鈍化材料對(duì)農(nóng)田土壤Cd形態(tài)及微生物群落的影響

蘭玉書，袁林，楊剛，程蓉，石梏岐，高本汗

（1.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都 611130；2.四川省生態(tài)環(huán)境科學(xué)研究院，成都 610041；3.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)生態(tài)環(huán)境研究所，成都611130；4.中國(guó)地質(zhì)科學(xué)院礦產(chǎn)綜合利用研究所，成都 610041）

土壤作為人類的生存之本，不僅是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)最基本的生產(chǎn)資料，同時(shí)也是生態(tài)系統(tǒng)各種環(huán)境污染物主要的源和匯[1-2]。據(jù)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)19.40%，重金屬污染尤為突出。鎘（Cd）是常見的重金屬污染物之一，具有遷移能力強(qiáng)、毒性大、易被植物吸收等特點(diǎn)，過量的Cd會(huì)抑制農(nóng)作物生長(zhǎng)發(fā)育，降低產(chǎn)量，進(jìn)入食物鏈后，對(duì)生物體造成極大的威脅[3-4]。因此如何利用輕度Cd污染土壤安全生產(chǎn)農(nóng)作物成為研究的關(guān)鍵。固化修復(fù)技術(shù)通過向污染土壤中添加鈍化劑從而降低重金屬的流動(dòng)性和生物可給性，具有破壞性小、成本低且安全的特點(diǎn)[5-6]。石灰、海泡石作為目前運(yùn)用較為廣泛的鈍化劑，對(duì)降低土壤重金屬有效性有良好的效果[7-8]。研究表明，污染農(nóng)田中施用石灰可明顯降低水稻秸稈和谷物及蔬菜中重金屬的積累[9-10]。袁興超等[11]運(yùn)用海泡石（45 t·hm-2）鈍化處理鉛鋅礦區(qū)周邊Cd、Pb污染農(nóng)田，Cd鈍化效率可達(dá)36.5%。此外生物炭以環(huán)境友好且經(jīng)濟(jì)性高的優(yōu)勢(shì)而被推廣，相關(guān)研究表明生物炭不僅能為土壤增加養(yǎng)分，其疏松多孔的結(jié)構(gòu)，還能對(duì)重金屬產(chǎn)生強(qiáng)大的吸附作用[12-13]。大田試驗(yàn)研究顯示施加鈣基改性生物炭，土壤中有效態(tài)Cd的降幅達(dá)12.00%～30.20%[14]。另有研究表明葉面噴施適量微量元素肥料能夠提高植物營(yíng)養(yǎng)，促進(jìn)植物生長(zhǎng)并降低重金屬對(duì)植物的危害[15]。金華等[16]研究表明納米螯合鐵肥在重金屬Cd污染農(nóng)田治理中有良好的潛力，能夠有效降低植物對(duì)Cd的吸收。

目前，大多數(shù)的研究集中于鈍化劑對(duì)土壤重金屬形態(tài)的影響以及重金屬在植物中的遷移情況，而土壤中的微生物群落作為土壤重要組成部分比植物更具敏感性，被認(rèn)為是衡量土壤生態(tài)功能的重要指標(biāo)，研究表明施加鈍化劑會(huì)導(dǎo)致微生物群落功能響應(yīng)發(fā)生變化[17]。楊勝香等[18]發(fā)現(xiàn)在鉛鋅尾礦廢棄地土壤添加不同碳氮磷源改良劑對(duì)土壤微生物群落組成、多樣性、微生物活性和微生物生物量均有顯著性影響。Xu等[19]研究發(fā)現(xiàn)，生物炭的加入增加了土壤中微生物生物量，改變了土壤的微生物群落結(jié)構(gòu)。

對(duì)此，本研究在輕度Cd污染土壤農(nóng)田中開展原位鈍化試驗(yàn)，探討4種廣泛運(yùn)用的鈍化材料（海泡石、石灰、生物炭及螯合鐵肥）對(duì)土壤Cd形態(tài)、生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)及微生物群落的影響，以期進(jìn)一步為鈍化修復(fù)輕度Cd污染農(nóng)田土壤提供理論支持和實(shí)踐經(jīng)驗(yàn)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地基本情況

