谷田土壤中細菌群落對鉻脅迫的響應特征

景秀清，趙鵬宇，白雪，鄧寧，趙曉東，吳麗華，儀慧蘭

（1.太原師范學院生物科學與技術學院，山西 晉中 030619；2.山西大學生命科學學院，太原 030006）

隨著采礦、化工、冶金、運輸等工業活動的發展，以及各種農用化學品的使用，重金屬不斷被釋放到環境中，造成農田土壤的大面積污染[1]。目前，我國每年因重金屬污染而造成的糧食減產和損失高達1 200萬t[2]。由于重金屬在土壤中難降解、毒性強、遷移性強，其不僅會對土壤性質，尤其是土壤微生物群落產生不良影響，而且也會被植物吸收后通過食物鏈進入人體，從而危害人體健康[3]。

微生物作為土壤生態系統的重要組成部分，直接參與土壤養分的循環過程，當土壤環境發生改變時，微生物群落能快速地反映出環境質量的變化情況，是衡量土壤污染與恢復程度的重要指標[4-5]。根際土壤是微生物代謝活動的主要位點，也是重金屬在植物體內遷移與積累的主要部位[6]。有研究發現，土壤中重金屬積累水平超過臨界值后，會使土壤中微生物多樣性及微生物群落結構發生變化，從而顯著影響土壤生態系統的結構與功能[6-7]。重金屬鉻（Cr）對土壤中微生物活性和土壤肥力的影響巨大，Cr 污染顯著影響土壤理化性質以及微生物群落多樣性，不同程度Cr污染的土壤樣品中，細菌群落結構與組成差異顯著[4，8-10]。同時土壤中的Cr 及其衍生物也會通過環境影響植物的正常生理活動、生長發育及生物量的累積，對植物造成巨大的傷害[11]。鑒于農田土壤污染現狀的嚴峻性以及重金屬對農田土壤的長期危害性，本研究將Cr 脅迫視為一種“生態擾動”，研究Cr 脅迫對農田土壤細菌群落組成、結構及構建機制的影響。

‘晉谷21 號’是山西省農業科學院經濟作物研究所培育的優質高產谷子（Setaria italica）新品種，谷子幼苗長勢較強、抗旱性強、結實性好、抗病、穩產且早熟[12]。本研究以種植‘晉谷21 號’谷子的土壤為研究對象，通過添加外源重金屬Cr，探究谷田土壤中細菌群落對Cr 脅迫的響應特征，揭示谷子根際土壤中細菌群落在Cr 脅迫后不同時間節點的動態變化規律，為揭示重金屬污染土壤中細菌群落的演變特征提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 谷子的種植

實驗用谷子為山西省農業科學院經濟作物研究所選育的優質高產谷子品種“晉谷21 號”[13]。盆栽試驗在實驗室中進行。實驗用土壤平均pH 7.65，總氮0.13 g?kg-1，總磷1.32 g?kg-1，不含重金屬Cr，土壤有機質含量為32 g?kg-1。選取直徑15 cm、盆深20 cm的花盆，裝500 g土壤，種植前用滅菌蒸餾水調整土壤濕度至田間持水量的60%左右；挑選籽粒飽滿的‘晉谷21 號’種子，均勻點放于花盆中，隨后將花盆用保鮮膜包裹后置于光照培養室（光照周期16 h/8 h，溫度26 ℃）培養，直至谷子出苗方可揭開保鮮膜。繼續培養兩周左右，待谷子幼苗長勢均一開始脅迫處理。

1.2 重金屬脅迫處理

實驗共分3 組：未處理組（脅迫前，CK）、Cr6+脅迫6 h 組（Cr_6h）和Cr6+脅迫6 d 組（Cr_6d）[10]。每個處理平行做6 個重復實驗，共18 個樣本。處理時，在對照組托盤中每盆施加300 mL 的H2O，在試驗組托盤中每盆施加300 mL 的1 mmol?L-1K2Cr2O7[2，14-15]，分別于處理6 h 或6 d 后取樣。取樣時盡量保持根際土壤的完整性，避免破壞性取樣。所取土樣儲存在-80 ℃冰箱，用于后續序列測定。

1.3 DNA的提取與高通量測序

1.3.1 DNA的提取

稱取0.5 g 土壤，參照Power Soil 試劑盒說明書提取土樣中的DNA。利用瓊脂糖凝膠電泳檢測所提取的DNA是否降解，使用酶標儀Infinite200 PRO測定提取物的純度與濃度，A260/A280吸光度位于1.8~2.0之間，表示所提取的DNA純度較高，可用于下一步分析。

