微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度的关系

周 醒，曲 东

(西北农林科技大学 资源环境学院，陕西 杨凌 712100)

微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度的关系

周 醒，曲 东

(西北农林科技大学 资源环境学院，陕西 杨凌 712100)

【目的】 探讨水稻土中微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度之间的关系。【方法】 以6种不同来源(吉林永吉、黑龙江东宁、天津宝坻、天津塘沽、四川邛崃和江西南昌)的水稻土为材料，对水稻土浸提液和泥浆进行厌氧培养试验，向培养体系中添加磷酸盐后，使土壤浸提液中磷酸盐质量浓度分别为30.97，61.94，123.88，247.66和 371.64 mg/L，泥浆培养体系中最终磷含量分别为52，103，206，413和619 mg/kg，均以不添加磷酸盐为对照，测定培养期间土壤浸提液和泥浆中Fe(Ⅱ)、有效磷含量的变化。【结果】 在土壤浸提液培养试验中，添加30.97 mg/L的磷酸盐对微生物Fe(Ⅲ)还原过程有明显促进作用，而高质量浓度(371.64 mg/L)磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原具有明显抑制作用；采自江西南昌和四川邛崃的水稻土浸提液中Fe(Ⅲ)还原比较迅速，而采自吉林永吉和天津塘沽的土壤浸提液中Fe(Ⅲ)还原较为缓慢；采自天津宝坻和四川邛崃的土壤浸提液中Fe(Ⅲ)还原微生物对磷酸盐质量浓度的适应范围较大，采自江西南昌、吉林永吉、黑龙江东宁的酸性水稻土浸提液中Fe(Ⅲ)还原微生物对磷酸盐质量浓度变化比较敏感；有效磷质量浓度在不同pH值的土样中表现出不同的变化趋势，采自江西南昌、吉林永吉、黑龙江东宁的酸性土壤浸提液体系中有效磷质量浓度没有明显改变，而采自天津宝坻、四川邛崃、天津塘沽的石灰性土壤浸提液体系中有效磷质量浓度在培养初期呈降低趋势。在泥浆厌氧培养试验中，磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原的影响程度与土壤浸提液的培养试验相比明显减弱，通过Fe(Ⅲ)还原特征参数可以看出，不同磷酸盐处理间仍然存在一定的显著性差异。在酸性水稻土中，被固持的有效磷随Fe(Ⅲ)还原过程的进行被不断释放，有效磷的增加幅度与Fe(Ⅲ)还原能力的排序一致；在碱性水稻土中，加入的磷酸盐在培养前期被大量固定，有效磷含量均明显降低。【结论】 厌氧环境中的微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度相互影响，高质量浓度磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原均具有明显的抑制作用。磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原的影响与pH值有关，在酸性条件下，随着Fe(Ⅲ)被微生物还原成Fe(Ⅱ)，被吸附的磷得以释放，有效磷质量浓度增加；在碱性条件下，有效磷质量浓度随Fe(Ⅲ)被还原而降低。

微生物Fe(Ⅲ)还原；磷酸盐；水稻土；厌氧培养

磷是植物必需的矿质营养元素之一，在提高作物的产量及品质方面具有重要作用。土壤中磷营养的供应能力与土壤矿物组成、微生物活力及其环境因素密切相关。土壤无机磷主要与土壤中的钙、铁、铝及土壤胶体结合，可形成Ca-P、Fe-P、Al-P及O-P等无机磷形态，从而使土壤磷素的有效性产生差异。石灰性土壤中产生的Ca-P是制约土壤有效磷含量的主要因素，而在大多数酸性土壤中,Fe和Al则是主要的固磷基质[1]。水稻田淹水后，由于Fe(Ⅲ)的活动，水溶性磷减少，Fe-P和Al-P大幅增加，因此厌氧环境下微生物Fe(Ⅲ)还原对磷循环十分重要[2]。针对土壤中磷素迁移转化机制的探讨始终是土壤化学领域的研究热点，鉴于稻田生态系统的特点，在研究磷素有效性的方法上应有别于旱地土壤，其中淹水土壤中氧化铁的转化是主要的影响因素之一。土壤中的氧化铁可以通过还原和水解作用、表面羟基化、表面质子化及吸水、脱水过程得到活化[3]。干湿交替过程可以使土壤中结晶态氧化铁含量减少，无定形氧化铁含量增加，从而提高土壤对无机磷的固持能力，降低磷的有效性[4]。也有报道显示，土壤中被铁固定的磷素(Fe-P)在还原条件下可以通过氧化铁的还原过程得到释放，表明稻田的Fe(Ⅲ)还原过程与磷素转化具有密切关系[5]。Chacon等[6]发现，微生物介导的Fe(Ⅲ)还原过程可以使强烈吸附在铁氧化物表面的磷得以释放，而还原产物氢氧化亚铁凝胶具有更大的磷吸附容量。因此，深入探讨Fe(Ⅲ)还原环境下磷素的转化特征，对于正确评估稻田土壤的供磷能力以及磷素流失导致的环境风险具有重要的理论和实际意义。

