elementar, Vario元素分析儀測(cè)定;全P采用氫氧化鈉堿熔—鉬銻抗比色測(cè)定;全K采用氫氧化鈉堿熔—原子吸收分光光度法測(cè)定;速效磷采用氟氯氨、鹽酸浸提-鉬銻抗比色法測(cè)定;速效鉀采用四苯硼鈉比濁法(1mol-1NaNO3浸提法)測(cè)定;土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀-外加熱.法測(cè)定

1.3.2 土壤細(xì)菌測(cè)定 土壤微生物總DNA采用 CTAB方法對(duì)樣本的基因組 DNA 進(jìn)行提取之后利用瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)DNA的純度和濃度,取適量的樣品于離心管中,使用無(wú)菌水稀釋樣品至1ng/μL.以稀釋后的基因組DNA為模板,根據(jù)測(cè)序區(qū)域的選擇,使用帶 Barcode 的特異引物,New England Biolabs公司的Phusion? High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer,和高效高保真酶進(jìn)行PCR,確保擴(kuò)增效率和準(zhǔn)確性.引物對(duì)應(yīng)區(qū)域?yàn)?6S V4區(qū)引物(515F和806R).PCR產(chǎn)物使用2%濃度的瓊脂糖凝膠進(jìn)行電泳檢測(cè);根據(jù)PCR產(chǎn)物濃度進(jìn)行等量混樣,充分混勻后使用2%的瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)PCR產(chǎn)物,對(duì)目的條帶使用qiagen公司提供的膠回收試劑盒回收產(chǎn)物.細(xì)菌PCR反應(yīng)條件如下:98℃預(yù)變性 3min,98℃變性45s, 55℃退火45s,72℃延伸 45s,30 個(gè)循環(huán)后72℃延伸 7min,最后保持在4℃環(huán)境下.使TruSeq? DNA PCR-Free Sample Preparation Kit建庫(kù)試劑盒進(jìn)行文庫(kù)構(gòu)建,構(gòu)建好的文庫(kù)經(jīng)過Qubit和Q-PCR定量,文庫(kù)合格后,使用HiSeq2500PE250進(jìn)行上機(jī)測(cè)序.

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

用SPSS 19.0統(tǒng)計(jì)軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析;使用單因素方差分析(One-way ANOVA)進(jìn)行差異顯著性分析,用Duncan’s法進(jìn)行多重比較,顯著性水平為0.05.運(yùn)用CANOCO4.5軟件對(duì)土壤微生物與環(huán)境因子進(jìn)行冗余分析 (RDA) ;運(yùn)用Origin9.0軟件繪制分析圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤物理性質(zhì)變化比較

表1 不同植被恢復(fù)年限土壤物理性質(zhì)

注:表中不同小寫字母表示 0.05 水平 LSD 多重比較結(jié)果.

由表1可知,隨植被恢復(fù)年限的增加,長(zhǎng)汀稀土礦堆浸廢棄地土壤容重呈先顯著降低(3~4a)(< 0.05),然后又顯著增大(6~10a),不同植被恢復(fù)年限土壤容重均顯著小于未治理區(qū)(<0.05),但仍顯著大于未開采對(duì)照(<0.05);隨植被恢復(fù)年限的增加,土壤含水量水量、最大持水量,毛管持水量、最小持水量、毛管孔隙、非毛管孔隙、均呈先顯著增大(3~4a),然后又顯著減小的規(guī)律(6~10a),但不同植被恢復(fù)年限這些物理性質(zhì)均顯著小于未開采對(duì)照,說明土壤仍未恢復(fù)到自然狀態(tài).在植被恢復(fù)前期3~4a土壤容重平均值為1.32g/cm3,接近自然狀態(tài)值,這與李兆龍[11]的研究結(jié)論相一致.隨著植被恢復(fù)年限的加長(zhǎng),土壤容重不斷增大,植被恢復(fù)10a土壤容重達(dá)到1.49g/ cm3.據(jù)研究表明:土壤容重在1.25~1.35g/cm3之間,土壤理化性質(zhì)表現(xiàn)良好[12].土壤容重大于1.4g/cm3時(shí),土壤機(jī)械阻力對(duì)植物根系的伸展發(fā)育有較大影響[13].

