2024, Vol. 45
2. 黄河流域内蒙古段生态保护与综合利用自治区协同创新中心, 包头 014010
2. Autonomous Region Level Ecological Protection and Comprehensive Utilization Cooperative Innovation Center for the Inner Mongolia Section of the Yellow River Basin, Baotou 014010, China
我国盐渍化土地面积达3.6×107 hm2, 占可用耕地的5%左右, 具有面积大、分布范围广和扩张速度快的特点[1]. 尤其是在中国西北部的内陆干旱区, 盐渍化土壤已经出现2×106 hm2, 土壤盐渍化问题十分严重, 成为制约中国西北地区农业和生态可持续发展的重要因素[2]. 土壤盐渍化是一种土壤理化和生物学性质恶化的过程, 不仅严重影响耕地质量和粮食生产, 同时也威胁着地区的生态环境安全[3]. 土壤盐渍化是易溶性盐分在土壤表层逐步积累的过程, 受到多种因素的影响, 其盐分含量还会制约土壤微生物群落的生长繁殖. 陈瑞蕊等[4]研究不同盐度滨海土壤细菌多样性发现, 盐度是细菌群落构建过程的主控因子. 赵峰[5]研究盐渍化土壤中真核微生物多样性发现, 内陆盐碱土壤中真核微生物多样性低于滨海盐碱土壤多样性. 部分微生物通过自身的适应策略对一定程度的盐度具有耐受性, 但其耐受性存在一定的阈值, 超过阈值后, 其活性还会受到限制[6].
微塑料（MPs）污染作为新型土壤污染问题, 是全球共同面临的严峻挑战, 其对生态系统的威胁及潜在风险, 已成为当前土壤污染防治领域的研究热点. 有研究表明, 微塑料自身所携带的有害物质会向土壤释放[7]. 例如, 其中所含的双酚A和邻苯二甲酸酯等释放到土壤中, 会抑制土壤微生物活性. Wang等[8]研究发现微塑料还会对丛枝菌根真菌的群落结构和多样性产生影响, 且与微塑料种类有关, 其中高密度聚乙烯（HDPE）产生的影响更显著. 微塑料进入土壤后会通过改变碳源、添加剂和附着化学物质的含量影响土壤微生物群落, 如邻苯二甲酸盐、双酚A、重金属等和微塑料所含添加剂, 会抑制土壤微生物活性, 进而对微生物的增殖和生长产生影响[9]. 微塑料还会影响土壤微生物的潜在功能, Huang等[10]通过高通量测序发现微塑料会强化氨基酸代谢途径和外源生物降解代谢途径. 不同种类的微塑料对氮转化过程存在不同的影响[11], 聚氨酯泡沫（PUF）和聚乳酸（PLA）可促进硝化和反硝化过程, 而PVC则抑制这两种过程. Ng等[12]研究发现低浓度低密度聚乙烯（LDPE）微塑料提高了土壤好氧和厌氧代谢速率, 但低浓度LDPE和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）对土壤代谢速率无显著影响.
据统计, 河套灌区农用地膜年使用量已达4.9万t, 并呈现逐年递增的趋势, 但其回收率仅有60%左右, 平均残留量为84 kg·hm-2. 地膜残留在土壤中不断累积会加深土壤的微塑料污染现状[13], 盐渍化与微塑料双重污染下会导致土壤生态风险加重. 目前, 微塑料已经在几种土壤类型开展相关研究, 包括重金属污染土壤、森林土壤和酸性作物土壤等[14 ~ 16], 但微塑料污染对于盐渍化土壤的影响研究还较为匮乏. 因此, 本研究在前期研究基础上, 通过室内模拟的方法, 探究聚乙烯微塑料对盐渍化土壤微生物群落的影响, 揭示盐渍化和微塑料污染下的潜在微生物生态效应, 以期为微塑料对盐渍化土壤污染的生态风险评估提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土样：为使原状土壤中微塑料丰度的本底值最低, 本实验土壤采集于内蒙古自治区河套灌区中未进行播种且较少有人工干预的地下50~150 cm的土壤作为样本. 为确保实验土壤均质, 将所取土壤样本剔除大块掺杂物和石头, 进行自然风干后使用玛瑙材质的研钵进行砸碎研磨, 再通过2 mm筛子进行筛分.
供试微塑料：为尽可能模拟盐渍化土壤微塑料污染现状, 本实验采用农用地膜材料的主要成分聚乙烯（polyethylene, PE）为供试微塑料[17, 18]. 供试微塑料为江苏飞弘塑化有限公司制造, PE微塑料粒径为150 μm, 密度为0.95 g·cm-3, 抗弯强度为80 kg·cm-2, 熔点为132 ℃, 形状为无规则球状.
1.2 盐渍土配置在自然界的盐渍土中含有多种盐分, 其含量差异很大且存在一定的影响, 因此在盐渍土赋存条件下, 各种盐分对土壤的影响很难研究, 结果也很难分析[19]. 通过查阅已有研究[20, 21], 中国西北地区盐渍土所含盐类主要有氯盐及硫酸盐, 故本模拟实验采用氯盐和硫酸盐这两类较为典型的盐类. 为较明显地对这两种盐渍土进行对比, 根据盐渍土分类（表 1）[22], 按流程配制含盐量（质量分数）为0.5%、4%和7%的土壤（图 1）, 分别模拟弱、中和强这3类盐渍土.