Fe(Ⅲ)还原过程主要由微生物介导，而微生物的生长需要适宜的磷酸盐浓度。谢天卉等[7]研究表明，厌氧环境下产氢微生物EthanoligenensharbinenseYUAN-3的生物量随磷酸盐浓度的增加呈现先增后减的趋势，细胞干质量在磷浓度为4 mmol/L时达到最大。Conrad等[8]研究发现，磷酸盐浓度高于20 mmol/L时会抑制乙酸营养型产甲烷微生物的生长，而Fe(Ⅲ)还原微生物中也包括乙酸营养型产甲烷微生物。目前，针对土壤磷循环的研究较多，但磷肥施入水稻土后是否会对Fe(Ⅲ)还原微生物产生毒害作用尚不明确。如果高浓度磷酸盐抑制了Fe(Ⅲ)还原微生物的生长，将会间接削弱微生物Fe(Ⅲ)还原过程的环境效益。另外，在研究淹水土壤中铁循环与磷素有效性关系方面，针对我国不同类型水稻土的系统研究相对较少。由于土壤性质的差异，其钙、铁及pH等固磷基质不同，对磷素转化也会产生影响。本研究选取我国不同类型的水稻土，通过水稻土浸提液厌氧培养和泥浆厌氧培养试验，探究发生在水稻土浸提液体系和人工模拟的淹水水稻土中微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度的关系，以期为深入认识铁和磷之间的相互作用机理及影响因素提供必要的依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试6种水稻土样品分别采自我国不同稻区，采样地点包括：吉林省吉林市永吉县万昌镇朱家村(用“YJ”表示)和黑龙江省牡丹江市东宁县三岔口镇(用“DN”表示)，属于东北早熟单季稻作带；天津市宝坻县王卜庄镇后张司马村(用“BD”表示)和天津市塘沽区四道桥农场(用“TG”表示)，属于华北半湿润单季稻作带；四川省成都市邛崃县回龙镇柏杨村(用“QL”表示)和江西省南昌县莲塘镇江西农科院农场(用“NC”表示)，属于华中湿润单季/双季稻作带。在水稻收获后，采集0～20 cm土层的样品，自然风干，磨细，过孔径1 mm土壤筛，储存备用。供试水稻土的基本理化性质见表1 。从6种水稻土的pH值上可将其分为酸性和弱碱性2类，后者具有明显的石灰反应。

表1 供试土壤的基本理化性质Table 1 Basic properties of the soil samples

1.2 试验设置与方法

1.2.2 泥浆的厌氧培养 分别称取不同水稻土 3.000 g若干份，置于10 mL无菌血清瓶中，分别加入2.0 mL不同质量浓度的磷酸盐缓冲液及1.0 mL蒸馏水，以不加磷(加3.0 mL蒸馏水)为对照(CK)。试验处理与土壤浸提液试验对应，针对NC、YJ和BD土样设置了5种磷酸盐添加量处理，体系中最终磷含量分别为52(P1’)、103(P2’)、206(P3’)、413(P4’)和619(P5’)mg/kg(干土)；在DN、QL和TG 3种土壤中设置了3种磷酸盐添加量处理，分别为103(P2’)、206(P3’)和413(P4’)mg/kg(干土)。充N2除去瓶中O2，用橡胶盖及铝盖密封，30 ℃恒温箱中暗光培养，定期测定体系中有效磷及Fe(Ⅱ)的质量浓度。

