鸡粪有机肥对设施菜地土壤重金属和微生物群落结构的影响

李 可,谢 厦,孙 彤,2,孙约兵,*

1 农业农村部环境保护科研监测所,农业农村部产地环境污染防控重点实验室,天津市农业环境与农产品安全重点实验室, 天津 300191 2 东北农业大学资源与环境学院, 哈尔滨 150030

近年来,设施蔬菜迅猛发展,已经成为了我国农业的重要组成部分,但由于长年作物连作及化肥的不合理使用,导致了土壤肥力下降、盐碱化加重等一系列环境问题。以畜禽粪便为原料的有机肥施用于农田,对改善土壤养分状况,减少化肥的使用,实现畜禽粪污的资源化利用,促进农田生态系统的可持续发展具有重要的作用,但由于饲料中大多以重金属作为添加剂,而重金属在畜禽体内利用率低,因此多伴随畜禽粪便进入环境中[1],造成了土壤中重金属的累积。李发等[2]调查分析了黄淮海地区120种鸡粪商品有机肥的重金属含量,发现与有机肥行业标准(NY525—2011)相比,Cd和Pb的超标率分别为6.7%和14.3%。王飞等[3]分析了华北地区46个畜禽粪便样中的重金属,发现重金属超标主要以Cu、Zn、Pb和Cr为主,其中肉鸡粪Cr、Cu和Zn的超标率分别为50.0%、66.7%和50.0%。因此,将以畜禽粪便为原料的有机肥施入农田后,可能会引起土壤重金属环境风险的升高。李本银等[4]通过长期定位实验发现,与仅施用氮、磷、钾肥的土壤相比,施用猪粪有机肥的土壤Cu、Zn和Cd的全量显著增加了33.6%、320.8%和421.4%,重金属有效态含量的变化规律与全量相一致。王美等[5]发现施用有机肥后土壤Cu、Zn和Cd的EDTA(Ethylene Diamine Tetraacetic Acid,乙二胺四乙酸)可提取态含量显著高于仅施化肥处理,土壤重金属的生物有效性增加。许多研究也表明,施用鸡粪有机肥使得土壤出现重金属累积现象,影响重金属的全量和有效态的含量[1,6-7]。与其他作物相比,蔬菜对重金属具有较强的富集能力,更易受到土壤重金属的毒害[8],经食物链对人体健康造成威胁。设施菜地环境较为封闭,施肥量大,因此设施土壤和蔬菜遭受重金属污染的潜在环境风险更大。

土壤微生物是土壤生态系统的重要组成成分,可迅速响应土壤环境的变化,进而引起微生物群落结构的改变[9]。因此,土壤微生物量、群落结构等指标可用于评价土壤环境的质量[10]。许多研究表明,施用有机肥增加了土壤细菌和土壤总的生物量[11-12],但由于土地利用和施肥方式的差异导致对于土壤真菌和放线菌生物量的变化规律还没有一致的结论[13-14]；此外,施用有机肥后土壤微生物群落结构也发生了明显的变化[15]。

近年来,大量试验研究了施用有机肥对于设施菜地土壤重金属的累积效应,以及对土壤微生物群落结构与多样性的影响,但对于施用有机肥后,重金属与微生物之间的影响机制研究较少,土壤微生物十分敏感,受多种因素的影响,因此,研究重金属与微生物的相关性很有必要。本研究通过分析作物和土壤中壤Cu、Zn、Cd、Cr、Pb和As的全量和有效态含量,探讨有机肥施入后作物、土壤重金属的累积特征以及土壤重金属有效性变化规律,利用磷脂脂肪酸(PLFA)技术,分析施用有机肥后土壤微生物群落结构的变化,并研究土壤重金属含量与微生物类群PLFA含量的相关关系,以期为合理施肥,提高设施菜地土壤健康质量提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验设计与样品的采集