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表 1 盐渍土分类 Table 1 Classification of saline soil |
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图 1 盐渍土配制流程示意 Fig. 1 Saline soil preparation process |
按照盐渍土类型和含量, 设置6组实验组. 根据已有土壤中微塑料含量调查研究[23], 每组进行不同丰度聚乙烯（PE）微塑料赋存处理, 共4种丰度处理（土样干重的0%、1%、2%和4%）, 设置不添加盐类和微塑料的实验土样作为空白对照组CK, 对其进行理化指标检测, 检测结果（表 2）发现赋存丰度为1%和4%的PE微塑料对盐渍化土壤理化性质的影响较为突出, 故选取赋存丰度为1%和4%的PE微塑料处理（表 3）. 每个处理下取5 kg供试土壤于花盆中培育, 按比例将不同丰度的微塑料添加到供试土壤中, 并用不锈钢勺将微塑料与土壤均匀混合. 于27℃（恒温培育箱）进行培育, 在第60 d对各处理采用五点取样法进行取样, 用于高通量测序分析.
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表 2 盐渍化土壤微塑料污染前后实验理化指标检测结果 Table 2 Results of experimental physicochemical indexes before and after microplastic contamination of salinized soils |
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表 3 盐渍化土壤微塑料污染模拟实验设置1） Table 3 Simulation experiment setting of microplastic pollution in salinized soil |
1.4 土壤微生物群落的高通量测序
提取培养60 d后的土壤样品进行细菌群落分析, 采用CTAB从样品中提取基因组DNA. 用515F（5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′）和907R（5′-CCGTCAATTCCTTTGAGTTT-3′）引物对V4+V5可变区进行PCR扩增. 按照产物的浓度将样品均匀混合, 使用1 × TAE 2%浓度的琼脂糖凝胶电泳进行纯化PCR. 用NEB Next® Ultra DNA Library Prep Kit建库试剂盒进行文库构建, 将构建好的文库使用安捷伦5400进行检测和Q-PCR定量；最后利用NovaSeq 6000进行高通量测序.
1.5 数据处理与分析用Qiime2的DADA2插件对所有样品的全部原始序列（imput）进行质量控制（filtered）, 去噪（纠正测序错误的序列, denoised）, 拼接（merged）, 并且取嵌合体（non-chimeric）, 形成ASV. 运用QIIME2 feature-classifier插件将ASV的代表序列比对到预先训练好的13_8版本99%相似度的GREENGENES数据库（根据515F/907R引物对将数据库修剪到V4-V5的区域）, 得到物种的分类信息表, 统计各样品的群落组成和多样性, 运用Origin 2021进行制图. 根据OTU表, 采用PICRUSt2对获取的16S rRNA基因序列在KEGG数据库（kyoto encyclopedia of genes and genomes, 京都基因和基因组百科全书, http://www.genome.jp/kegg/）中进行微生物功能预测.
2 结果与讨论 2.1 聚乙烯微塑料对盐渍化土壤微生物群落多样性的影响在本实验中得到有效序列信息共包含过滤后高质量序列1 108 972条, 平均每个样本85 306条序列, 样本序列数目最小的为78 936条, 最大序列数目为91 607条. 高通量测序结果采用DADA2插件对所有样品的全部原始序列进行处理形成ASV, 相当于100%相似度聚类的OTU, 即所有样品Coverage指数为1, 说明样本中的细菌序列全部被检出, 测序结果可以反映样本的真实性. Chao1指数被用来反映微生物丰富度, 其值越大表示微生物丰富度就越高；Simpson和Shannon指数用来反映微生物群落多样性, Simpson指数越大表示微生物群落多样性就越高, 而Shannon指数越大表示微生物多样性就越高[24, 25].
不同类型和含量盐渍土赋存不同PE丰度微塑料后微生物Alpha多样性的影响见表 4. 在丰富度方面, 各处理Chao1指数与CK对照组Chao1指数呈现显著差异（P < 0.01）, Chao1指数随盐分含量和赋存PE微塑料丰度的增大呈下降趋势, 对于氯盐类盐渍土的各处理（LC1、LC3、MC1、MC3、HC1和HC3）下降率分别为13.73%、24.56%、22.91%、45.41%、48.98%和63.74%（P < 0.01）；对于硫酸盐类盐渍土的各处理（LS1、LS3、MS1、MS3、HS1和HS3）下降率分别为12.69%、25.63%、37.68%、45.67%、57.39%和65.90%（P < 0.01）. 在多样性方面, 对于Simpson指数, 各处理的Simpson指数与CK间无显著差异；对于Shannon指数, 各处理Shannon指数与CK对照组Shannon指数均有显著性差异, 对于氯盐类盐渍土的各处理（LC3、MC1、MC3、HC1和HC3）较CK对照组下降率分别为2.03%、4.02%、8.81%、11.81%和17.99%（P < 0.01）；对于硫酸盐类盐渍土的各处理（LS3、MS1、MS3、HS1和HS3）较CK对照组下降率分别为2.85%、5.74%、9.30%、13.08%和18.98%（P < 0.01）.
