張 偉，張麗麗

(1.貴州師范學(xué)院地理與旅游學(xué)院，貴州 貴陽(yáng) 550018；2.中國(guó)科學(xué)院地球化學(xué)研究所環(huán)境地球化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴州 貴陽(yáng) 550081；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

喀斯特小流域石灰土硫形態(tài)和硫酸鹽還原菌分布特征

張 偉1,2①，張麗麗2,3

(1.貴州師范學(xué)院地理與旅游學(xué)院，貴州 貴陽(yáng) 550018；2.中國(guó)科學(xué)院地球化學(xué)研究所環(huán)境地球化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴州 貴陽(yáng) 550081；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

用土壤硫形態(tài)連續(xù)提取和微生物學(xué)方法分析了石灰土中總硫、SO42-、總還原態(tài)硫(TRIS)、有機(jī)硫含量以及硫酸鹽還原菌(SRB)類群和數(shù)量，目的是闡明西南酸沉降地區(qū)土壤中硫化物積累和SRB的分布特征。有機(jī)硫是主要的硫形態(tài)，SO42-是主要的無(wú)機(jī)硫形態(tài)。石灰土中檢出脫硫葉菌屬和脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬類群。石灰土剖面中SRB數(shù)量與TRIS含量增大的深度對(duì)應(yīng)SO42--S含量降低的深度，指示石灰土中存在SO42-異化還原反應(yīng)。石灰土較高pH值和較低的黏粒含量不利于SO42-吸附，生物滯留后剩余SO42-主要通過(guò)淋溶遷移出石灰土剖面。有機(jī)硫是石灰土中大氣酸沉降輸入SO42-的主要硫滯留方式，在硫沉降輸入通量顯著降低后，石灰土中有機(jī)硫礦化在較長(zhǎng)時(shí)期內(nèi)可能導(dǎo)致大量SO42-輸入流域水體，與SO42-淋溶輸出有關(guān)的流域土壤和水體物理化學(xué)組成變化應(yīng)予以關(guān)注。

喀斯特小流域；石灰土；硫形態(tài)；硫酸鹽還原菌

貴州省是巖溶發(fā)育強(qiáng)烈的典型生態(tài)脆弱區(qū)[1-2],也是酸沉降嚴(yán)重的地區(qū),有關(guān)大氣酸性降水的研究早在20世紀(jì)80年代就有報(bào)道[3]。貴州大氣酸沉降主要是硫酸型[4-5]。近年來(lái)對(duì)位于貴州省普定縣境內(nèi)的典型喀斯特小流域的監(jiān)測(cè)顯示,大氣降水的雨量加權(quán)pH值低于5.0,以SO42-計(jì)算的硫濕沉降通量達(dá)50～60 kg·hm-2·a-1,等于或高于20世紀(jì)90年代西歐和北美部分地區(qū)大氣酸沉降達(dá)峰值時(shí)估算的硫沉降通量[5-6]。長(zhǎng)時(shí)期的大氣硫沉降致使土壤溶液中積存過(guò)量的SO42-,這會(huì)刺激土壤生物和植被對(duì)SO42-的同化吸收,進(jìn)而增大土壤有機(jī)硫含量[7-8],同時(shí)土壤溶液中SO42-含量增大導(dǎo)致SO42-淋溶程度增強(qiáng),這又會(huì)導(dǎo)致土壤中堿性陽(yáng)離子庫(kù)的流失[9-10]。另一方面,酸沉降持續(xù)輸入SO42-進(jìn)入土壤溶液,也可能刺激厭氧細(xì)菌驅(qū)動(dòng)的SO42-異化還原過(guò)程[7],這一過(guò)程消耗土壤溶液中的SO42-(被還原形成還原態(tài)的無(wú)機(jī)硫化物),使其成為酸沉降輸入土壤SO42-的一個(gè)不可忽視的匯。

硫酸鹽還原菌(sulfate-reducing bacteria,SRB)是一大類厭氧菌,包含很多不同的類群,廣泛分布于地表厭氧和缺氧的水陸生境[11]。SRB在其代謝活動(dòng)中可以在有機(jī)碳源供給的厭氧微生境中還原SO42-,形成各種還原態(tài)的無(wú)機(jī)硫化物(total reduced inorganic sulfur,TRIS)[12-13]。地表環(huán)境中(≤50 ℃)SRB驅(qū)動(dòng)的SO42-異化還原過(guò)程導(dǎo)致大規(guī)模的SO42-被還原以及有機(jī)質(zhì)被厭氧礦化[14-15],是聯(lián)系碳硫耦合循環(huán)過(guò)程的重要紐帶[16]。研究表明,SO42-含量、有機(jī)碳源類型和數(shù)量以及小生境微生物群落組成是影響SRB分布的主要環(huán)境因素[17]。石灰土是西南喀斯特山區(qū)碳酸鹽巖基巖風(fēng)化形成的主要土壤類型。從檢索到的文獻(xiàn)來(lái)看,目前對(duì)受酸沉降影響的石灰土中SRB驅(qū)動(dòng)的硫的微生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程及其環(huán)境效應(yīng)的關(guān)注較少。筆者以貴州省安順市普定縣境內(nèi)陳旗和后寨河典型喀斯特小流域石灰土為代表,通過(guò)分析石灰土硫形態(tài)和SRB類群及數(shù)量分布特征,結(jié)合石灰土基本理化參數(shù)分析,闡明酸沉降下石灰土中不同形態(tài)硫的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程,深化對(duì)喀斯特地區(qū)土壤硫的微生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程的認(rèn)識(shí),以期為西南喀斯特流域土壤石漠化生態(tài)環(huán)境修復(fù)提供基礎(chǔ)科學(xué)參考。

