多元復(fù)合調(diào)理劑對(duì)鎘砷污染農(nóng)田土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

曾 鵬,蔣 毅,辜嬌峰,周 航,劉 雅,廖柏寒 (中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 410004)

土壤鈍化修復(fù)技術(shù)主要是通過(guò)添加化學(xué)調(diào)理劑改變土壤中重金屬的賦存形態(tài)來(lái)降低農(nóng)作物對(duì)重金屬的吸收,是一種有效的農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)[1-3].目前,常用于重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)的調(diào)理劑有碳酸鈣[4]、石灰[5]、生物炭[6]、海泡石[7]等.鎘(Cd)和砷(As)是常見(jiàn)的土壤污染元素.一般而言,污染土壤中Cd主要以Cd2+,而As主要以AsO43-和AsO33-形態(tài)存在[8],故這兩種元素在土壤中賦存形態(tài)的差異使單一土壤調(diào)理劑無(wú)法同時(shí)有效鈍化 Cd和As,減少農(nóng)作物對(duì) Cd和As的吸收與轉(zhuǎn)運(yùn).因此,大量研究開(kāi)始轉(zhuǎn)向利用多種調(diào)理劑進(jìn)行復(fù)合后用于修復(fù)農(nóng)田Cd和As復(fù)合污染農(nóng)田土壤.

多元復(fù)合調(diào)理劑已廣泛用于修復(fù)農(nóng)田As和Cd復(fù)合污染土壤[2,9-10].研究表明,施用石灰石、海泡石和硫酸鐵三元復(fù)合調(diào)理劑能顯著降低土壤可交換態(tài)Cd和As含量和水稻Cd和As吸收[9].施用碳酸鈣、偏高嶺土和鈣鎂磷肥元復(fù)合調(diào)理劑,水稻糙米中Cd和As含量降低,且與土壤中Cd和As各形態(tài)含量顯著相關(guān)[11].通過(guò)原位添加羥基磷灰石、沸石和生物炭三元復(fù)合調(diào)理劑可有效降低水稻對(duì) Cd和 As的吸收,并促進(jìn)水稻增產(chǎn)[12].堿性肥料和硅鈣調(diào)理劑組配可降低水稻根系對(duì)土壤中 Cd和 As吸收,稻米中 Cd和 As含量分別顯著降低 43.8%和32.1%[10].因此,利用多元調(diào)理劑進(jìn)行復(fù)合后可同時(shí)控制水稻對(duì) Cd和 As的吸收,降低糙米 Cd和As含量.

土壤微生物是維持土壤生物學(xué)特性的重要組成部分[13],其中微生物群落和多樣性的變化可用來(lái)研究多元調(diào)理劑對(duì)重金屬污染土壤的生態(tài)調(diào)節(jié)作用,并判斷多元調(diào)理劑對(duì)農(nóng)田土壤生態(tài)安全的影響.然而,大量研究?jī)H僅集中于多元調(diào)理劑對(duì)土壤重金屬有效性以及水稻對(duì)Cd和As吸收和富集特征的影響,而忽視了添加的調(diào)理劑對(duì)土壤中微生物群落和土壤生態(tài)安全的影響.有研究表明,石灰配施腐殖酸或生物質(zhì)炭可對(duì)降低土壤中重金屬的生物有效性,增強(qiáng)土壤微生物基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和土壤微生物量碳含量[14].施用海泡石、石灰、秸稈生物炭和螯合鐵肥可改變土壤中重金屬賦存形態(tài)進(jìn)而改變農(nóng)田土壤微生物群落結(jié)構(gòu)[15].施用有機(jī)肥和石灰石可顯著提高重金屬污染土壤的微生物活性[16].因此,土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化一定程度可有效反應(yīng)添加調(diào)理劑對(duì)農(nóng)田土壤生態(tài)安全的影響.目前,大量研究表明,石灰石、鐵粉、硅肥和鈣鎂磷肥在調(diào)控水稻Cd和As吸收方面有突出的效果[11,17-19].然而,基于多元土壤調(diào)理劑對(duì)污染土壤中微生物群落及其生態(tài)安全的影響鮮有研究.

