吳廣美，王青玲，胡鵬杰，楊鈺瑩，董 蓓，張緒美，沈文忠，吳龍華 *，駱永明

鎘污染中性土壤伴礦景天修復(fù)的硫強(qiáng)化及其微生物效應(yīng)①

吳廣美1, 2，王青玲1，胡鵬杰1，楊鈺瑩1，董 蓓1，張緒美3，沈文忠3，吳龍華1 *，駱永明1

(1 中國科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(南京土壤研究所)，農(nóng)田土壤污染防控與修復(fù)技術(shù)國家工程實(shí)驗(yàn)室，南京 210008；2 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；3 太倉市農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，江蘇太倉 215400)

采用田間微區(qū)試驗(yàn)研究了施硫處理對中性鎘污染農(nóng)田上伴礦景天鎘吸取修復(fù)效率、土壤pH、有效態(tài)鎘、有效態(tài)硫以及微生物群落變化的影響。結(jié)果發(fā)現(xiàn)：土壤pH隨時(shí)間和硫用量的增加而顯著下降，有效態(tài)鎘和有效態(tài)硫含量隨時(shí)間和硫用量的增加而顯著增加。在360 g/m2硫處理下，伴礦景天地上部鎘含量為70.9 mg/kg，較不施硫?qū)φ?38.3 mg/kg)增加85.1%，耕層土壤全量鎘去除率為19.4%，是對照(10.5%)的1.85倍。施硫處理150 d后，土壤和細(xì)菌相對豐度顯著高于試驗(yàn)前土壤和對照處理。本試驗(yàn)結(jié)果表明，中性土壤施加適量硫磺不僅可顯著提高污染土壤中鎘的生物有效性，也可通過調(diào)節(jié)與硫代謝相關(guān)的功能微生物，顯著增強(qiáng)鎘的植物吸取修復(fù)效率。

硫；鎘；伴礦景天；植物修復(fù)；微生物

在過去的幾十年中，由于工農(nóng)業(yè)活動(dòng)，我國耕地土壤鎘(Cd)含量不斷升高，甚至在工業(yè)落后的地區(qū)也出現(xiàn)鎘污染問題，這嚴(yán)重威脅著生態(tài)環(huán)境和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)功能，危害人體健康[1-2]，鎘污染土壤的治理迫在眉睫。農(nóng)田修復(fù)問題和技術(shù)面臨巨大挑戰(zhàn)，其中植物吸取修復(fù)技術(shù)具有原位、綠色、高效等優(yōu)勢，且能最大限度地減少對土壤微生物群落和理化性質(zhì)的干擾[3-4]，適合修復(fù)大面積污染的農(nóng)田土壤。伴礦景天()是在浙江某鉛鋅礦區(qū)發(fā)現(xiàn)的一種鎘超積累植物[5]，對土壤鎘具有很強(qiáng)的吸收富集能力。伴礦景天對酸性土壤中鎘的去除效率顯著高于中堿性土壤[6]，這與酸性土壤鎘有效性高有關(guān)。因此，如何增強(qiáng)中堿性土壤中鎘的生物有效性，是提高污染土壤中鎘的植物吸取修復(fù)效率的重要途徑。

強(qiáng)化植物修復(fù)技術(shù)包括化學(xué)、生物以及農(nóng)藝等措施，其中化學(xué)強(qiáng)化修復(fù)是指向污染土壤中添加化學(xué)試劑、增加土壤重金屬移動(dòng)性和有效性[7-8]，但外加化學(xué)試劑所引起的二次污染風(fēng)險(xiǎn)以及對土壤理化性質(zhì)的不利影響限制了其實(shí)際應(yīng)用。近年來，硫元素在污染土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化[9-11]以及植物體抵御重金屬毒害方面受到廣泛關(guān)注[12-15]。作為肥料，硫磺可補(bǔ)充作物硫營養(yǎng)，在好氧條件下被氧化成硫酸鹽，釋放H+，降低土壤pH，增加土壤鎘的生物有效性[16-17]。土壤微生物群落組成及活性高低是衡量土壤肥力大小和土壤質(zhì)量高低的一個(gè)關(guān)鍵性指標(biāo)，但土壤微生物群落的多樣性和結(jié)構(gòu)對外界環(huán)境條件的變化較為靈敏，能反映環(huán)境變化和生態(tài)功能[18]。因此，本研究擬選擇典型鎘污染中性農(nóng)田土壤，開展田間微區(qū)試驗(yàn)，探討硫肥對鎘鋅超積累植物伴礦景天鎘吸取修復(fù)效率的影響，并探究硫肥的土壤微生物生態(tài)效應(yīng)，為中性鎘污染農(nóng)田的高效修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤和植物

