趙立君,劉云根,王 妍*,趙 蓉,李 波,鄭 毅

砷污染湖濱濕地底泥微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性

趙立君1,劉云根2,王 妍2*,趙 蓉2,李 波1,鄭 毅1

(1.西南林業(yè)大學濕地學院,云南 昆明 650224；2.西南林業(yè)大學生態(tài)與環(huán)境學院,云南 昆明 650224)

為研究高原砷污染湖濱濕地底泥微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性特征,探尋底泥砷含量及砷形態(tài)與微生物之間的聯(lián)系,采集云南省陽宗海東、西、南、北岸湖濱濕地底泥樣品,利用16S rRNA高通量測序技術(shù),研究了砷污染湖濱濕地底泥微生物豐富度特征,探討了不同砷形態(tài)差異對微生物群落的影響.結(jié)果顯示,底泥砷含量對微生物豐富度影響顯著,砷含量高的南岸區(qū)域微生物的豐富度較高,OTU為1286~1473.而砷含量較低的西岸區(qū)域微生物豐富度也隨之較低,OTU為693~1339.陽宗海湖濱濕地底泥微生物群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定,主要優(yōu)勢類群為Proteobacteria(變形菌門,15.6%~59.6%)、Chloroflexi(綠彎菌門,10.1%~44.9%)及少量的Actinobacteria(放線菌門)和Acidobacteria(酸桿菌門).底泥中砷形態(tài)主要以殘渣態(tài)砷(F5)和無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)為主,無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)對底泥微生物類群影響最為顯著.同時,底泥中生物有效態(tài)砷(非專性吸附態(tài)砷+專性吸附態(tài)砷+無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷)占到19.3%~58.6%,存在環(huán)境釋放風險.研究結(jié)果加深了對砷污染高原湖泊底泥中微生物群落的認識,為湖泊砷污染防治提供微生物治理的理論基礎(chǔ)和科學依據(jù).

砷污染；湖濱濕地；底泥；砷形態(tài)；微生物群落

高原湖泊流域具有面積小、補給水源有限、換水周期長、水環(huán)境容量低等特點,面臨極高的污染風險[1-3],逐漸成為研究熱點.湖濱濕地是攔截外源污染物的有效屏障,也是污染物的重要儲庫,該關(guān)鍵區(qū)域中微生物轉(zhuǎn)化、底泥吸附與解吸、濕地植物吸收等與污染物生物地球化學過程相關(guān)的作用直接決定污染物的水環(huán)境風險[4-5].云南省九大高原湖泊之一的陽宗海曾遭受嚴重的水體砷污染,整個湖泊水體中砷含量達0.13~0.19mg/L,超過地表水環(huán)境質(zhì)量標準Ⅴ類水標準值(0.1mg/L).水體加入絮凝劑治理后,水體砷濃度顯著降低,湖泊底泥成為砷的蓄積體,濃度為10.28~81.54mg/kg[6-7].

砷是自然界廣泛存在元素,在底泥中的賦存形態(tài)決定其毒性效應(yīng)和生態(tài)風險[8-9].研究顯示[10-11],污染物在底泥中的遷移轉(zhuǎn)化過程與微生物活動密切相關(guān),重金屬進入底泥環(huán)境后,會對微生物多樣性及群落結(jié)構(gòu)產(chǎn)生影響.同時微生物介導的砷和磷形態(tài)轉(zhuǎn)化速率和程度均顯著強于化學過程[12-14],是湖濱濕地污染物環(huán)境行為和風險研究不可忽視的重要過程.關(guān)于微生物與砷形態(tài)轉(zhuǎn)化關(guān)系的研究對象大多集中于礦區(qū)、地下含水層和農(nóng)田等與人體健康關(guān)系密切的土壤/底泥環(huán)境[15-16],相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)砷污染對微生物群落分布的多樣性、優(yōu)勢度和均勻度均有顯著影響,然而目前有關(guān)砷污染湖濱濕地微生物研究報道尚少.本研究旨在研究砷污染湖濱濕地底泥微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性特征,探討砷含量及砷形態(tài)對微生物的影響,找尋高效抗砷菌種,以期為高原湖泊砷污染防治提供微生物治理理論基礎(chǔ)和科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

