全 文 ：
　 　 　 　 　 生 态 学 报
　 　 　 　 　 　 　 （ＳＨＥＮＧＴＡＩ ＸＵＥＢＡＯ）
　 　 第 ３４卷 第 ４期　 　 ２０１４年 ２月　 （半月刊）
目　 　 次
前沿理论与学科综述
富营养化湖泊溶解性有机碳生物可利用性研究进展 叶琳琳，孔繁翔，史小丽，等 （７７９）………………………
黄河下游平原农业景观中非农生境植物多样性 卢训令，梁国付，汤　 茜，等 （７８９）……………………………
个体与基础生态
锰胁迫对杠板归细胞超微结构的影响 王　 钧，邬　 卉，薛生国，等 （７９８）………………………………………
不同渗氧能力水稻品种对砷的耐性和积累 吴　 川，莫竞瑜，薛生国，等 （８０７）…………………………………
弱光下水分胁迫对不同产地披针叶茴香幼苗生理特性的影响 曹永慧，周本智，陈双林 （８１４）…………………
不同分枝数对桑树幼苗生长发育的影响 郇慧慧，胥　 晓，刘　 刚，等 （８２３）……………………………………
斑膜合垫盲蝽若虫在国槐上的空间分布型及抽样技术 朱惠英，沈　 平，吴建华，等 （８３２）……………………
连作苹果园土壤真菌的 Ｔ⁃ＲＦＬＰ 分析 尹承苗，王功帅，李园园，等 （８３７）………………………………………
棉隆对苹果连作土壤微生物及平邑甜茶幼苗生长的影响 刘恩太，李园园，胡艳丽，等 （８４７）…………………
两株具有芘降解功能的植物内生细菌的分离筛选及其特性 孙　 凯，刘　 娟，李　 欣，等 （８５３）………………
种群、群落和生态系统
温度对柑橘始叶螨实验种群生长发育繁殖的影响 李迎洁，王梓英，张国豪，等 （８６２）…………………………
高原鼠兔有效洞穴密度对青藏高原高寒草甸群落植物生态位的影响 贾婷婷，毛　 亮，郭正刚 （８６９）…………
三工河流域琵琶柴群落特征与土壤因子的相关分析 赵学春，来利明，朱林海，等 （８７８）………………………
岷江干旱河谷造林对土壤微生物群落结构的影响 王卫霞，罗　 达，史作民，等 （８９０）…………………………
滩涂围垦和土地利用对土壤微生物群落的影响 林　 黎，崔　 军，陈学萍，等 （８９９）……………………………
福寿螺对稻田水生植物群落结构的影响 赵本良，章家恩，戴晓燕，等 （９０７）……………………………………
４种木本植物在潜流人工湿地环境下的适应性与去污效果 陈永华，吴晓芙，郝　 君，等 （９１６）………………
基于静态箱式法和生物量评估海北金露梅灌丛草甸碳收支 李红琴，李英年，张法伟，等 （９２５）………………
初始 ｐＨ值对碱性和酸性水稻土微生物铁还原过程的影响 吴　 超，曲　 东，刘　 浩 （９３３）……………………
景观、区域和全球生态
库姆塔格柽柳沙包年层稳定碳同位素与气候环境变化 张锦春，姚　 拓，刘长仲，等 （９４３）……………………
资源与产业生态
大棚甜瓜蒸腾规律及其影响因子 张大龙，常毅博，李建明，等 （９５３）……………………………………………
盐胁迫下荒漠共生植物红砂与珍珠的根茎叶中离子吸收与分配特征 赵　 昕，杨小菊，石　 勇，等 （９６３）……
普通鹿蹄草品质与根际和非根际土壤的关系 耿增超，孟令军，刘建军 （９７３）……………………………………
作物种植前后土壤有机质及养分因子的空间变异分析 方　 斌，吴金凤 （９８３）…………………………………
城乡与社会生态
城市河流健康评价指标体系构建及其应用 邓晓军，许有鹏，翟禄新，等 （９９３）…………………………………
西藏生态足迹与承载力动态分析 安宝晟，程国栋 （１００２）…………………………………………………………
研究简报
三峡库区岸坡消落带草地、弃耕地和耕地土壤微生物及酶活性特征 马　 朋，李昌晓，雷　 明，等 （１０１０）……
盐胁迫对 ２种栎树苗期生长和根系生长发育的影响 王树凤，胡韵雪，孙海菁，等 （１０２１）………………………
恒温和变温驯化对大蟾蜍蝌蚪热耐受性的影响 王立志 （１０３０）…………………………………………………
学术信息与动态
国际生物土壤结皮研究发展态势文献计量分析 贺郝钰，侯春梅，迟秀丽，等 （１０３５）……………………………
期刊基本参数：ＣＮ １１⁃２０３１ ／ Ｑ∗１９８１∗ｍ∗１６∗２６４∗ｚｈ∗Ｐ∗ ￥ ９０􀆰 ００∗１５１０∗３０∗２０１４⁃０２
􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒􀥒
封面图说： 大蟾蜍蝌蚪群———大蟾蜍别名癞蛤蟆，体长达 １０ｃｍ以上，身体肥胖，四肢短，步态及齐足跳的姿势具特征性。 其背
部皮肤厚而干燥，通常有疣，呈黑绿色，常有褐色花斑，趾间具蹼。 毒腺在背部的疣内，受惊后毒腺分泌或射出毒液。
大蟾蜍早春在水中繁殖，可迁移至 １．５ｋｍ外或更远的适合繁殖的池塘，产卵量很大，产卵数天后蝌蚪即可孵出，１—３
个月后发育为蟾。 大蟾蜍常作为实验动物或药用动物，其耳后腺和皮肤腺的白色分泌物可制成“蟾酥”，可治疗多种
疾病。 研究表明，大蟾蜍蝌蚪最高逃避温度和最高致死温度比最适温度产生的影响要大。
彩图及图说提供： 陈建伟教授　 北京林业大学　 Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｃｉｔｅｓ．ｃｈｅｎｊｗ＠ １６３．ｃｏｍ
第 34 卷第 4 期
2014年 2月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol.34,No.4
Feb.,2014
http: / / www.ecologica.cn
基金项目:国家自然科学基金面上资助项目(40971158,41171204)
收稿日期:2012鄄10鄄09; 摇 摇 修订日期:2013鄄03鄄04
*通讯作者 Corresponding author.E鄄mail: dongqu@ nwsuaf.edu.cn
DOI: 10.5846 / stxb201210091394
吴超,曲东,刘浩.初始 pH值对碱性和酸性水稻土微生物铁还原过程的影响.生态学报,2014,34(4):933鄄942.
Wu C,Qu D,Liu H.Effect of initial pH value on microbial Fe (芋) reduction in alkaline and acidic paddy soils.Acta Ecologica Sinica,2014,34(4):
933鄄942.