供試土壤為江蘇省東部某鎘污染農(nóng)田土壤。將采集的0 ~ 15 cm表層土樣風(fēng)干、過篩，部分用于育苗，部分用于基本理化性質(zhì)(表1)的測定，測定方法參考《土壤農(nóng)化分析》[19]。供試土壤為河流沖積母質(zhì)發(fā)育的普通簡育水耕人為土，pH 6.85，為中性土壤[20]，全鎘含量1.33 mg/kg，超出GB15618—2018篩選值[21]。供試植物為伴礦景天，采用種子育苗，于中國科學(xué)院南京土壤研究所植物生長室培養(yǎng)，待其長出4片真葉后選擇大小一致、長勢良好的幼苗移栽至田間。

表1 供試土壤的理化性質(zhì)

1.2 田間試驗(yàn)

田間試驗(yàn)在上述鎘污染農(nóng)田進(jìn)行。試驗(yàn)共設(shè)0、180、360、720 g/m2四個(gè)硫肥處理，每處理重復(fù)3次，隨機(jī)排列。每個(gè)微區(qū)3 m2(長2 m、寬1.5 m)，小區(qū)間開40 cm寬、20 cm深的水溝。供試硫肥為分析純硫磺粉。土地翻耕平整后將硫肥均勻撒在土壤表面，然后多次翻耕使其與耕層土壤混勻。于2018年1月1日移栽伴礦景天幼苗，行、株距均為15 cm?；适┯玫租?5-15-15的復(fù)合肥600 kg/hm2，后期未追肥未灌溉，雜草通過人工撥除。試驗(yàn)于2018年5月30日收獲。

1.3 樣品采集與測定

土壤樣品分別在伴礦景天種植后的0、40、90、150 d時(shí)采集，在150 d時(shí)同時(shí)采集1個(gè)周邊農(nóng)田未施硫土壤(NS)。用不銹鋼土鉆在每個(gè)小區(qū)梅花形取5個(gè)0 ~ 15 cm耕層土壤，混合均勻，土樣運(yùn)至實(shí)驗(yàn)室，部分風(fēng)干后過10目和100目尼龍篩，測定土壤理化性質(zhì)及全鎘量；部分于-80℃冰箱保存，用于土壤微生物提取和高通量測序分析。土壤有效鎘采用pH 7的0.01 mol/L CaCl2按質(zhì)量比為1∶10的土液比浸提，土壤有效硫采用0.008 mol/L Ca(H2PO4)2·H2O按質(zhì)量比為1∶10土液比浸提[20]。土壤全量和有效態(tài)鎘含量采用石墨爐原子吸收分光光度計(jì)(Varian SpectrAA220Z)測定，土壤有效硫含量采用分光光度計(jì)(Metash Spectr UV-5800)測定。

伴礦景天地上部收獲后分別用自來水和去離子水洗凈，105 ℃殺青30 min，70 ℃烘干48 h，稱重，粉碎，HNO3-H2O2(體積比1∶1)消化，采用火焰原子吸收分光光度計(jì)(Varian SpectrAA220FS)測定地上部鎘含量。測定所用試劑均為優(yōu)級純，并采用國家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)(芹菜：GBW10048)進(jìn)行質(zhì)量控制。參比物質(zhì)測定結(jié)果均在合理范圍內(nèi)。