陽宗海(24°51'~24°58'N,102°58'~103°01'E)地處云南省昆明市境內(nèi),屬于高原斷陷淡水湖泊.湖面呈紡錘形,東西寬2.5km,南北長12.7km,湖面面積31.9km2.2008 年陽宗海發(fā)生了砷污染事件而備受關(guān)注.經(jīng)治理以來,陽宗海水體砷污染已得到有效控制,一部分砷隨絮凝劑進入底泥環(huán)境中,對其中微生物產(chǎn)生深刻影響.

1.2 樣品采集與處理

采樣點位置如圖1所示,2017年7月下旬,選取陽宗海湖濱濕地東、西、南、北岸湖濱區(qū)域采集樣品,共布設(shè)4條樣帶,每條樣帶設(shè)距湖岸5m的近岸點和距湖岸15m的遠岸點.分別為:陽宗大河匯入的南岸區(qū)域(S),近岸點為S1,遠岸點為S2;村落聚集的西岸區(qū)域(W),近岸點為W1,遠岸點為W2;捕魚活動較多的沙質(zhì)岸灘北岸區(qū)域(N),近岸點為N1,遠岸點為N2;地處山崖附近環(huán)境相對穩(wěn)定的東岸區(qū)域(E),近岸點為E1,遠岸點為E2.

所有采樣點均用全球定位系統(tǒng)GPS(佳明GPS72)定位.用有機玻璃柱狀底泥分層采樣器采集湖濱濕地表層底泥(1~10cm).每個樣點采集3個平行底泥樣品.樣品存放在-80℃冰箱保存,一部分送往上海美吉生物公司進行高通量測序工作.另一部分經(jīng)真空冷凍干燥,研磨、過篩(100目)備用.

圖1 采樣點分布

1.3 理化指標測試及分析方法

測定的理化指標包括:底泥總磷(TP)采用鉬銻抗分光光度法[17]，底泥總砷(TAs)采用(3:1)王水消解提取[18]測定,砷形態(tài)采用Wenzel等[19]的連續(xù)五步提取法提取(見表1).其中,非專性吸附態(tài)(F1)、專性吸附態(tài)(F2)和無定型氧化物結(jié)合態(tài)(F3)在底泥中具有較高的活性,為生物有效態(tài)砷;后兩種結(jié)合態(tài)砷生物可利用性較低,在底泥中較為穩(wěn)定,為非生物有效態(tài)砷.總砷及各形態(tài)砷的含量均使用AFS-810雙道氫化物發(fā)生原子熒光分光光度計(北京吉天)測定;所有樣品處理測定過程均同時帶試劑空白、平行樣.

表1 樣品砷形態(tài)的提取方法

1.4 樣品16Sr RNA基因測序

底泥16S rRNA的測序工作由上海美吉生物信息科技有限公司完成,以FastDNA Spin Kit for soil DNA(美國Mpbio公司)提取試劑盒對樣本的基因組DNA進行提取.選擇V3~V4可變區(qū),以稀釋的基因組DNA為模板,使用338F(5’-ACTCCTACGGG- AGGCAGCAG-3’)-806R(5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’)[20]引物和高效高保真酶進行PCR,確保擴增效率和準確性.使用TruSeq? DNA Sample Prep Kit(美國Illumina公司)建庫試劑盒進行文庫構(gòu)建,構(gòu)建好的文庫經(jīng)過QuantiFluor?-ST(美國Promega公司)定量,文庫合格后使用MiSeq PE300(美國Illumina公司)進行上機測序.然后對所以樣品的全部序列進行聚類,以97%的相似度將序列聚類成OTU,然后對OTU的代表序列進行物種注釋,確定16S rRNA序列對應(yīng)的微生物名稱.

