甘肅某冶煉廠區(qū)土壤重金屬鉛、鎘污染特征及其對微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

陳任連，蔡茜茜，周麗華*，袁勇，余震，王躍強

1. 廣東工業(yè)大學生物醫(yī)藥學院，廣東 廣州 510006；2. 廣東工業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院，廣東 廣州 510006；3. 廣東省科學院生態(tài)環(huán)境與土壤研究所/華南土壤污染控制與修復國家地方聯(lián)合工程研究中心/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510006

工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展和城市化進程的加快，帶來了日趨嚴重的環(huán)境污染問題。土壤是污染物主要的匯集地，重金屬作為普遍的污染物（Yin et al.，2019），土壤是其最終的承受者。當土壤重金屬濃度超過其閾值水平時，會對所有生命形式產(chǎn)生生理、生化和遺傳毒性，而微生物群落的變化是最簡單、最直接的表現(xiàn)形式（Jacob et al.，2018）。重金屬污染會極大的影響微生物的形態(tài)和細胞代謝，從而導致生物多樣性的降低（Xavier et al.，2019）。鉛（Pb）、鎘（Cd）是兩種常見重金屬，相關(guān)環(huán)境風險較高，對土壤健康造成嚴重威脅。暴露于高濃度水平的Pb、Cd可能會損害生物的肝臟、心血管、腎臟和生殖系統(tǒng)等（Du et al.，2020；Hill et al.，2020）。國際癌癥研究機構(gòu)已將Cd歸到I類致癌物質(zhì)行列（Mitkovska et al.，2020）；世界衛(wèi)生組織將Pb、Cd列入對人類健康最有害的10種毒性物質(zhì)之中，兩者分別排在第2和第7位（Awadalla et al.，2020）。因此對Pd和Cd污染土壤的修復需要引起足夠的重視。

在土壤元素的生物地球化學循環(huán)過程中，微生物參與并影響重金屬的遷移與轉(zhuǎn)化，扮演著不可或缺的角色（Pan et al.，2020）。已有報道指出，在生物修復過程中，微生物可重新分布Pb和Cd的形態(tài)并降低兩者在土壤中的植物利用率（Li et al.，2016）。不同微生物對不同類型、不同濃度的重金屬的耐受性不同，這與它們獨特的細胞結(jié)構(gòu)和相關(guān)功能有關(guān)（Li et al.，2019）。相應地，微生物多樣性以及代謝活性容易受到重金屬的影響，尤其是活性形式的重金屬組分。在重金屬脅迫下，能更好地適應和耐受重金屬離子毒性的菌株逐漸取代了對重金屬敏感的微生物（Yin et al.，2019）。這類適應重金屬污染的土著微生物群落在重金屬污染物的生物修復中起著關(guān)鍵作用。環(huán)境變化時微生物群落表現(xiàn)出高度的敏感性，被認為是當?shù)丨h(huán)境狀況的重要指標（Chen et al.，2018）。因此，對土壤重金屬污染情況和微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)變化的分析，可為重金屬耐受菌的鑒定和分離提供理論支撐和土壤重金屬污染的生物修復提供技術(shù)支持。

目前，關(guān)于金屬對微生物多樣性和豐度的影響尚未達成共識（Narendrula-Kotha et al.，2017）。越來越多的研究旨在填補關(guān)于土壤微生物群落對金屬暴露的反應及其在不同生態(tài)系統(tǒng)中一致性的理解方面的認知，探究可用于評估修復過程的微生物指標（Schneider et al.，2017）。本文以甘肅省白銀市某重金屬污染廠區(qū)周邊土壤作為研究對象，闡明重金屬長期污染的土壤中微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性在污染中心距離尺度上的演替情況。本文對土壤微生物群落的進一步研究可以幫助理解生態(tài)系統(tǒng)中的微生物功能以及對重金屬污染的耐受性，為土壤微生物修復重金屬提供更多有效信息。