本研究通過(guò)溫室盆栽試驗(yàn),研究添加多元土壤調(diào)理劑(石灰石、鐵粉、硅肥和鈣鎂磷肥)對(duì)土壤基本理化性質(zhì)、As和Cd的生物有效性、微生物群落結(jié)構(gòu)和農(nóng)田生態(tài)安全的影響,探究多元復(fù)合調(diào)理劑作用下土壤環(huán)境因子與微生物群落結(jié)構(gòu)的聯(lián)系,評(píng)估多元復(fù)合調(diào)理劑對(duì)農(nóng)田土壤生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的影響,以期為應(yīng)用多元復(fù)合調(diào)理劑原位修復(fù)和治理 Cd和As復(fù)合污染農(nóng)田土壤提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試土壤與材料

供試土壤采自湖南省郴州市臨武縣某Cd和As復(fù)合污染的稻田耕作表層土壤(經(jīng)度 25°19'24",緯度112°35'22").供試土壤的基本物理化學(xué)性質(zhì)見(jiàn)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)[20]風(fēng)險(xiǎn)篩選值相比,該農(nóng)田土壤屬于Cd和As復(fù)合污染.收集的土壤經(jīng)自然風(fēng)干后過(guò)5mm篩后用于盆栽試驗(yàn).

表1 供試土壤的基本物理化學(xué)性質(zhì)Table 1 Basic physiochemical properties of tested soil

多元復(fù)合調(diào)理劑(LISP)按一定質(zhì)量比的石灰石、鐵粉、硅肥和鈣鎂磷肥混合組成.石灰石采購(gòu)自石天津市大茂化學(xué)試劑廠,主要成分為重質(zhì)碳酸鈣.鐵粉采購(gòu)自購(gòu)自上海阿拉丁生化科技股份有限公司,主要成分為零價(jià)鐵.硅肥采購(gòu)自天津市風(fēng)船化學(xué)試劑科技有限公司,主要成份為 Na2SiO3·9H2O.鈣鎂磷肥采購(gòu)自湖南省寧鄉(xiāng)縣鈣鎂磷肥廠,其中 P2O5含量為12%～16%,CaO含量為25%～30%,MgO含量為8%.石灰石、鐵粉、硅肥和鈣鎂磷肥中原始 Cd和As含量均未檢測(cè)出.

水稻(Oryza sativa L.)品種選用晚稻品種深優(yōu)5814(雜交秈稻,湖南金色農(nóng)豐有限公司).

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

4kg過(guò) 5mm 篩的土壤裝入圓形塑料桶(桶高29cm,內(nèi)徑 25cm)后,分別添加質(zhì)量比為 0%(CK)、0.1%(T1)、0.2%(T2)和0.4%(T3)的LISP復(fù)合調(diào)理劑.混合均勻后,每盆加入 1.12g CO(NH2)2、0.84g(NH4)3PO4和0.88g K2CO3作為基肥.每個(gè)處理3次重復(fù).保持田間持水率下,培養(yǎng)20d后,移栽無(wú)污染土壤培育、長(zhǎng)勢(shì)良好的水稻幼苗(五葉一心),每盆1穴2株.水稻種植期澆灌自來(lái)水保持一定的水層深度(2～4cm),水稻收割前2～3d停止灌溉至表層土壤發(fā)白.水稻成熟后,收集水稻根際土壤,一部分用于土壤基本理化性質(zhì)的測(cè)定,一部分新鮮土壤樣品用于DNA的提取.

1.3 測(cè)試與分析

土壤基本物理化學(xué)性質(zhì)(pH值、陽(yáng)離子交換量、有機(jī)質(zhì)、堿解氮、總磷和有效磷)根據(jù)魯如坤[21]的方法進(jìn)行分析和測(cè)定.土壤總 Cd采用王水-高氯酸混酸消解[21],總 As采用(1+1)王水水浴法消解[21].土壤有效態(tài)Cd和As采用DTPA浸提[22-23].消解和浸提液中Cd含量采用ICP-AES(ICP 6300,Thermo)測(cè)定.消解和浸提液中As含量均用原子熒光分光光度計(jì)(AFS-8220,北京吉天儀器有限公司)測(cè)定.國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤(GBW-070009)和空白試驗(yàn)用于樣品分析過(guò)程的質(zhì)量控制.Cd和As回收率分別為90.1%～105.3%和90.0%～110.0%.