1.3 采样及测定方法

1.3.1 水稻土浸提液培养体系中样品采集及Fe(Ⅱ)和有效磷质量浓度的测定 用涡旋仪将样品充分混匀，再用加样器吸取1.0 mL样品于盛有4.0 mL 0.5 mol/L HCl的离心管中，试验设3个重复。将离心管置于30 ℃培养箱中静置浸提24 h[11]。测定Fe(Ⅱ)质量浓度时在3 500 r/min下离心10 min，定量吸取上清液，用邻菲啰啉分光光度法[12]测定。测定有效磷质量浓度时，用加样器吸取1.0 mL样品，用4.0 mL 0.025 mol/L (1/2 H2SO4)-0.05 mol/L HCl振荡浸提5 min，钼蓝比色法测定[13]。

1.3.2 泥浆培养体系中样品采集及Fe(Ⅱ)质量浓度和有效磷含量的测定 将泥浆样品涡旋混匀，再用加样器吸取0.4 mL泥浆于已知质量的盛有4.6 mL 0.5 mol/L HC1浸提液的离心管中，称重以确定所采集泥浆的质量，试验设3个重复。30 ℃静置浸提24 h，3 500 r/min下离心10 min，定量吸取上清液测定Fe(Ⅱ)质量浓度。测定有效磷含量时，用加样器吸取0.4 mL样品，酸性水稻土用4.6 mL 0.025 mol/L (1/2 H2SO4)-0.05 mol/L HCl振荡浸提5 min，石灰性土壤用4.6 mL 0.50 mol/L NaHCO3振荡浸提30 min，钼蓝比色法测定。

1.4 数据处理与分析

用描述微生物生长动力学的Logistic方程对不同处理Fe(Ⅲ)还原过程中Fe(Ⅱ)累积量和培养时间的关系进行拟合[14]。Logistic方程的表达式为：y=a/(1+be-c t)。式中：y为不同时间Fe(Ⅱ) 的累积量；t为培养时间；a、b、c均为参数，a代表Fe(Ⅲ)最大还原潜势，即Fe(Ⅱ)最大累积量，c代表反应速率常数，通过参数可求出Fe(Ⅲ)还原最大速率Vmax(数值上等于0.25ac)及其对应的时间TVmax(数值上等于lnb/c)。使用Oringin 5.0绘图，采用典范对应分析(Canonial correspondence analysis，CCA)[15]对供试的6个水稻土和10个环境因子进行关联分析。CCA排序采用国际通用软件CANOCO 4.5完成。

2 结果与分析

2.1 磷酸盐质量浓度对水稻土浸提液厌氧培养过程中Fe(Ⅲ)还原的影响

磷酸盐质量浓度对水稻土浸提液厌氧培养过程中Fe(Ⅲ)还原的影响见图1。

图1 添加不同质量浓度磷酸盐对水稻土浸提液培养体系中Fe(Ⅲ)还原过程的影响

水稻土浸提液厌氧培养试验的目的是探究磷酸盐对土壤微生物混合菌群Fe(Ⅲ)还原能力的影响，与泥浆厌氧培养试验相比可减弱由于土壤矿物组成差异及固相吸持作用对Fe(Ⅲ)还原和磷形态的干扰，更注重微生物因素的作用。由图1可以看出，不同水稻土浸提液处理的Fe(Ⅲ)还原过程存在明显差异。首先，添加不同质量浓度磷酸盐处理对Fe(Ⅱ)生成量影响明显，总体上表现为磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原过程具有明显的促进作用，但磷酸盐质量浓度过高会抑制铁还原，NC、YJ和BD样品中添加371.64 mg/L磷酸盐处理(P5)的Fe(Ⅲ)还原均受到严重抑制。其次，来源于不同水稻土的微生物群落的铁还原能力存在差异，并且对磷酸盐质量浓度变化的响应也有区别。在本试验条件下，NC和QL样品的Fe(Ⅲ)还原比较迅速，而YJ和TG样品则较为缓慢。BD和QL样品对磷酸盐质量浓度增加的适应范围较大，而3种酸性水稻土(NC、YJ、DN)浸提液处理对磷酸盐质量浓度变化比较敏感。另外，在不同pH土壤样品的CK处理中，酸性水稻土样品在培养后期均可检测到较高质量浓度的Fe(Ⅱ)，而弱碱性水稻土样品的Fe(Ⅱ)质量浓度均很低。酸性土壤中Fe-P在恢复培养过程中能够释放磷，所以在水稻土浸提液中可能带入少量的磷，有助于铁还原过程的进行；而石灰性水稻土中Ca-P的移动性低，不易被浸出，缺磷环境导致Fe(Ⅲ)还原过程受抑制。