1 材料與試驗(yàn)

1.1 研究區(qū)與樣品采集

研究區(qū)位于貴州省安順市普定縣境內(nèi)陳旗(26°15′33.90″ N,105°46′38.41″ E,海拔1 324 m)和后寨河(26°16′59.56″ N,105°40′47.36″ E,海拔1 159 m)小流域。普定縣多年平均氣溫為15.1 ℃，平均降水量為1 378 mm。2個(gè)小流域內(nèi)自然坡地坡度多大于25°,坡地土壤以黃色石灰土為主,土壤黏著性差且淺薄,坡地土壤深度一般小于60 cm。選擇小流域內(nèi)未受人類活動(dòng)影響的自然坡地,于2013年6月采集土壤樣品,采樣時(shí)分別在上坡、中坡和下坡選取微地形和植被類型相對(duì)比較均一的位置挖取石灰土剖面樣品,從剖面表層向下以10 cm間隔分層取樣,在每個(gè)土層中部即5、15、25、35和45 cm深度處取樣，每個(gè)剖面采集5個(gè)樣品。所有樣品經(jīng)自然風(fēng)干后分別研磨過(guò)2和0.15 mm孔徑篩,供后續(xù)試驗(yàn)分析。采樣具體情況見表1。

表1 普定縣石灰土剖面采樣情況

Table 1 Field description of limestone soil profiles and sampling in Puding County

小流域位置坡度/(°)土壤剖面編號(hào)陳旗上坡33.1CL-1中坡31.4CL-2下坡28.2CL-3后寨河上坡33.5HL-1下坡31.5HL-2

2個(gè)小流域土壤類型為黃色石灰土，植被類型為灌草叢，母質(zhì)(母巖)為石灰?guī)r。

1.2 石灰土pH值、有機(jī)碳和黏粒含量和含水量測(cè)定

土壤樣品經(jīng)0.5 mol·L-1鹽酸處理去除無(wú)機(jī)碳酸鹽后，用元素分析儀(Elementar Vario Macro,中國(guó)科學(xué)院地球化學(xué)研究所環(huán)境地球化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室)測(cè)定有機(jī)碳含量[18],測(cè)試精度≤0.1%。石灰土黏粒(粒徑<2 μm)含量比例利用篩分結(jié)合靜水沉降的方法進(jìn)行分析測(cè)定[19]。土壤pH值測(cè)定采用無(wú)CO2去離子水作浸提劑,浸提劑與石灰土樣品的質(zhì)量比為2.5∶1。石灰土樣品在 105 ℃烘箱中烘至恒定質(zhì)量,根據(jù)樣品損失的質(zhì)量測(cè)定含水量[8]。

1.3 石灰土各形態(tài)硫含量的測(cè)定

總硫用艾氏卡熔融法提取,根據(jù)生成的BaSO4沉淀重量測(cè)定總硫含量[7]。土壤SO42-用KH2PO4溶液提取[20],提取液經(jīng)0.45 μm孔徑醋酸纖維濾膜過(guò)濾后用離子色譜儀(DIONEX ICS-90,中國(guó)科學(xué)院地球化學(xué)研究所環(huán)境地球化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室)測(cè)定SO42-含量,測(cè)試精度≤1%。總還原態(tài)硫(total reducing inorganic sulfur,TRIS)用HCl-CrCl2混合溶液浸提[21],隨后用重量法分析TRIS含量[22-23]。有機(jī)硫含量通過(guò)總硫含量減去硫酸鹽態(tài)硫(SO42--S)和TRIS含量得到。

1.4 聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)(PCR)分析石灰土中SRB類群

1.4.1 DNA提取與純化

根據(jù)土壤DNA提取和純化試劑盒(Ultra CleanTMSoil DNA Isolation Kit)的操作說(shuō)明,對(duì)石灰土樣品DNA進(jìn)行提取和后續(xù)的純化操作。依據(jù)張偉等[24]的方法進(jìn)行DNA含量和純度分析。最后將檢測(cè)合格的土壤DNA稀釋至50 ng·μL-1供后續(xù)分析。