1 材料與方法

1.1 樣品收集與處理

甘肅省白銀市礦產(chǎn)資源較為豐富，是一個典型的工業(yè)城市。城市在發(fā)展初期環(huán)保設(shè)施幾乎空白，導致Pb、Cd金屬的泄露，使土壤Pb、Cd含量嚴重超標（卜靜等，2019）。當?shù)啬昃鶜鉁?—9 ℃，年均降雨量180—450 mm，屬于典型的干旱與半干旱型氣候；土壤類型主要為發(fā)育在不同母質(zhì)上的灰鈣土（李有文等，2017）。2020年8月，從白銀市某污染場地（36°61′N，104°22′E）附近采集污染土壤樣品，分別來自污染區(qū)邊緣花壇土、山坡土、石頭山沙土和距離污染區(qū)較遠的對照組土壤，與污染中心的距離分別為5、50、50和3000 m，分別命名為S1、S2、S3和S4。對于每個采樣點，采用5點混合采樣法，隨機收集 5個表層土壤樣品（0—20 cm），然后將這5個樣品均勻混合成一個復合樣品（張雪晴等，2016）。將收集到的土壤樣品密封于采樣袋中，隨后進行實驗前處理。將每個土壤樣品分為兩部分，一部分直接在-80 ℃條件下儲存，待DNA提取和高通量測序。另一部分自然晾干，研磨后，過2 mm篩網(wǎng)進行均質(zhì)，然后存放于4 ℃條件下，待進行土壤理化性質(zhì)分析。所有試驗數(shù)據(jù)的獲取，每個樣品均進行3次重復。

1.2 土壤理化性質(zhì)分析

將土壤樣品置于105 ℃烘箱，烘干至恒質(zhì)量來計算土壤含水率（MC）（Rodríguez et al.，2009）；土壤pH值使用pH計測量，土壤樣品以1∶2.5的土壤∶水（m/V）進行提??；土壤電導率（EC）采用電導率分析儀測定，在蒸餾水和土壤（5∶1）溶液中保持恒定攪拌15 min并離心過濾后測量；土壤有機碳含量（TOC）按照 TOC分析儀的固體模塊方法；土壤的總磷（TP），總鉀（TK）以及Pb和Cd含量使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀 ICP-OES來分析。

1.3 土壤重金屬提取及污染評價

重金屬的毒性主要取決于其存在形式，特別是可生物提取的活性組分。根據(jù)改進的順序萃取法（European Community Bureau of Reference，BCR）（Huang et al.，2012），對土壤Pb，Cd的不同組分進行提取，可確定為4種餾分：弱酸可提取態(tài)（用F1表示）、可還原態(tài)（用F2表示）、可氧化態(tài)（用F3表示）與殘渣態(tài)（用F4表示）。提取劑分別為0.11 mol·L-1的醋酸、0.5 mol·L-1的鹽酸羥胺、雙氧水及 1 mol·L-1的乙酸銨溶液，殘渣態(tài)的提取采用HNO3/HF/HCl混酸微波消解。每個提取階段獲得的上清液通過0.45 μm膜過濾于50 mL容量瓶中定容，通過原子吸收光譜（Atomic Absorption Spectroscopy，AAS）進行測量。

采用Hakanson提出的潛在生態(tài)風險指數(shù)（Risk Index，RI）對采樣點土壤進行Pb、Cd重金屬污染水平及生態(tài)風險等級評估（Hakanson，1980）。Pb、Cd的富集程度和生態(tài)毒性系數(shù)是本文計算生態(tài)危害指數(shù)的主要依據(jù)，根據(jù)潛在生態(tài)風險指數(shù)劃分Pb、Cd的潛在危害程度。由以下公式計算RI：

RI為Pb、Cd綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)；Er為重金屬的潛在生態(tài)風險系數(shù)；Tr為重金屬元素的毒性系數(shù)（Pb=5，Cd=30）；Cr為樣品背景值；Cd為樣品實測值。Er和RI值越大，Pb、Cd潛在生態(tài)風險越高。

1.4 土壤DNA提取和群落分析

通過高通量測序技術(shù)對土壤微生物群落進行分析。土壤樣品DNA提取具體參照PowerSoil試劑盒的使用說明書進行。使用引物 341F（CCTACGGGNGGCWGCAG）和 805R（GACTACH VGGGTATCTAATCC）擴增 16S rRNA基因的 V3—V4高變區(qū)。利用blastn將所獲序列與對應數(shù)據(jù)庫進行比對，統(tǒng)計各樣本的群落組成。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