1.4 土壤DNA提取和微生物群落結(jié)構(gòu)分析

采用 NucleoSpin?96Soil土壤 DNA提取土壤DNA,-20℃保存.細(xì)菌V3 V4可變區(qū)采用正向引物338F(5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3')和反向引物806R(5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')進(jìn)行PCR擴(kuò)增(9902,96well PCR儀,上海吉泰依科賽生物科技有限公司).PCR擴(kuò)增反應(yīng)條件為:95℃預(yù)變形 5min;25個(gè)循環(huán)(95 ℃ ,3 0s;50 ℃ , 3 0s;72℃,40s);72 ℃ ,7min.PCR 擴(kuò)增產(chǎn)物經(jīng)過(guò)純化、定量和均一化形成測(cè)序文庫(kù),質(zhì)檢合格的文庫(kù)用 Illumina HiSeq 2500(美國(guó)Illumina公司)進(jìn)行測(cè)序.

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2016分析數(shù)據(jù).采用SPSS 16.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)和相關(guān)性分析.使用Mothur(version v.1.30)軟件,對(duì)樣品α-多樣性指數(shù)進(jìn)行計(jì)算和評(píng)估.土壤微生物群落的主成分分析(PCA)、非度量多維標(biāo)定法(NMDS)、熱圖和Mantel檢驗(yàn)分析等在百邁克生物云平臺(tái)完成.采用 Canoco 5.0對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行冗余分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 LISP處理下土壤基本理化性質(zhì)的變化

從表2可看出,隨著LISP添加量的增加,土壤有機(jī)質(zhì)和堿解氮含量無(wú)顯著變化,但土壤pH值、陽(yáng)離子交換量、有效磷和總磷含量呈現(xiàn)增加趨勢(shì).在 T1和T2處理下,土壤pH值、陽(yáng)離子交換量和總磷含量較CK相比無(wú)明顯影響;而在T3處理下,土壤pH值較CK處理顯著(P＜0.05)提高0.57單位;土壤陽(yáng)離子交換量較對(duì)照顯著(P＜0.05)提高57.64%.與CK處理相比,T1和 T2處理下土壤有效磷含量分別顯著(P＜0.05)提高26.59%和25.00%,尤其在0.4% LISP處理下,土壤有效磷和總磷含量分別顯著(P＜0.05)提高130.6%和18.38%.本研究結(jié)果表明,添加0.1%～ 0.2%的LISP對(duì)土壤的基本理化性質(zhì)無(wú)明顯影響,而0.4% LISP處理可有效提高土壤pH值、陽(yáng)離子交換量和土壤磷含量.

表2 LISP處理下土壤基本理化性質(zhì)的變化Table 2 Change of basic physiochemical properties in the soil under the LISP treatment

2.2 LISP對(duì)土壤Cd和As有效性的影響

LISP對(duì)土壤Cd和As有效性的影響見(jiàn)圖1.與對(duì)照(CK)相比,T1—T3處理下土壤有效態(tài) Cd和 As含量分別顯著(P＜0.05)降低 10.25%～21.76%和 10.60%～16.39%,表明 LISP可同時(shí)有效降低土壤中Cd和As的生物有效性.其中,土壤有效態(tài) Cd含量與 pH值呈負(fù)相關(guān);土壤有效態(tài)As含量與有效磷含量顯著(r=—0.644,P＜0.05)負(fù)相關(guān);土壤陽(yáng)離子交換量分別與有效態(tài) Cd(r=-0.778,P＜0.01)和有效態(tài) As(r=-0.715,P＜0.01)顯著負(fù)相關(guān)(表3).

表3 土壤Cd和As有效態(tài)含量與土壤基本理化性質(zhì)的相關(guān)性分析Table 3 The relationship between contents of available Cd and As and basic physicochemical properties in the soil

圖1 LISP處理下土壤中有效態(tài)Cd和As含量的變化Fig.1 Change of available Cd and As contents in soil under LISP treatment

2.3 LISP對(duì)土壤微生物群落多樣性的影響

LISP處理下土壤微生物群落的OTUs數(shù)量和多樣性指數(shù)的變化見(jiàn)表4.在T1、T2和T3處理下,土壤中微生物的OTUs數(shù)量和Shannon多樣性指數(shù)與CK處理相比無(wú)顯著差異,而ACE和Chao指數(shù)出現(xiàn)增加趨勢(shì),但差異不顯著,表明LISP對(duì)土壤中微生物群落的豐富度和多樣性的無(wú)明顯影響.