試驗(yàn)田位于四川省攀枝花某農(nóng)田（101°24′30.51″E，26°59′8.24″N），土壤類型以滲育型水稻土為主，土壤基本理化性質(zhì)見表1。與《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）標(biāo)準(zhǔn)值相比，該農(nóng)田土壤屬于輕度Cd污染。

1.2 供試材料

供試鈍化劑：海泡石（HP）、石灰（SH）、秸稈生物炭（SW）和螯合鐵肥（TF），均購(gòu)于國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。各材料中Cd含量分別為0.25、0.08、0.33 mg·kg-1和0.03 mg·kg-1。

供試水稻品種為超級(jí)雜交水稻德優(yōu)4727（DY），由四川省農(nóng)業(yè)科學(xué)院提供。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2017年4—11月開展，試驗(yàn)設(shè)置如下：CK處理為不添加任何鈍化劑；HP處理為添加海泡石1.12 kg·m-2；SH處理為添加石灰0.15 kg·m-2；SW處理為添加秸稈生物炭1.12 kg·m-2；TF處理為添加0.2%螯合鐵肥。每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，隨機(jī)排列，共設(shè)計(jì)15個(gè)小區(qū)（3 m×9 m）。其中，HP、SH處理和SW處理為水稻幼苗移栽前人工撒施鈍化材料，TF處理為水稻灌漿期，分兩次噴施于水稻葉面。

2017年4月開始在未受污染的土壤中進(jìn)行水稻育苗，水稻幼苗移栽前5 d，將HP、SH處理和SW處理試驗(yàn)小區(qū)所需的海泡石、石灰和生物炭采用人工撒施方法均勻施入對(duì)應(yīng)小區(qū)，翻耕混勻（深度20 cm）并平整土地。水稻育苗完成，采集并選取長(zhǎng)勢(shì)一致、健康的水稻幼苗進(jìn)行移栽，水分管理與傳統(tǒng)種植方式一致。TF處理組在水稻進(jìn)入灌漿期后，分兩次將0.2%螯合鐵肥噴施于水稻葉面。2017年9月上旬收獲水稻并采集樣品。

1.4 樣品采集及測(cè)定

土壤樣品于水稻成熟期采集，在各試驗(yàn)小區(qū)采集至少5個(gè)點(diǎn)的0～20 cm層土壤，混勻，挑出植物殘?bào)w和石塊后，采用四分法裝袋。一部分新鮮土樣裝于封口袋放于冷凍箱儲(chǔ)存，用于分析微生物相關(guān)指標(biāo)；另一部分樣品儲(chǔ)存于自封袋內(nèi)并轉(zhuǎn)移至實(shí)驗(yàn)室通風(fēng)處進(jìn)行自然風(fēng)干，磨細(xì)，過篩后分別裝袋，標(biāo)記待用。

表1 土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of the experimental soil

土壤pH采用電位法測(cè)定[20]；土壤基本理化性質(zhì)參考《土壤農(nóng)化分析》測(cè)定[20]；土壤重金屬形態(tài)分級(jí)采用BCR連續(xù)提取法提取[21]，ICP-MS測(cè)定；重金屬Cd全量采用HNO3-HF-HClO4消解，ICP-OES測(cè)定，以GBW07428（GSS-14）作為質(zhì)控，該土壤標(biāo)樣為四川盆地土壤，Cd定值為0.20±0.02 mg·kg-1，試驗(yàn)測(cè)量值為0.18 mg·kg-1。

土壤微生物測(cè)定：樣品按照DNA試劑提取樣品基因組DNA，進(jìn)行PCR擴(kuò)增，基于Illumina HiSeq測(cè)序平臺(tái)，利用雙末端測(cè)序（Paired-End）的方法，構(gòu)建小片段文庫(kù)進(jìn)行測(cè)序。

1.5 土壤污染評(píng)價(jià)方法

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)是綜合反映重金屬對(duì)生態(tài)環(huán)境影響潛力的指標(biāo)[22]。潛在生態(tài)危害程度分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)見表2。