初始 pH值对碱性和酸性水稻土微生物
铁还原过程的影响
吴摇 超,曲摇 东*,刘摇 浩
(西北农林科技大学 资源环境学院, 杨凌摇 712100)
摘要:酸碱度(pH值)是水稻土铁还原过程的重要影响因素之一。 通过模拟水稻土淹水厌氧培养,以 Al2(SO4) 3和 Na2CO3溶液
分别调节碱性和酸性水稻土 pH 值至强酸性(pH 值<5.0)、酸性(pH 值 5.0—6.5)、中性(pH 值 6.5—7.5)、碱性(pH 值 7郾 5—
8郾 5)、强碱性(pH值>8.5),以此来研究 5种初始 pH值对水稻土泥浆铁还原过程的影响;通过微生物群落厌氧培养研究了 2种
水稻土菌悬液在 6种 pH值条件下的铁还原能力差异。 结果表明,碱性水稻土铁还原潜势(a)、最大铁还原速率(Vmax)随初始
pH值的降低而下降,而达到最大铁还原速率所需的时间(TVmax)则延长。 提高酸性水稻土初始 pH值使铁还原 Vmax增加而 TVmax
缩短,但土壤中无定形氧化铁均能还原,初始 pH 值与 Vmax具有显著正相关关系。 碱性和酸性水稻土的土壤菌悬液在试验 pH
值范围内厌氧培养,其铁还原能力在培养初期差异不显著,但培养后期的差异明显,且最终都能把培养液中氧化铁完全还原。
随着初始 pH值升高 TVmax延长,Vmax则降低,且均显著负相关,但碱性水稻土微生物群落的 Vmax在 pH 值 6.00 时最大。 初始 pH
值和土壤类型对水稻土铁还原过程具有显著影响,且对土壤菌悬液微生物群的铁还原具有一定影响。
关键词:初始 pH值;水稻土;异化铁还原;泥浆和土壤菌悬液厌氧培养
Effect of initial pH value on microbial Fe (芋) reduction in alkaline and acidic
paddy soils
WU Chao,QU Dong*,LIU Hao
College of Natural Resources and Environment, Northwest Agriculture and Forestry University, Yangling, Shaanxi 712100, China
Abstract: 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(域) concentration and pH
value of the samples were measured at regular intervals. A logistic model was used to analyze the characteristics of Fe(芋)
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依0.00) mg·g-1·d-1 at pH 10.51 to (0.02依0.00) mg·g-1·d-1 at pH 7.00. All amorphous iron oxides
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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依0.04) mg·g-1·d-1) and the time to reach the maximum rate of iron reduction was shortest ((3.65依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 (JL r= 0.897, P= 0.000; JX r = 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鄄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鄄fold, from (7.49依0.03) d at pH 4.84 to
(45.2依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.
Key Words: initial pH; paddy soils; dissmilatory iron reduction; anaerobic incubation of slurry and microbial communities
摇 摇 异化铁还原是指微生物将外部的 Fe(芋)作为
电子受体,将 Fe(芋)还原成 Fe(域)的过程,该过程
自然地发生在土壤、水体沉积物和地下环境,是极其
重要的地球化学过程之一[1]。 异化铁还原过程被证
实不仅对铁循环产生重要的影响,而且还和水稻土
中氮磷等养料的分布、有机物的分解转化以及重金
属的迁移转化有着紧密的联系。 pH 值是影响异化
铁还原的重要因素之一[2],不但会直接影响水稻土
中 Fe(芋)溶解度及各氧化还原体系间的化学反
应[3],而且还会影响微生物生长和形态,及其代谢过
程中的酶活性[4]。 此外,土壤 pH值也是全球范围内
细菌多样性和群落结构的重要决定因子[5]。 过往的
研究多集中报道中性环境中异化铁还原过程及相关
微生物的生长情况,如陈秦等[6]研究表明渤海沉积
物中微生物群落在中性条件下 Fe(芋)还原能力最
强,pH过低或过高都会降低其 Fe(芋)还原能力。
近些年越来越多的研究发现,在过低或过高的 pH值
环境 中 都 有 铁 还 原 微 生 物 的 存 在[2,7鄄12], 如
Acidiphilium cryptum JF鄄 5 能够在酸性沉积物中发挥
铁还 原 功 能[7]; 嗜 碱 性 厌 氧 铁 还 原 菌 新 种
Alkaliphilus Aanaerobic sp. nov. 的最适 pH 值为
9.4[12]。
然而,现有的研究多限于微生物纯培养,关于泥
浆培养和混合培养体系中铁还原过程与 pH 值关系
的报道却相当少见。 仅见朱超[13]利用 Al2(SO4) 3调
低四川水稻土 pH 值与浙江水稻土进行比较测定泥
浆中地杆菌和厌氧粘细菌丰度差异。 本研究望通过
泥浆培养和混合培养体系综合比较不同初始 pH 对
水稻土铁还原过程的影响:模拟水稻土淹水过程,利
用 Al2(SO4) 3调低碱性水稻土 pH 值及 Na2CO3调高
酸性水稻土 pH值,研究不同初始 pH 值对水稻土泥
浆中铁还原过程的影响;利用混合培养体系研究微
生物群落铁还原能力对不同初始 pH值的响应。
1摇 材料与方法
1.1摇 供试土壤
供试水稻土分别采自吉林省松原市前郭尔罗斯
县查干花镇(N 44毅 34忆29义,E 124毅 05忆22义,用 JL 表
示),属于北方水稻土分散区,东北半湿润早熟单季
稻作带;江西省宜春市靖安县香田乡黄垅村(N 28毅
49忆43义,E 115毅20忆59义,用 JX 表示),属于南方水稻土
集中分布地区,华中湿润单 /双季稻作区[3,14]。 在水
稻收割后分别采集稻田 0—20 cm 的耕层土壤,拣去
植物残体,自然风干,磨细,过 1 mm 土壤筛,存储于
塑料容器中备用。 供试 JL、JX 水稻土的基本性质分
别如下:土壤 pH 10.51、4.84;有机质含量 6.42、13.86
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g / kg;全氮 0郾 81、2.07 g / kg;全磷 0.21、0.35 g / kg;全
钾 17.84、40.70 g / kg;游离铁 2.98、6.48 g / kg;无定形
铁 0.46、1.94 g / kg。
1.2摇 水稻土初始 pH的调节
配置 100 mmol / L 的 Al2(SO4) 3、Na2CO3溶液为
标准储备液,将标准储备液逐级稀释,浓度依次为
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。 分别称取 5.0000 g
