中国环境科学

指标	低铁土壤(Soil L_Fe)	高铁土壤(Soil H_Fe)
pH值	4.39	5.63
总铁(g/kg)	16.7	35.2
总钾(g/kg)	9.04	10.7
总镉(mg/kg)	0.18	0.27
阳离子交换量(cmol/kg)	3.87	12.4
有机质(g/kg)	44.8	43.3
总氮(g/kg)	1.85	2.13
总磷(g/kg)	0.670	1.28
有效磷(mg/kg)	64.8	60.0
砂粒(%)	53.1	51.4
粉粒(%)	30.6	24.2
黏粒(%)	16.3	24.4
土壤类型	砂质壤土	砂质黏壤土

指标	低铁土壤(Soil L_Fe)	高铁土壤(Soil H_Fe)
pH值	4.39	5.63
总铁(g/kg)	16.7	35.2
总钾(g/kg)	9.04	10.7
总镉(mg/kg)	0.18	0.27
阳离子交换量(cmol/kg)	3.87	12.4
有机质(g/kg)	44.8	43.3
总氮(g/kg)	1.85	2.13
总磷(g/kg)	0.670	1.28
有效磷(mg/kg)	64.8	60.0
砂粒(%)	53.1	51.4
粉粒(%)	30.6	24.2
黏粒(%)	16.3	24.4
土壤类型	砂质壤土	砂质黏壤土

处理组	亚砷酸钠(mmol/L)	乳酸钠(mmol/L)	硝酸钠(mmol/L)
对照	—	5.0	—
+NO₃^-	—	5.0	5.0
+As(III)	0.10	5.0	—
+As(III)+NO₃^-	0.10	5.0	5.0

处理组	亚砷酸钠(mmol/L)	乳酸钠(mmol/L)	硝酸钠(mmol/L)
对照	—	5.0	—
+NO₃^-	—	5.0	5.0
+As(III)	0.10	5.0	—
+As(III)+NO₃^-	0.10	5.0	5.0

土壤铁对厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原过程的影响

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牛汝苗 ¹ , 杨光 ¹ , 高一帆 ¹ , 梁露予 ¹ , 潘丹丹 ¹^,² , 黄国勇 ¹^,² , 李晓敏 ¹^,^*

中国环境科学 | 土壤污染与控制 2025,45(3): 1456-1464

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中国环境科学 | 土壤污染与控制 2025, 45(3): 1456-1464

土壤铁对厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原过程的影响

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牛汝苗¹, 杨光¹, 高一帆¹, 梁露予¹, 潘丹丹¹^,², 黄国勇¹^,², 李晓敏¹^,^*

作者信息

^1.华南师范大学环境研究院，广东省化学品污染与环境安全重点实验室，环境理论化学教育部重点实验室，广东广州 510006

^2.广东省科学院生态环境与土壤研究所，华南土壤污染控制与修复国家地方联合工程研究中心，广东省农业环境综合治理重点实验室，广东广州 510650

牛汝苗(1998-)，女，山东潍坊人，华南师范大学硕士研究生，主要从事土壤砷氮元素转化研究.发表论文4篇.rumiaon@163.com.

通讯作者:

^* 责任作者，研究员，xiaomin.li@m.scnu.edu.cn

Effect of soil iron on anaerobic As(III) oxidation coupling nitrate reduction processes

Ru-miao NIU¹, Guang YANG¹, Yi-fan GAO¹, Lu-yu LIANG¹, Dan-dan PAN¹^,², Guo-yong HUANG¹^,², Xiao-min LI¹^,^*

Affiliations

^1.Key Laboratory of Theoretical Chemistry of Environment, Ministry of Education, Guangdong Provincial Key Laboratory of Chemical Pollution and Environmental Safety, Environmental Research Institute, South China Normal University, Guangzhou 510006, China

^2.Guangdong Provincial Key Laboratory of Integrated Agro-environmental Pollution Control and Management, National-Regional Joint Engineering Research Center for Soil Pollution Control and Remediation in South China, Institute of Eco-environmental and Soil Sciences, Guangdong Academy of Sciences, Guangzhou 510650, China