试验地位于天津市东丽区试验田,施用的鸡粪有机肥为充分腐熟的商品有机肥,试验前表层土壤和施用的有机肥基本性状如表1所示。田间试验共设置5个处理,分别为不施肥(CK),施用7.5 t/hm2(M0.5)、15 t/hm2(M1)、30 t/hm2(M2)和60 t/hm2(M4)鸡粪有机肥,该试验仅施用有机肥,每个处理3次重复,共15个小区,单个小区面积为10 m2。肥料施入半个月后种植小白菜,种植周期为45 d。种植结束后,采用“S”形采样法采集小白菜地上部,每个小区采集5棵,用去离子水洗净后称鲜重,依次经过杀青(90℃)、烘干至恒重(70℃)、粉碎后用于小白菜重金属含量的测定；同时采集根部附近0—20 cm土壤样品,样品分两份保存,一份置于-80 ℃的冰箱中,并尽快测定土壤磷脂脂肪酸含量,另一份于室内风干后测定土壤重金属含量。

表1 供试鸡粪有机肥和研究区土壤基本性状

1.2 重金属含量分析

植物重金属含量分析采用HNO3-HClO4(体积比3∶1)进行消解。土壤重金属全量采用HNO3-HF(体积比2∶1)法消解,重金属有效态采用TCLP (Toxicity characteristic leaching procedure)浸提液浸提[16],提取剂与土壤样品的比例为20∶1,常温下振荡(18±2) h((30±2) r/min),过滤液用1 mol/L的HNO3调节,保持pH为2,依次离心、过滤。TCLP提取剂的配制：土壤pH>5时,吸取5.7 mL的冰乙酸于1 L容量瓶中定容,配置后保证提取剂的pH为2.88±0.05(缓冲液pH用1 mol/L的HNO3和1 mol/L的NaOH调节)。植物重金属含量,土壤全量及有效态含量均使用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定。

1.3 PLFA分析

土壤微生物群落分析采用磷脂脂肪酸法(PLFA),提取方法参照修正的Bligh-Dyer法进行[17],首先取鲜土3.0 g,使用体积比为0.8∶1∶2的柠檬酸缓冲液-氯仿-甲醇混合液进行2次浸提,然后将提取的磷脂注入硅胶柱内进行分离,最后进行甲酯化得到磷脂脂肪酸甲酯。利用气相色谱仪(Agilent 7890B)测定磷脂脂肪酸,并通过MIDI Sherlock鉴定系统鉴定脂肪酸成分。脂肪酸的表征依据Frostegard等[18]的研究结果,革兰氏阳性菌(Gram-positive bacteria,G+)的标记物为：i14:0、i15:0、i16:0、i17:0、a15:0和a17:0；革兰氏阴性菌(Gram-negative bacteria,G-)的标记物为：16:1ω5c、16:1ω7c、16:1ω9c、17:1ω8c、18:1ω5c、18:1ω7c、cy17:0ω7c和cy19:0ω7c；其他细菌(other Bacteria)的标记物为：14:0、15:0、16:0、17:0和18:0；真菌(Fungi)的标记物为：18:2ω6c,18:1ω9c；放线菌(Actinomycete)的标记物为：10Me16:0,10Me17:0,10Me18:0。

1.4 数据分析

采用Excel 2010进行数据的整理；采用SPSS 20.0软件进行单因素(one-wayANOVA)方差分析和不同处理间的差异显著性检验(Dunckan法)。采用origin 2018进行柱状图的绘制,SPSS 20.0进行主成分分析(仅分析含量占比高于0.5%的磷脂脂肪酸),R 3.6.1软件进行Pearson相关性分析及热图的绘制。