JL若干份至 12 mL血清瓶中,加入 5 mL不同浓度的
Al2(SO4) 3溶液,涡旋 2 min,静置 30 min,测定 pH
值,平行 3 份。 同理,添加Na2CO3溶液至 JX 中。 绘
制 pH值随 Al2(SO4) 3与 Na2CO3添加量(用 驻 表示)
的变化趋势,根据趋势线找出达到目的 pH值所需的
调节剂添加量,记为估算值。 泥浆培养试验的目的
pH 值根据估算值前后波动进行试验测定进一步
确定。
1.3摇 土壤菌悬液制备
分别称取 12.0000 g风干过筛(<1 mm)的 JL 和
JX各一份,置于 25 mL 血清瓶中,添加无菌水 12
mL,充 N2除 O2,用橡胶盖及铝盖密封,于 30 益恒温
避光培养,淹水 7 d后进行土壤菌悬液提取。 制备菌
悬液时,添加无菌水 96 mL,无损失地转移到离心管
中,于 30 益下,在 FUMA恒温培养摇床 QYC鄄 200 中
以 180 r / min 振荡浸提 1 h 后,于 ZONKIA KDC鄄 40
低速离心机中以 1000 r / min 离心 10 min,收集悬浊
液为土壤菌悬液。
1.4摇 厌氧培养试验及分析指标测定方法
泥浆培养试验:称取风干过筛( < 1 mm)的 JL
5郾 0000 g数份至 12 mL 血清瓶中,根据我国土壤酸
碱度的分级标准[3],分别添加不同浓度的 Al2(SO4) 3
溶液 5mL,将水稻土的初始 pH 依次调节成强酸性
(pH值< 5.0,标识“-2冶)、酸性(pH 值 5郾 0—6.5,标
识“- 1冶)、中性( pH 值 6. 5—7. 5,标识“0冶)、碱性
(pH值 7.5—8郾 5,标识“1冶)、强碱性(pH值> 8.5,标
识“2冶)。 设置添加无 CO2水为对照。 同 JL 处理设
置,使用 Na2CO3溶液提高 JX初始 pH值进行试验。
土壤菌悬液培养试验:于 7 mL 血清瓶中添加 1
mL人工合成的 3.551 g / L Fe(OH) 3悬浊液为唯一电
子受体,1 mL 0.25 mol / L葡萄糖作为唯一碳源,不同
的 0.1 mol / L 的 N 或 0.025 mol / L 的 P 缓冲液各 1
mL及 1 mL水稻土菌悬液。 缓冲体系 pH 值依次为
6.00、7.00、8.00、9.00,且设置两个水稻土的初始 pH
值 4郾 84 ( JX)和 10. 51 ( JL) 为对照。 实验 pH 值
4郾 84—8.00采用磷酸盐缓冲体系,pH值 9.00—10.51
采用铵盐缓冲体系[15]。
培养体系中物质添加完毕之后,充 N2除 O2,用
橡胶盖及铝盖密封,置于 30 益恒温箱中避光培养。
于培养的第 0、1、3、5、7、10、13、16、20、25、30、35、40、
50、60 d 在同一处理中随机选取样品采样,用邻菲罗
啉比色法[16鄄18]测定 Fe(域)浓度,玻璃电极电位法测
定 pH值。
1.5摇 数据分析方法
Origin 8.0 用于数据统计与绘图。 Curve Expert
1.3用于拟合回归分析,铁还原特征用 Logistic 方程,
表达式:
为 y=a / (1+be-cx)
式中,y为不同时刻的 Fe(域)质量分数或浓度;x 为
反应时间;参数 a 表征 Fe(芋)还原的最大潜势,即
Fe(域)最大累积量;c 表征反应速率常数;0.25ac 表
征 Fe(芋)最大还原速率(Vmax);lnb / c 表征最大还原
速率对应的时间(TVmax) [19]。
选取 Vmax作为铁还原过程的特征指标,用 SPSS
16.0统计软件进行初始 pH 值与土壤泥浆或菌悬液
对铁还原过程的影响的双因素方差分析,基于欧式
距离的距离相关分析,以及初始 pH值与铁还原过程
的 Pearson相关分析。
2摇 结果与分析
2.1摇 pH值调节剂用量与水稻土 pH值的关系
在试验所选取的 pH 值调节剂用量范围内,JL
的 pH值随 Al2(SO4) 3的添加逐渐降低;JX 的 pH 值
随 Na2CO3的添加而增加(图 1)。 由变化趋势及试验
再次确定可得,往每克 JL 干土中添加 Al2( SO4 ) 3
1郾 7107、3.4214、17.1068、51.3204 mg,JL 的 pH 值可
相应变成 8.47( JL1)、7.63( JL1忆)、6.85( JL0)、6.10
(JL鄄1)。 每克 JX 干土添加 Na2CO3 1.0599,3.1797,
6.3593,9.5390 mg时,其 pH 值依次成 5.90( JX鄄 1)、
7.27(JX0)、8.19(JX1)、9.17(JX2)。
2.2摇 调节淹水初始 pH 值对水稻土铁还原过程的
影响
降低初始 pH值后,JL 在培养过程中 Fe(域)含
量及 pH 值变化如图 2 所示。 培养周期内 JL 中
539摇 4期 摇 摇 摇 吴超摇 等:初始 pH值对碱性和酸性水稻土微生物铁还原过程的影响 摇
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Fe(域)含量随时长增加,最终 Fe(域)累积量随初始
pH值的降低而减少,尤其在酸性条件下,Fe(域)含
量基本不变,仅为 0.47 mg / g 土(图 2)。 初始 pH 值
为强碱性时,JL的 pH 值随时间先降低 20 d 后稳定
于 9 左右,其余处理中 pH 值在培养 3—7 d 内均有
所增加而后降低并稳定在与初始 pH 值相应的酸碱
度级别范围内。 pH 值变化情况同 Ponnamperuma
等[20]的研究相一致。 由此可见,降低 JL 的初始 pH
值不利于其铁还原过程的发生。
图 1摇 供试水稻土 pH值与 pH值调节剂添加量的关系
Fig.1摇 Relationship between tested paddy soil pH value and addictive amount of pH value regulators
JL: 吉林;JX:江西
图 2摇 降低初始 pH值培养 60天 JL中 Fe(域)含量及 pH值的变化
Fig.2摇 Change of Fe(域) content and pH value decreasing pH value in JL incubated for 60 d
摇 摇 在淹水培养周期内,JX各处理的 Fe(域)含量均
先上升后稳定,差异在于稳定时间和增加速度(图
3)。 初始 pH值为强酸性时,达到平衡所需时间和增
加速度都比其余酸碱度处理落后且差异明显;随着
初始 pH增加,Fe(域)含量增加速度越快且达到最
大值所需时间越短,但是彼此差异不大。 在培养周
期内,各个处理的 pH 值随时间变化趋势如图 3 所
示。 培养过程中各处理的 pH值均趋向于中性,这同
Ponnamperuma等[20]的研究相一致。 综上所述,JX
的铁还原过程在提高水稻土初始 pH值后更活跃。
采用 Logistic方程对两个土样调节初始 pH后还
原 Fe(芋)的情况进行拟合(表 1)发现,除 JL鄄1处理
以外,Fe(域)累积量与培养时间的相关系数均达
0郾 95以上,由此说明不同初始 pH 值条件下,水稻土
泥浆中 Fe (芋) 还原过程随时间的变化曲线与
Logistic模型的契合度较高。
由表 1可知,JL逐一降低初始 pH 值后,铁还原
潜势(a)、最大铁还原速率(Vmax)随初始 pH 值的降
低而降低,相应达到最大铁还原速率所需的时间
(TVmax)则随之延长。 JL在酸性条件下 a值仅占水稻
土无定形氧化铁含量的 56%,而其余 pH 值条件下 a
值均大于两种水稻土无定形氧化铁含量,由此可见
639 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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部分游离铁含量也被还原。 JL的 Vmax由强碱性时的
