鉛鋅礦區(qū)不同程度尾礦砂重金屬污染土壤的縱向微生物群落結(jié)構(gòu)分析

蔣永榮，梁英，張學(xué)洪*，秦永麗，伍嬋翠，李學(xué)軍

1. 桂林電子科技大學(xué)生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，廣西 桂林 541004；2. 桂林電子科技大學(xué)后勤處，廣西 桂林 541004

尾礦砂是金屬礦石或者煤炭經(jīng)加工浮選后產(chǎn)生的廢棄物，是土壤重金屬污染的主要來源物之一（吳天一，2013）。尾礦砂中的重金屬受到雨水沖刷后，較易遷移到周圍土壤和水體中，對(duì)農(nóng)作物以及人體健康產(chǎn)生威脅（Conesa et al.，2007）。程強(qiáng)等（2013）研究發(fā)現(xiàn)，黎河兩岸堆積的鐵尾礦砂每逢降雨便被沖至黎河內(nèi)并最終堆積在于橋水庫底泥中，造成水庫鐵含量偏高，庫容減少。因此尾礦砂需建專門的尾礦庫進(jìn)行貯存管理，以降低其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。但有資料統(tǒng)計(jì)，1960—2015年全球范圍內(nèi)的尾礦庫因建設(shè)和管理不規(guī)范，發(fā)生了 60余起尾礦庫潰壩事件，造成嚴(yán)重的環(huán)境污染（Liu et al.，2015）。2015年發(fā)生的撒馬爾科密納考薩（Samarco Mineracao SA）大壩泄漏，是迄今為止報(bào)道的最大的尾礦壩潰壩事件，導(dǎo)致3500多萬m3的礦渣順山坡滑落（Hatje et al.，2017）。上世紀(jì)70年代，桂林陽朔縣思的村附近的一座鉛鋅尾礦庫在一次強(qiáng)降雨中發(fā)生了壩體垮塌，大量的尾礦砂沿河谷傾瀉進(jìn)入思的村農(nóng)田內(nèi)，對(duì)當(dāng)?shù)氐耐寥缼砹藝?yán)重的重金屬污染（胡清菁等，2014）。此事件引起了多名研究者的關(guān)注，研究者現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查發(fā)現(xiàn)該地土壤總 Cd為24.5 mg·kg-1，所產(chǎn)早稻Cd含量為國家標(biāo)準(zhǔn)的3倍，晚稻Cd含量則超過國家標(biāo)準(zhǔn)5倍（林炳營，1997）；該地區(qū)土壤中Pb、Zn和Cu時(shí)空差異十分顯著（李強(qiáng)等，2014），其中土地利用類型是該地區(qū)重金屬污染空間分布不均勻最主要的驅(qū)動(dòng)力（胡清菁等，2014）。

目前針對(duì)陽朔縣思的村鉛鋅尾礦庫潰壩事件的研究，多圍繞尾礦砂潰壩帶來的重金屬污染分布情況方面，但未見該地區(qū)尾礦庫潰壩重金屬污染對(duì)當(dāng)?shù)赝寥牢⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)影響的報(bào)道，更未見其土壤縱向微生物群落結(jié)構(gòu)的報(bào)道。然而，土壤微生物群落結(jié)構(gòu)是表征土壤生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性的重要參數(shù)，與土壤重金屬污染之間的關(guān)系一直是生態(tài)學(xué)以及環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)問題（劉云國等，2007；王秀麗等，2003）。Ghosh et al.（2018）利用16S RNA研究了富錳尾礦砂中微生物群落結(jié)構(gòu)，對(duì)研究錳尾礦砂微生物多樣性以及錳在自然化學(xué)循環(huán)中的作用具有重要意義；景炬輝等（2017）分析了中條山十八河尾礦廢棄地不同恢復(fù)階段（1—45 a）的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)，發(fā)現(xiàn)不同恢復(fù)年限的土壤中的微生物群落結(jié)構(gòu)差異顯著，土壤理化因子以及重金屬含量是細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)變化的關(guān)鍵因素。值得注意的是，土壤縱向微生物群落分布更能反映微生物沿土壤深度對(duì)重金屬的適應(yīng)性，這對(duì)原位微生物強(qiáng)化修復(fù)重金屬污染土壤具有重要的參考價(jià)值。