2.2 不同植被恢復(fù)年限土壤化學(xué)性質(zhì)比較

2.2.1 不同植被恢復(fù)年限土壤pH值 由圖1可知,隨著植被恢復(fù)年限的增加,稀土礦堆浸廢棄地土壤pH值與未治理土壤相比呈現(xiàn)出顯著增加趨勢(shì)(3~4a)(<0.05),然后又顯著降低(6~10a).不同植被恢復(fù)年限土壤pH值均顯著高于未治理區(qū),但仍顯著低于未開采區(qū)土壤(<0.05).結(jié)果表明,不同植被恢復(fù)年限土壤pH值未恢復(fù)到自然水平狀態(tài).

圖1 不同植被恢復(fù)年限土壤pH

圖中不同小寫字母表示不同植被恢復(fù)年限間差異顯著(<0.05).下同

2.2.2 不同植被恢復(fù)年限土壤有機(jī)質(zhì) 由圖2可知,不同植被恢復(fù)年限土壤有機(jī)質(zhì)與未治理土壤相比顯著增加(3~4a),然后又顯著降低(6~10a)(<0.05).不同植被恢復(fù)年限土壤有機(jī)質(zhì)均顯著高于未治理土壤,但又顯著低于未開采對(duì)照土壤有機(jī)質(zhì)(<0.05).結(jié)果說明,隨著植被恢復(fù)年限的增加,土壤有機(jī)質(zhì)的積累并未恢復(fù)到自然狀態(tài).隨著植被恢復(fù)年限的增加,土壤pH值變化范圍為4.0~4.5,土壤有機(jī)質(zhì)總體表現(xiàn)為隨時(shí)間加長(zhǎng)而下降的趨勢(shì),總體顯著高于M0.與劉子壯[14]、彭東海[15]、毛蘭花[16]等研究結(jié)論不一致,可能的原因是:前期為使植物適應(yīng)惡劣的生長(zhǎng)環(huán)境,都施以一定肥料輔助其生長(zhǎng),對(duì)土壤養(yǎng)分消耗較少,但隨著植被恢復(fù)年限加長(zhǎng),前期施用的肥料肥效逐漸降低,植物生長(zhǎng)對(duì)土壤養(yǎng)分元素(N、P)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響效應(yīng)逐漸加強(qiáng)[17-18],對(duì)土壤養(yǎng)分需求加大,特別是有機(jī)質(zhì)消耗過大.

圖2 不同植被恢復(fù)年限土壤有機(jī)質(zhì)變化

2.2.3 不同植被恢復(fù)年限土壤N、P、K 由圖3可知,全N、全P、全K均呈現(xiàn)出相同規(guī)律.不同植被恢復(fù)年限土壤N、P、K與未治理土壤相比顯著增加(3~4a),然后又顯著降低(<0.05)(6~10a).不同植被恢復(fù)年限的土壤N、P、K均顯著高于未治理土壤,但又顯著低于未開采對(duì)照土壤(<0.05).結(jié)果表明,土壤N、P、K隨著植被恢復(fù)年限的增加,并未恢復(fù)到自然水平狀態(tài).不同植被恢復(fù)年限稀土礦堆浸廢棄地土壤全N、全P、全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化范圍分別是0.08~0.17、0.05~0.09、0.42~0.56g/kg,與福建省土壤平均N、P、K質(zhì)量分?jǐn)?shù)(分別是(0.136±0.03)、(0.108±0.184)、(2.29±0.33)g/kg)[19]相比,稀土礦堆浸廢棄地土壤全N、全P、全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著偏低.在植被恢復(fù)過程中,由于堆浸廢棄地有大量硫酸銨殘留,前期土壤全N含量比較高,后期由于植物難以吸收利用氮素,硫酸銨又易被雨水沖刷流失,土壤全N含量隨著植被恢復(fù)年限的加長(zhǎng)逐漸降低.南方亞熱帶土壤普遍都缺乏磷元素,對(duì)照樣地全磷含量?jī)H為0.13g/kg,隨著植被恢復(fù)年限的加長(zhǎng),土壤全磷含量呈現(xiàn)出下降趨勢(shì),植被恢復(fù)10a時(shí)僅為0.05g/kg,磷素缺乏導(dǎo)致微生物活動(dòng)受到限制,土壤酶分泌和土壤N礦化受影響,土壤N質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加量較少.

