初始pH值對(duì)堿性和酸性水稻土微生物鐵還原過(guò)程的影響

吳 超，曲 東，劉 浩

(西北農(nóng)林科技大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院， 楊凌 712100)

初始pH值對(duì)堿性和酸性水稻土微生物鐵還原過(guò)程的影響

吳 超，曲 東*，劉 浩

(西北農(nóng)林科技大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院， 楊凌 712100)

酸堿度(pH值)是水稻土鐵還原過(guò)程的重要影響因素之一。通過(guò)模擬水稻土淹水厭氧培養(yǎng)，以Al2(SO4)3和Na2CO3溶液分別調(diào)節(jié)堿性和酸性水稻土pH值至強(qiáng)酸性(pH值<5.0)、酸性(pH值5.0—6.5)、中性(pH值6.5—7.5)、堿性(pH值7.5—8.5)、強(qiáng)堿性(pH值>8.5)，以此來(lái)研究5種初始pH值對(duì)水稻土泥漿鐵還原過(guò)程的影響；通過(guò)微生物群落厭氧培養(yǎng)研究了2種水稻土菌懸液在6種pH值條件下的鐵還原能力差異。結(jié)果表明，堿性水稻土鐵還原潛勢(shì)(a)、最大鐵還原速率(Vmax)隨初始pH值的降低而下降，而達(dá)到最大鐵還原速率所需的時(shí)間(TVmax)則延長(zhǎng)。提高酸性水稻土初始pH值使鐵還原Vmax增加而TVmax縮短，但土壤中無(wú)定形氧化鐵均能還原，初始pH值與Vmax具有顯著正相關(guān)關(guān)系。堿性和酸性水稻土的土壤菌懸液在試驗(yàn)pH值范圍內(nèi)厭氧培養(yǎng)，其鐵還原能力在培養(yǎng)初期差異不顯著，但培養(yǎng)后期的差異明顯，且最終都能把培養(yǎng)液中氧化鐵完全還原。隨著初始pH值升高TVmax延長(zhǎng)，Vmax則降低，且均顯著負(fù)相關(guān)，但堿性水稻土微生物群落的Vmax在pH值6.00時(shí)最大。初始pH值和土壤類型對(duì)水稻土鐵還原過(guò)程具有顯著影響，且對(duì)土壤菌懸液微生物群的鐵還原具有一定影響。

初始pH值；水稻土；異化鐵還原；泥漿和土壤菌懸液厭氧培養(yǎng)

異化鐵還原是指微生物將外部的Fe(Ⅲ)作為電子受體，將Fe(Ⅲ)還原成Fe(Ⅱ)的過(guò)程，該過(guò)程自然地發(fā)生在土壤、水體沉積物和地下環(huán)境，是極其重要的地球化學(xué)過(guò)程之一[1]。異化鐵還原過(guò)程被證實(shí)不僅對(duì)鐵循環(huán)產(chǎn)生重要的影響，而且還和水稻土中氮磷等養(yǎng)料的分布、有機(jī)物的分解轉(zhuǎn)化以及重金屬的遷移轉(zhuǎn)化有著緊密的聯(lián)系。pH值是影響異化鐵還原的重要因素之一[2]，不但會(huì)直接影響水稻土中Fe(Ⅲ)溶解度及各氧化還原體系間的化學(xué)反應(yīng)[3]，而且還會(huì)影響微生物生長(zhǎng)和形態(tài)，及其代謝過(guò)程中的酶活性[4]。此外，土壤pH值也是全球范圍內(nèi)細(xì)菌多樣性和群落結(jié)構(gòu)的重要決定因子[5]。過(guò)往的研究多集中報(bào)道中性環(huán)境中異化鐵還原過(guò)程及相關(guān)微生物的生長(zhǎng)情況，如陳秦等[6]研究表明渤海沉積物中微生物群落在中性條件下Fe(Ⅲ)還原能力最強(qiáng)，pH過(guò)低或過(guò)高都會(huì)降低其Fe(Ⅲ)還原能力。近些年越來(lái)越多的研究發(fā)現(xiàn)，在過(guò)低或過(guò)高的pH值環(huán)境中都有鐵還原微生物的存在[2,7- 12]，如AcidiphiliumcryptumJF- 5能夠在酸性沉積物中發(fā)揮鐵還原功能[7]；嗜堿性厭氧鐵還原菌新種AlkaliphilusAanaerobicsp. nov.的最適pH值為9.4[12]。

然而，現(xiàn)有的研究多限于微生物純培養(yǎng)，關(guān)于泥漿培養(yǎng)和混合培養(yǎng)體系中鐵還原過(guò)程與pH值關(guān)系的報(bào)道卻相當(dāng)少見。僅見朱超[13]利用Al2(SO4)3調(diào)低四川水稻土pH值與浙江水稻土進(jìn)行比較測(cè)定泥漿中地桿菌和厭氧粘細(xì)菌豐度差異。本研究望通過(guò)泥漿培養(yǎng)和混合培養(yǎng)體系綜合比較不同初始pH對(duì)水稻土鐵還原過(guò)程的影響：模擬水稻土淹水過(guò)程，利用Al2(SO4)3調(diào)低堿性水稻土pH值及Na2CO3調(diào)高酸性水稻土pH值，研究不同初始pH值對(duì)水稻土泥漿中鐵還原過(guò)程的影響；利用混合培養(yǎng)體系研究微生物群落鐵還原能力對(duì)不同初始pH值的響應(yīng)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試水稻土分別采自吉林省松原市前郭爾羅斯縣查干花鎮(zhèn)(N 44°34′29″，E 124°05′22″，用JL表示)，屬于北方水稻土分散區(qū)，東北半濕潤(rùn)早熟單季稻作帶；江西省宜春市靖安縣香田鄉(xiāng)黃垅村(N 28°49′43″，E 115°20′59″，用JX表示)，屬于南方水稻土集中分布地區(qū)，華中濕潤(rùn)單/雙季稻作區(qū)[3,14]。在水稻收割后分別采集稻田0—20 cm的耕層土壤，揀去植物殘?bào)w，自然風(fēng)干，磨細(xì)，過(guò)1 mm土壤篩，存儲(chǔ)于塑料容器中備用。供試JL、JX水稻土的基本性質(zhì)分別如下：土壤pH 10.51、4.84；有機(jī)質(zhì)含量6.42、13.86 g/kg；全氮0.81、2.07 g/kg；全磷0.21、0.35 g/kg；全鉀17.84、40.70 g/kg；游離鐵2.98、6.48 g/kg；無(wú)定形鐵0.46、1.94 g/kg。