1.4 土壤微生物測序

選用試驗(yàn)90 d時(shí)的不施硫和施硫360 g/m2處理土壤，150 d時(shí)的農(nóng)田周邊自然土壤(NS)、不施硫處理土壤和施硫360 g/m2處理土壤進(jìn)行微生物測序。根據(jù)E.Z.N.A.? soil試劑盒(Omega Bio-tek, Norcross, GA, U.S.)說明書進(jìn)行總DNA抽提，DNA濃度和純度利用NanoDrop2000進(jìn)行檢測，利用1% 瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA提取質(zhì)量；用515F (5'-GTGCCAGC MGCCGCGG-3')和907R (5'-CCGTCAATTCMTTTR AGTTT-3')引物對V4可變區(qū)進(jìn)行PCR擴(kuò)增，擴(kuò)增程序?yàn)椋?5 ℃預(yù)變性3 min，27個(gè)循環(huán)(95 ℃變性30 s，55 ℃退火30 s，72 ℃延伸45 s)，最后72 ℃延伸10 min(PCR儀：ABI GeneAmp? 9700型)。擴(kuò)增體系為20 μl，4 μl 5×FastPfu緩沖液，2 μl 2.5 mmol/L dNTPs，0.8 μl正反向引物(各5 μmol/L)，0.4 μl FastPfu聚合酶，0.2 μl BSA(牛血清蛋白)；10 ng DNA模板，ddH2O補(bǔ)足至20 μl。每個(gè)樣品3個(gè)重復(fù)，將同一樣品的PCR產(chǎn)物混合后用2% 瓊脂糖凝膠回收PCR產(chǎn)物，然后純化。利用Illumina公司的Miseq PE300平臺(tái)進(jìn)行測序(上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司)。

原始測序序列使用Trimmomatic對序列進(jìn)行質(zhì)量控制，設(shè)置50 bp的窗口，如果窗口內(nèi)的平均質(zhì)量值低于20，從窗口前端位置截去后端所有序列，之后再去除質(zhì)控后長度低于50 bp的序列。然后使用FLASH軟件進(jìn)行拼接。拼接時(shí)overlap之間的最大錯(cuò)配率為0.2，長度需大于10 bp，去除無法拼接的序列；根據(jù)序列首尾兩端的barcode和引物將序列拆分至每個(gè)樣本，得到有效數(shù)據(jù)。使用UPARSE軟件(version 7.1 http://drive5.com/uparse/)，根據(jù)97% 的相似度對序列進(jìn)行OTU聚類，并在聚類的過程中去除單序列和嵌合體。利用RDP classifier (http://rdp.cme.msu.edu/) 對每條序列進(jìn)行物種分類注釋，比對Silva數(shù)據(jù)庫(SSU128)，設(shè)置比對閾值為70%。通過計(jì)算各個(gè)處理中各菌屬門類所含序列占所在樣品總序列的比例，得到各菌屬水平的相對豐度，據(jù)此繪制類群的比例條形圖。用Mothur計(jì)算微生物群落的多樣性和豐度指數(shù)(Chao，Ace，InvSimpson指數(shù)，Shannon指數(shù))和各個(gè)樣品微生物群落結(jié)構(gòu)之間的比較。通過主坐標(biāo)軸分析(PCoA)，利用Bray-Curtis距離矩陣闡明樣品間整體群落的差異。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

本文所有數(shù)據(jù)為3次重復(fù)的平均值± 標(biāo)準(zhǔn)差，試驗(yàn)所得數(shù)據(jù)采用Excel 2016和SPSS 19.0軟件進(jìn)行分析，不同處理間差異性分析采用LSD法進(jìn)行多重比較，顯著性水平為<0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同硫處理對土壤pH、有效態(tài)鎘和硫的影響