表4 LISP處理下對(duì)土壤微生物α-多樣性的影響Table 4 Effects of LISP treatment on soil microbial α-diversity

基于OTU分類(lèi)水平,采用主成分分析(PCA)和非度量多維標(biāo)定法(NMDS)研究添加不同量的LISP對(duì)土壤微生物β—多樣性的影響(圖2).從PCA可看出,PC軸 1和 2的貢獻(xiàn)率分別為 70.90%和19.06%,累計(jì)貢獻(xiàn)率89.96%,同時(shí) NMDS分析的強(qiáng)度小于 0.2,表明 PCA和 NMDS可有效解釋不同LISP添加量下土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的相似性.從圖2可看出,T1、T2和 T3處理下土壤微生物群落與CK處理相比具有顯著差異,進(jìn)一步表明添加 LISP可有效改變污染土壤微生物群落.且T1、T2和T3處理之間的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)也具備顯著差異,表明LISP添加量的差異亦可進(jìn)一步改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu).

圖2 LISP處理下對(duì)土壤微生物β-多樣性的影響Fig.2 Effects of LISP treatment on β-diversity of soil microbial community

2.4 LISP對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

添加LISP后,土壤中的微生物主要隸屬于厚壁菌門(mén)(Firmicutes,占比 21.88%～37.51%)、變形菌門(mén)(Proteobacteria,占比 17.36%～22.48%)、綠彎菌門(mén)(Chloroflexi,占 比 11.81%～16.94%)、放線(xiàn)菌門(mén)(Actinobacteria,占比 6.61%～13.66%)、酸桿菌門(mén)(Acidobacteria,占比 6.24%～8.48%)、硝化螺旋菌門(mén)(Nitrospirae,占 比 5.40%～9.05%)、 擬 桿 菌 門(mén)(Bacteroidetes,占 比 3.15%～5.82%)、 浮 霉 菌 門(mén)(Planctomycetes,占比 1.18%～9.58%)、疣微菌門(mén)(Verrucomicrobia,占比 0.76%～2.07%)等(圖 3),表明上述微生物是污染土壤中主要優(yōu)勢(shì)物種.同時(shí),T1—T3處理下土壤中厚壁菌門(mén)、放線(xiàn)菌門(mén)和浮霉菌門(mén)等門(mén)水平物種的相對(duì)豐度增加,而綠彎菌門(mén)、酸桿菌門(mén)和疣微菌門(mén)等門(mén)水平物種的相對(duì)豐度降低(圖3).

圖3 LISP處理下土壤主要門(mén)水平物種分布Fig.3 The distribution of main microorganisms at phylum level under LISP treatment

從屬水平可進(jìn)一步看出,LISP可影響土壤中微生物群落的組成.在 T3處理下,節(jié)桿菌屬(Arthrobacter)、虛構(gòu)芽胞桿菌屬(Fictibacillus)、慢生根瘤菌屬(Bradyrhizobium)、Defluviicoccus、水球菌屬(Aquisphaera)、Singulisphaera、Candidatus Udaeobacter、類(lèi)芽孢桿菌(Paenibacillus)等微生物的相對(duì)豐度較對(duì)照升高,而地桿菌屬(Geobacter)、Syntrophorhabdus、纖繩菌屬(Leptolinea)、厭氧粘細(xì)菌(Anaeromyxobacter)、馬賽菌屬(Massilia)等微生物的相對(duì)豐度較對(duì)照明顯降低(圖4).

