鎘污染對山區(qū)水庫消落帶濕地土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)及多樣性的影響

陳海生,姜 偉,徐蔣來,劉守平,羅 文,高永勝,蔡林生,方 昉,姚金蘭

(1.浙江同濟(jì)科技職業(yè)學(xué)院,杭州 311231;2.浙江省臺州市農(nóng)業(yè)科學(xué)研究院,浙江 臨海 317000)

【研究意義】近年來,隨著我國經(jīng)濟(jì)發(fā)展,大量含鎘(Cd)肥料的施用及工業(yè)廢水、廢渣排放導(dǎo)致土壤中鎘污染程度日益加劇。Cd是一種毒性和遷移性較強(qiáng)的重金屬,容易通過食物鏈傳遞,具有較大的環(huán)境生態(tài)風(fēng)險[1-3]。Cd也是水環(huán)境中危害最嚴(yán)重的污染物之一[4]。水庫消落帶濕地由于其土壤-水的交互作用,長期處于干濕交替的交換過程,重金屬Cd污染具有持久性和積累放大性,且隨空氣中懸浮物在消落帶中的沉積,帶來水庫庫區(qū)水體鎘污染潛在風(fēng)險增加[5]。濕地土壤微生物是濕地生態(tài)系統(tǒng)最活躍的部分,在促進(jìn)土壤物質(zhì)和能量循環(huán)、重金屬污染物降解、維持生態(tài)系統(tǒng)平衡方面起著重要作用。微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性指數(shù)能夠直接反映土壤和水體的污染程度,其對環(huán)境條件的變化響應(yīng)靈敏,能夠真實(shí)評估各種污染物對生態(tài)系統(tǒng)的危害程度[6]?！厩叭搜芯窟M(jìn)展】高通量測序能同時大批量對污染水體樣品、濕地沉積物和植物根際土壤樣品微生物的優(yōu)勢菌群、稀有物種等進(jìn)行檢測[7]。Duan等[8]采用高通量測序技術(shù)研究不同濃度鎘污染對我國東北普通始成土細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)和多樣性的影響,發(fā)現(xiàn)高濃度Cd能提高普通始成土細(xì)菌群落的豐富度和多樣性指數(shù),羅爾斯通菌屬(Ralstonia)、慢生根瘤菌屬(Bradyrhizobium)、根微菌屬(Rhizomicrobium)和阿菲波菌屬(Afipia)是高抗Cd污染的細(xì)菌菌屬。Guo等[9-10]采用高通量測序研究了陜西省商洛市被Cd、鉛(Pb)和鋅(Zn)污染的農(nóng)田土壤的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu),發(fā)現(xiàn)對這些重金屬敏感的細(xì)菌菌屬,如羅爾斯通菌屬(Ralstonia)、芽單胞菌屬(Gemmatimona)、羅思河小桿菌屬(Rhodanobacter)、水恒桿菌屬(Mizugakiibacter),以及能夠耐受這些重金屬的菌屬,如未分類的硝化螺旋菌科、Blastocatella和未分類的酸桿菌科。趙立君等[11]研究砷(As)污染濕地土壤細(xì)菌多樣性及群落結(jié)構(gòu)特征,發(fā)現(xiàn)細(xì)菌群落對As污染具有較為敏感的響應(yīng)。在As濃度為400 mg/kg時存在大量的Pseudomonasveronii,可為As污染濕地微生物修復(fù)提供借鑒,但關(guān)于應(yīng)用高通量測序分析外源Cd污染環(huán)境條件下水庫消落帶濕地土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)與多樣性指數(shù)變化的研究不多見?！颈狙芯壳腥朦c(diǎn)】消落帶濕地生長的很多植被具有較強(qiáng)的Cd耐性、Cd轉(zhuǎn)移能力和地上部分Cd富集能力,適宜用作Cd污染土壤的植物修復(fù)物種[12-13]。本研究采用室內(nèi)盆栽模擬不同Cd濃度污染土壤,種植木本植物落羽杉并長期保持覆水狀態(tài),以模擬濕地生境。利用Miseq測序平臺采用高通量測序技術(shù)分析不同濃度Cd污染條件下落羽杉根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)組成及多樣性指數(shù)變化特征?！緮M解決的關(guān)鍵問題】研究Cd污染對水庫消落帶濕地土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的影響,并探索有利于Cd污染修復(fù)的抗Cd細(xì)菌菌落,以期為浙江省山區(qū)水庫消落帶生態(tài)恢復(fù)進(jìn)行微生物修復(fù)提供技術(shù)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗設(shè)置