從圖1A可以看出，在試驗(yàn)進(jìn)行的0 ~ 150 d，除對照處理(施硫0 g/m2)外，土壤pH均隨硫磺劑量和時(shí)間的增加不斷下降。在150 d時(shí)，與對照處理相比，180、360、720 g/m2硫磺處理的土壤pH分別降低了1.85、2.11和2.89個(gè)單位，硫磺處理土壤pH顯著低于對照(圖1A)。因此，中性土壤施用硫磺能夠顯著降低土壤pH，土壤pH的降低幅度與硫磺劑量和施加時(shí)間有關(guān)。本試驗(yàn)最高劑量硫磺處理(720 g/m2)土壤pH可以在150 d內(nèi)從6.85降低到3.69，最大降幅達(dá)到3.16個(gè)單位；在試驗(yàn)進(jìn)行的0 ~ 40 d，土壤pH范圍是6.40 ~ 6.85，下降幅度略小，這與相關(guān)研究前30 d內(nèi)土壤pH明顯降低的結(jié)果不同[22]，主要是因?yàn)楸驹囼?yàn)的前30 d是冬春季節(jié)，野外溫度低，微生物活性低，所以硫磺氧化速度緩慢。在0 ~ 90 d所有硫磺處理土壤pH范圍是5.53 ~ 6.85，不會(huì)發(fā)生過酸的土壤環(huán)境而抑制伴礦景天生長[6]。

圖1 不同硫處理土壤性質(zhì)的變化

與對照處理相比，施硫處理土壤有效鎘含量在0 ~ 90 d沒有顯著變化(圖1B)，但在90 ~ 150 d時(shí)土壤有效鎘含量隨施硫時(shí)間和用量的增加而增加。在150 d時(shí)，施硫180、360、720 g/m2處理，土壤有效鎘含量分別達(dá)0.19、0.31、0.53 mg/kg，均顯著高于對照，而此時(shí)土壤pH范圍是3.69 ~ 4.73，顯著低于對照(6.58)。土壤有效鎘含量與土壤pH極顯著負(fù)相關(guān)，與其他研究結(jié)果一致[23]。土壤有效鎘含量在90 ~ 150 d時(shí)顯著提高，有利于伴礦景天地上部對鎘的吸收和積累。

硫磺在自然微生物的作用下被氧化產(chǎn)生硫酸根，增加土壤有效硫含量。從圖1C可以看出，有效硫含量隨著施硫時(shí)間和硫磺用量的增加而升高。在試驗(yàn)40 d時(shí)，硫磺處理土壤有效硫含量和對照差異顯著。硫磺用量最高(720 g/m2)處理土壤有效硫含量在試驗(yàn)40 d和150 d時(shí)分別達(dá)0.31 g/kg和0.74 g/kg，分別是對照的7.0倍和15.0倍。所有硫磺處理土壤有效硫含量在90 ~ 150 d均呈上升趨勢，且上升幅度大，表明硫磺氧化過程仍在進(jìn)行且氧化速度快，這也與土壤pH在這一時(shí)段內(nèi)下降幅度較大這一現(xiàn)象吻合。5月農(nóng)田環(huán)境適宜的水分和溫度條件更適合微生物的生長繁殖，提高了硫磺氧化速度。可見，隨著施硫量增加和植物種植時(shí)間的延長，土壤pH逐漸下降，有效鎘和有效硫含量則逐漸升高。

2.2 不同硫處理對伴礦景天生長和地上部鎘吸收的影響

伴礦景天在土壤pH 4.5 ~ 8.5的范圍內(nèi)均能生長[6]。但當(dāng)土壤pH過高時(shí)，土壤鎘生物有效性低，會(huì)降低伴礦景天修復(fù)效率，當(dāng)土壤pH過低時(shí)，強(qiáng)酸性的土壤環(huán)境不利于伴礦景天的生長。表2數(shù)據(jù)顯示，各處理間伴礦景天地上部干物質(zhì)量無顯著差異，但是過高的硫磺處理會(huì)略微降低伴礦景天地上部干重，從而影響伴礦景天的修復(fù)效率。在伴礦景天收獲時(shí)，360 g/m2硫磺處理土壤有效鎘含量為0.31 mg/kg，伴礦景天地上部干物質(zhì)量為653 g/m2，地上部Cd含量最高，為70.9 mg/kg，是對照(38.3 mg/kg)的1.85倍，同時(shí)修復(fù)效率也最高(19.4%)，是對照(10.5%)的1.85倍；而720 g/m2硫磺處理土壤有效鎘含量為0.53 mg/kg，伴礦景天地上部干物質(zhì)量為530 g/m2，地上部Cd含量為51.4 mg/kg。這說明土壤中添加的硫磺劑量需要兼顧伴礦景天地上部生物量和土壤有效鎘含量這兩個(gè)因素，只有合適劑量的硫磺處理才能起到強(qiáng)化伴礦景天修復(fù)效率的作用，過高或者過低的硫磺劑量都會(huì)降低伴礦景天修復(fù)效率。