圖4 LISP處理下土壤主要屬水平物種分布Fig.4 Soil bacterial community at genus level under LISP treatment

2.5 土壤環(huán)境因子與微生物群落結(jié)構(gòu)的聯(lián)系

將細(xì)菌主要門(mén)水平微生物與土壤環(huán)境因子結(jié)合進(jìn)行冗余分析(RDA),結(jié)果如圖5所示.RDA分析的軸 1和軸 2對(duì)土壤細(xì)菌群落的解釋量分別為63.07%和13.43%,表明RDA分析能有效反應(yīng)微生物群落與土壤環(huán)境因子之間的聯(lián)系.從圖 5可看出,土壤pH值、有效磷、總磷、陽(yáng)離子交換量、以及土壤有效態(tài)As和Cd與土壤微生物群落結(jié)構(gòu)呈現(xiàn)正相關(guān),其中pH值、有效磷和有效態(tài)As與微生物群落呈顯著正相關(guān)(表5).

圖5 LISP處理下土壤微生物群落的冗余分析Fig.5 Redundancy analysis of soil microbial community under LISP treatment

3 討論

本研究中添加 0.4%LISP可顯著改變土壤的基本理化性質(zhì),其中土壤pH值、陽(yáng)離子交換量、有效磷和總磷含量顯著提高.土壤pH值上升的原因可能與LISP中含有堿性的石灰石和鈣鎂磷肥,可一定程度提高土壤pH值.與史磊等[24]研究發(fā)現(xiàn)石灰配施鈣鎂磷肥可顯著提高土壤pH值的研究結(jié)果一致.土壤陽(yáng)離子交換量含量增加的原因則可能與隨著 LISP添加量的增加,進(jìn)而攜帶大量的 Ca2+、Mg2+、Fe3+等陽(yáng)離子進(jìn)入土壤有關(guān).辜嬌峰等[25]發(fā)現(xiàn)羥基磷灰石、沸石和改性秸稈炭組成的復(fù)合調(diào)理劑可顯著提高土壤的陽(yáng)離子交換量,與本研究結(jié)果一致.土壤有效磷和總磷提高的原因則與鈣鎂磷肥是復(fù)合調(diào)理劑的主要成分,一定程度上提高土壤的磷含量有關(guān).鄢德梅等[26]研究發(fā)現(xiàn)鈣鎂磷肥分別與石灰、海泡石復(fù)合可顯著提高土壤有效磷,與本研究結(jié)果一致.本研究結(jié)果表明,添加0.4% LISP處理可顯著提高土壤pH值、陽(yáng)離子交換量和土壤磷含量.

LISP可有效降低土壤中Cd和As的生物有效性.其中,有效態(tài)Cd含量與土壤pH值和陽(yáng)離子交換量呈負(fù)相關(guān)(表 3).有研究表明,土壤有效態(tài) Cd含量降低與土壤pH值和陽(yáng)離子交換量的提高有關(guān)[2].土壤pH值升高會(huì)增強(qiáng)土壤中帶負(fù)電荷的膠體和OH–與Fe、Mn等離子形成羥基化合物對(duì)Cd離子的吸附能力,使Cd2+形成 Cd(OH)2或 CdCO3,從而降低土壤中Cd的生物有效性[9].同時(shí),LISP成分中石灰石和鈣鎂磷肥所含的 Ca2+能與 Cd2+發(fā)生共沉淀,從而促進(jìn)土壤中Cd向殘?jiān)鼞B(tài)Cd的轉(zhuǎn)化,降低土壤中Cd的生物有效性[27].硅也可通過(guò)形成硅酸鹽絡(luò)合物和硅醇基(Si—OH)來(lái)改變土壤中 Cd的賦存形態(tài),從而降低 Cd的生物可利用性[28].LISP復(fù)合調(diào)理劑成分中石灰石和鈣鎂磷肥所含的Ca亦能與As形成砷酸鈣等難溶性沉淀,增加土壤吸附As的能力,從而影響土壤中 As的生物有效性[26].硅肥可通過(guò)專(zhuān)性吸附,鈣鎂磷肥中的磷酸鹽可通過(guò)絡(luò)合反應(yīng)等方式來(lái)降低土壤中As的生物有效性[29-30].土壤有效態(tài)As含量與有效磷含量顯著(r=—0.644,P＜ 0.05)負(fù)相關(guān)(表 3).鐵粉可通過(guò)氧化還原反應(yīng)生成 FeOOH,進(jìn)一步氧化形成無(wú)定形的鐵氫氧化合物(am—FeOOH),上述產(chǎn)物可為Cd和As提供更多的吸附位點(diǎn)[18].因此,LISP中多種材料的相互作用可同時(shí)有效鈍化污染土壤中的Cd和As.