1.4.2 PCR擴(kuò)增分析SRB類群

根據(jù)DALY等[11]的研究,地表水陸生境中常見的SRB可分為6大類群，分別為脫硫腸菌屬(Desulfotomaculum,DFM)、脫硫葉菌屬(Desulfobulbus,DBB)、脫硫桿菌屬(Desulfobacterium,DBM)、脫硫細(xì)菌屬(Desulfobacter,DSB)、脫硫球菌屬-脫硫線菌屬-脫硫八疊菌屬(Desulfococcus-Desulfonema-Desulfosarcina,DCC-DNM-DSS)和脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬(Desulfovibrio-Desulfomicrobium,DSV-DMB)。SRB的6大類群的PCR擴(kuò)增步驟依據(jù)WANG等[25]的方法進(jìn)行。

1.4.3 參考菌株

該研究中SRB的6大類群PCR擴(kuò)增的陽(yáng)性控制菌株和陰性控制菌株參照張偉等[24]的研究。

1.5 熒光原位雜交反應(yīng)(FISH)分析石灰土中SRB數(shù)量

1.5.1 寡核苷酸探針

該研究中檢測(cè)SRB的探針為SRB385[26],陰性對(duì)照探針為NON338[27]。

1.5.2 土壤樣品預(yù)處理與FISH鏡檢計(jì)數(shù)

按照張偉等[24]的操作方法進(jìn)行土壤樣品預(yù)處理和FISH鏡檢計(jì)數(shù)。

1.5.3 參考菌株

SRB FISH試驗(yàn)操作的陽(yáng)性控制菌株和陰性控制菌株參照張偉等[24]的研究。

2 結(jié)果與討論

2.1 石灰土pH值、C/S比、有機(jī)碳和黏粒含量、含水量

圖1給出了石灰土pH值、C/S比、有機(jī)碳和黏粒含量、含水量的深度分布特征。不同深度石灰土pH值為7.0～7.3,后寨河剖面pH值略高于陳旗剖面,沿剖面深度增加pH值變化不大。石灰土剖面不同深度w(有機(jī)碳)為2.6%～7.1%,陳旗和后寨河2個(gè)小流域石灰土剖面相同深度有機(jī)碳含量變化不大,并且均隨剖面深度增加而急劇減小。石灰土剖面不同深度C/S比為83.7～123.7,2個(gè)小流域石灰土剖面相同深度C/S比變化不大,并且均隨剖面深度增加而降低。不同深度石灰土w(黏粒)為29.2%～33.4%,2個(gè)小流域剖面相同深度黏粒含量變化不大,并且均隨剖面深度增加變化不大。石灰土剖面不同深度含水量w為28.7%～38.3%,2個(gè)小流域石灰土剖面相同深度含水量變化不大,從深度分布來(lái)看,剖面表層至次表層含水量增大,次表層以下隨深度增加含水量有降低趨勢(shì)。

圖1 石灰土剖面pH值、C/S比、有機(jī)碳和黏粒含量、含水量的深度分布特征Fig.1 Variation of soil pH, organic carbon content, C/S ratios, clay content, and soil water content in the limestone soil profiles with depth

2.2 石灰土各形態(tài)硫含量

陳旗和后寨河小流域石灰土剖面總硫、SO42--S、TRIS和有機(jī)硫含量的深度分布特征見圖2。

經(jīng)對(duì)比發(fā)現(xiàn),長(zhǎng)期大氣酸沉降致使西南喀斯特流域石灰土總硫和SO42--S含量顯著高于未受大氣酸沉降影響流域土壤總硫和SO42--S含量[4,28]。有機(jī)硫是石灰土剖面不同深度硫的主要形態(tài),有機(jī)硫占總硫含量的比例為83.3%～93.1%,這個(gè)結(jié)果與其他流域土壤硫含量的研究結(jié)果相似[29-30]。石灰土剖面表層有機(jī)硫占總硫比例較高,隨剖面加深總硫和有機(jī)硫含量逐漸降低,這主要是有機(jī)硫礦化的結(jié)果[31-32]。SO42-是石灰土主要的無(wú)機(jī)硫形態(tài)。SO42--S 和TRIS含量占總硫含量的比例較小,分別為4.2%～7.3%和1.9%～8.2%。SO42--S含量在剖面表層最高,隨剖面加深,SO42--S含量逐漸降低,而TRIS含量有增大的趨勢(shì),這可能與SO42-異化還原和淋溶遷移有關(guān)[33-34]。

CL-1、CL-2和CL-3為陳旗小流域土樣;HL-1和HL-2為后寨河小流域土樣。

2.3 SRB類群和數(shù)量在石灰土中的分布

SRB類群在石灰土剖面中的分布見表2。SRB的 6大類群的PCR擴(kuò)增結(jié)果顯示,石灰土剖面中檢出脫硫葉菌屬和脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬。脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬在陳旗和后寨河小流域石灰土剖面的不同深度均有檢出,說(shuō)明脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬是石灰土中SRB的優(yōu)勢(shì)類群。有研究表明,在水稻土和不同類型湖泊(濕地)沉積環(huán)境中,脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬也是SRB的優(yōu)勢(shì)類群[35-37]。這些研究結(jié)果指示,在不同生境條件下脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬相比其他SRB類群具有更強(qiáng)的適應(yīng)能力,這可能與脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬具有更復(fù)雜多樣的系統(tǒng)進(jìn)化有關(guān)[38-39]。