0.05 mg·g-1·d-1降至中性时的 0.02 mg·g-1·d-1,约为
原先的一半。 依次提高 JX初始 pH值对其铁还原过
程所造成的影响为 Vmax增加及 TVmax缩短,但 a 值均
在 3.24—3.36 mg / g之间,说明水稻土无定形氧化铁
均已还原。 碱性条件下,Vmax最大,达到(0.46依0.04)
mg·g-1·d-1,其 TVmax最短((3郾 6依0.2) d)。 在有交互
作用的双因素方差分析模型中,在 5%的显著性水平
下初始 pH值(P= 0.000)、水稻土类型(P = 0.000)以
及两者交互作用 ( P = 0. 000) 对 Vmax 影响显著。
Pearson相关性分析结果显示,初始 pH 值与 Vmax的
正相关关系显著 ( JL r = 0. 897,P = 0. 000; JX r =
0郾 903,P= 0郾 000)。 JL和 JX的夹角余弦相似系数是
0郾 677,说明不同酸碱度条件下两个土样的变化规律
相似。 由基于欧式距离的不相似矩阵(表 2)可知,
Vmax在强酸性和酸性时不一致性较低,中性和碱性及
强碱性时差异亦较小,但低于中性和大于及等于中
性时不一致性较大,酸性时和强碱性时差异最大。
因此,在试验 pH 值范围内,初始 pH 值的提高能够
明显促进水稻土铁还原过程的进行。
图 3摇 提高初始 pH值培养 60dJX中 Fe(域)含量及 pH值的变化
Fig.3摇 Changes of Fe(域) content and pH value by increasing pH value in JX incubated for 60 d
表 1摇 不同初始 pH条件下水稻土泥浆中 Fe(芋)过程的动力学拟合结果( 軃x 依 s )
Table 1摇 Dynamic fitting results of Fe (芋) reduction in paddy soil slurry under different initial pH value conditions ( 軃x 依 s )
处理
Treatments
Logistic方程参数 Logistic model parameters
a / (mg / g) b c / d-1 r
Vmax
/ (mg·g-1·d-1)
TVmax
/ d
JL 2 2.37依0.02 6.19依0.04 0.09依0.00 0.985 0.05依0.00 20.1依0.5
JL 1 2.14依0.14 7.50依0.67 0.09依0.01 0.983 0.05依0.00 22.8依2.4
JL1忆 2.30依0.26 9.95依1.30 0.07依0.00 0.982 0.04依0.00 32.7依4.0
JL 0 1.63依0.66 8.93依3.37 0.06依0.01 0.980 0.02依0.00 37.6依16.0
JL鄄1 0.26依0.03 0.85依0.26 0.04依0.02 0.940 0.00依0.00 -
JX-2 3.35依0.05 8.41依0.71 0.21依0.01 0.981 0.18依0.01 10.2依0.2
JX鄄1 3.37依0.06 7.00依0.79 0.38依0.04 0.971 0.32依0.04 5.1依0.4
JX 0 3.24依0.02 5.51依0.84 0.35依0.05 0.965 0.28依0.04 4.9依0.3
JX 1 3.36依0.04 7.39依0.66 0.55依0.05 0.955 0.46依0.04 3.6依0.2
JX 2 3.35依0.06 7.97依0.84 0.54依0.07 0.963 0.45依0.05 3.7依3.8
摇 摇 “ 冶表示无拟合结果;JL: 吉林; JX: 江西
表 2摇 不同酸碱度条件下泥浆铁还原过程 Vmax的不相似矩阵
Table 2摇 Dissimilarity matrix of Vmax in paddy slurry under different pH value conditions
欧式距离 Euclidean Distance
强酸性
Strongly acidic
酸性
Acidic
中性
Neutral
碱性
Alkaline
强碱性
Strongly alkaline
强酸性 Strongly acidic 0.000
酸性 Acidic 0.026 0.000
中性 Neutral 0.172 0.177 0.000
碱性 Alkaline 0.143 0.143 0.041 0.000
强碱性 Strongly alkaline 0.284 0.287 0.113 0.144 0.000
739摇 4期 摇 摇 摇 吴超摇 等:初始 pH值对碱性和酸性水稻土微生物铁还原过程的影响 摇
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2.3摇 水稻土微生物群落铁还原能力对不同 pH 值条
件的响应
两种水稻土微生物群落在不同 pH 值条件下
Fe(域)累积量及 pH值变化情况如图 4 所示。 在培
养周期结束时,除 JL微生物群落在 pH值 10.51条件
下最终 Fe(域)浓度为(575.24依10.00) 滋g / mL,其余
处理中的 Fe(域)浓度均在 689—724 滋g / mL范围内
且铁还原率均达 100%左右(图 4JL鄄A,JX鄄A)。 25 d
前 JL中的 Fe(域)浓度增加缓慢且各处理趋势基本
一致,而后各处理增加幅度出现差异:pH 值臆7.00
时 JL微生物群落还原铁的速度大于 pH 值>7.00 的
铁还原速度,相应达到 Fe(域)浓度最大值所需的时
间则 pH值臆7.00 条件下短。 JX 微生物群落各 pH
值不同处理在培养前 5 d 增加缓慢且增加态势保持
基本一致,5 d后各处理之间出现差异。 初始 pH 值
4郾 84和 6.00时,培养 5 d 后 Fe(域)浓度迅猛增加,
并于 20 d左右达到极值;初始 pH值 7.00 和 8.00 的
两个处理在 16 d 前变化趋势保持一致,16 d 后 pH
值 7.00的 Fe(域)浓度增加幅度高于 pH 值 8.00,两
个处理于 35 d达到极值;pH值 9.00和 10.51时 16 d
前增长态势相似,16 d 后 pH 值越高增加越平缓,但
同时于 60 d达到极值。 由此可见来源于供试土壤的
两种微生物群落介导的铁还原过程随初始 pH 值的
增加而变缓。
图 4摇 在不同初始 pH值体系中培养 60天 2种水稻土菌悬液铁还原能力及 pH值的变化
Fig.4摇 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
摇 摇 Fe(域)浓度变化伴随着 pH值的变化(图 4),各
处理 pH值均先下降后稳定于 4—5。 JL各处理趋于
稳定的时间约为 25 d。 JX在 pH值为 4郾 84—8.00的
稳定时间约为 16 d,pH值 9.00和 10郾 51时培养体系
的 pH值 30 d前基本稳定,30 d后迅速降低,50 d 后
稳定。 这些时间的转折点与体系中相应的 Fe(域)
浓度增加趋势分歧点基本一致。
由 Logistic拟合结果(表 3)可知,各处理的 a 值
在 686.6—818.1 滋g / mL 之间,占培养体系中总无定
形氧化铁量(710.2 滋g / mL)的百分比即铁还原率为
96.7%—115.2%,由此可见在不同初始 pH 值条件
下,来自两个水稻土的微生物群落最终都能把体系
中的铁还原,区别在于过程中最大铁还原速率及其
需要的时间。 随着初始 pH 值升高 TVmax延长,在 JX
839 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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培养体系中尤为明显,TVmax从 pH值 4.84的(7.49依0.