研究區(qū)域為浙江省長潭水庫消落帶。長潭水庫位于浙江臺州黃巖區(qū)西部山區(qū),庫區(qū)面積441.3 km2,四周高山海拔350～780 m,于1964年建成運(yùn)行,庫存容量6.91×108m3。其消落帶濕地長86 km,水位深度36～29 m,消落帶濕地面積達(dá)0.61 km2。水庫上游12 km處有浙江省排列第一的大型鉛鋅礦,即黃巖鉛鋅礦,礦石的主要成分是鉛、鋅、鎘等多種重金屬元素。黃巖鉛鋅礦庫儲量在1.5×106t以上。該礦雖已于2000年閉庫,但所留下的尾礦庫在暴雨季節(jié)仍可能會給水庫的水質(zhì)安全帶來隱患。

試驗所用土壤采用浙江省臺州市黃巖區(qū)上垟鄉(xiāng)政府旁邊的長潭水庫消落帶濕地土壤(表層0～15 cm),為泥沙土。土壤pH 6.38,鎘0.62 mg/kg, 有機(jī)質(zhì)5.23 g/kg,全氮0.89 g/kg,全磷0.82 g/kg,全鉀11.97 g/kg,堿解氮79.03 mg/kg,有效磷12.19 mg/kg,速效鉀73.51 mg/kg。先把土樣自然晾干,再進(jìn)行粉碎,過2 mm尼龍篩。取10 kg土樣置于培養(yǎng)盆內(nèi),試驗用盆規(guī)格:內(nèi)口徑44 cm,底徑32 cm,高32 cm。共設(shè)置3個Cd污染濃度梯度(0、100、400 mg/kg),依次標(biāo)記為Cd0、Cd100、Cd400組。將CdCl2·2.5H2O按照0、100、400 mg/kg的濃度梯度(濃度以純Cd計,Cd起始濃度參考國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn))配成水溶液,均勻澆灌于盆土中(滲出液反復(fù)回收澆灌,直到Cd離子與盆栽土壤均勻混合),以澆清水作對照為Cd0。每個處理5次重復(fù)[14]。

于2021年4月10日選取生長旺盛且大小均勻一致的落羽杉幼苗種植于試驗盆。每個試驗盆內(nèi)栽植3株落羽杉幼苗,株高80 cm左右,全部試驗盆置于上垟鄉(xiāng)政府遮雨棚下,肥水管理和其他措施包括除草等均一致。保持盆內(nèi)覆水深度在5 cm內(nèi),以模擬消落帶濕地環(huán)境。培養(yǎng)3個月后進(jìn)行土樣取樣,取樣前先讓試驗盆自然落干,在土壤表層0～10 cm處采集直徑少于0.1 cm的植株細(xì)根,用抖落法[15]收集粘附在植株細(xì)根上的土壤作為落羽杉根際土壤樣品,取土樣時進(jìn)行3次重復(fù),將土樣混合均勻、去雜和過篩后,取10 g土樣置于冰盆內(nèi)直接寄往杭州聯(lián)川生物公司。

1.2 土壤細(xì)菌基因組 DNA 提取

采用 E.Z.N.A.Soil DNA Kit 試劑盒(D5625,Omega,Inc.,USA),提取土樣總DNA。經(jīng)1%瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA提取質(zhì)量,采用紫外分光光度計Nano Drop ND-1000(Nano Drop,Wilmington, DE,USA)對DNA進(jìn)行定量測定。各樣品的5份DNA樣品隨機(jī)取3份等量混均,分別制成3個平行樣品,于-20 ℃保存、備用。