圖3 不同植被恢復(fù)年限土壤全量養(yǎng)分變化

圖4 不同植被恢復(fù)年限土壤速效養(yǎng)分變化

2.2.4 年限土壤速效養(yǎng)分 由圖4可知,速效氮、速效磷呈現(xiàn)出相同規(guī)律.不同植被恢復(fù)年限土壤速效氮、速效磷與未治理土壤相比顯著增加(3~4a),然后又顯著降低(6~10a)(<0.05).不同植被恢復(fù)年限土壤速效氮、速效磷均顯著高于未治理土壤,但又顯著低于未開采對(duì)照土壤(<0.05).植被恢復(fù)3a土壤速效鉀與未治理土壤相比顯著增加(<0.05),與未開采對(duì)照土壤速效鉀含量相比并無(wú)顯著差(>0.05);隨后不同植被恢復(fù)年限土壤速效鉀又顯著低于未開采對(duì)照土壤,但仍顯著高于未治理土壤(6~10a)(< 0.05).結(jié)果表明,隨著植被灰度年限的增加,土壤速效氮、速效磷并未恢復(fù)到自然狀態(tài)水平,速效鉀含量在恢復(fù)初期3a恢復(fù)到自然水平,但隨著植被恢復(fù)年限的增加,土壤速效鉀含量又顯著降低(<0.05).

2.3 不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌結(jié)構(gòu)分析

2.3.1 不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌測(cè)序數(shù)據(jù)和OTU聚類分析 由圖5可知,通過對(duì)土壤16S rRNA基因V4區(qū)進(jìn)行測(cè)序,除去低質(zhì)量、barcode和引物序列后,12個(gè)樣品得到的有效序列總數(shù)為766215條,對(duì)所有樣品有效序列進(jìn)行聚類,以97%的一致性將序列聚類成為OTUs.M9、M6、M3、CK包含的OTU數(shù)目分別為4383、3818、3399、3616,其中4組樣品共有的OTU數(shù)目為1683,特有的OTU數(shù)目分別為649、543、287、856,植被恢復(fù)年限越長(zhǎng),特有的OTU數(shù)目越多.

圖5 OTU分布韋恩圖

2.3.2 不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌多樣性比較 Chao 1指數(shù)與ACE指數(shù)主要反映生態(tài)系統(tǒng)中物種豐富度;Shannon指數(shù)主要反映群落物種多樣性; Simpson指數(shù)代表在一個(gè)群落中隨機(jī)抽取的兩個(gè)個(gè)體分屬于不同種的概率,該指數(shù)越接近1,表示該群落物種多樣性越大.由表2可知,通過篩選,各樣地中有效序列數(shù)為38670~77693條,其中植被恢復(fù)3a有效序列數(shù)最少,6a有效序列數(shù)最多.各樣地中分類單元OUT數(shù)為2761~3893,各樣地的覆蓋度指數(shù)范圍為0.938~0.964.隨著植被恢復(fù)年限的加長(zhǎng),Chao 1指數(shù)與ACE指數(shù)與對(duì)照相比較呈現(xiàn)出下降趨勢(shì); Shannon指數(shù)與Simpson指數(shù)同樣呈現(xiàn)出下降趨勢(shì),表明植被恢復(fù)年限越長(zhǎng),土壤細(xì)菌的豐富度和多樣性越低.隨著植被恢復(fù)年限的加長(zhǎng),Shannon指數(shù)、Simpson指數(shù)都呈現(xiàn)出下降趨勢(shì),表明植被恢復(fù)年限越長(zhǎng),土壤微生物豐富度和多樣性越低,與Zhou等[20]、Li等[21]研究結(jié)論不一致.可能的原因是:一方面,土壤微生物大多在pH值為中性的土壤中生長(zhǎng),而稀土礦堆浸廢棄地pH值在植被恢復(fù)10a間變化范圍為4.0~4.5,無(wú)疑會(huì)使土壤細(xì)菌的生物活性及豐富度降低[22].另一方面,稀土礦堆浸廢棄地在植被恢復(fù)后期,土壤養(yǎng)分消耗過大,出現(xiàn)植被退化甚至出現(xiàn)物種消失的情況[23],有機(jī)質(zhì)、全氮等含量下降對(duì)土壤微生物多樣性產(chǎn)生影響[24,18].