FISH是一種無(wú)需室內(nèi)純培養(yǎng)即可檢測(cè)具有特定生態(tài)環(huán)境功能細(xì)菌的微生物學(xué)技術(shù),由于SRB在地表環(huán)境硫循環(huán)過(guò)程中的重要性,FISH廣泛應(yīng)用于地表各類型生境中的SRB數(shù)量分析[39-40]。該研究中FISH結(jié)果顯示,石灰土剖面中SRB數(shù)量(以濕土計(jì))為0.87×104～ 4.57×104g-1(圖3)。SRB數(shù)量的深度分布在2個(gè)小流域石灰土剖面中具有相似性,表現(xiàn)為SRB數(shù)量最大值均出現(xiàn)在剖面次底層(HL-1剖面除外),指示石灰土剖面次底層最適于SRB發(fā)育。結(jié)合圖1～2可以看出,SO42--S含量和有機(jī)碳含量在剖面次底層均較高,并且相比剖面表層和中層,剖面次底層具有更好的厭氧環(huán)境,這些環(huán)境因素可能導(dǎo)致SRB數(shù)量在剖面次底層達(dá)最大值[41]。

2.4 異化硫酸鹽還原與TRIS形成

在沒有采礦活動(dòng)的土壤生境,SRB驅(qū)動(dòng)的SO42-異化還原反應(yīng)是土壤中TRIS的主要來(lái)源[21,33]。石灰土剖面SRB數(shù)量、SO42--S含量和TRIS含量的深度分布如圖4所示。石灰土剖面中TRIS含量與SRB數(shù)量呈現(xiàn)基本一致的分布特征(在次底層達(dá)最大值),并且總體上TRIS含量與SRB數(shù)量增大的土層深度對(duì)應(yīng)SO42--S含量降低的土層深度。這些分布特征指示,隨剖面加深SRB驅(qū)動(dòng)的SO42-異化還原反應(yīng)過(guò)程中,TRIS是反應(yīng)的主要產(chǎn)物。

如前所述,驅(qū)動(dòng)SO42-異化還原反應(yīng)的SRB是厭氧細(xì)菌。石灰土剖面中存在厭氧微生境并發(fā)生SO42-異化還原反應(yīng)可能與以下因素有關(guān)。第一,該研究于2013年6月末采集石灰土樣品,6月正值當(dāng)?shù)赜昙?多陰雨天氣,空氣潮濕。石灰土剖面表層樣品采樣深度為表土向下5 cm,土壤含水量相對(duì)較高(圖1)。石灰土剖面表層以下深度在多雨潮濕的天氣條件下可能存在厭氧的生境條件,致使剖面中存在厭氧的SRB驅(qū)動(dòng)的SO42-異化還原反應(yīng)。第二,有研究表明,某些SRB類群(如脫硫微菌屬)不是嚴(yán)格的厭氧菌[42-43],這可能導(dǎo)致石灰土中不是厭氧狀況的微生境發(fā)生SO42-異化還原過(guò)程。最后,某些SRB類群可用不同方式在其生存環(huán)境周圍形成缺氧乃至厭氧的微生境,例如利用金屬硫化物形成局部厭氧的聚合物顆粒[44],這些聚合物顆粒通常形成于有機(jī)質(zhì)氧化分解產(chǎn)生的絡(luò)合物附近,由于有機(jī)質(zhì)氧化分解導(dǎo)致土壤溶液中的溶解氧被快速消耗而形成局部厭氧的微生境[35]。在喀斯特地區(qū)潮濕的石灰土中,腐爛的枯枝落葉和植被根系的分解殘?bào)w可以提供快速氧化分解的有機(jī)質(zhì)，形成局部厭氧的微生境,在這個(gè)微生境內(nèi)可能發(fā)生SO42-異化還原反應(yīng)。

土壤TRIS也可能來(lái)自基巖風(fēng)化,但SRB數(shù)量和TRIS含量增大的土層深度與SO42--S含量降低的土層深度基本一致,結(jié)合對(duì)石灰土存在厭氧微生境的分析,說(shuō)明石灰土剖面中發(fā)生SRB驅(qū)動(dòng)的SO42-異化還原反應(yīng),并且反應(yīng)的主要產(chǎn)物是TRIS。石灰土剖面中SRB數(shù)量與TRIS含量均在次底層達(dá)最大值,而次底層SO42--S含量較中層和表層明顯降低,指示石灰土剖面次底層SRB驅(qū)動(dòng)SO42-異化還原反應(yīng)的活性最大,在這個(gè)深度大量SO42-被異化還原形成TRIS。

表2 SRB類群在石灰土剖面中的分布

Table 2 Distributions of SRB groups along the limestone soil profiles

剖面編號(hào)土層深度/cmDBBDSV-DMBCL-10～10+>10～20+>20～30++>30～40++>40～50+CL-20～10+>10～20++>20～30++>30～40++>40～50+CL-30～10+>10～20++>20～30++>30～40+>40～50+HL-10～10++>10～20++>20～30+>30～40+>40～50+HL-20～10+>10～20+>20～30++>30～40++>40～50+

