雞糞有機肥對設施菜地土壤重金屬和微生物群落結構的影響

李 可,謝 廈,孫 彤,2,孫約兵,*

1 農業農村部環境保護科研監測所,農業農村部產地環境污染防控重點實驗室,天津市農業環境與農產品安全重點實驗室, 天津 300191 2 東北農業大學資源與環境學院, 哈爾濱 150030

近年來,設施蔬菜迅猛發展,已經成為了我國農業的重要組成部分,但由于長年作物連作及化肥的不合理使用,導致了土壤肥力下降、鹽堿化加重等一系列環境問題。以畜禽糞便為原料的有機肥施用于農田,對改善土壤養分狀況,減少化肥的使用,實現畜禽糞污的資源化利用,促進農田生態系統的可持續發展具有重要的作用,但由于飼料中大多以重金屬作為添加劑,而重金屬在畜禽體內利用率低,因此多伴隨畜禽糞便進入環境中[1],造成了土壤中重金屬的累積。李發等[2]調查分析了黃淮海地區120種雞糞商品有機肥的重金屬含量,發現與有機肥行業標準(NY525—2011)相比,Cd和Pb的超標率分別為6.7%和14.3%。王飛等[3]分析了華北地區46個畜禽糞便樣中的重金屬,發現重金屬超標主要以Cu、Zn、Pb和Cr為主,其中肉雞糞Cr、Cu和Zn的超標率分別為50.0%、66.7%和50.0%。因此,將以畜禽糞便為原料的有機肥施入農田后,可能會引起土壤重金屬環境風險的升高。李本銀等[4]通過長期定位實驗發現,與僅施用氮、磷、鉀肥的土壤相比,施用豬糞有機肥的土壤Cu、Zn和Cd的全量顯著增加了33.6%、320.8%和421.4%,重金屬有效態含量的變化規律與全量相一致。王美等[5]發現施用有機肥后土壤Cu、Zn和Cd的EDTA(Ethylene Diamine Tetraacetic Acid,乙二胺四乙酸)可提取態含量顯著高于僅施化肥處理,土壤重金屬的生物有效性增加。許多研究也表明,施用雞糞有機肥使得土壤出現重金屬累積現象,影響重金屬的全量和有效態的含量[1,6-7]。與其他作物相比,蔬菜對重金屬具有較強的富集能力,更易受到土壤重金屬的毒害[8],經食物鏈對人體健康造成威脅。設施菜地環境較為封閉,施肥量大,因此設施土壤和蔬菜遭受重金屬污染的潛在環境風險更大。

土壤微生物是土壤生態系統的重要組成成分,可迅速響應土壤環境的變化,進而引起微生物群落結構的改變[9]。因此,土壤微生物量、群落結構等指標可用于評價土壤環境的質量[10]。許多研究表明,施用有機肥增加了土壤細菌和土壤總的生物量[11-12],但由于土地利用和施肥方式的差異導致對于土壤真菌和放線菌生物量的變化規律還沒有一致的結論[13-14]；此外,施用有機肥后土壤微生物群落結構也發生了明顯的變化[15]。

近年來,大量試驗研究了施用有機肥對于設施菜地土壤重金屬的累積效應,以及對土壤微生物群落結構與多樣性的影響,但對于施用有機肥后,重金屬與微生物之間的影響機制研究較少,土壤微生物十分敏感,受多種因素的影響,因此,研究重金屬與微生物的相關性很有必要。本研究通過分析作物和土壤中壤Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As的全量和有效態含量,探討有機肥施入后作物、土壤重金屬的累積特征以及土壤重金屬有效性變化規律,利用磷脂脂肪酸(PLFA)技術,分析施用有機肥后土壤微生物群落結構的變化,并研究土壤重金屬含量與微生物類群PLFA含量的相關關系,以期為合理施肥,提高設施菜地土壤健康質量提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗設計與樣品的采集