因此，為了探究陽朔縣思的村尾礦庫潰壩后重金屬污染對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響，以受尾礦砂重金屬污染的思的村河谷岸邊、柑橘園以及水稻田土壤3個(gè)取樣點(diǎn)表層土壤（0—20 cm）、淺層土壤（20—40 cm）、中層土壤（40—60 cm）以及深層土壤（60—80 cm）為研究對(duì)象，探究土壤縱向的Pb、Zn、Cu和Cd含量以及潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，土壤縱向的微生物群落多樣性，土壤縱向微生物優(yōu)勢(shì)菌屬及其與土樣重金屬含量之間的關(guān)系，以期為鉛鋅礦尾礦砂重金屬污染土壤的微生物修復(fù)提供理論指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

受鉛鋅尾礦砂污染的思的村區(qū)域（24°58′N，110°33′E）位于廣西桂林市陽朔縣東北方向。該地平均海拔150 m，為亞熱帶季風(fēng)氣候，年平均溫度28.5 ℃，年平均降水量1000—2000 mm，所種植的農(nóng)作物主要以水稻、玉米與柑橘為主。思的村區(qū)域處于西南巖溶地質(zhì)區(qū)內(nèi)，礦產(chǎn)資源豐富。上世紀(jì)50年代探明思的村的東北方向存在一座鉛鋅礦，隨即進(jìn)行開采并建立了一座礦石浮選廠。所采的礦石以閃鋅礦、方鉛礦為主，且有少量的黃鐵礦以及黃銅礦，經(jīng)過氫氧化鈣等堿性化學(xué)藥劑浮選后的尾礦礦渣中存在Pb、Zn、Cu和S等物質(zhì)（覃朝科等，2005）。然而在上世紀(jì)70年代的一次強(qiáng)降雨中，尾礦砂庫大壩坍塌，大量的尾礦砂瀉入思的村農(nóng)田內(nèi)。當(dāng)?shù)鼐用駥⒑形驳V砂的農(nóng)田進(jìn)行深翻平整后，繼續(xù)耕種，造成嚴(yán)重的土壤重金屬污染。

1.2 樣品采集及分析方法

本研究采集的土樣來自：（1）尾礦砂壩坍塌沖刷形成的河谷岸邊（24°59′N，110°33′E，高度 233 m）；（2）距離河谷 800 m 的柑橘園（24°58′N，110°37′E，高度 239 m）；（3）距離河谷 2000 m 的村邊水稻田（25°33′N，110°24′E，高度 231 m）的3個(gè)采樣點(diǎn)，分別用G、M和L表示；在各采樣點(diǎn)垂直深度為 0—20、20—40、40—60、60—80 cm處采集樣品，在每個(gè)采樣深度處隨機(jī)選擇3個(gè)位置采集等量土壤，然后進(jìn)行均勻混合，作為該采樣深度土壤的混合樣品，分別表示為 G1—G4、M1—M4和L1—L4，共12個(gè)樣品。所有樣品均采集于2018年1月15日，一部分置于密封袋中放入4 ℃的冰盒中，運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后置于-80 ℃冰箱保存，進(jìn)行微生物群落結(jié)構(gòu)分析；另一部分常溫置于樣品盒中，帶回實(shí)驗(yàn)室用于理化性質(zhì)分析。