2 结果与分析

2.1 不同施肥处理对小白菜生物量和重金属含量的影响

不同鸡粪有机肥施用量对小白菜地上部生物量和重金属含量的影响结果各不相同(表2)。与对照相比,施用有机肥均显著提高了小白菜地上部鲜重(P<0.05),随施肥量的增加而增大,增幅为33.47%—59.92%。随着有机肥用量的增加,小白菜地上部重金属含量呈增加趋势(除Pb外),且均高于不施肥处理。与CK相比,仅施肥量为30 t/hm2(M2)和60 t/hm2(M4)时,小白菜地上部Cd和Cu含量显著增加(P<0.05),增幅为18.75%和25.00%,9.97%和12.62%。As的含量除M0.5处理外,其余处理均显著高于对照(P<0.05),最大增幅为46.67%(M4)。而施用有机肥处理的小白菜地上部Cr和Zn的含量均显著高于对照(P<0.05),分别增加9.68%—35.48%和28.31%—35.06%。各施肥量下小白菜地上部重金属含量均符合食品安全标准要求。

表2 不同施肥处理下小白菜地上部鲜重和重金属含量

2.2 不同施肥处理下土壤重金属全量与有效态含量特征

2.2.1土壤重金属全量

不同施肥处理下,土壤重金属全量呈现出一定的规律。由表3可知,设施菜地重金属Cd、Cr、Cu、 Zn和As的全量均随鸡粪有机肥施加量的增加而增大。各施肥处理Cd、Cr和Zn全量均显著高于对照(P<0.05),As含量仅在M2和M4处理下显著高于对照(P<0.05),而Cu的全量仅在M0.5处理下与CK相比无显著差异(P>0.05)。不同处理土壤Pb含量虽有波动,但与CK相比均未发生显著变化。所有处理土壤Cd含量均超过国家农用地土壤污染风险管控标准的筛选值,但未超过管控值,较CK分别增加了9.47%、14.20%、16.57%和21.30%；而不同施肥处理土壤Cr、Cu、Zn和As含量分别比对照增加了12.73%—21.58%、2.99%—17.40%、7.31%—19.40%和1.18%—17.43%,均未超过国家农用地土壤污染风险管控标准的筛选值和管控值。

表3 不同施肥处理下土壤重金属全量

2.2.2土壤重金属有效态含量

TCLP提取态的重金属含量可用于表征土壤中重金属有效性的高低。从图1可以看出,与对照相比,不同施肥处理土壤有效态Cd、Cu和Zn的含量均显著升高(P<0.05),且均随有机肥施用量的增加而增大,分别增加了5.89%—35.42%、13.38%—75.33%和25.02%—89.56%；有效态Cr和As含量除M0.5外,其余处理均显著高于对照(P<0.05),最高增幅分别为27.44%(M4)和22.84%(M2)；而不同处理土壤有效态Pb含量无显著变化(P>0.05)。

图1 各处理土壤有效态重金属含量Fig.1 The content of soil available heavy metals in each treatmentCK表示不施肥处理，M0.5、M1、M2和M4分别表示施用7.5 、15 、30、60 t/hm2鸡粪有机肥处理

2.2.3土壤重金属全量与有效态含量的相关性

由图2可知,重金属Pb的全量与有效态含量无明显相关性,且与其他元素的全量和有效态含量的相关性较弱。土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量间均呈现较强的正相关关系,其中Zn和Cd(R=0.96)之间的相关性最强,其次为Cu和Zn、Zn和Cr,皮尔森相关性系数R均为0.91,As和Cr全量的相关系数相对较小,为0.66。Cu、Cd、Cr、Zn、As的有效态含量间的相关性较强,其中有效态Cu与有效态Cd含量(R=0.94)的相关性最强。除重金属Pb外,不同元素重金属全量与有效态均呈现较强的正相关关系,Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量与其有效态含量的相关系数分别为0.89、0.71、0.86、0.94和0.85,其中元素Zn的全量与有效态的相关性最强(R=0.94)。全量Zn与有效态Cd、Cr、Cu、Zn和As均呈现较强的正相关关系,其相关系数分别为0.93、0.89、0.86、0.94和0.89。