1.3.2 PCR擴增與測序

將提取的基因組DNA 進行PCR 擴增。擴增體系如下：Taq DNA 聚合酶（5 U·μL-1）0.5 μL，10×PCR 緩沖液5.0μL，dNTPs 溶液4.0μL，模板DNA（20~30 ng·μL-1）1.0μL，正、反向引物（10μmol·L-1）各1.0μL，用無菌水補充至50μL。反應條件：98 ℃預變性1 min；98 ℃10 s，50 ℃30 s，72 ℃30 s，共30個循環；72 ℃終延伸5 min。混合均勻的DNA 樣品送至上海美吉生物醫藥科技有限公司，通過Illumina Miseq 測序平臺，對16S rDNA 高變區（V3~V4區）進行測序。待測序完成后進行數據的分析處理。

1.4 生物信息學與統計學分析

原始數據通過序列拼接、質量控制、去除嵌合體等得到最終的高質量序列。按照97%的序列相似性將序列聚類為操作分類單元（OTUs），對原始的OTUs進行重新抽平，最終使得每個樣品的序列數目相同，以重新抽平的OTUs 豐度數據為基礎進行物種注釋分析[16]，從多種分類水平統計土壤樣本中細菌群落的組成狀況。

利用單因素方差分析（ANOVA）評估不同處理土壤細菌群落的組成、α 多樣性和群落構建過程[17-18]。使用Venn 圖、優勢物種相對豐度分析評估Cr 脅迫處理前后土壤細菌群落的組成結構[19]。采用Sobs指數、Shannon 指數、Simpson 指數、ACE 指數、CHAO 指數等研究細菌群落的α多樣性[18，20]。利用非度量多維尺度分析（NMDS）[18，21-22]對Cr 脅迫后不同時間細菌群落的時空分布格局進行排序分析。通過PICRUSt2軟件包將細菌測序結果與KEGG 數據庫比對分析獲得其功能注釋[18，23]。

1.5 群落構建

種間網絡分析的參數運算使用R語言中的igraph程序包[24]，并在Gephi 軟件中實現可視化。利用R 語言中的Hmisc 等程序包構建中性群落模型（NCM）[25]，進一步判斷土壤細菌群落的構建機制。參考Stegen等[26]提出的基于系統發育結構的分析方法，觀察土壤中細菌群落構建過程中的驅動因素。當所有樣品中|betaNTI |≤2，說明隨機過程驅動微生物群落結構的變化，當 |betaNTI |>2，說明確定過程驅動微生物群落結構的變化[27-28]。

2 結果與分析

2.1 Cr脅迫對細菌群落結構和多樣性的影響

2.1.1 對細菌群落結構的影響

通過對CK、Cr_6h 和Cr_6d 這3 組共18 個樣品進行高通量測序，共獲得791 427條有效序列，有效序列堿基數目共計329 176 199 bp，平均序列長度415 bp。對各組樣品的OTUs 以及組間樣品的重疊OTUs 進行Venn 圖可視化分析（圖1），發現這3 組樣本的OTUs總數分別為3 133、2 971 個和3 140 個，特有的OTUs的數目分別是CK 組138 個（3.93%）、Cr_6h 組58 個（1.65%）和Cr_6d 組114 個（3.25%），3 組樣本共有的OTUs的數目為2 536個（占所有OTUs的72.27%）。

圖1 細菌群落OTUs數量Venn圖Figure 1 OTUs Venn diagram of bacterial communities

各組樣品中的細菌群落共包含38 個門、117 個綱、278 個目、468 個科、843 個屬和1 487 個種。在門水平，Cr 脅迫前后土壤中的細菌群落組成基本相似，共比對出11 個相對豐度大于1%的細菌門（圖2A）。其中放線菌門（Actinobacteriota）平均相對豐度最高，達到31.11%；其次是厚壁菌門（Firmicutes，19.00%）、變形菌門（Proteobacteria，18.82%）和綠彎菌門（Chlo-roflexi，11.87%），相對豐度介于10%~20%之間；擬桿菌門（Bacteroidota，4.57%）、芽單胞菌門（Gemmatimo-nadota，3.02%）、酸桿菌門（Acidobacteriota，2.44%）和異常球菌門（Deinococcota，2.22%）的相對豐度介于2%~10%之間。與CK 組相比，隨著Cr 脅迫時間的延長，優勢菌門中擬桿菌門相對豐度持續上升；放線菌門和綠彎菌門在Cr_6h 時的相對豐度有所上升，持續脅迫至Cr_6d，相對豐度未進一步發生顯著變化；芽單胞菌門和酸桿菌門的豐度先下降后上升，厚壁菌門相對豐度則持續下降。