使用 SPSS軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，利用Pearson相關(guān)系數(shù)來確定土壤性質(zhì)與細菌群落之間的關(guān)聯(lián)，r值反映相關(guān)程度，0.2＜|r|＜0.4為低相關(guān)，|r|＞0.8為高度相關(guān)，顯著性水平P取0.05。通常使用排序的方法來對群落的連續(xù)分布進行研究。常用的限制性排序方法包括：冗余分析（Redundancyanalysis，RDA）與典范對應分析（Canonical correspondence analysis，CCA）。將數(shù)據(jù)導入Canoco 4.5軟件后，先進行去趨勢對應分析（Detrended correspondence analysis，DCA）得到排序軸梯度長度，若4個軸梯度中最大值超過4，選擇單峰模型（CCA）比較合適，若小于3則選擇線性模型（RDA）比較合適。結(jié)果顯示：門水平下梯度最大值為0.731，屬水平下梯度最大值為2.698，均小于 3，因此在細菌群落門水平和屬水平上分別進行RDA分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤性質(zhì)和重金屬污染狀況

采樣土壤的理化性質(zhì)和重金屬含量如表1所示?？赡苁苤脖坏挠绊懀琒2和S3的土壤TOC含量較S1和S4低。S1處pH值為6.62，其他采樣點均偏中性且pH值都接近7.50。S1有著最高的MC和EC，S3的K、P含量最高，S4含有較高的TOC。這些參數(shù)的差異可能是影響土壤微生物群落的重要因素（Wang et al.，2018；Chen et al.，2020；Araujo et al.，2020）。

表1 土壤的理化性質(zhì)和重金屬含量Table 1 The physiochemical properties and concentration of heavy metals in contaminated soil

甘肅省土壤重金屬元素背景值的調(diào)查分析顯示，Pb背景值為18.59 mg·kg-1，Cd背景值為0.10 mg·kg-1（王生樸等，1993）。S1—S4采樣點的 Pb、Cd含量遠超甘肅省土壤背景值，其中 S1的 Pb、Cd污染最嚴重，Pb含量為 1.83×104mg·kg-1，超出甘肅省土壤Pb背景值的983倍，Cd已高達580.02 mg·kg-1，約是背景值的5800倍。根據(jù)潛在生態(tài)風險指數(shù)評估，S1—S4 采樣點的Er＞320，RI＞1200，均達到了極高污染風險程度，且危害程度S1＞S3＞S2＞S4。表明該冶煉廠附近環(huán)境受到極其嚴重的Pb、Cd污染，該區(qū)域的土壤生態(tài)環(huán)境遭受巨大威脅，迫切需要采取有效手段加快該地重金屬污染場地治理。

一般來說，重金屬的弱酸可提取態(tài)（F1）和可還原態(tài)（F2）相對于可還原態(tài)（F3）和殘渣態(tài)（F4）更易被生物吸收，F(xiàn)1和F2的總和是生物可利用的餾分，屬于生物有效態(tài)（Chen et al.，2021），這些有效態(tài)重金屬可穿透細胞膜，對微生物施加壓力，從而致使微生物群落結(jié)構(gòu)和功能發(fā)生變化（Liu et al.，2018）。因此，它們對微生物群落更易造成負面影響。通過采用BCR法對土壤中的Pb、Cd不同形態(tài)進行提取，我們發(fā)現(xiàn)土壤中 Pb的主要形態(tài)為F1和F2，Cd則主要以F1形態(tài)存在（圖1）。

圖1 采樣點重金屬及組分分布Fig. 1 Concentrations and components of heavy metals in sampling point

2.2 微生物多樣性及組成分析

群落生態(tài)學可以通過Chao1指數(shù)和ACE指數(shù)、Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)分別反映微生物群落的豐度和多樣性。由表2可知S2的細菌豐度及多樣性最低，但S2的重金屬污染程度并不是最嚴重，該處細菌群落結(jié)構(gòu)還可能受到其他因素的影響，其他 3個采樣點細菌豐度和多樣性為 S1＜S3＜S4，與Pb、Cd的污染程度大致呈負相關(guān)。對微生物群落組成進行進一步分析，選取每個樣品在門水平上最大豐度排名前10，屬水平上最大豐度排名前15的物種，生成物種相對豐度柱形累加圖（圖2）?？煽闯鲈陂T水平上（圖2a），4個采樣點的微生物群落組成基本一致，但屬水平上（圖2b）優(yōu)勢菌種存在較大的差異，Phenylobacterium，Aquabacterium和Chitinophaga在S2大量存在。