2.3 硫磺對土壤微生物群落的影響

2.3.1 微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性分析 本研究只選用修復(fù)效率最高的硫磺處理(360 g/m2)、對照處理(0 g/m2)及自然背景土壤(NS)進(jìn)行微生物群落分析比較。PCoA分析結(jié)果表明，添加硫磺處理與對照處理土壤微生物群落在試驗(yàn)90 d時(shí)聚集在一起，但當(dāng)試驗(yàn)時(shí)間達(dá)到150 d時(shí)，硫磺處理與對照處理土壤微生物群落相互分異(圖2)。多樣性分析也有相似的結(jié)果，和對照及自然土壤(NS)相比，微生物群落的豐富度指數(shù)Chao和Ace及多樣性InvSimpson和Shannon指數(shù)，在硫磺處理90 d時(shí)無顯著變化；但硫磺處理150 d后，微生物豐富度和多樣性指數(shù)顯著下降(<0.05)(表3)。這些現(xiàn)象說明硫磺氧化時(shí)間越長對微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性影響也越大，這可能是因?yàn)殡S著硫磺氧化時(shí)間的延長，土壤微生物的生存條件變化越來越大，特別是土壤pH。由于大多數(shù)微生物生長最佳pH范圍很窄[24]，并且不適合在強(qiáng)酸性環(huán)境生長。因此隨著施硫肥時(shí)間的延長，土壤pH逐漸下降時(shí)，不適宜環(huán)境的微生物會(huì)逐漸消亡，進(jìn)而使得土壤微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性發(fā)生改變。另外，由于土壤中的微生物對營養(yǎng)攝取及生長速率不盡相同，使得與硫代謝相關(guān)的微生物快速繁殖生長，而競爭能力差及無關(guān)的微生物逐漸被淘汰，這種選擇性的刺激作用是土壤微生物群落對環(huán)境的適應(yīng)性表現(xiàn)。

表2 不同硫處理對伴礦景天生長和鎘吸收以及土壤鎘去除的影響

注：同列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示處理間差異達(dá)到<0.05 顯著水平，下表同。土壤Cd去除率= (×1) / (2×103)，為伴礦景天地上部干物質(zhì)量(g/m2)；1為伴礦景天地上部鎘含量(mg/kg)；2為每平方米耕層土壤Cd含量(239.4 mg)，即鎘全量(1.33 mg/kg)×耕層厚度(15 cm)×容重(1.2 g/cm3)×面積(10000 cm2)。