1.3 PCR擴(kuò)增及高通量測序

參考Caporaso等[16]的方法,通過細(xì)菌16S rDNA V3～V4 區(qū)段引物擴(kuò)增各樣品,使用上下引物分別為341F (5′-CCTACGGGNGGCWGCAG-3′)和805 R (5′-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3′)對16S rDNA基因(V3～V4)進(jìn)行PCR擴(kuò)增。DNA擴(kuò)增的反應(yīng)條件:35個循環(huán)(98 ℃,30 s;98 ℃,10 s;54 ℃,30 s;72 ℃,45 s),72 ℃ 延伸擴(kuò)增10 min。PCR產(chǎn)物經(jīng)2%瓊脂糖凝膠電泳確證。DNA提取過程使用超純水,以排除假陽性PCR結(jié)果作為陰性對照的可能性。PCR產(chǎn)物經(jīng)AMPure XT beads (Beckman Coulter Genomics,Danvers,MA,USA)純化,經(jīng) Qubit(Invitrogen,USA)定量。擴(kuò)增子池用于測序,擴(kuò)增子文庫的大小和數(shù)量分別在Agilent 2100生物分析儀(Agilent,美國)和 Illumina (Kapa Biosciences,Woburn,MA,美國)的文庫定量試劑盒上進(jìn)行評估。在NovaSeq PE250平臺上對庫進(jìn)行排序。

1.4 生信分析流程

各樣品在Illumina NovaSeq平臺上測序,由LC-Bio提供。根據(jù)樣品獨(dú)特的條形碼,將配對端序列分配給樣品,并將建庫引入的barcode和引物序列去除。采用FLASH合并匹配端讀取。根據(jù) fqtrim(v0.94),在特定的過濾條件下對原始序列進(jìn)行質(zhì)量過濾,以獲得高質(zhì)量的clean標(biāo)簽。采用Vsearch軟件(v2.3.4)對嵌合序列進(jìn)行過濾。利用DADA2進(jìn)行解調(diào),獲得特征表和特征序列。Alpha多樣性通過歸一化到相同的隨機(jī)序列計算。然后根據(jù)SILVA(release132)分類器,利用每個樣本的相對豐度對特征豐度進(jìn)行歸一化。Alpha多樣性用于分析樣本物種多樣性的復(fù)雜性,各樣品中各Alpha多樣性指標(biāo)都采用QIIME2計算。Beta多樣性由QIIME2計算,R包繪制。采用Blast進(jìn)行序列比對,每個代表性序列用SILVA數(shù)據(jù)庫對特征序列進(jìn)行注釋。其它圖片均使用R包(v3.5.2)實(shí)現(xiàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 Cd污染對消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌Alpha多樣性的影響

Miseq測序所得土壤樣品經(jīng)質(zhì)檢后,獲得各處理樣品的細(xì)菌有效序列數(shù)。由表1可知,消落帶落羽杉根際土壤細(xì)菌有效序列以Cd100處理組最高,其次是Cd400處理組,而以對照組(不設(shè)鎘污染)的落羽杉根際土壤細(xì)菌有效序列最低。各處理及對照的有效序列比例均大于71%。序列長度在400～500和300～400 bp的分別占99.90%和0.08%,總計大于99.98%,符合分析要求。

表1 不同程度Cd污染消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌有效序列讀數(shù)及OTUs數(shù)Table 1 The sequence readings and OTUs of soil bacteria of rhizosphere of T. distichum planting in riparian wetland under different gradients of cadmium pollution

經(jīng)質(zhì)控和去除嵌合體后,所得有效序列以97%的一致性聚類成OTUs,各處理及對照組的OTUs數(shù)為419～1687個,共計2577個。其中以Cd100的樣品OTUs數(shù)最多,為1687個,其次是對照組樣品,其OTUs數(shù)為1065個,而以Cd400組樣品的OTUs數(shù)最少,僅419個,三者之間的差異均達(dá)顯著水平(P<0.05)。

