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，張學洪*，秦永麗，伍嬋翠，李學軍

1. 桂林電子科技大學生命與環(huán)境科學學院，廣西 桂林 541004；2. 桂林電子科技大學后勤處，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，對農(nóng)作物以及人體健康產(chǎn)生威脅（Conesa et al.，2007）。程強等（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行貯存管理，以降低其環(huán)境風險。但有資料統(tǒng)計，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，是迄今為止報道的最大的尾礦壩潰壩事件，導致3500多萬m3的礦渣順山坡滑落（Hatje et al.，2017）。上世紀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降雨中發(fā)生了壩體垮塌，大量的尾礦砂沿河谷傾瀉進入思的村農(nóng)田內(nèi)，對當?shù)氐耐寥缼砹藝乐氐闹亟饘傥廴荆ê遢嫉龋?014）。此事件引起了多名研究者的關(guān)注，研究者現(xiàn)場調(diào)查發(fā)現(xiàn)該地土壤總 Cd為24.5 mg·kg-1，所產(chǎn)早稻Cd含量為國家標準的3倍，晚稻Cd含量則超過國家標準5倍（林炳營，1997）；該地區(qū)土壤中Pb、Zn和Cu時空差異十分顯著（李強等，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)動力（胡清菁等，2014）。

目前針對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當?shù)赝寥牢⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)影響的報道，更未見其土壤縱向微生物群落結(jié)構(gòu)的報道。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)學以及環(huán)境科學領(lǐng)域研究的熱點問題（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)，對研究錳尾礦砂微生物多樣性以及錳在自然化學循環(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階段（1—45 a）的細菌群落結(jié)構(gòu)，發(fā)現(xiàn)不同恢復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重金屬的適應性，這對原位微生物強化修復重金屬污染土壤具有重要的參考價值。

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個取樣點表層土壤（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）為研究對象，探究土壤縱向的Pb、Zn、Cu和Cd含量以及潛在的生態(tài)風險，土壤縱向的微生物群落多樣性，土壤縱向微生物優(yōu)勢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提供理論指導。

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50年代探明思的村的東北方向存在一座鉛鋅礦，隨即進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70年代的一次強降雨中，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?shù)鼐用駥⒑形驳V砂的農(nóng)田進行深翻平整后，繼續(xù)耕種，造成嚴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個采樣點，分別用G、M和L表示；在各采樣點垂直深度為 0—20、20—40、40—60、60—80 cm處采集樣品，在每個采樣深度處隨機選擇3個位置采集等量土壤，然后進行均勻混合，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，運回實驗室后置于-80 ℃冰箱保存，進行微生物群落結(jié)構(gòu)分析；另一部分常溫置于樣品盒中，帶回實驗室用于理化性質(zhì)分析。

土壤的pH用無CO2水對土壤進行浸提后直接用pH計測定，浸提時水與土壤質(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）測定。

1.3 樣品DNA提取及測序

使用土壤試劑盒（Power Soil，MoBio）對各樣本的DNA進行提取；提取DNA后，采用細菌高變區(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′）進行 PCR擴增；PCR產(chǎn)物進行電泳檢測后，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進行16S rRNA高通量測序，并進行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價方法

目前常用的重金屬污染與影響評價方法為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)效應以及毒性效應相聯(lián)系，以評價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)風險指數(shù) RI的計算公式分別如式（1）與式（2）所示：

式中，Ti、Ci和Si分別為重金屬i的毒性響應系數(shù)、土壤樣品中的含量以及參考值，Ti選用標準化重金屬毒性響應系數(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值的污染程度分級標準如表1所示。

表1 Ei與RI的分級標準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)的計算方法不同，為了能夠統(tǒng)一表達各指數(shù)的變化情況，對土樣各指數(shù)值進行 0—1標準化。此外，為了能夠清楚表達菌屬在各土樣中的變化趨勢，對土樣中相對豐度最高的30個菌屬（top30菌屬）的相對豐數(shù)值也進行0—1標準化。

利用變異系數(shù)（CV）對土樣重金屬含量差異性進行分析，CV的分級情況一般為：當變量的CV＜0.1時視為弱變異，0.1≤CV≤1.0時視為中等變異，≥1.0時視為強變異（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出每個解釋變量（土樣重金屬含量）對響應變量（土樣理化性質(zhì)或土樣微生物菌屬）變化的貢獻率（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，而Cu的變異性較弱；各重金屬縱向變異性在不同取樣點也有所差別，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土壤理化性質(zhì)的影響，對土壤的重金屬含量以及理化參數(shù)進行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)性進一步減弱，這種相關(guān)性規(guī)律與他們的毒性響應參數(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)出顯著的負相關(guān)關(guān)系；分析認為硫是微生物生長所需的營養(yǎng)元素，也是作物生長所必需的營養(yǎng)元素（康學輝等，2016），而重金屬含量越高導致土壤中的硫素越易流失，不利于微生物以及作物的生長。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碳的積累，Dai et al.（2004）研究認為土壤中重金屬含量過高，會抑制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對重金屬的轉(zhuǎn)移有重要影響，pH越高，遷移性變?nèi)酰亟饘僭饺菀妆煌寥牢剑╕ong 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取樣點的Alpha指數(shù)隨著取樣深度的增加而顯著下降，而M和L點的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；分析認為，植物發(fā)達的根系共生有多種微生物，一方面可減輕重金屬對植物的毒害作用，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微生物群落物種多樣性縱向分布。