土壤的pH用無CO2水對(duì)土壤進(jìn)行浸提后直接用pH計(jì)測(cè)定，浸提時(shí)水與土壤質(zhì)量之比為2:5；總氮（TN）、總碳（TC）和總硫（TS）含量用元素分析儀（Elementar Vario MACRO，Germany）測(cè)定；土壤中Pb、Zn、Cu、Cd含量使用電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS）儀（PerkinElmer，NexION 300X）測(cè)定。

1.3 樣品DNA提取及測(cè)序

使用土壤試劑盒（Power Soil，MoBio）對(duì)各樣本的DNA進(jìn)行提??；提取DNA后，采用細(xì)菌高變區(qū) V3-V4區(qū) 16S RNA通用引物：正向 341 F（5′-CCTAYGGGRBGCASCAG-3′），反向 806 R（5′-GGACTACNNGGGTATCTAAT-3′）進(jìn)行 PCR擴(kuò)增；PCR產(chǎn)物進(jìn)行電泳檢測(cè)后，采用qiagen公司提供的膠回收試劑盒回收產(chǎn)物中的目的條帶；回收后由北京諾禾致源生物信息科技有限公司使用 lon S5XL進(jìn)行16S rRNA高通量測(cè)序，并進(jìn)行kingdom（界）、phylum（門）、class（綱）、order（目）、family（科）和genus（屬）分類水平的物種注釋分析（設(shè)定閾值為0.8—1）。

1.4 土壤重金屬污染與影響評(píng)價(jià)方法

目前常用的重金屬污染與影響評(píng)價(jià)方法為Hakanson提出的潛在生態(tài)危害指數(shù)法。此法考慮了不同重金屬物質(zhì)的毒性系數(shù)，將重金屬含量與其生態(tài)效應(yīng)以及毒性效應(yīng)相聯(lián)系，以評(píng)價(jià)土壤中單種重金屬污染物的生態(tài)影響以及多種污染物的復(fù)合生態(tài)影響。單種重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)Ei與重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù) RI的計(jì)算公式分別如式（1）與式（2）所示：

式中，Ti、Ci和Si分別為重金屬i的毒性響應(yīng)系數(shù)、土壤樣品中的含量以及參考值，Ti選用標(biāo)準(zhǔn)化重金屬毒性響應(yīng)系數(shù)：TPb為5，TCu為5，TZn為1，TCd為 30（Jafarabadi et al.，2017）；Si選取廣西土壤重金屬含量背景值：SPb為24.0 mg·kg-1，SCu為27.8 mg·kg-1，SZn為 75.6 mg·kg-1，SCd為 0.267 mg·kg-1。Ei與RI值的污染程度分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)如表1所示。

表1 Ei與RI的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)Table 1 Rank of Ei and RI

1.5 數(shù)據(jù)分析方法

物種多樣性一般可由 Alpha指數(shù)即 Chao1指數(shù)、ACE指數(shù)、Shannon指數(shù)以及Simpson指數(shù)（1—D）表示；其中Chao1指數(shù)和ACE指數(shù)反映群落物種豐富度，Shannon指數(shù)以及Simpson指數(shù)反映群落物種的均勻性（杜聰?shù)龋?018）。由于Chao1指數(shù)、ACE指數(shù)、Shannon指數(shù)以及Simpson指數(shù)的計(jì)算方法不同，為了能夠統(tǒng)一表達(dá)各指數(shù)的變化情況，對(duì)土樣各指數(shù)值進(jìn)行 0—1標(biāo)準(zhǔn)化。此外，為了能夠清楚表達(dá)菌屬在各土樣中的變化趨勢(shì)，對(duì)土樣中相對(duì)豐度最高的30個(gè)菌屬（top30菌屬）的相對(duì)豐數(shù)值也進(jìn)行0—1標(biāo)準(zhǔn)化。