出版时间: 2025-03-20

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摘要

收起

为探究土壤铁对厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原过程的作用机制，选取土壤有机质含量相近但铁含量不同的两种稻田土壤，设置对照、+NO₃^-、+As(III)和+As(III)+NO₃^-处理开展厌氧培养实验，研究As/N/Fe及微生物群落的变化.结果表明，厌氧条件下硝酸盐还原驱动砷氧化过程，低铁和高铁土壤中砷氧化率分别为35.3%和43.0%，高铁土壤的磷酸提取态和草酸提取态砷占比显著高于低铁土壤;As(III)的存在减慢NO₃^-还原，减少NO₂^-和N₂O的积累，促进NH₄⁺的生成，高铁土壤的反硝化和异化硝酸盐还原产铵过程比低铁土壤快;硝酸盐和As(III)的存在降低土壤溶解态和吸附态Fe(II)的浓度，提高吸附态总铁的浓度，并改变微生物群落的组成和丰度，Bacillus、Clostridium和Planococcaceae在硝酸盐还原及砷氧化过程中占主导.因此，当土壤吸附态铁高时，能加速砷氧化耦合反硝化/异化硝酸盐还原产铵过程，并促进土壤铁氢氧化物对As(III)和As(V)的固定.上述研究发现可为淹水期稻田土壤砷转化的铁氮元素调控提供科学依据.

关键词

铁氧化还原 / 反硝化 / 异化硝酸盐还原成铵 / 微生物群落 / 砷氧化固定

Abstract

收起

In this study, two paddy soils with similar organic matter contents but different iron contents were used to conduct anaerobic microcosm incubation experiments with four treatments, including Control, +NO₃^-, +As（III）, and +As（III）+NO₃^-. The transformation of arsenic, nitrogen, and iron species, as well as changes in microbial community structure and abundance were investigated in order to elucidate the effect of iron on the microbial As（III）oxidation coupling nitrate reduction processes in soils under anoxic conditions. The results revealed that As（III）oxidation was driven by nitrate reduction, and 35.3% and 43.0% of As（III）were oxidized in the soils with low iron and high iron content, respectively, at the end of incubation. The phosphate-extracted and oxalate-extracted arsenic contents were significantly higher in the soil with high iron content than those in the soil with low iron content. The presence of As（III）slowed down the nitrate reduction process, reduced the accumulation of NO₂^- and N₂O, and promoted the NH₄⁺ production. In addition, the denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium（DNRA）processes were faster in the soil with high iron content than those in the soil with low iron content. The presence of nitrate and As（III）decreased the concentrations of dissolved Fe（II）and adsorbed Fe（II）in soils, increased the concentrations of adsorbed total iron, and altered the composition and abundance of soil microbial community. Bacillus, Clostridium, and Planococcaceae were identified as the dominant bacteria during nitrate reduction and As（III）oxidation processes. This study demonstrates that soils with high content of adsorbed iron can facilitate anaerobic As（III）oxidation coupling denitrification/DNRA and enhance the immobilization of As（III）and As（V）by iron（oxyhydr）oxides in soils. These findings provide scientific basis for the regulation of arsenic transformation by iron and nitrogen elements in flooded paddy fields.

Key words

iron redox / denitrification / dissimilatory nitrate reduction to ammonium（DNRA） / microbial community / arsenic oxidation and immobilization

引用本文

牛汝苗, 杨光, 高一帆, 梁露予, 潘丹丹, 黄国勇, 李晓敏. 土壤铁对厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原过程的影响. 中国环境科学, 2025 , 45 (3) : 1456 -1464 .

Ru-miao NIU, Guang YANG, Yi-fan GAO, Lu-yu LIANG, Dan-dan PAN, Guo-yong HUANG, Xiao-min LI. Effect of soil iron on anaerobic As(III) oxidation coupling nitrate reduction processes[J]. China Environmental Science, 2025 , 45 (3) : 1456 -1464 .

正文

收起

近20a来，由于工业化和农业活动的飞速发展，我国华南地区的土壤砷(As)污染比其他地区严重^[1-2].农田土壤中的砷可以通过食物链进入人体，引发食品安全和人类健康问题^[3].由于长期淹水的水分管理模式，稻田土壤常处于厌氧状态，这有利于微生物驱动的砷铁矿物还原溶解和释放，导致土壤溶液中As(III)和Fe(II)浓度显著升高^[4-5].与As(V)相比，As(III)具有更高的移动性和生物有效性，导致As(III)更易于被水稻吸收和积累^[6].因此，迫切需要探究降低厌氧土壤环境As(III)浓度的有效方法.