03) d延长至 pH值 10.51的(45.2依0.3) d,增加了近
6倍。 相反,Vmax则随着初始 pH 值的升高而降低。
在有交互作用的双因素方差分析模型中,在 5%的显
著性水平下初始 pH值(P= 0.000)、水稻土微生物群
落类型(P= 0.000)以及两者交互作用(P = 0.000)对
Vmax影响极显著。 JL微生物群落的 Vmax在 pH值 6时
最大,其 Vmax与初始 pH 值呈显著性负相关 ( r =
-0.838,P= 0.000)。 JX微生物群落在 pH 值 4.84 时
Vmax最大,且与初始 pH 值显著负相关( r = - 0.913,
P= 0郾 000)。 JL微生物群落和 JX微生物群落的夹角
余弦相似系数是 0.898,说明两种微生物群落的铁还
原能力随初始 pH 值的变化情况相似。 以初始 pH
值 4.84为基础,Vmax的不一致性随 pH 值梯度增加而
升高。 pH值 4.84 与 6.00 时的 Vmax差异较小,且与
pH值为 7.00—10.51 时差异明显较大。 pH 值 8.00
和 9郾 00的不一致性最小,pH 值 4.84 和 10.51 的不
一致性最大。 因此,在试验初始 pH 值范围内,初始
pH值对水稻土微生物群落铁还原能力存在明显的
负面影响。 JL微生物群落在初始 pH值 6.00 时铁还
原能力最佳,JX微生物群落则在 pH值 4.84时最佳。
表 3摇 不同初始 pH值条件下水稻土微生物群落还原 Fe(芋)过程的动力学拟合结果
Table 3摇 Dynamic fitting results of Fe (芋) reduction for microbial communities in paddy soil under different initial pH value
菌液来源
Microbial
liquid sources
处理
Treatments
Logistic方程参数 / Logistic model parameters
a /
(滋g / mL) b c / d
-1 r
Vmax
/ (滋g·mL-1·d-1)
TVmax
/ d
铁还原率%
Iron reduction
rate
JL pH 4.84 818.1依8.1 16.32依0.77 0.09依0.00 0.986 17.9依0.5 31.93依0.71 115.2依1.1
pH 6.00 750.4依6.4 28.24依1.63 0.12依0.00 0.990 21.6依0.5 29.06依0.24 105.7依0.9
pH 7.00 781.8依12.8 22.55依1.57 0.10依0.00 0.985 19.8依0.6 30.73依0.78 110.1依1.8
pH 8.00 747.7依6.2 15.62依0.14 0.08依0.00 0.988 14.8依0.1 34.73依0.08 105.3依0.9
pH 9.00 773.4依9.3 14.44依0.48 0.06依0.00 0.972 12.0依0.2 42.89依0.29 108.9依1.3
pH10.51 799.3依6.6 13.81依0.28 0.06依0.00 0.983 11.1依0.3 47.15依0.38 112.5依0.9
JX pH 4.84 689.3依1.6 65.79依2.92 0.56依0.01 0.993 96.3依1.6 7.49依0.03 97.1依0.2
pH 6.00 686.6依3.4 67.53依1.49 0.50依0.00 0.998 85.8依0.5 8.43依0.03 96.7依0.5
pH 7.00 711.9依2.1 43.40依5.10 0.20依0.01 0.998 34.9依1.5 19.22依0.22 100.2依0.3
pH 8.00 709.4依6.6 26.20依0.80 0.15依0.00 0.998 26.1依0.3 22.18依0.20 99.9依0.9
pH 9.00 699.0依6.8 40.90依4.43 0.14依0.01 0.998 24.9依1.2 26.06依0.74 98.4依1.0
pH10.51 751.2依11.0 21.60依0.75 0.07依0.00 0.993 12.8依0.2 45.15依0.31 105.8依1.6
表 4摇 不同 pH值条件下微生物群落铁还原 Vmax的不相似矩阵
Table 4摇 Dissimilarity matrix of microbial iron reduction Vmax under different pH value conditions
欧式距离 Euclidean Distance
pH 4.84 pH 6.00 pH 7.00 pH 8.00 pH 9.00 pH 10.51
pH 4.84 0.000
pH 6.00 11.137 0.000
pH 7.00 61.416 50.903 0.000
pH 8.00 70.220 60.023 10.102 0.000
pH 9.00 71.625 61.614 12.668 3.019 0.000
pH 10.51 83.757 73.714 23.744 13.827 12.132 0.000
3摇 讨论
3.1摇 泥浆培养和混合培养体系中 pH值的变化
酸性水稻土渍水后 pH值迅速上升,以后逐渐达
到平衡;中性水稻土 pH 值无明显变化;微碱性水稻
土 pH值反而下降,后期逐渐达到平衡。 有机质的嫌
气分解是不容忽视的原因[3]。 有机质分解产生的大
量还原性物质与铁、锰氧化物强烈作用,并消耗溶液
中的质子,使土壤 pH值升高。 而有机质分解产生的
有机酸和 CO2,则使土壤 pH 值降低。 所以,泥浆淹
939摇 4期 摇 摇 摇 吴超摇 等:初始 pH值对碱性和酸性水稻土微生物铁还原过程的影响 摇
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水过程中 pH 值存在一定的变化。 混合培养体系中
各个处理的 pH值均由原始 pH值降至 4—5左右,主
要是由葡萄糖发酵产酸所造成的。
3.2摇 初始 pH值对 Fe(芋)还原的影响
本文利用泥浆培养和微生物群落培养两种方法
来探讨初始 pH值对水稻土微生物铁还原过程的影
响,结果发现,高初始 pH 值能够促进水稻土铁还原
过程的进行,与 Bloethe等[21]利用湖泊沉积物研究结
果一致;水稻土微生物群落的铁还原能力则受到高
初始 pH值的抑制。 水稻土是一个复杂的载体,除包
含微生物群落以外,还包含了土壤组成部分,如生物
学、矿物学表面化学等方面的性质,这些性质同样会
受到 pH值的影响,因此两种方法得到的结果存在偏
差也不无可能。 两种方法得到的结果虽然存在一定
出入,但也不乏相似之处,即酸性条件及以下和中性
条件及以上差异明显,说明初始 pH值对水稻土铁还
原过程的影响程度以中性条件为界。 原因在于中性
环境中的 Fe (芋)还原菌数目远大于酸性环境中
的[1],这也解释了水稻土铁还原过程在低初始 pH条
件下受到抑制的原因。
pH值会影响 Fe(芋)的存在形态,在酸性条件
下可存在大量可溶性的 Fe(芋)。 可溶性 Fe(芋) / Fe
(域)的氧化还原电位(+0.77 V)与 O2 / H2O 的氧化
还原电位相近( + 0. 82 V),增加了微生物利用 Fe
(芋)进行呼吸获能的优势,而且相对于不溶性的 Fe
(芋)氧化物来说,可溶性的 Fe (芋)易被异化还
原[22]。 两种微生物群落在低初始 pH值条件下铁还
原能力较强的原因之一就在于此,因混合培养体系
摒弃了土体复杂环境组分,氢氧化铁鄄初始 pH 值鄄微
生物群落三者的相互作用更直接明了。 JL 和 JX 的
铁还原强度的差异一定程度上也是由 pH 值对 Fe
(芋)存在形态的影响所造成的,JX 属潴育水稻土,
以1 颐1型粘土矿物和铁、铝氧化物(水铁矿、针铁矿、
三水铝矿等)为主,能够较好的微生物所利用。
异化铁还原过程是一个由微生物介导的生物化
学过程,微生物在铁还原过程中扮演重要角色。 微
生物长期生长在某种特定环境中会逐步适应,最终
获得较高的耐受力和代谢活性,当外界环境发生变
化时会出现不适应性。 因此 JL调低初始 pH值后水
稻土铁还原过程受抑制及 JX 微生物群落的铁还原
能力在初始 pH值 4.84时能够较好发挥原因可能就
在于此。 魏素珍[23]的研究显示污泥经碱处理后可
以释放大量有机质,在碱性条件下可以消耗以蛋白
质为主的有机物获得相对较高的产氢量,微生物群
落中以 Clostridium为主。 泥浆与污泥存在一定的相
似性,据此推测泥浆经碱处理之后存在产氢量增加
的可能,H2可被一些异化 Fe(芋)还原的古生菌利
用[24鄄25],从而促进 JX铁还原过程。
水稻土的微生物群落随淹水时间不断演替生物
群落随淹水时间不[26鄄27],铁还原过程受初始 pH 值
的影响一定程度上也反应了微生物群落的变化。
Rousk等[28]研究表明,当环境 pH 值从 4.0 升高到
8郾 3时,相应的细菌拷贝数也随之增加了约 3 倍,且
细菌群落多样性也增加了一倍。 细菌群落生长和
pH值正相关,并且这种现象不会因土壤类型不同而
变化[29]。 朱超[13]的研究表明过度调低初始 pH 值
会显著降低水稻土泥浆的总细菌拷贝数,且会持续
抑制地杆菌和厌氧粘细菌的生长及其群落规模。 此
外,土壤中的主要细菌群落包括变形菌、拟杆菌、放
线菌等的生长都与 pH值正相关,且这些种群常是高
pH值土壤的土著优势菌。 虽然土壤中酸杆菌通常
认为与 pH 值负相关[30鄄32],但实际上酸杆菌的很多
亚类同 pH正相关[31]。 因此,初始 pH值对水稻土铁
还原过程的促进作用于参与其中的铁还原微生物密
切相关。 确切的微生物群落及典型兼性铁还原菌
(梭菌和芽孢杆菌)群落及丰度信息正在试验获
取中。
微生物群落的铁还原能力并非培养一开始便出
现差异,而是基本在初始 pH 值降至 4—5 之后出现
差异。 易维洁[33]的研究显示,Clostridium spp.在葡
萄糖富集下占到可分离菌株的 45%。 Clostridium 作
为糖分解发酵菌能在厌氧条件下对 Fe2O3进行还原
性溶解。 因此,推断培养前期兼性铁还原菌占据主
导地位,待葡萄糖发酵完毕之后,兼性铁还原菌则联
合专性铁还原菌共同发挥铁还原功能。
4摇 结论
初始 pH值和土壤类型对水稻土铁还原过程影
响显著。 在试验所选取的 pH 值范围内,初始 pH 值
与水稻土铁还原过程呈显著正相关,与水稻土微生
物群落的铁还原能力均有显著性负相关关系,但 JL
微生物群落在初始 pH 值为 6. 00 时最佳。 由此可
049 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
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见,初始 pH的改变对铁还原过程的影响是对微生物
群落和水稻土土壤组分共同影响的结果。
混合培养前期,初始 pH对微生物群落铁还原能
力影响不显著,待 pH 降至 4—5之后铁还原能力出
现差异。 这一现象为兼性铁还原细菌在铁还原过程
中占据不可忽视的地位提供了新的依据。
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地杆菌和厌氧粘细菌丰度的影响. 生态学报, 2011, 31(15):
4251鄄4260.