圖2 土壤細菌群落組成分析（a）門水平，（b）屬水平Fig. 2 The composition of the microbial community at the phylum level(a) and the genus level (b) of contaminated soils

表2 采樣點的多樣性指數(shù)Table 2 Phylotype richness and diversity estimates of the bacterial communities in sampling points

在門水平上，4個采樣點中 Proteobacteria，Actinobacteria，Bacteroidetes和Firmicutes門豐度最高，占細菌總數(shù)的69.28%，相對豐度分別為32%、21%、12%、5%，這與多數(shù)重金屬污染環(huán)境中觀察到的群落組成一致。Zhao et al.（2019）、Li et al.（2020）和Ma et al.（2020）發(fā)現(xiàn)在鉛鋅冶煉廠或其他重金屬含量很高的金屬冶煉廠周圍地區(qū)，微生物群落通常也以 Proteobacteria，F(xiàn)irmicutes，Actinobacteria，Bacteroidetes和 Acidobacteria門為優(yōu)勢種群。Xiao et al.（2019）發(fā)現(xiàn)尾礦堆的土壤樣品中，在門水平上Proteobacteria和Firmicutes明顯豐富。在受到鉛鋅和金礦開采廢物污染的田間土壤中，Proteobacteria，Acidobacteria，Bacteroidetes，Actinobacteria，Gemmatimonadetes，F(xiàn)irmicutes占據(jù)大部分比重（Guo et al.，2017）。

在屬水平上，4個采樣點分布比較廣泛的菌種是Sphingomonas、Gemmatimonas、Ohtaekwangia和Rubrobacter，它們的相對豐度約占總數(shù)的11.29%，分別為 5.96%，2.03%，1.65%，1.65%。在重金屬污染的土壤中，Sphingomonas是Proteobacteria門中最豐富的屬，在重金屬污染較為嚴重的樣品中發(fā)現(xiàn)Sphingomonas分布廣泛，且豐度最高（蔡茜茜等，2018）。在 Sb、As污染的稻田土壤中，檢測到了Sphingomonas和Gemmatimonas的富集（Li et al.，2020）。Ohtaekwangia在煤礦污泥中被檢測為主要屬（Ma et al.，2015）。Gemmatimonas在有色金屬污染的地區(qū)也得到了鑒定（Liu et al.，2018）。

2.3 影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的因素分析

2.3.1 土壤性質(zhì)與微生物群落結(jié)構(gòu)相關(guān)性分析

土壤理化性質(zhì)變化也會引起微生物群落結(jié)構(gòu)變化。雖然土壤pH值是影響細菌群落結(jié)構(gòu)的關(guān)鍵性因素（Marcin et al.，2013），而本文中4個采樣點的pH值相差甚小，可能不是影響微生物群落結(jié)構(gòu)的主要因素。通過確定各項參數(shù)之間的 Pearson相關(guān)系數(shù)，來確定土壤理化因子與微生物群落之間的關(guān)系。在門水平上，MC與 Bacteroidetes和Firmicutes顯著正相關(guān)（r值分別為0.979和0.994），TK與Actinobacteria顯著正相關(guān)（r=0.961）。屬水平上，MC與Acidiferrobacter顯著正相關(guān)（r=0.951），TP與Ohtaekwangia顯著正相關(guān)（r=0.968），Chen et al.（2020）表明通過添加富含P的生物炭可以對細菌進行保護作用。盡管有其他研究表明土壤TOC，EC對微生物群落結(jié)構(gòu)影響強烈（Liu et al.，2018；Zeng et al.，2020），在本文的研究樣品中未觀察到有明顯相關(guān)性。