施加含硝酸盐的肥料或修复材料被认为是一种有效降低水稻植株/稻米砷积累的方法^[7-9]，这是因为厌氧条件下存在介导As(III)氧化耦合硝酸盐还原的微生物^[10-11]，硝酸盐的加入能够促进上述过程的发生，进而降低土壤孔隙水中As(III)的浓度^[12-13].硝酸盐还原主要通过两个途径产生不同的产物，即①反硝化途径：硝酸盐（NO₃^-）→亚硝酸盐（NO₂^-）→一氧化氮(NO)→氧化亚氮(N₂O)→氮气(N₂)和②异化硝酸盐还原产铵(DNRA)：NO₃^-→NO₂^-→铵(NH₄⁺)^[14].前人研究表明，在厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原过程中，中间产物NO₂^-的积累量较高，而其他产物如N₂O和NH₄⁺等占比较低^[12-13，15].

厌氧条件下硝酸盐的存在还可驱动亚铁氧化过程^[16-18]，这是由于硝酸盐还原的中间产物NO₂-可以与Fe(II)发生化学反硝化反应，生成Fe(III)氧化物和N₂O等产物^[19].与单独施加含硝酸盐或亚铁材料的处理组相比，在同时施加含硝酸盐和亚铁材料的处理组中，土壤草酸提取态砷(代表被铁氢氧化物固定的组分)和水稻根表铁膜砷浓度均显著提高，而土壤可利用态砷显著下降，因此水稻植株和稻米的砷积累量也显著降低^[20-21].最近研究发现，介导厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原的微生物广泛存在于我国不同地区、不同母质发育的稻田土壤，包括：辽宁冲积沉积物、江苏湖泊沉积物、江西第四纪红色黏土、广西石灰岩、重庆紫色砂泥岩等发育的土壤^[22].与Fe(II)浓度较低的稻田土壤相比，Fe(II)浓度较高的稻田土壤中硝酸盐还原速率更快，释放的N₂O更少^[23].然而，含不同铁浓度的土壤对厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原过程的影响机制尚未明确.具体来说，含不同铁浓度的土壤对砷氧化和砷固定过程的影响，及对反硝化和异化硝酸盐还原产铵过程的影响，仍需深入研究.

本研究以华南地区含低铁(16.7mg/kg)和高铁(35.2mg/kg)两种稻田土壤为研究对象，分别设置添加As(III)、NO₃^-和As(III)+NO₃^-等不同处理组，开展厌氧土壤微宇宙培养实验，研究体系中不同砷形态和砷组分、不同氮物种、溶解态和吸附态Fe(II)的动态变化，并表征微生物群落结构与丰度的变化，明确土壤铁对厌氧砷氧化耦合硝酸盐还原过程的影响机制，以期为砷污染稻田土壤淹水状态下的砷转化调控提供科学依据.

1　材料与方法

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1.1　供试土样

含低铁(Soil L_Fe)和高铁(Soil H_Fe)两种供试稻田土壤分别采自于江西省鹰潭市红壤实验站(28°13’45’N，116°54’38’E)和广东省广州市华南植物园科研实验区(23°10’37.02’N，113°21’39.60’E).采用对角线方式采集离土壤表面10~20cm深度的土壤样品，然后去除样品中的水稻根系、植物落叶和肉眼可见的动物残体等，混匀后过筛.先称取200g土壤置于厌氧袋，并保存在-80 ℃冰箱，用于原始土壤的总DNA提取和微生物群落分析；剩余的土壤样品置于干燥阴凉通风处自然风干后进行研磨、过100目筛，用于土壤理化性质分析和土壤微宇宙培养实验.土壤理化性质的具体测定方法参照《土壤农化分析》^[24]，详细结果如表1所示.

1.2　厌氧土壤微宇宙培养实验

如表2所示，每种土壤分别设置4个处理组，具体包括：对照组、+NO₃^-、+As(III)和+As(III)+NO₃^-处理组.称取7.0g供试土壤加入100mL西林瓶中，其液体培养基包括70mL 30mmol/L的PIPES(piperazine-N，N’-bis(2-ethanesulfonic acid)，pH 7.0)缓冲液、1.0mL微量元素溶液和1.0mL维生素溶液^[25].向西林瓶反应体系中通入高纯N₂气体45min以上，以去除液体培养基及西林瓶顶空的氧气，然后用橡胶塞封住瓶口并压紧铝盖，以保持厌氧状态.随后将西林瓶置于30℃培养箱中避光静置培养16d.在培养第1，3，6，9，12，16d进行破坏性取样，每个处理组在每个取样时间点采集3个平行样，取样操作在厌氧手套箱(IGBS1800，北京艾谱瑞斯)内进行，测定土壤溶液和土壤提取态砷铁含量、硝酸盐及其还原产物浓度；然后根据砷、氮等结果选取第1d和16d的土壤样品提取总DNA进行微生物群落结构组成分析.