2.2 水稻土浸提液厌氧培养体系中有效磷质量浓度的变化

不同水稻土浸提液中有效磷质量浓度随时间的变化趋势见图2。

图2 添加磷酸盐对水稻土浸提液培养体系中有效磷质量浓度的影响
Fig.2 Effect of adding phosphate on available P mass concentration in the system of bacterial suspension incubation

由图2可知，在NC、YJ和DN 3种酸性水稻土样中，厌氧培养期间有效磷质量浓度变化不大，而在BD、QL和TG 3种石灰性土样培养初期，有效磷质量浓度有明显降低。究其原因，可能与石灰性土壤中钙含量较高有关，浸提液带入的钙可使部分磷酸盐被固定。特别是在TG样品中，因其pH值最高，故钙的固定作用也比较显著。综合图1和图2，比较有效磷质量浓度与Fe(Ⅲ)的还原程度，本试验设置的最低磷质量浓度(30.97 mg/L)对铁还原过程已起到明显的促进作用，并且在培养过程中磷酸盐的消耗也非常有限；而体系中维持高质量浓度磷酸盐则会对铁还原过程产生抑制效应。因此，培养过程中Fe(Ⅲ)还原速率随磷酸盐质量浓度增加而减缓，可能是由于吸附的磷酸盐减少了Fe(Ⅲ)还原微生物与氧化铁的接触面积所致。

2.3 磷酸盐含量对泥浆厌氧培养过程中Fe(Ⅲ)还原的影响

泥浆培养试验中，磷酸盐含量与Fe(Ⅲ)还原过程的关系受土壤理化性质的影响。添加不同质量浓度磷酸盐后，6种水稻土中Fe(Ⅲ)还原特征有一定区别，Fe(Ⅱ)最大累积量为4.434～11.006 mg/g(表2)，略高于土壤无定形氧化铁含量，说明还有其他形态的铁也可被微生物还原。泥浆培养体系中Fe(Ⅲ)还原过程对磷酸盐质量浓度的响应与浸提液培养体系不同，磷酸盐加入淹水土壤后被固相物质所吸持，对微生物Fe(Ⅲ)还原过程的影响被缓冲和削弱。

表2显示，DN样品Fe(Ⅲ)最大还原潜势(a)远高于其他水稻土，且添加磷酸盐可使a值提高，Fe(Ⅲ)还原能力增强；在BD样品中，CK’和低质量浓度磷酸盐处理(P1’和P2’)的a值明显高于P3’、P4’及P5’处理，说明磷酸盐质量浓度增大时其对Fe(Ⅲ)还原能力有一定的抑制；在其他土壤样品中，添加磷酸盐对a值的影响相对较小。NC、DN和TG样品的Fe(Ⅲ)还原最大速率(Vmax)明显高于其他水稻土。在BD样品中，CK’与加磷酸盐处理之间Vmax差异显著(P<0.05)，磷酸盐降低了Vmax；其他土壤样品中添加磷酸盐总体对Vmax影响不显著。YJ样品Fe(Ⅲ)还原最大速率对应的时间(TVmax)明显多于其他水稻土；BD样品的P5’处理TVmax与其他处理差异显著，高质量浓度磷酸盐推迟了Fe(Ⅲ)还原最大速率出现的时间；其他土壤样品中添加磷酸盐对TVmax影响相对较小。

表2 磷酸盐对水稻土泥浆Fe(Ⅲ)还原过程影响的动力学拟合参数Table 2 Dynamics fitting parameters of Fe(Ⅲ) reduction process affected by phosphate in flooded paddy soils

注：同列数据后标不同大写字母者表示差异极显著(P<0.01)，标不同小写字母者表示差异显著(P<0.05)，r为相关系数。

Note:Different capital or lowercase letters in each column mean significant difference atP<0.01 orP<0.05 level,respectively.rstands correlation coefficient.

2.4 泥浆培养体系中有效磷含量的变化

由图3可知，泥浆厌氧培养试验中，有效磷含量在不同pH水稻土中随培养时间呈现出不同的变化趋势。酸性水稻土的有效磷含量在培养初期总体表现为上升趋势，表明随着厌氧铁还原过程的进行，土壤中固持的磷迅速释放。DN样品的有效磷含量增加幅度最大(230～266 mg/kg)，其次是YJ样品(52～116 mg/kg)，而NC样品的有效磷含量增加幅度较小，为27～53 mg/kg；酸性水稻土有效磷含量增加幅度的排序与Fe(Ⅲ) 最大还原潜势相一致。石灰性水稻土中，添加磷酸盐处理的土样有效磷含量在培养初期大幅下降，之后基本保持稳定，说明添加的磷酸盐被土壤快速固持，使磷的有效性降低。从表2和图3可以看出，Fe(Ⅲ)还原最大速率对应的时间TVmax均出现在培养前期，说明Fe(Ⅲ)在培养前期被微生物大量还原，而有效磷含量的剧烈变化也出现在培养前期，说明淹水条件下水稻土中Fe(Ⅲ)还原过程对磷的转化存在较大影响。