利用變異系數(shù)（CV）對(duì)土樣重金屬含量差異性進(jìn)行分析，CV的分級(jí)情況一般為：當(dāng)變量的CV＜0.1時(shí)視為弱變異，0.1≤CV≤1.0時(shí)視為中等變異，≥1.0時(shí)視為強(qiáng)變異（劉曉林等，2012）。利用冗余分析（RDA）探究土樣微生物菌屬與重金屬含量之間的相關(guān)關(guān)系。RDA是一種基于線性模型的約束性直接梯度排序方法，能夠在同一張圖中表達(dá)出每個(gè)解釋變量（土樣重金屬含量）對(duì)響應(yīng)變量（土樣理化性質(zhì)或土樣微生物菌屬）變化的貢獻(xiàn)率（史曉凱等，2018）。

2 結(jié)果與討論

2.1 土樣重金屬含量以及理化性質(zhì)的關(guān)系

2.1.1 土樣重金屬含量以及潛在的生態(tài)危害

各土樣的重金屬含量如表2所示，可知Pb、Zn、Cu和Cd在距尾礦砂壩坍塌沖刷形成的河谷0、800、2000 m的岸邊（G）、柑橘園（M）和水稻田（L）土壤中的含量逐漸降低。由Pb、Zn、Cu和Cd的變異系數(shù)CV可知，各類重金屬含量在縱向上均呈現(xiàn)中等變異性，整體而言：Pb、Zn和Cd變異性較強(qiáng)，而Cu的變異性較弱；各重金屬縱向變異性在不同取樣點(diǎn)也有所差別，河谷岸邊的土壤金屬縱向變異性最大，而水稻田土壤金屬縱向變異性最小。由此可知，該地區(qū)土壤中的重金屬存在明顯的縱向遷移現(xiàn)象，重金屬污染越嚴(yán)重的土壤中的重金屬縱向遷移就越明顯。

由表 2可知，重金屬的潛在生態(tài)危害指數(shù)Ei在河谷沿岸、柑橘園與水稻田土壤中也逐步降低，由公式（1）可知Ei的縱向遷移規(guī)律與重金屬含量縱向遷移規(guī)律相同。重金屬生態(tài)影響方面，河谷沿岸各垂直深度土壤層中的Pb、Zn、Cu和Cd的潛在生態(tài)危害較大，均在中等危害水平以上；柑橘園各垂直深度層中的Zn和Cu的潛在生態(tài)危害較小，為輕度危害水平，而Pb和Cd潛在生態(tài)危害較大，在中等危害水平以上；水稻田各垂直深度土壤層中的Pb、Zn和Cu的潛在生態(tài)危害小，均為輕度危害水平，而Cd的潛在生態(tài)危害較大，在中等危害水平以上；綜上，各取樣點(diǎn)土壤Cd的潛在生態(tài)危害都十分突出，Cd污染是該地區(qū)最主要的重金屬污染。

表2 土樣重金屬含量及其潛在生態(tài)危害指數(shù)Table 2 Concentration and potential ecological hazard index of Soil heavy metal

2.1.2 土樣理化性質(zhì)及其與重金屬含量的相關(guān)關(guān)系

土壤樣品的各理化指標(biāo)參數(shù)如表3所示。由表3可知，MC和pH的變異系數(shù)接近或小于10%，說明各取樣點(diǎn)不同深度處的MC和pH差別不大；而TC、TN與TS的變異系數(shù)較大，說明不同取樣深度處的TC、TN與TS存在較大的差別。為探究重金屬含量對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響，對(duì)土壤的重金屬含量以及理化參數(shù)進(jìn)行RDA分析，結(jié)果如圖1所示。由圖 1可知，Cu、Pb之間呈現(xiàn)出極為顯著的正相關(guān)性，而他們與Zn的正相關(guān)性較弱，與Cd的正相關(guān)性進(jìn)一步減弱，這種相關(guān)性規(guī)律與他們的毒性響應(yīng)參數(shù)大小規(guī)律較為一致。由圖 1可知，MC以及TS和各類重金屬均表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系；分析認(rèn)為硫是微生物生長(zhǎng)所需的營養(yǎng)元素，也是作物生長(zhǎng)所必需的營養(yǎng)元素（康學(xué)輝等，2016），而重金屬含量越高導(dǎo)致土壤中的硫素越易流失，不利于微生物以及作物的生長(zhǎng)。TN以及TC兩者與Cu、Pb和 Zn存在一定的正相關(guān)關(guān)系；Aceves et al.（1999）在受Pb和Zn污染的土壤中發(fā)現(xiàn)了C的積累，Labanowski et al.（2007）認(rèn)為土壤中較高含量的重金屬抑制了微生物的活性從而可造成有機(jī)碳的積累，Dai et al.（2004）研究認(rèn)為土壤中重金屬含量過高，會(huì)抑制N的轉(zhuǎn)化，造成土壤中的N的積累，與本研究的現(xiàn)象相符。pH與各類重金屬之間存在著正相關(guān)關(guān)系，有研究指出土壤pH對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移有重要影響，pH越高，遷移性變?nèi)?，重金屬越容易被土壤吸附（Yong et al.，2007）。