DBB為脫硫葉菌屬;DSV-DMB為脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬。CL-1、CL-2和CL-3為陳旗小流域土樣;HL-1和HL-2為后寨河小流域土樣。+表示檢出。脫硫腸菌屬(DFM)、脫硫桿菌屬(DBM)、脫硫細(xì)菌屬(DSB)和脫硫球菌屬-脫硫線菌屬-脫硫八疊菌屬(DCC-DNM-DSS)均未檢出。

CL-1、CL-2和CL-3為陳旗小流域土樣;HL-1和HL-2為后寨河小流域土樣。SRB數(shù)量以濕土計(jì)。

CL-1、CL-2和CL-3為陳旗小流域土樣;HL-1和HL-2為后寨河小流域土樣。SRB數(shù)量以濕土計(jì)。

有機(jī)碳含量在石灰土剖面中隨剖面加深而急劇降低(圖1),這可能限制了剖面底層SO42-異化還原反應(yīng)所需的有機(jī)碳源的供給,進(jìn)而導(dǎo)致底層反應(yīng)速率和TRIS含量降低[41]。

2.5 有機(jī)硫礦化

有機(jī)硫形態(tài)是石灰土剖面中硫的主要形態(tài)。石灰土剖面表層至底層總硫和有機(jī)硫含量逐漸降低(圖2),這與歐洲一些地區(qū)土壤剖面中總硫和有機(jī)硫的深度分布相似,主要與有機(jī)硫在剖面中的礦化有關(guān)[31-32]。有機(jī)硫礦化是土壤硫循環(huán)的重要過(guò)程[31-32]。NORMAN等[45]開展的室內(nèi)土壤淋濾試驗(yàn)顯示,土壤中有機(jī)硫化物礦化分解涉及2步反應(yīng)。第1步是慢速反應(yīng),即碳鍵形態(tài)硫轉(zhuǎn)化形成有機(jī)硫酸鹽;第2步是快速反應(yīng),即有機(jī)硫酸鹽水解轉(zhuǎn)化形成次生SO42-。有機(jī)硫酸鹽和次生SO42-均可通過(guò)淋溶而向下遷移。根據(jù)以上分析,石灰土剖面有機(jī)硫含量隨剖面加深而逐漸降低,指示了石灰土剖面中持續(xù)進(jìn)行的有機(jī)硫礦化過(guò)程,以及礦化產(chǎn)物有機(jī)硫酸鹽水解和次生SO42-的淋溶遷移過(guò)程。因?yàn)橛袡C(jī)硫是石灰土硫的主要存在形態(tài),致使總硫含量隨剖面加深而逐漸降低(圖2)。

2.6 SO42-的生物滯留與遷移

地表土壤和植物同化吸收硫元素的主要形態(tài)是SO42-,SO42-被生物同化吸收后形成有機(jī)硫化物。除了形成有機(jī)硫化物,酸沉降輸入石灰土剖面中的SO42-可在SRB作用下經(jīng)異化還原反應(yīng)形成TRIS[21,33]。生物滯留(SO42-同化還原形成有機(jī)硫化物和異化還原形成TRIS)后SO42-的吸附、解吸和淋溶遷移過(guò)程是影響剖面中SO42--S垂直分布的主要因素。土壤pH值是影響SO42-吸附和解吸過(guò)程的重要因素[29,46]。石灰土剖面pH值變化范圍為7.0～7.3,同時(shí)石灰土黏粒含量比黃壤低[5],因此石灰土對(duì)SO42-的吸附基本可以忽略[46]。石灰土中SO42-經(jīng)生物滯留后剩余的部分通過(guò)淋溶遷移進(jìn)入地下水,或者短暫滯留在剖面中的SO42-被解吸下來(lái)的先前吸附的SO42-所替代,導(dǎo)致SO42-在石灰土剖面中形成一個(gè)穩(wěn)定的向下遷移的通量。因此,SO42-的生物滯留和淋溶遷移導(dǎo)致石灰土剖面中SO42--S含量隨剖面加深而逐漸降低(圖2、4)。有機(jī)硫酸鹽快速水解產(chǎn)生的次生SO42-也伴隨解吸的SO42-向下遷移。SO42-在石灰土剖面中的淋溶遷移會(huì)導(dǎo)致等當(dāng)量的堿性陽(yáng)離子遷移出土壤剖面[9-10],但目前來(lái)看,由于石灰土鈣鎂含量豐富,SO42-的遷移并沒有導(dǎo)致石灰土pH值明顯降低[34],石灰土沒有酸化。