1.5 生物信息處理

首先對測序得到的原始數(shù)據(jù)進行拼接、過濾,得到有效數(shù)據(jù)[21].然后基于有效數(shù)據(jù)進行OTU聚類和物種分類分析,并將OTU和物種注釋結(jié)合,從而得到每個樣品的OTU和分類譜系的基本分析結(jié)果.再對OTU進行豐度、多樣性指數(shù)等分析,同時對物種注釋在門分類水平上進行群落結(jié)構(gòu)的統(tǒng)計分析.在以上分析的基礎(chǔ)上,進行基于OUT的主成分分析(PCA)并結(jié)合環(huán)境因素進行冗余分析(RAD)等比較分析,揭示微生物在砷污染環(huán)境中的響應(yīng)特征.

2 結(jié)果與分析

2.1 砷污染底泥分析

陽宗海湖濱濕地底泥總砷及各砷形態(tài)含量如表2所示:陽宗海4組岸帶底泥中的砷含量均較高,在15.90~34.09mg/kg之間,超全國水系沉積物背景值[22]2倍以上.其中南岸最高,底泥中總砷含量達到了34.09~34.56mg/kg,其次為西岸和東岸,北岸底泥砷含量最低,為15.90~22.17mg/kg.

表2 樣品總砷、總磷及砷形態(tài)統(tǒng)計

注:F1:非專性吸附態(tài)砷 F2:專性吸附態(tài)砷 F3:無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷 F4:晶型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷 F5:殘渣態(tài)砷.

底泥砷形態(tài)含量規(guī)律較為相似,以殘渣態(tài)砷(F5)含量最多,其次為無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)、晶型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷(F4)和專性吸附態(tài)砷(F2)而非專性吸附態(tài)砷(F1)含量最少.組成上看,生物有效態(tài)砷(F1+F2+F3)和非生物有效態(tài)砷(F4+F5)均占底泥總砷的1/2左右,底泥環(huán)境存在砷釋放的風險.非專性吸附態(tài)砷易被植物吸收利用,占總砷比例較小.專性吸附態(tài)砷和無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷在土壤條件發(fā)生變化時容易發(fā)生改變,進而轉(zhuǎn)化成為有效態(tài)砷釋放出來.晶型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷和殘渣態(tài)砷不易被生物吸收利用,對環(huán)境的危害和風險較小.陽宗海曾使用絮凝劑沉淀湖泊中的砷,部分砷隨絮凝劑進入底泥富集,造成底泥中殘渣態(tài)砷的含量較高.

陽宗海4條樣底泥中總磷含量差異明顯,南岸底泥中總磷含量最高,為933.26~998.26mg/kg,其次為北岸和東岸,西岸底泥中總磷含量相對較少,底泥總磷含量為290.09~415.78mg/kg.

陽宗海湖濱濕地底泥總磷含量與各樣帶地理位置有關(guān),南岸湖濱濕地為陽宗大河匯入?yún)^(qū),伴隨著大量的營養(yǎng)物質(zhì),促使南岸底泥中的總磷含量明顯高于其他3個岸.砷和磷屬于同主族元素,化學性質(zhì)和化學行為相似,均可以通過專性吸附的方式被土壤膠體和土壤中鐵鋁氧化吸附固定,因此砷和磷的競爭關(guān)系是影響砷吸附的重要原因之一[23].

2.2 砷污染湖濱濕地底泥微生物多樣性特征

利用多樣性指數(shù)對陽宗海底泥4組岸帶底泥中微生物多樣性進行分析,結(jié)果如表3所示:得到有效序列總計213039條.S1樣品包含19338條(1473個OTU),S2樣品包含22655條(1286個OTU), N1樣品包含26597條(1136個OTU),N2樣品包含30722條(1188個OTU),W1樣品包含27672條(693個OTU),W2樣品包含28439條(1339個OTU),E1樣品包含24699條(1136個OTU),E2樣品包含34046條(1353個OTU).分屬41門、97綱、192目、336科、564屬、996種.