圖2 細菌群落在門水平和屬水平對Cr脅迫的響應Figure 2 Effects of Cr stress on the relative abundance of bacterial community structure at phylum and genus levels

在屬水平，共比對出7 個相對豐度大于2%的細菌屬（圖2B）。其中直絲菌屬（Planifilum）平均相對豐度最高，達到6.34%；長孢菌屬（Longispora，4.59%）和norank_f_AKYG1722（4.16%）的平均相對豐度大于4%；馬杜拉放線菌屬（Actinomadura，2.66%）、嗜鹽多孔菌屬（Haloactinopolyspora，2.51%）、特呂珀菌屬（Truepera，2.22%）和糖單胞菌屬（Saccharomonospora，2.04%）的平均相對豐度介于2%~3%之間。直絲菌屬的相對豐度隨著Cr 脅迫時間的延長而下降；長孢菌屬和norank_f_AKYG1722的相對豐度先劇烈上升，而后趨于穩定；馬杜拉放線菌屬和嗜鹽多孔菌屬的相對豐度先劇烈上升，而后略有下降。長孢菌屬和norank_f_AKYG1722在Cr 脅迫前后的相對豐度發生明顯變化。上述結果表明Cr 脅迫致使細菌群落組成變化顯著。

2.1.2 對細菌群落α多樣性的影響

通過單因素方差分析探究細菌群落α 多樣性（Sobs 指數、Shannon 指數、Simpson 指數、ACE 指數和Chao指數）在Cr脅迫不同時間節點的變化（圖3）。Cr脅迫后，細菌群落的Sobs 指數和ACE 指數無顯著變化（P>0.05）；Shannon 指數在Cr_6h 較CK 顯著下降，在Cr_6d 又有所上升（CK 為6.07、Cr_6h 為5.92、Cr_6d為6.04）；Simpson 指數在Cr_6h 上升，在Cr_6d 下降（CK 為0.006 8、Cr_6h 為0.007 8、Cr_6d 為0.006 8）；而Chao 指數在Cr_6h 下降，在Cr_6d 回升至CK 水平（CK為2 666、Cr_6h為2 526、Cr_6d為2 634）。結果表明Cr脅迫對土壤細菌群落α多樣性影響顯著。

圖3 Cr脅迫對細菌群落α多樣性的影響Figure 3 Effects of Cr stress on α diversity of bacterial community

利用非度量多維尺度分析，基于Bray-Curtis距離分析Cr 脅迫對土壤中細菌群落時空分布格局的影響。圖4 結果表明，處于同一時間節點的細菌群落結構在時空分布格局上高度相似，處于不同時間節點的細菌群落結構在時空分布格局上差異較大。組間差異顯著性分析結果（ADONIS，P=0.001）表明Cr 脅迫對土壤細菌群落時空分布格局影響顯著。

圖4 Cr脅迫對細菌群落時空分布格局的影響Figure 4 Effects of Cr stress on spatial and temporal distribution pattern of bacterial community

2.2 Cr脅迫對細菌群落構建機制的影響

2.2.1 細菌群落構建過程

根據Cr脅迫不同時間段土壤細菌群落的betaNTI值大小（圖5），結合Stegen等的群落構建的劃分方法[26]，推斷Cr脅迫對細菌群落構建機制的影響。Cr脅迫使細菌群落的betaNTI值顯著下降（即箱線圖中的中位數），在CK、Cr_6h、Cr_6d階段分別為-2.68、-2.11、-1.91，表明細菌群落構建過程在CK 和Cr_6h 階段由確定過程驅動（|betaNTI |>2），而在Cr_6d階段由隨機過程驅動（|betaNTI |<2）。即隨著Cr 脅迫時間的延長，細菌群落構建由確定過程驅動逐漸轉變為由隨機過程驅動，群落構建機制呈現階段性變化特征。

圖5 Cr脅迫對細菌群落構建機制的影響Figure 5 Effects of Cr stress on bacterial community assembly processes