試驗地位于天津市東麗區試驗田,施用的雞糞有機肥為充分腐熟的商品有機肥,試驗前表層土壤和施用的有機肥基本性狀如表1所示。田間試驗共設置5個處理,分別為不施肥(CK),施用7.5 t/hm2(M0.5)、15 t/hm2(M1)、30 t/hm2(M2)和60 t/hm2(M4)雞糞有機肥,該試驗僅施用有機肥,每個處理3次重復,共15個小區,單個小區面積為10 m2。肥料施入半個月后種植小白菜,種植周期為45 d。種植結束后,采用“S”形采樣法采集小白菜地上部,每個小區采集5棵,用去離子水洗凈后稱鮮重,依次經過殺青(90℃)、烘干至恒重(70℃)、粉碎后用于小白菜重金屬含量的測定；同時采集根部附近0—20 cm土壤樣品,樣品分兩份保存,一份置于-80 ℃的冰箱中,并盡快測定土壤磷脂脂肪酸含量,另一份于室內風干后測定土壤重金屬含量。

表1 供試雞糞有機肥和研究區土壤基本性狀

1.2 重金屬含量分析

植物重金屬含量分析采用HNO3-HClO4(體積比3∶1)進行消解。土壤重金屬全量采用HNO3-HF(體積比2∶1)法消解,重金屬有效態采用TCLP (Toxicity characteristic leaching procedure)浸提液浸提[16],提取劑與土壤樣品的比例為20∶1,常溫下振蕩(18±2) h((30±2) r/min),過濾液用1 mol/L的HNO3調節,保持pH為2,依次離心、過濾。TCLP提取劑的配制：土壤pH>5時,吸取5.7 mL的冰乙酸于1 L容量瓶中定容,配置后保證提取劑的pH為2.88±0.05(緩沖液pH用1 mol/L的HNO3和1 mol/L的NaOH調節)。植物重金屬含量,土壤全量及有效態含量均使用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS)測定。

1.3 PLFA分析

土壤微生物群落分析采用磷脂脂肪酸法(PLFA),提取方法參照修正的Bligh-Dyer法進行[17],首先取鮮土3.0 g,使用體積比為0.8∶1∶2的檸檬酸緩沖液-氯仿-甲醇混合液進行2次浸提,然后將提取的磷脂注入硅膠柱內進行分離,最后進行甲酯化得到磷脂脂肪酸甲酯。利用氣相色譜儀(Agilent 7890B)測定磷脂脂肪酸,并通過MIDI Sherlock鑒定系統鑒定脂肪酸成分。脂肪酸的表征依據Frostegard等[18]的研究結果,革蘭氏陽性菌(Gram-positive bacteria,G+)的標記物為：i14:0、i15:0、i16:0、i17:0、a15:0和a17:0；革蘭氏陰性菌(Gram-negative bacteria,G-)的標記物為：16:1ω5c、16:1ω7c、16:1ω9c、17:1ω8c、18:1ω5c、18:1ω7c、cy17:0ω7c和cy19:0ω7c；其他細菌(other Bacteria)的標記物為：14:0、15:0、16:0、17:0和18:0；真菌(Fungi)的標記物為：18:2ω6c,18:1ω9c；放線菌(Actinomycete)的標記物為：10Me16:0,10Me17:0,10Me18:0。

1.4 數據分析

采用Excel 2010進行數據的整理；采用SPSS 20.0軟件進行單因素(one-wayANOVA)方差分析和不同處理間的差異顯著性檢驗(Dunckan法)。采用origin 2018進行柱狀圖的繪制,SPSS 20.0進行主成分分析(僅分析含量占比高于0.5%的磷脂脂肪酸),R 3.6.1軟件進行Pearson相關性分析及熱圖的繪制。

2 結果與分析

2.1 不同施肥處理對小白菜生物量和重金屬含量的影響

不同雞糞有機肥施用量對小白菜地上部生物量和重金屬含量的影響結果各不相同(表2)。與對照相比,施用有機肥均顯著提高了小白菜地上部鮮重(P<0.05),隨施肥量的增加而增大,增幅為33.47%—59.92%。隨著有機肥用量的增加,小白菜地上部重金屬含量呈增加趨勢(除Pb外),且均高于不施肥處理。與CK相比,僅施肥量為30 t/hm2(M2)和60 t/hm2(M4)時,小白菜地上部Cd和Cu含量顯著增加(P<0.05),增幅為18.75%和25.00%,9.97%和12.62%。As的含量除M0.5處理外,其余處理均顯著高于對照(P<0.05),最大增幅為46.67%(M4)。而施用有機肥處理的小白菜地上部Cr和Zn的含量均顯著高于對照(P<0.05),分別增加9.68%—35.48%和28.31%—35.06%。各施肥量下小白菜地上部重金屬含量均符合食品安全標準要求。