2.5 水稻土Fe(Ⅲ)还原特征参数与环境因子的CCA分析

采用CCA对6个水稻土的不同处理与环境因子进行关联分析，结果见图4。在图4中，土壤pH值、总有机碳(TOC)、全氮(Total N)、全磷(Total P)、全钾(Total K)、游离铁(Free Fe)、无定形铁(Amor Fe)和有效磷变化量(ΔAvai P)等环境因子及铁还原特征参数a和Vmax分别用箭头表示，箭头连线的长短表示不同环境因子对不同土样生境相似度分布的贡献大小；箭头连线与排序轴夹角表示环境因子与排序轴相关性的大小，夹角越小说明关系越密切；箭头所处的象限表示环境与排序轴之间的正负相关性。

图3 磷酸盐对泥浆厌氧培养体系中有效磷含量的影响

图4 酸性(A)和碱性水稻土(B)中Fe(Ⅲ)还原特征参数与环境因子的二维排序结果

由CCA分析得出，酸性水稻土排序图中前2个排序轴的特征值分别为0.028和0.005，共同解释了排序特征的99.9%。与第1排序轴相关性较高的是a值(r为0.970)、全磷(r为0.963)和有效磷变化量(r为0.936)，说明第1排序轴从左至右反映的是酸性水稻土中微生物将Fe(Ⅲ)还原成Fe(Ⅱ)并释放有效磷的强度增加；与第2排序轴相关系数较高的是Vmax(r为-0.945)和总有机碳(r为-0.834)，土壤中的有机碳能够迅速转化成Fe(Ⅲ)还原微生物易于利用的电子供体[12]，因此第2排序轴从左到右反映的是微生物利用碳源进行生理代谢过程的减弱。无定形氧化铁与有效磷变化量的相关系数为0.977，可知随着无定形氧化铁被还原，土壤中固持的磷酸盐被释放[5,16]。

石灰性水稻土排序图中前2个排序轴的特征值分别为0.084和0.009，共同解释了排序特征的98.9%。与第1排序轴相关系数较高的是有效磷变化量(r为0.956)，说明第1排序轴从左至右反映的是土壤对磷酸盐固持强度的增加；与第2排序轴相关系数较高的是总有机碳(r为0.957)、无定形氧化铁(r为-0.955)和a值(r为-0.942)，因此第2排序轴从左到右反映的是铁还原微生物利用碳源将无定形氧化铁还原的生理代谢过程的减弱。无定形铁与a值的相关系数为0.995，说明土壤中Fe(Ⅱ)累积量的增加主要是由无定形氧化铁还原得到的，可见比表面积大的非晶体氧化铁更容易被微生物还原[17-18]。

3 讨 论

不同水稻土的微生物群落对磷酸盐的耐受程度和对培养体系的适应程度不同，导致其Fe(Ⅲ)还原能力存在差异。铁还原微生物生长需要适宜的磷浓度范围，缺磷环境下铁还原过程进行得很慢；在添加30.97 mg/L的磷酸盐时，不同水稻土浸提液中Fe(Ⅱ)质量浓度明显增加；而磷酸盐质量浓度较高时，不同土壤浸提液中Fe(Ⅲ)还原过程明显受到了抑制，这是由于氧化铁表面吸附了大量的磷酸盐，降低了微生物与氧化铁的直接接触，致使铁还原减速[19]。Ivanov等[20]发现，在厌氧环境中同时加入Fe(OH)3悬液和Fe(Ⅲ)还原微生物会导致磷酸盐浓度降低，而单独加入Fe (OH)3悬液则不会改变磷酸盐的浓度，证实了磷酸盐的沉降是由于Fe(Ⅲ)还原微生物的活动引起的。黄敏等[21]报道，微生物能够固持土壤中的有效磷，在生长繁殖时利用其自身溶解或矿化的一部分磷构建细胞成分，以磷酸盐的形式转化为微生物量磷(MB-P)。关于高质量浓度磷是否对铁还原微生物的群落结构产生不利影响，还有待进一步研究。