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表 4 不同类型和浓度盐渍土赋存不同丰度PE微塑料后微生物群落Alpha多样性的影响 Table 4 Effect of different types and concentrations of saline soils on the Alpha diversity of the microbial community following the assignment of different abundances of PE microplastics |
硫酸盐类盐渍土各处理Chao1指数下降率较氯盐类盐渍土各处理Chao1指数下降率高0.49% ~ 1.72%（P < 0.01）, 这与张慧敏等[26]的研究结果一致, 这可能是不同类型盐渍土对土壤环境的影响不同导致的. 已有研究发现盐渍化土壤较其他非盐渍化土壤Chao1指数低, 即盐分含量对Chao1指数与盐分含量呈负相关, 同时土壤中赋存PE微塑料后, 土壤中Chao1与赋存微塑料丰度呈负相关[27], 说明盐渍土在微塑料赋存条件下会加重对微生物丰富度的抑制. 赋存不同丰度PE微塑料后, 微塑料对酶活性会产生影响[28], 会造成微生物群落丰富度持续下降. 本研究对于微生物多样性方面, LC1和LS1处理与CK对照组Shannon指数相比, 上升0.46%和0.14%, 其余处理均呈现出下降趋势, 这与Yuan等[27]的研究结果略有不同. 不同盐渍化程度土壤Shannon指数与土壤盐度呈负相关[29], LC1和LS1处理Shannon指数较CK对照处理高的结果是由于低密度PE微塑料可以改变土壤中微生物群落, 加快了土壤微生物群落多样性演替[30].
2.2 聚乙烯微塑料对盐渍化土壤微生物群落结构组成的影响赋存不同丰度PE微塑料对不同类型和浓度盐渍土细菌在门水平群落组成的影响不同, 具体表现为不同处理优势菌门种类相同, 但赋存不同丰度PE微塑料后会改变各菌门相对丰度. 图 2为不同处理中丰度排名前12的细菌门, 占所有序列读数的97.67%~99.41%, 其余菌门被归类为“其他菌门（Others）”. 其中变形菌门（Proteobacteria, 34.76%~63.62%, 相对丰度, 下同）、拟杆菌门（Bacter-oidota, 12.60%~25.46%）和放线菌门（Actinobacteriota, 7.69%~13.02%）是所有处理中的优势菌, 其次是芽单胞菌门（Gemmatimonadetes, 0.98%~8.07%）、绿弯菌门（Chloroflexi, 4.58%~8.18%）和酸杆菌门（Acidobacteria, 1.50%~6.09%）等. 与CK对照组相比, 各处理中变形菌门的相对丰度与盐分浓度和赋存PE微塑料丰度呈正相关, 且硫酸盐类盐渍土中上升的程度更大（HS3处理相对于CK对照组上升28.87%）. 拟杆菌门、放线菌门和酸杆菌门相对丰度基本与盐分浓度和赋存PE微塑料丰度呈负相关. 硫酸盐类盐渍土中拟杆菌门和酸杆菌门下降程度更大（HS3处理相对于CK对照组拟杆菌门和酸杆菌门相对丰度分别下降12.86%和4.59%）, 氯盐类盐渍土中放线菌门下降程度更大（HC3处理较CK对照组下降4.07%）. 本研究中也存在较为特殊的处理, 赋存1% PE微塑料的中盐渍土拟杆菌门的相对丰度大于赋存4% PE微塑料的低盐渍土（MC1处理较LC3处理高1%、MS1较LS3高2.63%）.
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图 2 不同类型和浓度盐渍土赋存不同丰度PE微塑料后门水平上的物种相对丰度的变化 Fig. 2 Changes in the relative abundance of species at the backdoor level in saline soils of different types and concentrations endowed with different abundances of PE microplastics |
氯盐类盐渍土中微生物丰度略高于硫酸盐类盐渍土微生物丰度[31], Huang等[32]研究发现土壤中赋存PE微塑料培养一段时间后变形菌门丰度显著上升, 这与本研究的结果相似. 变形菌门是盐渍土中最常见的菌门, 由许多耐盐细菌组成[33], 赋存不同丰度PE微塑料后, 微生物生长所需的营养条件可能受到影响, 从而导致赋存微塑料实验组中变形菌门的相对丰度升高量更大. 拟杆菌门对盐渍化环境具有较强的抗性, 是盐渍化土壤中的优势种群[34]. 本研究中赋存1% PE微塑料的中盐渍土拟杆菌门的相对丰度大于赋存4% PE微塑料的低盐渍土, 可能是由于拟杆菌门对于中盐渍化土壤的抗性强于低盐渍化, 同时低盐渍土还受到赋存4% PE微塑料的影响. 本研究中拟杆菌门相对丰度下降的原因是拟杆菌门丰度与pH呈显著负相关[35], 根据表 2中处理前后土壤样品pH值的变化发现不同类型和浓度盐渍土赋存不同丰度PE微塑料, 其pH值均显著增加, 故本研究中拟杆菌门相对丰度下降. 本研究中各处理放线菌门与酸杆菌门相对丰度在赋存微塑料后基本呈现出下降趋势, 可能是因为微塑料表面定殖的微生物群落会富集一些具有降解塑料聚合物的微生物种群[36], 例如放线菌门和酸杆菌门, 微塑料对微生物群落的富集会导致土壤中微生物群落丰度降低. 酸杆菌门具有嗜酸性, 其生存受到环境中pH的影响, 在本研究中酸杆菌门相对丰度的下降, 也证实了本研究中不同类型和含量盐渍土中赋存不同丰度PE微塑料pH值的检测结果的有效性.