表2 不同施肥處理下小白菜地上部鮮重和重金屬含量

2.2 不同施肥處理下土壤重金屬全量與有效態含量特征

2.2.1土壤重金屬全量

不同施肥處理下,土壤重金屬全量呈現出一定的規律。由表3可知,設施菜地重金屬Cd、Cr、Cu、 Zn和As的全量均隨雞糞有機肥施加量的增加而增大。各施肥處理Cd、Cr和Zn全量均顯著高于對照(P<0.05),As含量僅在M2和M4處理下顯著高于對照(P<0.05),而Cu的全量僅在M0.5處理下與CK相比無顯著差異(P>0.05)。不同處理土壤Pb含量雖有波動,但與CK相比均未發生顯著變化。所有處理土壤Cd含量均超過國家農用地土壤污染風險管控標準的篩選值,但未超過管控值,較CK分別增加了9.47%、14.20%、16.57%和21.30%；而不同施肥處理土壤Cr、Cu、Zn和As含量分別比對照增加了12.73%—21.58%、2.99%—17.40%、7.31%—19.40%和1.18%—17.43%,均未超過國家農用地土壤污染風險管控標準的篩選值和管控值。

表3 不同施肥處理下土壤重金屬全量

2.2.2土壤重金屬有效態含量

TCLP提取態的重金屬含量可用于表征土壤中重金屬有效性的高低。從圖1可以看出,與對照相比,不同施肥處理土壤有效態Cd、Cu和Zn的含量均顯著升高(P<0.05),且均隨有機肥施用量的增加而增大,分別增加了5.89%—35.42%、13.38%—75.33%和25.02%—89.56%；有效態Cr和As含量除M0.5外,其余處理均顯著高于對照(P<0.05),最高增幅分別為27.44%(M4)和22.84%(M2)；而不同處理土壤有效態Pb含量無顯著變化(P>0.05)。

圖1 各處理土壤有效態重金屬含量Fig.1 The content of soil available heavy metals in each treatmentCK表示不施肥處理，M0.5、M1、M2和M4分別表示施用7.5 、15 、30、60 t/hm2雞糞有機肥處理

2.2.3土壤重金屬全量與有效態含量的相關性

由圖2可知,重金屬Pb的全量與有效態含量無明顯相關性,且與其他元素的全量和有效態含量的相關性較弱。土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量間均呈現較強的正相關關系,其中Zn和Cd(R=0.96)之間的相關性最強,其次為Cu和Zn、Zn和Cr,皮爾森相關性系數R均為0.91,As和Cr全量的相關系數相對較小,為0.66。Cu、Cd、Cr、Zn、As的有效態含量間的相關性較強,其中有效態Cu與有效態Cd含量(R=0.94)的相關性最強。除重金屬Pb外,不同元素重金屬全量與有效態均呈現較強的正相關關系,Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量與其有效態含量的相關系數分別為0.89、0.71、0.86、0.94和0.85,其中元素Zn的全量與有效態的相關性最強(R=0.94)。全量Zn與有效態Cd、Cr、Cu、Zn和As均呈現較強的正相關關系,其相關系數分別為0.93、0.89、0.86、0.94和0.89。

圖2 土壤各重金屬含量的相關性Fig.2 Correlations of heavy metal contents in soil

2.3 不同施肥處理對土壤磷脂脂肪酸含量及微生物群落結構的影響

2.3.1土壤磷脂脂肪酸含量的變化

由圖3可知,在檢測的24種磷脂脂肪酸中,16∶0在所有處理中的含量均為最高,占PLFA總量的13.81%—14.48%,屬于其他細菌類群的特征磷脂脂肪酸,其次為18:1ω7c、10Me16:0和18:1ω9c,以上四種是土壤中主要的PLFA種類,其總和占PLFA總量的43.52%—44.39%。10Me16:0、10Me18:0、16:1ω5c、16:1ω7c、16:1ω9c、17:1ω8c、18:1ω7c、cy17:0ω7c、i15:0、i17:0、a15:0、a17:0、16:0、17:0和18:0的含量均表現為M0.5>M1>CK>M2>M4；18:1ω5c和18:1ω9c的含量表現為M0.5>CK>M1>M2>M4；cy19:0ω7c、i14:0、i16:0、14:0和15:0的含量表現為M0.5>M1>M2>CK>M4,其中i14:0含量在M0.5處理時較CK大幅增加,增加了42.85%；而施用有機肥處理的10Me17:0含量均小于對照處理,M4處理取到最小值,較CK下降了35.93%。