1.2 水稻土初始pH的調(diào)節(jié)

配置100 mmol/L的Al2(SO4)3、Na2CO3溶液為標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液，將標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液逐級(jí)稀釋，濃度依次為95、90、85、80、75、70、65、60、55、50、45、40、35、30、25、20、15、10、5、4、3、2、1 mmol/L。分別稱取5.0000 g JL若干份至12 mL血清瓶中，加入5 mL不同濃度的Al2(SO4)3溶液，渦旋2 min，靜置30 min，測(cè)定pH值，平行3份。同理，添加Na2CO3溶液至JX中。繪制pH值隨Al2(SO4)3與Na2CO3添加量(用Δ表示)的變化趨勢(shì)，根據(jù)趨勢(shì)線找出達(dá)到目的pH值所需的調(diào)節(jié)劑添加量，記為估算值。泥漿培養(yǎng)試驗(yàn)的目的pH值根據(jù)估算值前后波動(dòng)進(jìn)行試驗(yàn)測(cè)定進(jìn)一步確定。

1.3 土壤菌懸液制備

分別稱取12.0000 g風(fēng)干過(guò)篩(<1 mm)的JL和JX各一份，置于25 mL血清瓶中，添加無(wú)菌水12 mL，充N2除O2，用橡膠蓋及鋁蓋密封，于30 ℃恒溫避光培養(yǎng)，淹水7 d后進(jìn)行土壤菌懸液提取。制備菌懸液時(shí)，添加無(wú)菌水96 mL，無(wú)損失地轉(zhuǎn)移到離心管中，于30 ℃下，在FUMA恒溫培養(yǎng)搖床QYC- 200中以180 r/min振蕩浸提1 h后，于ZONKIA KDC- 40低速離心機(jī)中以1000 r/min離心10 min，收集懸濁液為土壤菌懸液。

1.4 厭氧培養(yǎng)試驗(yàn)及分析指標(biāo)測(cè)定方法

泥漿培養(yǎng)試驗(yàn)：稱取風(fēng)干過(guò)篩(< 1 mm)的JL 5.0000 g數(shù)份至12 mL血清瓶中，根據(jù)我國(guó)土壤酸堿度的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[3]，分別添加不同濃度的Al2(SO4)3溶液 5mL，將水稻土的初始pH依次調(diào)節(jié)成強(qiáng)酸性(pH值< 5.0，標(biāo)識(shí)“-2”)、酸性(pH值5.0—6.5，標(biāo)識(shí)“-1”)、中性(pH值6.5—7.5，標(biāo)識(shí)“0”)、堿性(pH值7.5—8.5，標(biāo)識(shí)“1”)、強(qiáng)堿性(pH值> 8.5，標(biāo)識(shí)“2”)。設(shè)置添加無(wú)CO2水為對(duì)照。同JL處理設(shè)置，使用Na2CO3溶液提高JX初始pH值進(jìn)行試驗(yàn)。

土壤菌懸液培養(yǎng)試驗(yàn)：于7 mL血清瓶中添加1 mL人工合成的3.551 g/L Fe(OH)3懸濁液為唯一電子受體，1 mL 0.25 mol/L葡萄糖作為唯一碳源，不同的0.1 mol/L的N或0.025 mol/L的P緩沖液各1 mL及1 mL水稻土菌懸液。緩沖體系pH值依次為6.00、7.00、8.00、9.00，且設(shè)置兩個(gè)水稻土的初始pH值4.84(JX)和10.51(JL)為對(duì)照。實(shí)驗(yàn)pH值4.84—8.00采用磷酸鹽緩沖體系，pH值9.00—10.51采用銨鹽緩沖體系[15]。

培養(yǎng)體系中物質(zhì)添加完畢之后，充N2除O2，用橡膠蓋及鋁蓋密封，置于30 ℃恒溫箱中避光培養(yǎng)。于培養(yǎng)的第0、1、3、5、7、10、13、16、20、25、30、35、40、50、60 d在同一處理中隨機(jī)選取樣品采樣，用鄰菲羅啉比色法[16- 18]測(cè)定Fe(Ⅱ)濃度，玻璃電極電位法測(cè)定pH值。

1.5 數(shù)據(jù)分析方法

Origin 8.0用于數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與繪圖。Curve Expert 1.3用于擬合回歸分析，鐵還原特征用Logistic方程，表達(dá)式:

為y=a/(1+be-cx)

式中,y為不同時(shí)刻的Fe(Ⅱ)質(zhì)量分?jǐn)?shù)或濃度；x為反應(yīng)時(shí)間；參數(shù)a表征Fe(Ⅲ)還原的最大潛勢(shì)，即Fe(Ⅱ)最大累積量；c表征反應(yīng)速率常數(shù)；0.25ac表征Fe(Ⅲ)最大還原速率(Vmax)；lnb/c表征最大還原速率對(duì)應(yīng)的時(shí)間(TVmax)[19]。