本研究中，浸提液培养试验采用酸性溶液提取有效磷，无定形氧化铁能够较好地溶解，所以被氧化铁吸附的磷亦能够游离出来，因此酸性水稻土浸提液中的有效磷质量浓度没有明显变化；而石灰性水稻土浸提液培养体系中，浸提液带入的钙离子能够增加混价铁氢氧化物的磷吸附容量[22]，降低有效磷质量浓度，使铁还原对磷质量浓度的适应范围增大。在泥浆厌氧培养试验中，土壤理化性质减弱了磷酸盐对微生物Fe(Ⅲ)还原过程的作用，一方面因为土壤本身的有效磷可以满足微生物的生长需求，另一方面是外源磷对Fe(Ⅲ)还原的作用被土壤所缓冲，但Fe(Ⅲ)还原仍会影响磷酸盐的转化。水稻土中微生物厌氧降解有机质时可产生有机酸[23]，故在酸性土壤中，有机酸置换被铁和铝沉淀的磷酸盐，使有效磷含量增加[1]；同时有机酸能够促进铁还原微生物的代谢过程，并以铁磷作为电子受体[5]。在石灰性土壤中，有机酸具有中和碳酸盐的作用，游离的钙离子与磷生成磷酸钙沉淀，并增加铁氢氧化物对磷的吸附[22]，使得有效磷含量降低。

另外，有效磷含量在不同pH水稻土中呈现不同的变化规律，也与采取的浸提方法有关。用0.025 mol/L (1/2 H2SO4)-0.05 mol/L HCl法浸提时调试的pH较低，可使被强烈固定的Fe-P、Al-P和晶体态磷得到释放；用0.50 mol/L NaHCO3浸提时溶液的pH值为8.5，由于碳酸根的同离子效应有利于磷酸钙盐的提取，活性较大的Fe-P和Al-P也可被水解释放，但不利于晶体态磷的提取[24]。

4 结 论

厌氧环境中的微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度相互影响。磷酸盐对微生物Fe(Ⅲ)还原过程的影响表现为：添加30.97 mg/L磷酸盐可保证铁还原微生物的需求，而高质量浓度磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原具有明显的抑制作用；微生物Fe(Ⅲ)还原过程对磷酸盐的影响与环境pH值有关，在酸性条件下，随着Fe(Ⅲ)被微生物还原成Fe(Ⅱ)，被吸附的磷得以释放，有效磷质量浓度增加；在碱性条件下，有效磷质量浓度随Fe(Ⅲ)被还原而降低。

[1] Stevenson F J,Cole M A.Cycles of soils:Carbon,nitrogen,phosphorus,sulfur,micronutrients [M].2nd Edition.Weinheim:John Willey & Sons,1999:279-329.

[2] Darilek J L,Sun W X,Huang B A,et al.Effect of moisture conditions in rice paddies on phosphorus fractionation in agriculture soils of rapidly developing regions of China [J].Communications in Soil Science and Plant Analysis,2011,42(14):1752-1764.

[3] 陈家坊,何 群,邵宗臣.土壤中氧化铁的活化过程的探讨 [J].土壤学报, 1983,20(4):387-393.

Chen J F,He Q,Shao Z C.Study on the activation process of iron oxides in soil [J].Acta Pedologica Sinica,1983,20(4):387-393.(in Chinese)

[4] 苏 玲,林咸永,章永松,等.水稻土淹水过程中不同土层铁形态的变化及对磷吸附解吸特性的影响 [J].浙江大学学报:农业与生命科学版,2001,27(2):124-128.

Su L,Lin X Y,Zhang Y S,et al.Effect of flooding on iron transformation and phosphorus adsorption-desorption properties in different layers of paddy soils [J].Journal of Zhejiang University:Agric & Life Sci,2001,27(2):124-128.(in Chinese)

[5] 孙宏飞,曲 东,张 磊.混合培养中晶体磷酸铁的异化还原能力 [J].西北农林科技大学学报:自然科学版,2006,34(11):173-178.

Sun H F,Qu D,Zhang L.Dissimilatory reduction capability of crystal ferric phosphate in enrichment cultivation [J].Journal of Northwest Sci-Tech University of Agriculture and Forestry:Natural Science Edition,2006,34(11):173-178.(in Chinese)

[6] Chacon N,Silver W L,Dubinsky E A,et al.Iron reduction and soil phosphorus solubilization in humid tropical forests soils:The roles of labile carbon pools and an electron shuttle compound [J].Biogeochemistry,2006,78(1):67-84.