2.2 土樣的微生物群落結(jié)構(gòu)及與重金屬含量之間的變化規(guī)律

2.2.1 基于Alpha指數(shù)的土樣微生物群落物種多樣性分析

圖1 土壤重金屬含量與理化性質(zhì)之間的RDA分析Fig. 1 Redundancy analysis between heavy metal content and physicochemical properties of samples

圖2 土樣的Alpha指數(shù)Fig. 2 Alpha index of soil samples

各土壤樣品微生物群落 Alpha指數(shù)如圖 2所示，G取樣點(diǎn)的Alpha指數(shù)隨著取樣深度的增加而顯著下降，而M和L點(diǎn)的Alpha指數(shù)并沒有較為明顯的縱向變化規(guī)律。然而不同取樣點(diǎn)之間，河谷岸邊0—20、20—40、60—80 cm的土壤樣品G1、G3與 G4的 Alpha指數(shù)分別小于柑橘園土壤樣品M1、M3和M4以及水稻田土壤樣品L1、L3和L4。L1的Alpha指數(shù)最高，M2和M3的Alpha指數(shù)次之；分析認(rèn)為，植物發(fā)達(dá)的根系共生有多種微生物，一方面可減輕重金屬對(duì)植物的毒害作用，另一方面增加了土壤微生物的物種多樣性（丁巧蓓等，2016；李海燕等，2017）；水稻根系主要集中在0—20 cm深度的表層土壤中（張亞潔等，2017），而柑橘樹根系主要集中在20—60 cm深度的淺層以及中層土壤中（唐廣田等，2014；張翰林等，2017），恰好分別是L1以及M2與M3所處的深度范圍，這表明水稻以及柑橘樹根系分布增加了土壤微生物的多樣性，從而影響了各采樣點(diǎn)微生物群落物種多樣性縱向分布。