图2 土壤各重金属含量的相关性Fig.2 Correlations of heavy metal contents in soil

2.3 不同施肥处理对土壤磷脂脂肪酸含量及微生物群落结构的影响

2.3.1土壤磷脂脂肪酸含量的变化

由图3可知,在检测的24种磷脂脂肪酸中,16∶0在所有处理中的含量均为最高,占PLFA总量的13.81%—14.48%,属于其他细菌类群的特征磷脂脂肪酸,其次为18:1ω7c、10Me16:0和18:1ω9c,以上四种是土壤中主要的PLFA种类,其总和占PLFA总量的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的含量均表现为M0.5>M1>CK>M2>M4；18:1ω5c和18:1ω9c的含量表现为M0.5>CK>M1>M2>M4；cy19:0ω7c、i14:0、i16:0、14:0和15:0的含量表现为M0.5>M1>M2>CK>M4,其中i14:0含量在M0.5处理时较CK大幅增加,增加了42.85%；而施用有机肥处理的10Me17:0含量均小于对照处理,M4处理取到最小值,较CK下降了35.93%。

图3 不同施肥处理的PLFAs含量Fig.3 PLFAs contents under different fertilization treatments

由PLFA的分析结果可知(图4),G-的含量明显高于其他菌群,其次为其他细菌和G+,两者含量较为接近,放线菌和真菌的含量较少,说明细菌是组成土壤微生物的主要类群。G+、G-、其他细菌、放线菌和真菌的PLFA含量均随施肥量的增加呈现先上升后下降的趋势,M0.5处理值最高,其次为M1、CK、M2,M4处理值最低,最高增幅(M0.5)分别为23.09%、24.18%、20.02%、22.28%和24.56%,最高降幅(M4)分别为11.70%、15.04%、13.77%、17.63%和9.11%。各处理G-和其他细菌的PLFA含量均差异显著(P<0.05)。与CK相比,真菌PLFA含量在M0.5处理时显著增加了24.56%(P<0.05),在M4处理显著减少了9.11%(P<0.05),其余施肥处理与对照相比无显著差异(P>0.05)。

图4 不同处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,不同处理土壤微生物总PLFA含量为143.74—205.10 nmol/g,与各类群微生物PLFA含量规律相一致,且各处理差异显著(P<0.05),M0.5含量最高,较CK增加了22.93%,M1比CK高了8.77%,而M2和M4与CK相比分别降低了4.97%和13.85%。各处理G+/G-的比值无显著差异(P>0.05),比值范围为0.486—0.514。在不同的施肥处理中,M4处理真菌与细菌磷脂脂肪酸含量的比值最高,为0.147,相比CK显著增加了5.59%(P<0.05),而M1处理比值最低,为0.130,均显著低于其他处理(P<0.05)。

表4 土壤中微生物总磷脂脂肪酸含量及菌群比例

2.3.2土壤微生物群落结构分析

对土壤中24种磷脂脂肪酸的载荷因子进行主成分分析(图5),从中共提取出2个主成分,共占土壤微生物群落组成的91.1%,其中第一和第二主成分占比分别为84.3%和6.8%。第一主成分中16:1ω9c、i14:0、18:2ω6c、i16:0、i17:0的贡献较高,主要为革兰氏阳性菌、革兰氏阴性菌、和真菌磷脂脂肪酸的标记物；第二主成分起主要作用的有4种磷脂脂肪酸,属于其他细菌和放线菌的标记物,包括10Me17:0、18:0、17:0、14:0。不同施肥处理土壤磷脂脂肪酸的主成分分析结果表明(图6),第一主成分解释了不同处理微生物群落结构发生变异的84.3%,第二主成分和第三主成分分别解释了6.8%和4.8%,三个主成分累计贡献率达95.9%。CK在主成分一的零点附近,说明不施肥与主成分一无明显相关性,而与主成分二和三表现为正相关；M0.5和M1均与主成分一表现为高度正相关,与主成分二和三无显著相关性,说明M0.5和M1的微生物群落结构较为相似；M2与主成分一和二表现为正相关,与主成分三表现为负相关；M4与主成分一和三表现为正相关,而与主成分二表现为高度负相关。以上结果说明不同施肥水平下土壤微生物群落结构差异显著。