選取Vmax作為鐵還原過(guò)程的特征指標(biāo)，用SPSS 16.0統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行初始pH值與土壤泥漿或菌懸液對(duì)鐵還原過(guò)程的影響的雙因素方差分析，基于歐式距離的距離相關(guān)分析，以及初始pH值與鐵還原過(guò)程的Pearson相關(guān)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 pH值調(diào)節(jié)劑用量與水稻土pH值的關(guān)系

在試驗(yàn)所選取的pH值調(diào)節(jié)劑用量范圍內(nèi)，JL的pH值隨Al2(SO4)3的添加逐漸降低；JX的pH值隨Na2CO3的添加而增加(圖1)。由變化趨勢(shì)及試驗(yàn)再次確定可得，往每克JL干土中添加Al2(SO4)31.7107、3.4214、17.1068、51.3204 mg，JL的pH值可相應(yīng)變成8.47(JL1)、7.63(JL1′)、6.85(JL0)、6.10(JL- 1)。每克JX干土添加Na2CO31.0599，3.1797，6.3593，9.5390 mg時(shí)，其pH值依次成5.90(JX- 1)、7.27(JX0)、8.19(JX1)、9.17(JX2)。

2.2 調(diào)節(jié)淹水初始pH值對(duì)水稻土鐵還原過(guò)程的影響

降低初始pH值后，JL在培養(yǎng)過(guò)程中Fe(Ⅱ)含量及pH值變化如圖2所示。培養(yǎng)周期內(nèi)JL中Fe(Ⅱ)含量隨時(shí)長(zhǎng)增加，最終Fe(Ⅱ)累積量隨初始pH值的降低而減少，尤其在酸性條件下，F(xiàn)e(Ⅱ)含量基本不變，僅為0.47 mg/g土(圖2)。初始pH值為強(qiáng)堿性時(shí)，JL的pH值隨時(shí)間先降低20 d后穩(wěn)定于9左右，其余處理中pH值在培養(yǎng)3—7 d內(nèi)均有所增加而后降低并穩(wěn)定在與初始pH值相應(yīng)的酸堿度級(jí)別范圍內(nèi)。pH值變化情況同Ponnamperuma等[20]的研究相一致。由此可見，降低JL的初始pH值不利于其鐵還原過(guò)程的發(fā)生。

圖1 供試水稻土pH值與pH值調(diào)節(jié)劑添加量的關(guān)系Fig.1 Relationship between tested paddy soil pH value and addictive amount of pH value regulatorsJL: 吉林；JX:江西

圖2 降低初始pH值培養(yǎng)60天JL中Fe(Ⅱ)含量及pH值的變化Fig.2 Change of Fe(Ⅱ) content and pH value decreasing pH value in JL incubated for 60 d

在淹水培養(yǎng)周期內(nèi)，JX各處理的Fe(Ⅱ)含量均先上升后穩(wěn)定，差異在于穩(wěn)定時(shí)間和增加速度(圖3)。初始pH值為強(qiáng)酸性時(shí)，達(dá)到平衡所需時(shí)間和增加速度都比其余酸堿度處理落后且差異明顯；隨著初始pH增加，F(xiàn)e(Ⅱ)含量增加速度越快且達(dá)到最大值所需時(shí)間越短，但是彼此差異不大。在培養(yǎng)周期內(nèi)，各個(gè)處理的pH值隨時(shí)間變化趨勢(shì)如圖3所示。培養(yǎng)過(guò)程中各處理的pH值均趨向于中性，這同Ponnamperuma等[20]的研究相一致。綜上所述，JX的鐵還原過(guò)程在提高水稻土初始pH值后更活躍。

采用Logistic方程對(duì)兩個(gè)土樣調(diào)節(jié)初始pH后還原Fe(Ⅲ)的情況進(jìn)行擬合(表1)發(fā)現(xiàn)，除JL- 1處理以外，F(xiàn)e(Ⅱ)累積量與培養(yǎng)時(shí)間的相關(guān)系數(shù)均達(dá)0.95以上，由此說(shuō)明不同初始pH值條件下，水稻土泥漿中Fe(Ⅲ)還原過(guò)程隨時(shí)間的變化曲線與Logistic模型的契合度較高。

由表1可知，JL逐一降低初始pH值后，鐵還原潛勢(shì)(a)、最大鐵還原速率(Vmax)隨初始pH值的降低而降低，相應(yīng)達(dá)到最大鐵還原速率所需的時(shí)間(TVmax)則隨之延長(zhǎng)。JL在酸性條件下a值僅占水稻土無(wú)定形氧化鐵含量的56%，而其余pH值條件下a值均大于兩種水稻土無(wú)定形氧化鐵含量，由此可見部分游離鐵含量也被還原。JL的Vmax由強(qiáng)堿性時(shí)的0.05 mg·g-1·d-1降至中性時(shí)的0.02 mg·g-1·d-1，約為原先的一半。依次提高JX初始pH值對(duì)其鐵還原過(guò)程所造成的影響為Vmax增加及TVmax縮短，但a值均在3.24—3.36 mg/g之間，說(shuō)明水稻土無(wú)定形氧化鐵均已還原。堿性條件下，Vmax最大，達(dá)到(0.46±0.04) mg·g-1·d-1，其TVmax最短((3.6±0.2) d)。在有交互作用的雙因素方差分析模型中，在5%的顯著性水平下初始pH值(P=0.000)、水稻土類型(P=0.000)以及兩者交互作用(P=0.000)對(duì)Vmax影響顯著。Pearson相關(guān)性分析結(jié)果顯示，初始pH值與Vmax的正相關(guān)關(guān)系顯著(JLr=0.897，P=0.000；JXr=0.903，P=0.000)。JL和JX的夾角余弦相似系數(shù)是0.677，說(shuō)明不同酸堿度條件下兩個(gè)土樣的變化規(guī)律相似。由基于歐式距離的不相似矩陣(表2)可知，Vmax在強(qiáng)酸性和酸性時(shí)不一致性較低，中性和堿性及強(qiáng)堿性時(shí)差異亦較小，但低于中性和大于及等于中性時(shí)不一致性較大，酸性時(shí)和強(qiáng)堿性時(shí)差異最大。因此，在試驗(yàn)pH值范圍內(nèi)，初始pH值的提高能夠明顯促進(jìn)水稻土鐵還原過(guò)程的進(jìn)行。