表2 不同治理年限土壤細(xì)菌多樣性與豐富度

2.3.3 不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌門和綱水平相對(duì)豐度 由圖6可知,對(duì)照樣地與各不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌群落組成相似,在門水平上的表現(xiàn)為β-變形菌門(Proteobacteria)、廣古菌門(Euryarchaeota)、酸桿菌門(Acidobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、藍(lán)藻菌門(Cyanobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)等.-變形菌門(Proteobacteria)是對(duì)照樣地以及各不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌中的第一大細(xì)菌類群,各組占比超過45%;廣古菌門(Euryarchaeota)是對(duì)照樣地中特有的菌門.隨著植被恢復(fù)時(shí)間的加長(zhǎng),酸桿菌門(Acidobacteria)相對(duì)豐度呈現(xiàn)出上升-下降的趨勢(shì),具體表現(xiàn)為CK

2.3.4 不同植被恢復(fù)年限土壤優(yōu)勢(shì)細(xì)菌與土壤環(huán)境的冗余分析 由圖8可知,廣古菌門(Euryarchaeota)與土壤全P、pH夾角最小,相關(guān)性最大,但也與土壤容重、全N、全K、速效鉀、速效磷呈現(xiàn)正相關(guān).浮霉菌門(Planctomycetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)、放線菌門(Actinobacteria)等菌門與土壤環(huán)境呈現(xiàn)出負(fù)相關(guān).厚壁菌門(Firmicutes)、-變形菌門(Proteobacteria)與土壤環(huán)境呈現(xiàn)正相關(guān).由圖9可知,屬()與羅爾斯通菌屬()分別與全P、pH夾角最小,相關(guān)性最大.芽孢桿菌屬()、甲基桿菌屬()與土壤容重、全氮存在正相關(guān),與全K、有效鉀、有效磷、全P、pH存在負(fù)相關(guān).屬水平上,廣古菌門(Euryarchaeota)中甲烷桿菌屬(Methanobacterium)與羅爾斯通菌屬(Ralstonia)與土壤全P、pH值相關(guān)性最大,與土壤容重、全N、全K等土壤理化性質(zhì)也存在一定相關(guān)性,與王友生等[26]、李兆龍[11]林海[32]結(jié)論相一致.

圖6 不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌門水平相對(duì)豐度變化

圖7 不同植被恢復(fù)年限土壤細(xì)菌綱水平相對(duì)豐度變化

圖8 不同治理年限土壤門水平優(yōu)勢(shì)細(xì)菌與土壤環(huán)境的冗余分析

ρb、TK、TN、TP、AK、AP、pH分別代表土壤容重、全鉀、全氮、全磷、速效鉀、速效磷、酸堿度

圖9 不同治理年限土壤屬水平優(yōu)勢(shì)細(xì)菌與土壤環(huán)境的冗余分析

3 結(jié)論

3.1 長(zhǎng)汀稀土堆浸廢棄地不同植被恢復(fù)年限土壤理化性質(zhì)在恢復(fù)前期呈現(xiàn)出上升趨勢(shì)(3~4a),隨著植被恢復(fù)年限的增加,土壤理化性質(zhì)呈現(xiàn)出下降趨勢(shì)(6~10a).

3.2 植被恢復(fù)年限越長(zhǎng),土壤微生物多樣性及相對(duì)豐度降低,如藍(lán)藻菌門(Cyanobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)等,但一些細(xì)菌群落如酸桿菌門(Acidobacteria)、-變形菌綱(Gammaproteobacteria)和一些未標(biāo)記細(xì)菌菌群相對(duì)豐度增加.