基于OTU 矩陣繪制中性群落模型（圖6），估算OTU 發生頻率與其相對豐度變化間的關系。CK、Cr_6h 和Cr_6d 組的模型分別解釋了群落方差的63.7%、62.3%和65.3%，總體解釋度為76.9%。細菌群落Nm值[元群落規模（N）與遷移率（m）的乘積]在Cr_6d（Nm為33 365）階段最小，表明細菌群落在該階段受到的擴散限制作用較大，相對而言在CK（Nm為36 720）、Cr_6h（Nm為37 370）階段受到的擴散限制作用較小，分布較廣泛。

圖6 中性細菌群落模型Figure 6 Neutral bacterial community model

2.2.2 細菌群落種間關系網絡分析

通過細菌群落共發生網絡分析，利用Spearsman相關性分析評估不同變量間的相關性，構建種間關系網絡圖，探究Cr 脅迫對土壤細菌群落種間關系的影響。表1顯示，Cr脅迫后細菌群落共生網絡的邊數量和平均度持續下降，表明隨著Cr 脅迫時間的延長，細菌的網絡規模變小，種間相互作用關系趨于簡單；與此同時，Cr 脅迫使細菌群落共生網絡的平均路徑長度上升，表明隨著Cr 脅迫時間的延長，土壤細菌菌群間響應速度變慢，不易受外界環境的干擾。

表1 土壤細菌群落網絡屬性Table 1 Network attributes of soil bacterial communities

根據種間關系網絡圖（圖7）分析可知，Cr 脅迫不同時間節點的關鍵物種不同：CK 階段的關鍵物種為直絲菌屬、芽孢桿菌屬（Bacillus）、鏈霉菌屬（Strepto-myces）等，Cr_6h 階段為特呂珀菌屬、馬杜拉放線菌屬、節桿菌屬（Arthrobacter）等，Cr_6d 階段為火山巖海球菌（Marmoricola）、黃色類固醇桿菌（Steroidobacter）等，兩者分別屬于放線菌門與變形菌門。由此可見，不同階段土壤細菌群落優勢菌屬多屬于放線菌門與變形菌門，其對重金屬具有較強耐性。且在Cr 脅迫不同時間節點上，細菌群落的模塊變化趨勢與表1 一致，同一模塊中的細菌群落以正相關為主，表明Cr 脅迫導致細菌群落以共生關系為主導，競爭關系較弱，且群落種間關系呈階段性變化特征。

圖7 細菌種群間共生網絡圖Figure 7 Inter-population symbiosis network diagram of bacterial

2.3 Cr脅迫時間序列上細菌群落代謝活性分析

通過PICRUST2 對KEGG Pathway level 2 進行單因素方差分析，篩選出CK、Cr_6h 和Cr_6d 細菌群落代謝活性較高的代謝通路，結果發現各組高活性的代謝通路幾乎相同。對細菌群落各代謝通路的代謝活性求平均值，列舉代謝活性前10 的代謝通路（表2），其中包括全局和總覽圖（40.81%）、碳水化合物代謝（9.42%）、氨基酸代謝（8.38%）、能量代謝（4.42%）、輔助因子和維生素的代謝（4.24%）、膜運輸（3.02%）、翻譯（2.65%）、脂質代謝（2.37%）、復制與修復（2.34%）及細胞群落-原核生物（2.31%）。全局和總覽圖代謝通路主要包括代謝途徑、次生代謝產物的生物合成、不同環境中的微生物代謝、碳代謝、2-氧代羧酸代謝、脂肪酸代謝、氨基酸的生物合成和芳香化合物的降解等途徑。由表2中數據可知，Cr脅迫對細菌群落主要代謝通路的代謝活性影響不顯著。

表2 Cr脅迫對谷田土壤細菌群落KEGG代謝活性的影響Table 2 Analysis of soil bacterial communities in the Cr stress time series on KEGG metabolic activity