1.3　样品处理与分析方法

土壤溶液中溶解态砷的前处理：将土壤悬液经8000g离心10min，取上清液过0.22µm滤膜，加入1%质量分数的盐酸酸化后待测.土壤磷酸提取态砷和草酸提取态砷的前处理：称取1.0g湿土置于50mL离心管中，加入25mL 1.0mol/L KH₂PO₄ + 0.10mol/L抗坏血酸(pH 5.0)，置于20℃摇床避光180r/min振荡4h后，8000g离心10min并收集上清液；往离心后的剩余沉淀中加入0.20mol/L草酸-草酸铵溶液(pH值3.0，用氨水调节)，置于20℃摇床避光180r/min振荡4h后，8000g离心10min并收集上清液^[26].所有上清液过0.22µm滤膜后，用高效液相色谱与原子荧光联用仪(HPLC-AFS，SA20，北京吉天)测定As(III)、As(V)和甲基砷的含量.选用土壤成分分析标准样品(GBW07403，中国国家标准物质中心)进行质控，其实测值为4.35~4.45µg/g，在标准值的±1.14%范围内.不同处理组的所有取样点溶解态、磷酸提取态和草酸提取态砷的总量回收率在90%~110%.

土壤吸附态铁用0.50mmol/L的HCl溶液进行提取，土壤溶液中的溶解态Fe(II)、盐酸提取态Fe(II)和总铁用1.00g/L的邻菲罗啉溶液显色后，用紫外可见分光光度计于510nm处测其吸光度^[25].土壤溶液中硝酸根和亚硝酸根的浓度用离子色谱仪(IC-20，Prin-Cen)进行测定；铵根离子的浓度采用纳氏试剂显色法，用紫外可见分光光度计于420nm处测定吸光度(国标HJ535-2009).培养过程中N₂O气体浓度的测定：用1mL无菌注射器采集西林瓶顶空气体并保存在气袋中，用气相色谱仪(GC-7900，上海天美)进行测试^[27].

1.4　微生物群落组成与多样性分析

土壤样品的总DNA采用试剂盒(Soil DNA Kit，广州捷倍斯)依照厂家的使用说明进行提取，样品包括：原始土壤、四个处理组培养第1d和16d的土壤样品.提取后用Nanodrop超微量分光光度计(One/OneC，赛默飞世尔，美国)测定DNA浓度和纯度，并用1%的琼脂糖凝胶电泳检测DNA是否被降解.通过质检的DNA样品针对16S基因V3-V4高变区进行扩增子测序.扩增过程通用引物为338F(5’-ACTC-CTACGGGAGGCAGCAG-3’)和806R(5’-GGACT-ACHVGGGTWTCTAAT-3’)，每个DNA样品设置3个平行样，扩增体积为50µL，扩增条件为：95℃，5min；变性(94℃，0.5min)；退火(50℃，1min)；共30个循环；延伸(72℃，1min)，最终延伸72℃，7min，获得平均长度为419bp的目标片段.对扩增产物进行纯化后委托上海美吉生物医药科技有限公司采用Illumina MiSeq平台进行高通量测序，为保证测序结果的准确性，采用fastqc软件进行质量检验，采用perl脚本进行质量控制，筛选质量大于20的序列(即准确度大于99%)进行下游分析.在多样性分析过程中采用Qiime软件(1.9.1版)生成各分类学水平表，采用Mothur软件(1.30.2版)分析微生物α多样性；采用UPARSE软件(7.1版)对操作分类单元(Operational taxonomic units，OTU)进行聚类，相似度≥97%；然后用Classifier软件(2.13版)依据Ribosomal Database Project(RDP)数据库进行物种注释.

1.5　数据处理

本研究采用Microsoft Excel软件(2016版)进行数据处理，结果均以平均值±标准差(n=3)表示；采用SPSS软件(15.0版)中的Kruskal-Wallis检验分析不同处理组间的显著性差异(P<0.05)；采用Origin(2020版)进行皮尔逊相关(Pearson correlation)分析；采用Adobe Illustrator(2021版)、Origin(2020版)和R(4.3.2版)等软件进行绘图.

2　结果与分析

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2.1　不同砷形态的转化

在两种土壤的+As(III)处理组中，培养第1d时溶解态As(III)的含量迅速下降，磷酸提取态As(III)和草酸提取态As(III)的含量迅速上升(图1(a)和图1(b)).随着培养时间的推移，溶解态As(III)的含量逐渐下降，而磷酸提取态As(III)和草酸提取态As(III)的含量逐渐上升.培养结束时(第16d)，在低铁土壤中溶解态As(III)、磷酸提取态As(III)和草酸提取态As(III)的含量分别为1.89，2.14和0.972µmol；而在高铁土壤中三者的含量分别为0.624，2.61和1.65µmol.整个厌氧培养期间未检测到As(V)和甲基砷.