為分析底泥微生物多樣性差異,本研究采用Chaol指數(shù)、Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)(表3)表征微生物的豐富度和群落多樣性.結(jié)果表明:南岸底泥微生物OTU為1286~1473,豐富度最高.西岸底泥微生物OTU為693~1339,豐富度最低,近遠岸點之間的微生物OTU相差93%,微生物豐富度差異較大.Chaol指數(shù)反映樣本中微生物豐富度、Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)反映樣本中微生物的多樣性,Shannon值越大,說明群落多樣性越高,Simpson指數(shù)值越大,說明群落多樣性越低.多樣性指數(shù)結(jié)果表明,S1樣點的微生物豐富度和多樣性均為最高.W1樣點最低.北岸和東岸底泥微生物豐富度從近岸至遠岸均有小幅增加.Coverage指數(shù)是指各樣本文庫的覆蓋率,其數(shù)值越高,則樣本中序列被測出的概率越高.所有樣品的Coverage指數(shù)均在0.989以上.反映本次測序結(jié)果代表了樣本中微生物的真實情況.

表3 樣品OTU及多樣性指數(shù)

利用韋恩圖可以比較直觀的表現(xiàn)環(huán)境樣本的物種數(shù)目組成相似性及重疊情況(見圖2).結(jié)果表明:陽宗海的4條樣帶底泥微生物OUT為1498~1605,而共有OTU高達852,占各條樣帶OTU的一半以上,表明陽宗海底泥中微生物群落組成基本相似.南岸樣帶的特有OTU為40;東岸樣帶的特有OTU為85;西岸樣帶的特有OTU為31;北岸樣帶的特有OTU為157.由于北岸湖濱底泥中砷含量為4個岸中最低,致使底泥中的特有微生物受影響較小,特有OTU較高.而在砷含量較高的區(qū)域,耐砷優(yōu)勢微生物占據(jù)群落主導,特有微生物相對較少.

湖泊底泥是一個由多種生物和非生物參與的、物質(zhì)頻繁交換的有機、無機混合體.外界營養(yǎng)物質(zhì)的輸入及環(huán)境條件的改變等因素都會影響微生物群落[24].微生物對重金屬污染的響應(yīng)存在差異,有研究表明[25]高濃度的重金屬會對微生物產(chǎn)生脅迫效應(yīng),使其生物量降低.是由于高濃度的重金屬會破壞細胞結(jié)構(gòu)和功能,加快細胞的死亡,抑制微生物的活性或競爭能力從而降低生物量;同時,在重金屬脅迫條件下,微生物需要消耗大量能量以抵御環(huán)境脅迫.韓永和等[26]研究發(fā)現(xiàn),砷脅迫會降低16S rRNA基因豐度、減少微生物數(shù)量.但也有研究[27-28]指出低濃度的重金屬污染能夠促進微生物的生長繁殖,提高細胞活性和增加生物量.國外學者Giller等[29]認為重金屬脅迫對微生物多樣性的影響并不是呈線性的,而是呈現(xiàn)拱橋形,低劑量的重金屬脅迫抑制優(yōu)勢種群的競爭性排除效應(yīng),有利于劣勢種群的生存,導致微生物多樣性增加.

圖2 樣品OUT分布韋恩圖

陽宗海湖濱濕地底泥微生物的豐富度特征呈現(xiàn)空間異質(zhì)性.在底泥砷、磷含量最高的南岸區(qū)域,微生物的豐富度最高,而在砷、磷含量均較低的西岸,微生物的豐富度最低.表明一定的砷脅迫環(huán)境有利于底泥微生物的生長繁殖,微生物更趨向于生活在砷、磷含量較高的底泥環(huán)境.微生物的豐富度也受到砷形態(tài)的影響,底泥中非生物有效態(tài)砷高,其中的微生物豐富度也相對較高.