式中：Cf為污染系數(shù)；F1為可交換態(tài)Cd含量，mg·kg-1；F2為可還原態(tài)Cd含量，mg·kg-1；F3為可氧化態(tài)Cd含量，mg·kg-1；F4為殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量，mg·kg-1；Er為單一重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)；Tr為重金屬的毒性因子，Cd的Tr取值為30[23]。

表2 潛在生態(tài)危害指數(shù)Er標(biāo)準(zhǔn)Table 2 Standard for grading of potential ecological risk index

2 結(jié)果與分析

2.1 鈍化劑對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

處理組pH值與對(duì)照組相比均有所增加，其中HP和SW處理組顯著升高，分別增加1.29、0.44個(gè)單位。處理組pH值由大到小依次為HP＞SW＞SH＞TF（表3）。土壤有機(jī)質(zhì)及N、P、K含量是衡量土壤肥力的重要指標(biāo)，研究結(jié)果顯示，HP處理組有機(jī)質(zhì)含量顯著增加37.15%，其余處理組變化未達(dá)到顯著水平；SW處理組速效K顯著增加，與對(duì)照組相比含量增加103.92%；HP與SH處理組速效P含量分別顯著降低29.54%、40.85%，其余處理組變化不顯著。

2.2 土壤Cd形態(tài)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)變化

鈍化劑對(duì)土壤重金屬Cd含量及Cd形態(tài)的影響如圖1所示。與對(duì)照組相比，SH處理組土壤中的Cd含量下降3.09%，HP、SW和TF處理組均有所增大，分別增加5.95%、3.77%、4.03%，但Cd含量變化并未達(dá)顯著水平。

對(duì)照組中重金屬Cd的可還原態(tài)占比最多（0.35 mg·kg-1，43.33%），其次是可交換態(tài)（0.31 mg·kg-1，39.28%）、殘?jiān)鼞B(tài)（0.11 mg·kg-1，13.28%）及可氧化態(tài)（0.03 mg·kg-1，4.11%）。鈍化處理后各組土壤中Cd的可交換態(tài)與對(duì)照組相比降低了29.79%～64.48%，降幅比例由大到小依次為 HP＞SW＞SH＞TF。SH、HP、SW、TF處理組與對(duì)照組相比，可氧化態(tài)含量分別增加79.86%、57.87%、62.50%、159.72%，殘?jiān)鼞B(tài)含量分別增加57.82%、171.83%、101.79%、86.11%。

土壤中潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)（Er）揭示了土壤中Cd的危害程度，結(jié)果如表4所示。對(duì)照組Cd的Er值為195.84，表明具有高潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。其余處理組與對(duì)照組相比，Er值均降低，SH、SW、TF處理組Cd的Er值介于80～160，由高潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)降為較高潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。HP處理組Cd的Er值為58.02，為中度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)（表4）。鈍化劑的施用顯著降低了土壤Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

表3 鈍化處理對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響Table 3 Physical and chemical properties of the soils of different treatments

圖1 鈍化處理對(duì)土壤Cd總量及賦存形態(tài)的影響Figure 1 Effects of different passivators on total Cd and Cd fractions in paddy soil

2.3 鈍化劑對(duì)土壤微生物群落多樣性的影響

不同鈍化處理下土壤微生物的OTUs數(shù)和群落多樣性指數(shù)的變化情況見表5。各處理高通量測(cè)序覆蓋率均大于99%，反映本次測(cè)序結(jié)果樣本中物種被檢測(cè)出的覆蓋率高。總體來看，施加鈍化劑增加了HP、SH和SW處理組群落的多樣性，但TF處理組的OTUs數(shù)及群落多樣性指數(shù)均出現(xiàn)下降。從微生物群落豐富度來看，TF處理組的ACE和Chao1指數(shù)分別降低2.26%、2.07%，其余各組均有所增加，從大到小依次為SH＞SW＞HP。從微生物群落多樣性來看，TF處理組的Shannon指數(shù)下降5.50%，其余各組均有所增加。Shannon指數(shù)增幅最大的為SW處理組，其次為SH處理組。

表4 土壤重金屬Cd生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)Table 4 Ecological risk assessment of Cd in soil