2.3.2 重金屬與微生物群落結(jié)構(gòu)相關(guān)性分析

通過重金屬與細菌群落之間的 pearson相關(guān)系數(shù)以及 RDA分析，預測重金屬和土壤細菌群落之間的關(guān)系。RDA分析結(jié)果中從二維排序圖上可直觀獲得重金屬、樣本及菌種三者之間的關(guān)系。在RDA圖上（圖3），紅色箭頭代表重金屬，藍色圓圈代表樣本，黑色箭頭表示不同物種。線的長度指示該因素導致的差異性程度，環(huán)境因子箭頭連線長度越長表示該環(huán)境因子與樣本分布之間的相關(guān)度越大。物種箭頭指向與環(huán)境因子箭頭同向表示高度正相關(guān)（物種線越長，關(guān)系越強）（Zhu et al.，2013）。RDA分析獲得的環(huán)境變量對微生物豐度差異性解釋量如表3和表4所示。門水平上，第一軸對物種數(shù)據(jù)的解釋量為75.4%，前兩個排序軸對物種的解釋變量為 89.5%。第一排序軸與 Pb、Cd、APb和ACd的相關(guān)系數(shù)分別為-0.8923、-0.7297、-0.9066和0.8240，具有較高的相關(guān)性。第二排序軸與TCd相關(guān)系數(shù)為-0.6793。在屬水平分析中，第一軸對物種數(shù)據(jù)的解釋量為55.5%，前兩個排序軸對物種的解釋變量占89.7%。第一排序軸與APb相關(guān)系數(shù)為0.6255，第二排序軸與Pb、Cd、APb和ACd的相關(guān)系數(shù)分別0.9542、0.9471、0.6886和-0.7243，相關(guān)性較好。上述分析結(jié)果表明，重金屬的含量和重金屬活性組分對物種群落具有較大影響。

圖3 在門水平（a）和屬水平（b）上分析重金屬、細菌群落和樣本之間的相關(guān)性Fig. 3 Redundancy analysis (RDA) of sampling point and microorganisms and heavy metals at the phylum level (a) and the genus level (b)

表3 重金屬對微生物差異性解釋變量冗余分析Table 3 RDA of heavy metals and microorganisms

表4 重金屬與排序軸的相關(guān)性Table 4 Correlationship between soil heavy metals and the environmental axes

重金屬污染在一定程度上會影響微生物豐度和多樣性（Ding et al.，2017；Song et al.，2019）。Liu et al.（2018）發(fā)現(xiàn)Proteobacteria的分布與Cd和Mn呈負相關(guān)。微生物群落也會對環(huán)境變化做出反應，土著微生物群落可能已經(jīng)進化出在不利環(huán)境中生存的策略，Li et al.（2020）表明微生物對Sb和 As濃度的升高具有耐受性。在重金屬暴露期間敏感種群逐漸減少，可忍受高濃度重金屬的菌種逐步占主導地位，從而限制了其他敏感性細菌的繁殖。Proteobacteria，Actinobacteria，F(xiàn)irmicutes與Chloroflexi被確定為被金屬污染的土壤中最主要的菌群，它們可能對重金屬離子耐受方面發(fā)揮至關(guān)重要的作用（Zeng et al.，2019；Jacquiod et al.，2018；Zhang et al.，2018）。Schneider et al.（2017）在對比土壤中細菌群落對 Pb冶煉廠污染的響應研究中發(fā)現(xiàn)，在高污染水平下，Proteobacteria含量更高。Actinobacteria和Acidobacteria可以耐受高濃度的總Cd和Zn和可生物利用的鋅（Ali et al.，2020）。我們在 S1—S4 4個采樣點中均檢測到了豐富的Proteobacteria，Actinobacteria，Bacteroidetes 和Firmicutes菌。土壤總鉛含量（TPb）與Bacteroidetes和 Firmicutes顯著正相關(guān)（r值分別為 0.995和0.983），總鎘含量（TCd）與Acidiferrobacter屬顯著正相關(guān)（r=0.979），與RDA分析結(jié)果一致。這有可能是源于這些細菌中的某些物種含有豐富的重金屬抗性基因，這有助于它們適應高濃度的金屬污染（Yan et al.，2020；Chen et al.，2018）。