2.3 砷污染湖濱濕地底泥微生物群落組成特征

利用Mothur方法[30]與SILVA的SSUrRNA數(shù)據(jù)庫進行物種注釋分析(設(shè)定閾值為0.8~1),獲得門水平上分類學信息,統(tǒng)計各樣本的群落組成(見圖3).研究結(jié)果顯示：陽宗海底泥微生物群落組成穩(wěn)定,但近遠岸之間存在著差異.在門分類水平上,微生物群落主要以Proteobacteria(變形菌門)和Chloroflexi(綠彎菌門)為主,含有少量的Actinobacteria(放線菌門)、Acidobacteria(酸桿菌門)和Firmicutes(厚壁菌門).變形菌門在陽宗海湖濱濕地底泥的比重為15.6%~59.6%,綠彎菌門比重為10.1%~44.9%,為陽宗海湖濱濕地底泥中優(yōu)勢菌門.南岸、西岸和東岸從近岸至遠岸區(qū)域變形菌門比重均有一定程度上升,而北岸地區(qū)由近岸至遠岸變形菌門比重下降,綠彎菌門比重上升.

本研究利用主成分(PCA)分析.通過分析不同樣本群落組成可以反映樣本間的差異和距離(見圖4).結(jié)果顯示:軸1(PC1)貢獻值為57.42%,軸2（PC2）貢獻值為20.44%,總貢獻值為77.86%.在陽宗海湖濱濕地中,東岸底泥微生物群落相似度最高,其次為南岸樣帶,北岸樣帶和西岸樣帶相似度較低.東岸由于地處斷崖,環(huán)境較為封閉、穩(wěn)定,受到的干擾較小,同時底泥中非生物有效態(tài)砷的比例較高,促使東岸底泥微生物群落相似度高,群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定.

圖3 門水平微生物群落組成

微生物與湖泊底泥環(huán)境相互作用,一方面微生物對湖泊底泥中營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)和化合物降解起著重要的作用,另一方面湖泊底泥也為微生物的各種代謝活動提供場所,底泥中各種環(huán)境因子的變化[31]都會影響底泥微生物群落的組成和結(jié)構(gòu).砷作為一類脅迫因子和選擇壓力,影響底泥中微生物生理代謝過程、存活、對環(huán)境的適應(yīng)及其所發(fā)揮的生態(tài)功能.

圖4 樣品PCA分析

底泥微生物群落作為湖泊生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性的重要敏感性指標,穩(wěn)定多樣的微生物種群是適應(yīng)外界因素和維持湖泊生態(tài)的必要因素.砷污染會對微生物固有的群落結(jié)構(gòu)和活性造成不利影響[32].微生物若長期處在砷污染的環(huán)境中,群落結(jié)構(gòu)會發(fā)生變化,導致物種多樣性減少,大部分敏感的物種逐漸消失,而關(guān)鍵代謝活動(重金屬抗性)較強的耐性物種存活下來形成新的群落,數(shù)量增多并積累[33],來抵抗砷污染所造成的不利影響.Loren等[34]研究長期受砷和鎘污染的土壤中微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)現(xiàn),土壤中細菌的群落與未污染的土壤差異明顯,其中變形菌門細菌對砷和鎘的耐受能力更強.Sheik等[35]研究指出,當土壤長期受到砷和鉻污染后,變形菌門細菌成為優(yōu)勢菌,放線菌門和酸桿菌門的比例明顯減少.Azarbad等[36]發(fā)現(xiàn)長期受鋅、鎘和鉛污染的森林土壤中微生物的多樣性并沒有減少,只是改變了群落組成.變形菌門在污染土壤中占據(jù)明顯優(yōu)勢,綠彎菌門和芽單胞菌門的豐度增加.還有一些研究[37-38]指出,變形菌門、放線菌門和厚壁菌門中的部分種屬含有三價砷氧化基因(aioA和arrA)、五價砷還原基因(ACR3)和將三價砷排出體外的基因(arsB),這些基因使微生物對砷具有較高的耐性,能夠在長期砷污染或者高砷污染的土壤或沉積物中形成優(yōu)勢微生物種群.陽宗海湖濱濕地底泥中微生物優(yōu)勢類群與相關(guān)研究較為一致,主要以變形菌門與綠彎菌門為主,并含有少量的放線菌門、酸桿菌門和厚壁菌門.底泥中的砷促使部分耐受菌迅速積累成為優(yōu)勢菌群,從而導致底泥中微生物總量有所增加.雖曾經(jīng)遭受過砷污染,但經(jīng)過長時間的治理和微生物自我適應(yīng)使得陽宗海底泥微生物形成了穩(wěn)定多樣的群落.這些微生物種群能夠較好地適應(yīng)砷污染的環(huán)境,并在維持湖泊底泥環(huán)境生態(tài)平衡過程中起重要作用.