3 結(jié)論

石灰土剖面主要的硫形態(tài)是有機(jī)硫?？偭蚝陀袡C(jī)硫含量在石灰土剖面表層至底層降低與有機(jī)硫持續(xù)礦化有關(guān)。石灰土剖面中檢出脫硫葉菌屬和脫硫弧菌屬-脫硫微菌屬類群。剖面中SRB數(shù)量與TRIS含量增大的土層深度與SO42--S含量降低的土層深度基本一致,指示剖面中發(fā)生了以TRIS為主要產(chǎn)物的SO42-異化還原反應(yīng)。石灰土較高的pH值和較低的黏粒含量不利于SO42-吸附,SO42-經(jīng)生物滯留(同化還原形成有機(jī)硫和異化還原形成TRIS)后剩余的部分主要通過(guò)淋溶而遷移出石灰土剖面。目前來(lái)看,由于石灰土鈣鎂含量豐富,酸沉降下伴隨SO42-淋溶遷移的堿性陽(yáng)離子的淋失并沒有引起土壤pH值的顯著降低。但值得關(guān)注的是,酸沉降輸入的SO42-主要以有機(jī)硫形態(tài)滯留在石灰土中,SO42-吸附不是主要的硫滯留方式,則在硫的年沉降通量顯著降低后,石灰土中有機(jī)硫礦化在較長(zhǎng)時(shí)期內(nèi)可能導(dǎo)致大量SO42-進(jìn)入流域水體,與之相關(guān)的流域土壤理化性質(zhì)和水體化學(xué)組成變化等相關(guān)的環(huán)境效應(yīng)應(yīng)予以關(guān)注。

[1] 劉叢強(qiáng),蔣穎魁,陶發(fā)祥,等.西南喀斯特流域碳酸鹽巖的硫酸侵蝕與碳循環(huán)[J].地球化學(xué),2008,37 (4):404-414.[LIU Cong-qiang,JIANG Ying-kui,TAO Fa-xiang,etal.Chemical Weathering of Carbonate Rocks by Sulfuric acid and the Carbon Cycling in Southwest China[J].Geochimica,2008,37(4):404-414.]

[2] 蘇維詞.中國(guó)西南巖溶山區(qū)石漠化的現(xiàn)狀成因及治理的優(yōu)化模式[J].水土保持學(xué)報(bào),2002,16(2):29-32.[SU Wei-ci.Controlling Model for Rocky Desertification of Karst Mountainous Region and Its Preventing Strategy in Southwest China[J].Journal of Soil and Water Conservation,2002,16(2):29-32.]

[3] ZHAO D,XIONG J,XU Y,etal.Acid Rain in Southwestern China[J].Atmospheric Environment,1988,22(2):349-358.

[4] WANG Z Y,ZHANG X S,ZHANG Y,etal.Accumulation of Different Sulfur Fractions in Chinese Forest Soil Under Acid Deposition[J].Journal of Environmental Monitoring,2011,13(9):2463-2470.

[5] ZHANG W,LIU C Q,WANG Z L,etal.Speciation and Isotopic Composition of Sulfur in Limestone Soil and Limestone Soil in Karst Areas,Southwest China:Implications for Different Responses to Acid Deposition[J].Journal of Environmental Quality,2014,43(3):809-819.

[6] LARSSEN T,LYDERSEN E,TANG D,etal.Acid Rain in China[J].Environmental Science & Technology,2006,40(2):418-425.

[7] ALEWELL C,NOVK M.Spotting Zones of Dissimilatory Sulfate Reduction in a Forested Catchment:The34S-35S Approach[J].Environmental Pollution,2001,112(3):369-377.

[8] LIKENS G E,DRISCOLL CT,BUSO D C,etal.The Biogeochemistry of Sulfur at Hubbard Brook[J].Biogeochemistry,2002,60(3):235-316.

[9] KIRCHNER J W,LYDERSEN E.Base Cation Depletion and Potential Long-Term Acidification of Norwegian Catchments[J].Environmental Science & Technology,1995,29(8):1953-1960.

[10]DRISCOLL C T,DRISCOLL K M,MITCHELL M J,etal.Effects of Acidic Deposition on Forest and Aquatic Ecosystems in New York State[J].Environmental Pollution,2003,123(3):327-336.

[11]DALY K,SHARP R J,MCCARTHY A J.Development of Oligonucleotide Probes and PCR Primers for Detecting Phylogenetic Subgroups of Sulfate-Reducing Bacteria[J].Microbiology,2000,146(2):1693-1705.

[12]CASTRO H F,WILIAMS N H,OGRAM A.Phylogeny of Sulfate-Reducing Bacteria[J].FEMS Microbiology Ecology,2000,31:1-9.

[13]ZHANG W,WANG Z L,WANG M Y.Analyses of the Vertical and Temporal Distributions of Sulfate-Reducing Bacteria in Lake Erhai,Southwest China[J].Research Journal of Chemistry and Environment,2012,16(3):44-51.

[14]HAO O J,CHEN J M,HUANG L,etal.Sulfate-Reducing Bacteria[J].Critical Reviews in Envirnmental Science and Technology,1996,26(2):155-187.

[15]KLEIKEMPER J,PELZ O,SCHROTH M H,etal.Sulfate Reducing Bacterial Community Response to Carbon Source Amendments in Contaminated Aquifer Microcosms[J].FEMS Microbiology Ecology,2002,42(1):109-118.