图5 磷脂脂肪酸载荷因子主成分分析Fig.5 Principal component analysis (PCA) of loading values for individual PLFAa1—a24分别代表：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

图6 不同施肥土壤磷脂脂肪酸构成主成分分析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与重金属含量的相关性分析

对不同施肥处理土壤各类群微生物PLFA与土壤重金属含量进行进行皮尔森相关性分析,结果如图7所示,不同的重金属元素与不同类别的土壤微生物PLFA之间的相关性存在明显的差异。其中Cu全量和有效态Cd含量与真菌、G+、其他细菌、G-、微生物总PLFA和细菌总PLFA含量均呈显著负相关关系(P<0.05),与放线菌呈极显著负相关(P<0.01)；Zn全量与放线菌PLFA含量显著负相关(P<0.05)；As全量和有效态Cu含量均与真菌、G+PLFA含量显著负相关(P<0.05),而与放线菌、G-、其他细菌、细菌总PLFA和微生物总PLFA含量极显著负相关(P<0.01)；有效态Cr含量与G+PLFA含量显著负相关(P<0.05),与G+/G-显著正相关(P<0.05),而与真菌、放线菌、G-、其他细菌、细菌总PLFA和微生物总PLFA含量极显著负相关(P<0.01),其中与放线菌的相关系数高达-0.75；有效态Zn含量与放线菌、G+、G-、其他细菌、细菌总PLFA和微生物总PLFA含量显著负相关(P<0.05)；有效态As含量与真菌、G+、其他细菌、细菌总PLFA和微生物总PLFA含量显著负相关(P<0.05),与G+/G-显著正相关(P<0.05),而与放线菌和G-PLFA含量极显著负相关(P<0.01)。有效态Pb含量与真菌/细菌显著负相关(P<0.05)。上述结果表明,真菌、放线菌、G+、G-、其他细菌、细菌总PLFA和微生物总PLFA含量与土壤中Cu、As全量和有效态Cd、Cr、Cu、As的含量密切相关,呈负相关关系。

图7 土壤重金属含量与各微生物类群PLFA含量相关性热图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水平上显著相关,*代表在0.05水平上显著相关

3 讨论

有机肥中营养元素丰富,其合理利用对实现农业的可持续发展至关重要。施用鸡粪有机肥处理的小白菜地上部生物量明显增加,高施肥量并未抑制小白菜的生长,这可能是由于鸡粪有机肥经过无害化处理后,减轻了对作物的毒害作用。相关研究结果表明,大气沉降、污水灌溉、矿业开采、化肥农药的使用等是土壤重金属的重要来源[19-20]。宋赛虎等[21]通过统计分析黄淮海六大平原的主要潜在污染源发现,化工、畜禽养殖、金属冶炼是该区域土壤重金属主要的潜在污染源,其中松嫩、辽河、黄泛平原的主要潜在污染源为畜禽养殖,占比分别为17%、17%和16%。Luo等[22]发现农田土壤中69%的Cu和51%的Zn来自于畜禽粪便。Nicholson等[23]也发现畜禽粪便和有机肥对土壤Cd的贡献率分别为11%和30%。以上研究结果表明,畜禽粪便和有机肥均为土壤重金属的主要来源。设施菜地处于不完全开放的状态,与开放式农田生态系统有所不同,土壤重金属受工业大气沉降的影响较小,施肥是影响土壤重金属累积的主要因素。魏益华等[24]以江西省的设施菜地为研究对象,发现有机肥的施入导致了土壤Zn、Cu和Cd元素的累积。索琳娜等[25]也发现施用有机肥后北京地区设施菜地土壤Cr元素出现累积。本研究表明随着鸡粪有机肥施用量的增加,土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的含量均随之增大,这与何梦媛等[1]研究的施用不同量鸡粪有机肥后土壤耕层重金属含量变化情况相一致,而当有机肥的施用量为30 t/hm2和60 t/hm2时,Cd、Cr、Cu和As的全量随肥量的增加而有所上升,但未达到统计学显著水平,这可能是由于高施肥量处理(60 t/hm2)小白菜生物量的增加对土壤重金属起到了稀释作用。不同处理小白菜地上部重金属含量的变化规律与土壤相似,施肥量为30 t/hm2和60 t/hm2时小白菜重金属含量显著增加,而其他施肥量与不施肥处理相比无显著差异,这与茹淑华等的研究结果相一致[6]。其原因可能是有机肥中重金属的生物有效性高,有利于植物对重金属的吸收富集[26]。土壤重金属的有效态含量可指示土壤重金属的生物有效性,是影响土壤质量的重要指标[27],在本研究中,土壤重金属有效态含量与重金属全量表现出一致性,即随着有机肥施用量的增加而增大。研究表明,有机肥施入农田后可提高土壤重金属元素的生物有效性,其原因主要为有机肥本身重金属元素的有效态含量较高,施入农田后易转移到土壤当中,此外,有机肥中的有机物在土壤中腐解的过程对结合态重金属表现为活化作用[28]。余国营等[29]发现在土壤环境中,Pb元素的迁移能力相对较弱,这可能是导致土壤中Pb全量、有效态含量和小白菜Pb含量未发生明显变化的原因。