表3 土樣理化指標(biāo)Table 3 Physicochemical properties of samples

2.2.2 門和科分類水平上的土樣微生物群落結(jié)構(gòu)組成

門分類水平，3個(gè)采樣點(diǎn)的群落結(jié)構(gòu)在縱向上沒有表現(xiàn)出明顯的差異，變形菌門（Proteobacteria）、厚壁菌門（Firmicutes）、放線菌門（Actinobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、酸桿菌門（Acidobacteria）和綠彎菌門（Chloroflexi）6個(gè)菌門均占據(jù)主導(dǎo)地位，相對(duì)豐度之和達(dá)87.9%以上，如圖3所示。其中，變形菌門、厚壁菌門與放線菌門在除 L1外的土樣中屬于優(yōu)勢(shì)菌門，三者相對(duì)豐度之和超過了70.0%；多個(gè)研究指出這三類菌門微生物在受尾礦重金屬污染的土壤內(nèi)普遍占優(yōu)勢(shì)，說明這三類菌門可適應(yīng)重金屬污染環(huán)境，并可能可以通過自身代謝降低重金屬的毒性（Bier et al.，2014；Kamika et al.，2013）。擬桿菌門在水稻田采樣點(diǎn)L中相對(duì)豐度較高，在表層土壤中相對(duì)豐度更是高達(dá)16.37%，由于水稻田重金屬僅具有低潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，所以擬桿菌門可能對(duì)重金屬毒性較為敏感，難以適應(yīng)高重金屬污染環(huán)境。酸桿菌門在表層土壤L1以及M1中相對(duì)豐度較高，分別為16.4%和11.2%；酸桿菌門中的細(xì)菌可耐受一定程度的重金屬污染，將復(fù)雜的有機(jī)碳轉(zhuǎn)化為乙酸等短鏈脂肪酸從而使得土壤環(huán)境呈現(xiàn)酸性（Eichorst et al.，2007；Noah et al.，2007）；此外，其他異養(yǎng)微生物可能利用酸桿菌代謝的乙酸作為能源物質(zhì)進(jìn)行生長(zhǎng)，從而增加土壤微生物多樣性。綠彎菌門細(xì)菌在各土樣中均有存在，且相對(duì)豐度波動(dòng)不大，基本處于4%—7%之間；研究表明，綠彎菌門細(xì)菌可以通過光合異養(yǎng)、光能自養(yǎng)和化能自養(yǎng)等多種營養(yǎng)途徑進(jìn)行生長(zhǎng)，能在重金屬污染環(huán)境中穩(wěn)定生存（Nuria et al.，2008；劉晉仙等，2017）。

圖3 門分類水平上土樣微生物群落組成Fig. 3 Microbial community of soil samples at the level of phylum

圖4 科分類水平上土樣微生物群落組成Fig. 4 Microbial community of soil samples at the level of family

各土樣微生物群落中，相對(duì)豐度最高的 10個(gè)科如圖4所示；除M1和L1以外，這10個(gè)科的相對(duì)豐度之和均達(dá)50%以上。Xanthomonadaceae在G及L傾向于分布在較深的土壤層（G4以及L4），而在L點(diǎn)傾向于分布在較淺的土壤層中，但在L點(diǎn)各垂直深度土壤中相對(duì)豐度均高于G與M取樣點(diǎn)；分析認(rèn)為 Xanthomonadaceae中存在具有反硝化能力的菌屬，能將土壤中的硝態(tài)氮還原成氮?dú)猓咎锝?jīng)常使用氮肥，故給這種反硝化菌的生長(zhǎng)提供了條件（王子凌等，2018）。Alicyclobacillaceae是嗜酸嗜熱的脂環(huán)酸芽胞桿菌科（劉波等，2015；岳田利等，2008），在受重金屬污染嚴(yán)重的G點(diǎn)各垂直深度土壤層中均具有較高的相對(duì)豐度；分析認(rèn)為該科微生物能產(chǎn)芽孢，可能具有耐受重金屬污染的能力，故可對(duì)該科菌種資源進(jìn)行開發(fā)，找到能夠耐受和改善土壤重金屬污染的微生物。Oxalobacteraceae在G點(diǎn)較淺的土壤中（G1—G2）以及M點(diǎn)較深的土壤中（M2—M4）中相對(duì)豐度較高，有資料指出，該科中存在一些能在重金屬污染的土壤中生長(zhǎng)微生物，且對(duì)減輕植物根系的銅毒以及土壤氮循環(huán)有重要作用（Feng et al.，2012；Gaspar et al.，2015）。Sphingomonadaceae為M和L取樣點(diǎn)的優(yōu)勢(shì)科，尤其是傾向于分布在淺層以及中層土壤中，有研究指出該科中的微生物細(xì)胞存在特殊結(jié)構(gòu)，能在極端條件下生存（韓睿等，2016）；然而該科在受尾礦砂污染嚴(yán)重的G點(diǎn)相對(duì)豐度較小，說明該科中的微生物耐重金屬毒性可能不強(qiáng)。除此10個(gè)科外，L點(diǎn)表層土壤（L1）還存在著硫酸鹽還原菌科（Desulfurellaceae），其相對(duì)豐度高達(dá) 2.5%；有研究指出微生物在還原硫酸鹽的同時(shí)，可將土壤中的部分重金屬轉(zhuǎn)化為惰性金屬硫化物，這有利于減緩重金屬對(duì)水稻的毒害作用（Cornu et al.，2007）。所以，可從水稻田表層土壤中篩選出一些能耐受重金屬的硫酸鹽還原菌（Sulfate Reducing Bacteria，SRB)，為 SRB法鈍化修復(fù)土壤重金屬污染提供菌種資源（范文宏等，2008）。