图 3为不同类型和含量盐渍土赋存不同丰度PE微塑料后物种相对丰度大于1%的11种细菌科相对丰度的差异. 结果显示不同处理相对丰度大于1%的菌科种类相同, 但赋存不同丰度PE微塑料后会改变各菌科相对丰度, 硫酸盐类处理影响强于氯盐处理. 与CK对照组相比, 黄杆菌科（Flavobacteriaceae, 17.48%~44.44%）、食碱菌科（Alcanivoracaceae, 12.31%~3.86%）、盐单胞菌科（Halomonadaceae, 1.35%~2.43%）和鞘脂单胞菌科（Sphingomonadaceae, 1.32%~2.59%）的相对丰度在不同类型和含量盐渍土赋存不同丰度PE微塑料后呈上升趋势.
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图 3 不同类型和含量盐渍土赋存不同丰度PE微塑料后科水平上的物种相对丰度的变化 Fig. 3 Changes in the relative abundance of species at the family level after different types and concentrations of saline soils endowed with different abundances of PE microplastics |
Roager等[37]研究发现PE微塑料会加强黄杆菌科的定殖, 故在本研究中黄杆菌科相对丰度在赋存不同丰度PE微塑料后呈现上升趋势. 食碱菌科与鞘脂单胞菌科对多环芳香烃和芳香化合物等有降解作用, 对土壤中污染物的降解体现出积极作用[38], 微塑料对土壤污染物具有吸附作用[39], 可能促进食碱菌科与鞘脂单胞菌科的代谢作用. 同时, 食碱菌科和鞘脂单胞菌科与PE微塑料呈现显著相关性[40], 这也解释了本研究中食碱菌科相对丰度在赋存不同丰度PE微塑料后上升的原因. 盐单胞菌科中所含菌属大部分为耐盐细菌[41], 不同盐分含量盐渍土对其活性影响较小, 故其相对丰度会有一定程度的上升, 而微塑料对盐单胞菌科也存在富集作用[42], 故产生不同类型和含量盐渍土赋存不同丰度PE微塑料后呈上升趋势的结果. 而在氯盐类盐渍土中以上3种菌科的上升趋势低于硫酸盐类盐渍土上升趋势, 表明硫酸盐类环境中离子分布可能更加适合该菌科的生存.
2.3 聚乙烯微塑料对盐渍化土壤微生物功能的影响使用PICRUST2软件, 对各处理进行功能预测, 根据KEGG数据库中得到的代谢通路中Level 1相对丰度（图 4）和Level 2相对丰度（图 5）进行分类分析. 一级代谢通路分别是：新陈代谢（metabolism, 70.22%~73.73%）、遗传信息（genetic information processing, 9.08%~10.75%）、细胞过程（cellular processes, 6.19%~7.75%）、人类疾病（human diseases, 3.82%~9.78%）、环境信息（environmental information processing, 2.36%~2.73%）和有机体系统（organismal systems, 2.36%~2.39%）. 二级代谢通路相对丰度大于1%的代谢通路有19种, 其中新陈代谢功能的二级代谢通路中, 包括：氨基酸代谢（amino acid metabolism, 10.87%~11.65%）、碳水化合物代谢（carbohydrate metabolism, 6.61%~8.84%）、其他氨基酸的代谢（metabolism of other amino acids, 6.08%~6.61%）、能量代谢（energy metabolism, 2.97%~4.09%）、多糖合成和代谢（glycan biosynthesis and metabolism, 2.93%~2.05%）. 通过对比不同处理的微生物功能相对丰度, 发现不同类型和浓度盐渍土中赋存不同丰度PE微塑料对微生物功能的影响不同. 一级代谢通路中对于新陈代谢功能相对丰度, 氯盐类盐渍土的各处理（LC1、LC3、MC1、MC3、HC1和HC3）较CK对照组新陈代谢功能相对丰度下降0.92%、1.45%、1.18%、2.07%、1.82%和3.32%（P < 0.01）；硫酸盐类盐渍土的各处理（LS1、LS3、MS1、MS3、HS1和HS3）较CK对照组新陈代谢功能相对丰度下降0.79%、1.60%、0.91%、2.59%、1.84%和3.52%（P < 0.01）. 对于遗传信息功能相对丰度, 氯盐类盐渍土的各处理（LC1、LC3、MC1、MC3、HC1和HC3）较CK对照组新陈代谢功能相对丰度下降1.06%、1.45%、1.14%、1.56%、1.61%和1.76%（P < 0.01）；硫酸盐类盐渍土的各处理（LS1、LS3、MS1、MS3、HS1和HS3）较CK对照组新陈代谢功能相对丰度下降1.45%、1.14%、1.34%、1.54%、1.50%和1.67%（P < 0.01）. 对于一级代谢通路新陈代谢功能和遗传信息功能的相对丰度, 同种类型的盐渍土中盐分含量越大相对丰度下降越多, 且赋存4%丰度PE微塑料的处理较赋存1%丰度PE微塑料的处理新陈代谢功能和遗传信息功能相对丰度下降得更多. 硫酸盐类盐渍土较氯盐类盐渍土新陈代谢功能相对丰度的下降程度更大, 但遗传信息功能相对丰度的下降程度较弱.