圖3 不同施肥處理的PLFAs含量Fig.3 PLFAs contents under different fertilization treatments

由PLFA的分析結果可知(圖4),G-的含量明顯高于其他菌群,其次為其他細菌和G+,兩者含量較為接近,放線菌和真菌的含量較少,說明細菌是組成土壤微生物的主要類群。G+、G-、其他細菌、放線菌和真菌的PLFA含量均隨施肥量的增加呈現先上升后下降的趨勢,M0.5處理值最高,其次為M1、CK、M2,M4處理值最低,最高增幅(M0.5)分別為23.09%、24.18%、20.02%、22.28%和24.56%,最高降幅(M4)分別為11.70%、15.04%、13.77%、17.63%和9.11%。各處理G-和其他細菌的PLFA含量均差異顯著(P<0.05)。與CK相比,真菌PLFA含量在M0.5處理時顯著增加了24.56%(P<0.05),在M4處理顯著減少了9.11%(P<0.05),其余施肥處理與對照相比無顯著差異(P>0.05)。

圖4 不同處理土壤中主要微生物磷脂脂肪酸含量Fig.4 The contents of main microbial PLFAs in soil under different treatment

由表4可知,不同處理土壤微生物總PLFA含量為143.74—205.10 nmol/g,與各類群微生物PLFA含量規律相一致,且各處理差異顯著(P<0.05),M0.5含量最高,較CK增加了22.93%,M1比CK高了8.77%,而M2和M4與CK相比分別降低了4.97%和13.85%。各處理G+/G-的比值無顯著差異(P>0.05),比值范圍為0.486—0.514。在不同的施肥處理中,M4處理真菌與細菌磷脂脂肪酸含量的比值最高,為0.147,相比CK顯著增加了5.59%(P<0.05),而M1處理比值最低,為0.130,均顯著低于其他處理(P<0.05)。

表4 土壤中微生物總磷脂脂肪酸含量及菌群比例

2.3.2土壤微生物群落結構分析

對土壤中24種磷脂脂肪酸的載荷因子進行主成分分析(圖5),從中共提取出2個主成分,共占土壤微生物群落組成的91.1%,其中第一和第二主成分占比分別為84.3%和6.8%。第一主成分中16:1ω9c、i14:0、18:2ω6c、i16:0、i17:0的貢獻較高,主要為革蘭氏陽性菌、革蘭氏陰性菌、和真菌磷脂脂肪酸的標記物；第二主成分起主要作用的有4種磷脂脂肪酸,屬于其他細菌和放線菌的標記物,包括10Me17:0、18:0、17:0、14:0。不同施肥處理土壤磷脂脂肪酸的主成分分析結果表明(圖6),第一主成分解釋了不同處理微生物群落結構發生變異的84.3%,第二主成分和第三主成分分別解釋了6.8%和4.8%,三個主成分累計貢獻率達95.9%。CK在主成分一的零點附近,說明不施肥與主成分一無明顯相關性,而與主成分二和三表現為正相關；M0.5和M1均與主成分一表現為高度正相關,與主成分二和三無顯著相關性,說明M0.5和M1的微生物群落結構較為相似；M2與主成分一和二表現為正相關,與主成分三表現為負相關；M4與主成分一和三表現為正相關,而與主成分二表現為高度負相關。以上結果說明不同施肥水平下土壤微生物群落結構差異顯著。