2.2.3 屬分類水平上的土樣微生物群落結(jié)構(gòu)及其與重金屬含量的關(guān)系

top30菌屬在各土樣相對(duì)豐度的變化如圖5所示，它們能夠反映各采樣點(diǎn)微生物群落縱向組成差異。除M1和L1外，其他土樣的top30菌屬的相對(duì)豐度之和大于 57%；由圖 1的 Shannon指數(shù)以及Simpson指數(shù)曲線可知M1和L1物種均勻度較高，所以top30菌屬在群落中的比重及對(duì)群落結(jié)構(gòu)的影響也較小。由圖5發(fā)現(xiàn)，各土樣的top30菌屬相對(duì)豐度差別較大，縱向分布極其不均勻，部分菌屬只在某取樣點(diǎn)的某深度層出現(xiàn)或在某采樣點(diǎn)某深度層的相對(duì)豐度顯著高于其他土樣中的相對(duì)豐度，如：Paucimonas和Luteibacter分別僅在G1和G4中出現(xiàn)，Paraburkholderia在G3中的相對(duì)豐度顯著大于其他土樣。分析認(rèn)為，各土樣長(zhǎng)期受到不同程度的重金屬污染，所以其微生物菌屬結(jié)構(gòu)組成縱向差異較大。

為研究土壤縱向微生物優(yōu)勢(shì)菌屬與土樣重金屬含量之間的關(guān)系，對(duì) top30菌屬及重金屬含量進(jìn)行RDA分析，如圖6所示。各重金屬因子的相關(guān)關(guān)系上，Cd與Zn之間具有極強(qiáng)的正相關(guān)性；Cd與Pb以及Cd與Cu的正相關(guān)性也比較顯著，這說明Cd、Zn、Pb與Cu在影響土樣菌屬結(jié)構(gòu)方面有協(xié)同作用。菌屬與重金屬含量的關(guān)系上，由圖可見，超過半數(shù)的菌屬與重金屬含量之間存在較強(qiáng)的負(fù)相關(guān)關(guān)系；Paraburkholderia(Burkholderia-Paraburkholderia)、Ramlibacter、Bacillus、Pseudarthrobacter、Pseudoduganella、H16和Nitrososphaera7個(gè)菌屬與土樣重金屬含量之間相關(guān)關(guān)系幾乎接近于0，這些菌屬也可能存在著重金屬抗性，如王磊（2017）在受汞污染的土壤中篩選出具有重金屬抗性的群落中含有Paraburkholderia；而Luteibacter、Effusibacillus、Solibacter、Stenotrophomonas、Tumebacillus和Paucimonas6個(gè)菌屬與土樣重金屬含量呈現(xiàn)較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系，說明這些菌屬具有較好的重金屬耐受性，尤其是Stenotrophomonas與Paucimonas被諸多研究證實(shí)具有良好的重金屬抗性（2018；劉海燕等，2008）。分析認(rèn)為，若要實(shí)現(xiàn)該鉛鋅礦區(qū)土壤污染重金屬的原位修復(fù)，可富集上述具有 13種具有金屬抗性的菌屬，作為重金屬污染的微生物修復(fù)提供菌種，并探索它們對(duì)重金屬的吸附、轉(zhuǎn)化及鈍化能力。