[7] 谢天卉,任南琪,邢德峰,等.磷酸盐浓度对产氢细菌EthanoligenensharbinenseYUAN-3生长和产气的影响 [J].太阳能学报,2009,30(6):846-849.

Xie T H,Ren N Q,Xing D F,et al.Effect of phosphate concentration onEthanoligenensharbinenseYUAN-3 [J].Acta Energiae Solaris Sinica,2009,30(6):846-849.(in Chinese)

[8] Conrad R,Klose M,Claus P.Phosphate inhibits acetotrophic methanogenesis on rice roots [J].Applied and Environmental Microbiology,2000,66(2):828-831.

[9] Cornell R M,Schwertmann U.The iron oxides:Structures,properties,reactions,occurrences and uses [M].Weinheim:Wiley-VCH,2003:535-536.

[10] Kostka J,Nealson K H.Isolation,cultivation and characterization of iron-and manganese-reducing bacteria [M]//Rebert S B,Ronald A,David S,et al.Techniques in microbiology ecology.New York:Oxford University Press,1998:58-78.

[11] Schnell S,Ratering S,Jansen K H.Simultaneous determination of iron(Ⅲ),iron(Ⅱ),and manganese(Ⅱ) in environment samples by ion chromatography [J].Environmental Science and Technology,1998,32(10):1530-1537.

[12] Karamanev D G,Nikolov L N,Mamatarkova V.Rapid simultaneous quantitative determination of ferric and ferrous ions in drainage waters and similar solutions [J].Minerals Engineering,2002,15(5):341-346.

[13] 鲍士旦.土壤农化分析 [M].3版.北京:中国农业出版社,2007:81-86.

Bao S D.Soil and agricultural chemistry analysis [M].3rd.Beijing:China Agriculture Press,2007:81-86.(in Chinese)

[14] He J Z,Qu D.Dissimilatory Fe(Ⅲ) reduction characteristics of paddy soil extract cultures treated with glucose or fatty acids [J].Journal of Environmental Sciences,2008,20(9):1103-1108.

[15] Ter Braak C J F,Verdonschot P F M.Canonical correspondence analysis and related multivariate methods in aquatic ecology [J].Aquatic Sciences,1995,57(3):255-289.

[16] 曹 宁,曲 东.水稻土中铁还原与无机磷有效性的关系 [J].土壤通报,2007,38(3):504-507.

Cao N,Qu D.The relationship between iron oxides reduction and inorganic phosphorus available in four paddy soils of China [J].Chinese Journal of Science,2007,38(3):504-507.(in Chinese)

[17] Qu D,Ratering S,Schnell S.Microbial reduction of weakly crystalline iron (Ⅲ) oxides and suppression of methanogenesis in paddy soil [J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,2004,72(6):1172-1181.

[18] 曲 东,Sylvia Schnell.纯培养条件下不同氧化铁的微生物还原能力 [J].微生物学报,2001,41(6):745-749.

Qu D,Schnell S.Microbial recuction ability of various iron oxides in pure culture experiment [J].Acta Microbiologica Sinica,2001,41(6):745-749.(in Chinese)

[19] 易维洁,曲 东,朱 超,等.磷酸盐浓度对微生物铁还原过程的影响 [J].天津大学学报,2012,45(10):938-944.

Yi W J,Qu D,Zhu C,et al.Effects of phosphate concentration on microbial iron reduction [J].Journal of Tianjin University,2012,45(10):938-944.(in Chinese)

[20] Ivanov V,Stabnikov V,Zhuang W Q,et al.Phosphate removal from the returned liquor of municipal wastewater treatment plant using iron-reducing bacteria [J].Journal of Applied Microbiology,2005,98(5):1152-1161.

[21] 黄 敏,吴金水,黄巧云,等.土壤磷素微生物作用的研究进展 [J].生态环境,2003,12(3):366-370.

Huang M,Wu J S,Huang Q Y,et al.Process in research on microbiological action of soil phosphorus [J].Ecology and Environment,2003,12(3):366-370.(in Chinese)

[22] 阚 丹,孙静娴,张 雯,等.混价铁氢氧化物对无机磷的吸附/沉淀 [J].土壤,2012,44(3):520-524.