不同Cd濃度污染下落羽杉根際土壤細(xì)菌共有OTUs數(shù)96個,占總數(shù)3.73%;Cd100組樣品特有的細(xì)菌OTUs數(shù)為1216個,占總數(shù)47.18%;Cd400組樣品特有的細(xì)菌OTUs數(shù)為229個,占總數(shù)8.89%;而對照組Cd0樣品特有的細(xì)菌OTUs數(shù)為634個,占總數(shù)24.60%。Cd100組樣品土壤細(xì)菌特有OTUs數(shù)比對照增加191.80%,而Cd400組樣品土壤細(xì)菌特有OTUs數(shù)比對照減少63.88%(圖1)。

圖1 基于OTU豐度的不同濃度Cd污染條件下消落帶濕地土壤細(xì)菌群落Fig.1 Soil bacterial communities in riparian wetlands of mountain reservoir under different gradients of cadmium pollution

稀釋曲線(圖2)反映土壤樣品的取樣深度,可用來估計測序量是否已覆蓋所有類群。由圖2可知,3種土壤樣品的稀釋曲線均趨于平緩,文庫的覆蓋率均已超過91%,說明取樣方法基本合理。樣品的細(xì)菌OTUs覆蓋度已經(jīng)飽和,說明本次測序深度可以反映不同Cd濃度污染條件下長潭水庫消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌群落的實(shí)際情況。

圖2 不同濃度Cd污染條件下消落帶濕地土壤細(xì)菌群落的稀釋曲線Fig.2 Rarefaction curve of soil bacterial communities in riparian wetlands of mountain reservoir under different gradients of cadmium pollution

從表2可以看出,不同程度Cd污染對消落帶落羽杉根際土壤細(xì)菌Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)的影響程度不同。Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)均以Cd100處理組樣品為最高,其值分別是1704.58和9.67,比對照分別增加58.58%和11.02%,而Cd400處理組樣品的Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)下降至419.01和7.12,分別比對照降低61.02%和18.26%,3個處理的差異程度均達(dá)極顯著水平(P<0.01)。

表2 不同程度Cd污染消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌Alpha多樣性指數(shù)Table 2 Alpha diversity in soil bacterial communities of rhizosphere of T. distichum planting in riparian wetland under different gradients of cadmium pollution

2.2 Cd污染下消落帶濕地土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)在門水平上的組成特征

通過對測序結(jié)果的物種注釋,各處理組土壤樣品中共獲得34門、96綱、202目、313科、502屬的細(xì)菌群落。在門水平上,各處理組土壤細(xì)菌群落組成均以變形菌門(Proteobacteria,48.26%～60.38%)為主,其次是放線菌門(Actinobacteria,4.78%～19.50%),其他占比較大的還有酸桿菌門(Acidobacteria,3.56%～10.31%)、擬桿菌門(Bacteroidetes,4.24%～8.54%)、芽單胞菌門(Gemmatimonadetes,3.21%～4.88%)、髕骨菌門(Patescibacteria,1.02%～8.57%)、綠灣菌門(Chloroflexi,2.62%～4.60%)、棒狀桿菌門(Rokubacteria,2.37%～3.14%)、浮霉菌門(Planctomycetes,0.77%～3.38%)、疣微菌門(Verrucomicrobia,1.27%～2.56%)、硝化螺旋菌門(Nitrospirae,0.70%～1.48%)、厚壁菌門(Firmicutes,0.20%～1.62%)。