圖5 各土樣top30菌屬相對(duì)豐度變化Fig. 5 Relative abundance changes of top30 genera in soil samples

圖6 土樣top30菌屬與重金屬含量的冗余分析Fig. 6 redundancy analysis on soil top30 genera and heavy metal concentration

從圖6還可明顯地發(fā)現(xiàn)，top30菌屬幾乎都集中分布于代表Cd的箭頭正方向和反方向上，這也再次說明了Cd污染是該地區(qū)土壤面臨的最主要的重金屬污染。然而在與Cd含量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系的菌屬中，也存在被證實(shí)具有一定重金屬抗性的菌屬。例如，Sphingomonas被證實(shí)能在受重金屬污染土壤中存在，對(duì)Zn以及Cd具有一定的抗性（Sun et al.，2010；蔡茜茜等，2018；王慧萍等，2010）；Pseudomonas被證明對(duì)Pb存在一定的抗性（譚貴娥等，2008）；Streptomyces被證明能夠利用多糖和蛋白質(zhì)對(duì)重金屬離子進(jìn)行吸附，也可將重金屬離子與熱蛋白等物質(zhì)結(jié)合降低重金屬的毒性（喬宏萍等，2018）；這些菌屬廣泛分布在M與L取樣點(diǎn)較深的土壤層中，對(duì)降低土壤中的重金屬毒性和保護(hù)作物免受重金屬毒害起了重要的作用。

3 結(jié)論

本研究對(duì)受尾礦砂重金屬污染的思的村河谷岸邊、柑橘園以及水稻田土壤的不同垂直深度層的土壤進(jìn)行取樣，重點(diǎn)探究了土樣中Pb、Zn、Cu和Cd污染情況以及重金屬含量與土壤理化性質(zhì)、物種多樣性和縱向微生物優(yōu)勢(shì)菌屬之間的關(guān)系。研究發(fā)現(xiàn)：重金屬在該地區(qū)土壤中存在明顯的縱向遷移，重金屬污染越嚴(yán)重的土壤中的縱向遷移就越明顯；各土樣中Cd的潛在生態(tài)危害指數(shù)均在中等危害水平以上，Cd污染為該地區(qū)土壤最主要的重金屬污染。各采樣點(diǎn)不同深度的MC、pH差別不大，而TC、TN與TS差別較大；通過RDA分析發(fā)現(xiàn)，MC以及TS和各類重金屬均表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，而TN、TC以及pH與各類重金屬之間表現(xiàn)出明顯的正相關(guān)關(guān)系。土壤微生物群落物種豐富度和多樣性方面，污染最為嚴(yán)重的河谷岸邊的物種豐富度和多樣性最低，而受植物根系的影響，柑橘園的20—40 cm深度與水稻田的0—20 cm深度處土壤微生物群落物種豐富度和多樣性最高，從而影響其微生物群落的縱向分布。門分類水平上，變形菌門、厚壁菌門與放線菌門在除土樣L1外的微生物群落中占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，三者相對(duì)豐度之和超過了70.0%；屬分類水平上，各土樣的微生物群落菌屬組成縱向差異很大，分布極其不均勻。土壤縱向微生物優(yōu)勢(shì)菌屬Luteibacter、Effusibacillus、Solibacter、Stenotrophomonas、Tumebacillus和Paucimonas6個(gè)菌屬與土樣重金屬含量呈現(xiàn)較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系，Paraburkholderia、Ramlibacter、Bacillus、Pseudarthrobacter、Pseudoduganella、H16和Nitrososphaera7個(gè)菌屬與土樣重金屬含量相關(guān)關(guān)系近似為0，這些菌屬均可能具有一定的重金屬耐受能力，可進(jìn)行富集作為原位修復(fù)思的村受鉛鋅尾礦砂污染的菌劑。