3.3 冗余分析發(fā)現(xiàn),廣古菌門(Euryarchaeota)、厚壁菌門(Firmicutes)、Methanobacterium屬()與羅爾斯通菌屬()與土壤理化性質(zhì)呈現(xiàn)正相關(guān)系,對(duì)其相對(duì)豐度存在影響.

3.4 在稀土礦廢棄地植被恢復(fù)一段時(shí)間后(3~4a)需要對(duì)其進(jìn)行人工撫育管理,防止土壤理化性質(zhì)降低,出現(xiàn)植被退化現(xiàn)象.

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Soil physicochemical characteristics and microbial evolution during vegetation restoration in ionic rare earth ore heap leaching waste land.

LI Qi-yan1, WENG Bing-lin1, LI Zong-xun1, ZhAO Ya-man1, CHEN Shun-yu1, HOU Xiao-long1,2,3*, CAI Li-ping1,2,3

(1.College of Forestry, Fujian Agriculture and Forestry University, Fuzhou 350002, China；2.Key Laboratory of State Forestry and Grassland Administration for Soil and Water Conservation in Red Soil Region of South China, Fuzhou 350002, China；3.Collaborative Innovation Center for Soil and Water Conservation in the Red Soil Region on Both Sides of the Taiwan Straits, Fuzhou 350002,)., 2019,39(10)：4360~4368

In order to mitigate of the sever soil erosion and degradation in ecological environment in the rare earth mining area, a vegetation restoration project in the abandoned land of rare earth mining area in Changting, Fujian was implemented several years ago. Physical and chemical properties and microorganisms’ composition of soil in the heap leaching of abandoned land of rare earth mining, Changting after different years of vegetation restoration were analyzed. The results showed that physical and chemical properties of soil after three and four years of vegetation restoration were significantly higher than those in the untreated abandoned land (without restoration) but lower than the unmined area (< 0.05). After 4years of vegetation restoration, the physical and chemical properties of soil in the abandoned land of rare earth mining area, Changting showed a downward trend, but still significantly higher than that of untreated abandoned land (< 0.05). Differences were identified in the abundance and diversity of soil bacteria of abandoned land of rare earth mining between different years of vegetation restoration. The diversity and abundance of soil bacteria decreased with the years of vegetation restoration,. However, the relative abundance of some special bacterial groups such as Gamma proteobacteria, Alphaproteobacteria, Acidobacteriaand Cyanobacteria significantly increased in the stands of different years of vegetation restoration. The relative abundance of Cyanobacteria, a type of bacteria of nitrogen fixing, decreased along with the process of vegetation recovery. Euryarchaeota only existed in the unmined land, and Acidobacteria increased with the increase of years of vegetation restoration. The dominant flora in soil, Euryarchaeota, Firmicutes, Proteobacteria,, were positively correlated with soil pH, total phosphorus, total potassium and available phosphorus. The diversity and relative abundance of bacterial flora such as Euryarchaeota and Firmicutes were significantly affected by the physical and chemical properties of soil. In conclusion, the artificial prevention and control measures should be taken after 3-4 years of vegetation restoration in the heap leaching land of ion-type rare earth mining area to mitigate the degradation.

ionic rare earth ore；heap leaching wasteland；microbial evolution；16S rRNA；redundancy analysis

X53;X172

A

1000-6923(2019)10-4360-09

李啟艷(1994-),女,貴州貴陽(yáng)人,福建農(nóng)林大學(xué)碩士研究生,主要從事恢復(fù)生態(tài)與生態(tài)工程研究.

2019-03-26

福建省科技廳重點(diǎn)項(xiàng)目(2017Y001);福建省環(huán)?？萍加?jì)劃項(xiàng)目(2018R012);福建農(nóng)林大學(xué)科技創(chuàng)新專項(xiàng)基金項(xiàng)目(CXZX2018126); (CXZX2018137)

* 責(zé)任作者, 副教授, xl.hou@fafu.edu.cn