土壤細(xì)菌門的相對(duì)豐度結(jié)果顯示：優(yōu)勢(shì)菌門包括變形菌門（Proteobacteria）、酸桿菌門（Acidobacteria）、放線菌門（Actinobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）和綠彎菌門（Chloroflexi），相對(duì)豐度占比68.56%～77.60%（圖2）。在所有處理中，變形菌門占比最高，為31.53%～39.83%。其次為酸桿菌門和放線菌門，分別占比13.18%～18.26%和10.35%～14.34%。所有土壤中均發(fā)現(xiàn)芽單胞菌門（Gemmatimonadetes）、螺旋體菌門（Saccharibacteria）、厚壁菌門（Firmicutes）、綠菌門（Chlorobi）、硝化螺旋菌門（Nitrospirae），但相對(duì)豐度較低。施加鈍化劑后，各處理組變形菌門、厚壁菌門、擬桿菌門豐度均增加，芽單胞菌門、綠彎菌門、螺旋體菌門相對(duì)豐度均降低。HP處理組的酸桿菌門和放線菌門相對(duì)豐度降低，其余各組增加。

基于Beta多樣性分析，使用R語(yǔ)言工具繪制的PCoA分析結(jié)果見圖3，第一主成分（PC1）對(duì)樣品差異的貢獻(xiàn)值為50.73%；第二主成分（PC2）對(duì)樣品差異的貢獻(xiàn)值為29.13%，表明土壤微生物群落結(jié)構(gòu)組成受到不同鈍化處理的影響較大。其中SW、HP和SH組距離較近，說明此3個(gè)處理組微生物群落結(jié)構(gòu)較為相近，而距離較遠(yuǎn)的對(duì)照組及TF處理組微生物群落結(jié)構(gòu)差異較大。通過物種豐度聚類熱圖（圖4）可知，SW與HP聚在一起，這兩者又與SH聚類在一起，TF相距最遠(yuǎn)，該結(jié)果證實(shí)了上述PCoA的分析結(jié)果，且由圖呈現(xiàn)結(jié)果可以看出不同鈍化劑的施用使某些微生物群落得到抑制或增強(qiáng)。

表5 不同處理土壤微生物群落功能多樣性指數(shù)的變化Table 5 Changes in the functional diversity indices of the soil bacterial communities in the different treatments

圖2 鈍化劑對(duì)水稻根際細(xì)菌門水平平均相對(duì)豐度的影響Figure 2 Effects of different amendments on the main phyla average relative abundance of rice rhizosphere bacteria

圖3 不同處理微生物群落PCoA分析Figure 3 Principal coordinates analysis（PCoA）of bacterial communities in the soils from different treatments

圖4 不同鈍化處理細(xì)菌門水平物種豐度聚類熱圖Figure 4 Heat maps of different amendments on the main phyla abundance of bacteria

土壤微生物群落多樣性與理化性質(zhì)相關(guān)性分析結(jié)果如表6所示，pH與OTUS、ACE和Chao1指數(shù)顯著正相關(guān)，與Shannon呈正相關(guān)；有機(jī)質(zhì)、堿解N、速效P及速效K與微生物群落多樣性指標(biāo)均無顯著性相關(guān)，且相關(guān)性較低；Cd與ACE和Chao1指數(shù)顯著正相關(guān)，與OTUS及Shannon呈正相關(guān)，但生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)（Er）與各微生物群落多樣性指標(biāo)均呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。進(jìn)一步分析各樣品及微生物群落與不同形態(tài)Cd之間的關(guān)系（圖5），RDA分析結(jié)果顯示，各Cd形態(tài)之間的關(guān)系表現(xiàn)為殘?jiān)鼞B(tài)分別與可還原態(tài)和可氧化態(tài)呈正相關(guān)，而可交換態(tài)與其余3種形態(tài)均為負(fù)相關(guān)，尤其與殘?jiān)鼞B(tài)呈顯著負(fù)相關(guān)。土壤細(xì)菌門與Cd形態(tài)的關(guān)系為擬桿菌門和變形菌門與可交換態(tài)呈顯著負(fù)相關(guān)，芽單胞菌門、螺旋體菌門和放線菌門與可交換態(tài)呈正相關(guān)。