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图 4 各处理KEGG Level 1水平通路相对丰度 Fig. 4 Each processing KEGG pathway relative abundance Level 1 |
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图 5 各处理KEGG Level 2水平通路相对丰度 Fig. 5 Processing KEGG pathway relative abundance Level 2 |
二级代谢通路中各处理氨基酸代谢、碳水化合物代谢、其他氨基酸的代谢、能量代谢、多糖合成和代谢相对丰度较CK对照组均有所下降, 氯盐类盐渍土的各处理（LC1、LC3、MC1、MC3、HC1和HC3）较CK对照组氨基酸代谢的相对丰度下降0.05%、0.26%、0.07%、0.43%、0.48%和0.67%（P < 0.01）, 碳水化合物代谢相对丰度下降0.63%、1.16%、1.23%、1.63%、1.88%和2.04%（P < 0.01）, 其他氨基酸的代谢相对丰度下降0.06%、0.23%、0.19%、0.42%、0.22%和0.47%（P < 0.01）, 能量代谢相对丰度下降0.21%、0.25%、0.40%、0.48%、0.55%和0.78%（P < 0.01）；硫酸盐类盐渍土的各处理（LS1、LS3、MS1、MS3、HS1和HS3）较CK对照组氨基酸代谢相对丰度下降0.29%、0.37%、0.10%、0.47%、0.62%和0.78%（P < 0.01）, 碳水化合物代谢相对丰度下降0.82%、1.23%、1.23%、1.68%、1.85%和2.23%（P < 0.01）, 其他氨基酸的代谢相对丰度下降0.04%、0.07%、0.16%、0.64%、0.95%和1.12%（P < 0.01）, 能量代谢相对丰度下降0.26%、0.29%、0.46%、0.53%、0.64%和0.87%（P < 0.01）. 根据以上结果发现, 硫酸盐类盐渍土较氯盐类盐渍土氨基酸代谢、碳水化合物代谢、其他氨基酸的代谢、能量代谢、多糖合成和代谢的相对丰度下降程度更大, 同种类型的盐渍土中盐分含量越大相对丰度下降越多, 且赋存PE微塑料丰度越大越会抑制上述二级代谢功能的运作.
土壤盐渍化会导致土壤失去肥力出现板结现象, 抑制微生物新陈代谢相关酶活性[43], 进而降低微生物新陈代谢功能相对丰度. 而赋存不同丰度的微塑料后, 微生物环境中的营养成分会受到影响[44], 会加重对微生物新陈代谢功能相对丰度的影响, 硫酸盐类盐渍土的新陈代谢功能相对丰度下降趋势大于氯盐类盐渍土可能是由于硫酸盐类盐渍土对土壤肥力的抑制作用强于氯盐类盐渍土的原因. 蛋白质是遗传物质DNA的复制、转录的主要参与对象[45], NaCl会使蛋白质发生盐析且强度高于Na2SO4[46], 故本研究中氯盐类盐渍土对遗传信息功能相对丰度的抑制效果大于硫酸盐类盐渍土. 赋存不同丰度微塑料后, 微塑料易与蛋白质发生相互作用, 改变这些生物分子的二级结构[47], 导致蛋白质变性, 使蛋白质不能发挥出原有的作用, 影响微生物遗传信息功能的运作. 微塑料还容易对环境中的重金属产生吸附作用, 加重土壤重金属污染情况[48], 使土壤中蛋白质变性甚至失活, 这可能也是本研究中微生物遗传信息功能相对丰度下降的原因之一. 二级代谢通路中, 氨基酸代谢、碳水化合物代谢、其他氨基酸的代谢、能量代谢、多糖合成和代谢对丰度呈现出随盐分浓度和赋存微塑料丰度增大而下降的趋势, 说明微塑料新陈代谢功能的降低可能主要是由于以上这些二级通路相对丰度降低引起的. 微生物群落功能预测是目前微生物研究中较为热门的研究方向, 但是PICRUST2软件对微生物功能预测是建立在数据库的基础上, 仍存在局限性, 未来可与宏基因组技术相结合, 对不同类型和含量盐渍土中赋存不同丰度微塑料对微生物群落功能的差异进行深入研究.
3 结论（1）硫酸盐类盐渍土各处理Chao1指数下降率较氯盐类盐渍土各处理Chao1指数下降率高0.49% ~ 1.72%（P < 0.01）. 各处理Shannon指数与CK对照组对比LC1和LS1处理上升0.46%和0.14%, 其余处理均呈现出下降趋势, 且硫酸盐类盐渍土处理Shannon指数下降值低于氯盐类盐渍土处理.