不同程度Cd污染條件下,消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌群落組成在門水平上發(fā)生了明顯變化。如圖3所示,在門水平上,未經(jīng)Cd污染處理的Cd0組土壤變形菌門的相對豐度為48.92%,經(jīng)Cd100組處理后,變形菌門的相對豐度稍有下降,但與Cd0相比差異不顯著(P>0.05,下同)。當(dāng)Cd濃度增加至400 mg/kg時,土壤變形菌門的相對豐度增加至60.38%,增加了23.43%,與Cd0和Cd100組的差異均達(dá)顯著水平(P<0.05,下同)。土壤放線菌門的相對豐度隨著Cd濃度上升呈下降趨勢,Cd100組比Cd0組下降30.62%,其差異達(dá)極顯著>水平(P<0.01,下同),Cd400組比Cd0組下降75.49%,其差異達(dá)極顯著水平。土壤酸桿菌門的相對豐度在低濃度Cd污染時呈上升趨勢,在Cd100組樣品其相對豐度比Cd0時增加30.34%,其差異程度達(dá)極顯著水平,而在高濃度Cd污染時呈下降趨勢,Cd400組樣品酸桿菌門相對豐度比Cd0時降低54.99%,其差異達(dá)極顯著水平。土壤擬桿菌門的相對豐度在低濃度Cd污染時上升幅度不大,與對照差異未達(dá)顯著水平,而在高濃度Cd污染時上升幅度較大,比Cd0增加101.42%,其差異達(dá)極顯著水平。土壤芽單胞菌門的相對豐度也隨著Cd污染程度的加劇呈升高趨勢,Cd400組的比Cd0高52.03%,差異達(dá)顯著水平。土壤綠灣菌門的相對豐度在低濃度Cd污染時呈上升趨勢,Cd100組樣品相對豐度比Cd0組增加27.42%,差異達(dá)極顯著水平,在高濃度Cd污染時呈下降趨勢,Cd400組樣品相對豐度比Cd0組的下降27.42%,差異達(dá)極顯著水平。棒狀桿菌門的相對豐度在低濃度Cd污染時呈上升趨勢,Cd100組比Cd0組增加30.83%,差異達(dá)極顯著水平,而在高濃度Cd污染時呈下降趨勢,但Cd400組與Cd0相比差異未達(dá)顯著水平。浮霉菌門的相對豐度隨著Cd污染程度加劇一直呈下降趨勢,在Cd100時下降26.33%,差異達(dá)極顯著水平,而到Cd400時下降77.22%,差異達(dá)極顯著水平。土壤疣微菌門的相對豐度在低濃度Cd污染時呈上升趨勢,Cd100組樣品相對豐度比Cd0雖有增加,但差異未達(dá)顯著水平,在高濃度Cd污染時呈下降趨勢,Cd400組樣品的相對豐度比Cd0降低45.02%,差異達(dá)極顯著水平。土壤硝化螺旋菌門和厚壁菌門的相對豐度也呈同樣趨勢,在低濃度Cd污染時其相對豐度分別比Cd0增加37.04%和110.39%,差異均達(dá)極顯著水平,而在高濃度Cd污染時其相對豐度呈急劇下降趨勢,分別比對照降低35.19%、74.03%,差異均達(dá)極顯著水平。

圖3 門水平上不同濃度Cd污染條件下消落帶濕地土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)Fig.3 The bacterial communities at phylum level in riparian wetlands of mountain reservoir under different gradients of cadmium pollution

2.3 Cd污染下消落帶濕地細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)在屬水平上組成特征

在屬水平上,各處理組土壤樣品中細(xì)菌群落均以羅思河小桿菌屬(Rhodanobacter,4.52%～21.25%)為主,其次為鞘氨醇單胞菌屬(Sphingomonas,2.45%～4.83%)、馬賽菌屬(Massilia,1.59%～4.03%)、未分類的噬幾丁質(zhì)科(Chitinophagaceae-unclassified,1.42%～2.56%), 其他相對豐度比較大的還有假節(jié)桿菌屬(Pseudarthrobacter,0.36%～3.22%)、未分類的α-變形菌(Alphaproteobacteria-unclassified,1.07%～2.08%)、黏液桿菌屬(Muciaginibacter,0.97%～2.12%)、慢生根廇菌屬(Bradyrhizobium,1.08%～1.54%)、鏈霉菌屬(Streptomyces,0.18%～1.86%)、黃桿菌屬(Flavobacterium,0.20%～2.78%)、杜搟氏菌屬(Duganella,0.62%～1.49%)、紅假單胞菌屬(Rhodopseudomonas,0.46%～1.87%)、硝化螺旋菌屬(Nitrospira,0.70%～1.32%)、亞硝化螺菌屬(Nitrosospira,0.49%～1.06%)、中慢生根廇菌屬(Mesorhizobium,0.73%～0.91%)、火山巖海球菌屬(Marmoricola,0.63%～0.82%)、諾卡氏菌屬(Nocardioides,0.19%～1.27%)。