圖3 提高初始pH值培養(yǎng)60dJX中Fe(Ⅱ)含量及pH值的變化Fig.3 Changes of Fe(Ⅱ) content and pH value by increasing pH value in JX incubated for 60 d

處理TreatmentsLogistic方程參數(shù)Logisticmodelparametersa/(mg/g)bc/d-1rVmax/(mg·g-1·d-1)TVmax/dJL22．37±0．026．19±0．040．09±0．000．9850．05±0．0020．1±0．5JL12．14±0．147．50±0．670．09±0．010．9830．05±0．0022．8±2．4JL1′2．30±0．269．95±1．300．07±0．000．9820．04±0．0032．7±4．0JL01．63±0．668．93±3．370．06±0．010．9800．02±0．0037．6±16．0JL-10．26±0．030．85±0．260．04±0．020．9400．00±0．00-JX-23．35±0．058．41±0．710．21±0．010．9810．18±0．0110．2±0．2JX-13．37±0．067．00±0．790．38±0．040．9710．32±0．045．1±0．4JX03．24±0．025．51±0．840．35±0．050．9650．28±0．044．9±0．3JX13．36±0．047．39±0．660．55±0．050．9550．46±0．043．6±0．2JX23．35±0．067．97±0．840．54±0．070．9630．45±0．053．7±3．8

“-”表示無(wú)擬合結(jié)果;JL: 吉林; JX: 江西

表2 不同酸堿度條件下泥漿鐵還原過(guò)程Vmax的不相似矩陣

2.3 水稻土微生物群落鐵還原能力對(duì)不同pH值條件的響應(yīng)

兩種水稻土微生物群落在不同pH值條件下Fe(Ⅱ)累積量及pH值變化情況如圖4所示。在培養(yǎng)周期結(jié)束時(shí)，除JL微生物群落在pH值10.51條件下最終Fe(Ⅱ)濃度為(575.24±10.00) μg/mL，其余處理中的Fe(Ⅱ)濃度均在689—724 μg/mL范圍內(nèi)且鐵還原率均達(dá)100%左右(圖4JL-A,JX-A)。25 d前JL中的Fe(Ⅱ)濃度增加緩慢且各處理趨勢(shì)基本一致，而后各處理增加幅度出現(xiàn)差異:pH值≤7.00時(shí)JL微生物群落還原鐵的速度大于pH值>7.00的鐵還原速度，相應(yīng)達(dá)到Fe(Ⅱ)濃度最大值所需的時(shí)間則pH值≤7.00條件下短。JX微生物群落各pH值不同處理在培養(yǎng)前5 d增加緩慢且增加態(tài)勢(shì)保持基本一致，5 d后各處理之間出現(xiàn)差異。初始pH值4.84和6.00時(shí)，培養(yǎng)5 d后Fe(Ⅱ)濃度迅猛增加，并于20 d左右達(dá)到極值；初始pH值7.00和8.00的兩個(gè)處理在16 d前變化趨勢(shì)保持一致，16 d后pH值7.00的Fe(Ⅱ)濃度增加幅度高于pH值8.00，兩個(gè)處理于35 d達(dá)到極值；pH值9.00和10.51時(shí)16 d前增長(zhǎng)態(tài)勢(shì)相似，16 d后pH值越高增加越平緩，但同時(shí)于60 d達(dá)到極值。由此可見來(lái)源于供試土壤的兩種微生物群落介導(dǎo)的鐵還原過(guò)程隨初始pH值的增加而變緩。

圖4 在不同初始pH值體系中培養(yǎng)60天2種水稻土菌懸液鐵還原能力及pH值的變化Fig.4 Changes of iron reduction ability of microbial communities and pH value in the two paddy soils during 60 d in different initial pH value systems

Fe(Ⅱ)濃度變化伴隨著pH值的變化(圖4)，各處理pH值均先下降后穩(wěn)定于4—5。JL各處理趨于穩(wěn)定的時(shí)間約為25 d。JX在pH值為4.84—8.00的穩(wěn)定時(shí)間約為16 d，pH值9.00和10.51時(shí)培養(yǎng)體系的pH值30 d前基本穩(wěn)定，30 d后迅速降低，50 d后穩(wěn)定。這些時(shí)間的轉(zhuǎn)折點(diǎn)與體系中相應(yīng)的Fe(Ⅱ)濃度增加趨勢(shì)分歧點(diǎn)基本一致。