重金屬對土壤微生物的毒性與重金屬的生物利用度直接相關(guān)，重金屬的生物有效態(tài)易被吸收，環(huán)境危害大，對群落組成造成較大的影響（Zeng et al.，2019）。生物有效態(tài)鉛（APb）與Actinobacteria和 Acidobacteria呈顯著負相關(guān)（r值分別為-0.987和-0.980），與Rubrobacter顯著負相關(guān)（r= -0.990）。生物有效態(tài)鎘（ACd）與Actinobacteria顯著正相關(guān)（r=0.951），與Sphingomonas顯著正相關(guān)（r=0.969），這些結(jié)果均可在 RDA圖上得到驗證。已有研究表明Sphingomonas是Cd耐受菌屬（Li et al.，2020），也是一種促進植物生長的內(nèi)生菌，在生物能源作物的生長中起著至關(guān)重要的作用，可促進植物對 Cd的耐受性（Zeng et al.，2019）。Sphingomonas對Cd和Pb具有生物修復潛力，被認為是潛在的生物修復劑，在環(huán)境保護方面具有更大的潛力（Li et al.，2020）。土壤中 Cd的形態(tài)分布通常是可交換態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞殘渣態(tài)，且可氧化態(tài)和殘渣態(tài)較為穩(wěn)定。在酸性較強的S1中發(fā)現(xiàn)Cd的氧化態(tài)含量比可還原態(tài)含量高，推測可能是Sphingomonas等耐性菌促進采樣點附近植物對Cd的吸收（Chen et al.，2012；Zeng et al.，2019）。屬水平上除Sphingomonas外，Gemmatimonas，Ohtaekwangia和Rubrobacter在采樣點S1，S3和S4豐度也比較大。Phenylobacterium，Aquabacterium和Chitinophaga則成為了采樣點 S2的優(yōu)勢菌。Gemmatimonas和Ohtaekwangia在重金屬污染中普遍存在（Radziemska et al.，2021），Gemmatimonas對重金屬具有高度耐受性（Li et al.，2020），Guo et al.（2017）發(fā)現(xiàn)在重金屬污染的農(nóng)田中Gemmatimonas與可交換態(tài)的 Pb、Cd呈負相關(guān)。Ohtaekwangia豐度隨土壤中金屬基納米顆粒增加而增加，對重金屬具有一定耐受性（Shi et al.，2020）。在混合污染土壤中發(fā)現(xiàn)了Rubrobacter，并與重金屬 Cu、Pb和 Zn相關(guān)（Khudur et al.，2018）。

上述結(jié)果表明，土壤性質(zhì)和重金屬污染共同影響著土壤微生物群落。該冶煉廠導致的Pb、Cd重污染土壤存在較高豐度的 Proteobacteria，Actinobacteria，Bacteroidetes和Firmicutes耐受重金屬菌門，與多數(shù)重金屬污染場地的微生物群落研究結(jié)果一致，推測重金屬污染可能定向改變了土壤細菌群落結(jié)構(gòu)。

3 結(jié)論

本文探究了白銀市某廠區(qū)周圍長期受到 Pb、Cd污染的土壤中微生物群落多樣性的變化，分析了土壤性質(zhì)和重金屬污染對微生物群落的影響。

（1）土壤污染評價：S1—S4采樣點的生態(tài)風險均已經(jīng)達到了極高污染風險程度，總體環(huán)境受到極其嚴重的 Pb、Cd污染。其中 S1土壤 Pb含量為1.83×104mg·kg-1，超出甘肅省土壤Pb背景值的983倍，Cd含量已經(jīng)高達580.02 mg·kg-1，約是背景值的5800倍，顯示該區(qū)域土壤生態(tài)環(huán)境遭受巨大威脅，且危害程度S1＞S3＞S2＞S4。BCR順序提取結(jié)果顯示，土壤中 Pb的形態(tài)主要為弱酸可提取態(tài)和可還原態(tài)，Cd則以弱酸可提取態(tài)為主。

（2）群落結(jié)構(gòu)及相關(guān)性分析：采樣點 S2的細菌豐度及多樣性最低，其他3個采樣點細菌豐度和多樣性為S1＜S3＜S4。在門水平上，Proteobacteria，Actinobacteria，Bacteroidetes和 Firmicutes豐度最高。MC與Bacteroidetes和Firmicutes顯著正相關(guān)；TK與 Actinobacteria顯著正相關(guān)；土壤總鉛含量（TPb）與Bacteroidetes和Firmicutes顯著正相關(guān)；生物有效態(tài)鉛（APb）與 Actinobacteria和Acidobacteria呈顯著負相關(guān)；生物有效態(tài)鎘（ACd）與 Actinobacteria顯著正相關(guān)。屬水平上，MC與Acidiferrobacter顯著正相關(guān)；TP與Ohtaekwangia顯著正相關(guān)；總鎘含量（TCd）與Acidiferrobacter屬顯著正相關(guān)；生物有效態(tài)鉛（APb）與Rubrobacter顯著負相關(guān)。還檢測到Sphingomonas，Gemmatimonas，Ohtaekwangia和Rubrobacter等菌落，它們均對重金屬具有較好的耐受性。土壤性質(zhì)及重金屬污染共同影響著微生物群落結(jié)構(gòu)。