[33] 摇 易维洁. 碳源对水稻土中铁还原特征和铁还原菌多样性的影
响 [D]. 陕西: 西北农林科技大学, 2011.
249 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
ＡＣＴＡ ＥＣＯＬＯＧＩＣＡ ＳＩＮＩＣＡ Ｖｏｌ．３４，Ｎｏ．４ Ｆｅｂ．，２０１４（Ｓｅｍｉｍｏｎｔｈｌｙ）
ＣＯＮＴＥＮＴＳ
Ｆｒｏｎｔｉｅｒｓ ａｎｄ Ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅ Ｒｅｖｉｅｗ
Ｔｈｅ ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ ｏｒｇａｎｉｃ ｃａｒｂｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｅｕｔｒｏｐｈｉｃ ｌａｋｅｓ ＹＥ Ｌｉｎｌｉｎ， ＫＯＮＧ Ｆａｎｘｉａｎｇ， ＳＨＩ Ｘｉａｏｌｉ，ｅｔ ａｌ （７７９）…………
Ｐｌａｎｔ ｓｐｅｃｉｅｓ ｏｆ ｔｈｅ ｎｏｎ⁃ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｈａｂｉｔａｔｓ ｉｎ ｔｈｅ ｌｏｗｅｒ ｒｅａｃｈｅｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｙｅｌｌｏｗ Ｒｉｖｅｒ ｐｌａｉｎ ａｇｒｏ⁃ｌａｎｄｓｃａｐｅ
ＬＵ Ｘｕｎｌｉｎｇ， ＬＩＡＮＧ Ｇｕｏｆｕ， ＴＡＮＧ Ｑｉａｎ， ｅｔ ａｌ （７８９）
…………………………
………………………………………………………………………………
Ａｕｔｅｃｏｌｏｇｙ ＆ Ｆｕｎｄａｍｅｎｔａｌｓ
Ｍａｎｇａｎｅｓｅ ｓｔｒｅｓｓ ｏｎ ｔｈｅ ｕｌｔｒａｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓ ｏｆ ａ ｍａｎｇａｎｅｓｅ ｔｏｌｅｒａｎｔ ｐｌａｎｔ，Ｐｏｌｙｇｏｎｕｍ ｐｅｒｆｏｌｉａｔｕｍ Ｌ．
ＷＡＮＧ Ｊｕｎ， ＷＵ Ｈｕｉ， ＸＵＥ Ｓｈｅｎｇｇｕｏ， ｅｔ ａｌ （７９８）
………………………………………
…………………………………………………………………………………
Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ａｒｓｅｎｉｃ （Ａｓ） ｔｏｌｅｒａｎｃｅ ａｎｄ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ ｉｎ ｒｉｃｅ （Ｏｒｙｚａ ｓａｔｉｖａ Ｌ．） ｇｅｎｏｔｙｐｅｓ ｗｉｔｈ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｒａｄｉａｌ ｏｘｙｇｅｎ ｌｏｓｓ
ＷＵ Ｃｈｕａｎ， ＭＯ Ｊｉｎｇｙｕ， ＸＵＥ Ｓｈｅｎｇｇｕｏ， ｅｔ ａｌ （８０７）
……
………………………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｗａｔｅｒ ｓｔｒｅｓｓ ｏｎ ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｉｌｌｉｃｉｕｍ ｌａｎｃｅｏｌａｔｕｍ ｅｃｏｔｙｐｅｓ ｕｎｄｅｒ ｌｏｗ ｌｉｇｈｔ ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ
ＣＡＯ Ｙｏｎｇｈｕｉ， ＺＨＯＵ Ｂｅｎｚｈｉ， ＣＨＥＮ Ｓｈｕａｎｇｌｉｎ （８１４）
……………
……………………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｂｒａｎｃｈ ｎｕｍｂｅｒ ｏｎ ｔｈｅ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ Ｍｏｒｕｓ ａｌｂａ ｓａｐｌｉｎｇｓ ＨＵＡＮ Ｈｕｉｈｕｉ， ＸＵ Ｘｉａｏ， ＬＩＵ Ｇａｎｇ， ｅｔ ａｌ （８２３）…
Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｐａｔｔｅｒｎ ａｎｄ ｓａｍｐｌｉｎｇ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅ ｆｏｒ Ｏｒｔｈｏｔｙｌｕｓ （Ｏ．） ｓｏｐｈｏｒａｅ ｎｙｍｐｈｓ ｏｎ Ｓｏｐｈｏｒａ ｊａｐｏｎｉｃａ
ＺＨＵ Ｈｕｉｙｉｎｇ， ＳＨＥＮ Ｐｉｎｇ，ＷＵ Ｊｉａｎｈｕａ， ｅｔ ａｌ （８３２）
…………………………
………………………………………………………………………………
Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｆｕｎｇａｌ ｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｉｎ ａｐｐｌｅ ｒｅｐｌａｎｔｅｄ ｏｒｃｈａｒｄ ｓｏｉｌｓ ｂｙ Ｔ⁃ＲＦＬＰ ａｎａｌｙｓｉｓ
ＹＩＮ Ｃｈｅｎｇｍｉａｏ， ＷＡＮＧ Ｇｏｎｇｓｈｕａｉ， ＬＩ Ｙｕａｎｙｕａｎ， ｅｔ ａｌ （８３７）
……………………………………………………
……………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｄａｚｏｍｅｔ ｏｎ ｅｄａｐｈｏｎ ａｎｄ ｇｒｏｗｔｈ ｏｆ Ｍａｌｕｓ ｈｕｐｅｈｅｎｓｉｓ ｒｅｈｄ． ｕｎｄｅｒ ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓ ａｐｐｌｅ ｃｒｏｐｐｉｎｇ
ＬＩＵ Ｅｎｔａｉ， ＬＩ Ｙｕａｎｙｕａｎ， ＨＵ Ｙａｎｌｉ， ｅｔ ａｌ （８４７）
………………………………
…………………………………………………………………………………
Ｉｓｏｌａｔｉｏｎ， ｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ， ａｎｄ ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ ｏｆ ｔｗｏ ｐｙｒｅｎｅ⁃ｄｅｇｒａｄｉｎｇ ｅｎｄｏｐｈｙｔｉｃ ｂａｃｔｅｒｉａ ＳＵＮ Ｋａｉ， ＬＩＵ Ｊｕａｎ， ＬＩ Ｘｉｎ， ｅｔ ａｌ （８５３）……
Ｐｏｐｕｌａｔｉｏｎ， Ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ａｎｄ Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓ ｏｎ ｔｈｅ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ Ｅｏｔｅｔｒａｎｙｃｈｕｓ Ｋａｎｋｉｔｕｓ （Ｅｈａｒａ）
ＬＩ Ｙｉｎｇｊｉｅ，ＷＡＮＧ Ｚｉｙｉｎｇ，ＺＨＡＮＧ Ｇｕｏｈａｏ，ｅｔ ａｌ （８６２）
…………………………………