Kan D,Sun J X,Zhang W,et al.Adsorption and precipitation of orthophosphate on the surface of mixed-valent iron hydroxides [J].Soils,2012,44(3):520-524.(in Chinese)

[23] 林金沐.水田土壤的有机酸 [J].土壤通报,1984,15(5):236-239.

Lin J M.Organic acids in paddy soil [J].Chinese Journal of Science,1984,15(5):236-239.(in Chinese)

[24] 王荣辉,曾 芳,许桂芝,等.现行国标有效磷测定方法比较 [J].广东农业科学,2010,37(2):84-85.

Wang R H,Zeng F,Xu G Z,et al.The comparison of the current determination methods of the available phosphorus [J].Guangdong Agricultural Sciences,2010,37(2):84-85.(in Chinese)

Relationship between microbial Fe(Ⅲ) reduction process and phosphate mass concentration

ZHOU Xing,QU Dong

Z(CollegeofNaturalResourcesandEnvironment,NorthwestA&FUniversity,Yangling,Shaanxi712100,China)

【Objective】 The experiment was carried out to study the relationship between microbial Fe(Ⅲ) reduction process and phosphate mass concentration.【Method】 The slurry and bacterial suspension from six paddy soils (Yongji,Jilin,Dongning,Heilongjiang,Baodi,Tianjin,Tanggu,Tianjin,Qionglai,Sichuan and Nanchang,Jiangxi) were added to different concentrations of phosphate before being incubated under anaerobic conditions.The mass concentrations of phosphate were 30.97,61.94,123.88,247.66 and 371.64 mg/L in bacterial suspension incubation,and the final phosphate contents were 52,103,206,413 and 619 mg/kg in slurry anaerobic incubation,respectively.The case without addition of phosphate was used as control (CK).The mass concentrations of Fe(Ⅱ) and available phosphorus were measured regularly during the incubation.【Result】 Adding 30.97 mg/L phosphorus had significant promoting effect on microbial Fe(Ⅲ) reduction in bacterial suspension incubation,but high mass concentrations of phosphate (371.64 mg/L) had inhibitory effect on Fe(Ⅲ) reduction.Fe(Ⅲ) was reduced fast in soils from Nanchang and Qionglai,but slowly in soils from Yongji and Tanggu.Microorganisms from Baodi and Qionglai adapted a wide range of phosphate concentration,but they were more sensitive to change of phosphate concentration in acid bacterial suspension system (Nanchang,Yongji and Dongni).The mass concentration of available phosphorus varied differently in soils with different pH:no significant change in acid bacterial suspension system,but it declined at the beginning of alkaline incubation system (Baodi,Qionglai and Tanggu).Phosphate had less influence on Fe(Ⅲ) reduction in slurry anaerobic incubation than that in bacterial suspension incubation,which was confirmed from the dynamics fitting parameters of Fe(Ⅲ) reduction.The immobilized available phosphorus was released as Fe(Ⅲ) was reduced in acid paddy soils,and the order of available phosphorus increment was consistent with the maximum Fe(Ⅱ) accumulation. In alkaline paddy soils,however,phosphate was immobilized at the beginning of incubation,and available phosphorus decreased significantly.【Conclusion】 Mutual effect between the microbial Fe(Ⅲ) reduction and phosphate existed in anaerobic environment.High concentrations of phosphate had significant inhibitory effect on Fe(Ⅲ) reduction.The effect of Fe(Ⅲ) reduction on phosphate was related to pH.As Fe(Ⅲ) was reduced to Fe(Ⅱ) by microorganisms,available phosphorus mass concentration increased with the release of adsorbed phosphate in acidic conditions.Available phosphorus mass concentration decreased as Fe(Ⅲ) was reduced in alkaline conditions.

microbial Fe(Ⅲ) reduction;phosphate;paddy soil;anaerobic incubation

时间:2015-11-11 16:16

10.13207/j.cnki.jnwafu.2015.12.019

2014-05-13

国家自然科学基金面上项目(41171204)

周 醒(1988-),女,黑龙江双城人,硕士,主要从事土壤环境化学研究。 E-mail:zhouxing@nwsuaf.edu.cn

曲 东(1960-),男,河南陕县人,教授,主要从事土壤环境化学研究。E-mail:dongqu@nwsuaf.edu.cn

S153.6

A

1671-9387(2015)12-0127-09

网络出版地址:http://www.cnki.net/kcms/detail/61.1390.S.20151111.1616.038.html