（2）在门水平, 不同处理优势菌门相同, 但相对丰度发生变化, 且硫酸盐类盐渍土处理产生的影响程度更大：变形菌门的相对丰度随盐分浓度和赋存PE微塑料丰度的增大呈上升趋势；拟杆菌门、放线菌门和酸杆菌门的相对丰度水平随盐分含量和赋存PE微塑料丰度的增大呈下降趋势. 在科水平, 赋存不同丰度PE微塑料后黄杆菌科、食碱菌科、盐单胞菌科和鞘脂单胞菌科的相对丰度呈上升趋势, PE微塑料对硫酸盐类盐渍土影响强于氯盐类盐渍土.
（3）一级代谢通路中, 新陈代谢功能、遗传信息功能与盐分含量和赋存PE微塑料丰度呈负相关关系, 但对于新陈代谢功能和细胞过程功能PE微塑料对氯盐类盐渍土的影响弱于对硫酸盐类盐渍土的影响, 遗传信息功能反之. 二级代谢通路中, 氨基酸代谢、碳水化合物代谢等相对丰度与盐分含量和赋存微塑料丰度呈负相关关系, 推测新陈代谢功能的降低主要是由上述二级代谢通路相对丰度降低引起的.
| [1] |
范晓梅, 刘高焕, 唐志鹏, 等. 黄河三角洲土壤盐渍化影响因素分析[J]. 水土保持学报, 2010, 24(1): 139-144. Fan X M, Liu G H, Tang Z P, et al. Analysis on main contributors influencing soil salinization of Yellow River Delta[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2010, 24(1): 139-144. |
| [2] |
孙小茹. 近四十年河套平原土壤盐渍化时空变异及其影响因素分析[D]. 武汉: 华中农业大学, 2022. Sun X R. Spatial-temporal variability of soil salinization and its influencing factors in Hetao plain in recent 40 years[D]. Wuhan: Huazhong Agricultural University, 2022. |
| [3] |
杨劲松. 中国盐渍土研究的发展历程与展望[J]. 土壤学报, 2008, 45(5): 837-845. Yang J S. Development and prospect of the research on salt-affected soils in China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2008, 45(5): 837-845. DOI:10.3321/j.issn:0564-3929.2008.05.010 |
| [4] |
陈瑞蕊, 张建伟, 董洋, 等. 盐度对滨海土壤细菌多样性和群落构建过程的影响[J]. 应用生态学报, 2021, 32(5): 1816-1824. Chen R R, Zhang J W, Dong Y, et al. Effects of salinity on soil bacterial diversity and assembly processes in coastal soils[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2021, 32(5): 1816-1824. |
| [5] |
赵峰. 盐碱地和近海沉积物中真核微生物多样性及与环境的关系[D]. 青岛: 中国科学院海洋研究所, 2013. Zhao F. Microeukaryotic diversity in relation to environmental variables in saline-alkali soil and marine sediment[D]. Qingdao: Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, 2013. |
| [6] | Rath K M, Fierer N, Murphy D V, et al. Linking bacterial community composition to soil salinity along environmental gradients[J]. The ISME Journal, 2019, 13(3): 836-846. DOI:10.1038/s41396-018-0313-8 |
| [7] | Wang J, Lv S H, Zhang M Y, et al. Effects of plastic film residues on occurrence of phthalates and microbial activity in soils[J]. Chemosphere, 2016, 151: 171-177. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.02.076 |
| [8] | Wang F Y, Zhang X Q, Zhang S Q, et al. Interactions of microplastics and cadmium on plant growth and arbuscular mycorrhizal fungal communities in an agricultural soil[J]. Chemosphere, 2020, 254. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.126791 |
| [9] | Teuten E L, Saquing J M, Knappe D R U, et al. Transport and release of chemicals from plastics to the environment and to wildlife[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences, 2009, 364(1526): 2027-2045. DOI:10.1098/rstb.2008.0284 |
| [10] | Huang S, Guo T, Feng Z, et al. Polyethylene and polyvinyl chloride microplastics promote soil nitrification and alter the composition of key nitrogen functional bacterial groups[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 453. DOI:10.1016/J.JHAZMAT.2023.131391 |
| [11] | Seeley M E, Song B, Passie R, et al. Microplastics affect sedimentary microbial communities and nitrogen cycling[J]. Nature Communications, 2020, 11(1). DOI:10.1038/s41467-020-16235-3 |
| [12] | Ng E L, Lin S Y, Dungan A M, et al. Microplastic pollution alters forest soil microbiome[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 409. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124606 |
| [13] |
谢洁芬, 章家恩, 危晖, 等. 土壤中微塑料复合污染研究进展与展望[J]. 生态环境学报, 2022, 31(12): 2431-2440. Xie J F, Zhang J E, Wei H, et al. Microplastic-based compound pollution in soil: an overview[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2022, 31(12): 2431-2440. |
| [14] | Liu S, Huang J H, Zhang W, et al. Investigation of the adsorption behavior of Pb(Ⅱ) onto natural-aged microplastics as affected by salt ions[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 431. DOI:10.1016/j.jhazmat.2022.128643 |
| [15] | Feng X Y, Wang Q L, Sun Y H, et al. Microplastics change soil properties, heavy metal availability and bacterial community in a Pb-Zn-contaminated soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 424. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.127364 |