……………………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ａｖａｉｌａｂｌｅ ｂｕｒｒｏｗ ｄｅｎｓｉｔｉｅｓ ｏｆ ｐｌａｔｅａｕ ｐｉｋａ （Ｏｃｈｏｔｏｎａ ｃｕｒｚｏｎｉａｅ） ｏｎ ｐｌａｎｔ ｎｉｃｈｅ ｏｆ ａｌｐｉｎｅ ｍｅａｄｏｗ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ ｉｎ ｔｈｅ
Ｑｉｎｇｈａｉ⁃Ｔｉｂｅｔ Ｐｌａｔｅａｕ ＪＩＡ Ｔｉｎｇｔｉｎｇ， ＭＡＯ Ｌｉａｎｇ， ＧＵＯ Ｚｈｅｎｇｇａｎｇ （８６９）…………………………………………………………
Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｂｅｔｗｅｅｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ Ｒｅａｕｍｕｒｉａ ｓｏｏｎｇａｒｉｃａ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ ａｎｄ ｓｏｉｌ ｆａｃｔｏｒｓ ｉｎ ｔｈｅ Ｓａｎｇｏｎｇ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ
ＺＨＡＯ Ｘｕｅｃｈｕｎ， ＬＡＩ Ｌｉｍｉｎｇ， ＺＨＵ Ｌｉｎｈａｉ， ｅｔ ａｌ （８７８）
…………………
……………………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ａｆｆｏｒｅｓｔａｔｉｏｎ ｏｎ ｓｏｉｌ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｉｎ ｔｈｅ ａｒｉｄ ｖａｌｌｅｙ ｏｆ Ｍｉｎｊｉａｎｇ Ｒｉｖｅｒ
ＷＡＮＧ Ｗｅｉｘｉａ， ＬＵＯ Ｄａ， ＳＨＩ Ｚｕｏｍｉｎ， ｅｔ ａｌ （８９０）
……………………………………
………………………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｒｅｃｌａｍａｔｉｏｎ ｏｎ ｔｉｄａｌ ｆｌａｔ ａｎｄ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｏｎ ｓｏｉｌ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ
ＬＩＮ Ｌｉ， ＣＵＩ Ｊｕｎ， ＣＨＥＮ Ｘｕｅｐｉｎｇ， ＦＡＮＧ Ｃｈａｎｇｍｉｎｇ （８９９）
…………………………………………………………
………………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｐｏｍａｃｅａ ｃａｎａｌｉｃｕｌａｔａ ｏｎ ａｑｕａｔｉｃ ｍａｃｒｏｐｈｙｔｅ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｉｎ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄｓ
ＺＨＡＯ Ｂｅｎｌｉａｎｇ， ＺＨＡＮＧ Ｊｉａｅｎ， ＤＡＩ Ｘｉａｏｙａｎ， ｅｔ ａｌ （９０７）
…………………………………………
………………………………………………………………………
Ｔｈｅ ａｄａｐｔａｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｄｅｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｆｏｕｒ ｋｉｎｄｓ ｏｆ ｗｏｏｄｙ ｐｌａｎｔｓ ｉｎ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ ｗｅｔｌａｎｄ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ
ＣＨＥＮ Ｙｏｎｇｈｕａ， ＷＵ Ｘｉａｏｆｕ， ＨＡＯ Ｊｕｎ， ｅｔ ａｌ （９１６）
………………………
………………………………………………………………………………
Ｃａｒｂｏｎ ｂｕｄｇｅｔ ｏｆ ａｌｐｉｎｅ Ｐｏｔｅｎｔｉｌｌａ ｆｒｕｔｉｃｏｓａ ｓｈｒｕｂｌａｎｄ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓ ｏｆ ｓｔａｔｉｃ ｃｈａｍｂｅｒ ａｎｄ ｂｉｏｍａｓｓ ｈａｒｖｅｓｔｉｎｇ
ＬＩ Ｈｏｎｇｑｉｎ， ＬＩ Ｙｉｎｇｎｉａｎ， ＺＨＡＮＧ Ｆａｗｅｉ， ｅｔ ａｌ （９２５）
…
……………………………………………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｉｎｉｔｉａｌ ｐＨ ｖａｌｕｅ ｏｎ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ Ｆｅ （Ⅲ） ｒｅｄｕｃｔｉｏｎ ｉｎ ａｌｋａｌｉｎｅ ａｎｄ ａｃｉｄｉｃ ｐａｄｄｙ ｓｏｉｌｓ ＷＵ Ｃｈａｏ，ＱＵ Ｄｏｎｇ，ＬＩＵ Ｈａｏ （９３３）…
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ， Ｒｅｇｉｏｎａｌ ａｎｄ Ｇｌｏｂａｌ Ｅｃｏｌｏｇｙ
Ｃｌｉｍａｔｅ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｃｈａｎｇｅ ａｎｄ ｓｔａｂｌｅ ｃａｒｂｏｎ ｉｓｏｔｏｐｅｓ ｉｎ ａｇｅ ｌａｙｅｒｓ ｏｆ Ｔａｍａｒｉｘ ｓａｎｄ⁃ｈｉｌｌｏｃｋｓ ｉｎ Ｋｕｍｔａｇ ｄｅｓｅｒｔ
ＺＨＡＮＧ Ｊｉｎｃｈｕｎ，ＹＡＯ Ｔｕｏ， ＬＩＵ Ｃｈａｎｇｚｈｏｎｇ， ｅｔ ａｌ （９４３）
……………………
…………………………………………………………………………
Ｒｅｓｏｕｒｃｅ ａｎｄ Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ Ｅｃｏｌｏｇｙ
Ｔｈｅ ｃｒｉｔｉｃａｌ ｆａｃｔｏｒｓ ｏｆ ｔｒａｎｓｐｉｒａｔｉｏｎ ｏｎ ｍｕｓｋｍｅｌｏｎ ｉｎ ｐｌａｓｔｉｃ ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ＺＨＡＮＧ Ｄａｌｏｎｇ，ＣＨＡＮＧ Ｙｉｂｏ， ＬＩ Ｊｉａｎｍｉｎｇ，ｅｔ ａｌ （９５３）……
Ｉｏｎ ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｓｙｍｂｉｏｔｉｃ Ｒｅａｕｍｕｒｉａ ｓｏｏｎｇｏｒｉｃａ ａｎｄ Ｓａｌｓｏｌａ ｐａｓｓｅｒｉｎａ ｓｅｅｄｌｉｎｇｓ ｕｎｄｅｒ ＮａＣｌ ｓｔｒｅｓｓ
ＺＨＡＯ Ｘｉｎ， ＹＡＮＧ Ｘｉａｏｊｕ， ＳＨＩ Ｙｏｎｇ， ｅｔ ａｌ （９６３）
…………………
…………………………………………………………………………………
Ｔｈｅ ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ ｂｅｔｗｅｅｎ ｓｅｌｅｃｔｅｄ ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ ａｎｄ ｎｏｎ⁃ｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ａｎｄ ｔｈｅ ｑｕａｌｉｔｙ ｏｆ Ｐｙｒｏｌａ ｄｅｃｏｒａｔａ