表3 土樣理化指標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個采樣點的群落結(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個菌門均占據(jù)主導地位，相對豐度之和達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)勢菌門，三者相對豐度之和超過了70.0%；多個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，說明這三類菌門可適應重金屬污染環(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L中相對豐度較高，在表層土壤中相對豐度更是高達16.37%，由于水稻田重金屬僅具有低潛在生態(tài)風險，所以擬桿菌門可能對重金屬毒性較為敏感，難以適應高重金屬污染環(huán)境。酸桿菌門在表層土壤L1以及M1中相對豐度較高，分別為16.4%和11.2%；酸桿菌門中的細菌可耐受一定程度的重金屬污染，將復雜的有機碳轉(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)進行生長，從而增加土壤微生物多樣性。綠彎菌門細菌在各土樣中均有存在，且相對豐度波動不大，基本處于4%—7%之間；研究表明，綠彎菌門細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)途徑進行生長，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，相對豐度最高的 10個科如圖4所示；除M1和L1以外，這10個科的相對豐度之和均達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點傾向于分布在較淺的土壤層中，但在L點各垂直深度土壤中相對豐度均高于G與M取樣點；分析認為 Xanthomonadaceae中存在具有反硝化能力的菌屬，能將土壤中的硝態(tài)氮還原成氮氣，水稻田經(jīng)常使用氮肥，故給這種反硝化菌的生長提供了條件（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），在受重金屬污染嚴重的G點各垂直深度土壤層中均具有較高的相對豐度；分析認為該科微生物能產(chǎn)芽孢，可能具有耐受重金屬污染的能力，故可對該科菌種資源進行開發(fā)，找到能夠耐受和改善土壤重金屬污染的微生物。Oxalobacteraceae在G點較淺的土壤中（G1—G2）以及M點較深的土壤中（M2—M4）中相對豐度較高，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微生物，且對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取樣點的優(yōu)勢科，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重的G點相對豐度較小，說明該科中的微生物耐重金屬毒性可能不強。除此10個科外，L點表層土壤（L1）還存在著硫酸鹽還原菌科（Desulfurellaceae），其相對豐度高達 2.5%；有研究指出微生物在還原硫酸鹽的同時，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菌屬在各土樣相對豐度的變化如圖5所示，它們能夠反映各采樣點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的某深度層出現(xiàn)或在某采樣點某深度層的相對豐度顯著高于其他土樣中的相對豐度，如：Paucimonas和Luteibacter分別僅在G1和G4中出現(xiàn)，Paraburkholderia在G3中的相對豐度顯著大于其他土樣。分析認為，各土樣長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)勢菌屬與土樣重金屬含量之間的關(guān)系，對 top30菌屬及重金屬含量進行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的負相關(guān)關(guān)系；Paraburkholderia(Burkholderia-Paraburkholderia)、Ramlibacter、Bacillus、Pseudarthrobacter、Pseudoduganella、H16和Nitrososphaera7個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個菌屬與土樣重金屬含量呈現(xiàn)較強的正相關(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被諸多研究證實具有良好的重金屬抗性（2018；劉海燕等，2008）。分析認為，若要實現(xiàn)該鉛鋅礦區(qū)土壤污染重金屬的原位修復，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提供菌種，并探索它們對重金屬的吸附、轉(zhuǎn)化及鈍化能力。

圖5 各土樣top30菌屬相對豐度變化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含量呈負相關(guān)關(guān)系的菌屬中，也存在被證實具有一定重金屬抗性的菌屬。例如，Sphingomonas被證實能在受重金屬污染土壤中存在，對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)對重金屬離子進行吸附，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取樣點較深的土壤層中，對降低土壤中的重金屬毒性和保護作物免受重金屬毒害起了重要的作用。

3 結(jié)論

本研究對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行取樣，重點探究了土樣中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優(yōu)勢，三者相對豐度之和超過了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)勢菌屬Luteibacter、Effusibacillus、Solibacter、Stenotrophomonas、Tumebacillus和Paucimonas6個菌屬與土樣重金屬含量呈現(xiàn)較強的正相關(guān)關(guān)系，Paraburkholderia、Ramlibacter、Bacillus、Pseudarthrobacter、Pseudoduganella、H16和Nitrososphaera7個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，可進行富集作為原位修復思的村受鉛鋅尾礦砂污染的菌劑。