圖5 磷脂脂肪酸載荷因子主成分分析Fig.5 Principal component analysis (PCA) of loading values for individual PLFAa1—a24分別代表：10Me16:0,10Me17:0,10Me18:0,16:1ω5c,16:1ω7c,16:1ω9c,17:1ω8c,18:1ω5c,18:1ω7c,cy17:0 ω7c,cy19:0 ω7c,i14:0,i15:0,i16:0,i17:0,a15:0,a17:0,14:0,15:0,16:0,17:0,18:0,18:2ω6c,18:1ω9c

圖6 不同施肥土壤磷脂脂肪酸構成主成分分析Fig.6 PCA of PLFAs from the microbial communities in the soil under different fertilized treatments

2.4 土壤微生物磷脂脂肪酸與重金屬含量的相關性分析

對不同施肥處理土壤各類群微生物PLFA與土壤重金屬含量進行進行皮爾森相關性分析,結果如圖7所示,不同的重金屬元素與不同類別的土壤微生物PLFA之間的相關性存在明顯的差異。其中Cu全量和有效態Cd含量與真菌、G+、其他細菌、G-、微生物總PLFA和細菌總PLFA含量均呈顯著負相關關系(P<0.05),與放線菌呈極顯著負相關(P<0.01)；Zn全量與放線菌PLFA含量顯著負相關(P<0.05)；As全量和有效態Cu含量均與真菌、G+PLFA含量顯著負相關(P<0.05),而與放線菌、G-、其他細菌、細菌總PLFA和微生物總PLFA含量極顯著負相關(P<0.01)；有效態Cr含量與G+PLFA含量顯著負相關(P<0.05),與G+/G-顯著正相關(P<0.05),而與真菌、放線菌、G-、其他細菌、細菌總PLFA和微生物總PLFA含量極顯著負相關(P<0.01),其中與放線菌的相關系數高達-0.75；有效態Zn含量與放線菌、G+、G-、其他細菌、細菌總PLFA和微生物總PLFA含量顯著負相關(P<0.05)；有效態As含量與真菌、G+、其他細菌、細菌總PLFA和微生物總PLFA含量顯著負相關(P<0.05),與G+/G-顯著正相關(P<0.05),而與放線菌和G-PLFA含量極顯著負相關(P<0.01)。有效態Pb含量與真菌/細菌顯著負相關(P<0.05)。上述結果表明,真菌、放線菌、G+、G-、其他細菌、細菌總PLFA和微生物總PLFA含量與土壤中Cu、As全量和有效態Cd、Cr、Cu、As的含量密切相關,呈負相關關系。

圖7 土壤重金屬含量與各微生物類群PLFA含量相關性熱圖Fig.7 The Heatmap of relative abundance about soil heavy metal contents and the PLFA contents of Various microbial groups in different fertilization**代表在0.01水平上顯著相關,*代表在0.05水平上顯著相關