不同程度Cd污染條件下,消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)在屬水平上發(fā)生了明顯變化。如圖4所示,未經(jīng)Cd污染處理土樣的羅思河小桿菌屬相對豐度為8.84%,經(jīng)Cd100組處理后,其相對豐度大幅度下降,下降幅度為48.87%,其差異達(dá)極顯著水平(P<0.01,下同)。當(dāng)Cd濃度增加到400 mg/kg時,土壤羅思河小桿菌屬相對豐度增加至21.25%,增加了140.38%,差異達(dá)極顯著水平。土壤鞘氨醇單胞菌屬的相對豐度在低濃度Cd污染時呈上升趨勢,但上升幅度只有5.69%,與Cd0組的差異不明顯,在高濃度Cd污染時呈下降趨勢,下降幅度達(dá)46.39%,其差異程度達(dá)極顯著水平。土壤假節(jié)桿菌屬、黏液桿菌屬以及紅假單胞菌屬的相對豐度隨Cd濃度增加一直呈下降趨勢。土壤黃桿菌屬的相對豐度隨著Cd污染程度的加劇呈持續(xù)升高趨勢,其Cd400組的相對豐度比Cd0組增加1290.00%,差異達(dá)極顯著水平。

圖4 屬水平上不同濃度Cd污染條件下消落帶濕地土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)Fig.4 The bacterial communities at genus level in riparian wetlands of mountain reservoir under different gradients of cadmium pollution

3 討 論

研究表明,不同程度重金屬污染對土壤微生物多樣性的影響會出現(xiàn)拱橋形趨勢[17]。當(dāng)重金屬污染劑量較低時,脅迫程度較輕的重金屬會抑制優(yōu)勢種群的競爭性排除效應(yīng),促進(jìn)劣勢種群的生長和繁殖,導(dǎo)致微生物多樣性升高。而重金屬污染劑量較高時,脅迫程度較重的重金屬會對微生物產(chǎn)生毒性,造成某些微生物物種消亡,致使微生物多樣性下降。邢奕等[18]研究了密云水庫上游鐵礦區(qū)重金屬污染對土壤微生物群落的影響,發(fā)現(xiàn)細(xì)菌、放線菌的種群多樣性水平隨重金屬污染程度加劇呈先上升后下降趨勢。鄭涵等[19]研究發(fā)現(xiàn),低濃度Zn脅迫(200 mg/kg)促進(jìn)微生物群落數(shù)量增加,提高了群落結(jié)構(gòu)多樣性,而高濃度Zn脅迫(>800 mg/kg)時,較重程度的鋅脅迫對微生物產(chǎn)生了明顯的抑制作用。趙立君等[11]研究As脅迫對濕地生境下土壤微生物生物多樣性及群落結(jié)構(gòu)特征,發(fā)現(xiàn)低濃度As條件下的As脅迫在一定程度上會刺激As敏感微生物的生長繁殖,造成微生物多樣性增加,而高濃度As脅迫會對微生物產(chǎn)生明顯的抑制作用,導(dǎo)致某些物種消亡,使微生物多樣性下降。本研究在山區(qū)水庫消落帶濕地土壤上的研究也表明,低濃度Cd污染時消落帶濕地建群種植物落羽杉根際土壤細(xì)菌Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)與對照相比大幅上升(P<0.01),而高濃度Cd污染時消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)大幅下降(P<0.01)。各樣品土壤細(xì)菌特有的OTUs數(shù)變化也呈同樣趨勢(P<0.01),即低濃度Cd污染時土壤細(xì)菌特有的OTUs數(shù)與對照相比呈大幅增加趨勢,而在高濃度Cd污染時土壤細(xì)菌特有的OTUs數(shù)與對照相比呈大幅減少趨勢(P<0.01)。