由Logistic擬合結(jié)果(表3)可知，各處理的a值在686.6—818.1 μg/mL之間，占培養(yǎng)體系中總無(wú)定形氧化鐵量(710.2 μg/mL)的百分比即鐵還原率為96.7%—115.2%，由此可見在不同初始pH值條件下，來(lái)自兩個(gè)水稻土的微生物群落最終都能把體系中的鐵還原，區(qū)別在于過(guò)程中最大鐵還原速率及其需要的時(shí)間。隨著初始pH值升高TVmax延長(zhǎng)，在JX培養(yǎng)體系中尤為明顯，TVmax從pH值4.84的(7.49±0.03) d延長(zhǎng)至pH值10.51的(45.2±0.3) d，增加了近6倍。相反，Vmax則隨著初始pH值的升高而降低。在有交互作用的雙因素方差分析模型中，在5%的顯著性水平下初始pH值(P=0.000)、水稻土微生物群落類型(P=0.000)以及兩者交互作用(P=0.000)對(duì)Vmax影響極顯著。JL微生物群落的Vmax在pH值6時(shí)最大，其Vmax與初始pH值呈顯著性負(fù)相關(guān)(r=-0.838，P=0.000)。JX微生物群落在pH值4.84時(shí)Vmax最大，且與初始pH值顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.913，P=0.000)。JL微生物群落和JX微生物群落的夾角余弦相似系數(shù)是0.898，說(shuō)明兩種微生物群落的鐵還原能力隨初始pH值的變化情況相似。以初始pH值4.84為基礎(chǔ)，Vmax的不一致性隨pH值梯度增加而升高。pH值4.84與6.00時(shí)的Vmax差異較小，且與pH值為7.00—10.51時(shí)差異明顯較大。pH值8.00和9.00的不一致性最小，pH值4.84和10.51的不一致性最大。因此，在試驗(yàn)初始pH值范圍內(nèi)，初始pH值對(duì)水稻土微生物群落鐵還原能力存在明顯的負(fù)面影響。JL微生物群落在初始pH值6.00時(shí)鐵還原能力最佳，JX微生物群落則在pH值4.84時(shí)最佳。

表3 不同初始pH值條件下水稻土微生物群落還原Fe(Ⅲ)過(guò)程的動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果

表4 不同pH值條件下微生物群落鐵還原Vmax的不相似矩陣

3 討論

3.1 泥漿培養(yǎng)和混合培養(yǎng)體系中pH值的變化

酸性水稻土漬水后pH值迅速上升，以后逐漸達(dá)到平衡；中性水稻土pH值無(wú)明顯變化；微堿性水稻土pH值反而下降，后期逐漸達(dá)到平衡。有機(jī)質(zhì)的嫌氣分解是不容忽視的原因[3]。有機(jī)質(zhì)分解產(chǎn)生的大量還原性物質(zhì)與鐵、錳氧化物強(qiáng)烈作用，并消耗溶液中的質(zhì)子，使土壤pH值升高。而有機(jī)質(zhì)分解產(chǎn)生的有機(jī)酸和CO2，則使土壤pH值降低。所以，泥漿淹水過(guò)程中pH值存在一定的變化?；旌吓囵B(yǎng)體系中各個(gè)處理的pH值均由原始pH值降至4—5左右，主要是由葡萄糖發(fā)酵產(chǎn)酸所造成的。

3.2 初始pH值對(duì)Fe(Ⅲ)還原的影響

本文利用泥漿培養(yǎng)和微生物群落培養(yǎng)兩種方法來(lái)探討初始pH值對(duì)水稻土微生物鐵還原過(guò)程的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，高初始pH值能夠促進(jìn)水稻土鐵還原過(guò)程的進(jìn)行，與Bloethe等[21]利用湖泊沉積物研究結(jié)果一致；水稻土微生物群落的鐵還原能力則受到高初始pH值的抑制。水稻土是一個(gè)復(fù)雜的載體，除包含微生物群落以外，還包含了土壤組成部分，如生物學(xué)、礦物學(xué)表面化學(xué)等方面的性質(zhì)，這些性質(zhì)同樣會(huì)受到pH值的影響，因此兩種方法得到的結(jié)果存在偏差也不無(wú)可能。兩種方法得到的結(jié)果雖然存在一定出入，但也不乏相似之處，即酸性條件及以下和中性條件及以上差異明顯，說(shuō)明初始pH值對(duì)水稻土鐵還原過(guò)程的影響程度以中性條件為界。原因在于中性環(huán)境中的Fe(Ⅲ)還原菌數(shù)目遠(yuǎn)大于酸性環(huán)境中的[1]，這也解釋了水稻土鐵還原過(guò)程在低初始pH條件下受到抑制的原因。

pH值會(huì)影響Fe(Ⅲ)的存在形態(tài)，在酸性條件下可存在大量可溶性的Fe(Ⅲ)?？扇苄訤e(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)的氧化還原電位(+0.77 V)與O2/H2O的氧化還原電位相近(+0.82 V)，增加了微生物利用Fe(Ⅲ)進(jìn)行呼吸獲能的優(yōu)勢(shì)，而且相對(duì)于不溶性的Fe(Ⅲ)氧化物來(lái)說(shuō)，可溶性的Fe(Ⅲ)易被異化還原[22]。兩種微生物群落在低初始pH值條件下鐵還原能力較強(qiáng)的原因之一就在于此，因混合培養(yǎng)體系摒棄了土體復(fù)雜環(huán)境組分，氫氧化鐵-初始pH值-微生物群落三者的相互作用更直接明了。JL和JX的鐵還原強(qiáng)度的差異一定程度上也是由pH值對(duì)Fe(Ⅲ)存在形態(tài)的影響所造成的，JX屬潴育水稻土，以1∶1型粘土礦物和鐵、鋁氧化物(水鐵礦、針鐵礦、三水鋁礦等)為主，能夠較好的微生物所利用。

異化鐵還原過(guò)程是一個(gè)由微生物介導(dǎo)的生物化學(xué)過(guò)程，微生物在鐵還原過(guò)程中扮演重要角色。微生物長(zhǎng)期生長(zhǎng)在某種特定環(huán)境中會(huì)逐步適應(yīng)，最終獲得較高的耐受力和代謝活性，當(dāng)外界環(huán)境發(fā)生變化時(shí)會(huì)出現(xiàn)不適應(yīng)性。因此JL調(diào)低初始pH值后水稻土鐵還原過(guò)程受抑制及JX微生物群落的鐵還原能力在初始pH值4.84時(shí)能夠較好發(fā)揮原因可能就在于此。魏素珍[23]的研究顯示污泥經(jīng)堿處理后可以釋放大量有機(jī)質(zhì)，在堿性條件下可以消耗以蛋白質(zhì)為主的有機(jī)物獲得相對(duì)較高的產(chǎn)氫量，微生物群落中以Clostridium為主。泥漿與污泥存在一定的相似性，據(jù)此推測(cè)泥漿經(jīng)堿處理之后存在產(chǎn)氫量增加的可能，H2可被一些異化Fe(Ⅲ)還原的古生菌利用[24- 25]，從而促進(jìn)JX鐵還原過(guò)程。