[16]BALDWIN D S,MITCHELL A.Impact of Sulfate Pollution on Anaerobic Biogeochemical Cycles in a Wetland Sediment[J].Water Research,2012,46(4):965-974.

[17]BAHR M,CRUMP B C,KLEPAC-CERAJ V,etal.Molecular Characterization of Sulfate-Reducing Bacteria in a New England Salt Marsh[J].Environmental Microbiology,2005,7(8):1175-1185.

[18]MIDWOOD A J,BOUTTON T W.Soil Carbonate Decomposition by Acid Has Little Effect on δ13C of Organic Matter[J].Soil Biology & Biochemistry,1998,30(10):1301-1307.

[19]ZHU S F,LIU C Q.Vertical Patterns of Stable Carbon Isotope in Soils and Particle-Size Fractions of Karst Areas,Southwest China[J].Environmental Earth Sciences,2006,50(8):1119-1127.

[20]PRIETZEL J,MAYER B,KROUSE H R,etal.Transformation of Simulated Wet Sulfate Deposition in Forest Soils Assessed by a Core Experiment Using Stable Sulfur Isotopes[J].Water Air and Soil Pollution,1995,79(1):243-260.

[21]FOSSING H,J?RENSEN B B.Measurement of Bacterial Sulfate Reduction in Sediments:Evaluation of a Single-Step Chromium Reduction Method[J].Biogeochemistry,1989,8(3):205-222.

[22]HALL G E M,PELCHAT J C,LOOP J.Separation and Recovery of Various Sulphur Species in Sedimentary Rocks for Stable Sulphur Isotopic Determination[J].Chemical Geology,1988,67(1/2):35-45.

[23]BACKLUND K,BOMAN A,FR?JD?S,etal.An Analytical Procedure for Determination of Sulfur Species and Isotopes in Boreal Acid Sulfate Soils and Sediments[J].Agricultural and Food Science,2005,14(1):70-82.

[24]張偉,張麗麗.喀斯特小流域黃壤硫形態(tài)和硫酸鹽還原菌分布特征[J].生態(tài)學(xué)雜志,2016,35(10):2793-2803.[ZHANG Wei,ZHANG Li-li.Distributions of Sulfur Forms and Sulfate-Reducing Bacteria in Yellow Soil of Small Karst Catchment[J].Chinese Journal of Ecology,2016,35(10):2793-2803.]

[25]WANG M Y,LIANG X B,YUAN X Y,etal.Analyses of the Vertical and Temporal Distribution of Sulfate-Reducing Bacteria in Lake Aha (China)[J].Environmental Earth Sciences,2008,54(1):1-6.

[26]AMANN R I,LUDWIG W,SCHLEIFER K H.Phylogenetic Identification andinsituDetection of Individual Microbial Cells Wthout Cultivation[J].Microbiological Reviews,1995,59(1):143-169.

[27]CHRISTENSEN H,HANSEN M,S?RENSEN J.Counting and Size Classification of Active Soil Bacteria by FluorescenceinsituHybridization With an rRNA Oligonucleotide Probe[J].Applied and Environmental Microbiology,1999,65(4):1753-1761.

[28]ZHOU W,LI S T,WANG H,etal.Mineralization of Organic Sulfur and Its Importance as a Reservoir Plant-available Sulfur in Upland Soils of North China[J].Biology and Fertility of Soils,1999,30(3):245-250.

[29]STANKO-GOLDEN K M,SWANK W T,FITZGERALD J W.Factors Affecting Sulfate Adsorption,Organic Sulfur Formation,and Mobilization in Forest and Grassland Spodosols[J].Biology and Fertility of Soils,1994,17(4):289-296.

[31]M?RTH C M,TORSSANDER P,KJ?NNAS O J,etal.Mineralization of Organic Sulfur Delays Recovery From Anthropogenic Acidification[J].Environmental Science & Technology,2005,39(14):5234-5240.

[33]KROUSE H R,GRINENKO V A.Stable Isotopes:Natural and Anthropogenic Sulphur in the Environment[M].Chichester,UK:John Wiley & Sons,1991:1-440.

[34]LARSSEN T,DUAN L,MULDER J.Deposition and Leaching of Sulfur,Nitrogen and Calcium in Four Forested Catchments in China:Implications for Acidification[J].Environmental Science & Technology,2011,45(4):1192-1198.

[35]WIND T,CONRAD R.Sulfur Compounds,Potential Turnover of Sulfate and Thiosulfate,and Numbers of Sulfate-Reducing Bacteria in Planted and Unplanted Paddy Soil[J].FEMS Microbiology Ecology,1995,18(4):257-266.

[36]HINES M E,EVANS R S,SHARAK-GENTHNER B R,etal.Molecular Phylogenetic and Biogeochemical Studies of Sulfate-Reducing Bacteria in the Rhizosphere ofSpartinaalterniflora[J].Applied and Environmental Microbiology,1999,65(5):2209-2216.