趙立君等[11]在研究As污染濕地生境下土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)特征時檢測到,在高濃度As污染條件下,土壤變形菌門的相對豐度為75.00%,而厚壁菌門的相對豐度只有7.00%。本研究結(jié)果也表明,在高濃度Cd污染下土壤變形菌門的相對豐度升高至60.38%,而厚壁菌門的相對豐度下降至0.20%,說明土壤變形菌門能在高濃度Cd污染條件下生存下來的耐Cd微生物,并能成為土壤細(xì)菌群落的主導(dǎo),這一點(diǎn)與趙立君的研究結(jié)果一致。另外,土壤酸桿菌門、綠灣菌門、疣微菌門、硝化螺旋菌門、棒狀桿菌門在低濃度Cd污染時其相對豐度增加,而在高濃度Cd污染時其相對豐度降低,說明在這些菌門中可能存在大量Cd敏感的細(xì)菌群落,且在Cd刺激下大量出現(xiàn),而隨著Cd濃度升高,Cd對土壤細(xì)菌產(chǎn)生毒性,大量對Cd敏感的細(xì)菌逐漸消失,而使群落結(jié)構(gòu)趨于單一、穩(wěn)定。

4 結(jié) 論

(1)Cd污染使水庫消落帶濕地建群種植物落羽杉根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)在門水平上發(fā)生變化。隨著Cd污染程度加重,濕地土壤放線菌門和浮霉菌門的相對豐度呈下降趨勢,擬桿菌門和芽單胞菌門的相對豐度呈升高趨勢,土壤變形菌門和髕骨菌門的相對豐度則呈先下降后上升趨勢。而酸桿菌門、棒狀桿菌門、疣微菌門、硝化螺旋菌門和厚壁菌門的相對豐度均呈先上升后下降趨勢,說明該5個菌門中可能存在大量對Cd敏感的菌群,在Cd刺激下大量出現(xiàn),群落結(jié)構(gòu)變得復(fù)雜多樣,導(dǎo)致該菌群的相對豐度上升。而當(dāng)Cd污染程度繼續(xù)加重時,該菌門的相對豐度呈下降趨勢,說明隨著Cd污染程度增強(qiáng),Cd對土壤細(xì)菌產(chǎn)生毒性,大量對Cd敏感的細(xì)菌不斷消失,使變形菌門、擬桿菌門、髕骨菌門、芽單胞菌門中能夠在高濃度Cd污染環(huán)境下生存下來的耐Cd細(xì)菌門成為濕地細(xì)菌的主體,整體的群落結(jié)構(gòu)也趨于穩(wěn)定。

(2)不同程度Cd污染條件下,消落帶濕地落羽杉根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)在屬水平上發(fā)生明顯變化。土壤羅思河小桿菌屬相對豐度在低濃度Cd污染時呈下降趨勢,而在高濃度Cd污染時呈升高趨勢,土壤鞘氨醇單胞菌屬的相對豐度在低濃度Cd污染時呈上升趨勢,在高濃度Cd污染時呈下降趨勢。土壤假節(jié)桿菌屬、黏液桿菌屬以及紅假單胞菌屬的相對豐度隨著Cd濃度增加呈下降趨勢。土壤黃桿菌屬的相對豐度隨著Cd污染程度的加劇呈升高趨勢。

(3)在高濃度Cd污染處理下,水庫消落帶濕地建群種植物落羽杉根際土壤細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)趨于簡單、穩(wěn)定,耐Cd細(xì)菌菌群占主導(dǎo)地位。高濃度Cd污染處理下在屬水平上仍然具有高豐度的菌群有羅思河小桿菌屬,其相對豐度占比21.25%,可認(rèn)為該菌屬屬于耐Cd能力較強(qiáng)的菌群。在高濃度Cd污染下,相對豐度升高的還有Gemmatimonadaceae-unclassified、馬賽菌屬、Candidatus-Adlerbacteria-unclassified、Chitinophagaceae-unclassified、Alphaproteobacteria-unclassified、黃桿菌屬、杜搟氏菌屬,這些菌屬也可被認(rèn)為是消落帶濕地土壤上高抗Cd污染的細(xì)菌菌群。