在+As(III)+NO₃^-处理组中，培养第1d时均检测到溶解态As(V)、磷酸提取态As(V)和草酸提取态As(V)(图1(c)和图1(d)).随着培养时间的推移，溶解态As(III)和草酸提取态As(III)的含量逐渐下降，而溶解态As(V)、磷酸提取态As(V)和草酸提取态As(V)的含量逐渐上升.培养结束时，在低铁土壤中溶解态、磷酸提取态和草酸提取态As(III)的含量分别为1.34，1.34和0.309µmol(占总砷64.7%)，而三种形态As(V)的含量分别为0.730，0.515和0.390µmol(占总砷35.3%)；在高铁土壤中三种形态As(III)的含量分别为0.175，1.85和0.816µmol(占总砷57.0%)，三种形态As(V)的含量分别为0.376，0.967和0.802µmol(占总砷43.0%).整个培养期间未检测到甲基砷.

上述结果表明，厌氧条件下当硝酸盐不存在时As(III)不发生氧化，As(III)主要被土壤铁氢氧化物吸附和固定，且高铁土壤对As(III)的吸附固定程度比低铁土壤高.当硝酸盐存在时能够驱动厌氧砷氧化过程，且高铁土壤中砷氧化的程度比低铁土壤高；在低铁土壤中砷氧化生成的As(V)主要以溶解态形式存在，而在高铁土壤中As(V)则主要以铁氢氧化物吸附和固定的形态存在.

2.2　硝酸盐还原及其产物的生成

在+NO₃^-处理组和+As(III)+NO₃^-处理组中，硝酸盐还原迅速，培养第0~3d内已彻底还原；在高铁土壤中硝酸盐还原比在低铁土壤中更快；在+As(III)+NO₃^-处理组中硝酸盐还原比在+NO₃^-处理组中稍慢一些(图2(a)和图2(b)).中间产物NO₂^-的浓度在第1d显著上升到0.646~1.24mmol/L，随后在第3d迅速下降为接近零；培养第1d时+As(III)+NO₃^-处理组中NO₂^-的浓度略低于+NO₃^-处理组(图2(c)和图2(d)).N₂O的浓度变化也呈现类似于亚硝酸盐的现象，即N₂O在第1d时浓度最高(18.0~29.1µmol/L)，此时+As(III)+NO₃^-处理组中N₂O的浓度低于+NO₃^-处理组(图2(e)和图2(f)).不同的是，NH₄⁺的浓度在第3~9d显著上升；此时低铁土壤和高铁土壤中NH₄⁺的浓度分别为1.87~2.59mmol/L和1.39~1.55mmol/L；+As(III)+NO₃^-处理组中NH₄⁺的浓度高于+NO₃^-处理组(图2(g)和图2(h)).

以上结果表明，两种土壤在厌氧条件下均能发生快速的硝酸盐还原，培养过程中反硝化途径的中间产物NO₂^-和N₂O等积累较少，而异化硝酸盐还原产铵途径的产物NH₄⁺的生成量较高.与低铁土壤相比，高铁土壤中硝酸盐还原更快，产物积累浓度更低，表明含铁量高的土壤更有利于硝酸盐彻底还原成氮气.当As(III)存在时，能够减慢硝酸盐的还原，降低NO₂^-和N₂O的积累，促进NH₄⁺的生成.

2.3　溶解态与吸附态铁的变化

如图3所示，在两种土壤的四个处理组中，溶解态Fe(II)和盐酸提取态Fe(II)的浓度均随培养时间的推移而逐渐上升；而盐酸提取态总铁的浓度则随培养时间逐渐下降.总体来说，不同处理组中上述两种形态Fe(II)浓度由高到低依次为：对照组>+NO₃^-处理组>+As(III)处理组>+As(III)+NO₃^-处理组；盐酸提取态总铁浓度由高到低依次为：+As(III)+NO₃^-处理组>+NO₃^-处理组>+As(III)处理组>对照组.培养结束时，在低铁土壤中溶解态Fe(II)、盐酸提取态Fe(II)和盐酸提取态总铁的浓度分别为0.089~0.126，1.50~1.92和3.15~3.19g/kg；而在高铁土壤中三者的浓度分别为0.210~0.277，5.50~5.80和6.75~6.87g/kg；上述三种铁形态浓度在+As(III)+NO₃^-处理组与对照组之间均存在显著性差异(P<0.05).