圖2 各硫處理土壤中微生物群落在 97% 水平上的 OTUs 基于 Bray-Curtis 距離矩陣的PCoA分析

2.3.2 微生物群落組成及硫代謝細(xì)菌分析 硫磺是一種中性化學(xué)物質(zhì)，它能以較低的成本有效地降低土壤pH[25]。土壤中硫磺的氧化反應(yīng)主要是由包括硫桿菌在內(nèi)的各種微生物介導(dǎo)的[26-28]。由圖3可以看出，150 d硫磺處理(360 g/m2)土壤中的變形菌門(Proteocbacteria)比較豐富(46%)，同時(shí)在變形菌門下檢測到多種硫代謝相關(guān)的細(xì)菌(表4)。其中硫氧化菌屬(sp.)屬于嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌目(Acidiferrobacterales)。有研究表明該菌在生長過程中可以氧化單質(zhì)硫和硫代硫酸鹽獲得電子，并且其最佳生長溫度范圍為42 ~ 45 ℃，但是最佳土壤pH為6.8 ~ 8.2[29]。因此，雖然硫磺處理為其提供了充足底物，但是150 d時(shí)的低pH可能抑制了該菌屬微生物的生長，從而導(dǎo)致硫磺處理土壤中sp.數(shù)目要低于無硫磺處理。另外，硫單胞菌屬(sp.)是可以將硫磺和硫代硫酸鹽氧化為硫酸以獲得電子進(jìn)行化學(xué)無機(jī)營養(yǎng)生長的微生物，并且其要求土壤pH為2.7 ~ 6.8，溫度為35 ~ 50 ℃，但最佳土壤pH為4左右[30-31]，這就使得該菌在150 d硫磺處理(360 g/m2)土壤中含量要顯著高于自然土壤(NS)和對照處理土壤，分別是兩者的1 107倍和107倍。這可能主要是因?yàn)榱蚧翘幚硗寥纏H為4.47，為微生物提供了一個(gè)強(qiáng)酸性和底物充足的生長環(huán)境。同樣的原因?qū)е驴梢匝趸虼蛩猁}為硫酸并且在土壤pH為2的條件下也能生長的羅丹諾桿菌屬(sp.)[32-33]出現(xiàn)相同的變化趨勢，即其含量在150 d硫磺處理土壤中要顯著高于無硫磺處理，分別是自然土壤和對照處理土壤的153倍和44倍。這兩種菌通過自身代謝加速了硫肥的氧化，降低了土壤pH，提高了土壤中鎘的生物有效性，進(jìn)而間接地促進(jìn)了伴礦景天對鎘的吸收。同時(shí)，硫肥氧化過程為這兩種硫代謝菌提供了充足的底物和適宜的酸性條件，有利于菌的代謝和繁殖。以上結(jié)果說明，向土壤中添加硫磺不僅可以通過改變土壤理化性質(zhì)，還可通過調(diào)節(jié)土壤中與硫代謝相關(guān)的功能微生物，提高土壤鎘生物有效性，從而強(qiáng)化植物吸取重金屬鎘。

表3 不同時(shí)間各硫處理微生物群落多樣性指數(shù)

圖3 各硫處理土壤中細(xì)菌門相對豐度的比較

表4 各硫處理硫氧化細(xì)菌差異(OUT，%)

注：nd表示未檢出。

3 結(jié)論

施硫可降低中性鎘污染土壤pH、增加鎘的生物有效性，進(jìn)而提高伴礦景天的修復(fù)效率。本試驗(yàn)最佳施硫量為360 g/m2，伴礦景天地上部鎘含量為70.9 mg/kg，耕層土壤全量鎘去除率為19.4%，是對照(10.5%)的1.85倍。硫磺處理為土壤微生物提供了強(qiáng)酸性和底物充足的生長環(huán)境，硫磺氧化后期(150 d)，與硫代謝相關(guān)的功能細(xì)菌和含量顯著高于自然和對照土壤，表明適量硫磺添加是提高中性土壤鎘污染植物吸取修復(fù)效率的有效措施。

[1] 麥麥提吐爾遜·艾則孜, 阿吉古麗·馬木提, 買托合提·阿那依提, 等. 博斯騰湖濕地邊緣帶農(nóng)田土壤重金屬的污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 土壤, 2018, 50(2): 369–375.

[2] 陳宏坪, 戴碧川, 楊新萍, 等. 土壤與水稻籽粒鎘含量相關(guān)性分析及水稻產(chǎn)地土壤鎘臨界值的研究[J]. 土壤, 2018, 50(2): 361–368.

[3] 陳衛(wèi)平, 楊陽, 謝天, 等. 中國農(nóng)田土壤重金屬污染防治挑戰(zhàn)與對策[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2018, 55(2): 261–272.

[4] Mahar A, Wang P, Ali A, et al. Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils: a review[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 126: 111–121.