[37]STUBNER S.Quantification of Gram-Negative Sulphatereducing Bacteria in Rice Field Soil by 16S rRNA Genetargeted Real-Time PCR[J].Journal of Microbiological Methods,2004,57(2):219-230.

[38]DEVERUX R,DELANEY M,WIDDEL F,etal.Natural Relationships Among Sulfate-Reducing Eubacteria[J].Journal of Bacteriology,1989,171(12):6689-6695.

[39]ICGEN B,HARRISON S.Identification of Population Dynamics in Sulfate-Reducing Consortia on Exposure to Sulfate[J].Research in Microbiology,2006,157(10):922-927.

[40]PURDY K J,NEDWELL D B,EMBLEY T M,etal.Use of 16S rRNA-Targeted Oligonucleotide Probes to Investigate the Occurrence and Selection of Sulfate-Reducing Bacteria in Response to Nutrient Addition to Sediment Slurry Microcosms From a Japanese Estuary[J].FEMS Microbiology Ecology,1997,24(3):221-234.

[41]TKEBUCHAVA L F,KOMAROVA T I,ILINSKII V V,etal.Carbon-Oxidizing and Sulfate-Reducing Bacteria in Mozhaisk Reservoir Soils[J].Water Resources,2004,31(5):560-564.

[42]MINZ D,FLAX J,GREEN S J,etal.Diversity of Sulfate-Reducing Bacteria in Oxic and Anoxic Regions of a Microbial Mat Characterized by Comparative Analysis of Dissimilatory Sulfide Reductase Genes[J].Applied and Environmental Microbiology,1999,65(10):4666-4671.

[43]JONKERS H M,KOH I O,BEHREND P.etal.Aerobic Organic Carbon Mineralization by Sulfate-Reducing Bacteria in the Oxygen-saturated Photic Zone of a Hypersaline Microbial Mat[J].Microbial Ecology,2005,49(2):291-300.

[44]FUKUI M,TAKII S.Survival of Sulfate-Reducing Bacteria in Oxic Surface Sediment of a Seawater Lake[J].FEMS Microbiology Letters,1990,73(4):317-322.

[45]NORMAN A L,GIESEMANN A,KROUSE H R,etal.Sulphur Isotope Fractionation During Sulphur Mineralization:Results of an Incubation-Extraction Experiment With a Black Forest Soil[J].Soil Biology & Biochemistry,2002,34(34):1425-1438.

[46]PRIETZEL J,MAYER B,LEGGE A H.Cumulative Impact of 40 Years of Industrial Sulfur Emissions on a Forest Soil in West-Central Alberta(Canada)[J].Environmenal Pollution,2004,132(1):129-144.

(責(zé)任編輯： 許 素)

Forms of Sulfur and Distribution of Sulfate-Reducing Bacteria in Limestone Soil of Small Karst Catchment.

ZHANGWei1,2，ZHANGLi-li2,3

(1.School of Geography and Tourism, Guizhou Normal College, Guiyang 550018, China;2.State Key Laboratory of Environmental Geochemistry, Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guiyang 550081, China;3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

Samples of limestone soil collected from a small karst catchment affected by acid deposition in Southwest China were collected for analysis of total sulfur (TS), organic S, SO42--S, total reduced inorganic sulfur (TRIS), and groups of sulfate-reducing bacteria (SRB) and their populations with the soil sulfur sequential extraction method and microbiological methods in an attempt to determine forms of sulfur and to characterize SRB distribution in the soil. It was found that organic sulfur was the major form of sulfur, while SO42-was that of inorganic sulfur in the limestone soil. Bacteria ofDesulfobulbusgenus andDesulfovibrio-Desulfomicrobiumgroup were detected in the limestone soil. The depth of the soil layer where SRB began to increase in population and TRIS in content corresponded well to that where SO42--S began to decrease in content, which indicates that dissimilatory SO42-reduction occurs in the limestone soil. The high pH and low clay content of the soil are adverse to SO42-adsorption; therefore the remaining SO42-after biological S retention is easily leached out of the limestone soil. SO42-entering the soil with atmospheric deposition is retained mostly in the form of organic sulfur, of which mineralization releases large volumes of SO42-into rivers and groundwater for a long period of time after annual sulfur deposition rate dropped by a large margin, thus affecting physic-chemical properties of the soils and chemical composition of the surrounding waterbodies. Therefore, more attention should be paid to such environmental responses in future.

small karst catchment; limestone soil; sulfur form; sulfate-reducing bacteria

2016-07-30

國(guó)家自然科學(xué)基金(41463004,41573081);貴州省自然科學(xué)基金(黔科合J字[2014]2135);中國(guó)博士后基金(2015M572502)

Q178

A

1673-4831(2017)07-0645-08

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.07.009

張偉(1980—),男,貴州貴陽(yáng)人,副教授,博士,主要研究方向?yàn)樗镰h(huán)境硫循環(huán)及其相關(guān)的重金屬和營(yíng)養(yǎng)鹽遷移轉(zhuǎn)化的環(huán)境效應(yīng)。E-mail: zhangwei8086@163.com

① 通信作者E-mail: zhangwei8086@163.com