表6 土壤微生物群落多樣性與土壤理化性質(zhì)相關(guān)性分析Table 6 Correlation analysis between soil bacterial ecological diversity and soil physical and chemical properties

圖5 不同處理微生物群落組成的冗余分析Figure 5 Redundancy analysis of bacterial community composition in different treatments

3 討論

3.1 鈍化劑對(duì)土壤理化性質(zhì)和Cd形態(tài)的影響

使用堿性改良劑原位修復(fù)重金屬酸性污染土壤是一種成熟且有效的方法[24]。鈍化劑的施加一定程度上改變了土壤理化性質(zhì)，尤其顯著提高了土壤pH，且施加生物炭具有增強(qiáng)土壤肥力的優(yōu)勢(shì)。研究結(jié)果顯示，施加鈍化劑后土壤重金屬Cd略有增加，但未達(dá)到顯著水平。推測(cè)一方面是由于施加的鈍化劑含有重金屬Cd（0.03～0.33 mg·kg-1），另一方面由于大氣沉積致使重金屬Cd不斷進(jìn)入土壤。此外，由于不同處理中地表徑流和浸出率不同，導(dǎo)致土壤中Cd累積量有所不同[25]。因此實(shí)際運(yùn)用中選用鈍化材料不僅需要考慮經(jīng)濟(jì)性、鈍化效果，同時(shí)還需兼顧其對(duì)生態(tài)環(huán)境的潛在風(fēng)險(xiǎn)。

土壤中Cd總量并不能反應(yīng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的影響，分析土壤中Cd不同形態(tài)具有重要意義。土壤中的可交換態(tài)Cd易被植物直接吸收，可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd在一定條件下能轉(zhuǎn)變?yōu)榭山粨Q態(tài)，能夠間接被植物吸收[26-27]。研究顯示，施用鈍化劑使得可交換態(tài)Cd向可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，其含量顯著降低。土壤pH值對(duì)重金屬形態(tài)有顯著影響，提高土壤pH能夠降低土壤重金屬的有效性和遷移能力，其原因是pH影響著土壤重金屬的溶解-沉淀平衡[28-29]。研究結(jié)果顯示HP處理組土壤Cd的可交換態(tài)降幅最大，為64.48%。由于海泡石具有比表面積大、吸附性強(qiáng)的特點(diǎn)，能有效吸附土壤重金屬[30]。曹雪瑩[31]研究表明，向Cd污染酸性紅壤中施加0.5%的海泡石使土壤Cd有效態(tài)濃度降低了53.10%，這與本研究結(jié)果一致。SW處理組土壤Cd的可交換態(tài)下降33.71%。生物炭同樣具有比表面積大的特點(diǎn)，此外，其表面含有大量官能團(tuán)可與土壤中重金屬絡(luò)合而顯著降低重金屬生物有效性[32]。

3.2 鈍化劑對(duì)土壤微生物群落及多樣性的影響

不同鈍化劑對(duì)土壤微生物群落產(chǎn)生不同的影響，這可能是由于鈍化劑能夠抑制或增強(qiáng)特定的微生物群落。TF處理組中土壤微生物群落的多樣性和豐度均降低，說明螯合鐵肥不利于微生物群落的生長(zhǎng)。SW處理組的土壤微生物多樣性在各處理中最高，但豐度較差。已有研究表明，生物炭的應(yīng)用提高了微生物的養(yǎng)分利用率，從而使微生物的豐度和活性得到提高[33]。SH處理組微生物群落豐度均有所提高且ACE和Chao1指數(shù)均最大。