[5] Wu L H, Luo Y M, Liu Y J, et al.(): A new species from Zhejiang Province, China[J]. Plant Systematics and Evolution, 2013, 299(3): 487–498.

[6] Wu L H, Zhou J W, Zhou T, et al. Estimating cadmium availability to the hyperaccumulatorin a wide range of soil types using a piecewise function[J]. Science of the Total Environment, 2018, 637–638: 1342–1350.

[7] Anwar S, Khan S, Ashraf M Y, et al. Impact of chelator-induced phytoextraction of cadmium on yield and ionic uptake of maize[J]. International Journal of Phytoremediation, 2017, 19(6): 505–513.

[8] Attinti R, Barrett K R, Datta R, et al. Ethylenediaminedisuccinic acid (EDDS) enhances phytoextraction of lead by vetiver grass from contaminated residential soils in a panel study in the field[J]. Environmental Pollution, 2017, 225: 524–533.

[9] Khaokaew S, Chaney R L, Landrot G, et al. Speciation and release kinetics of cadmium in an alkaline paddy soil under various flooding periods and draining conditions[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(10): 4249–4255.

[10] Fulda B, Voegelin A, Kretzschmar R. Redox-controlled changes in cadmium solubility and solid-phase speciation in a paddy soil as affected by reducible sulfate and copper[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(22): 12775–12783.

[11] Hashimoto Y, Furuya M, Yamaguchi N, et al. Zerovalent iron with high sulfur content enhances the formation of cadmium sulfide in reduced paddy soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 2016, 80(1): 55–63.

[12] Vassilev A, Schwitzguebel J P, Thewys T, et al. The use of plants for remediation of metal-contaminated soils[J]. The Scientific World Journal, 2004, 4: 9–34.

[13] Chen G L, Feng T, Li Z X, et al. Influence of sulfur on the arsenic phytoremediation using(.) hara[J]. Bulletin of Environmental Contamina-tion and Toxicology, 2017, 99(3): 411–414.

[14] de Oliveira L M, Ma L Q, Santos J A G, et al. Effects of arsenate, chromate, and sulfate on arsenic and chromium uptake and translocation by arsenic hyperaccumulator[J]. Environmental Pollution, 2014, 184: 187–192.

[15] Saito K. Regulation of sulfate transport and synthesis of sulfur-containing amino acids[J]. Current Opinion in Plant Biology, 2000, 3(3): 188–195.

[16] Cui Y S, Dong Y T, Li H F, et al. Effect of elemental sulphur on solubility of soil heavy metals and their uptake bymaize[J]. Environment International, 2004, 30(3): 323–328.

[17] Martínez C E, Yá?ez C, Yoon S J, et al. Biogeochemistry of metalliferous peats: sulfur speciation and depth distributions of dsrAB genes and Cd, Fe, Mn, S, and Zn in soil cores[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(15): 5323–5329.

[18] 李光宇, 吳次芳. 土壤微生物研究在農(nóng)田質(zhì)量評價(jià)中的應(yīng)用[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2018, 55(3): 543–556.

[19] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 2000.

[20] 周健民, 沈仁芳. 土壤學(xué)大辭典[Z]. 北京: 科學(xué)出版社, 2013.

[21] 環(huán)境保護(hù)部. 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值和管制值(試行): GB 15618—2018 [S]. 北京: 中國標(biāo)準(zhǔn)出版社, 2018

[22] 林葆, 李書田, 周衛(wèi). 影響硫磺在土壤中氧化的因素[J]. 土壤肥料, 2000(5): 3–8.

[23] 曹勝, 周衛(wèi)軍, 羅思穎, 等. 酸堿度調(diào)節(jié)劑對稻田土壤中有效態(tài)鎘的影響研究[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報(bào), 2017, 33(30): 97–102.

[24] Ramirez K S, Craine J M, Fierer N. Nitrogen fertilization inhibits soil microbial respiration regardless of the form of nitrogen applied[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42(12): 2336–2338.