3 討論

3.1 谷田土壤細菌群落組成與結構對Cr脅迫的響應

本實驗結果發現，Cr 脅迫顯著影響了谷田土壤中細菌群落的結構與組成。有研究表明，土壤中重金屬超標會導致蛋白質發生變性，改變酶的特異性等過程，進而對微生物的代謝活動產生影響[10，29]。重金屬還可能造成微生物的細胞膜損傷，使DNA 結構遭到破壞，進而影響微生物的生長[30-31]。當重金屬濃度較高時，還會破壞微生物的群落結構，對微生物生態系統造成嚴重破壞[11，32]。本研究發現谷田土壤細菌群落主要由放線菌門、厚壁菌門、變形菌門和綠彎菌門等組成，Cr 脅迫顯著影響土壤中細菌群落優勢菌門的相對豐度（圖2A）。Cr脅迫使細菌群落優勢菌門中放線菌門和綠彎菌門的相對豐度先顯著上升，而后隨著Cr 脅迫的持續，優勢菌門的相對豐度不再發生顯著變化，表明放線菌和綠彎菌對Cr 污染土壤的適應能力相對較強，原因可能是環境中放線菌可通過產生植物激素、抗生素和酶類物質，調整土壤的微生態環境[33]。變形菌門相對豐度隨Cr脅迫時間增長先下降，后趨于平穩，表明Cr 脅迫對變形菌產生了一定的毒性影響，但變形菌可根據自身形態的變化來提高對外界環境條件的適應能力[34]。厚壁菌門的相對豐度在Cr_6h 變化較小，之后隨著時間增長而下降，表明厚壁菌門對Cr 脅迫有一定的抗性，原因可能是厚壁菌可以產生芽孢，以適應Cr脅迫造成的環境壓力[35-36]。

在屬水平中（圖2B），放線菌門的直絲菌屬豐度隨Cr 脅迫時間的增長而顯著下降，表明直絲菌屬對Cr 比較敏感，持續的Cr 脅迫對直絲菌產生了較大的毒害作用。而放線菌門的長孢菌屬、馬杜拉放線菌屬和嗜鹽多孔菌屬相對豐度在Cr_6h 顯著上升、在Cr_6d 有所下降的階段性變化特征，可能是由于這些菌屬對Cr 污染土壤的適應能力相對較強。由此可見，Cr 脅迫改變了谷田土壤細菌群落中耐性菌與敏感菌的比例，使細菌群落的組成與結構發生了改變。如CK、Cr_6h 和Cr_6d 細菌群落中優勢菌的相對豐度存在顯著差異，表明谷田土壤中的細菌群落在遭受Cr 脅迫后群落結構發生變化，此時群落可能會招募土壤中的耐受菌如放線菌等，通過自身的代謝活動來盡可能地改善土壤環境。本研究結果進一步表明，Cr脅迫后土壤中細菌群落的多樣性指數與部分細菌屬豐度變化趨勢一致，如長孢菌屬、馬杜拉放線菌屬和嗜鹽多孔菌屬的相對豐度變化趨勢與Simpson 指數的變化趨勢一致（圖2B，圖3），表明Cr 污染會對谷田土壤細菌群落的豐度與多樣性產生影響。原因可能是重金屬會對土壤中細菌群落產生一定的生理生化毒性[8，37-38]，因此對Cr 脅迫抗性較低的細菌群落在脅迫條件下很難存活，豐度呈下降趨勢，但對Cr 脅迫耐受性較強的細菌群落在脅迫后會呈現階段性的動態變化過程，而土壤細菌群落多樣性的變化可能會影響土壤生態系統的結構與功能。

有研究表明重金屬污染會影響微生物的形態與細胞代謝，降低土壤微生物的豐度與多樣性[9，29，39-40]。本研究發現，Shannon 指數在Cr_6h 下降，在Cr_6d 又回到CK 水平；Simpson 指數在Cr_6h上升，在Cr_6d又回到CK 水平；而Chao 指數在Cr_6h 下降，在Cr_6d 又開始回升。3 個指數的變化趨勢相互驗證了谷田土壤細菌群落對Cr 脅迫的應激與響應過程即群落的演變特征，即Cr 脅迫不同時間節點土壤細菌群落多樣性變化顯著，且呈現階段性變化特征。Cr 脅迫對谷田土壤中細菌群落產生了一定的毒害作用，顯著降低了細菌群落的多樣性，但隨著Cr 脅迫的持續，群落多樣性逐漸開始恢復，表明Cr 脅迫在一定時間范圍內對谷田土壤細菌群落造成了一定程度的生態擾動。