土壤微生物群落的結(jié)構(gòu)和多樣性易受重金屬污染的影響,因此土壤微生物多樣性被認(rèn)為是修復(fù)重金屬污染土壤過(guò)程的敏感指標(biāo)[31].LISP處理對(duì)土壤中微生物群落的豐富度和多樣性的影響較小.與Mench等[32]研究發(fā)現(xiàn)在輕度Cd污染土壤中施用棕色角閃石和鐵砂對(duì)細(xì)菌豐富度無(wú)明顯影響的結(jié)果一致.然而,在螯合鐵肥,復(fù)合碳酸鈣、鈣鎂磷肥和含硫有機(jī)物,以及復(fù)合爐渣和生物炭處理下,土壤微生物群落的多樣性和豐度均降低而不利于微生物生長(zhǎng)[15,33-34].因此,添加LISP可維持污染土壤中正常微生物群落的多樣性和豐富度,對(duì)農(nóng)田土壤的生態(tài)安全無(wú)明顯影響.然而,基于 PCA和 NMDS分析表明LISP可顯著影響土壤微生物群落的β-多樣性,且不同添加量的影響具有顯著差異.有研究表明,土壤中添加石灰、有機(jī)肥、螯合鐵肥等材料可有效改變土壤中微生物群落的形成[15,35].Pei等[31]也發(fā)現(xiàn)海泡石和蚯蚓糞復(fù)合調(diào)理劑可顯著改變污染土壤微生物群落的 β-多樣性.因此,添加 LISP可改變土壤微生物群落的組成和結(jié)構(gòu),而對(duì)土壤微生物的豐富度和多樣性影響較小.

LISP處理下土壤中厚壁菌門(mén)、放線(xiàn)菌門(mén)和浮霉菌門(mén)等門(mén)水平物種的相對(duì)豐度增加,而綠彎菌門(mén)、酸桿菌門(mén)和疣微菌門(mén)等門(mén)水平物種的相對(duì)豐度降低(圖 3).蘭玉書(shū)等[15]研究發(fā)現(xiàn)施加鈍化劑后導(dǎo)致土壤厚壁菌門(mén)相對(duì)豐度增加,而綠彎菌門(mén)相對(duì)豐度降低,與本研究結(jié)果一致.酸桿菌門(mén)嗜酸,不利于在堿性環(huán)境中生存[35-36].添加LISP使土壤pH值增加,且土壤pH值與酸桿菌門(mén)呈顯著負(fù)相關(guān)(圖5),可能是導(dǎo)致土壤中酸桿菌門(mén)相對(duì)豐度降低的原因.因此,添加土壤調(diào)理劑和種植過(guò)程可改變土壤pH值、土壤環(huán)境和養(yǎng)分含量,影響土壤中某些微生物的生長(zhǎng)和代謝活動(dòng),進(jìn)而影響微生物群落結(jié)構(gòu)[37].有研究表明,施用磷肥可導(dǎo)致放線(xiàn)菌門(mén)和浮霉菌門(mén)相對(duì)豐度增加,而綠彎菌門(mén)和疣微菌門(mén)相對(duì)豐度降低[38].放線(xiàn)菌門(mén)和浮霉菌門(mén)具有溶磷作用[38],因此可將鈣鎂磷肥中難利用的無(wú)機(jī)磷轉(zhuǎn)化為作物可吸收利用的磷形態(tài),進(jìn)而一定程度提高土壤中有效態(tài)磷含量.本研究中 LISP含有鈣鎂磷肥,可有效提高土壤中有效態(tài)磷含量,一定程度影響土壤微生物群落的組成.