由此可见，厌氧条件下土壤含铁矿物主要发生Fe(III)的还原和释放；而As(III)或硝酸盐的存在能够明显抑制铁还原过程；当As(III)和硝酸盐同时存在时抑制效果最大.在高铁土壤中吸附态总铁、吸附态Fe(II)和溶解态Fe(II)浓度均显著高于低铁土壤，表明高铁土壤的活性铁矿物比低铁土壤多，更有利于厌氧铁还原释放.

2.4　微生物群落组成与丰度的变化

基于16S rRNA高通量测序的土壤微生物群落多样性sobs指数在不同处理组之间存在显著差异(图4)，sobs为该样本实际包含的OTU数目，该指数反应了群落内物种的丰富程度.总体来说，与原始土壤或对照组相比，添加As(III)和/或NO₃^-的三个处理组在培养初期的微生物多样性均明显下降，培养后期微生物多样性有所上升，但显著低于原始土壤.在门(phylum)水平上，两种原始土壤中共注释出16个门，其中优势门包括：放线菌门(Actinobacteriota，18.2%~54.6%)、绿弯菌门(Chloroflexi，5.94%~25.2%)、变形菌门(Proteobacteria，11.0%~20.5%)、厚壁菌门(Firmicutes，2.35%~17.4%)、酸杆菌门(Acidobacteriota，4.73%~13.3%)、硝化螺旋菌门(Nitrospirota，1.65%~4.36%)、粘球菌门(Myxococcota，1.25%~3.49%)、脱硫杆菌门(Desulfobacterota，0.647%~1.91%)和拟杆菌门(Bacteroidota，0.284%~2.40%)，上述优势门约占细菌总丰度的97.8%~99.0%.与原始土壤相比，厌氧培养后四个处理组中Firmicutes的相对丰度显著升高，而Actinobacteriota和Proteobacteria的相对丰度显著下降.

在属(genus)水平上，低铁原始土壤中的优势菌包括：Oryzihumus、芽孢杆菌属(Bacillus)、北里孢菌属(Kitasatospora)和节杆菌属(Arthrobacter)；而高铁原始土壤的细菌群落复杂，优势微生物不显著(图5).经过厌氧培养1d后，两种土壤的4个处理中Bacillus属的相对丰度均显著提高，其相对丰度在+NO₃^-处理组和+As(III)+NO₃^-处理组中占绝对优势，达到69.7%~76.6%；而在对照组和+As(III)处理组中梭菌属(Clostridium，14.5%~27.7%)和动球菌科(Planococcaceae，3.69%~11.3%)的相对丰度也显著提高.厌氧培养16d后，两种土壤的四个处理中芽孢杆菌属的相对丰度显著下降，而Symbiobacteriaceae科(0.862%~46.4%)的相对丰度显著提高；在低铁土壤的四个处理中瘤胃梭菌属(Ruminiclostridium，5.76%~9.39%)和产醋杆菌属(Oxobacter，1.61%~7.09%)的相对丰度也显著提高；在高铁土壤的四个处理中Lentimicrobium(1.90%~17.7%)的相对丰度也显著提高.

由此可见，厌氧培养可降低土壤微生物群落的多样性，而As(III)和硝酸盐的存在可进一步降低其多样性，但在厌氧培养后期则可适当恢复.厌氧培养初期有利于提高土壤中Bacillus、Clostridium和Planococcaceae等细菌的丰度，而硝酸盐的存在可进一步提高Bacillus的丰度，且两种土壤中的优势菌组成相似；而厌氧培养后期有利于提高土壤中Symbiobacteriaceae、Lentimicrobium和Ruminiclostridium的丰度，但两种土壤中的优势菌组成存在差异.

3　讨论

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3.1　土壤铁对硝酸盐还原的影响

在两种土壤的+NO₃^-处理组中，硝酸盐在厌氧培养的0~3d已完全还原，且高铁土壤中硝酸盐的还原比低铁土壤中的快(图2).前人采集了来自湖北咸宁和湖南岳阳的水稻土壤，两者的总铁含量相当但前者的盐酸提取态总铁比后者低；通过淹水培养后发现前者需约30d才能完全还原硝酸盐，而后者则在6d内可完全还原硝酸盐^[23].类似地，本文的高铁土壤盐酸提取态总铁浓度约为低铁土壤的两倍，而且溶解态Fe(II)和盐酸提取态Fe(II)的浓度也呈现类似的差异(图3).这表明，当土壤中活性铁含量越高时，越有利于厌氧硝酸盐还原；同时还可加速NO₂^-、N₂O和NH₄⁺等产物的进一步转化，从而减少其在厌氧培养期间的积累(图2).这可能是由于亚铁不仅可以作为营养元素促进微生物生长代谢，还可与NO₂^-等中间产物发生化学反硝化作用，进而加速了反硝化和异化硝酸盐还原产铵两个过程^[19,28].此外，Fe(II)的存在还可提高厌氧土壤中微生物的亚硝酸盐还原基因nirS和N₂O还原基因nosZ的拷贝数^[27-28].