[25] McKenna B A, Kopittke P M, MacFarlane D C, et al. Changes in soil chemistry after the application of gypsum and sulfur and irrigation with coal seam water[J]. Geoderma, 2019, 337: 782–791.

[26] Dowdle P R, Oremland R S. Microbial oxidation of elemental selenium in soil slurries and bacterial cultures[J]. Environmental Science & Technology, 1998, 32(23): 3749–3755.

[27] Wilderer P A, Flemming H C, Davids L. Microorganisms and their role in soil: Fundamentals and applications of bioremediation[M]. Routledge, New York, 2017: 283–332.

[28] Kato S. Biotechnological aspects of microbial extracellular electron transfer[J]. Microbes and Environments, 2015, 30(2): 133–139.

[29] Kojima H, Shinohara A, Fukui M.gen. nov., sp. nov., a sulfur oxidizer isolated from a lake, and proposal offam. nov. andord. nov[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2015, 65(10): 3709–3713.

[30] Moreira D, Amils R. Phylogeny ofand other mixotrophic thiobacilli: Proposal forgen. nov[J]. International Journal of Systematic Bacteriology, 1997, 47(2): 522–528.

[31] Vésteinsdóttir H, Reynisdóttir D B, Orlygsson J.sp. nov., a moderately thermo-philic, hydrogen- and sulfur-oxidizing betaproteoba-cterium isolated from a hot spring[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2011, 61(Pt 1): 132–137.

[32] Lee C S, Kim K K, Aslam Z, et al.sp. nov., isolated from a biofilm on sulfur particles used in an autotrophic denitrification process[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2007, 57(Pt 8): 1775–1779.

[33] van den Heuvel R N, van der Biezen E, Jetten M S M, et al. Denitrification at pH 4 by a soil-derived-dominated community[J]. Environmental Micro-biology, 2010, 12(12): 3264–3271.

Sulfur Assisted Cadmium Phytoextraction byand Its Effect on Microbial Community in Neutral Paddy Soil

WU Guangmei1, 2, WANG Qingling1, HU Pengjie1, YANG Yuying1, DONG Bei1, ZHANG Xumei3, SHEN Wenzhong3, WU Longhua1 *, LUO Yongming1

(1 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, National Engineering Laboratory of Soil Pollution Control and Remediation Technologies, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3Taicang Agricultural Technology Extension Center, Taicang, Jiangsu 215400, China)

Afield plot experiments was conducted to investigate the effects of sulfur(S) application on cadmium(Cd) phytoextraction by, soil properties and microbial community in neutral paddy soil. The results showed that soil pH decreased while available Cd and available S increased with time and S dosages. The treatment of S at 360 g/m2obtained Cd concentration of 70.9 mg/kg in shoots, which was enhanced by 85.1% compared to the control group (38.3 mg/kg). The removal rate of total Cd from surface soil was 19.4%, which was 1.85 times as high as that of the control group (10.5%). The relative abundance ofandin soil treated with 360 g/m2S at 150 day were significantly higher than those of natural and control groups. This study shows that adding appropriate amount of S to neutral soil can not only significantly improve Cd bioavailability in soil, but also enhance the efficiencies of phytoremediation by regulating the functional microorganisms related to S metabolism.

Sulfur; Cadmium;; Phytoremediation; Microorganisms

S19

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.05.007

吳廣美, 王青玲, 胡鵬杰, 等. 鎘污染中性土壤伴礦景天修復(fù)的硫強(qiáng)化及其微生物效應(yīng). 土壤, 2020, 52(5): 920–926.

國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2016YFD0801104)、江蘇省科技計(jì)劃項(xiàng)目(BE2017778)、蘇州市產(chǎn)業(yè)技術(shù)創(chuàng)新專項(xiàng)農(nóng)業(yè)科技創(chuàng)新項(xiàng)目(SNG2017076)和太倉市重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(TC2018SF06)資助。

吳廣美(1993—)，女，山東臨沂人，碩士研究生，主要從事土壤污染與修復(fù)研究。E-mail: wgmnkymm@163.com