在0.4%LISP處理下,節(jié)桿菌屬、虛構(gòu)芽胞桿菌屬、慢生根瘤菌屬、Defluviicoccus、Singulisphaera、類(lèi)芽孢桿菌等微生物的相對(duì)豐度較對(duì)照升高,而地桿菌屬、厭氧粘細(xì)菌、馬賽菌屬等微生物的相對(duì)豐度較對(duì)照明顯降低.其中地桿菌屬、厭氧粘細(xì)菌等屬于鐵還原菌[39],其相對(duì)豐度下降的原因可能是由于施加LISP中的鐵粉屬于還原鐵粉,在土壤中通過(guò)氧化反應(yīng)生產(chǎn)Fe2+和Fe3+,從而影響土壤中鐵還原菌的生長(zhǎng)和繁殖.馬賽菌屬易受土壤 pH 值影響[40],本研究中添加LISP可顯著改變土壤pH值而影響馬賽菌屬的相對(duì)豐度.節(jié)桿菌屬、Singulisphaera、類(lèi)芽孢桿菌和Defluviicoccus具有溶磷作用[38,41-43],表明LISP中的鈣鎂磷肥可能會(huì)促進(jìn)溶磷細(xì)菌的生長(zhǎng),且溶磷細(xì)菌分泌有機(jī)和無(wú)機(jī)酸性等物質(zhì)可提高土壤中磷的有效性.虛構(gòu)芽胞桿菌屬于固氮菌,可顯著影響水稻苗期對(duì)Cd的吸收[44].慢生根瘤菌屬具備固氮作用,對(duì) As的生物有效性有重要影響[45].研究結(jié)果表明,LISP有利于土壤節(jié)桿菌屬、Singulisphaera、Fictibacillus、慢生根瘤菌屬等微生物的生長(zhǎng)和繁殖,在調(diào)節(jié)土壤物理化學(xué)性質(zhì)和鈍化Cd和As等方面發(fā)揮重要的作用.

一般而言,土壤中重金屬有效性與微生物群落結(jié)構(gòu)呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)[13,46].本研究中,添加LISP可有效降低土壤Cd和As的生物有效性,來(lái)緩解重金屬對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的不利影響.研究表明,土壤穩(wěn)定化修復(fù)過(guò)程中,土壤pH值和重金屬有效性可有效影響重金屬污染土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)[47],而土壤pH值是影響微生物群落的關(guān)鍵因素[15,35,46].本研究中,添加LISP可提高土壤有效磷和 pH 值(表 2),表明添加LISP主要通過(guò)改變土壤有效磷和pH值來(lái)調(diào)控土壤微生物群落結(jié)構(gòu).土壤微生物結(jié)構(gòu)對(duì)環(huán)境變化較為敏感[31],且土壤物理化學(xué)性質(zhì)的變化在調(diào)節(jié)微生物對(duì)重金屬的適應(yīng)過(guò)程中起著重要作用[48].因此,添加LISP可提高土壤有效磷和pH值,降低土壤As和Cd的生物有效性,進(jìn)而調(diào)節(jié)土壤微生物對(duì)重金屬污染環(huán)境的適應(yīng)性.

4 結(jié)論

4.1 添加LISP可顯著改變農(nóng)田土壤的基本理化性質(zhì),降低土壤Cd和As的有效性,且對(duì)土壤微生物α—多樣性無(wú)明顯影響,但顯著改變土壤 β—多樣性.與CK相比,在0.4%的LISP處理下土壤pH值、土壤有效磷和總磷含量分別顯著(P＜0.05)提高 0.57單位、130.6%和18.38%,同時(shí)土壤有效態(tài)Cd和As含量分別顯著(P＜0.05)降低21.76%和16.39%.

4.2 高通量測(cè)序結(jié)果表明,LISP處理下土壤中厚壁菌門(mén)、放線(xiàn)菌門(mén)和浮霉菌門(mén)等門(mén)水平物種的相對(duì)豐度增加,尤其是有利于土壤中節(jié)桿菌屬、Singulisphaera、Fictibacillus、慢生根瘤菌屬等益生微生物的生長(zhǎng)和繁殖.LISP可顯著改變土壤微生物群落的組成和結(jié)構(gòu),其中土壤pH值和有效磷的增加,以及土壤有效態(tài)As和Cd含量的降低是調(diào)控土壤微生物群落的主要環(huán)境因子.因此,多元復(fù)合調(diào)理劑LISP可提高土壤pH值和磷含量,同時(shí)降低Cd和As的生物有效性,對(duì)農(nóng)田土壤的生態(tài)安全無(wú)明顯影響.