3.2 谷田土壤細菌群落構建過程對Cr脅迫的響應

本研究發現，Cr脅迫后谷田土壤細菌群落的betaNTI指數持續下降，在CK 和Cr_6h 階段土壤細菌群落構建更多地受到確定過程的影響（|betaNTI |>2），而在Cr_6d階段更多地受到隨機過程的驅動（|betaNTI|<2）（圖5）。前人研究發現驅動生物群落構建的諸多因素可歸納為選擇、擴散、成種/多樣化/突變、生態漂變4 個過程[41-42]。選擇過程包含環境選擇和生物互作兩個方面，微生物群落構建與環境因素密切相關，例如：細菌和真菌的群落組成受到空間、土壤、植被、氣候等因素的影響[43-44]；古細菌群落組成與土壤水分、養分和pH 值等因素密切相關[45]；病毒組成則與海拔、土壤pH 值和鈣含量等相關[46]。根據相互作用方式的不同，選擇過程對微生物群落的影響不同，但普遍認為環境選擇對微生物群落的影響是確定性的過程[47]。

研究表明，土壤微生物群落的構建由確定過程與隨機過程的權衡作用驅動[48]，這是由微生物對不同環境的偏好和適應性造成的。群落構建過程中的隨機過程相較于確定過程可產生更多樣的生態功能，對驅動農田土壤中細菌群落的組裝具有較強的效應。隨機過程對可持續農田生態系統中群落功能產生正向反饋機制，緩解重金屬脅迫引起的生態擾動，進而維持農田土壤中生態系統的穩定性[49-50]。本研究發現，自然狀態下谷田土壤細菌群落的構建過程由確定性過程驅動，Cr 脅迫顯著降低細菌群落的多樣性，使細菌群落結構遭到破壞，隨著Cr 脅迫的持續，群落組成和結構逐漸發生改變，耐受菌的相對豐度增加，以適應脅迫環境，隨機過程在群落構建中逐漸占主導地位，使群落朝著產生更多生態功能的方向發展，對維持農田土壤中生態系統的穩定性起正向反饋作用。

3.3 谷田土壤細菌群落的種間關系對Cr脅迫的響應

微生物生態網絡屬性可表征微生物群落對逆境的反應及相關生態位功能間的關系[51]。在許多生態系統中不同物種之間的相互作用對群落的生態分布格局與群落功能至關重要。脅迫梯度假說認為隨著脅迫持續時間或強度的增加，微生物群落中種間競爭關系將減弱，而互利共生關系將增強[52-53]。資源競爭、微生物互養、重金屬脅迫等都可促進微生物間的共生合作關系[54-56]。

本研究中共生網絡圖（圖7）表明細菌群落不同屬之間存在顯著的相互作用，且相互作用多為正相關，節點數量穩定。另外，細菌群落共生網絡（表1）的邊數量和平均度隨著Cr 脅迫時間的延長而下降，細菌群落共生網絡的平均路徑長度卻隨著Cr 脅迫時間的延長而上升，表明隨著Cr 脅迫處理時間的延長，細菌的網絡規模變小，菌群間相互作用關系趨于簡單，響應速度變慢，不易受外界環境的干擾。共生網絡中直接與間接相互作用對生態系統起著重要調控作用，它們對生態擾動做出同步反應，并產生了積極的反饋和共同振蕩[57]。與Cr 脅迫相比，CK 組的共生網絡規模更大、相互作用更復雜，部分原因可能是未遭受Cr 脅迫時谷田土壤細菌群落呈穩定狀態，物種活性高且種間相互作用復雜，而復雜的網絡關系有利于提升群落的穩定性，進而提高資源轉移的效率[58]；隨著Cr 脅迫的持續，細菌群落的多樣性降低，響應速度變慢，種間相互作用關系趨于簡單，且以共生關系為主導，從而可提高細菌群落對Cr脅迫的適應能力。

4 結論

（1）Cr 脅迫顯著影響了谷田土壤中的細菌群落。Cr 脅迫使細菌群落的優勢菌門和優勢菌屬的相對豐度發生改變，細菌群落的多樣性變化顯著。

（2）隨著Cr 脅迫的持續，谷田土壤中細菌群落構建由確定過程驅動逐漸轉變為由隨機過程驅動。

（3）Cr脅迫使谷田土壤中細菌群落的共生網絡規模變小，菌群間響應速度變慢，且以共生關系為主導。

（4）Cr 脅迫對谷田土壤細菌群落主要代謝通路的代謝活性影響較小。

數據可用性聲明

文章中的高通量測序原始數據是公開可用的，可在Na-tional Center for Biotechnology Information（https：//www.ncbi.nlm.nih.gov/）數據庫中下載使用，登錄號：PRJNA930506。