2.4 底泥砷形態(tài)與微生物之間的關(guān)系

基于底泥砷形態(tài)測定數(shù)據(jù)(表2)和微生物豐度數(shù)據(jù)構(gòu)建冗余分析(見圖5).篩選的5種砷形態(tài)在第一和第二排序軸的解釋量分別為52.96%和12.99%.結(jié)果顯示:陽宗海底泥中的砷形態(tài)對微生物群落的影響程度不同,對微生物類群影響最強的是無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)且與變形菌門相關(guān)性強,其次為殘渣態(tài)砷(F5)和晶型鐵氧化物結(jié)合態(tài)砷(F4),非專性吸附態(tài)砷(F1)和專性吸附態(tài)砷(F2)對于微生物的影響較小.無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)在底泥中占10.1%~25.4%,比重較大.同時,無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷容易受環(huán)境變化的影響,進而將砷釋放出來,影響底泥微生物群落穩(wěn)定與微生物多樣性.

圖5 砷形態(tài)與微生物相關(guān)性分析

砷在底泥環(huán)境中的形態(tài)及其相互轉(zhuǎn)化決定了其有效性.微生物活動在砷的遷移和形態(tài)轉(zhuǎn)化的過程中起著關(guān)鍵的作用[40],微生物對砷的還原作用可引起砷的活化或釋放[41],同時也會對砷在底泥中的結(jié)合形態(tài)產(chǎn)生影響,進而影響砷的生物有效性、環(huán)境行為及其在不同形態(tài)間的再分配.外源砷進入底泥后其可浸提性、生物有效性或者毒性隨時間延長而逐漸降低[23].同時,砷進入底泥環(huán)境后,也會與底泥微生物發(fā)生相互影響.在厭氧微生物作用下底泥中砷的形態(tài)轉(zhuǎn)化及分配比例對砷的環(huán)境行為與歸趨具有重要影響.Tang等[42]向4種土壤中添加外源加砷溶液并老化一段時間后,發(fā)現(xiàn)土壤中的砷主要以專性吸附態(tài)砷(F2)和無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)2種結(jié)合態(tài)為主.

陽宗海湖濱濕地底泥中生物有效態(tài)砷與非生物有效態(tài)砷的比例接近1:1,同時有效態(tài)的無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)含量較多,對湖濱濕地中的微生物類群影響最大.顯示底泥中存在砷釋放的環(huán)境風險.微生物群落作為湖濱濕地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分之一,維持著水體-沉積物的生態(tài)平衡,陽宗海主要以變形菌門為主的微生物群落中,其部分種屬存在著三價砷氧化基因[37],這些基因不但促使變形菌門成為優(yōu)勢菌門,同時也可以降低底泥中砷的毒性,維持底泥中砷形態(tài)的穩(wěn)定,減少底泥砷釋放的環(huán)境風險.