在硝酸盐还原过程中，中间产物NO₂^-和N₂O的积累量迅速提高，然后迅速下降；而NH₄⁺的生成相对滞后，且浓度明显高于NO₂^-和N₂O的积累量(图2).本文前期研究结果显示，厌氧培养8d后土壤中硝酸盐还原的产物主要为NO₂^-；而N₂O也有一定的积累^[12,22].这可能是由于本文研究体系的培养时间为16d，比之前的研究体系培养时间长，有利于观察中间产物的进一步转化情况.在培养后期NH₄⁺浓度逐渐降低可能是被土壤微生物吸收利用导致的结果^[29].

微生物群落结果显示，驱动硝酸盐还原的优势微生物可能是芽孢杆菌Bacillus，该菌在两种土壤的+NO₃^-处理组中第1d的相对丰度高达73.5%~76.0%；其次为梭菌Clostridium(图5).Bacillus一般为兼性厌氧菌，而Clostridium则为严格厌氧菌，两者均属于厚壁菌门(Firmicutes)，广泛存在于自然与人为环境中，具有硝酸盐还原功能^[30-31].前人研究表明，铁氧化物的存在还可促进Bacillus驱动的硝酸盐还原过程^[32]；而Bacillus还可驱动硝酸盐还原-Fe(II)氧化过程，即使亚铁氧化生成的次生矿物会导致细胞结壳，该菌也能在新鲜培养基中复苏和生长繁殖^[33].在培养后期，Symbiobacteriaceae、Lentimicrobium和Ruminiclostridium等菌的相对丰度显著上升，由此推测这些微生物参与了反硝化中间产物的进一步转化，以及铵根离子的同化代谢.

3.2　土壤铁对砷氧化耦合硝酸盐还原的影响

与+NO₃^-处理组相比，As(III)的存在减慢了硝酸盐的还原，减少了培养过程中NO₂^-和N₂O的积累，但促进了NH₄⁺的积累(图2).而最近研究发现，对于不同地区、不同母质发育的稻田土壤来说，As(III)的存在对硝酸盐还原的影响效果不尽相同，例如：对辽宁冲积沉积物、江苏湖泊沉积物和江西第四纪红色黏土发育的土壤来说，As(III)的存在促进了硝酸盐还原过程；对广西石灰岩发育的土壤来说则显示抑制效果；而对重庆紫色砂泥岩发育的土壤来说则无明显变化^[22].这可能与不同土壤中的优势微生物不同有关.本文研究体系中的优势微生物为Bacillus、Clostridium和Planococcaceae等(图5)；而前人研究体系中的优势微生物为Aromatoleum、Paenibacillus、Microvirga、Herbaspirillum、Bradyrhizobium和Azospirillum等^[22].

在两种土壤的厌氧培养期间，当硝酸盐存在时才能驱动As(III)氧化过程(图1)，这与前人的研究结果一致，然而这些研究主要分析了溶解态As(III)和As(V)的浓度，对土壤吸附固定的砷组分尚未进行深入探究^[12-13].本研究结果初步显示，含铁量高的土壤中砷氧化程度更高，被土壤铁氢氧化物吸附和固定的As(III)和As(V)组分更多，且被土壤铁氢氧化物吸附和固定的As(V)含量显著高于溶解态As(V)(图1).最近研究发现，在溶解态Fe(II)浓度较高的重庆紫色砂泥岩发育土壤中，砷氧化产物主要是磷酸提取态和草酸提取态As(V)存在；而在溶解态Fe(II)浓度较低的广西石灰岩发育土壤中，砷氧化产物则主要以溶解态As(V)存在；然而，在溶解态Fe(II)浓度相当的辽宁冲积沉积物和江苏湖泊沉积物发育的土壤中，砷氧化产物的存在形态差异较大^[22].本研究通过进一步分析不同处理组中溶解态Fe(II)、盐酸提取态Fe(II)、盐酸提取态总铁等结果(图3)，证实了当土壤中吸附态铁等活性铁含量越高时，越有利于土壤对As(III)和As(V)的吸附和固定.