由设施菜地土壤重金属全量与有效态含量的相关性统计可以看出土壤Zn和Cd,Cu和Zn、Zn和Cr的全量呈较强的正相关关系,陈芳等[30]研究不同施肥处理土壤重金属的相关性发现,不同重金属的环境行为与其来源有一定的相似性,这说明Zn、Cd、Cu三种重金属元素的来源相似,大部分来自于鸡粪有机肥中。土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As的全量均与所对应元素的有效态含量呈现正相关关系,其中Cd、Cu和Zn的全量与有效态含量相关性较强,元素Zn的全量与其有效态含量的相关性最强(R=0.94)。土壤Pb的有效态含量和全量与其他元素的全量和有效态含量相关性均较弱,说明重金属Pb的含量受外来物质及其周围环境的影响较小,其他元素全量与有效态间均表现为协同作用。

施用有机肥改变了土壤PLFA的含量,但细菌在不同处理土壤中均为优势类群。很多研究发现,施用有机肥可增加土壤微生物PLFA的总量以及细菌、真菌、和放线菌的生物量,其原因为有机肥的施入为微生物提供了丰富的碳氮等营养物质,有利于微生物的生长繁殖[31],有机肥本身也携带一定的活体微生物,增加了土壤中微生物的生物量[32]。此外,土壤微生物对于重金属的胁迫极其敏感,可及时地对土壤污染作出响应[33],有研究发现,有机肥的施入导致了土壤重金属含量的变化,而土壤重金属污染对土壤微生物影响极其显著[34],可明显改变微生物的数量、群落结构和活性[35]。张雪晴等[36]也研究发现伴随重金属污染程度的升高,土壤中微生物的生物量随之减少。本研究中,在M0.5处理(施肥量为7.5 t/hm2)处,土壤重金属含量较对照有所增加,但此时土壤中总PLFA及各类群微生物PLFA含量均取得最大值,原因可能是,低浓度的重金属对土壤微生物的生物量有刺激作用,促进了微生物的生长繁殖[37],也可能为有机肥输入土壤中的养分对微生物所产生的正面效应大于输入土壤中的重金属对微生物产生的负面效应,张彦等[38]也发现,高营养物质可对金属污染的毒性起到明显的抵消作用,其具体原因有待进一步地研究；随着施肥量的增加,土壤重金属含量呈上升趋势(除Pb外),而总PLFA及各类群微生物PLFA含量有所下降,M2和M4处理均低于对照,原因可能是土壤重金属含量在施肥量较高时浓度较高,此时高浓度的重金属对土壤微生物的生长和繁殖或竞争能力起到了一定抑制作用使得生物量降低,另一方面,微生物为抵御重金属胁迫消耗过多能量影响了其自身生长从而降低了微生物的生物量[39]。Hinojosa等[40]和陈欣瑶等[41]的研究发现,随着土壤重金属污染水平的升高,真菌和细菌群落的PLFA含量有所降低,这与本研究的结果相一致。