| [16] | Chen C, Pan J Y, Xiao S X, et al. Microplastics alter nitrous oxide production and pathways through affecting microbiome in estuarine sediments[J]. Water Research, 2022, 221. DOI:10.1016/J.WATRES.2022.118733 |
| [17] | Fang J M, Fowler P. The use of starch and its derivatives as biopolymer sources of packaging materials[J]. Journal of Food Agriculture & Environment, 2003, 1(3-4): 82-84. |
| [18] | van der Meulen E S, Nol L, Cammeraat L H. Effects of irrigation and plastic mulch on soil properties on semiarid abandoned fields[J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70(3): 930-939. DOI:10.2136/sssaj2005.0167 |
| [19] | 姚远, 项伟. 人工配制盐渍土溶陷变形分析[A]. 见: 第九届全国工程地质大会论文集[C]. 青岛: 中国地质学会工程地质专业委员会, 2012. 89-94. |
| [20] |
许婕, 陈永金, 刘加珍. 盐生植物灌丛对土壤养分和盐分空间分布的影响及其机制研究进展[J]. 安徽农业科学, 2020, 48(1): 19-23, 69. Xu J, Chen Y J, Liu J Z. Research progress of the effects of halophyte shrubs on spatial distribution of soil nutrients and salts and their mechanisms[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2020, 48(1): 19-23, 69. |
| [21] |
唐雄宇, 张吾渝, 高义婷, 等. 青海东西部典型盐渍土抗剪强度对比试验研究[J]. 青海大学学报, 2021, 39(4): 58-65. Tang X Y, Zhang W Y, Gao Y T, et al. Comparative experiment on the shear strength of typical saline soil in eastern and western Qinghai[J]. Journal of Qinghai University, 2021, 39(4): 58-65. |
| [22] |
王利莉. 氯盐类盐渍土变形特性的试验研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2009. Wang L L. Experimental study on deformation characteristics of saline soils with chloride salts [D]. Yangling: Northwest Agriculture and Forestry University, 2009. |
| [23] | Fuller S, Gautam A. A procedure for measuring microplastics using pressurized fluid extraction[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(11): 5774-5780. |
| [24] | Hou J H, Xu X J, Yu H, et al. Comparing the long-term responses of soil microbial structures and diversities to polyethylene microplastics in different aggregate fractions[J]. Environment International, 2021, 149. DOI:10.1016/j.envint.2021.106398 |
| [25] | Guo Q Q, Xiao M R, Ma Y, et al. Polyester microfiber and natural organic matter impact microbial communities, carbon-degraded enzymes, and carbon accumulation in a clayey soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 405. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124701 |
| [26] |
张慧敏, 郭慧娟, 侯振安. 不同盐碱胁迫对土壤细菌群落结构的影响[J]. 新疆农业科学, 2018, 55(6): 1074-1084. Zhang H M, Guo H J, Hou Z A. Effects of saline and alkaline stress on soil bacterial community structure[J]. Xinjiang Agricultural Sciences, 2018, 55(6): 1074-1084. |
| [27] | Yuan Y D, Zu M T, Li R Z, et al. Soil properties, microbial diversity, and changes in the functionality of saline-alkali soil are driven by microplastics[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 446. DOI:10.1016/J.JHAZMAT.2022.130712 |
| [28] |
丁峰, 赖金龙, 季晓晖, 等. 聚乙烯微塑料对玉米根际土壤微生物群落结构的影响[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2021, 29(6): 970-978. Ding F, Lai J L, Ji X H, et al. Effects of polyethylene microplastics on the microbial community structure of maize rhizosphere soil[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2021, 29(6): 970-978. |
| [29] |
李新, 焦燕, 杨铭德. 用磷脂脂肪酸(PLFA)谱图技术分析内蒙古河套灌区不同盐碱程度土壤微生物群落多样性[J]. 生态科学, 2014, 33(3): 488-494. Li X, Jiao Y, Yang M D. Microbial diversity of different saline-alkaline soil analyzing by PLFA in the Hetao area of inner Mongolia[J]. Ecological Science, 2014, 33(3): 488-494. |
| [30] | Wang J, Huang M K, Wang Q, et al. LDPE microplastics significantly alter the temporal turnover of soil microbial communities[J]. Science of the Total Environment, 2020, 726. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.138682 |
| [31] |
, , . 盐碱土壤微生物多样性与生物改良研究进展[J]. 生物技术通报, 2021, 37(10): 225-233. Abudurousuli D L R B, Aosiman M Y S E, Rouzi Z L H M E, et al. Progress of microbial diversity and bio-improvement of saline soil[J]. Biotechnology Bulletin, 2021, 37(10): 225-233. |
| [32] | Huang Y, Zhao Y R, Wang J, et al. LDPE microplastic films alter microbial community composition and enzymatic activities in soil[J]. Environmental Pollution, 2019, 254. DOI:10.1016/j.envpol.2019.112983 |