在本研究的两种土壤中，单个土壤通过铁氢氧化物的吸附和固定作用结合的As(V)含量相当，但通过吸附作用结合的As(III)明显高于通过固定作用结合的As(III).这可能是因为铁氢氧化物与As(III)的结合状态没有与As(V)的紧密^[34-35]，导致吸附在土壤铁氢氧化物表面的As(III)更易于发生解吸作用，因此As(III)的稳定性更低，移动性更高^[36-37].当As(III)和/或硝酸盐存在时，土壤溶解态Fe(II)和吸附态Fe(II)的浓度均显著降低，这一方面是由于硝酸盐可以作为电子受体与Fe(III)竞争电子，抑制微生物Fe(III)还原过程；另一方面是由于硝酸盐还原中间产物NO₂^-能够与Fe(II)发生化学反硝化反应，促进Fe(II)氧化过程^[28,38].前人研究表明，Bacillus和Clostridium广泛存在于厌氧土壤环境中，并可驱动Fe(III)还原过程^[39].与+NO₃^-处理组相比，As(III)的存在对厌氧培养过程中土壤微生物群落的组成和丰度影响不明显(图5).最近研究还发现，化学反硝化过程所生成的含铁矿物对As(V)的固定/隔离发挥重要作用^[40]，因此硝酸盐的存在不仅能降低Fe(II)浓度，还能促进土壤对As(V)的固定.需要注意的是，由于本文只选取了两种铁含量不同的土壤进行研究，所获得的主要发现仍比较初步，将来需选取更多的样品量开展更全面的研究加以验证.

4　结论

收起

4.1　厌氧条件下硝酸盐的存在能够驱动土壤砷氧化过程；土壤吸附态铁含量越高，砷氧化程度越高，被土壤铁氢氧化物吸附固定的As(III)和As(V)比例更高，As(III)和As(V)吸附固定的比例分别提高了38.6%和27.1%.

4.2　厌氧条件下As(III)的存在能够减慢土壤硝酸盐还原过程，培养前期(1d)NO₂^-和N₂O的积累量分别减少了0.120~0.188mmol/L和6.24~6.94 µmol/L，培养中期(3~9d)NH₄⁺的生成量增加了0.147~0.721mmol/L；土壤铁含量越高，反硝化和异化硝酸盐还原产铵过程越快.

4.3　厌氧条件下硝酸盐和As(III)的存在显著降低了土壤溶解态Fe(II)和吸附态Fe(II)的浓度，同时吸附态总铁的浓度增幅为0.002~0.104g/kg.

4.4　厌氧条件下硝酸盐和As(III)的存在均能改变土壤微生物群落的组成与丰度，Bacillus、Clostridium和Planococcaceae等是驱动硝酸盐还原和砷氧化耦合硝酸盐还原过程的优势微生物.

基金

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国家自然科学基金资助项目(42377239)
国家自然科学基金资助项目(42207009)
广东省重点实验室开放基金资助项目(2023B1212060044)

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2025年第45卷第3期

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接收时间：2024-08-10
首发时间：2026-03-18
出版时间：2025-03-20

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收稿日期：2024-08-10

基金

国家自然科学基金资助项目(42377239)

国家自然科学基金资助项目(42207009)

广东省重点实验室开放基金资助项目(2023B1212060044)

作者信息

^1.华南师范大学环境研究院，广东省化学品污染与环境安全重点实验室，环境理论化学教育部重点实验室，广东广州 510006

^2.广东省科学院生态环境与土壤研究所，华南土壤污染控制与修复国家地方联合工程研究中心，广东省农业环境综合治理重点实验室，广东广州 510650

通讯作者:

^* 责任作者，研究员，xiaomin.li@m.scnu.edu.cn

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2种不同金属材料的力学参数

科 Family	属数 Number of genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)	属 Genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)
鹅膏菌科Amanitaceae	2	11	5.26	鹅膏菌属 Amanita	10	4.78
小菇科 Mycenaceae	2	12	5.74	丝盖伞属 Inocybe	5	2.39
多孔菌科 Polyporaceae	8	14	6.70	蜡蘑属 Laccaria	5	2.39
红菇科 Russulaceae	3	23	11.00	小皮伞属 Marasmius	6	2.87
				小菇属 Mycena	11	5.26
				光柄菇属 Pluteus	5	2.39
				红菇属 Russula	17	8.13
				栓菌属 Trametes	5	2.39

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