G+/G-可用于反映土壤细菌群落结构的变化情况以及评价生态系统的调节能力[42]。Marschner等[43]研究发现,施用有机肥增加了土壤G+与G-PLFA的比值。在本研究中,不同施肥处理下土壤G+与G-PLFA的比值除M0.5处理外,其余处理比值均高于对照,但均未发生明显的变化,其原因可能是G+的细胞壁较G-更为坚韧,对环境胁迫的适应能力更强[44],随着施肥量的增加,土壤重金属浓度随之升高,G+更能适应恶劣的环境。有研究表明,土壤中真菌与细菌PLFA的比值可反映土壤真菌与细菌两种群的丰度情况和微生物群落结构的变化[45-46]。当施肥量达到最高水平时,土壤真菌与细菌PLFA的比值明显增加,这说明施肥量较高时真菌丰度增高幅度较大,明显改变了土壤微生物群落结构的组成。大量有机肥的输入导致土壤营养物质的增加,与细菌相比,真菌对肥料的供给更为敏感[31],并且对复杂化合物降解能力更强[47],有机肥用量较高时,土壤重金属元素含量显著升高,有研究发现真菌对于Cd和As的耐受程度大于细菌[48],以上两原因可能是造成高施肥量时真菌丰度升高的原因。主成分分析结果表明,M0.5和M1处理微生物群落结构较为相似,区别于CK、M2、M4,依据主成分分析结果将土壤施肥处理分为不施肥,施低量有机肥、中量有机肥和高量有机肥,以上几种施肥处理土壤微生物的群落结构有所区别。

土壤重金属含量和微生物PLFA含量的相关性分析结果表明,土壤Cu、As全量和Cd、Cr、Cu、As的有效态含量均与土壤各微生物类群PLFA含量及总PLFA含量显著负相关,其中有效态Cr和Cu含量对微生物类群的影响最大,而Pb的有效态含量和全量与微生物各类群PLFA含量和总PLFA含量相关性较弱,这可能是因为不同有机肥施用水平下Pb含量无明显变化,对微生物群落的影响较小。G+与G-PLFA的比值与土壤有效态Cr、As含量呈显著正相关,真菌与细菌PLFA的比值与土壤有效态Cu含量呈显著正相关,与土壤有效态Pb含量呈显著负相关关系,以上结果说明G+对土壤Cr和As的耐受程度要高于G-,真菌对Cu的耐受性要强于细菌,且有效态Cd与细菌群落的结构相关性较强,而有效态Cu和Pb含量与土壤微生物群落结构的变化关系密切。

4 结论

(1)施用鸡粪有机肥后,小白菜地上部生物量显著增大,小白菜地上部及土壤Cd、Cr、Cu、Zn和As全量和有效态含量均有所增加,且随有机肥施用量的增加而增大(除土壤有效态As外)；而Pb的全量和有效态含量在不同处理下无显著变化；Cd、Cu和Zn的全量与有效态含量均呈现较强的正相关关系,其中元素Zn的全量与有效态的相关性最强(R=0.94)；

(2)各施肥处理中,16:0(其他细菌)、18:1ω7c(G-)、10Me16:0(放线菌)和18:1ω9c(G-)的含量较高；土壤生物类群均以细菌为主,其次为放线菌和真菌；PLFA总量、G-、G+、其他细菌、放线菌和真菌PLFA的含量随施肥量的增加呈现先上升后下降的趋势,且在M0.5处值最大；M0.5和M1处理微生物群落结构较为相似,明显区别于CK、M2、M4。

(3)土壤Cu、As全量和Cd、Cr、Cu、As的有效态含量与土壤各微生物类群PLFA含量及总PLFA含量显著负相关,其中有效态Cr和Cu的含量对微生物类群的影响更为显著。