水稻土的微生物群落隨淹水時(shí)間不斷演替生物群落隨淹水時(shí)間不[26- 27]，鐵還原過(guò)程受初始pH值的影響一定程度上也反應(yīng)了微生物群落的變化。Rousk等[28]研究表明，當(dāng)環(huán)境pH值從4.0升高到8.3時(shí)，相應(yīng)的細(xì)菌拷貝數(shù)也隨之增加了約3倍，且細(xì)菌群落多樣性也增加了一倍。細(xì)菌群落生長(zhǎng)和pH值正相關(guān)，并且這種現(xiàn)象不會(huì)因土壤類型不同而變化[29]。朱超[13]的研究表明過(guò)度調(diào)低初始pH值會(huì)顯著降低水稻土泥漿的總細(xì)菌拷貝數(shù)，且會(huì)持續(xù)抑制地桿菌和厭氧粘細(xì)菌的生長(zhǎng)及其群落規(guī)模。此外，土壤中的主要細(xì)菌群落包括變形菌、擬桿菌、放線菌等的生長(zhǎng)都與pH值正相關(guān)，且這些種群常是高pH值土壤的土著優(yōu)勢(shì)菌。雖然土壤中酸桿菌通常認(rèn)為與pH值負(fù)相關(guān)[30- 32]，但實(shí)際上酸桿菌的很多亞類同pH正相關(guān)[31]。因此，初始pH值對(duì)水稻土鐵還原過(guò)程的促進(jìn)作用于參與其中的鐵還原微生物密切相關(guān)。確切的微生物群落及典型兼性鐵還原菌(梭菌和芽孢桿菌)群落及豐度信息正在試驗(yàn)獲取中。

微生物群落的鐵還原能力并非培養(yǎng)一開始便出現(xiàn)差異，而是基本在初始pH值降至4—5之后出現(xiàn)差異。易維潔[33]的研究顯示，Clostridiumspp.在葡萄糖富集下占到可分離菌株的45%。Clostridium作為糖分解發(fā)酵菌能在厭氧條件下對(duì)Fe2O3進(jìn)行還原性溶解。因此，推斷培養(yǎng)前期兼性鐵還原菌占據(jù)主導(dǎo)地位，待葡萄糖發(fā)酵完畢之后，兼性鐵還原菌則聯(lián)合專性鐵還原菌共同發(fā)揮鐵還原功能。

4 結(jié)論

初始pH值和土壤類型對(duì)水稻土鐵還原過(guò)程影響顯著。在試驗(yàn)所選取的pH值范圍內(nèi)，初始pH值與水稻土鐵還原過(guò)程呈顯著正相關(guān)，與水稻土微生物群落的鐵還原能力均有顯著性負(fù)相關(guān)關(guān)系，但JL微生物群落在初始pH值為6.00時(shí)最佳。由此可見，初始pH的改變對(duì)鐵還原過(guò)程的影響是對(duì)微生物群落和水稻土土壤組分共同影響的結(jié)果。

混合培養(yǎng)前期，初始pH對(duì)微生物群落鐵還原能力影響不顯著，待pH降至4—5之后鐵還原能力出現(xiàn)差異。這一現(xiàn)象為兼性鐵還原細(xì)菌在鐵還原過(guò)程中占據(jù)不可忽視的地位提供了新的依據(jù)。

[1] Lovley D R. Dissimilatory Fe(Ⅲ)-and Mn(IV)-Reducing prokaryotes // Falkow S, Rosenberg E, Schleifer K, Stackebrandt E, eds. The Prokaryotes. New York: Springer-Verlag, 2000: 635- 658.

[2] Lovley D R, Holmes D E, Nevin K P. Dissimilatory Fe(Ⅲ) and Mn(IV) reduction. Advances in Microbial Physiology, 2004, 49: 219- 286.

[3] Li Q K. The Chiese paddy soils. Beijing：Science Press，1992.

[4] Shen P，Chen X D. Microbiology. Beijing：Higher Education Press，2009.

[5] Xiong J B, Liu Y Q, Lin X G, Zhang H Y, Zeng J, Hou J Z, Yang Y P, Yao T D, Knight R, Chu H Y. Geographic distance and pH drive bacterial distribution in alkaline lake sediments across Tibetan Plateau. Environmental Microbiology, 2012, 14(9): 2457- 2466.

[6] Chen Q，Zhao J J，Qu D，Zhu Chao. The capability and influencing factors of microbial iron reduction in marine sediments from Bohai Bay, China. Chinese Journal of Agro-environment Science，2011，30(6)：1172- 1179.

[7] Kusel K, Dorsch T, Acker G, Stackebrandt E. Microbial reduction of Fe(Ⅲ) in acidic sediments: Isolation ofAcidiphiliumcryptumJF- 5 capable of coupling the reduction of Fe(Ⅲ) to the oxidation of glucose. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(8): 3633- 3640.

[8] García-Balboa C, Pedrazza A, Blázquez M L, González F, Muoz J A, Ballester A. The role of iron bacteria on weathering and attenuation processes at acidic environments. Water, Air, and Soil Pollution, 2009, 199(1/4): 203- 217.