在細(xì)菌群落組成上最豐富的是變形菌門（Proteobacteria）、酸桿菌門（Acidobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、放線 菌門（Actinobacteria）和 綠 彎菌 門（Chloroflexi）。這與其他研究結(jié)果類似，這些菌群常出現(xiàn)于重金屬污染土壤，屬于核心菌群，表明這些細(xì)菌群可能為耐金屬的生物體[34-35]。研究結(jié)果顯示，土壤中的變形桿菌門相對(duì)豐度最大，施加鈍化劑后增加0.75%～23.69%。許多研究報(bào)道變形桿菌門對(duì)重金屬污染不敏感，能夠在重金屬濃度較高的環(huán)境中生存[36-37]。一般認(rèn)為，酸桿菌門嗜酸，不利于在堿性環(huán)境中生存[38-39]。而本研究結(jié)果顯示，添加鈍化劑后土壤pH值增加，酸桿菌門相對(duì)豐度也有所增加，與該結(jié)論矛盾。但也有研究發(fā)現(xiàn)在中性、堿性的環(huán)境中檢測(cè)出酸桿菌的基因序列，并表示酸桿菌門的相對(duì)豐度與土壤中多種環(huán)境因子相關(guān)[40-41]。推測(cè)該現(xiàn)象可能與酸桿菌對(duì)土壤環(huán)境因子響應(yīng)存在差異有關(guān)[42]。此外，土壤中的厚壁菌門（Firmicutes）相對(duì)豐度在施加鈍化劑后有所增加，厚壁菌門主要存在于適當(dāng)?shù)沫h(huán)境中[43]。因此，隨著重金屬Cd生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的降低，厚壁菌門相對(duì)豐度在增加。

大量研究表明，土壤微生物受多種環(huán)境因素影響，這些因素包括土壤理化性質(zhì)、土壤酶活性、重金屬等[18，34，44]。本研究結(jié)果顯示，pH 與微生物群落功能多樣性指數(shù)顯著相關(guān)，說明該因素對(duì)微生物群落影響較大，而土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)對(duì)微生物群落的影響并不明顯。在多個(gè)研究中均得出pH是影響微生物群落的關(guān)鍵因素，主要由于pH能夠影響多種環(huán)境因素，包括土壤重金屬形態(tài)、營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)及酶活性[45-47]。也有研究表明有機(jī)質(zhì)是微生物的主要能量和營(yíng)養(yǎng)來源，與微生物之間存在顯著的相關(guān)性[47-48]。但在本研究中并未得到此結(jié)論，推測(cè)該現(xiàn)象是由于土壤中有機(jī)質(zhì)含量相對(duì)較低，因此可在農(nóng)業(yè)種植過程中適當(dāng)補(bǔ)充營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，更有利于土壤微生物的生長(zhǎng)發(fā)育。此外Cd含量是影響微生物群落的另一要素，Xiao等[47]的研究中指出在重金屬污染的地區(qū)，微生物對(duì)金屬脅迫產(chǎn)生了耐受性，從而導(dǎo)致了微生物多樣性的增加[48-49]。微生物長(zhǎng)期在Cd污染的土壤中對(duì)污染土壤逐漸適應(yīng)，耐性微生物逐漸增多，所以在一定濃度的污染范圍內(nèi)Cd與微生物豐度及多樣性出現(xiàn)了正相關(guān)關(guān)系。在相關(guān)性分析中發(fā)現(xiàn)Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（Er）與微生物群落多樣性指數(shù)負(fù)相關(guān)，說明微生物群落多樣性受Cd形態(tài)的影響。通過RDA分析結(jié)果得知Cd不同形態(tài)對(duì)優(yōu)勢(shì)菌門影響有所不同，當(dāng)重金屬形態(tài)產(chǎn)生變化會(huì)導(dǎo)致微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變化。

4 結(jié)論

（1）與對(duì)照組相比，施加鈍化劑使土壤pH增加0.17～1.29，土壤中可交換態(tài)Cd降低29.79%～64.48%，土壤中的Cd由可交換態(tài)向可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。施加鈍化劑能降低土壤中重金屬Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

（2）施加海泡石、石灰、秸稈生物炭土壤微生物多樣性和豐度均有所增加，但螯合鐵肥降低了土壤微生物OTUs數(shù)、微生物多樣性和豐度，不利于微生物群落的生長(zhǎng)。

（3）施加不同鈍化劑改變了土壤微生物群落組成，各處理組變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、厚壁菌門（Firmicutes）豐度均增加，而綠彎菌門（Chloroflexi）、螺旋體菌門（Saccharibacteria）、芽單胞菌門（Gemmatimonadetes）相對(duì)豐度均降低，pH和Cd是影響微生物群落的關(guān)鍵因素。