3 討論

有機肥中營養元素豐富,其合理利用對實現農業的可持續發展至關重要。施用雞糞有機肥處理的小白菜地上部生物量明顯增加,高施肥量并未抑制小白菜的生長,這可能是由于雞糞有機肥經過無害化處理后,減輕了對作物的毒害作用。相關研究結果表明,大氣沉降、污水灌溉、礦業開采、化肥農藥的使用等是土壤重金屬的重要來源[19-20]。宋賽虎等[21]通過統計分析黃淮海六大平原的主要潛在污染源發現,化工、畜禽養殖、金屬冶煉是該區域土壤重金屬主要的潛在污染源,其中松嫩、遼河、黃泛平原的主要潛在污染源為畜禽養殖,占比分別為17%、17%和16%。Luo等[22]發現農田土壤中69%的Cu和51%的Zn來自于畜禽糞便。Nicholson等[23]也發現畜禽糞便和有機肥對土壤Cd的貢獻率分別為11%和30%。以上研究結果表明,畜禽糞便和有機肥均為土壤重金屬的主要來源。設施菜地處于不完全開放的狀態,與開放式農田生態系統有所不同,土壤重金屬受工業大氣沉降的影響較小,施肥是影響土壤重金屬累積的主要因素。魏益華等[24]以江西省的設施菜地為研究對象,發現有機肥的施入導致了土壤Zn、Cu和Cd元素的累積。索琳娜等[25]也發現施用有機肥后北京地區設施菜地土壤Cr元素出現累積。本研究表明隨著雞糞有機肥施用量的增加,土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的含量均隨之增大,這與何夢媛等[1]研究的施用不同量雞糞有機肥后土壤耕層重金屬含量變化情況相一致,而當有機肥的施用量為30 t/hm2和60 t/hm2時,Cd、Cr、Cu和As的全量隨肥量的增加而有所上升,但未達到統計學顯著水平,這可能是由于高施肥量處理(60 t/hm2)小白菜生物量的增加對土壤重金屬起到了稀釋作用。不同處理小白菜地上部重金屬含量的變化規律與土壤相似,施肥量為30 t/hm2和60 t/hm2時小白菜重金屬含量顯著增加,而其他施肥量與不施肥處理相比無顯著差異,這與茹淑華等的研究結果相一致[6]。其原因可能是有機肥中重金屬的生物有效性高,有利于植物對重金屬的吸收富集[26]。土壤重金屬的有效態含量可指示土壤重金屬的生物有效性,是影響土壤質量的重要指標[27],在本研究中,土壤重金屬有效態含量與重金屬全量表現出一致性,即隨著有機肥施用量的增加而增大。研究表明,有機肥施入農田后可提高土壤重金屬元素的生物有效性,其原因主要為有機肥本身重金屬元素的有效態含量較高,施入農田后易轉移到土壤當中,此外,有機肥中的有機物在土壤中腐解的過程對結合態重金屬表現為活化作用[28]。余國營等[29]發現在土壤環境中,Pb元素的遷移能力相對較弱,這可能是導致土壤中Pb全量、有效態含量和小白菜Pb含量未發生明顯變化的原因。

由設施菜地土壤重金屬全量與有效態含量的相關性統計可以看出土壤Zn和Cd,Cu和Zn、Zn和Cr的全量呈較強的正相關關系,陳芳等[30]研究不同施肥處理土壤重金屬的相關性發現,不同重金屬的環境行為與其來源有一定的相似性,這說明Zn、Cd、Cu三種重金屬元素的來源相似,大部分來自于雞糞有機肥中。土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量均與所對應元素的有效態含量呈現正相關關系,其中Cd、Cu和Zn的全量與有效態含量相關性較強,元素Zn的全量與其有效態含量的相關性最強(R=0.94)。土壤Pb的有效態含量和全量與其他元素的全量和有效態含量相關性均較弱,說明重金屬Pb的含量受外來物質及其周圍環境的影響較小,其他元素全量與有效態間均表現為協同作用。

施用有機肥改變了土壤PLFA的含量,但細菌在不同處理土壤中均為優勢類群。很多研究發現,施用有機肥可增加土壤微生物PLFA的總量以及細菌、真菌、和放線菌的生物量,其原因為有機肥的施入為微生物提供了豐富的碳氮等營養物質,有利于微生物的生長繁殖[31],有機肥本身也攜帶一定的活體微生物,增加了土壤中微生物的生物量[32]。此外,土壤微生物對于重金屬的脅迫極其敏感,可及時地對土壤污染作出響應[33],有研究發現,有機肥的施入導致了土壤重金屬含量的變化,而土壤重金屬污染對土壤微生物影響極其顯著[34],可明顯改變微生物的數量、群落結構和活性[35]。張雪晴等[36]也研究發現伴隨重金屬污染程度的升高,土壤中微生物的生物量隨之減少。本研究中,在M0.5處理(施肥量為7.5 t/hm2)處,土壤重金屬含量較對照有所增加,但此時土壤中總PLFA及各類群微生物PLFA含量均取得最大值,原因可能是,低濃度的重金屬對土壤微生物的生物量有刺激作用,促進了微生物的生長繁殖[37],也可能為有機肥輸入土壤中的養分對微生物所產生的正面效應大于輸入土壤中的重金屬對微生物產生的負面效應,張彥等[38]也發現,高營養物質可對金屬污染的毒性起到明顯的抵消作用,其具體原因有待進一步地研究；隨著施肥量的增加,土壤重金屬含量呈上升趨勢(除Pb外),而總PLFA及各類群微生物PLFA含量有所下降,M2和M4處理均低于對照,原因可能是土壤重金屬含量在施肥量較高時濃度較高,此時高濃度的重金屬對土壤微生物的生長和繁殖或競爭能力起到了一定抑制作用使得生物量降低,另一方面,微生物為抵御重金屬脅迫消耗過多能量影響了其自身生長從而降低了微生物的生物量[39]。Hinojosa等[40]和陳欣瑤等[41]的研究發現,隨著土壤重金屬污染水平的升高,真菌和細菌群落的PLFA含量有所降低,這與本研究的結果相一致。