[9] Gorlenko V, Tsapin A, Namsaraev Z, Teal T, Tourova T, Engler D, Mielke R, Nealson K.Anaerobrancacaliforniensissp nov., an anaerobic, alkalithermophilic, fermentative bacterium isolated from a hot spring on mono lake. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2004, 54(pt 3): 739- 743.

[10] Ye Q, Roh Y, Carroll S L, Blair B, Zhou J Z, Zhang C L, Fields M W. Alkaline anaerobic respiration: Isolation and characterization of a novel alkaliphilic and metal-reducing bacterium. Applied and Environmental Microbiology, 2004, 70(9): 5595- 5602.

[11] Thorpe C L, Morris K, Boothman C, Lloyd J R. Alkaline Fe(Ⅲ) reduction by a novel alkali-tolerantSerratiasp. isolated from surface sediments close to Sellafield nuclear facility, UK. FEMS Microbiology Letters, 2012, 327(2): 87- 92.

[12] Lu G. Cultivation of Alkaliphic iron-reducing bacteria in ultra-pressure metamorphic rocks collected from Chinese Contiental Scientific Drilling Program(CCSD)[D]. Beijing：China university of geosciences，2011.

[13] Zhu C. Effects of environmental factors on Geobacteraceae spp. and Anaeromyxobacter spp. communities in paddy soils [D]. Shaanxi：Northwest agriculture and forestry university，2011.

[14] Xu Q，Yang L Z，Dong Y H. Chinese paddy eocosystem. Beijing：China Agricultural Press，1998.

[15] Zhu Y Q，Li J Y. Practical analytical chemistry. Chengdu：Sichuan Renmin Press，1981:527- 545.

[16] Schnell S, Ratering S, Jansen K. Simultaneous determination of Iron(Ⅲ), Iron(II), and Manganese(II) in environmental samples by ion chromatography. Environmental Science and Technology, 1998, 32(10): 1530- 1537.

[17] Qu D，Tan Z X，Wang B L，He J Z. Effect of EDTA,fulvic acid and acetate addition on microbial iron reduction in paddy soils. Chinese Journal of Northwest Sci-tech University of Agriculture and Forestry(Natural Science Edition)，2003，31(4)：6- 10.

[18] Yi W J，Qu D，Wang Q． Effects of carbon source and flooding time on microbial Fe ( Ⅲ) reduction in paddy soils． Chinese Journal of Applied Ecology，2010，21(12)：3133- 3140．

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

[20] Ponnamperuma F N. The chemistry of submerged soils // Brady N C, ed. Advances in Agronomy. Waltham: Academic Press, 1972: 29- 96.

[21] Bloethe M, Akob D M, Kostka J E, Goeschel K, Drake H L, Kuesel K. pH gradient-induced heterogeneity of Fe(Ⅲ)-reducing microorganisms in coal mining-associated lake sediments. Applied and Environmental Microbiology, 2008, 74(4): 1019- 1029.

[22] Slobodkin A I. Thermophilic microbial metal reduction. Microbiology, 2005, 74(5): 501- 514.

[23] Wei S Z. Hydrogen production of sludge under alkaline conditions [D]. Beijing：Graduate university of Chinese academy of science，2009.

[24] Chidthaisong A, Rosenstock B, Conald R. Measurement of monosaccharides and conversion of glucose to acetate in anoxic rice field soil. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(6): 2350- 2355.

[25] Dassonville F, Godon J J, Renault P, Richaume A, Cambier P. Microbial dynamics in an anaerobic soil slurry amended with glucose, and their dependence on geochemical processes. Soil Biology and Biochemistry, 2004, 36(9): 1417- 1430.

[26] Zhu C，Ratering S，Qu D，Schnell S. Effects of short-term flooding onGeobacteraceaespp. andAnaeromyxobacterspp. abundance in paddy soil. Acta Ecologica Sinica，2011,31(15)：4251- 4260.

[27] Noll M, Matthies D, Frenzel P, Derakshani M, Liesack W. Succession of bacterial community structure and diversity in a paddy soil oxygen gradient. Environmental Microbiology, 2005, 7(3): 382- 395.

[28] Rousk J, B??th E, Brookes P C, Lauber C L, Lozupone C, Caporaso J G, Knight R, Fierer N. Soil bacterial and fungal communities across a pH gradient in an arable soil. The ISME Journal, 2010, 4(10): 1340- 1351.

[29] Lauber C L, Hamady M, Knight R, Fierer N. Pyrosequencing-based assessment of soil pH as a predictor of soil bacterial community structure at the continental scale. Applied and Environmental Microbiology, 2009, 75(15): 5111- 5120.

[30] M?nnist? M K, Tiirola M, H?ggblom M M. Bacterial communities in Arctic fjelds of Finnish Lapland are stable but highly pH-dependent. FEMS Microbiology Ecology, 2007, 59(2): 452- 465.

[31] Jones R T, Robeson M S, Lauber C L, Hamady M, Knight R, Fierer N. A comprehensive survey of soil acidobacterial diversity using pyrosequencing and clone library analyses. The ISME Journal, 2009, 3(4): 442- 453.

[32] Dimitriu P A, Grayston S J. Relationship between soil properties and patterns of bacterial β-diversity across reclaimed and natural boreal forest soils. Microbial Ecology, 2010, 59(3): 563- 573.

[33] Yi W J. Effects of carbon sources on iron reduction characteristic and diversity of iron reducer isolated in paddy soils [D]. Shaanxi：Northwest agriculture and forestry university，2011.

參考文獻(xiàn):

[3] 李慶逵. 中國(guó)水稻土. 北京: 科學(xué)出版社, 1992.

[4] 沈萍, 陳向東. 微生物學(xué). 北京: 高等教育出版社, 2009.