3 結(jié)論

3.1 陽宗海湖濱濕地底泥微生物數(shù)量眾多,類群豐富.微生物OUT數(shù)為693~1473,其中南岸湖濱區(qū)域微生物豐富度最高,OUT為1286~1473,其次是東岸與北岸湖濱區(qū)域,西岸區(qū)域微生物豐富度最低.微生物豐富度與底泥中總砷、總磷含量具有一致性,含量最高的南岸湖濱區(qū)域(總砷:34.09~34.56mg/kg,總磷:933.26~988.26mg/kg),微生物豐富度最高.

3.2 陽宗海湖濱濕地底泥微生物優(yōu)勢類群主要為Proteobacteria(變形菌門,15.6%~59.6%)、Chloroflexi (綠彎菌門,10.1%~44.9%)及少量的Actinobacteria (放線菌門)和Acidobacteria(酸桿菌門).陽宗海湖濱濕地在長期砷污染環(huán)境下形成了穩(wěn)定多樣的微生物群落結(jié)構(gòu).

3.3 陽宗海湖濱濕地底泥中砷形態(tài)主要以殘渣態(tài)砷(F5)和無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)為主,其中生物有效態(tài)砷占底泥結(jié)合態(tài)砷的19.3%~58.6%,底泥砷存在環(huán)境釋放風險.無定型氧化物結(jié)合態(tài)砷(F3)對底泥中微生物影響最為顯著.

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Microbial community structure and diversity of arsenic-contaminated lakeshore wetland sediments

ZHAO Li-jun1, LIU Yun-gen2, WANG Yan2*, ZHAO Rong2, LI Bo1, ZHENG Yi1

(1.Wetland College, Southwest Forestry University, Kunming 650224, China；2.College of Ecology and Environment, Southwest Forestry University, Kunming 650224, China)., 2019,39(9)：3933~3940

The purpose of the present work was to explore the microbial community structure and diversity characteristics of arsenic-contaminated lakeshore wetland in the Plateau lakes, and to explore the relationship between the content & forms of arsenic and microbial community characteristics in the sediment. This paper collected samples of lakeshore wetland sediments from the east, west, south and north lakeshore of Yangzonghai Lake in Yunnan Province, not only the characteristics of microbial richness in sediments of arsenic-contaminated lakeshore wetlands were analyzed by 16S rRNA high-throughput sequencing technique, but also the effects of arsenic forms on microbial communities were discussed. The results showed: (1) the arsenic content of the sediment has a significant effect on the microbial richness, and the microbial richness is higher with high arsenic content in the South Bank region, which the Operational Taxonomic Units is 1286~1473, In the West Bank region the microbial richness is low with low arsenic content which the Operational Taxonomic Units is 693~1339; (2) The microbial community structure of sediments in Yangzonghai Lake Lakeshore wetland is stable, the dominant populations are Proteobacteria (15.6%~59.6%), Chloroflexi (10.1%~44.9%), with few Actinobacteria and Acidobacteria; (3) The arsenic form in the sediment is mainly composed of residual arsenic (F5) and amorphous oxide-bound arsenic (F3), and F3 has the most significant effect on the microbial community. Meanwhile, the bioavailable arsenic (non-specific adsorbed arsenic + specific adsorbed arsenic + amorphous oxide bound arsenic) in the sediment accounts for 19.3%~58.6%, the risk of arsenic release is high. The research results deepened the understanding of microbial community in sediments of arsenic-contaminated plateau lakes, and provide theoretical and scientific basis for microbial treatment of lake arsenic pollution prevention.

arsenic pollution；lakeshore wetland；sediment；arsenic form；microbial community

X172,X53

A

1000-6923(2019)09-3933-08

趙立君(1992-),男,安徽銅陵人,西南林業(yè)大學碩士研究生,主要研究方向為濕地微生物.發(fā)表論文1篇.

2019-02-25

國家自然科學基金資助項目(31560147,21767027);云南省農(nóng)業(yè)聯(lián)合專項(2018FG001-049)項目資助

* 責任作者, 副教授, wycaf@126.com