ＧＥＮＧ Ｚｅｎｇｃｈａｏ，ＭＥＮＧ Ｌｉｎｇｊｕｎ，ＬＩＵ Ｊｉａｎｊｕｎ （９７３）
…………………
………………………………………………………………………………
Ｓｐａｔｉａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｓｏｉｌ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ ａｎｄ ｎｕｔｒｉｅｎｔ ｆａｃｔｏｒ ｆｏｒ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｐｌａｎｔｉｎｇ ｃｒｏｐｓ
ＦＡＮＧ Ｂｉｎ， ＷＵ Ｊｉｎｆｅｎｇ （９８３）
…………………………………
………………………………………………………………………………………………………
Ｕｒｂａｎ， Ｒｕｒａｌ ａｎｄ Ｓｏｃｉａｌ Ｅｃｏｌｏｇｙ
Ｅｓｔａｂｌｉｓｈｍｅｎｔ ａｎｄ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｉｎｄｅｘ ｓｙｓｔｅｍ ｆｏｒ ｕｒｂａｎ ｒｉｖｅｒ ｈｅａｌｔｈ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ
ＤＥＮＧ Ｘｉａｏｊｕｎ，ＸＵ Ｙｏｕｐｅｎｇ，ＺＨＡＩ Ｌｕｘｉｎ，ｅｔ ａｌ （９９３）
……………………………………………………
………………………………………………………………………………
Ｄｙｎａｍｉｃ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ａｎｄ ｃａｒｒｙｉｎｇ ｃａｐａｃｉｔｙ ｏｆ ｔｉｂｅｔ ＡＮ Ｂａｏｓｈｅｎｇ， ＣＨＥＮＧ Ｇｕｏｄｏｎｇ （１００２）…………………
Ｒｅｓｅａｒｃｈ Ｎｏｔｅｓ
Ｒｅｓｐｏｎｓｅｓ ｏｆ ｓｏｉｌ ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ ａｎｄ ｓｏｉｌ ｅｎｚｙｍｅ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｔｏ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｐａｔｔｅｒｎｓ ｉｎ ｔｈｅ ｗａｔｅｒ⁃ｌｅｖｅｌ⁃ｆｌｕｃｔｕａｔｉｎｇ ｚｏｎｅ ｏｆ
ｔｈｅ Ｔｈｒｅｅ Ｇｏｒｇｅｓ Ｒｅｓｅｒｖｏｉｒ ｒｅｇｉｏｎ ＭＡ Ｐｅｎｇ， ＬＩ Ｃｈａｎｇｘｉａｏ， ＬＥＩ Ｍｉｎｇ， ｅｔ ａｌ （１０１０）……………………………………………
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｓａｌｔ ｓｔｒｅｓｓ ｏｎ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ ｒｏｏｔ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｔｗｏ ｏａｋ ｓｅｅｄｌｉｎｇｓ
ＷＡＮＧ Ｓｈｕｆｅｎｇ， ＨＵ Ｙｕｎｘｕｅ， ＳＵＮ Ｈａｉｊｉｎｇ， ｅｔ ａｌ （１０２１）
………………………………………………………………
…………………………………………………………………………
Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｃｏｎｓｔａｎｔ ａｎｄ ｖａｒｉａｂｌｅ ｔｈｅｒｍａｌ ａｃｃｌｉｍａｔｉｏｎ ｏｎ ｔｈｅｒｍａｌ ｔｏｌｅｒａｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ ｃｏｍｍｏｎ ｇｉａｎｔ ｔｏａｄ ｔａｄｐｏｌｅｓ （Ｂｕｆｏ ｇａｒｇａｒｉｚａｎｓ）
ＷＡＮＧ Ｌｉｚｈｉ （１０３０）
…
…………………………………………………………………………………………………………………
２４０１ 　 生　 态　 学　 报　 　 　 ３４卷　
叶生态学报曳圆园员源年征订启事
叶生态学报曳是由中国科学技术协会主管袁中国生态学学会尧中国科学院生态环境研究中心主办的生态学
高级专业学术期刊袁创刊于 员怨愿员年袁报道生态学领域前沿理论和原始创新性研究成果遥 坚持野百花齐放袁百家
争鸣冶的方针袁依靠和团结广大生态学科研工作者袁探索生态学奥秘袁为生态学基础理论研究搭建交流平台袁
促进生态学研究深入发展袁为我国培养和造就生态学科研人才和知识创新服务尧为国民经济建设和发展服务遥
叶生态学报曳主要报道生态学及各分支学科的重要基础理论和应用研究的原始创新性科研成果遥 特别欢
迎能反映现代生态学发展方向的优秀综述性文章曰研究简报曰生态学新理论尧新方法尧新技术介绍曰新书评价和
学术尧科研动态及开放实验室介绍等遥
叶生态学报曳为半月刊袁大 员远开本袁圆愿园页袁国内定价 怨园元 辕册袁全年定价 圆员远园元遥
国内邮发代号院愿圆鄄苑袁国外邮发代号院酝远苑园
标准刊号院陨杂杂晕 员园园园鄄园怨猿猿摇 摇 悦晕 员员鄄圆园猿员 辕 匝
全国各地邮局均可订阅袁也可直接与编辑部联系购买遥 欢迎广大科技工作者尧科研单位尧高等院校尧图书
馆等订阅遥
通讯地址院 员园园园愿缘 北京海淀区双清路 员愿号摇 电摇 摇 话院 渊园员园冤远圆怨源员园怨怨曰 远圆愿源猿猿远圆
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本期责任副主编摇 董摇 鸣摇 摇 摇 编辑部主任摇 孔红梅摇 摇 摇 执行编辑摇 刘天星摇 段摇 靖
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编摇 摇 辑摇 叶生态学报曳编辑部
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主摇 摇 编摇 王如松
主摇 摇 管摇 中国科学技术协会
主摇 摇 办摇 中国生态学学会
中国科学院生态环境研究中心
地址院北京海淀区双清路 员愿号
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出摇 摇 版摇
摇 摇 摇 摇 摇 地址院北京东黄城根北街 员远号
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印摇 摇 刷摇 北京北林印刷厂
发 行摇
地址院东黄城根北街 员远号
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订摇 摇 购摇 全国各地邮局
国外发行摇 中国国际图书贸易总公司
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广告经营
许 可 证摇 京海工商广字第 愿园员猿号
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