| [33] |
孙慧, 张建锋, 许华森, 等. 余姚滨海不同盐碱度土壤微生物群落组成及土壤酶活性的变化[J]. 应用生态学报, 2016, 27(10): 3361-3370. Sun H, Zhang J F, Xu H S, et al. Variations of soil microbial community composition and enzyme activities with different salinities on Yuyao coast, Zhejiang, China[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(10): 3361-3370. |
| [34] |
牛世全, 龙洋, 李海云, 等. 应用Illumina MiSeq高通量测序技术分析河西走廊地区盐碱土壤微生物多样性[J]. 微生物学通报, 2017, 44(9): 2067-2078. Niu S Q, Long Y, Li H Y, et al. Microbial diversity in saline alkali soil from Hexi Corridor analyzed by Illumina MiSeq high-throughput sequencing system[J]. Microbiology China, 2017, 44(9): 2067-2078. |
| [35] |
乔沙沙, 周永娜, 刘晋仙, 等. 关帝山针叶林土壤细菌群落结构特征[J]. 林业科学, 2017, 53(2): 89-99. Qiao S S, Zhou Y N, Liu J X, et al. Characteristics of soil bacterial community structure in coniferous forests of Guandi mountains, Shanxi province[J]. Scientia Silvae Sinicae, 2017, 53(2): 89-99. |
| [36] | Zhang M J, Zhao Y R, Qin X, et al. Microplastics from mulching film is a distinct habitat for bacteria in farmland soil[J]. Science of the Total Environment, 2019, 688: 470-478. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.06.108 |
| [37] | Roager L, Sonnenschein E C. Bacterial candidates for colonization and degradation of marine plastic debris[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(20): 11636-11643. |
| [38] |
程池, 杨梅, 李金霞, 等. Biolog微生物自动分析系统——细菌鉴定操作规程的研究[J]. 食品与发酵工业, 2006, 32(5): 50-54. Cheng C, Yang M, Li J X, et al. Biolog microbial identification system--study on the operating regulation of bacteria identification[J]. Food and Fermentation Industries, 2006, 32(5): 50-54. |
| [39] |
郑阳, 王娟, 查旭琼, 等. 微塑料对土壤污染物的吸附行为研究进展[J]. 广州化工, 2021, 49(20): 13-15, 44. Zheng Y, Wang J, Zha X Q, et al. Research progress on adsorption of soil pollutants by microplastics[J]. Guangzhou Chemical Industry, 2021, 49(20): 13-15, 44. |
| [40] | Zettler E R, Mincer T J, Amaral-Zettler L A. Life in the "Plastisphere": microbial communities on plastic marine debris[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(13): 7137-7146. |
| [41] | Arahal D R, García M T, Vargas C, et al. Chromohalobacter salexigens sp. nov., a moderately halophilic species that includes Halomonas elongata DSM 3043 and ATCC 33174[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2001, 51: 1457-1462. DOI:10.1099/00207713-51-4-1457 |
| [42] | Miao L Z, Wang P F, Hou J, et al. Distinct community structure and microbial functions of biofilms colonizing microplastics[J]. Science of the Total Environment, 2019, 650: 2395-2402. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.09.378 |
| [43] |
任丽洁. 金橙黄微小杆菌处理碱性废水土壤及其机理的初步研究[D]. 天津: 天津大学, 2014. Ren L J. Treatments of alkaline waste water and soil by Exiguobacterium and their mechanism[D]. Tianjin: Tianjin University, 2014. |
| [44] |
张秀玲, 鄢紫薇, 王峰, 等. 微塑料添加对橘园土壤有机碳矿化的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(9): 4558-4565. Zhang X L, Yan Z W, Wang F, et al. Effects of microplastics addition on soil organic carbon mineralization in citrus orchard[J]. Environmental Science, 2021, 42(9): 4558-4565. |
| [45] |
侯军华. 聚乙烯微塑料对土壤团聚体性质及微生物多样性影响研究[D]. 兰州: 兰州交通大学, 2020. Hou J H. Effects of polyethylene microplastics on soil aggregate properties and microbial diversity[D]. Lanzhou: Lanzhou Jiaotong University, 2020. |
| [46] |
申玉香, 王爱民, 李洪山, 等. 盐分胁迫对宁盐1号小麦群体质量·产量及蛋白质含量的影响[J]. 安徽农业科学, 2008, 36(34): 14866-14868. Shen Y X, Wang A M, Li H S, et al. Effects of salt stress on the mass-yield and protein content of Ningyan 1 wheat population[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2008, 36(34): 14866-14868. |
| [47] | Bandmann V, Müller J D, Köhler T, et al. Uptake of fluorescent nano beads into BY2-cells involves clathrin-dependent and clathrin-independent endocytosis[J]. FEBS Letters, 2012, 586(20): 3626-3632. DOI:10.1016/j.febslet.2012.08.008 |
| [48] | Brennecke D, Duarte B, Paiva F, et al. Microplastics as vector for heavy metal contamination from the marine environment[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2016, 178: 189-195. DOI:10.1016/j.ecss.2015.12.003 |