G+/G-可用于反映土壤細菌群落結構的變化情況以及評價生態系統的調節能力[42]。Marschner等[43]研究發現,施用有機肥增加了土壤G+與G-PLFA的比值。在本研究中,不同施肥處理下土壤G+與G-PLFA的比值除M0.5處理外,其余處理比值均高于對照,但均未發生明顯的變化,其原因可能是G+的細胞壁較G-更為堅韌,對環境脅迫的適應能力更強[44],隨著施肥量的增加,土壤重金屬濃度隨之升高,G+更能適應惡劣的環境。有研究表明,土壤中真菌與細菌PLFA的比值可反映土壤真菌與細菌兩種群的豐度情況和微生物群落結構的變化[45-46]。當施肥量達到最高水平時,土壤真菌與細菌PLFA的比值明顯增加,這說明施肥量較高時真菌豐度增高幅度較大,明顯改變了土壤微生物群落結構的組成。大量有機肥的輸入導致土壤營養物質的增加,與細菌相比,真菌對肥料的供給更為敏感[31],并且對復雜化合物降解能力更強[47],有機肥用量較高時,土壤重金屬元素含量顯著升高,有研究發現真菌對于Cd和As的耐受程度大于細菌[48],以上兩原因可能是造成高施肥量時真菌豐度升高的原因。主成分分析結果表明,M0.5和M1處理微生物群落結構較為相似,區別于CK、M2、M4,依據主成分分析結果將土壤施肥處理分為不施肥,施低量有機肥、中量有機肥和高量有機肥,以上幾種施肥處理土壤微生物的群落結構有所區別。

土壤重金屬含量和微生物PLFA含量的相關性分析結果表明,土壤Cu、As全量和Cd、Cr、Cu、As的有效態含量均與土壤各微生物類群PLFA含量及總PLFA含量顯著負相關,其中有效態Cr和Cu含量對微生物類群的影響最大,而Pb的有效態含量和全量與微生物各類群PLFA含量和總PLFA含量相關性較弱,這可能是因為不同有機肥施用水平下Pb含量無明顯變化,對微生物群落的影響較小。G+與G-PLFA的比值與土壤有效態Cr、As含量呈顯著正相關,真菌與細菌PLFA的比值與土壤有效態Cu含量呈顯著正相關,與土壤有效態Pb含量呈顯著負相關關系,以上結果說明G+對土壤Cr和As的耐受程度要高于G-,真菌對Cu的耐受性要強于細菌,且有效態Cd與細菌群落的結構相關性較強,而有效態Cu和Pb含量與土壤微生物群落結構的變化關系密切。

4 結論

(1)施用雞糞有機肥后,小白菜地上部生物量顯著增大,小白菜地上部及土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As全量和有效態含量均有所增加,且隨有機肥施用量的增加而增大(除土壤有效態As外)；而Pb的全量和有效態含量在不同處理下無顯著變化；Cd、Cu和Zn的全量與有效態含量均呈現較強的正相關關系,其中元素Zn的全量與有效態的相關性最強(R=0.94)；

(2)各施肥處理中,16:0(其他細菌)、18:1ω7c(G-)、10Me16:0(放線菌)和18:1ω9c(G-)的含量較高；土壤生物類群均以細菌為主,其次為放線菌和真菌；PLFA總量、G-、G+、其他細菌、放線菌和真菌PLFA的含量隨施肥量的增加呈現先上升后下降的趨勢,且在M0.5處值最大；M0.5和M1處理微生物群落結構較為相似,明顯區別于CK、M2、M4。

(3)土壤Cu、As全量和Cd、Cr、Cu、As的有效態含量與土壤各微生物類群PLFA含量及總PLFA含量顯著負相關,其中有效態Cr和Cu的含量對微生物類群的影響更為顯著。