[6] 陳秦, 趙佳佳, 曲東, 朱超. 渤海沉積物中微生物鐵還原能力及其影響因素探討. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 30(6): 1172- 1179.

[12] 呂國(guó). 中國(guó)大陸超深鉆(CCSD)高壓變質(zhì)巖嗜堿鐵還原菌培養(yǎng)研究 [D]. 北京: 中國(guó)地質(zhì)大學(xué), 2011.

[13] 朱超. 環(huán)境因素對(duì)水稻土中地桿菌和厭氧粘細(xì)菌群落的影響 [D]. 陜西: 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2011.

[14] 徐琪, 楊林章, 董元華. 中國(guó)稻田生態(tài)系統(tǒng). 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 1998.

[15] 朱盈全, 李俊義. 實(shí)用分析化學(xué). 成都: 四川人民出版社, 1981: 527- 545.

[17] 曲東, 譚中欣, 王保莉, 賀江舟. 外源物質(zhì)對(duì)水稻土鐵還原的影響. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2003, 31(4): 6- 10.

[18] 易維潔, 曲東, 王慶. 碳源和淹水時(shí)間對(duì)水稻土微生物Fe(Ⅲ)還原能力的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 21(12): 3133- 3140.

[23] 魏素珍. 堿性條件下污泥發(fā)酵產(chǎn)氫研究 [D]. 北京: 中國(guó)科學(xué)院研究生院, 2009.

[26] 朱超, Ratering S, 曲東, Schnell S. 短期淹水培養(yǎng)對(duì)水稻土中地桿菌和厭氧粘細(xì)菌豐度的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(15): 4251- 4260.

[33] 易維潔. 碳源對(duì)水稻土中鐵還原特征和鐵還原菌多樣性的影響 [D]. 陜西: 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2011.

Effect of initial pH value on microbial Fe (Ⅲ) reduction in alkaline and acidic paddy soils

WU Chao，QU Dong*，LIU Hao

CollegeofNaturalResourcesandEnvironment,NorthwestAgricultureandForestryUniversity,Yangling,Shaanxi712100,China

The pH value is one of the most important factors affecting iron reduction in paddy soils. The objective of this study was to determine how changes in initial pH affected iron reduction in paddy soils from Jilin (JL) and Jiangxi (JX) provinces. Anaerobic incubations were conducted using (1) soil slurries and (2) mixed microbial cultures that had been isolated from each soil type. The pH value of the alkaline JL samples was reduced with Al2(SO4)3. The pH value of the acidic JX samples was increased using Na2CO3. The pH values of the soil slurries were strongly acidic (pH<5.0), acidic (pH 5.0—6.5), neutral (pH 6.5—7.5), alkaline (pH 7.5—8.5), and strongly alkaline (pH > 8.5). The mixed microbial cultures were incubated in medium with pH ranging between 4.84—10.51. The Fe(Ⅱ) concentration and pH value of the samples were measured at regular intervals. A logistic model was used to analyze the characteristics of Fe(Ⅲ) reduction. The results showed that iron reduction potential and the maximum rate of iron reduction decreased as the initial pH value decreased. The time to reach the maximum rate of iron reduction increased as the initial pH value of the JL soil slurry declined. The maximum rate of iron reduction in the JL slurry decreased by nearly 50% as the pH value decreased, declining from (0.05±0.00) mg·g-1·d-1at pH 10.51 to (0.02±0.00) mg·g-1·d-1at pH 7.00. All amorphous iron oxides were reduced in the JX paddy soils, although the maximum rate of iron reduction increased and the time to reach the maximum rate of iron reduction decreased as the initial pH increased. The maximum rate of iron reduction in the JX soil was highest ((0.46±0.04) mg·g-1·d-1) and the time to reach the maximum rate of iron reduction was shortest ((3.65±0.21) d) at pH 8.19. There was a highly significant positive correlation between the maximum rate of iron reduction and the initial pH value of both soils (JLr= 0.897,P=0.000; JXr=0.903,P=0.000). Mixed microbial cultures from both the JL and JX soil reduced all ferric iron, regardless of the initial pH value. It finally indicated that the iron reducing ability of microbial communities from both paddy soils were similar during the early stages of incubation but became different during the later stages. This observation provided support for the idea that facultative iron-reducing bacteria contribute to iron reduction in paddy soils. In the mixed cultures, the initial pH value increased. This was especially evident in the JX soil where the time to reach the maximum rate of iron reduction increased nearly six-fold, from (7.49±0.03) d at pH 4.84 to (45.2±0.3) d at pH 10.51. The maximum rate of iron reduction by the JL microbial community was negatively correlated with the initial pH value (r=-0.838,P=0.000). The maximum rate of iron reduction was highest at pH 6.00. The maximum rate of iron reduction by the JX microbial communities was highest at pH 4.84. There was a significantly negative correlation between the maximum rate of iron reduction and the initial pH value of the JX microbial community (r=-0.913,P=0.000). In conclusion, the effect of initial pH and soil type on iron reduction was significant in paddy soils. The initial pH has a certain influence on microbial communities and soil components.

initial pH; paddy soils; dissmilatory iron reduction; anaerobic incubation of slurry and microbial communities

國(guó)家自然科學(xué)基金面上資助項(xiàng)目(40971158，41171204)

2012- 10- 09;

2013- 03- 04

10.5846/stxb201210091394

*通訊作者Corresponding author.E-mail: dongqu@nwsuaf.edu.cn

吳超，曲東，劉浩.初始pH值對(duì)堿性和酸性水稻土微生物鐵還原過(guò)程的影響.生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34(4):933- 942.

Wu C，Qu D，Liu H.Effect of initial pH value on microbial Fe (Ⅲ) reduction in alkaline and acidic paddy soils.Acta Ecologica Sinica,2014,34(4):933- 942.